土壤重金属污染评价方法的研究概况毕业论文.docx

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土壤重金属污染评价方法的研究概况毕业论文

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目　录

前　言

土壤是人类不可或缺的生产资料，重金属污染是破坏土壤生态环境的主要因素。

土壤中的有毒重金属能通过食物链直接危害人体健康。

重金属污染是当今土壤污染中影响面最广、危害最大的环境问题之一，由于重金属污染毒理机制和生物效应的复杂性及其在土壤中的稳定性，对重金属污染的研究一直是当今学术界的热点。

土壤是相对不可再生的自然资源，也是不可替代的自然资源，是人类赖以生产、生活和生存的物质基础。

资源开发和工业生产把大量有毒有害的重金属释放到土壤中，重金属被作物吸收富集后通过食物链传递给人或动物，给人体健康带来严重危害。

土壤重金属污染是资源开发和其他工业生产项目环境影响评价的重要生态敏感因子。

本文首先介绍了土壤重金属的风险评估，其中有健康风险评价、生态风险评价、基于重金属形态学的风险评价等，并对土壤重金属污染的安全评价做了简单介绍。

本文重点讨论土壤中重金属生物有效性的概念和评价方法两个方面。

在估重金属污染土壤的环境质量时，一般采用重金属的总量指标和环境质量生物学指标，总量指标难以反映土壤重金属的有效性，而生物学指标对气候、人为活动等外界条件的反应较为敏感。

重金属污染是环境中一种较为严重的污染类型，因为土壤及沉积物中的重金属不能为微生物所分解，却可以为生物富集。

自从50年代中期，日本发生了骨痛病和水误病以后，重金属环境污染问题受到人们极大关注删。

因此对土壤重金属污染的客观评价显现出重要的地位，

第1章土壤重金属风险评估方法概况

1.1土壤重金属风险评估研究现状

生态风险评价的主要对象是环境介质、生物种群和生态系统，通过科学的、可靠的对人类活动产生的生态效应评估，而达到保护和科学管理生态系统的目的。

生态风险评价技术是从20世纪80年代末、90年代初才开始发展起来的。

目前，大部分研究还停留在理论框架和技术路线的探讨阶段，而且多是针对水生生态系统提出的，涉及陆生生态系统的很少。

而少数有关生态风险评价的应用研究案例，也多集中在生态环境中污染物浓度的测定或简单的风险指数的计算上，并不能真正解决污染的生态风险评估。

健康风险评价主要侧重于人体的健康风险，通过选择与人类类似的动物进行试验，以达到保护人类自身的目的。

土壤健康风险评价是80年代以后兴起的狭义环境风险评价的重点，目前在世界上得到一定的应用。

1.1.1健康风险评价方法

土壤健康风险评价是近几年应用较多的一种土壤重金属污染评价方法[1-2]。

健康风险评价的容主要包括估算污染物进入人体的数量、评估剂量与负面健康效应之间的关系。

污染场地健康风险评价方法基本包括3个步骤4方面容：

数据收集和分析、暴露评估、毒性评估和风险表征[2]。

毒性评估，是利用场地目标污染物对暴露人群产生负面效应的可能证据，估计人群对污染物的暴露程度和产生负面效应的可能性之间的关系，污染物毒性有急性和慢性之分，在土壤重金属健康风险评价时研究的是长期暴露于小剂量化学污染物引起的致癌和非致癌风险。

风险估算，以致癌风险和非致癌危害指数表示，通常采用单污染物风险和多污染物总风险以及多暴露途径综合健康风险方式表示。

综合健康风险就是各暴露途径总风险之和。

土壤环境风险评价，为土壤环境风险管理提供可能引起不良环境效应的信息，为环境决策提供依据。

到目前为止，在土壤重金属环境风险评价方面，还没有一种公认的可广泛接受的模型或方法，因而在实际运用中，应结合评价矿区土壤重金属含量、生物中重金属含量、评价目的以及可参照值，来选择适当的评价方法。

