土壤环境安全精选(九篇)

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第1篇：土壤环境安全范文

随着二十一世纪高科技的快速发展，我国土地环境也将面临一些问题，土壤质量也直接关系到食品的安全和人们的健康情况，现在这不单单是一个环境问题了，它也关乎这发展，更是民生问题的一个重要组成部分。因此，我们一定要认真了解土壤环境的复杂性，保护工作的重要性、和面对自然发展的紧迫性，随着科学的发展观，坚持环境保护与经济发展、工业和农业、城市和农村的观点，并且与区域发展规划、城市建设规划有效的衔接;同时，我们还需要用科学的决策，充分的运用所有力量，结合多样化资源，综合运用经济、技术、行政等多种方式的宣传和教育，广泛的参与，促进土壤环境综合治理机制的形成。

2、我国土壤污染现状

随着高科技时代的到来，我国部分地区土壤污染严重，尤其是农业土壤的污染，影响着农作物的‘安全’。目前土壤污染的总体形势越来越严峻。据调查统计，我国农业区的土壤污染面积染呈现出逐年大幅度增加的形势。而且土壤的污染种类呈多样化，也出现了新污染物体与老污染物并存、各种污染不利于大自然农作物的发展形势。土壤污染的途径变化较多，并且原因相对复杂，控制起来难度较大。由于土壤污染引起的农副产品的质量问题和越来越多，已经严重影响人们的生产、生活以及社会的稳定。

3、土壤污染原因

土壤污染的原因主要是人为污染，是由人类的生产、生活活动造成的。主要分为工业污染、农业污染和生物污染。土壤污染的主要原因有：1，工业生产中排放的废水、废气、废渣造成的污染；2，农业生产中过量使用化肥造成的污染；3，农业生产中农药的使用造成的有机污染；4，农业生产中污水灌溉造成的污染；5，重金属元素造成的土壤污染；6，含有致病病原体、寄生虫的生活污水、医院垃圾污水等造成的生物污染等。

4、关于土壤环境保护的措施及控制

4.1有效的制定治理方案

如今，各地区及部门开始积极开展土壤污染状况的调查，进行全面的实施并加以改善，使土壤环境的保护取得了积极进展。但是我国的土壤环境条件总体仍是并不乐观，必须加强重视。有效地保护土壤环境，预防控制和减少污染的土壤、土壤环境保护和综合管理工作提出以下意见

4.1.1有效的控制新增土壤污染。提高环境执法和污染的控制，确保企业标准;防止新项目造成新的污染土壤。定期对工矿企业排放的有机污染物和危险废物进行处理设施监控，并对周围的土壤污染限期治理。标准的处理污水，有效的完善垃圾处理的控制措施，全面改善并加强非正式的废物处理网站。肥料的科学应用，禁止使用有毒、有害物质，严格控制稀土农用。严格执行国家相关的高毒性、高残留农药的使用管理规则，制定对农药包装容器废物的回收。加强对废物污染塑料的回收和利用。禁止在农业生产中使用含有机污染物的废水以及未经检验和安全处置的污水污泥等。

4.1.2规划重点保护区域。将耕地和集中式饮用水水源作为土壤环境保护的重点区域。在土壤环境质量评价和污染源前提下，土壤环境质量水平分工的基础上，建立一个相关的数据库。并严格禁止在优先领域新建有色金属、煤炭、化学药品，如铅蓄电池生产项目。

4.1.3加强被污染土壤的环境风险控制。农田土壤环境监测和农产品质量检验、受污染的耕地分类管理，以控制农业，种植结构的调整，如土壤污染修复和管理措施,确保耕地的安全使用,严重污染,很难修复,地方人民政府应当按规定将指定的农业生产区域划分为被禁止区域。污染土地使用权的改变或修改,应按照有关规定在土壤环境风险评估和土壤环境修复，在未进行风险评估和土壤环境质量不能满足建设用地的要求的时有关部门不得颁发土地使用证和施工许可证。住宅开发不得用已经严重影响人类的健康评估污染土地，采取措施防止污染扩散、治理标准之前的土地。加以关注新工业的用地，并建立土壤环境强制调查评估和备案制度。

4.2环境的保障措施

4.2.1加强组织管理。建立环境保护部门以及相关的部门积极的参加部门协调机制，并有效的指导和监督土壤环境保护和综合治理工作。与有关部门协调个人和协作，共同促进土壤环境保护和综合治理工作。

4.2.2完善治理机制。各级逐渐增加投资在土壤环境保护和综合治理，保护土壤环境保护基金。并鼓励企业开展土壤污染控制，充分的加以利用市场机制，引导和鼓励社会资本进入土壤环境保护和综合治疗。中央政府对土壤环境保护工程的符合条件的充分支持。

4.2.3完善法规政策。经过研究土壤环境保护特殊的法律法规草案，制定农业用地土壤和集中式饮用水源环境保护、新建设用地土壤环境调查、环境管制污染地块的有效的管理办法。并建立重点区域保护效果评价和考核机制，制定和实施“保护奖按”政策。这是良好的土壤环境保护和综合治理产业发展的经济政策。研究土壤污染损害责任保险，鼓励有机肥料的生产和使用，及老污染塑料回收、处理和利用的政策措施。

4.2.4加强科技支撑。改善土壤环境保护标准体系、系统土壤环境质量、土壤污染风险评估及受污染的土壤管理和修复，土壤污染物的主要分析测试，重金属在土壤样品、肥料和其他有毒、有害物质限量标准，制定土壤环境质量评价和层次结构，土地污染环境风险评估、土壤污染控制技术规范，如修复、研究土壤环境保护效能评估过程和评估技术。加强土壤环境保护和综合治理的基础和应用研究，及时启动重大研发项目。研发和推广适合中国国情的土壤环境保护和综合治理技术和设备。

5、结语

第2篇：土壤环境安全范文

关键词 新型城镇化 土壤环境保护 法律制度 污染场地

作者简介：陈知朔，上海社会科学院法学研究所，研究方向：环境与资源保护法。

一、新型城镇化进程中面临的土壤环境问题

我国土壤环境问题伴随着城镇化的进程日益凸显。土壤污染的特点从原先的局部性、单一型污染扩展为区域性、复合型污染；来自工业、农业、生活三方面污染源通过不同途径进入城镇和农村的土壤，新旧污染和二次污染呈现出混合叠加的态势。

（一）大量城市污染企业关停搬迁，一方面污染场地留隐患，一方面向农村转移污染

（二）高速城镇化使得生活垃圾、污水和固废排放剧增，加重土壤环境压力

（三）农业生产过程中不合理使用农业投入品，耕地质量持续下降

近年来，我国由于土壤污染问题引发的农产品质量安全事件层出不穷，不仅危及群众的健康和安全，更对我国的经济和社会发展产生了不利影响。据估计，我国当前有近1.5亿亩的耕地遭受污染，约占18亿亩耕地的8.3%。一方面是由于农业生产过程中化肥的过量或不当施用导致土壤酸化，破坏土壤结构。另一方面，全国每年农药使用量达30多万吨，但吸收率却只有 30%～40%，超负荷连年使用农药，残留的农药会严重损害土壤的生产、自净能力和载体功能。此外，规模化养殖场和地膜也是重要的土壤污染源。因为长期施用以规模化养殖场的畜禽粪便为原料做成的有机肥料，会把饲料添加剂中的重金属元素带到土壤中；而难以降解的地膜其大面积推广使用会导致土壤的白色污染。

二、我国土壤环境保护立法现状

我国当前的法律体系从耕地保护、特殊区域保护以及大气、水、固体废弃物污染防治等不同角度针对土壤环境问题形成了一些分散性的规定。例如国家层面的立法主要有《环境保护法》、《固体废物污染环境防治法》、《基本农田保护条例》等法律法规；地方层面有《浙江省固体废物污染环境防治条例》、上海市《关于保障工业企业及市政场地再开发利用环境安全的管理办法》等规范性文件。然而从总体看来，我国土壤环境保护立法缺乏系统性、针对性和可操作性，并且有的规定已明显滞后，无法适应新型城镇化发展对保护土壤环境的要求。

党的十以来，生态文明建设被列入现代化建设“五位一体”的总体布局中；十八届三中全会决定指出，必须建立系统完整的生态文明制度体系；十八届四中全会决定进一步强调，要制定并完善包括土壤环境保护在内的法律法规。在推进新型城镇化、建设“生态宜居”和“美丽中国”的新常态下，土壤环境保护立法受到越来越多的重视并逐渐得以充实和全面化。

在新型城镇化战略的推进过程中，如何从法律层面有效应对日趋严峻的土壤环境问题，已成为新形势下环境保护工作面临的重要挑战。结合我国国情与现阶段土壤污染实际情况，建议未来构建并完善如下几方面土壤环境保护立法。

（一）健全管理体制与管理制度

考察我国有关土壤环境管理体制的立法，不难发现某些内容存在交叉、矛盾且不符合科学管理的规律，普遍存在机构设置交叉重叠、部门之间权限划分不清、统管与分管部门关系不明确等问题。例如仅土壤污染监测一项工作就有环保、国土、农业三部门同时负责，这种权责交叉的状态会造成管理主体相互推委或争相管理，严重阻碍土壤环境保护工作的顺利展开。对此，应在立法中明确土壤环境保护和污染防治的监督管理体制，其中最主要的是机构的设置及其职权的明确划分，尤其是环保、国土、农业、水利、财政等部门之间的职责分工。除此之外，还应构建土壤环境保护的部际协调机制，搭建统一的土壤信息资源共享平台，完善内部制约与外部制约相结合的监督机制，使得各部门各司其职、通力配合，科学高效地完成土壤环境保护工作。

虽然我国现行立法中已有一部分法律制度对土壤污染物、污染源进行了控制，但这些分散的规定既不全面也不完善，没有形成系统的、可操作性的管理体系。建议我国逐步建立并健全土壤环境功能区划、土壤环境标准、土壤环境监测、土壤环境调查、土壤污染区域分级等一系列管理制度。

（二）完善污染场地治理与修复的法律制度

污染场地治理与修复的法律制度，具体包括制定污染场地整治规划、确定污染场地的最佳可利用技术、治理与修复公告、确定治理与修复责任人及实行人、进行治理与修复的检查与监督、确定费用的分担等制度。 其中，污染场地治理与修复目标的确定是治理与修复工作能否成功的关键。发达国家对此有着深刻的教训。例如荷兰在20世纪90年代早期有关土壤保护的立法中规定，土壤修复的目标是将其恢复至原有状态，但实践证明这种修复目标过于严苛，导致了高昂的修复费用。越来越多的国际经验表明，树立一个具有可操作性的、而非无条件使土壤恢复至适合所有用途的修复目标更有效。由此“基于风险的管理理念”应运而生。针对风险高但又有开发价值的污染场地，可选择按土地规划功能修复；而那些风险较小的场地则应先控制污染源，再对其进行修复，如此一来便能达到成本最优化。

