土壤重金属含量标准（精选10篇）
采用野外调查与室内分析的方法研究了江汉平原及宜昌市城郊菜地土壤重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As(铜、锌、铅、镉、镍、砷)的含量及其影响因素.结果表明,Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As的平均含量分别为61.7、153.4、33.7、0.24、28.7和4.2mg・kg-1,Cu、Zn、Pb和Cd 4种元素呈累积趋势,为该区域菜地土壤的`污染元素.重金属含量与土壤pH值的相关性不明显,与土壤有机质含量和CEC呈显著或极显著正相关,Cu、Pb、Cd、Ni的含量与<0.001mm粘粒含量呈显著正相关,Zn和As的含量与粘粒含量相关性不显著.随着种菜年限的增长,菜地土壤重金属呈增加趋势.宜昌市和荆州市郊区菜地土壤重金属含量较当阳市、仙桃市和沙洋县要高.
作 者：田应兵 程水源 周建利 秦巧燕 陈锋 TIAN Ying-bing CHENG Shui-yuan ZHOU Jian-li QIN Qiao-yan CHEN Feng 作者单位：田应兵,周建利,秦巧燕,TIAN Ying-bing,ZHOU Jian-li,QIN Qiao-yan(长江大学农学院,湖北,荆州,434025)
程水源,CHENG Shui-yuan(长江大学园艺园林学院,湖北,荆州,434025)
陈锋,CHEN Feng(湖北省荆门市土肥站,湖北,荆门,434500)
1 前处理方法
1.1 试样的制备
国家标准中湿法消解是“用水湿润后加入10ml盐酸, 于通风橱内电热板上低温加热, 是样品初步分解, 当蒸发至约剩3ml时, 取下稍冷, 然后加入5ml硝酸, 5ml氢氟酸, 3ml高氯酸, 加盖后于电热板上中温加热1h左右, 然后开盖, 继续加热除硅。用水冲洗坩埚盖和内壁, 并加入1ml硝酸溶液温热溶解残渣。将溶液转移至25ml容量瓶中, 冷却后定容, 摇匀备测。”
1.2 实验器皿
国家标准中提到用消解的器皿是聚四氟乙烯坩埚, 聚四氟乙烯材质的实验器皿耐高温, 比较适合土壤消解, 而且聚四氟乙烯坩埚带盖子, 密封消解会使消解的效果更好。但是需要注意的是每次开盖的时候会发现有部分消解液凝结在盖子上面, 因此我们在开盖的时候需要让盖上面的消解液流入坩埚中, 以免样品损失导致实验结果偏低。
1.3 温度控制
标准中先用低温加热初步分解样品, 然后中温加热。盐酸的沸点在110℃左右, 因此本人觉得初步分解的温度最好在110℃左右比较好, 这样可以避免温度过高产生爆沸的现象。接下来加入硝酸、氢氟酸和高氯酸后中温加热, 可是中温加热的温度多少比较合适, 加好三个酸后从110℃慢慢加热到中温消解效果好还是先把电热板加热到中温再把加好酸的样品放上去, 经过多次实验发现前者的效果比后者的效果好;通过参考一些文献资料, 觉得中温温度最好控制在200℃~250℃这个范围内消解的效果更佳。
1.4 实验用酸控制
标准中先用盐酸初步分解, 然后加入硝酸、氢氟酸和高氯酸消解, 最后用硝酸定容。在刚开始的时候加入少量的水润湿样品就好, 水量多了就会稀释了盐酸, 影响初步消解的效果。后面加入硝酸、氢氟酸和高氯酸加盖中温加热, 本人觉得把酸一起加入消解的效果比较差, 坩埚内壁上面很容易沾上一圈土壤中难消解有机质, 后面需要多次循环加酸。在实验的过程中, 我们先加入硝酸, 温度控制在180℃左右消解, 消解15min左右, 稍冷后加入氢氟酸和高氯酸, 且温度需要升高到200℃~250℃这个范围内加盖消解1h。本人多次实验发现按照这样的加酸以及升温的方法样品消解的时间缩短了很多, 内壁上也不容易产生有机质, 即使有量也是很少的, 如果再加入高氯酸很容易就除去有机质了。当样品消解液呈现白色或淡黄色的粘稠物的时候加入1ml的硝酸, 并用高纯水冲洗坩埚盖以及坩埚内壁, 最后放在电热板上加热至微沸。冷却后定容。
2 测试仪器
国家标准基本上使用的是分光光度法比较多。电感耦合等离子体发射光谱仪是在热能的作用下, 样品蒸汽 (火焰) 中的基态原子吸收了能量, 最外层的电子产生跃迁, 从低能态跃迁到较高能态, 它就成为激发态原子。激发态原子很不稳定, 当它回到基态时, 这些能量以热或光的形式辐射出来, 成为发射光谱, 测出发射光波的强度, 求出样品中待测元素的能量。因此, 发射光谱的灵敏度取决于样品蒸汽中激发态原子的浓度。
原子吸收分光光度计是基于从光源辐射出待测元素的特征光波, 通过样品的蒸汽 (火焰) 时, 被蒸汽中待测元素的基态原子所吸收, 由辐射光波强度减弱的程度, 求出样品中待测元素的含量, 因此, 吸收光谱的灵敏度取决于样品蒸汽中基态原子的浓度和元素的激发能。从检出限的角度考虑的话优先选择电感耦合等离子体发射光谱仪, 但有些元素的含量很低的时候我们还是选择石墨炉原子吸收分光光度计, 比如镉。原子吸收是单一吸收谱, 电感耦合等离子体发射光谱仪是所有元素的吸收谱, 多个元素测试的时候可以选择电感耦合等离子体发射光谱仪。因此, 在测试仪器选择方面可以根据个人需要择优选择。
3 结语
土壤成分复杂, 我们在工作中可以不断优化消解过程, 择优选择测试仪器。消解过程中用到的都是强酸, 加热还会产生其他有毒物质, 因此我们需要在通风橱中操作, 并做好安全防护工作。
摘要：土壤的成分以及结构比较复杂, 测试土壤中的重金属含量必须对土壤进行消解, 常规的消解方法有湿法消解、高压消解、微波消解、干灰化法等。这些方法各有优缺点, 国家标准 (GB/T1713817141-1997) 使用的是湿法消解对样品进行前处理, 原子吸收分光光度法测试消解液中的金属元素。本文就湿法消解以及测试仪器提出个人看法。
关键词：湿法消解,土壤,重金属
参考文献
[1]严平川, 陈琨.湿法消解土壤过程的技术细节探讨.河湖水生态水环境专题论坛论文集, 2011.
