導(dǎo)語(yǔ)：如何才能寫好一篇農(nóng)田重金屬污染現(xiàn)狀，這就需要搜集整理更多的資料和文獻(xiàn)，歡迎閱讀由公務(wù)員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

篇1

【關(guān)鍵詞】農(nóng)田；重金屬污染；生物修復(fù)

0 前言

近年來(lái)，我國(guó)食品安全形式非常嚴(yán)峻，有一部分原因就是農(nóng)田遭到污染，尤其是重金屬污染。據(jù)報(bào)道，目前我國(guó)受砷、鉻、鉛等重金屬污染的耕地而積近2000萬(wàn)平方千米，約占總耕地而積的20%；其中工業(yè)“三廢”污染耕地1000萬(wàn)平方千米，污水灌溉達(dá)330多萬(wàn)平方千米。重金屬不能被土壤微生物所分解，易在土壤中蓄積或轉(zhuǎn)化為毒性更大的化合物。土壤重金屬污染的特點(diǎn)為長(zhǎng)期累積效應(yīng)、隱蔽性、不可逆性和一定的交互作用。土壤受重金屬污染后，影響農(nóng)作物并通過食物鏈等影響人體健康，造成中毒危害。另?yè)?jù)國(guó)土資源部的最新調(diào)查顯示：每年我國(guó)約有1200萬(wàn)噸糧食被重金屬所污染，這些糧食足夠養(yǎng)活4000萬(wàn)左右的人口，并且這種污染問題日益嚴(yán)重。因此，對(duì)農(nóng)田重金屬污染的治理顯得尤為迫切。當(dāng)前，土壤重金屬污染的治理方法主要有工程措施、物理化學(xué)方法、化學(xué)修復(fù)方法、以及生物修復(fù)方法。本文將重點(diǎn)介紹生物修復(fù)法在農(nóng)田重金屬污染治理中的研究進(jìn)展，同時(shí)對(duì)生物修復(fù)法治理農(nóng)田重金屬污染的研究前景進(jìn)行展望。

1 簡(jiǎn)介

生物修復(fù)法是指利用生物的生命代謝活動(dòng)降低環(huán)境中有毒有害物質(zhì)的濃度或使其完全無(wú)害，從而使污染的土壤局部地或完全地恢復(fù)到原始狀態(tài)。其優(yōu)點(diǎn)有：成本低、不破壞土壤生態(tài)環(huán)境、可以回收再利用貴金屬、造成二次污染機(jī)會(huì)較少。缺點(diǎn)有：周期長(zhǎng)、一種植物一般只能提取一種或者幾種重金屬、而植物固定只是將重金屬暫時(shí)固定，如果土壤環(huán)境發(fā)生變化，重金屬的毒性作用還有可能再次出現(xiàn)[1]。

2 生物修復(fù)法的分類

生物修復(fù)作用治理農(nóng)田重金屬污染方法可以分為動(dòng)物修復(fù)法、植物修復(fù)法以及微生物修復(fù)法。它們有著不同的優(yōu)缺點(diǎn)。因此，在利用生物技術(shù)處理重金屬污染時(shí)，要結(jié)合當(dāng)?shù)貙?shí)際，因地制宜，才能達(dá)到預(yù)期效果。

2.1 動(dòng)物修復(fù)

動(dòng)物修復(fù)是指土壤動(dòng)物群通過直接的吸收、轉(zhuǎn)化和分解或間接的改善土壤理化性質(zhì)，提高土壤肥力，促進(jìn)植物和微生物的生長(zhǎng)等作用而修復(fù)土壤污染的過程。有關(guān)動(dòng)物修復(fù)的研究報(bào)道較少，主要集中在有機(jī)物和農(nóng)藥污染土壤的修復(fù)（如利用蚯蚓等修復(fù)）和富營(yíng)養(yǎng)化水體的修復(fù)（如利用濾食性貝類、棘皮動(dòng)物、河蟹等修復(fù)），對(duì)重金屬污染土壤的動(dòng)物修復(fù)機(jī)理仍處于探索階段[2]。

2.2 微生物修復(fù)