对于我国而言，2012年的《关于保障工业企业场地再开发利用环境安全的通知》有效地推动了污染场地风险管理在各地的初步展开。下一步应尽快研究制定更为全面、系统的污染场地治理与修复的法律制度，明确场地风险管理模式与程序，完善标准体系建设，规范污染场地管理。

（三）创建可持续的资金筹措机制

可持续的资金来源是土壤环境保护的基本保障。目前由于我国缺乏完善的土壤治理与修复资金筹措机制和相关管理办法，导致众多城市无法及时对污染场地进行修复，一定程度上阻碍了新型城镇化的顺利推进。在资金筹措机制方面，由美国国会通过立法建立的超级基金和棕地修复基金为我国提供了有益的借鉴，其资金来源包括政府的拨款和贷款、向特定规模企业所征的环境税、向石油及42类化工原料所征的专门税以及环境保险等等。

鉴于我国土地资源国有的特点并结合“污染者付费”原则，可以考虑由中央、地方财政和工业企业共同出资，建立旨在修复那些经风险评估程序筛选出来的、亟须加以治理的污染场地。其中企业承担的资金部分应该以污染企业的民事责任为基础，在行政干预条件下以税收的形式征收。通过税收的强制性、无偿性和确定性，保障资金的稳定来源。另外，实施环境污染责任保险也是维护土壤受害者合法权益、提高防范环境风险、保障土壤污染治理修复费用的有效手段。

（四）建立合理的公众参与和信息公开制度

土壤环境质量的优劣直接关乎公共利益。公众参与是环保工作最强大的支持力量；信息公开则是满足公众环境诉求的重要基础。如何在新型城镇化建设过程中进一步增强农业生产者的土壤保护意识，鼓励和引导公众积极参与、支持土壤环境保护显得尤其重要。在土壤环境保护立法过程中，应当贯彻多元共治的现代环境治理理念，构建合理有效的公众参与和信息公开制度，充分保障公众的环境知情权、参与权与监督权。具体来说，公众应当有权通过综合决策平台及时掌握土壤质量状况，预防或反对有损土壤环境的重大行政决策和建设项目。政府有关部门应当利用网络、热线电话、社会调查等各种渠道了解公众对于土壤环境方面的建议，倡导利益相关方积极参与协商。土壤环境信息要在合理范围内向公众公开，并在突发环境事件信息公开的补正、土壤环境信息公开失当法律责任的充实X等方面做好必要的制度完善。

（五）建立严格的法律责任追究机制

严格的法律责任追究机制是补救受侵害者的合法权益、规范法律秩序的有效手段，也是实现土壤环境保护目标的重要保障。例如，美国《超级基金法》就构建了具有“严格、连带并溯及既往”特征的法律责任条款。其中严格和溯及既往，指无论潜在责任方是否存在主观过错皆须对污染场地负责（战争行为、不可抗力与第三人过错属于免责事由）；连带责任意味着，如果涉及两个或多个潜在责任方，则美国环保局有权向任一或全部责任方索要治理费用。Y这一条款的实施有力地推动了美国社会各界积极投身到污染场地的治理当中。

从我国现行立法来看，只有2011年环保部原则通过的《污染场地土壤环境管理暂行办法》、《浙江省固体废物污染环境防治条例》等少数规范性文件规定了土壤修复的责任，即污染场地责任人应承担场地修复的费用，历史遗留问题则由地方人民政府承担。Z然而上述规定对于土壤污染法律责任的追究仍过于简单。建议首先应研究制定“环境责任法”，建立严厉的“污染责任终身制”原则；其次，完善环境损害民事赔偿制度，畅通司法救济渠道；最后，健全土壤污染责任的国家司法鉴定体系，制定土壤污染责任鉴定技术规范，为环境司法提供技术支撑。

第3篇：土壤环境安全范文

摘要 我国目前土壤形势不容乐观。呈现多源，复合、量大、面广、持久、毒害等特征、对生态环境和食品安全构成重要威胁，影响经济社会可持续发展。本文分析了我国土壤污染防治工作的问题与挑战，总结了发达国家治理土壤污染的经验，并提出了深化我国土壤污染防治工作的建议。

关键词 土壤污染；污染防治；国际经验

有土斯有民，土地是人类赖以生存和发展的基础。开发、利用、保护好土壤关系国家和民族未来，是生态文明建设的前提和基础。根据2014年《全国土壤污染状况调查公报》的数据，全国16%的土壤环境超标，其中，一些地方土壤污染严重，工矿业废弃地和农业耕地土壤污染问题突出，重点区域类土地（重污染企业用地、工业废弃地、工业园区、固体废物集中处置地、采油区、采矿区、污水灌溉区和干线公路两侧）均有相当程度的污染，“毒土”“毒地”等事件在全国各地不断出现，威胁生态环境和食品安全，影响经济社会可持续发展。因此，加强我国土壤环境污染预防、控制和修复，意义重大、刻不容缓。本文旨在分析国内土壤污染成因，借鉴国际经验，探求国内土壤污染防治途径。我国土壤污染防治工作面临的问题与挑战

20世纪80年代以来，随着经济快速增长，我国土壤环境也迅速恶化，污染呈现多源、复合、量大、面广、持久、毒害六大特征，表现出由点到片，由城到乡，由单一到复合等发展态势。造成我国土壤环境恶化的原因和问题主要有以下几个方面。

一是土地资源禀赋低。我国土地资源具有绝对数量多、相对数量少且质量不高、环境压力大等特点。人均耕地面积仅为世界水平的43%，我国以世界上7%的耕地养活20%的人口。除东北平原、华北平原和长江、珠江中下游平原与汉江平原、成都平原外，耕地质量不高，无法耕种的中度、重度污染耕地有5000万亩，全国集中连片耕地后备资源主要分布在北方和西部干旱地区，后备资源开发存在生态难题。

二是土地污染源多面广量大。土壤是各类污染物的最终归属。我国30多年粗放的发展模式，使土地成为了一个“大垃圾箱”。工业“三废”排放，使污染物通过多种途径进入并积累于土壤。全国有11. 23万座矿山，1.2万座尾矿库，每年60万吨石油跑冒滴漏，固体废物堆放占地面积达200多万亩，有害废水污灌污染耕地3250多万亩，有害废气随雨水沉降到土壤中。农业生产存在“农药、化肥依赖症”，化肥产量和使用量占世界1/3以上，非降解农膜残留量达12万吨． “白色污染”严重，导致土质下降，危害人体健康。

三是土壤污染防治法律法规不健全。我国尚无针对土壤污染的专门法。2015年实施的新《环境保护法》虽对土壤环境保护提出了明确要求，但仍缺乏细则。虽然不少地方专门出台了土壤污染防治的规范性文件，但没有形成有效的土壤污染综合防治法律体系，约束力和系统性不够。

四是土壤污染防治标准体系不完善。我国有60类共3246种土壤，不同地区土壤有机质含量、年平均降雨量、地下水埋深等影响基准推导的重要参数具有较大的变异性。截至目前，我国已及正在修订的土壤质量标准有60多个，在数量上比较少，管理也不明晰，分属于10多个不同部门。此外， 《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)于1995年实施，2009年开始修订，至今仍在修订过程中，已不能适应形势发展。标准等级全国采用统一的标准值，没有区分土壤背景值的差异。此外，标准主要针对的是环境质量，从人体健康和生态风险的角度考虑不够；主要针对农业用地，对工业、商业和居住用地考虑不够。

五是土壤环境监测能力不足。我国土壤环境监测工作起步晚，技术落后，尚未形成全面的监测体系，部分地方能力有限，难以精准掌握各地区土壤污染的状况。

六是土壤污染防治技术薄弱。由于污染土壤面积大，污染程度深浅不一，自然条件复杂多变，对土壤污染防治技术和工艺要求极高。国内市场上现有的修复技术往往手段单一，科技含量低且修复成本非常高，修复设备与药剂大部分仍依赖进口。

七是土壤污染防治资金缺口大。国外的绿地建设中，土壤费占总投入的50%。我国“十二五”环境规划中仅有300亿元中央财政资金用于修复污染土壤，且主要是对城市投入，对农业生态环保投入不足，远远无法满足土壤污染防治资金需求。

八是土壤管理体制不顺。我国长期以来多部门分散治土，环保部门“统一监督管理”的职能在很大程度上被肢解和架空，造成权利义务失衡和权力横向分割的弊端。虽然2013年1月国务院出台的《近期土壤环境保护和综合治理工作安排》中提出： “建立由环境保护部牵头，国务院相关部门参加的部际协调机制，指导、协调和督促检查土壤环境保护和综合治理工作。”但仅靠部际协调机制难以解决多头管理的问题，常常会因部门利益影响工作效率。

九是土壤保护意识淡薄。由于土壤污染更具隐蔽性、滞后性和难可逆性，是一种“看不见的污染”，公众土壤污染防治自觉性和积极性不高，往往将土地利用的功利性和经济性摆在第一位，忽略土地本身的生命支撑价值、生态价值、文化象征价值、历史价值。大部分农村居民对环境污染表现淡漠，也缺乏依法维权意识，只要环境污染没有直接影响到自身的生产生活，大多采取漠视的态度，增加了土壤环境保护的成本。国外土壤污染防治经验

建立综合防治的法律体系

西方国家普遍将土壤作为一个独立的环境要素来进行立法保护，形成了从基本法到综合性法律再到专项立法的三层法律体系，用以调整和规范各类生产、生活活动。

美国从危险废物管理着手开展立法，颁布《土壤保护法》《资源保护回收法》《综合环境反应、赔偿和责任法》（“超级基金法”）和《小企业责任免除和棕地复兴法案》（“棕色地块法”）等法律法规，在建立土壤环境保护区、农田保护、土地管理政策、土地利用、污染场地修复等方面作出了具体规定，同时加强对水、化学品等污染的控制和立法。德国制定《联邦土壤保护法》《区域规划法案》《建设条例》等，对土壤污染清除和修复、土地开发、限制绿色地带开发作出规定。日本通过《农用地土壤污染防止法》《土壤污染对策法》为农用地以及“城市型”土壤污染的治理提供了专门法律保障，而《大气污染防治法》《二?英类物质特别对策法》《水质污浊防止法》《废弃物处理法》《化学物质审查规制法》《肥料取缔法》《矿山保安法》等外围法则从不同途径为土壤切断了污染源。法国虽没有专门性的土壤污染防治法，但修改和完善现有的工业法、废物法和民法，规定土壤污染者的相关责任，达到土壤污染防治目的。

