杭州市城郊土壤重金属含量和形态的研究
某地区土壤重金属含量特征及影响因素研究
某地区土壤重金属含量特征及影响因素研究土壤重金属含量是指土壤中某种或某几种重金属元素的含量。
重金属是指相对密度大于5g/cm³的金属元素，如铅、镉、汞、铬、铜等。
土壤重金属含量特征的研究，可以帮助我们了解土壤环境质量和生态系统健康状况，为土壤污染治理和生态环境保护提供科学依据。
土壤重金属含量在不同地区之间存在明显的差异。
差异主要源于地理环境、地质背景和人类活动等因素的影响。
地质背景是土壤重金属含量的主要决定因子之一。
矿产资源富集区的土壤中重金属元素含量较高；而沿海地区的土壤中重金属含量较低。
地理环境也对土壤重金属含量产生影响。
山区土壤中重金属含量可能较高，因为山区地势陡峭，容易发生土壤侵蚀和重金属富集。
人类活动也是重要的影响因素。
工业和农业的发展可能导致土壤重金属含量的增加。
土壤性质是影响重金属含量的关键因素之一。
土壤的理化性质如pH值、有机质含量、粒径分布等对土壤重金属含量有一定影响。
土壤pH值的变化可以影响重金属元素的形态和可溶性，从而影响其吸附和迁移行为。
土壤有机质含量可以通过与重金属形成稳定络合物来影响其迁移和生物可利用性。
土壤粒径分布可以影响重金属元素在土壤中的分布和迁移。
土壤红oxdolien的存在也可以影响土壤重金属含量。
气候因素也对土壤重金属含量产生影响。
降水量、温度和湿度等气候因素可以影响重金属元素的迁移和赋存形式。
高降水量可能会增加重金属的溶解度，导致重金属元素的淋洗和迁移；而高温和干旱则可能使重金属元素在土壤中富集。
人类活动是影响土壤重金属含量的重要因素。
工业排放、农药使用、废水排放等人类活动会导致土壤重金属含量的升高。
工业废水中的重金属会通过冲洗和浸出进入土壤中。
农药残留可以导致土壤中农田重金属含量的增加。
土壤重金属含量特征受多种因素综合影响，包括地理环境、地质背景、土壤性质、气候因素和人类活动等。
深入研究土壤重金属含量特征及其影响因素，有助于科学评估土壤环境质量，制定合理的土壤管理措施，最终实现土壤污染治理和生态环境保护的目标。
《基于地统计学方法的土壤重金属污染物空间分布及扩散特征研究》范文
《基于地统计学方法的土壤重金属污染物空间分布及扩散特征研究》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，土壤重金属污染问题日益突出，对生态环境和人类健康构成了严重威胁。
因此，研究土壤中重金属污染物的空间分布及扩散特征，对于制定有效的污染防治措施具有重要意义。
地统计学方法作为一种有效的空间数据分析工具，为土壤重金属污染研究提供了新的途径。
本文旨在基于地统计学方法，对土壤重金属污染物的空间分布及扩散特征进行研究。
二、研究区域与数据来源本研究选取某工业区为研究区域，该区域土壤重金属污染问题较为严重。
数据来源于该区域土壤样品检测结果，包括土壤中铅(Pb)、锌(Zn)、镉(Cd)、铬(Cr)等重金属元素的含量。
三、地统计学方法概述地统计学是一种以空间数据为基础的统计学科，主要研究空间数据的分布特征和空间关系。
在地统计学中，半方差图是一种重要的工具，用于描述空间数据的变异性和空间结构。
此外，地统计学方法还包括空间插值、空间聚类等方法，可用于分析土壤重金属污染物的空间分布及扩散特征。
四、土壤重金属污染物空间分布特征研究1. 数据处理与半方差图分析首先，对土壤样品检测数据进行处理，包括数据清洗、异常值处理等。
然后，利用地统计学方法绘制半方差图，分析土壤重金属的空间变异性和空间结构。
结果表明，土壤中重金属元素的空间结构具有一定的规律性，且不同重金属元素的空间变异程度存在差异。
2. 空间插值与空间分布图绘制基于地统计学方法的空间插值技术，对土壤重金属污染物的空间分布进行插值和预测。
通过绘制空间分布图，可以清晰地看到土壤中重金属污染物的空间分布特征。
结果显示，土壤中重金属污染物的分布受到多种因素的影响，如工业排放、地形地貌等。
五、土壤重金属污染物扩散特征研究1. 扩散途径与影响因素分析土壤中重金属污染物的扩散途径主要包括大气沉降、水体迁移、土壤侵蚀等。
影响因素包括气象条件、地形地貌、土壤类型等。
通过分析这些因素对土壤重金属污染物扩散的影响，可以更好地理解其扩散特征。
中国城市污泥重金属区域分布特征及变化趋势
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重金属在土壤中的迁移与转化研究
重金属在土壤中的迁移与转化研究土壤是与人们息息相关的自然资源，它支撑着我们的农业、林业和畜牧业生产，同时也是城市建设和环境治理的基础。
然而由于人类的不当利用和污染，土壤中的重金属含量日益增加，给生态环境和人类健康带来了巨大威胁。
因此，如何研究重金属在土壤中的迁移与转化，成为当前环境科学界的热点问题。
一、重金属污染的危害重金属是指密度大于4.5g/cm³的金属元素，它们具有高毒性、强残留性、不易分解等特点，往往会在大量积累后危害环境和健康。
重金属污染造成的危害主要有以下几方面：1、土壤质量下降。
重金属会破坏土壤结构，使土壤变得紧密硬化，影响气体和水分的渗透能力，降低土壤的肥力和作物的生长。
2、生态环境受到破坏。
重金属通过空气、水和食物链等途径进入生态系统，对人类、动物和植物的健康造成影响。
重金属还会破坏生态系统的平衡，缩小生物多样性，影响生态景观的形成。
3、危害人体健康。