利用土壤微生物的蓄積和降解作用來(lái)治理土壤重金屬污染是一種高效的途徑。國(guó)內(nèi)外許多研究己證明，菌根在修復(fù)遭受重金屬污染的土壤方面發(fā)揮著特殊的作用，他們減輕了植物在重金屬污染的土壤中的受害程度[3]。

土壤重金屬污染的微生物修復(fù)是利用微生物的生物活性對(duì)重金屬的親和吸附或轉(zhuǎn)化為低毒產(chǎn)物，從而降低重金屬的污染程度[4]。利用微生物（藻類、細(xì)菌和酵母等）來(lái)減輕或消除重金屬污染，雖然微生物不能降解和破壞重金屬，但是可以通過改變它們的物理或化學(xué)特性而影響金屬在環(huán)境中的遷移和轉(zhuǎn)化。其修復(fù)機(jī)理包括表面生物大分子吸收轉(zhuǎn)運(yùn)、細(xì)胞代謝、空泡吞飲、生物吸附和氧化還原反應(yīng)等。微生物對(duì)上壤中重金屬活性的影響主要體現(xiàn)在以下幾個(gè)方面：①溶解和沉淀作用；②生物吸附和富集作用；③氧化還原作用。微生物修復(fù)技術(shù)種類繁多，可進(jìn)行異位修復(fù)、原位修復(fù)以及原位/異位聯(lián)合修復(fù)。其中，原位修復(fù)操作簡(jiǎn)單，對(duì)原有的土壤環(huán)境破壞程度低。微生物修復(fù)受各種環(huán)境因素的影響較大，氧氣、pH、溫度、水分等均可影響微生物活性進(jìn)而影響修復(fù)效果，其田間試驗(yàn)效果不是非常理想。因此，為降解菌提供適宜條件以促進(jìn)其生長(zhǎng)繁殖至關(guān)重要，這也是今后研究的重點(diǎn)。

2.3 植物修復(fù)

植物修復(fù)技術(shù)是指通過植物自身及共存微生物體系，修復(fù)和消除由無(wú)機(jī)廢棄物和有機(jī)毒物造成的土壤環(huán)境污染的一種技術(shù)。

我國(guó)野生植物資源豐富，生長(zhǎng)在天然的污染環(huán)境中的耐重金屬植物和野生超積累植物數(shù)不勝數(shù)。因此開發(fā)與利用這些野生植物資源對(duì)植物修復(fù)的意義十分重大。有關(guān)資料表明，大量植物對(duì)重金屬Cr，Cd，Co，Pb，Ni，Cu，Zn等有很強(qiáng)的吸收積累能力。比如國(guó)內(nèi)有人利用白菜修復(fù)重金屬污染土壤，如叢孚奇等將白菜用于鑰礦區(qū)重金屬污染土壤的修復(fù)研究，結(jié)果表明磷酸氫二鈉一檸檬酸緩沖溶液能顯著提高白菜的地上部富集土壤中重金屬元素的能力。李玉雙[5]等以沈陽(yáng)張士灌區(qū)重金屬污染上壤為修復(fù)對(duì)象，采用盆栽試驗(yàn)，研究了乙二胺四乙酸（EDTA）對(duì)白菜富集重金屬及其生長(zhǎng)狀況的影響。結(jié)果表明，EDTA能夠提高白菜對(duì)上壤中Cu，Cd，Pd 和Zn的植物提取效率。

但是，由于超富集植物一般只能積累某些重金屬元素，植物物種的選取受到不同地理氣候條件的限制，同時(shí)富集植物和超富集植物生物量一般較少，生長(zhǎng)速度慢，積累效率低。所以，利用野生抗性植物進(jìn)行重金屬污染土壤的治理還未取得理想結(jié)果。這就需要相關(guān)科研人員做進(jìn)一步深入的研究，以求早日獲得生長(zhǎng)周期短，能吸附多種重金屬，積累效率高的重金屬富集吸收植物。

2.4 綜合修復(fù)技術(shù)