强化土壤污染风险预防

发达国家将土壤环境风险评估贯穿土壤环境管理全过程，指导污染土壤的环境调查与监测，确定土壤污染风险是否可以接受、是否值得关注。英国认为预防土壤风险与修复污染土壤同等重要，建立了污染土壤暴露风险评估导则，率先提出污染地块可持续修复管理框架。德国一方面重点排查了全国有污染嫌疑的土壤并进行了风险评估，另一方面制定方案并组织实施了重点污染土壤的治理和修复。

完善土壤环境质量标准

当前发达国家普遍基于风险评估，划分不同土地利用方式，并制定土壤的环境质量标准。美国颁布旨在保护生态受体安全的《土壤生态筛选导则》以及保护人体健康的《土壤筛选导则》，此外还制定污染土壤初始修复目标值，许多州据此制订各自的土壤质量标准。英国在考虑不同土地利用方式下以保护人体健康为原则制定土壤指标值。加拿大则以其保护生态土壤质量指导值和保护人体健康土壤质量指导值两者中的最低值作为最终土壤质量指导值。荷兰在《荷兰土壤质量法令》中设立了土壤修复的目标值、干预值及部分污染物造成土壤严重污染的指示值。日本在制订土壤环境标准时，特别设立浸出液标准。

全面准确开展土壤监测

西方国家普遍深入开展土壤调查，尤其是利用高光谱遥感与无线传感器网络等新技术进行土壤监测与评价，摸清底数，为开展土壤保护工作打下坚实基础。欧盟实施土壤环境评价监测项目，设计欧盟范围内可比的监测标准和指标体系，建立评价土壤现状的资料参考中心，对国家级土壤监测数据进行有效统一管理。德国根据土地用途对全国土壤实施监测，了解土壤特性变化，以评估治理措施是否有效，共设立监测点800多个，并建立污染土壤数据库进行动态管理。法国建立污染土地的数据库，信息包含现存的污染地和已被修复的污染地。美国相关部门向用户免费提供很多土壤基础信息，例如分辨率低于30米的遥感资料，从而为新技术的应用创造有利条件。

分类治理的防治措施

根据土壤的不同功能，西方国家坚持区别对待，积极推动土壤污染分类整治和管理。美国防治土壤污染关注范围从农业用地逐渐扩大到工业用地，通过一系列法律及修正案对“棕色地块”进行有效治理。建立危害分级系统，根据地下水、地表水、大气和土壤4种污染迁移途径来评估场地的污染状况，有针对性地治理。德国通过一套颜色指标体系明确土壤治理要求，分别用绿线、黄线和红线表示应采取预防恶化、发出警告或必须清理的措施。日本和韩国在土壤污染调查、整治责任承担、费用负担、管制方式等具体制度中，对“农业型”土壤污染和“城镇工矿型”土壤污染区别对待。俄罗斯在《关于安全使用化学杀虫除莠剂和农业化学制品法》中针对农业生产施用农药化肥等化学制剂的控制与监督管理做出详细规定。

采用先进的治理技术

国外土壤修复主要采用两大方法（原位及异位）和五类技术（工程措施、物理修复、化学／物化修复、农业生态修复和生物修复）。1982-2005年，美国超级基金一共进行了997个土壤修复项目，采用异位修复的项目约占53%，固化／稳定化及焚烧占异位修复项目的69%，土壤蒸汽抽提占原位修复项目的53%。欧洲各国因工业历史和污染类型不同，污染场地特征不同，土壤修复技术也存在明显差异，整体上采用原位及异位修复技术的比例相当。目前，绿色修复技术既可降低修复行动的环境足迹及经济上的负面影响，又使修复行为的净环境收益最大化，越来越受到重视。

“污染者付费”基础上的市场运作

在政府提供专项治理资金的同时，激励社会资本加大土壤治理投入。美国通过征收专业税，建立规模超过1000亿美元的土壤修复“超级基金”，由其兜底全国范围内污染场地的修复。英国污染场地修复资金实行等级责任制：最初向土地排污的企业、个人或知情并容许排污发生的人为第一级；当前土地所有者、业主为第二级；土壤污染治理责任由第一级承担，但无法找出原始污染者时由第二级承担。日本采用“原因者负担”和“受益者分担”双原则并设立专项基金治理污染土地。具体方式是：先对污染土地展开调查并制定治理方案，然后对该土地进行收购和治理，在治理完成后将土地卖给企业，最后按基金出资比例对获利的5%进行分配。对于无主土地的治理，德国采取政府先垫钱修复，后调查确定最终谁付费的治理方式；而对历史遗留的污染场地治理，政府给予补贴。

综合防治土壤污染的建议

通过分析发达国家土壤环境保护、可持续管理和修复的成本可以发现，三项成本的基本比例为1：10：100。借鉴国际经验，我国必须重视预防，并坚持防、控、治一体化，分类施策、分区防控，走市场化与专业化相结合的路子。

建立土壤污染防治联合机制

土壤污染情况复杂，涉及部门多，治理和协调难度大，需进一步明确地方政府、中央部门的责任及中央相关部门的职责。环保部作为土壤污染防治牵头部门，应加强综合协调，完善法规标准，建立部门联动机制；与农业部、国土资源部等成立“国家耕地面源和农村污染防治协调领导小组”，下设办公室，具体工作可由农业部承担；与工信部、住建部、国土资源部等成立“国家城镇和工业用地污染防治协调领导小组”，下设办公室，具体工作可由住建部、环保部共同承担。协调跨区域水土协同治理，统筹土壤、重金属和化学品、固废、危废污染防治工作。

建立健全法规和标准体系

尽快制定出台“土壤污染防治法”及其配套规章制度，加快土壤环境质量标准的修订。修订、完善与土壤污染相关的水、大气、固体废弃物等方面的法律、法规，强化土地管理、城乡规划、环境功能区划等关于土壤保护的内容，形成科学、合理、系统的土壤污染防治体系。严格法律责任，加大执法力度，加强对涉重金属企业废水、废气、废渣等处理情况的监督检查，规范危险废物的收集、贮存、转移、运输和处理处置活动，严控农药、化肥、农膜的乱用滥用问题，加大对造成污染后果行为的处罚力度。建立土壤污染责任终身追究机制，并依法追究刑事责任。

加强源头控制

坚持绿色化发展，大力推进清洁生产。严格项目准人，关闭、淘汰和搬迁小冶炼、小化工等企业。健全排污许可制度，改造环保设施，严格控制排污量和浓度。打击非法采矿，促进矿山集约化开采和废水、废渣集中排放和处理。划定生态红线，严格监管农田和重要农产品基地，严格控制污水灌溉，加强对农药、化肥及其包装物以及农膜的环境管理，提高农业补贴标准。实行保护性耕作和轮休耕作制度。完善政府绩效考核体系，强化土壤环保考核指标。积极推进生态文明建设党政同责制，明确地方党委及其部门在生态文明建设中的责任。

加强土壤监测

联合多部门共同建立长效土壤环境质量监测机制，开放监测市场。制定统一的监测规范，构建土壤环境质量例行监测、预警监测、应急监测网络，定期开展全国土壤环境污染状况监测，建立全国土壤环境监测数据库系统，为土壤污染防治提供可靠数据。

实施分类防治

对工业、农业和住宅用地分类施策；划定优先保护区域进行分区防控；按照受污染程度开展分级防治。启动“土壤环境保护工程”，推进土壤污染防治示范工程。完善“以奖促治”“以奖促保”政策。建立土壤修复技术默认清单制度。

加强科技支撑

搭建土壤环境的国际交流与合作平台，注重引进、吸收、消化适用于国情的国外先进技术。搭建土壤污染治理与资源可持续利用技术平台，自主研发关键技术、设备。

健全资金投入机制

借鉴重庆污染土壤治理模式，加快以土地经营、批租为支撑的财税、金融模式改革。继续探索生态补偿、排污权交易、污染责任险等经济措施。对严重污染的耕地，要调整种植结构，划定农产品禁止生产区并进行生态补偿；定点收购被污染粮食并补偿费用。建立相关的土壤污染防治与修复基金。对积极开展土壤污染保护和治理的地区，加大资金奖励支持力度。发展土壤修复相关产业，鼓励民间资本注入，开展PPP模式，推进第三方监测、治理。

加强土壤保护宣传教育

提高企业和公众土壤环境安全意识和土壤环境保护参与意识，进企业、进社区、进农村、进课堂宣传土壤环境保护知识，并为一线生产者提供专业培训。

国际合作和履约工作

第4篇：土壤环境安全范文

关键词：土壤 重金属 复合污染

中图分类号：X131.3 文献标识码：A 文章编号：1674-098X（2016）10（a）-0071-02

近年来由于人类科技的不断进步和工农业的迅猛发展，土壤环境中的污染物种类和总量日渐增长，使得土壤环境重金属污染很少以单元素的形式存在，多滴两种或者多种元素共存，即多种重金属元素形成重金属复合污染（Teutsch N et al.，2001年）。土壤环境中各种重金属的赋存形态因为不同重金属元素彼此的各种相互作用如络合、吸附-解吸及氧化-还原等各种理化作用制约，而且重金属元素的移动性、生物有效性和生理毒性对重金属彼此作用有着显著响应关系（Tandy et al.，2009年）。这也是形成土壤环境重金属复合污染对生态系统的影响效应不同于单一元素重金属污染的主要因素。至此，重金属复合污染已然成为环境科学研究中又一个热点（Zhong et al.，2012年）。

1 土壤重金属污染

重金属通常是指比重等于或大于5.0 g・cm-3的金属，如汞、镉、铅、镍、铜、铁、锰等（Adriano，2001年）；砷是介于金属与非金属之间，与重金属元素的环境效应和化学特性存在诸多相近之处，所以一般研究中将砷元素纳入重金属元素范畴（陈怀满，2005年）。

土壤环境重金属污染的特点是滞后性、隐蔽性、有毒性、难降解和污染现象不明显，但重金属含量在环境中形成污染效应后，对环境影响不容易改变和去除，具有较强的顽固性（郝春玲，2010年）。经调查，在我国大部分省份土壤环境中都存在程度不同、种类各异的重金属污染（王恒，2014年）。全国每年遭到重金属污染影响的粮食数量超过1 200万t，带来的经济损失超过200亿元（王燕等，2009年）。