[2]李海峰, 王庆仁, 朱永官.土壤重金属测定两种前处理方法的比较.环境化学, 2006.10-8-109.
关键词：重金属 采样方法 消解方法 测定方法
中图分类号：X53文献标识码：A文章编号：1674-098X（2014）03（c）-0220-01
土壤与人类的生活密不可分。即使经济技术高速发展，土壤仍旧是人类最基本的生产物质的载体。然而，随着城市化与工农业的发展，由此造成的环境污染问题越来越严重。重金属、农药、化肥等污染都是比较典型的污染。其中，重金属是一种难以降解的污染物，具有生物累积性、富集性等特点。通过污水灌溉农田、大气沉降等途径进入土壤。影响土壤理化性质，最终直接或间接影响人类健康。
该文综合了几种土壤重金属消解和测定方法，为今后解决土壤重金属污染这一难题提供帮助。
1 采集土壤样品方法
对角线布点法适用于污水污染的田块；梅花形布点法适用于污染程度均匀的土壤；棋盘式布点法适用于地形较不均匀的土壤；网格布点法适用于地势平坦的土壤。
2 土壤样品预处理
土样在室内风干、磨碎，分别过尼龙筛，贮存、备用。
3 土壤样品消解方法
3.1 酸式消解法
测定土壤中重金属常选用的消解方法是酸式消解法。消解常用的土样混合酸消解体系有：盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸、硝酸-氢氟酸-高氯酸、硝酸-硫酸-磷酸等。为了加速溶解土壤中的重金属组分，也可以添加其他的氧化剂或还原剂，如高锰酸钾、五氧化二钒等。在消解过程中，需要严格控制好消解的温度和时间。温度如果过高，消解样品的时间将会变短。还可能将样品的溶液蒸干，这样会导致最后测定结果偏低。
3.2 碱熔消解法
碱熔消解法是将土样与碱混合，在高温下熔融，使土样分解。张晔霞等[1]称取了0.5 g土样于铝坩埚中。加入过氧化钠，搅拌均匀。放于马弗炉内，高温熔融。熔融后取出土样，冷却。移入烧杯中，加微沸水浸取，加HCl提取。将溶液转移至容量瓶中，冷却后定容。该方法消解土样，样品完全消解且操作简便，快速，不会产生大量的酸蒸气，但由于使用了大量的试剂，会引入大量的可溶性盐和污染物质。
3.3 高压釜密闭消解法
该方法是将用水润湿土壤樣品并加入混合酸，摇匀，放入能密封严格的聚四氟乙烯坩埚内，放置在耐压的不锈钢套筒中，放入烘箱内加热（温度一般低于180 ℃）的消解方法。该法具有用酸量少、易挥发元素损失少、并且土壤样品可以同时进行消解等特点。其不足之处是：观察不到坩埚内的分解反应过程，只能在冷却后开封才能判断样品是否消解完全；消解的土壤样品质量一般不超过1.0 g，使测定的元素含量极低的称样受到限制。
3.4 微波消解法
微波消解法是称取土样放入聚四氟乙烯消解罐中，加入混合酸，摇匀，将聚四氟乙烯消解罐套上套筒，放入微波消解仪中消解的方法。微波消解是将土样与混合酸作为发热体，从内部加热，几乎没有外部的热传导损失，所以微波消解的热效率非常高，并且利用微波能激烈搅拌和充分混匀土样，使其消解速度加快。刘善江等[2]准确称取0.5 g左右干燥的土样，加入5mLHNO3和2mLHF，充分混合均匀。把装有样品的消解管放进高压消解罐中，拧上罐盖，进行微波消解。消解后取出消解管，放置在温度智能控制电加热器上，温度调至140 ℃等酸近干。将管中溶液转移至50 mL容量瓶中定容，然后才可以对消解后的土样进行测定分析。
4 土壤重金属含量的测定分析
4.1 电感耦合等离子体原子发射光谱法（ICP-AES）
电感耦合等离子体原子发射光谱法（ICP-AES）是基于等离子体为激发光源的原子发射光谱的测定分析方法，可用于多元素的测定。与其他土壤重金属含量测定分析的方法相比，ICP-AES法具有以下几个优点：分析灵敏度高、分析速度快、分析准确度和精密度较高。ICP-AES法也有不足之处，不足之处在于它的设备和操作费用相对较高，而且样品一般需要转化为溶液（直接固体进样会降低准确度），该法对有些元素的测定分析不明显。于云江等[3]在实验中利用该方法同时测出了Hg，Cr，Cd等元素的含量，并对这几种元素进行了评价分析，取得了较好的结果。
4.2 原子吸收光谱法
原子吸收光谱法是在紫外光和可见光范围之内，处于气态的基态原子的外层电子对原子共振辐射线的吸收强度，来测定被测元素含量多少的分析方法，是一种特定的原子测量光辐射的吸收方法。该方法主要适用于样品中微量或痕量组分的分析。但该法在原则上不能多种元素同时测定。阮心玲等[4]利用石墨原子吸收法测定Cd的含量，可以精确地测定出元素含量的多少，并进行了分析。
4.3 分光光度法
分光光度法，是在一定波长范围或特定波长，测定被测物质的光的吸光度，并对该物质进行定量和定性分析的方法。
5 结语
随着环境污染的加剧，土壤污染逐渐受到了社会的广泛关注，人们尤其对土壤重金属的关注日益增加。在不断进步的科学技术下，土壤重金属含量的测定方法有了很大的发展。各种分析测定仪器的操作不仅简单快速，选择性好，而且检测精度和灵敏度都得到了一定的提高。它们在测定重金属含量方面的应用越来越广泛，使得土壤重金属的测定变得更加简单和准确。
参考文献
[1]张晔霞，沈清.碱熔法消解——原子荧光法测定土壤中的锡[J].污染防治技术，2011，24（4）.
[2]刘善江，高利娟.微波消解法在制备土壤重金属同意测试溶液中的应用[J].现代仪器，2008（6）.
[3]于云江，胡林凯.典型流域农田土壤重金属污染特征及生态风险[J].环境科学研究，2010，23（12）.