由于每個(gè)地區(qū)的污染物來(lái)源不同造成各地污染情況有很大的差異。只用一種修復(fù)技術(shù)往很難達(dá)到目標(biāo)。因此，開發(fā)復(fù)合修復(fù)方法成為土壤重金屬污染修復(fù)的主要研究方向[6]。現(xiàn)今開始投入應(yīng)用的復(fù)合修復(fù)技術(shù)的主要類型有動(dòng)物/植物聯(lián)合修復(fù)、化學(xué)/物化一生物聯(lián)合修復(fù)以及植物/微生物聯(lián)合修復(fù)。

3 展望

生物修復(fù)技術(shù)治理重金屬污染土壤以其低成本、高效率、適用范圍廣和無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)已成為重金屬污染農(nóng)田土壤治理中的一個(gè)全新研究領(lǐng)域和國(guó)內(nèi)外有關(guān)學(xué)者研究的熱點(diǎn)之一。但是由于其起步晚，難度大，其大部分研究還處于實(shí)驗(yàn)室階段，尚不能有效地應(yīng)用于重金屬農(nóng)田污染的治理中去，但隨著不同學(xué)科（遺傳學(xué)、土壤學(xué)、生態(tài)學(xué)、化學(xué)、生理學(xué)、環(huán)境保護(hù)學(xué)和生物工程）的相互配合。我們相信該技術(shù)會(huì)日趨成熟，并且為重金屬污染農(nóng)田的治理貢獻(xiàn)出巨大的力量。

【參考文獻(xiàn)】

[1]肖鵬飛，等.土壤重金屬污染及其植物修復(fù)研究[J].遼寧大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2004，31（3）：279-283.

[2]李宇飛.土壤重金屬污染的生物修復(fù)技術(shù)[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2001.34（12H）：148-151.

[3]王真輝.農(nóng)田土壤重金屬污染及其生物修復(fù)技術(shù)[J].海南大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2002，12：386-387.

[4]閻曉明，何金柱.重金屬污染上壤的微生物修復(fù)機(jī)理及研究進(jìn)展[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2002，30（6）：877-879，883.

篇2

關(guān)鍵詞：濱海新區(qū)；重金屬；土壤污染；綜合評(píng)價(jià)

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A DOI 編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.05.013

土壤環(huán)境的安全問題是農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境安全的核心，土壤污染與防治已成為環(huán)境科學(xué)和土壤科學(xué)共同關(guān)注的熱點(diǎn)[1]。土壤重金屬污染具有潛伏性、滯留時(shí)間長(zhǎng)、移動(dòng)性差等特點(diǎn)，從遭受污染到產(chǎn)生后果有一個(gè)逐步積累的過程，因此，對(duì)于土壤重金屬污染的監(jiān)測(cè)已成為農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)的重要內(nèi)容之一。分析監(jiān)測(cè)土壤重金屬元素的含量變化和分布特征，可為調(diào)控土壤重金屬的活性與毒性、制定合理的控制標(biāo)準(zhǔn)及選擇修復(fù)技術(shù)提供必要的理論依據(jù)[2-4]。天津市濱海新區(qū)原來(lái)是農(nóng)業(yè)區(qū)，自20世紀(jì)80年代以來(lái)，郊區(qū)開始出現(xiàn)較大規(guī)模的企業(yè)，其產(chǎn)生的廢水、固體廢棄物數(shù)量明顯增加，污水排放及工業(yè)固體廢棄物的擴(kuò)散，導(dǎo)致水環(huán)境不斷惡化。地下水污染、污水灌溉及堿渣擴(kuò)散也使得污染物直接或間接進(jìn)入土壤，影響到土壤環(huán)境質(zhì)量，成為該地區(qū)土壤污染的主要原因之一[5-7]。近年來(lái)，隨著濱海新區(qū)的快速發(fā)展，土地利用轉(zhuǎn)型使得原有的土壤污染壓力得到一定的緩解，但現(xiàn)有的基本農(nóng)田中依舊存在污染的風(fēng)險(xiǎn)。因而，系統(tǒng)地開展農(nóng)田重金屬污染狀況的調(diào)查具有重要的理論和實(shí)際意義。目前，在濱海新區(qū)的環(huán)境監(jiān)測(cè)部門中，針對(duì)大氣、水體和固廢的監(jiān)測(cè)已積累了豐富的資料，而對(duì)于土壤污染的數(shù)據(jù)還相對(duì)較少。所以，適時(shí)地補(bǔ)充該地區(qū)土壤中污染物含量與分布的信息顯得十分必要。本研究以濱海新區(qū)現(xiàn)有的部分基本農(nóng)田、果園、菜地和濕地土壤為研究對(duì)象，擬通過分析土壤中重金屬含量，了解其主要污染物的分布特征，以期為正確認(rèn)識(shí)該地區(qū)的土壤環(huán)境現(xiàn)狀提供必要的科學(xué)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 樣品采集