重金属元素不仅在食物链的各级生物中不断传递进而富集，而且通过一定的生物作用转变成为毒性更强的大分子有机化合物，所以说重金属污染对于整个生态系统影响不仅是停留在让土壤环境质量下降，减少农作物产量和影响农作物品质，甚至对人类及动物的健康产生威胁；对于生态环境中其他要素都产生负面效应。

2 重金属复合污染

通常我们说绝对单一一种重金属元素污染环境的情况是不存在的，重金属元素在环境介质中都是相伴共存的。

一般认为的复合污染是指同一环境介质（土壤、水、大气、生物）受到多元素或多种化学品（多种污染物）对其的同时污染（陈怀满等，2002年）。因此土壤重金属复合污染可定义为：在土壤介质中，两种或两种以上重金属元素同时存在，满足各种重金属元素的赋存浓度大于国家土壤环境质量标准或者没有超过相应标准但对于土壤环境质量已经产生影响作用的土壤污染（周东美等，2005年）。重金属复合污染中各种重金属元素相互作用极其复杂，并且重金属复合污染在土壤环境中更为普遍，因此重金属复合污染相关研究工作也成为环境污染领域重要开拓方向之一。

3 重金属复合污染特点

相对于单一重金属污染，土壤重金属复合污染中重金属迁移转化遗存效应的影响因素更多且更为复杂。研究者在1939年提出复合污染效应分为叠加效应、同向效应和驳斥效应3种不同类型（何勇田，1994年），其基本内涵是：叠加效应产生的毒性效果等于各污染物单独作用的毒性效果叠加之和；驳斥效应的毒性效果小于各污染物单独作用的毒性之和；同向效应产生的毒性效果大于各污染物单独作用的毒性效果之和。此外，在美国相应研究中将重金属复合污染的相互作用定义为单元素作用、协助、竞争、累积和屏障作用（Wallace，1982年）。

通常情况下，因为有着相近性质的不同重金属元素更容易对生态系统造成复合污染，而且不同重金属之间的相互作用会随着各自存在浓度的不同表现出特有的效应模式。镉锌复合污染研究表明，土壤中的锌元素浓度不同时，锌元素与镉元素对于水稻生理指标的联合作用效果存在差异。当土壤中锌元素添加浓度为100 mg/kg时，水稻生物量随镉元素浓度增加而不断升高，镉锌之间在此浓度时表现出同向效应；当锌元素添加浓度为200 mg/kg或者400 mg/kg时，水稻的生物量会因为镉元素浓度的增加反而降低，镉锌之间存在驳斥效应（周启星等，1994年）。

在土壤中存在铅镉复合污染情况下，因为铅元素可以争夺镉元素的土壤中的接触点位，促使镉元素活性增加，进而产生同向效应，使得土壤中镉元素的生物有效性提升，导致土壤-植物系统中镉元素的迁移转化更容易发生。（王新等，2001年）。

土壤中元素的含量和其与共存元素相互之间效应决定着生长在该土壤植株中的元素。研究表明，镉、铅、铜、锌、砷生理毒性呈现出对水稻苗的剂量与效应的正相关，表现出随着重金属添加浓度增加毒性作用越严重的现象。土壤环境中重金属复合污染存在两元素、三元素和多元素共存的各种组合形式。

参考文献

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[3] Zhong LY，Liu L M，Yang JW.Characterization of heavy metal pollution in the paddy soils of Xiangyin County， Dongting lake drainage basin，central south China[J].Environmental Earth Sciences， 2012（67）：2261-2268.

[4] Adriano DC.Trace elements in terrestrial environments：biogeochemistry，bioavailability，and risks of metals[J].Springer，2001（33）：532-541.

[5] 怀满.环境土壤学[M].北京：科学出版社，2005：522.

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[7] 王恒.吉林省土壤-水稻系统环境质量分析评估及重金属复合污染研究[D].北京：中国科学院研究生院，2014.

[8] 王燕，李贤庆，宋志宏，等.土壤重金属污染及生物修复研究进展[J].安全与环境学报，2009，9（3）：60-65.

[9] 陈怀满，郑春荣.复合污染与交互作用研究――农业环境保护中研究的热点与难点[J].农业环境保护，2002（21）：192.

[10]周东美，王玉军，仓龙，等.土壤及土壤-植物系统中复合污染的研究进展[J].环境污染治理技术与设备，2005（5）：1-8.

[11]何勇田，熊先哲.复合污染研究进展[J].环境科学，1994（15）：

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[12]Wallace A.Additive，protective，and synergistic effects on plants with excess trace elements[J].Soil science，1982（133）：319-323.

第5篇：土壤环境安全范文

关键词：土壤污染；生态环境；治理对策

一、土壤污染的现状

随着经济和社会的快速发展，我国的土壤环境破环严重，土壤污染持续恶化。目前，全国土壤污染的超标率已经达到了16.1%，污染点的比例依次为重度污染1.1%；中度污染1.5%；轻度污染2.3%；中轻微污染11.2%，主要体现在工矿业、农业等人类生产和生活方面。我国的土壤污染类型主要表现为无机型、有机型和复合型，其中无机型污染比重较大，其污染超标点位数占到了全部污染超标点位的五分之四以上，污染问题突出。我国的土壤污染范围较广，总体来看，南方地区土壤污染程度大于北方地区，主要集中在经济发展水平较高、工业化发达的工矿业周边、城市及近郊区。土壤污染的蔓延直接触及我国的生态保护红线和耕地保护红线，造成生态环境质量逐渐下降，耕地土壤环境和生产能力严重退化。现阶段我国土壤污染以重金属污染为主，受污染耕地总面积1.5亿亩，占到了我国18亿亩耕地保护红线的8.3%，耕地质量受损严重，造成了巨大的经济损失。[1]

二、土壤污染的特征和危害

（一）土壤污染的特征

土壤污染作为我国生态环境治理的短板之一，与其他短板相比有不同的特征。土壤污染是进入土壤的污染物含量超过了土壤自身的净化能力，使土壤内部机理发生质变。第一，土壤污染的来源复杂多样，涉及大气，废水污水、化工用品、重金属、固体废弃物、农药化肥等多方面。第二，土壤污染不容易被察觉，而且形成污染的周期长，滞后性比较突出。第三，土壤污染是污染物在土壤中发生量变的过程，一般污染物进入土壤之后，流动性大大减小，因而不断沉积从量变引起土壤质变。第四，土壤污染治理困难程度大，治理周期较长，成本较高。[2]

（二）土壤污染的危害

第一，土壤污染通过大气循环，食物链的富集，水环境污染等渠道，经过各种方式进入人类和动植物体内，严重影响了人类和动植物的健康。第二，土壤污染制约了我国农业生产的发展，造成农作物减产，农产品质量下降，被间接污染的农产品又直接影响到人类的食品安全。第三，土壤污染影响人类生存空间的环境质量，目前我國发生的多起毒地事件在很大程度上已经引起了人们对土壤污染的重视。第四，土壤污染威胁到我国生态环境安全和社会经济可持续发展，山水林田湖是一个命运共同体，没有土壤环境的安全就不可能实现生态环境的安全，土壤污染严重阻碍了我国现代化建设的进程。[3]

三、土壤污染治理中存在的问题

第一，土壤污染治理法律制度缺失，现阶段我国还没有专门的治理土壤污染的政策或法规，面对目前土壤污染的严峻形势，制定土壤污染防治法及配套政策法规迫在眉睫。第二，土壤污染修复手段单一，技术不成熟，传统的修复技术难以适应复杂多变的污染状况，现行的治理手段往往比较单一且效率低，缺乏技术创新，既耗时又耗力。第三，土壤污染管理机制和防治体系不健全，我国土壤污染治理涉及的治理主体多，关系复杂，以往的土壤污染治理中经常出现部门之间相互推诿的情况，造成监管空缺，缺乏统一的管理机制。我国土壤资源种类较多，制定的土壤质量评价标准也多，如何建立一套统一协调的标准体系是今后提高土壤污染治理成效的关键。第四，土壤污染治理周期长，资金需求大。由于土壤污染的滞后性、持久性等特点，导致土壤污染治理的周期较长，加之土壤污染的隐蔽性，使社会公众对土壤污染的重视程度不够，参与治理土壤污染的积极性不高，这些原因都会增大土壤污染防治成本。[4]

四、土壤污染治理对策

（一）严格落实“土十条”，推进土壤污染治理进程

新常态下，美丽中国建设和生态文明建设都对我国的生态环境安全提出了更高的要求，国务院也了《土壤污染防治行动计划》，土壤污染治理面临巨大挑战。《土壤污染防治行动计划》的为我国土壤污染治理指明了目标和方向，因此必须坚持创新、协调、绿色、开放、共享的发展理念，严格落实“土十条”里的各项任务目标，推进土壤污染治理，改善土壤环境，保障生态环境安全，促进社会和经济的可持续发展。

（二）建立健全土壤污染综合治理的法律体系

面对当前我国土壤污染治理中的种种问题和弊端，必须尽快建立治理我国土壤污染的专门法规，健全土壤污染治理各项配套政策和措施。以立法的方式助推土壤污染治理，明确污染治理主体的职责权限，杜绝污染防治和处理应急事件的过程中相关部门互相推诿的情况。在治理土壤污染的过程中，要强化政府的作用，以政府为主导，加强土壤污染的监管和执法力度，实行污染者付费的制度。

（三）实施土壤污染精准监测机制，完善土壤质量评价标准体系

土壤污染治理的首要前提是全面精准监测和普查全国的土壤污染，建立大数据形式下我国土壤污染监测的信息网络和数据平台，建立土壤监测的制度与规范体系，尽快实现我国土壤质量检测的全覆盖。要从源头开始建立土壤污染监测的长效机制，严格监督工矿业、农业，水环境、重金属行业等的污染，在此基础上，进一步完善土壤质量的评价标准体系。

（四）创新土壤污染修复技术与治理手段，降低治理土壤污染的成本

在治理土壤污染的过程中不断探索和创新土壤修复的新技术和新方式，加大土壤污染治理的科技投入，改造升级土壤污染治理的设施设备。通过借鉴国外的先进技术和模式，结合我国土壤污染的实际情况，建立多功能、专业的技术研发平台，不断优化土壤污染治理模式，完善土壤治理的多元化的投资或融资机制，从根本上降低治理土壤污染的成本。

五、结语

土壤污染治理的成效关系到我国社会和经济的可持续发展，也关系到人类的健康和生存环境的质量，同时也关系到我国的生态安全和生态文明建设的成败。加强土壤污染治理和改善土壤环境质量是我国新常态下全面建成小康社会的必然要求，因此必须结合我国实际情况，从社会发展的各个方面着手，重点发力，全面治理，为建设“美丽中国”打下稳固的基础。

参考文献： 

[1]环境保护部，国土资源部.全国土壤污染状况调查公报[J].中国环保产业，2014（5）：10-11. 