亚热带自然林与人工林土壤重金属含量的研究
摘要：重金属是危害森林生态健康主要污染物之一.采用电感耦合等离子体发射光谱法与石墨炉原子吸收光谱法,首次比较了亚热带人工林和自然林土壤中13种重金属元素(Fe,Al,Ti,Cr,Cu,Mn,V,Zn,Ni,Co,Pb,Se,Cd)的含量.结果表明自然林土壤中Fe,Al,Ti,Cu,Mn,V,Zn,Ni,Co,Pb,Se,Cd的浓度均高于人工林土壤,仅Cr在人工林土壤中有较高浓度.整体上自然林土壤较人工林土壤具有更高水平的.重金属浓度.这可能是由于自然林较人工林具有较大年龄,通过植物根系作用同定土壤重金属具有较长时间所致. 作者： 聂明[1] 万佳蓉[2] 陈晓枫[3] 王利[3] 李博[1] 陈家宽[1] Author： NIE Ming[1] WAN Jia-rong[2] CHEN Xiao-feng[3] WANG Li[3] LI Bo[1] CHEN Jia-kuan[1] 作者单位： 南昌大学,生命科学研究院与鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,流域生态学研究所,江西南昌330031;复旦大学,生物多样性与生态工程教育部重点实验室,上海33南昌大学,生命科学研究院与鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,流域生态学研究所,江西南昌330031复旦大学,分析测试中心,上海200433 期 刊： 光谱学与光谱分析 ISTICEISCIPKU Journal： Spectroscopy and Spectral Analysis 年，卷(期)： , 31(11) 分类号： X53 关键词： 亚热带 自然林 人工林 土壤 重金属 机标分类号： S1 TP7 机标关键词： 亚热带 自然林 热带人工林 土壤重金属含量 Montane Forest Natural Heavy Metal Elements 电感耦合等离子体发射光谱法 石墨炉原子吸收光谱法 森林生态健康 重金属浓度 重金属元素 较大年龄 根系作用 污染物 高水平 高浓度 植物 危害 时间 基金项目： 国家重点基础研究发展计划(973计划)项目 亚热带自然林与人工林土壤重金属含量的研究[期刊论文] 光谱学与光谱分析 --2011, 31(11)聂明 万佳蓉 陈晓枫 王利 李博 陈家宽重金属是危害森林生态健康主要污染物之一.采用电感耦合等离子体发射光谱法与石墨炉原子吸收光谱法,首次比较了亚热带人工林和自然林土壤中13种重金属元素(Fe,Al,Ti,Cr,Cu,Mn,V,Zn,Ni,Co,Pb,Se,Cd)的含量.结果表明自然林...对我国目前土壤和蔬菜中重金属污染评价情况进行了综述,根据全国已报道蔬菜地土壤和蔬菜中重金属含量的数据和相关资料,探讨了蔬菜地土壤和蔬菜中重金属含量之间的.关系以及不同的蔬菜种类和品种中重金属的积累差异,并在已有土壤和蔬菜中重金属污染的评价指标基础上,对蔬菜地土壤和蔬菜中重金属的健康风险基准值进行了讨论,尤其对我国各地区蔬菜地土壤中重金属的污染指标值进行了统一的限定,可为制订蔬菜地土壤重金属健康风险标准提供科学依据.
作 者：谢正苗 李静 陈建军 吴卫红 XIE Zheng-miao LI Jing CHEN Jian-jun WU Wei-hong 作者单位：谢正苗,李静,陈建军,XIE Zheng-miao,LI Jing,CHEN Jian-jun(杭州电子科技大学环境科学与工程系,杭州,310018;浙江大学环境与资源学院,杭州,310029)
吴卫红,WU Wei-hong(杭州电子科技大学环境科学与工程系,杭州,310018)
土壤修复之他山之石：日本重金属污染防治经验
日本曾经是世界上重金属污染最严重的国家，经过几十年的发展现已成为世界上环境污染防治最先进的国家之一。在污染健康损害的推动下，日本逐步建立起了一套包括土壤污染防治在内的完善的污染防治管理体系。
一、日本建立起了一套完善的政府环境管理体系
日本的环境管理体系采用中央和地方二级管理的模式。中央政府、地方政府、财团法人、企业以及民众之间形成了既灵活又高效的环境管理体系。
日本中央政府负责制定环境污染防治的相关政策、目标和计划，并对地方相关工作提供基础设施与财政支持。环境省作为牵头部门制定污染防治相关政策与行政管理制度。其他行政管理关联部门主要包括经济产业省、国土交通省、农林水产省等通过相关政策和行政管理对日本重金属污染防治进行通力配合。
地方政府根据中央的精神，因地制宜地制定地区基本政策与管理模式。地方政府(市、町、村)可进一步根据当地的具体情况制定并实施行动计划开展环境经营措施。非营利性机构包括财团、法人、社团，协助行政管理部门进行环境管理和实践工作，成为环境行政管理体系的有力补充。普通市民则自觉地将环境污染防治工作一点一滴地体现在了日常生活中。
二、日本土壤污染防治的法规
日本关于污染场地、土壤相关立法也是经过了一系列健康安全事件后才引起了政府和公众的重视。日本土壤污染防治立法由两部分组成，一部分是专门性的立法，包括《农用地土壤污染防止法》(1970)与《土壤污染对策法》(2002)，以及和土壤污染防治相关的对策方针包括《市街地土壤污染暂定对策方针》(1986)、《与重金属有关的土壤污染调查对策方针》、《关于土壤地下水污染调查对策方针》(1999)。另一部分是与土壤污染防治相关的外围立法，包括大气、水质等污染防治立法。在土壤污染管理措施的立法方面，日本区分了农用地土壤污染和城市工厂迹地土壤污染两种情况，主要通过《农用地土壤污染防止法》和《土壤污染对策法》进行规制。