按照土壤的利用現(xiàn)狀選擇了農(nóng)田、蔬菜地、果園及濕地4種類型的土壤。土樣采集于2009年8月，采樣點(diǎn)分布如圖1所示。采集0～20 cm的表層土壤樣品，自然風(fēng)干后磨細(xì)，過0.25 mm土壤篩。土壤理化性質(zhì)參見文獻(xiàn)[8-10]。不同土壤樣品的pH值分布為：農(nóng)田土壤中6.5～7.5之間和>7.5的樣品各占50%；菜地土壤均為6.5～7.5之間；果園土壤均>7.5；濕地土壤90%為6.5～7.5之間，10%為>7.5，并以此作為選擇土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)的依據(jù)。

1.2 測(cè)定方法

土壤中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、As、Hg、Cr、Ni全量的分析測(cè)定按照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB l5618―1995）[11]和《土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范》（HJ/T 166―2004）[12]規(guī)定的步驟進(jìn)行。所用試劑均為優(yōu)級(jí)純或分析純。土壤中銅、鋅、鎳、鉛、鎘、鉻采用鹽酸―硝酸―氫氟酸―高氯酸體系消解，原子吸收及分光光度法測(cè)定；土壤總砷和汞采用硝酸―高氯酸消解，原子熒光光度法。

1.3 土壤污染評(píng)價(jià)因子及方法

研究區(qū)土壤為城郊土壤，根據(jù)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)《農(nóng)產(chǎn)品安全質(zhì)量：無(wú)公害蔬菜產(chǎn)地環(huán)境要求》（GB/T 18407.1―2001）[13]、土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618―1995）[11]，選取國(guó)標(biāo)中的8種元素（Cu，Zn，Pb，Cd，As，Hg，Cr和Ni）作為評(píng)價(jià)因子。評(píng)價(jià)方法采用單項(xiàng)污染指數(shù)和Nemerow綜合污染指數(shù)法[14]。依據(jù)土壤樣本pH值測(cè)定結(jié)果，標(biāo)準(zhǔn)限值采用土壤二級(jí)指標(biāo)中相應(yīng)的pH值要求（pH 6.5～7.5及>7.5的數(shù)值），農(nóng)田和蔬菜地以農(nóng)田的標(biāo)準(zhǔn)比對(duì)，果園土壤采用對(duì)應(yīng)的果園標(biāo)準(zhǔn)，濕地土壤采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)中相近的稻田土壤標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行比較。土壤污染等級(jí)劃分參照夏家淇[15]及姜芝萍[16]報(bào)道的方法。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式土壤重金屬分布特征

天津市濱海新區(qū)不同利用狀況下土壤中8種元素含量測(cè)定結(jié)果如表1所示。由表1可以看出，研究區(qū)域內(nèi)土壤重金屬含量較天津土壤重金屬背景值[17]有明顯的增加，Cu、Zn、Pb、As、Hg、Ni的測(cè)定平均值分別為背景值的2.19，2.30，2.39，1.66，12.46，2.47倍，Hg的增加量最大；Cd和Cr為背景值的0.87和0.99倍，與背景值相當(dāng)。