[2]陈微，魏君.土壤环境污染现状分析与对策研究[J].黑龙江科学，2014，5（7）：112. 

[3]代显峰.我国土壤污染问题分析及对策研究[J].农业科技与装备，2013（11）：16-17. 

第6篇：土壤环境安全范文

关键词：接地网 腐蚀1

中图分类号：TG174.2 文献标识码：A 文章编号：1672-3791（2013）06（c）-0103-02

接地装置是确保电力设备安全运行和人身安全的重要环节。然而，由于原接地设计及建设标准偏低，使接地的技术现状与电力设备技术的飞速进步不相适应，尤其是未能有效解决接地网的防腐蚀问题，使接地装置成为薄弱环节。这就要求对接地装置的可靠性和使用寿命给予足够重视。接地网腐蚀造成的局部断裂，接地线与接地网脱离等可导致接地电阻超标，甚至造成一些设备“失地”的严重后果。

我国的接地网材料主要以镀锌钢为主。接地极材料的腐蚀与土壤环境腐蚀性、接地网结构、电气设备运行状况和接地网入地电流密切相关。接地网电极在地下腐蚀的腐蚀行为、腐蚀状态未见详细研究。为进一步摸清接地网腐蚀主要影响因素的作用，选择了正在进行维修接地网的瓦房店仙浴湾变电站以及谢屯变电站进行检测与分析。通过对接地网的腐蚀状况与土壤腐蚀性、接地网电流状况等因素分析影响接地网腐蚀的主要因素。

1 接地网腐蚀调查

1.1 接地网腐蚀调查区域简介

仙浴湾变电站与谢屯变电站分别位于瓦房店市仙浴湾镇和谢屯镇，均为6.6kV变电站，由于扩容需求，两变电站正在进行地网改造，原有接地网结构已经全部挖开，准备重新安装。变电站地面设备包括变压器及开关每变电站分别取两处作为土壤环境、地电流情况测试点。

1.2 接地网土壤环境腐蚀性检测与分析

接地极埋设在土壤当中，并直接与大地接触。土壤腐蚀是接地极材料最主要的腐蚀类型，因此，土壤的腐蚀性是接地网腐蚀的重要指标。本次通过测量土壤的电阻率、瞬时腐蚀率及变电站测试点地面电位梯度评价土壤的腐蚀性。土壤电阻率与瞬时腐蚀速率反应土壤环境电化学腐蚀的强弱，电位梯度反应来自环境中直流杂散电流的大小。

1.3 接地网土壤环境腐蚀性检测结果

表1为对仙浴湾变电站与谢屯变电站土壤环境腐蚀性检测结果的测量结果。检测结果分析表明，瓦房店仙浴湾与谢屯变电站土壤环境腐蚀性较弱，这与当地的地质因素有关，两个变电站均地处山区，深度为1米的土层以山石与砂土为主，土壤电阻率较大，土壤保水性、地下水位均较低，土壤对碳钢及镀锌钢材料的腐蚀性较弱。

1.4 两个变电站接地网腐蚀状况调查结果

由两个变电站土壤腐蚀性测试结果可以看出，两个变电站所处地区的土壤腐蚀性较弱。但将变电站原接地网都开挖出来后，接地网的腐蚀表现出了明显的差异化，表观上看，距离变电站变压器较近地区的接地网腐蚀非常严重，锌层腐蚀殆尽，扁钢表面布满腐蚀产物，现场在变电站区域选择5处典型区域，用锉刀去除腐蚀产物后，利用千分尺深度计及测厚仪确定接地扁钢的最大腐蚀深度，接地扁钢与变压器的距离与腐蚀深度之间的关系见图1、图2。

仙浴湾变电站与谢屯变电站均属于66 kV的小型变电站，站内设备简单。从现场检测结果可以清楚的看出，接地网的腐蚀存在明显的差异化。距离变压设备距离越近，接地材料的腐蚀越严重。由于两个站的土壤腐蚀较弱，这种差异化更为明显。谢屯变电站的接地网加设有牺牲阳极保护，因此在距离变压器较远的地区腐蚀极为轻微。但在变压器附近，牺牲阳极的作用表现的不很明显，距变压器1.5 m处接地扁钢的腐蚀深度仍达到2.5 mm。图3～图6为两个变电站各处测试点接地材料的腐蚀形貌现场检测结果可以看出，变压器下接地材料的腐蚀速度远远高于其他区域。测试点之间的接地材料腐蚀深度差异高达32倍。产生这种差异化的因素只有变压器的入地电流。设备在工作的时候，ABC三相负载或相位角存在差别的时候，会有额外的电流通过设备的中性点接地流入接地网。电流随着与变压器之间的距离逐渐降低。入地的电流对接地材料具有强烈的腐蚀作用。造成变压器周围的接地网腐蚀速度大大增加，甚至导致接地网牺牲阳极系统失效。

2 结论

通过对66 kV变电站地网的全面开挖，首次发现了接地网腐蚀的差异化。研究结果表明，接地网材料的腐蚀主要有两种因素，土壤腐蚀与设备入地电流。当土壤腐蚀性较弱时，接地网的腐蚀差异化越明显。同时发现传统的接地网牺牲阳极防护措施在设备入地电流较大时，其作用并不明显。我们在接地网防腐蚀设计、施工、维护与管理上必须考虑到这种差异化，保证接地网的使用寿命。

第7篇：土壤环境安全范文

[关键词]功能区； 钩藤； 土壤； 重金属； 评价

[Abstract]Soil and Uncaria rhynchophylla in different functional areas were selected for the study，the content of heavy metals such as As， Cd， Cu， Cr， Pb， and Hg in soil and U. rhynchophylla was discussed， the characteristics of their accumulation in the U.rhynchophylla was analyzed， the contamination levels of heavy metals in soil in different functional areas was evaluated. The results showed that content of Cu， As， Pb and Cr in soil was being cropland>woodland>wasteland， content of Cd was being woodland>cropland>wasteland， content of Hg was being cropland>woodland>wasteland. According to quality standard of soil environment， soil Cd in woodland， cropland and wasteland all exceeded the state-level standards， soil Cd in woodland exceeded the secondary standard， soil Hg in cropland and wasteland all exceeded the state-level standards. According to technical conditions of green food producing area， soil Cd in woodland exceeded the limit value of standard. According to Green Trade Standards of Importing Exporting Medicinal Plants Preparations，the content of heavy metals of U.rhynchophylla in cropland，woodland and wasteland were correspond to the specification. From the single factor pollution index， the soil in woodland was polluted by Cd. From the comprehensive pollution index， the soils in different functional areas were not contaminated by heavy metals. The enrichment coefficient of heavy metals such as As， Cu， Cr， and Pb in hook of U.rhynchophylla was being wasteland>woodland>cropland， the enrichment coefficient of Cu in hook of U. rhynchophylla in wasteland was more than 1. Except Cu， the enrichment coefficient of other heavy metals was low.

[Key words]functional areas； Uncaria rhynchophylla； soil； heavy metals； evaluation

doi：10.4268/cjcmm20162008

在“回归大自然”的背景下，中药材因其绿色、环保和副作用小而发展迅速，社会需求量和种植面积不断上升。但工业化、城市化推进及农药化肥的不合理使用等，使得中药材不断出现重金属超标等问题[1]。邹耀华等调查发现“浙八味”中重金属镉和铅有一定的超标[2]，中药材川芎块茎中存在重金属超标问题[3]，赵静等的三七调查中发现砷（As），镉（Cd）超标率分别为32.4%，29.7%[4]。土壤作为中药材生产的基础物质，土壤重金属的种类和含量在很大程度上影响着中药材中相应重金属的含量[5]，因此必须加强对土壤重金属进行考查及评价[6]。目前，中药材产地土壤重金属评价方法主要包括单因子与综合因子指数法、地累积指数法、潜在生态危害指数法等指数法[7]。对中药材土壤重金属进行考查及评价过程中，还应重视中药材自身对重金属吸收和累积特性[8-9]。富集系数作为反映植物对重金属积累能力的强弱，通过对中药材重金属富集系数的分析，周浓等人发现白术、木香、川芎对Pb具有较强的生物积累作用[10]。中药材及其种植环境的重金属研究，对解决中药材生产过程中重金属超标问题具有十分重要的意义。

钩藤为儿科和治疗高血压的常用药材，以带钩茎枝入药。其性微寒味甘，归肝、心包经，可清热平肝，有熄风定惊之效，用于头痛眩晕、感冒夹惊、惊痫抽搐、妊娠子痫、高血压症等症状效果显著[11]。随着对钩藤药效成分及药理作用研究的深入[12-16]，钩藤的入药量也日益增加，野生钩藤已经无法满足市场的需求，人工栽培成为钩藤生产发展的趋势。中药材栽培中重金属超标，不仅影响中药材的品质，同时也严重危害人类健康。重金属铅进入人体后会对神经系统、造血系统、血管和消化系统造成一定的损害，砷能够引起肝、肾、心等实质器官的衰退，镉对人有致畸、致癌、致突变作用，汞造成肾功能衰竭[17]。但目前对钩藤的研究更多的集中于钩藤种质资源、钩藤化学成分及钩藤药理作用等的研究[18-21]，针对钩藤产地土壤与钩藤植株中重金属的研究较少，而对不同功能区土壤-钩藤系统中重金属分布与累积特征尚未见报道。为此，本研究以不同功能区土壤-钩藤系统为研究对象，探讨了不同功能区钩藤土壤和钩藤植株中重金属元素含量及其在钩藤植株中的富集特征，并对不同功能区钩藤土壤中重金属元素含量进行评价，以期为钩藤的优质栽培提供基础资料和决策依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况 剑河县位于贵州省黔东南苗族侗族自治州中部，东经108°17′08″―109°04′12″，北纬26°20′42″―26°55′42″，全县总面积为2 165.3 km2。最高海拔1 626 m，最低海拔348 m。剑河县属亚热带季风气候，冬无严寒，夏无酷暑，温和湿润，年平均气温17.7 ℃，最冷月平均气温5.9 ℃，极端最低气温-8.1 ℃，无霜期326 d。年平均降雨量1 220 mm，年平均日照时数1 236.3 h。剑河地质构造属江南古陆地的一部分，为山地性高原，处于雷公山中山地貌向湘西丘陵过渡地带，山势崎岖，高山耸翠。剑河县主要成土母岩为砾岩类、粉砂岩、页岩、碳酸盐岩、燧石岩、磷块岩、板岩、变异砂岩等。土壤主要以黄壤（pH 4.2～5.5）为主，有部分黄红壤（pH 4.2～5.0）和少量石灰岩发育而成的黄色石灰土（pH 5.4～5.8）、酸性紫色土，见表1。