1.1.2生态风险评价方法

熵值法（HQ）是最常见的风险定量评价方法。

该法确定了风险的“是”与“否”，并简单高效地回答了风险的高低，可用于筛选水平的评价。

HQ由生物可利用部分的暴露量（ADD）除以效应浓度（RfD一美国环保署提供的标准值）获得。

将所得结果与“1”比较，超过参照浓度的环境浓度，就被认为其有潜在影响。

其中，ADD可以通过化学试剂提取法、酸性挥发硫化物法、薄层梯度扩散法等方法确定。

潜在生态危害指数法是1980年瑞典科学家Hakanson[8]根据重金属性质及环境行为特点，从沉积学角度提出的对土壤或沉积物中重金属污染程度及其潜在生态危害评价的一种相对简便的方法。

其评价方法如下。

评价区土壤中第i种重金属元素的潜在生态危害系数（Eri）及土壤中多种重金属的综合潜在生态危害指数（RI），可分别表示为

Eri=Tri×CfiRI=∑Eri

式中：

Cfi一重金属的富集系数（Cfi=Cis／Cin）；Cis一重金属i的实测含量；Cin一计算所需的参比值，Hakanson提出以现代工业化前沉积物中相应重金属元素含量的最高背景值作为参比值，也有的学者在评价中以国家土壤环境标准值作为参比值；Tri为重金属i的毒性系数。

潜在生态风险程度等级划分见表1-1。

表1-1水系沉积物重金属元素潜在生态风险程度划分

指标潜在生态风险程度

Er

<40>=40,<80>=80,<160>=160,<320>=320

低中级较重重严重

RI

<150>=150,<300>=300,<600>=600

低度中度重度严重

风险评估编码法。

目前国外利用重金属形态分析工具研究风险，一般从分析几大化学相的可能生物利用的部分所占比例，然后判定所具有的环境风险性。

根据形态分析方法对应的风险限值，认为沉积物中重金属有不同的结合相，这些结合相对应着不同的结合紧密程度，可以用RAC（RiskAssessmentCode）来表征和规。

当可交换态和碳酸盐结合态少于整体的1％时，可以看作环境是安全的；当大于整体的50％时，认为高度危险和极易进入食物链。

即，RAC<1为无风险；150为极高风险。

对于沉积物中的无机物，众多学者认为，酸挥发性硫化物（AVS）与同步提取金属（SEM）二者摩尔浓度的比值与“1”比较，来反应对生物的有无毒害作用，一般认为SEM／AVS<1，即有足够的铁硫化物可以沉淀金属，不产生毒害作用。

美国环保署建议，根据沉积物中SEM—AVS的分布分成三类：

SEM—AVS>5为一类，对水生生物和人类很有可能造成不良影响；0％SEM—AVS<5为二类，可能造成不良影响；SEM—AVS<0为三类，没有迹象表明有不良影响。

1.3基于土壤重金属形态学的重金属污染风险评价方法

目前，大多数学者采用传统的基于重金属总量的评价方法来评价土壤重金属污染，方法主要有：

Hakanson重金属潜在生态危害指数评价法[8]、地积累指数法、富集因子法、梅罗污染综合指数法，另有将模糊数学和污染指数法相结合应用于土壤重金属污染评价的方法[3]等。

但是根据重金属总量进行潜在生态风险评价，仅可一般地了解重金属的污染程度，难以区分土壤中重金属的自然来源和人为来源，难以反映土壤重金属的化学活性和生物可利用性，不能有效地评价重金属的迁移特性和可能的潜在生态危害[4]。

而基于重金属形态学的评价则能更好的预测出重金属的污染状况，为重金属污染的预防与治理提供更科学的依据。

1.3.1基于形态学研究的RAC风险评价法

Singh[5]等认为由人类活动引起的可交换态和碳酸盐结合态含量的升高会增加沉积物重金属的生物有效性。

Jain[6]在可交换态与碳酸盐结合态的基础上建立了RAC（RiskAssessmentCode）风险评价指标，评价指标分为4个等级：

低（<10％）、中（10％一30％）、高（30％一50％）、很高（>50％）。

当沉积物中可交换态与碳酸盐结合态的总含量超过50％时，沉积物中的重金属很容易进入食物链，从而危害人类健康。

由于重金属的毒性因其种类、浓度以及暴露时间的不同而不同，此指标只能提供重金属有效性的大致围。

1.3.2次生相与原生相比值法（RSP）和次生相富集系数法（PEF）

RSP法数学表达式为：

RSP=Msec／Mprim

式中，RSP表示污染程度，Msec表示次生相中的重金属含量，Mprim表示原生相中的重金属含量。

次生相是除残渣态以外的其他形态，原生相指残渣态。

RSP

PEF法[7]数学表达式为：

Kpef=[Msec（a）／Mprim（a）]／[Msec（b）／Mprim（b）]