2.1.1 土壤中Cu含量變化 在4種土地利用類型中，農(nóng)田土壤中銅含量的平均值達(dá)到50.10 mg?kg-1，菜園土壤中為58.59 mg?kg-1，果園土壤中為71.33 mg?kg-1，濕地土壤中為53.90 mg?kg-1。不同土地利用方式的土壤Cu含量變化如圖2所示。由圖2可以看出，農(nóng)田和濕地土壤中不同采樣點(diǎn)之間差異較大，而在蔬菜地之間差異較小，果園土壤中總體上大于其他類型的土壤。濕地中的S19樣點(diǎn)含量最高，達(dá)到128.83 mg?kg-1，這與其處于堿渣堆附近的位置有關(guān)。農(nóng)田采樣點(diǎn)中的S5～S7和濕地中的S25及S26的銅含量相對(duì)較低。

2.1.2 不同土地利用方式土壤Zn含量變化 不同利用類型土壤中，農(nóng)田土壤中鋅含量的平均值達(dá)到104.3 mg?kg-1，菜園土壤中為160.1 mg?kg-1，果園土壤中為127.0 mg?kg-1，濕地土壤中為156.6 mg?kg-1。不同土地利用方式的土壤鋅含量變化如圖3所示。由圖3可以看出，農(nóng)田中除S3和S4樣點(diǎn)含量較高外，其他樣點(diǎn)集中在80 mg?kg-1上下；5個(gè)菜地土樣的總體含量較高，含量分布在142.87～182.26 mg?kg-1之間；2個(gè)果園土壤中鋅含量分別為109.5～144.5 mg?kg-1，顯著低于菜園土壤中的含量；10個(gè)濕地土壤中含量差異較大，含量在106.1～247.4 mg?kg-1之間，其中S19樣點(diǎn)的含量最高。

2.1.3 不同土地利用方式土壤Pb含量 不同土地利用方式的土壤鉛含量變化如圖4所示。由圖4可以看出，農(nóng)田土壤中的平均值達(dá)到29.71 mg?kg-1，但S3和S4樣點(diǎn)的含量顯著高于于其他樣點(diǎn)；菜園土壤中平均為49.23 mg?kg-1，各采樣點(diǎn)的鉛含量在40.15～53.74 mg?kg-1之間，總體上含量較高；果園土壤中為35.14 mg?kg-1，盡管2個(gè)樣點(diǎn)分布在海河南北，但二者之間差別較小；濕地土壤中平均為44.01 mg?kg-1，除S17和S19樣點(diǎn)的鉛含量達(dá)到73.84和85.67 mg?kg-1外，其他點(diǎn)的含量均在20.08～49.35 mg?kg-1之間。

2.1.4 不同土地利用方式土壤Cd含量 不同土地利用方式中土壤鎘含量變化如圖5所示。由圖5可以看出，農(nóng)田土壤中的平均值達(dá)到0.086 mg?kg-1，菜園土壤中為0.325 mg?kg-1，果園土壤中為0.131 mg?kg-1，濕地土壤中為0.137 mg?kg-1。在全部25個(gè)采樣點(diǎn)中，鎘含量在0.060～0.336 mg?kg-1之間，平均值為0.139 mg?kg-1，低于天津市土壤鎘背景值（0.16 mg?kg-1）。農(nóng)田土壤的含量均較低，菜園土壤中有4個(gè)樣點(diǎn)超出背景值且含量較高（在0.228～0.303 mg?kg-1之間）、果園和濕地土壤中，除S19樣點(diǎn)含量較高外（0.336 mg?kg-1），其他樣點(diǎn)均低于土壤背景值。

2.1.5 不同土地利用方式土壤As含量 不同土地利用方式的土壤砷含量變化如圖6所示。在4種土地利用類型中，農(nóng)田土壤中的砷含量平均值為14.97 mg?kg-1，菜園土壤為15.92 mg?kg-1，果園土壤為13.54 mg?kg-1，濕地土壤的砷含量最高，達(dá)到18.36 mg?kg-1，但除S19樣點(diǎn)含量較高（31.51 mg?kg-1）外，其他樣點(diǎn)在11.71～20.51 mg?kg-1之間?？傮w上看，土壤砷含量分布比較均勻，但超出了土壤背景值。