1.2 样品的采集 采用典型性分析法，同时考虑小区域对比布点的方法，对钩藤3种功能区下（耕地、林地和荒地）土壤进行样品采样。土壤样品采样时必须重视采集样品是否具有代表性，应根据研究区域的地形地貌实际情况，考虑地形、土壤类型和植被等自然因素及耕作施肥等人为因素的影响，进行布点设位。本研究中样地均采用“S”形方式进行，采集5～8个采样点为1个混合样，每个点采集0～20 cm土层土壤样品，合计采集92个土壤样品。

在采集土壤样品的同时，在相同区域采取一一对应的原则采取钩藤植株样，并分钩、茎和叶3个部位进行采集。为避免采样器具对样品的污染，采样过程中均用不锈钢铲和木制等工具；对采集完毕的样品进行编号和GPS定位。在2013年3月28日采集46个钩藤发芽前期土壤样品和2013年4月25日采集17个中期土壤样品及植株样品，以及2013年10月21采集46个成熟期土壤样品和植株样品，合计109个样品。

1.3 样品的制备 土壤和植株样品的处理和测定方法均按照《土壤农业化学分析方法》和国家重金属检测的相关标准进行[22-23]。将采集的样品分别装入不含重金属的布袋带回实验室，剔除植物残体及大砾石等非土壤物质，置于阴凉通风处自然晾干。晾干后充分混匀，按对角线四分取土法分取一半样品研磨过孔筛，另一半作为备用样品保存。采集每种植物样品，分别用自来水充分冲洗以去除粘附的泥土和污物，再用去离子水冲洗，之后放入烘箱于105 ℃左右杀青5 min，再于70 ℃左右烘干至恒重，烘干后的植物样品用不锈钢植物粉碎机粉碎，过40目筛，装密封袋备用。

1.4 项目测试 本研究分析测试的重金属包括铅（Pb）、铬（Cr）、铜（Cu）、汞（Hg）、As 和Cd 6种，实验中所用试剂均为优级纯、二次去离子水，重金属均采用六点标准曲线外标法定量，各指标标准曲线r>0.99，测定过程中严格按照国家标准，采用平行样和标准参考物质来控制准确度。植物样品采用HNO3-HClO4加热消解、土壤样品采用HCl-HF-HNO3-HClO4加热消解。土壤与植物中As采用原子荧光光谱法，以双道原子荧光光度计测定；植物中其它重金属元素以ICP-MS测定。土壤中Cr采用火焰原子吸收分光光度法；土壤中Cd采用石墨炉原子吸收分光光度法测定；土壤中Hg和Pb采用石墨炉原子吸收分光光度法测定；土壤中Cu采用电感耦合等离子体质谱法。所有样品均做相应的试剂空白，并以国家标样进行质量控制。

1.5 评价 本研究采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数对不同功能区下钩藤土壤中重金属进行评价。单因子污染指数法能够分别反映各个污染物的污染程度，表达式为Pi=Ci/ Si（Pi为农作物中污染物i的环境质量指数，Ci为污染物i的实测浓度值，Si为i种污染物的评价标准）。根据单因子指数值的大小来判断农作物中某种重金属的污染程度，若Pi≤1.0，则农作物没有受到污染；若Pi>1.0，则农作物已受到污染，指数越大则表明农作物污染物累积污染程度越高。

单因子污染指数法只能评价各个污染物的污染程度，评价某个区域重金属污染程度时需将单因子污染指数按一定方法综合起来应用综合污染指数法进行评价。综合污染评价采用兼顾单元素污染指数平均值和最大值的内梅罗综合污染指数法，计算公式如下。

其中，P综合为土壤综合污染指数； Pi（max）为土壤中单项污染物的最大污染指数。根据内梅罗综合污染指数的大小对农作物质量进行分级。农作物污染分级的评价标准见表2。

运用富集系数评价不同功能区下钩藤对重金属的吸收累积特点，其表达公式为：富集系数=植物中某种元素含量/土壤中该元素含量，当富集系数

2 结果与分析

2.1 不同功能区下土壤重金属特征 对钩藤产地不同功能区下的土壤重金属分析见表3，不同功能区下土壤重金属Cu，As，Pb，Cr含量表现为耕地>林地>荒地。不同功能区下土壤重金属Cd含量表现为林地>耕地>荒地，重金属Hg含量表现为耕地>荒地>林地。耕地的重金属Cu含量分别比林地和荒地高115.98%，171.71%；耕地的重金属As含量分别比林地和荒地高0.61%，193.81%；耕地的重金属Pb含量分别比林地和荒地高38.89%，124.84%；耕地的重金属Cr含量分别比林地和荒地高38.38%，96.85%；耕地的重金属Hg含量分别比林地和荒地高360%，53.33%；林地的重金属Cd含量分别比林地和耕地高52%，31.03%。

参照《土壤环境质量标准》（GB15618-1995），从表3可以看出，重金属Cd在3种功能区下均超过了《土壤环境质量标准》一级标准，林地下重金属Cd超过了《土壤环境质量标准》二级标准；耕地和荒地下重金属Hg超过了《土壤环境质量标准》一级标准，其余重金属均没有超过《土壤环境质量标准》。以《绿色食品产地环境技术条件》（NY/T 391-2000）为标准，林地下重金属Cd超过了《绿色食品产地环境技术条件》规定的限量值，其余重金属均没有超过《绿色食品产地环境技术条件》。

参照《土壤环境质量标准》，采用单因子指数（Pi）和内梅罗综合指数法（P综）进行评价，结果见表4。从单因子污染指数来看，除林地土壤Cd的单因子污染指数大于1，其余功能区下重金属单因子污染指数均小于1，表明林地受到重金属Cd的污染，其余不同功能区下的钩藤土壤均未受到各污染物污染。从综合污染指数来看，荒地重金属综合污染指数小于0.7，污染等级为安全；林地重金属综合污染指数为0.91，耕地重金属综合污染指数为0.73，林地和耕地污染等级为警戒线。从综合污染指数来看，钩藤在不同功能区下土壤都没有受到重金属的污染。

2.2 不同功能区下钩藤重金属特征 对不同功能区下的钩藤重金属统计，钩藤叶、茎、钩中的重金属在不同功能区下含量存在显著性差异的，见表5。钩藤叶中的重金属表现为，Cu，Cd，Cr是荒地>林地>耕地，As是荒地>耕地>林地；Pb是耕地>林地，荒地未检出；耕地下钩藤叶中的Hg为0.02 mg・kg-1，林地和荒地未检出。钩藤茎中的重金属表现为，Cu是林地>荒地>耕地，Cd和As是荒地>耕地>林地，Pb耕地>荒地>林地，Cr荒地>林地>耕地；耕地下钩藤茎中的Hg为0.01 mg・kg-1，林地和荒地未检出。钩藤钩中的重金属含量表现为，耕地、林地和荒地均未检出Hg的含量，Cu荒地>林地>耕地，Cd荒地>耕地>林地，As耕地>林地>荒地，Cr耕地>荒地>林地；林地下钩藤钩中的Pb含量是耕地的10.6倍，荒地未检出。

从统计结果中发现，不同功能区下钩藤叶、茎、钩中的重金属也不同。耕地中重金属表现为，Cu，Cr钩>茎>叶，As钩>叶>茎，Cd茎>钩>叶，Pb叶>茎>钩；Hg叶>茎，钩未检查出来。林地中重金属表现为，Cu叶>钩>茎，As茎>钩>叶，Cd叶>茎>钩，Pb钩>叶>茎，Cr钩>茎>叶，Hg未检查出来。荒地中重金属表现为，Cu，Cd钩>茎>叶，As茎>叶>钩，Cd叶>茎>钩，Cr茎>钩>叶；Pb叶中量为1.03 mg・kg-1，钩和茎未检查出来，Hg未检查出来。依据《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》（WM-T2-2004）对重金属的限量指标，3种功能区下钩藤中重金属含量均符合标准。

2.3 不同功能区下钩藤重金属富集系数 土壤重金属污染具有隐蔽性，通过调查发现，钩藤种植区域无工业污染和城市生活污染，钩藤植株中重金属来源主要受土壤母质的影响。土壤对母岩具有很强的继承性，不同母质发育的土壤，其背景值存在较大差异。重金属富集系数反映了植物将土壤中重金属元素转移到植物体内的能力，为评价钩藤对土壤中重金属的富集能力，引用土壤重金属富集系数对钩藤各部位重金属进行评价[24]。重金属富集系数越大，则植物对该种重金属从土壤向体内的迁移能力越强。钩藤作为一种大宗药材，其主要用药部位为钩，对钩藤不同功能区下钩藤钩中重金属富集系数进行统计，不同功能区钩藤钩对不同的重金属富集能力不同，耕地、林地和换地下钩藤钩对重金属Hg的富集系数为0。Cu，Cr，Pb，As的富集系数为荒地>林地>耕地，荒地下钩藤钩对重金属Cu的富集系数大于1，说明荒地下重金属Cu容易从土壤迁移到钩藤中，见图1。

可以看出不同功能区下的钩藤不同部位对土壤中重金属的吸收和富集特征存在较大差异，3种功能区下Cu在各部位的富集系数都比其他重金属高，重金属Cu在林地下的叶中和荒地下的钩、茎及叶中的富集系数大于1，见表6。对于同一部位，不同功能区下的钩藤重金属的富集作用总体表现为荒地>林地>耕地。因此，钩藤种植基地土壤尚属安全区域，土壤富集系数较低，排除前面工业污染外，此种植区域人为活动对土壤重金属的影响较大，继续加大对种植区域的保护，有利于药材品质的长期发展。

3 讨论

从本研究中不同功能区土壤重金属含量来看，一般表现为耕地重金属含量较高，这种变化趋势主要与人为施用化肥有关。有关研究[25]发现，磷肥生产中因磷矿石中含有一定量的重金属污染物Cd，As，Cr，Pb等，使磷肥中含有较多的Cd，As，Cr，Pb，Hg及Cu等重金属物质。在钩藤种植基地人工管理过程中，应注重化肥的合理使用及人工管理。