式中，Kpef为重金属在次生相中的富集系数；Msec（a）为样品次生相中重金属的含量；Mprim（a）为样品原生相中重金属含量；Msec（b）为未受污染参照点样品次生相中重金属的含量；Mprim（b）为未受污染参照点样品原生相中重金属的含量。

当Kpef

永强[4]将RSP法和PEF法做了对比，得出PEF法比RSP法更加可靠有效的结论，但PEF法需要有当地清洁区的次生相和原生相分布的比值作参比，降低了该方法的可使用程度。

第2章重金属污染的土壤安全评价

2.1土壤重金属污染安全评价的研究概述

土壤重金属污染是当今环境污染中污染面积最广、危害最大的环境问题之一，受到人们的广泛关注，因此国外提出了众多的重金属污染评价方法，笔者将其进行系统的总结与归纳，为以后土壤重金属污染评价研究奠定基础；综述了单因子指数评价法、梅罗综合污染指数法、几何均值综合评价模式、污染负荷指数法、地积累指数法、沉积物富集系数法、潜在生态危害指数法，模糊数学法、灰色聚类法、基于GIS的地统计学评价法、健康风险评价方法、环境风险指数法等国外典型的土壤重金属污染评价方法及模型，分析了各种方法的优劣之处和适用围；通过分析表明各种评价方法都有一定的局限和不足之处，在评价中要对实测数据样本点进行充分分析，反复试验比较，结合评价的目的和侧重点选择较优的方法。

2.1.1单因子质量指数法

单因子污染指数法是以土壤元素背景值为评价标准来评价重金属元素的累积污染程度，

表达式为：

Pi=Ci/Si，

其中Pi为土壤中污染物i的环境质量指数；Ci为污染物i的实测浓度；Si为i种重金属的土壤环境

质量标准（GB15618-1995）中II类标准的临界值。

若Pi≤1.0，则重金属含量在土壤背景值含量之，土壤没有受到人为污染；若Pi>1.0，则重金属含量已超过土壤背景值，土壤已受到人为污染，指数越大则表明土壤重金属累积污染程度越高。

该模型只能分别反映各个污染物的污染程度，不能全面、综合地反映土壤的污染程度，因此这种方法仅适用于单一因子污染特定区域的评价，但单因子指数法是其他环境质量指数、环境质量分级和综合评价的基础。

2.1.2模糊数学法

土壤重金属污染级别的定义是一类模糊的概念而解决这些具有模糊边界的问题最为有效的是模糊综合评价法，该评价方法来源于模糊数学。

模糊数学法是基于重金属元素实测值和污染分级指标之间的模糊性，通过隶属度的计算首先确定单种重金属元素在污染分级中所属等级，进而经权重计算确定每种元素在总体污染中所占的比重，最后运用模糊矩阵复合运算

得出污染等级[10]，其详细数学模型和评价方法参见相关研究[9,11]。

模糊数学法在土壤重金属污染重的应用充分考虑了各级土壤标准界限的模糊性，使评价结果接近于实际，在确定各指标权重时采用最优权系数法避免了确定评价指标权重的任意性，该方法简单直观用于土壤重金属污染评价有较好的效果。

应用模糊数学法进行污染评价是否成功的关键问题是如何确定各指标的权重。

第3章土壤重金属生物有效性的评价方法

土壤重金属生物有效性的研究在理论和实践中都具有重要意义[12]。

目前正在开展的农业地质本底和生态地球化学调查工作中已经给予了充分重视[13]，通过生物有效性的分析确切了解当地的重金属污染程度，预测重金属对人