2.1.6 不同土地利用方式土壤Hg含量 不同土地利用方式的土壤汞含量變化如圖7所示。在4種土地利用類型中，農(nóng)田土壤中Hg含量平均值為0.360 mg?kg-1，菜園土壤的砷含量為0.707 mg?kg-1，果園土壤為0.271 mg?kg-1，濕地土壤的砷含量最高，達(dá)到0.768 mg?kg-1。由圖7可以看出，農(nóng)田超出背景值的有3個(gè)樣點(diǎn)，菜園和果園中超出背景值的有4個(gè)樣點(diǎn)，而在濕地土壤中，90%的樣點(diǎn)超出背景值，表明濕地土壤中汞的累積比較顯著。

2.1.7 不同土地利用方式土壤Cr含量 不同土地利用方式的土壤鉻含量變化如圖8所示。4種不同土地利用類型中，菜園土壤中鉻的平均濃度最高，達(dá)到75.26 mg?kg-1，其次為農(nóng)田73.24 mg?kg-1，果園土壤中為71.06 mg?kg-1， 濕地土壤中為69.22 mg?kg-1。在25個(gè)樣點(diǎn)中鉻含量超出背景值的點(diǎn)占38.5%，但總體的平均值為71.86 mg?kg-1，低于背景值72.65 mg?kg-1，不同樣點(diǎn)之間的Cr含量分布比較均勻。

2.1.8 不同土地利用方式土壤Ni含量 不同土地利用方式的土壤鎳含量變化如圖9所示。4種土地利用類型中，菜地土壤的鎳含量平均濃度達(dá)到最高76.10 mg?kg-1，其次為濕地土壤71.90 mg?kg-1，農(nóng)田和果園土壤含量分別為59.36 mg?kg-1和50.28 mg?kg-1。與天津市土壤背景值比較，在供試的25個(gè)土樣中Ni含量均遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出背景值，反映出土壤Ni含量的變化是影響該區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量的要素之一。與其他元素類似，在農(nóng)田中的S3～S4樣點(diǎn)、菜地中的S10～S13樣點(diǎn)及濕地中的S17～S25樣點(diǎn)檢出的Ni含量顯著高于其他樣點(diǎn)，反映出其污染途徑具有相似性。

2.2 土壤環(huán)境質(zhì)量狀況評(píng)價(jià)

以國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)為基礎(chǔ)，通過計(jì)算單項(xiàng)污染指數(shù)和Nemerow綜合污染指數(shù)，得出濱海新區(qū)不同土地利用方式下不同重金屬對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量的影響現(xiàn)狀（表2）。依據(jù)土壤樣本pH值測(cè)定結(jié)果，標(biāo)準(zhǔn)限值采用土壤二級(jí)指標(biāo)值，農(nóng)田和蔬菜地以農(nóng)田的標(biāo)準(zhǔn)比對(duì)，果園土壤采用對(duì)應(yīng)的果園標(biāo)準(zhǔn)，濕地土壤采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)中相近的稻田土壤標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行比較。

從單項(xiàng)污染指數(shù)來(lái)看，采樣區(qū)的25個(gè)土壤樣本中Cu、Zn、Pb及Cr的Pi值均小于1，表現(xiàn)為清潔；除濕地土壤中S19樣品外，Cd和As在其他24個(gè)樣本中也達(dá)到清潔水平。樣品S19的PCd和PAs分別為1.121及1.260，屬于輕度污染，這與該采樣點(diǎn)位于過去的曬鹽場(chǎng)地附近有關(guān)。Hg和Ni是該地區(qū)污染率較高的元素，在25個(gè)樣本中有16個(gè)達(dá)到輕度以上的污染水平，污染率均為64%，其中S19的Hg污染達(dá)到中度污染水平，表明該地區(qū)的Hg和Ni存在較大的污染風(fēng)險(xiǎn)，并且Hg和Ni的污染分布具有同步性。從不同利用類型土壤中的分布來(lái)看，農(nóng)田的輕度污染率為37.5%，蔬菜地為80%，果園屬于清潔，濕地土壤中為90%。分析其污染的原因，Hg和Ni污染與該地區(qū)污水中Hg和Ni排放有密切關(guān)系。濕地土壤主要分布在鹽場(chǎng)、河口區(qū)域，排污河及海河水質(zhì)污染是導(dǎo)致超標(biāo)的主要原因。蔬菜地灌溉量大，灌溉水污染可導(dǎo)致土壤中累積量增大。從樣點(diǎn)分布看，農(nóng)田中的S3和S4、菜地中的S10～S13均分布在海河附近，所以存在較大的污染風(fēng)險(xiǎn)。