日本是世界上最早发现土壤污染的国家。这要追溯到1877年，日本枥木县发生了足尾铜矿山公害事件。采矿废水、废气、废渣大量倾入环境，使河流污染，山林荒秃，农田毁坏。1968年日本又发生了由慢性Cd中毒引起的骨痛病事件，于是农业用地的污染问题就引起了社会各方的广泛重视。为了防止因土地污染而影响居民的身体健康，1970年国会将“土壤污染”追加为《公害对策基本法》中的典型公害之一，并首次颁布了《农用地土壤污染防止法律》，并于1993年进行了最近的修订。该法侧重于农业用地土壤污染的预防，管理对象仅限于表层土壤。根据该法，将镉、铜、砷这三个元素指定为特定有害物质。此法以农用地为保护对象，对于依据此法指定为“农用地土壤污染对策的地域”，国家制定农用地土壤污染反应对策计划，在各个都道府县运用国家资金进行“农用地土壤污染防止对策细密调查”，并将调查结果公开发布。此后，日本又制定了一系列环境标准和法律法规，有效地遏制了农用地的土壤污染。为了防止土壤污染扩散到城市，1986年颁布了《市街地土壤污染暂定对策方针》。
随着日本工业化进程的加快，以及1975年东京都江东区六价铬污染事件的发生，城市型土壤污染不断涌现，城市用地的土壤重金属等污染问题变得突出起来。资料显示，从1974年到2003年的29年间，累计查明的土壤污染物超出环境省《土壤污染相关的环境基准》设置的标准的事例已经达到了1458件，其中2003年已经查明的污染物超标事例达349件。开展土壤污染防治已经成为全社会的迫切要求。
为了弥补市区土壤污染防治的立法缺陷，日本于1989年修改的《水质污浊法》增加了对特定地下渗透水的禁止性规定，防止地下水的污染。其后，日本受美国、德国等土壤污染防治法的影响，开始考虑制定专门的土壤保全法，并最终于2002年制定了主要用于城市用地土壤污染的《土壤污染对策法》，该法于2003年由日本国会正式发布，2004年2月15日在日本全国实施，对日本产业界带来了显著的影响。该法以保护国民健康为目的，涵盖了土壤污染污染状况的评估制度、防止土壤污染对人体健康造成损害的措施和土壤污染防治措施的整体规划等内容。首先土地所有者对土壤污染治理由以前的被动转为之后的主动，而且形成了一条土壤污染评估、土壤污染保险、土壤污染治理的巨大产业，大量企业也都开始自愿采纳土壤污染防治措施。借鉴美国的《超级基金法》，日本的《土壤污染对策法》也采用了严格责任、连带责任和追溯责任制度。
(一)农用地土壤污染
《农用地土壤污染防止法》是公害控制法，该法对农用地土壤污染管理的目的是通过防止和消除特定有害物质(在当时主要是重金属)对农用地土壤的污染，并合理利用受污染的农用地，防止农畜产品损害人体健康以及防止土壤重金属污染妨碍农作物的生长，从而保护国民健康和保护生活环境。
其中法律所指的农用地包括耕地、主要用于家畜放牧的土地或者为养殖家畜而用于采草的土地，法律所指的农作物包括农作物及其以外用作饲料的植物。而所谓的农用地土壤污染主要是特定有害物质包括重金属造成的污染。这些有害物质包括两类：一类是可以籍由农作物的传递，对人的健康产生影响的有害物质，如镉等。另一类是影响和阻碍农作物生长的有害物质，如铜等。
该法规定了立法的目的、污染农业用地及特别地区的指定和变更、污染对策计划、管制措施、土壤污染调查、行政机关的协助和援助以及罚则等内容。对农用地土壤污染防治的具体规定包括：
(1)土壤污染区域的确定及变更
该法第三、第四条规定了农业用地土壤污染区域的确定和变更。都道府县知事对于其辖区内的农用地，当确定土壤及农作物中所含重金属的种类和数量以及该土壤生产的农作物可能会损害人体健康，或者该土壤所含有害重金属会影响农作物的生长发育时，即可将该区域指定为污染区域，有必要采取相应规制措施，称之为“对策地域”。在指定“对策区域”时，必须根据《环境基本法》的规定听取环境审议会以及相关的市镇村长的意见。确定划定“对策区域”时，需要及时进行公告，并向环境大臣报告，同时通知相关的市镇村长。市镇村长如发现其辖区内存在需要指定“对策区域”的情况时，也可以向都道府县提出指定申请。当“对策区域”发生变化时，都道府县知事可遵循程序做出变更或解除。
(2)土壤污染对策计划及变更
该法第五、第六规定了对于划定的“对策区域”，都道府县知事必须制定土壤污染对策计划及变更的内容。根据日本农林水产省和环境省的规定，对策计划应包括如下内容：第一、对“对策区域”内农用地土壤特定有害物质的污染状况进行调查测定;第二、根据“对策区域”内特定有害物质的污染状况划分不同的利用地域，并制定利用方针;第三、防止土壤污染的灌溉排水和其他设施的设置、管理和变更，以及除去土壤中污染物的客土法和为合理利用污染农田土壤而进行的土地名目变更等。第四、其他必要事项。都道府县制定对策计划时，必须与农林水产大臣和环境大臣进行协商征得同意，同时还要听取环境审议会以及相关市镇村长的意见。对策计划一旦确定，必须及时公告。都道府县知事可以根据对策区域的变更情况以及土壤中重金属的变化情况，适当变更对策计划。
(3)设置更为严格的重金属排放标准
第七条规定了都道府县知事可以根据对策地域内农用地土壤污染情况，依据《水污染防治法》和《大气污染防治法》中的有关规定，对于流入农用地的公共水域以及对策地域内的全部或部分烟气排放设施设定更为严格的排放标准。
(4)特别区域的指定和变更
第八到第九条对特别区域的指定和变更做了规定。如果对策区域内的农用地生产的农畜产品可能危害人体健康，都道府县知事可以划定不适于种植农作物及饲料植物的地区范围为“特别区域”，并可根据实际情况进行变更和解除。
(5)污染农用土壤的管制措施
第十、第十一条规定了污染农田的管制措施。
都道府县知事可根据区域内污染特征发出不宜种植指定农作物或将该土地上生长的植物作为家畜饲料的行政劝告。环境厅长官可以要求行政机关长官按照《矿山保安法》(1949年70号法律)采取必要措施或者向有关地方公共团体长官提出劝告。
(6)农用土壤污染调查与监测
第十二、十三条规定了对农用地土壤污染调查监测的内容。都道府县知事负有对其行政辖区内农业用地土壤污染调查测定并上报、公布监测结果的义务，同时规定了现场调查应采取的措施。
(7)行政辅助措施
第十四、十五、十六条规定了在贯彻和执行上述规定时，有关行政机关的长官或者有关地方公共团体的长官，必须提供所需的资料、情报或者陈述意见以及其他协助，而国家和都、道、府、县应为完成对策计划而努力实施必要的资助，指导和其他援助。同时规定应努力推进防治土壤污染的技术和成果。(8)罚则