参照《土壤环境质量标准》一级标准，本研究中Cd在3种功能区下均超过了《土壤环境质量标准》，耕地和荒地下Hg超过了《土壤环境质量标准》一级标准。参照《土壤环境质量标准》中的二级标准，本研究中林地土壤重金属Cd超过了标准值。以《绿色食品产地环境技术条件》为标准，林地下重金属Cd超过了《绿色食品产地环境技术条件》规定的限量值。单因子指数评价中林地土壤重金属Cd为轻度污染等级，从综合污染指数来看，钩藤不同功能区下土壤均没有受到重金属的污染，但林地和耕地污染等级为警戒线。总体上3种功能区下的土壤环境达到钩藤清洁安全生产的要求，但在钩藤种植中应注意控制土壤Cd和Hg这2种重金属的含量。

本研究对不同功能区下钩藤土壤中重金属Cr，Cd，Cu，As，Hg，Pb含量进行相关性分析，其中Cr与Cu呈极显著正相关性，相关系数为0.91；Cu与Pb，Cr与Pd，Cd与As呈显著正相关性，相关系数分别为0.43，0.50，0.41。不同功能区下钩藤土壤中重金属Cr，Cd，Cu，As，Hg，Pb含量存在一定的相关性，其土壤为Cd和Hg为主的复合污染。

本研究中不同功能区下钩藤重金属含量均符合《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》中对中药材重金属含量的品质要求。本研究中林地土壤受到重金属Cd的轻度污染，但林地下钩藤叶、茎和钩中重金属含量并没有受到重金属的污染。重金属从土壤进入植物体的过程会受到植物本身的遗传特性、主动吸收功能和对元素的富集能力影响。植物重金属富集系数是植物体内重金属含量与土壤中重金属含量的比值，常用来评价重金属在土壤-植物体系中迁移的难易程度。本研究中Cu在3种功能区下的富集系数都比其他重金属高，表明重金属Cu容易在钩藤中富集；从功能区看，荒地下钩藤重金属的富集作用较强。因此，继续加大对种植区域的保护，有利于药材品质的长期发展。

重金属是对人体有害的微量元素，当其在体内蓄积至一定量时会起免疫系统障碍和多种功能损害。土壤重金属对中药材重金属的累积量有一定的影响，钩藤3种功能区下土壤尚属安全区域，3种功能区钩藤对重金属的富集系数较低，排除前面工业污染外，人为活动对土壤重金属的影响较大。在钩藤种植中化肥的不合理使用增长了耕地土壤重金属的含量，因此在钩藤种植基地人工管理过程中，尽量采取桔梗还土，施用农家肥或是动物-钩藤养殖模式来培肥土壤。人工管理过程中，还可通过施用土壤改良剂、钝化剂等来降低土壤重金属的生物有效性和可迁移性。钩藤是茜草科钩藤属常绿藤本植物，目前钩藤的种植方式主要以净作为主。但是长期的连作改变了土壤的环境，降低了土壤的肥力，化肥的使用在提高土壤养分含量的同时也会导致土壤重金属含量增高。土壤重金属调查发现，3种功能区下重金属Cd，Hg是影响土壤环境质量的主要重金属。通过筛选对重金属Cd，Hg超累积植物，改变钩藤的种植方式，采用套种或间种Cd，Hg超累积植物，利用Cd，Hg超累积植物吸收并去除土壤中Cd，Hg。

4 结论

不同功能区下土壤重金属Cu，As，Pb，Cr含量表现为耕地>林地>荒地，Cd含量表现为林地>耕地>荒地，重金属Hg含量表现为耕地>荒地>林地。参照《土壤环境质量标准》，重金属Cd在3种功能区下均超过了《土壤环境质量标准》一级标准，林地下重金属Cd超过了《土壤环境质量标准》二级标准；耕地和荒地下重金属Hg超过了《土壤环境质量标准》一级标准，其余重金属均没有超过《土壤环境质量标准》。以《绿色食品产地环境技术条件》（NY/T 391-2000）为标准，林地下重金属Cd超过了《绿色食品产地环境技术条件》规定的限量值，其余重金属均没有超过《绿色食品产地环境技术条件》。从单因子污染指数来看，林地受到重金属Cd的污染，其余不同功能区下的钩藤土壤均未受到各污染物。从综合污染指数来看，荒地重金属综合污染指数小于0.7，林地重金属综合污染指数为0.91，耕地重金属综合污染指数为0.73，林地和耕地污染等级为警戒线。总体上，钩藤在不同功能区下土壤都没有受到重金属的污染。

钩藤叶、茎、钩中的重金属在不同功能区下含量存在显著性差异的，不同功能区下钩藤叶、茎、钩中的重金属也不同。依据《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》（WM-T2-2004）对重金属的限量指标，3种功能区下钩藤中重金属含量均符合标准。不同功能区钩藤钩对不同的重金属富集能力不同，耕地、林地和换地下钩藤钩对重金属Hg的富集系数为0。Cu，Cr，Pb，As的富集系数为荒地>林地>耕地，荒地下钩藤钩对重金属Cu的富集系数大于1， 说明荒地下重金属Cu容易从土壤迁移到钩藤中。3种功能区下Cu在各部位的富集系数都比其他重金属高，重金属Cu林地下的叶中和荒地下的钩、茎及叶中的富集系数大于1。对于同一部位，不同功能区下的钩藤重金属的富集作用总体表现为荒地>林地>耕地。

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第8篇：土壤环境安全范文

关键词：武汉；蔬菜基地；土壤；重金属污染

随着城市化进程的加快，工业、农业的发展，排放的工业三废及大量施用的农药、化肥等越来越多，使菜地土壤重金属含量超标严重，不仅对土壤生物种类的多样性及生态环境的安全性产生威胁，具有一定的生态风险[1，2]，而且直接或间接为害人体健康[3，4]。据统计，2007年我国受污染的耕地已达

1 000万hm2 [5]，其中土壤重金属污染尤为突出[6]。环境污染的严重性使人们越来越意识到土壤尤其是菜地土壤重金属污染评价的重要性，如北京、天津、上海和广州等大城市于20世纪80年代就已系统地对郊区蔬菜的污染状况开展了调查和研究[7]。近几年来，湖南环洞庭湖区[8]、广西桂林[9]、湖北武汉[10]等地也陆续开展了蔬菜基地重金属污染现状评价工作。调查结果显示，环洞庭湖区典型蔬菜基地土壤Cd污染严重，超标率达到45%以上，Ni也有不同程度的超标[8]，虽然大多数城市蔬菜基地土壤重金属含量低于国家土壤环境质量标准（二级）[11]，但土壤中Pb、Cd、Zn等重金属含量均较高，且重金属具有隐蔽性、长期性、累积性和不可逆性等特点[12]，因此必须予以重视。

武汉周边地区蔬菜基地，是武汉市的蔬菜生产和供应的主要来源，与城郊居民的日常生活息息相关。为实现蔬菜从田间到餐桌的质量安全控制，提高蔬菜质量，全面调查了武汉市洪山区、蔡甸区、东西湖区以及新洲区的24个蔬菜基地土壤的pH值、EC值以及Cu、Zn、Pb、Cd 4种重金属含量，对武汉近郊菜地土壤重金属污染现状进行了评价，提出相应的防治措施，以期为环境保护及无公害蔬菜生产的可持续发展提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

以武汉市江夏区、洪山区、蔡甸区、东西湖区、新洲区的24个蔬菜生产基地为监测样点，按照《土壤环境监测技术规范》（HJ/T 166-2004）[13]布设监测点并采集0～20 cm耕层土壤，每个蔬菜生产基地采集不同位置、不同点数的土样混合均匀，每个点获得复合样1份，共采集土壤样品24份。

将所取土样置于室内通风阴凉处风干，去除杂物，经100目筛后混匀，保存于采样袋中，待测。

1.2 测定项目及方法

土壤浸提后用电导仪测定pH值和EC值；有机质含量参照鲍士旦[14]方法，用重铬酸钾容量法-外加热法测定；样品重金属测定包括铜（Cu）、锌（Zn）、镉（Cd）和铅（Pb），参照《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995） [11]，将土壤经过盐酸-硝酸-高氯酸消解后，原子吸收分光光度法测定。

2 结果与分析

2.1 不同菜地土壤理化性质和重金属含量比较

表1显示，除蔡甸区及其他区少量菜地土壤偏酸性外，其他菜地土壤大都呈中性或偏碱性。蔡甸区的有机质含量平均较高，新洲区的最低，其中蔡甸区张湾村蕹菜菜地土壤有机质含量最高，为30.22 g/kg，是新洲区双柳先正达基地的4.6倍。参照湖北省土壤背景值（土壤的环境要素在未受人类明显污染时，其化学元素的正常含量称为土壤背景值，或土壤环境背景值）以及国家土壤背景值二级标准[15]，全部样点土壤的Cu、Zn、Cd、Pb平均含量均在国家土壤背景值标准以内，且低于湖北省土壤背景值（Pb除外）。其中，新洲区的所有菜地土壤Pb含量低于湖北省土壤背景值，且远远低于国家土壤背景值。

2.2 不同区蔬菜生产基地重金属含量差异

表2显示，新洲区菜地土壤的Cu含量平均值最高，江夏区最低；洪山区菜地土壤的Zn含量最高，江夏区的最低；蔡甸区土壤中的Cd平均含量最高，为洪山区和新洲区的2倍；江夏区菜地土壤的Pb平均含量最高，新洲区的最低。但相同区不同取样地点的重金属含量差异较大，如新洲区双柳镇东家村的Cu含量是双柳刘镇村的17倍；东西湖区柏泉农场的Zn含量是走马岭四季豆菜地的34.9倍。

3 结论与建议

3.1 结论

通过田间采样和室内分析，试验结果显示，所调查的24个武汉市蔬菜基地土壤大部分呈中性或偏碱性，有机质含量差异较大，重金属含量均低于国家土壤背景值二级标准，说明这些蔬菜基地不存在重金属污染问题。但是洪山区菜地土壤Pb平均含量较高，可能是因为该地区处于武汉市中心繁华阶段，车流量大，空气质量较差，另外江夏区部分菜地土壤Pb含量也较高，这2个区进行蔬菜生产时应予注意。此外，洪山区洪山菜薹原产地，蔡甸区张湾村蕹菜基地、白菜基地和金鸡苦瓜基地，东西湖区柏泉农场生菜基地土壤酸化比较严重，必须予以高度重视。

3.2 建议

根据所得试验结果以及无公害蔬菜生产的要求，应采取以下措施保障蔬菜产品质量安全，降低和控制土壤和蔬菜的重金属含量。

①源头控制重金属污染源 土壤中重金属主要来源于灌溉水、大气沉降物[16]、工业“三废”排放、汽车尾气[17]等，应加强环境保护，减少有毒、有害物质的任意排放。

②合理规划蔬菜生产基地 在规划蔬菜生产基地之前，应对基地周边的环境进行调查，如附近有无污染性的工厂，对水源、土壤的重金属含量进行监测，应选择3 km以内水源、土壤和空气重金属含量在国家标准规定范围内、土壤有机质含量高的地块[18]。