從綜合污染指數(shù)看，25個(gè)樣本中8%屬于輕度污染，包括菜園土壤S10和濕地土壤S19；綜合指數(shù)超過警戒級(jí)閾值（>0.7）的樣本數(shù)占52%，包括了農(nóng)田中的S3和S4樣本，菜地土壤中的S11～S13，濕地土壤中的S17、S20～S26樣本；樣本中達(dá)到安全級(jí)別的占40%，以農(nóng)田和果園土壤為主。

3 結(jié)論與討論

土壤重金屬的來(lái)源受成土母質(zhì)、氣候、人類活動(dòng)等多種因素的影響，不同地區(qū)、不同種類的土壤、特別是人類活動(dòng)較為頻繁、容易受到擾動(dòng)和污染的各種農(nóng)用土地[18]。在針對(duì)土壤環(huán)境問題的研究和管理過程中，我國(guó)相繼公布了土壤元素背景值和土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，確定了Cu、Zn、Pb、Cd、As、Hg、Cr及Ni等8種重金屬和類金屬元素的含量限值，為土壤污染評(píng)估提供了必要的判別參考依據(jù)。由試驗(yàn)結(jié)果可知，除Cd和Cr外，其他元素的平均值均超出公布的天津市土壤元素背景值，其原因一方面與這些元素在土壤中的現(xiàn)存濃度或許較30年前有所增加有關(guān)，另一方面也與當(dāng)年背景值測(cè)定時(shí)選取的采樣地點(diǎn)和土壤類型有關(guān)。本研究主要是以濱海新區(qū)的土壤為研究對(duì)象，而背景值可能包括天津市較大的土壤范圍，其土壤類型會(huì)有一定差別，因此，利用背景值僅僅是一種評(píng)估污染狀況時(shí)的參考，而更主要的是以國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)為依據(jù)。

在監(jiān)測(cè)的數(shù)據(jù)中，濱海新區(qū)不同類型土壤中Hg和Ni存在較大的污染風(fēng)險(xiǎn)，在25個(gè)樣本中的污染率均為64%，污染分布具有同步性，并且主要分布在菜地和濕地土壤中。這一現(xiàn)象或許與人為活動(dòng)導(dǎo)致的水污染有一定關(guān)系。在濱海新區(qū)特定的土壤環(huán)境下，其土壤以砂質(zhì)為主，土層薄，導(dǎo)致水與土壤交換過程加劇，海河水系帶入的污染物及過去曬鹽過程引起的水與土壤中物質(zhì)交換增加也許是其土壤中Hg和Ni元素積累量變化的重要原因。同時(shí)土地利用類型對(duì)土壤重金屬含量分布的影響具有一定差異，農(nóng)田的輕度污染率為37.5%，蔬菜地為80%，果園屬于清潔，濕地土壤中為90%。綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)的結(jié)果表明，25個(gè)樣本中8%屬于輕度污染，超過警戒級(jí)閾值的樣本數(shù)占52%，達(dá)到安全級(jí)別的樣本占40%?？傮w上表現(xiàn)為農(nóng)田和果園土壤比較清潔，而蔬菜地和濕地土壤中存在一定的污染風(fēng)險(xiǎn)。

關(guān)于土壤污染狀況的評(píng)估問題，目前學(xué)者們也有新的認(rèn)識(shí)和共識(shí)，污染物在土壤中的含量（總量）高低不僅僅是判別土壤是否被污染的唯一依據(jù)，而要結(jié)合污染物受體是否產(chǎn)生危害及危害性的大小進(jìn)行全面評(píng)估[19-20]。生物是土壤中的主要受體，污染物是否對(duì)生物產(chǎn)生毒害效應(yīng)也需要結(jié)合土壤中污染物的存在形態(tài)、生物的蓄積量和毒性表現(xiàn)形式等多方面因素綜合評(píng)判[21-22]。因此，監(jiān)測(cè)土壤中重金屬的現(xiàn)存量對(duì)于評(píng)價(jià)土壤可能存在的環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)具有一定的意義。依據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的限值可知，其超標(biāo)量越大則污染的風(fēng)險(xiǎn)亦越大。

參考文獻(xiàn)：

[1] 中國(guó)科學(xué)院農(nóng)業(yè)領(lǐng)域戰(zhàn)略研究組. 中國(guó)至2050年農(nóng)業(yè)科技發(fā)展路線圖[M]. 北京：科學(xué)出版社， 2009.