第十七条规定了对于违反本法的行为行使处罚措施。即拒绝、妨碍或回避调查、测定或采集样品者，处3万日元以下的罚金。除处罚行为人外，对其法人或自然人也要处以同样的罚金。
(二)城市用地土壤污染防治
《土壤污染对策法》立法的目的是：“是通过制定措施确定特定有毒物质给土壤造成的污染的范围来保护公众健康，以及预防土壤污染给健康造成的损害”。与农用地的土壤污染规制目标不同的是，城市用地土壤特定污染物污染的管理限于对国民健康受损的情况。该法主要包含一般条款、土壤污染状况调查、划定污染区、土壤污染损害预防、委派调查机构、委派促进法律实体、责任条款等共八章四十二条。具体规定包括：(1)立法目的和有害物质的定义
在第一章中对立法目的和特定有害物质的定义作出明确规定。第1条阐述了立法目的，第2条将特定有害物质定义为：《土壤污染对策法施行令》规定的，因其存在于土壤中可能会给人类健康造成危害的铅、砷、三氯乙烯和其他物质(放射性物质排除在外)。
(2)土壤污染调查及报告
第二章规定要求土壤污染调查的条件。当发生某些用来生产、使用或者处理有害物质的设施停用或者转用时;或是发布了行政令，都道县府知事可以签发行政令要求对土壤污染进行调查并公布调查结果。
(3)污染区域的指定
第三章对污染区的指定作出规定。
如果调查发现该土地上集中的某重金属物质超过限量或者说不符合土壤质量标准，则就应该把该土地指定为污染区，并登记在指定污染区登记簿中。该指定污染区登记簿公众可以自由查阅。只有成功实施了整治措施将土壤污染降至达标的程度，该区域才可以从登记簿中删除。登记簿的自由查阅制度，在促进土地所有人积极采取措施消除污染方面发挥了重要作用。
(4)对指定污染区的管制
第四章是对防止土壤污染健康损害措施的规定。一旦地块被认定为污染区域并被载入污染地区登记薄中，该土地的使用便受到限制，旨在防止污染危险的进一步扩散。该法规定了县级行政长官对污染土地所有人签发整治行政令的要求，措施主要包括防止污染扩大和对已经形成的污染的修复如挖掘外运等。该法还规定了土地所有者、实施污染整治措施行为者、实施改变该地块形式或质量者需要报告并说明该地块、污染整治措施或土地改变情况等，以及政府职员进入场地进行检查的要求。
(5)调查机构和法人的指定 第五章和第六章是关于调查机构和支持法人的指定。对调查机构的指定和委派的相关程序、法人的资格、管理方式、营业范围、基金来源等以及财政支持方案等作了规定。(6)杂项
第七章的杂项规定包括报告与检查、咨询及提交材料的要求、环境省的指令、国家援助等。
(7)惩罚规定
第八章是对于惩罚形式的规定，包括罚金和判刑。对单位实行双罚制，既对违反相关法定义务的单位实施处罚，又对单位的负责人和直接责任人等给予处罚。
(三)日本土壤污染防治相关标准
日本土壤污染防治相关标准早在1967年制定的《公害对策基本法》中即已提出，但实际上直到1991年有关土壤染的环境基准才被制定出来，规定了25种有害物质的限值。《土壤污染对策法》根据土壤中含有量以及土壤溶出量两个因素来控制土壤重金属污染，前者主要通过直接摄取污染土壤的方式摄入重金属带来影响，后者主要通过人类的污染地下水暴露风险带来影响;对挥发性有机物和农药只限定了溶出量基准。
《农用地土壤污染防止法》指定了Cd、As和Cu是有害物质。Cd的最大允许限值根据Cd在米粒里面的浓度设定，而不是土壤中Cd的浓度。这是考虑到土壤中影响生物有效的Cd的因素很多(例如稻株栽培的水管理措施)，设定土壤Cd含量不符合实际情况。
土壤环境标准适用于各种类型的土地，但是由于自然原因导致污染的土地以及原材料的堆积场、废弃物的填埋场和其他以利用或处置为目的场地不适用该环境标准。
三、日本土壤污染防治管理的特点与启示
日本在土壤污染防治管理方面开展工作比较早，通过多年的实践，形成了一些先进的制度和措施，这些制度和措施在我国土壤污染防治是方面值得借鉴和采纳的。
(1)形成了政府-企业-民众高效灵活的环境污染防治体系
日本土壤污染防治工作得益于其高效灵活的环境污染防治体系。在中央政府的法律、行政指导下，地方政府在其实施中发挥了灵活的、突出的作用，企业、财团和民众都发挥了积极的作用。
(2)公害赔偿制度独具特色
日本的环境污染防治法律法规(包括土壤)是在遭受到污染之痛后，在污染健康损害赔偿推动下逐步建立起来的。其公害补偿制度独具特色。
(3)对不同的污染土壤类型采用分别立法的方式
日本将土壤污染区分为农用地土壤污染和工业迹地土壤污染两种分别进行立法，这既是日本首先遭受农田重金属污染的原因，也是农用地土壤污染和工业迹地土壤污染具有不同所致。鉴于农用地安全的重要性，日本对农用地土壤污染采取了由政府直接实施的模式，即由政府监视农用地的土壤污染状况、划定污染对策区域、制定对策计划及组织实施等，实施费用由污染者负担。对城市工业迹地，以污染者负担原则为指导，采取了由土地所有者，包括土地的管理者、占有者和污染者具体实施的方式。两部法律及其配套法规在实施过程中相互结合，相互促进，共同构成了日本的土壤污染防止法律体系。
(4)在土壤污染防治上注重事前预防和事后整治结合原则
日子在土壤污防治方面比较注重“预防为主、防治结合”的原则，如为弥补市区土壤污染防治的立法缺陷，日本于1989年修改的《水质污浊法》增加了对特定地下渗透水的禁止性规定，以防止地下水污染。
(5)法律责任严格明确
日本土壤法的责任主体范围广泛。一般情况下土壤的所有人或使用人都是土壤污染的责任主体，在归责原则上也多采严格责任制，在追究责任上具有追溯性，在有多个责任人时责任具有连带性，即任何一个责任人都应先承担和履行责任，然后向其他责任人追偿。最后，责任的代位性，即环境保护主管机关可以先为责任人履行责任，然后向具体责任人追讨。
(6)制度较为先进且可操作性强 日本土壤污染防治的某些制度较为先进，中如土壤污染区域指定及管制制度。此外，日本土壤污染管理制度相关条目还包含了大量程序性规范。便于具体管理措施的实施，具有很强的可操作性。