③科学配方施肥 农业生产过程中，除水源中可能含有重金属外，施用的肥料中也含有一定量重金属元素[19]。因此，在实际生产中，应采取测土配方施肥，合理、适时、适量施用化肥，尽量施用充分腐熟有机肥，减少肥料中的重金属源。

④调节土壤pH值 Singh等[20]认为土壤中的重金属活性与土壤pH值有关，pH值越高，重金属被解吸的越少，活性越弱，越不易被植物吸收，反之越易向植物体内迁移。因此，应结合蔬菜对土壤pH值的要求采取合适的措施调节土壤pH值，如对于酸性土壤，可增施熟石灰、草木灰等[21]；对于碱性土壤，可使用燃煤烟气脱硫副产物[22]、沸石[23]等。

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第9篇：土壤环境安全范文

关键词：不确定性分析；MonteCarlo模拟；土壤；重金属

中图分类号：X820.2 文献标识码：A

土壤是历史自然体，是位于地球陆地表面和浅水域底部具有生命力、生产力的疏松而不均匀的聚积层，基于土壤形成的生态环境体系介于大气圈、水圈、岩石圈和生物圈的交界面上，是各环境介质的连接纽带[1].重金属是一类持久性有毒物，易通过食物链的生物放大作用在生物体内积累，从而对人群健康和生态系统的稳定产生危害或风险[2].土壤重金属污染可改变土壤的理化性质，直接或间接破坏土壤生态系统结构，并可通过土壤农作物等多个途径的迁移积累对农产品安全和人体健康造成风险，所以土壤环境质量评价作为评估污染程度和制定污染控制策略的重要参考而被广泛关注.国内外现常用的土壤环境质量评价方法主要包括：单因子指数评价法、内梅罗综合污染指数法、模糊贴近度法、地累积指数评价法[3]、潜在生态危害指数法[4]等.其中地累积指数评价法是由Muller提出的一种可良好表征土壤中重金属富集污染程度的定量指标，现广泛应用于研究评价土壤或沉积物中重金属的污染程度[5-6].但其在国内外评价过程中仍存在一些缺陷，需要进一步完善，主要表现在：1）常用确定性评价方法中重金属含量输入值的单一确定性与评价区域土壤环境中重金属含量的空间差异性之间的矛盾造成了区域污染评价结果存在较大模糊性；2）不同学者或决策者选取地球化学背景值参数的差异及不同土地利用类型的土壤重金属背景值的差异造成评价结果缺乏可比性；3）确定性地累积评价模型主要表征土壤中各重金属的富集污染程度，而忽略了不同重金属之间的生态毒性差异，这会导致低含量高毒性的重金属的污染程度被低估或高含量低毒性的重金属污染程度被高估.以上3点不足均可能会误导最终决策.

本研究以地累积模型为基础，将MonteCarlo模拟引入环境质量评价领域中来处理参数不确定性，并在模型内嵌入表征不同重金属的生物毒性差异的权重系数，提出了基于不确定性理论的土壤环境重金属污染评价法.将所建土壤环境重金属污染评价法在实例中加以利用和验证，以期为土壤重金属的污染评价、优先污染物的控制及区域污染防控决策的制定提供新思路.

1基于MonteCarlo模拟的评价法

1.1地累积指数评价模型

1.2MonteCarlo模拟的应用

MonteCarlo模拟是由Nicholas Metropolis在二次世界大战期间提出的，而后Von Neumann与Stanislaw Ulam合作建立了概率密度函数、反累积分布函数的数学基础，以及伪随机数产生器，现此方法在金融工程学、宏观经济学、生物医学、计算物理学等领域已得到应用广泛，效果良好[7-8].土壤环境评价系统是一个集随机性、灰性、模糊性等多种不确定性于一体的系统.因此，常规的确定性评价方法不能准确反映土壤中重金属污染程度的真实情况.为了降低模型参数由于土壤重金属数据空间变异性、不同学者或决策者采用的地球化学背景值参数的差异性和不同土地利用类型的土壤重金属背景值的差异性等因素带来的参数不确定性，本研究将MonteCarlo模拟引入地累积指数法.其主要模拟步骤为[8]：1）确定评价模型随机变量，在本研究中为土壤中重金属实测含量参数和其所对应区域土壤背景值参数；2）构建随机因素的概率分布模型，在本研究中采用历史经验和实地采样检测相结合的方法；3）将所得到的随机数转化为输入参数的抽样值，主要方法为MonteCarlo抽样和拉丁超立方抽样（LHS）.其中MonteCarlo抽样一般从样本分布较少的低概率区进行抽样，即为偏尾端抽样；LHS抽样则是由样本整体分布考虑，这说明相对于MonteCarlo抽样方法，LHS方法更适合构建小样本的概率分布，故本文采用LHS法.4）整理分析所得模拟评价结果.

1.3重金属生物毒性评价权重系数

2实例研究

2.1采样点布设及样品采集

实例源于作者2011～2012年的研究成果[10]，采样区域为新乡市市郊的农用土壤，经过采样监测所获数据的统计分析结果见表2.

实际监测数据常包含一些误差较大的、无代表性的数据，本文建议对所得数据进行异常数据的剔除，否则可能会影响评价区域整体污染水平评价的正确性，本文的剔除原则为平均值±3*标准差[8].本文相关统计计算采用SPSS 16.0vers软件进行.

将土壤实测含量参数进行ShapiroWilk检验，由表2可知，Ni，Zn，Cu和Cr的sig.值均大于0.05，表明这些重金属的实测含量数据都呈正态分布.而Cd的sig.值小于0.05，不符合正态分布，须进一步转化验证，根据其偏度和峰度的信息，选择Ln函数进行数据转换，转换前后的Cd的概率分布见图2～3所示，故Cd的含量符合对数正态分布.

据上述章节的数据和分析，按照1.2节中的MonteCarlo模拟步骤，将模拟参数设置设定：最大实验量为1 000，置信区间为95%，抽样方法为拉丁超立方，其它参数取软件的默认值.对于实例区域土壤中各种金属的评价模拟预测图见图4～8所示.图中Probability代表概率可信度，Frequency代表频数.

根据表1和图4～8计算得出表4，其表征了各重金属模拟评价结果隶属于各污染等级的概率可信度，可得出：1）评价区域重金属Cd隶属于严重污染等级的概率高达98.1%，对当地有着极大的潜在生态风险或人体健康风险；2）评价区域重金属Ni和Zn的评价结果较相似，隶属结果均跨越了全部7个污染等级，说明评价区域中Ni和Zn有着明显的空间分布特征，同时它们属于严重污染的概率也分别高达84.5%和87%；3）评价区域重金属Cu的模拟评价结果隶属于各污染等级的概率较为均匀，其最大隶属于偏中污染，概率为30.9%，而其隶属于轻度污染和重度污染的概率分别为21%和24.7%，故很难判断其最终的评价结论，这也证实了评价过程中确实存在较大的不确定性，并且很可能误导决策；4）评价区域重金属Cr的模拟评价结果跨越了3个污染等级，而且它隶属于轻度污染的可信度达69.8%，这说明Cr的空间含量分布较均匀.

根据单因素指数法的评价准则（评价值大于1则土壤已受污染，小于1则未受污染），可知Cd、Ni和Zn已超标，而Cu和Cr未超标，但单因素指数法只能定性地判断污染程度，对于筛选优先控制污染物的评价辨识度较低.确定性地累积模型有较为完善的污染程度定量评级准则（见表1），根据表5结果，基本可较好地识别出优先控制污染物，但仍存在一些问题：1）其评价结论中对于Ni和Zn污染等级均为4级，无法进一步分辨二者的相对污染程度的高低；2）Cu和Cr在确定性地累积评价中的污染级别分别为1级和0级，而单因素指数评价中二者的评价结果都小于0（未污染状态），二种评价方法的结论出现了分歧，故在实际应用中确定性地累积模型的评价分辨力仍有不足.基于MonteCarlo模拟的土壤环境重金属污染评价结果（IM-C），由于各重金属潜在生态风险权重系数（Ti）的嵌入，评价结论出现了几点变化：1）Ni和Zn的IM-C值出现了较显著的差异，其原因是Ni的潜在生态风险权重系数5远大于Zn的潜在生态风险权重系数1.大量研究证明Ni具有明显的致癌性和致敏性，并对水生生物有明显的危害性[1]，相比之下，Zn是人体必不可少的有益元素.这也正对应了我国土壤环境质量标准中关于Ni（60 mg·kg-1）和Zn（300 mg·kg-1）的污染限值差异.参考单因素指数法结果，且对比于确定性地累积法Ni和Zn污染级别一致，证明基于MonteCarlo模拟的土壤环境重金属污染评价法分辨力更强.2）对比于Zn和Cu的确定性地累积模型评价结果的较大差异，Cu和Zn的IM-C值则相对趋于接近，这是由于Cu的生态风险权重系数5大于Zn的生态风险权重系数1，同样Cu的污染限值为100 mg·kg-1也明显严于Zn的污染限值300 mg·kg-1，故基于MonteCarlo模拟的土壤环境重金属污染评价法更符合客观实际.3）Cu和Cr在确定性地累积模型评价结果中污染等级分别为1级和0级，但根据单因素指数法的评价结果，二者的污染级别都属于未污染级别，由于Cu的生态风险权重系数大于Cr的生态风险权重系数，基于MonteCarlo模拟的土壤环境重金属污染评价法“放大”了二者之间评价结果的差异性，更有利于筛选出优先控制污染物.

3结论

针对现行确定性土壤环境质量评价中的不足，提出了基于MonteCarlo模拟和生态风险权重系数的土壤环境重金属污染评价法，而后借助实例与现行评价方法进行对比研究.结果表明：所提出方法的评价结果为一系列隶属于各个评价等级的概率可信度，同时，生态风险权重系数的嵌入使其具有更高的评级分辨力.与确定性评价模型相比，能够更真实、更客观地表征整体区域土壤中重金属的真实污染状态，给决策者提供更全面、科学的参考.

但需要指出，由于所提出的评价方法侧重于评价区域整体的土壤重金属污染水平，所以可能忽略个别极值点，故建议对个别极端值进行确定性污染评价，如评价结果与不确定性评价结果差异较大，则需要有针对性进行采样调查验证.

参考文献

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