[2] 羅金發(fā)， 孟維奇， 夏增祿. 土壤重金屬（錫，鉛，銅）化學(xué)形態(tài)的地理分異研究[J]. 地理研究， 1998， 17（3）： 265-272.

[3] 王家兵. 天津城市發(fā)展中的若干環(huán)境地質(zhì)問題[J]. 地質(zhì)調(diào)查與研究， 2004， 27（3）： 164-168.

[4] 周啟星， . 我國(guó)農(nóng)業(yè)土壤質(zhì)量基準(zhǔn)建立的方法體系研究[J]. 應(yīng)用基礎(chǔ)與工程科學(xué)學(xué)報(bào)， 2012， 20（S1）： 38-44.

[5] 馬興， 胡萬(wàn)里， 邵德智， 等. 海河塘沽段水污染指數(shù)變化及其原因分析[J]. 水資源與水工程學(xué)報(bào)， 2008， 19（1）： 69-76.

[6] 陳霞. 塘沽區(qū)污水資源化利用對(duì)策研究[D]. 楊凌：西北農(nóng)林科技大學(xué)， 2007.

[7] 劉新菊. 用循環(huán)經(jīng)濟(jì)理念促進(jìn)工業(yè)固體廢物資源化[D]. 楊凌：西北農(nóng)林科技大學(xué)， 2008.

[8] 杜微， 曲東， 王靜， 等. 天津?yàn)I海新區(qū)不同土壤的生物學(xué)性狀及土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2011， 20（4）： 200-206.

[9] 馬文梅， 王靜， 曲東， 等. 天津市塘沽區(qū)不同土地利用狀況下土壤鹽分變化特征[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2011， 20（12）： 152-157.

[10] 杜微. 天津市塘沽區(qū)不同利用類型土壤生物學(xué)特征及其土壤質(zhì)量變化研究[D]. 楊凌：西北農(nóng)林科技大學(xué)， 2011.

[11] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)部， 國(guó)家技術(shù)監(jiān)督局. GB 15618―1995 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S]. 北京： 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社， 1995.

[12] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)部. HJ/T 166―2004 土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范[S]. 北京： 中國(guó)環(huán)境出版社， 2004.

[13] 國(guó)家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局. GB/T 18407.1―2001農(nóng)產(chǎn)品安全質(zhì)量蔬菜產(chǎn)地環(huán)境要求[S]. 北京： 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社， 2001.

[14] 丁桑嵐. 環(huán)境評(píng)價(jià)概論[M]. 北京： 化學(xué)工業(yè)出版社， 2001.

[15] 夏家淇. 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)詳解[M]. 北京： 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社， 1996.

[16] 姜芝萍， 楊俊衡. 城市重點(diǎn)污染區(qū)土壤重金屬污染評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)探討[J]. 安全與環(huán)境工程， 2010， 17（1）： 57-60，64.

[17] 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站. 中國(guó)土壤元素背景值[M]. 北京： 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社， 1990.

[18] 鄭袁明， 陳同斌， 鄭國(guó)砥， 等. 北京市不同土地利用方式下土壤銅的積累及其污染風(fēng)險(xiǎn)[J]. 自然資源學(xué)報(bào)， 2005， 20（5）： 690-696.

[19] 宋玉芳， 周啟星， 宋雪英， 等. 土壤整體質(zhì)量的生態(tài)毒性評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2005， 26（1）： 130-134.

[20] 夏家淇， 駱永明. 關(guān)于土壤污染的概念和3 類評(píng)價(jià)指標(biāo)的探討[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 2006， 22（1）： 87-90.