(7)注重信息公开和公众参与
日本土壤污染法规中明确规定了污染信息的公开和汇报制度，对策法中规定了公众有权查阅污染土壤登记薄，对于推进土壤污染防治具有重要作用。
(8)日本土壤重金属污染管理体系的局限性
关键词：城区重点区域,城市土壤,重金属,采样分析
某市大部分为平原,含少数丘陵,地处中纬度,气候温和,光照充足,降雨适中,适合农作物生长。该市地质结构复杂,底层齐全,矿产资源丰富,并且交通发达。凭借其矿产资源丰富的先天优势以及发达的交通优势,工业及交通业得到大力的发展,而由此带来的人口过快增长,资源大量消耗以及污染物的大量排放等问题也日益严重。其中土壤重金属污染与工业及交通业的发展息息相关,本文通过研究其土壤重金属的含量及污染分布,探讨重金属污染可能的成因,以期对未来城市的发展规划提供参考。
1 土壤重金属污染来源
土壤重金属污染来源主要分为自然来源和人为来源两大类。在自然来源中,成土母质所含的重金属量以及成土的过程对之后土壤的重金属含量有直接的影响［1］。在人为来源中,又可分为工业污染源、交通污染源以及农业污染源三类。
工业生产过程中会产生大量的重金属污染物。其中,工业废渣的堆放与处理环节会对堆放地的土壤、大气甚至地下水造成污染。而工业废水的未经处理排放会直接对厂区周围的水环境造成污染,并经水循环使污染扩大到更大的范围。工厂排放的烟气如果未经处理也会含有大量的重金属污染物,通过大气的传播也会造成大范围的污染［2］。
汽车尾气的排放与轮胎的磨损会对道路两旁的土壤造成重金属污染,主要污染物为Pb,Cu,Zn等。其污染范围以道路为中心,呈条状分布,并且污染浓度与道路的车流量大小呈正相关。
土壤重金属污染的农业来源主要包括含重金属元素的化肥农药的使用,以及含重金属污染物的污水灌溉。
2 区域概况
该市有5 个行政区,分别为A区,B区,C区,D区,E区。其中,A区为该市的开发区以及主要商业区,并且拥有创新型的商业园区; B区是该市的交通中心,拥有高铁站、火车站以及汽车站,并且在全国交通系统中占重要地位,同时该区也拥有较多的住宅区; C区为该市最早的工业发展基地,拥有多家大型化工企业,该市大部分的矿区都集中在C区; D区为该市的铜矿开采基地,工业发展程度仅次于C区。E区为该市的主要休闲区及高端住宅区。
3 城区土壤重金属分析
3. 1 研究方法
在某市的5 个行政区内,根据土壤的使用类型以及所属行政区域划分采样单元,以网格法进行布点采样。使用塑料采样器采集深度为20 cm的土壤表层土,共采集320 个土壤样品,其中,所有样品均去除上层覆盖物。样品经混合四分法处理,并标记采样地以及采样时间,室内风干,同时剔除较大杂质如植物根、茎、叶、虫体等,之后磨碎并过筛,晾干装袋附上标签。
样品经消解后,采用X荧光光谱法、玻璃电极法、原子荧光法、石墨炉原子吸收法检测出Cu,Cr,Pb,Zn,Hg,As,Cd的含量进行进一步的数据分析。
3. 2 某市土壤重金属含量分析
将某市土壤重金属含量数据进行汇总,分析总体的重金属污染状况,研究数据的分布情况,并计算出相应元素含量的变异系数,分析各重金属污染的可能来源。
中国土壤主要重金属含量背景值如表1 所示。将各样品的重金属含量检测数据整理分析,结果如表2 所示。表3 列出了某市土壤重金属元素平均含量与国家背景值之比。
mg/kg
mg/kg
K1:各重金属元素平均值K2:中国土壤背景值
由表2 可知,某市土壤重金属含量的范围较大,对比表1,可知各种重金属的含量最大值严重超过了国家土壤重金属含量的背景值。而在表3 的某市土壤重金属元素含量与国家背景值之比中,发现某市土壤各重金属含量的平均值均超过国家背景值,且含量是国家背景值的1 ~ 2 倍。一般认为,土壤中重金属含量累积到土壤环境背景值的2 ~ 3 倍时,说明该土壤中相应的重金属元素含量异常,归类为土壤的轻度污染,此为土壤重金属污染的起始值。据此,某市的土壤重金属含量未达到土壤轻度污染的范围。其中砷、铬、镉的含量略超过国家环境背景值,而汞的含量已达国家环境背景值的1. 692 倍,相对于其他6 种重金属的含量比值情况属于较高的水平。
从表2 中可以看出某市土壤重金属含量的变异系数普遍偏高。变异系数的大小可以反映土壤重金属污染的空间变异性。变异系数由样本的离散程度决定,一般认为变异系数小于10% 为弱变异; 介于10% ~ 100% 为中等变异; 而大于100% 为强变异［4］。从表2 中发现As,Hg,Cr,Cu,Pb,Zn的变异系数在10% ~ 100% 之间,属于中等变异,而Cd的变异系数超过了100% ,达到445. 45% ,属于强变异类型。通过空间变异的强弱,可以大致推测出当地重金属污染的来源,一般认为,变异性越大,该种重金属受人为的影响因素可能性较大,而如果变异性较小,则基本只受自然因素的影响［5］。表2 中Cd的变异系数很明显的体现出其受人为的因素影响相当严重。
3. 3 某市土壤重金属区域分析
将所有土壤样本的检测数据按采样点所在的行政区划分,汇总后分析数据,可研究各行政区的重金属污染现状,并能判断出相应行政区内的污染最严重的重金属元素,这对未来该行政区的发展规划与工业及交通业的建设规划有重要意义。
镉在土壤中的含量微乎其微,我国的土壤镉背景值为0. 097 mg /kg,但是,镉对动植物及人体的毒害作用并不微弱,当土壤中的镉含量超过0. 5 mg /kg时,菠菜、大豆等植物生长发育就受到影响,并且在体内富集一定量的镉,通过食物链的传递,镉会进入动物体及人体内,在动物或人的内脏内富集,严重时将引起镉中毒。由图1 可知,各行政区的土壤含镉量均超过了国家土壤含镉量背景值,其中,C区的镉污染最为严重,其镉含量超过了国家土壤含镉量背景值的3 倍,已经属于中度污染,并且变异系数接近300% ,人为影响的痕迹相当明显。这与该区多年的工业发展有很大关系。有研究表明［6］,镉污染一定程度上与磷肥的使用有关,并且在炼铝厂的下风向也会测得高浓度的镉含量。根据对含镉量较高的样本采样点的研究,发现在靠近炼铝厂和郊区的采样点中都有镉含量较高的样本。
汞在土壤中以化合物的形态存在,并且其化合物的毒性各异,其中升汞( 氯化汞) 是剧毒物质,甲基汞最容易被人体吸收,并在脑内富集,对人体危害极大。从图2 中可以看出各行政区的土壤汞含量均较高,变异系数也表现出大量人为影响的痕迹,像B区,由于该区为全市主要住宅区,相应的汞污染也较为严重,变异系数超过了120% ,而变异系数最小的D区也达到了70% 以上。有研究表明,土壤中的汞基本来自于医疗器械和节能灯、日光灯管等,而由于如今国家大力推行节能减排,节能灯的普及率大大提升,却使得土壤汞污染愈发严重。另一方面,水银温度计造成的汞污染是节能灯的200 倍,这已经使汞污染成为广域性的问题,特别是在作为住宅区的区域。
铅是一种能致癌、致畸的重金属,铅的化合物在环境中一般比较稳定,动物及人类能通过食物链吸收约10% 的铅并在体内富集［7］。从图3 中能看出该市的铅污染状况不太严重,相比于国家土壤背景值中的铅含量26. 0 mg /kg,该市的土壤含铅量未超过国家土壤环境背景值的2 倍,未达到轻微污染的程度。其中C区的土壤铅含量为38. 94 mg /kg,为全市最低。各区的变异指数均低于45% ,可以推测某市的铅污染只受到小部分的人为因素的影响,而当地的成土母质及成土过程对铅污染的影响较大。由人为因素造成的土壤铅污染主要通过机动车燃烧含铅汽油产生,图中作为交通集中区域的B区以及工业产业较为集中的D区表现出较高的变异系数。推测由于未来汽车的不断普及,铅污染会变得严重,而污染的范围将以交通线为中心扩散。
铬在环境中的含量原本就比较高,国家土壤环境背景值中,铬含量就达61. 0 mg /kg,从图4 中能看出除A区的土壤铬含量相对较高外,其他区的土壤铬含量都较小,接近国家土壤环境背景值。A区的土壤含铬量虽偏高,但其变异系数很小,为9. 91% ,属于弱变异型,可以推测出,A区的土壤含铬量的偏高相当一部分原因是该地的成土母质的性质类型与其成土过程中产生了较多的铬。但B区的土壤铬含量虽然较少,但人为影响的痕迹较其他4 个区要严重,结合该区域的产业特征,推测其成因可能与住宅区人们生活习惯的改变有关。铬污染主要由劣质化妆品原料以及其他工业化工原料引起,应尝试在源头进行控制。
砷虽然不是金属元素,但是它是“类金属”元素,也是重金属污染元素之一。砷的众多化合物中,3 价砷的毒性最强,能迅速致人死亡。由图5 可知,除B区外,其他4 个区的土壤砷含量普遍较高,C区的土壤砷含量达到了14. 3 mg /kg,超过国家土壤环境背景值的27% ,变异系数也较其他区高,体现出较为明显的人为影响痕迹。而B区的土壤砷含量为11. 2 mg /kg,等于国家土壤环境背景值。变异系数小于20% ,人为干扰不太强烈。砷污染的主要途径包括含砷化肥农药的使用,含砷污水污泥的排放以及含砷废物的堆放等,在控制砷污染时,应注意对含砷废物的妥善处理避免二次污染。从图中的趋势看,C区的工业非常发达,所造成的砷污染也较为严重,由于砷污染传播途径的便利性以及其极易造成二次污染,不排除其向周围区域扩散污染的可能。
锌在自然界中分布较广,当在土壤中富集时会使土壤中的微生物活性降低,并影响相应酶的活性,对植物的影响也较明显,特别是对小麦的影响,锌能使其出苗不齐,分蘖减少,叶片枯黄,子粒干瘪,直接导致产量及质量下降,同时,在植物中富集的锌会通过食物链影响到动物及人体的健康［8］。由图6 可以看出,各区的锌污染情况差异较明显,其中,较严重的是C区,其土壤中锌含量达到98. 94 mg /kg,超过国家土壤环境背景值33. 3% ,同时变异系数较高,说明其锌污染的影响因素中,人为影响因素占多数;锌污染较轻的是E区,其土壤含锌量平均值为87. 24 mg / kg,但其变异系数较高,说明该地区已出现人为的锌污染状况,如果不加控制,将影响到未来该地区土壤中的含锌量。锌的污染源包括锌矿的开采和冶炼,造纸厂的废物排放等,另外,汽车轮胎磨损也会造成道路周围的锌污染,这使得交通污染源也成为锌污染源的一部分。而图中作为该市休闲区的E区变异系数的反常情况可以看出旅游产业的开发对当地土壤锌含量有一定的影响。
铜虽然是人体的必需微量元素,但是,过量的铜会使人体出现中毒现象。铜可在土壤中富集并被农作物吸收,在铜污染的土壤中生长的植物体内含铜量是正常植物的33 ~ 50 倍。由图7 可以看出,A区的土壤含铜量达到37. 93 mg/kg超出国家土壤环境背景值67% ,接近轻度污染,而且其较高的变异系数反映出其明显的人为干扰痕迹。在作为开发区以及主要工业区的A区和B区,较高的变异系数反应出了产业的开发与工业的发展易造成铜的污染。D区与E区的土壤含铜量也处于相对较高的水平,但变异系数较低,推测这两个地区的铜污染原因与当地的地质条件有关,但也含有少量的人为因素。铜污染的最主要污染源是铜矿的开采与冶炼,对于铜矿开采冶炼相关企业应加强监管,规范操作,改进技术,减小污染。
4 结语
经过采样分析,表明某市土壤重金属含量平均值均未超过国家土壤环境背景值的2 倍,均未达到轻度污染级别,但其中汞污染相对严重,接近轻度污染级别,另外,砷与铬的污染水平较轻,略微超过国家土壤环境背景值,其余4 种重金属元素( 铜、铅、锌、镉) 的污染情况处于相对中等水平。
调查表明三峡库区淹没区土壤重金属含量均达到国家土壤环境标准3级以上,其中Cu含量范围为10.7～80.2mg/kg,均值为37.0 mg/kg;Pb含量范围为14.6～51.8 mg/kg,均值为29.3 mg/kg;Zn含量范围为47.5～93.3 mg/kg,均值为72.7 mg/kg;Cd含量范围为0.081～0.864mg/kg,均值为0.321 mg/kg;Hg含量范围为0.032～0.204mg/kg,均值为0.059 mg/kg;As含量范围为4.63～12.7 mg/kg,均值为8.65 mg/kg.重金属潜在生态危害评价显示三峡库区淹没区土壤重金属潜在生态危害处于轻微状态,主要生态危害元素为Cd.
作 者：黎莉莉 张晟 刘景红 赵秀兰 高吉喜 LI Li-li ZHANG Sheng LIU Jing-hong ZHAO Xiu-lan GAO Ji-xi 作者单位：黎莉莉,刘景红,赵秀兰,LI Li-li,LIU Jing-hong,ZHAO Xiu-lan(西南农业大学,资源与环境学院,重庆,400716)
张晟,ZHANG Sheng(重庆市环境科学研究院,重庆,400020)
高吉喜,GAO Ji-xi(中国环境科学研究院,北京,100030)
基于统计分析的株洲市土壤重金属地球化学特征
摘要：从地质环境与地球化学环境阐述了株洲市的城市环境,提出进一步开展城市生态地球化学研究,并通过相关分析、R型聚类分析、母岩分类统计分别讨论其土壤重金属污染情况.作 者：胡能勇 戴塔根 作者单位：中南大学地学与环境工程学院,湖南,长沙 410083期 刊：广东微量元素科学 Journal：GUANGDONG TRACE ELEMENTS SCIENCE年，卷(期)：,17(3)分类号：X825关键词：株洲市 地质 环境
1 材料与方法
1.1 功能区的选择
按土地利用特点, 将西宁城市土壤划分为矿冶区、开发区、商业区、广场区、风景区、老居民区6大功能区:矿冶区选择大通铝厂、甘河滩工业园区、西宁特钢厂区, 开发区选择海湖新区、城南新区、生物科技园区, 商业区选择商业巷步行街区、西门口商业区、大十字购物街区, 广场区选择新宁广场、中心广场、火车站广场, 风景区选择大通老爷山风景区、湟中塔尔寺风景区、人民公园滨河风景区, 老居民区选择城中区的仓门街居民区、城东区的为民巷居民区、城西区的中华巷居民区, 共18个样地。
1.2 样品的采集与处理
每个功能区内的样点随机布设;土壤采样按多点混合法 (同一地点采3～5个样品, 就地混合为1个混合样品) 。采样时间集中在2009年10月中旬。考虑到城市土壤的混杂性, 采用深度间隔采样法分别采集受人类影响较大的表土层0～5 cm、>5～20 cm的样品和受人类影响较小的底层50～60 cm样品。土样自然风干后, 磨碎, 过1 mm尼龙筛, 用四分法取少量进一步磨碎, 过100 目尼龙筛, 备用。
1.3 土壤铅的浸提和测定分析
土壤重金属铅的浸提采用A.Tessier等[1]的连续提取法, 铅含量采用TAS-990 (购自普析公司) 原子吸收分光光度计测定[2]。
2 结果与分析
2.1 土壤中的全铅含量
将所采样本按不同深度进行土壤全铅含量的分析比较, 结果见表1。
注:未采集到商业区50～60 cm土层土样。
城市土壤的混杂性使得全铅含量在土壤剖面深度分布的变异加剧, 样本的标准差加大。在上层0～20 cm土层中全铅含量均高于50～60 cm的底层。在矿冶区和开发区铅的表层 (0～5 cm) 积累现象较明显, 可能是由于厂矿排污、排气以及建筑材料铝合金、陶瓷等造成了表层土壤的铅污染;其余几个功能区则表现出亚表层 (>5～20 cm) 积聚的现象, 可能与这些土壤中仍然保持土壤水的剖面下渗有关。由表1可见, 在0～20 cm土层中, 全铅含量矿冶区、广场区较高。总的来看, 各功能区土壤0～20 cm土层的全铅含量均高于全国土壤几何平均值 (24.8 mg/kg) [3], 矿冶区和广场区铅污染比较严重。
2.2 土壤重金属铅各形态分布
目前, 国内外环境科学界常以A.Tessier等[1]的连续提取法将土壤重金属分为5种形态, 即可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机和硫化物结合态以及残渣态。前4种化学形态的总量可以作为活性态重金属的一种指标, 又称有效态;而残渣态为非有效态。可交换态重金属的生物可利用性最大, 残渣态重金属的生物可利用性最小, 其他形态重金属的生物可利用性居中[4]。据报道, 重金属的有效态含量比其总量更能反应其对土壤的危害程度[5]。
西宁市不同功能区土壤中各形态铅所占的比例见表2。
由表2可知, 铅化学形态的总分布趋势大致为残渣态>铁锰氧化物结合态>碳酸盐结合态>可交换态>有机结合态, 残渣态占的百分比最高, 对土壤中重金属的迁移和生物可利用性的贡献不大, 对环境比较安全;铁锰氧化物结合态的含量也较高, 这是由于土壤中铁和锰的氢氧化物对Pb2+有很强的专性吸附力。总体上, 铅的生物可利用性为分布不可利用态>潜在可利用态>可利用态。铅的生物有效态比例较高, 生物有效性和潜在危害性也较大, 铅的污染不容忽视。在西宁市不同功能城区土壤中不同形态铅所占比例差别很大, 铅的金属活性表现为风景区和老居民较高, 矿冶区、广场区较低。
3 结论
1) 西宁市各功能区土壤0～20 cm土层全铅含量均高于全国土壤几何平均值, 矿冶区和广场区铅污染比较严重, 需要引起重视。城市的建设与迅速发展加速了铅在土壤中的积累速度, 同时也造成了铅在不同功能区的分布差异。
2) 西宁市不同功能城区土壤中, 铅的形态以残渣态为主, 铅元素的化学形态总的分布趋势大致为残渣态>铁锰氧化物结合态>碳酸盐结合态>可交换态>有机结合态。有效态铅在不同功能区的分布差异较大。其中, 风景区和老居民区铅的金属活性相对较强, 具有一定的生物有效性和潜在的危害性。
参考文献
[1]TESSIER A, CAMPBELL P G C, BLOSSON M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J].Analy Chem, 1979, 51 (7) :844-850.
[2]中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析[M].上海:上海科学技术出版社, 1977:212-213.
[3]国家环境监测总站.中国土壤元素背景值[M].北京:中国环境科学出版社, 1990:2-3.
[4]国家环境保护总局.土壤环境监测技术规范[M].北京:中国环境科学出版社, 2004:31-32.
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