重金属通过食物、食水和空气等途径进入人体，对神经系统、免疫系统、造血系统和生殖系统等各个系统造成危害，引起头痛、头晕、恶心、呕吐、皮肤瘙痒、气喘、支气管炎、挫伤白细胞的功能、肠胃功能不良等。
二、重金属在土壤中的形态重金属在土壤中的形态多种多样，其化学性质的不同直接影响了其在土壤中的存在形式、吸附态和活性。
通常，重金属在土壤中的形态可分为三种类型：1、可溶性态。
可溶性态的重金属一般与土壤中的水分结合形成溶液，容易遭受淋溶机制带走。
2、交换态。
交换态的重金属可与土壤中的颗粒物结合，形成为土壤中的不易迁移、不易淋溶的形态。
3、残渣态。
残渣态的重金属一般与土壤中的矿物质结合，成为土壤有机质的重要组成部分，几乎不参与活跃的物理、化学反应。
三、重金属在土壤中的迁移与转化重金属在土壤中的迁移与转化受到多种因素的影响，如土壤类型、土壤pH值、氧化还原电位、土壤有机质、微生物等等，下面分别进行讨论：1、土壤类型。
不同类型的土壤中，重金属的吸附能力和生物有效性会出现明显差异。
《2024年土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素的研究》范文
《土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素的研究》篇一摘要：本文重点研究了土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素。
通过对土壤中重金属的形态分析、植物对重金属的吸收机制以及环境因素对重金属生物有效性的影响进行探讨，旨在为土壤污染治理和食品安全提供理论依据。
一、引言随着工业化和城市化的快速发展，重金属污染问题日益严重，特别是在土壤—植物系统中，重金属的积累和迁移对生态环境和人类健康构成了严重威胁。
因此，研究土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素，对于预防和控制重金属污染具有重要意义。
二、土壤中重金属的形态分析土壤中的重金属多以不同形态存在，其生物有效性受形态分布的影响。
研究表明，重金属的可交换态和碳酸盐结合态较易被植物吸收，而氧化物结合态和有机物结合态则相对稳定。
此外，重金属与土壤中矿物质的结合形式也会影响其生物有效性。
三、植物对重金属的吸收机制植物通过根系吸收土壤中的重金属。
其吸收机制包括主动吸收和被动吸收两种方式。
主动吸收主要受植物体内酶的催化作用影响，而被动吸收则与土壤中重金属的浓度梯度有关。
此外，植物根际的微生物活动也会影响重金属的吸收。
四、影响因素分析1. 土壤pH值：pH值通过影响重金属的溶解度和化学形态来影响其生物有效性。
一般来说，酸性土壤中重金属的生物有效性较高。
2. 土壤有机质：有机质可以与重金属结合形成稳定的络合物，从而降低其生物有效性。
3. 土壤类型和矿物质组成：不同类型土壤对重金属的吸附能力和解吸能力存在差异，进而影响其生物有效性。
4. 植物种类和生长状况：不同植物对重金属的吸收能力和耐受性存在差异，同时植物的生长发育状况也会影响其对重金属的吸收。
五、研究方法与实验设计本研究采用形态分析法、化学萃取法和植物培养法等多种方法相结合，对土壤中重金属的形态、植物对重金属的吸收机制以及环境因素对重金属生物有效性的影响进行探讨。
实验设计包括不同pH值、有机质含量、土壤类型和植物种类的处理组，以全面了解各种因素对土壤—植物系统中重金属生物有效性的影响。
土壤中重金属的形态分析
以上只是通过一个案例分析了土壤重金属形态分布特点，分析方法是共通的，值得借鉴。
（Hale Waihona Puke ）答：本次实验有个比较大的问题是我们对分光光度计的原理不太清楚，无法将光度计调到最佳状态，无法判断实验数据的准确性，所以我们应该去了解这种仪器的一个使用方法和产生误差的原因，下面就Z-2000火焰原子吸收分光光度计一些常见的误差进行简略的分析。
目前研究最彻底、应用最广泛的重金属形态分析方法是Tessier等提出的顺序提取法及其修正方法，适合Cd、Co、Cu、Ni、Pb、Zn、Fe和Mn等多数重金属的提取，并按照提取顺序，将土壤或沉积物中重金属的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态5种形式。
本次实验只做可交换态的重金属浓度提取、测定和分析，可交换态是指主要吸附在粘土、腐殖质和其他成分上的金属，易于迁移转化，同时较易被植物吸收利用，当土壤pH值降低时，交换态金属含量明显升高，可交换态可以较好的反映土壤近期受到的污染状况。
（三）Z-2000火焰原子吸收分光光度计的操作规范问题，我们在进行分光光度计测量Cu浓度的时候，调零后测纯水的Cu浓度也达到了0.06mg/L,所以应该是调零的时候存在问题，所以分光光度计的错误使用也会导致实验数据误差甚至错误的出现。
八、思考与讨论
（一）
答：生物可利用性定义为一个单独的生物暴露在含有化学物质的土壤或沉积物中所发生的物理、化学以及生物的相互作用过程，该过程反映了人体和生物受体暴露在土壤和沉积物中污染物作用的程度。
以上36个因素中，只要有一个不好，就不可能得到好的分析结果，就将严重影响分析测试结果的可靠性。这些因素都是使用者如何选择和用好火焰AAS仪器时应高度重视的问题。为了保证技术指标的准确、可靠性，使用者应经常自己检测仪器的技术指标，如发现问题应及时解决（还需要根据实际的测试方法），只有这样才能尽量减小实验误差。
土壤重金属污染现状及检测分析技术研究进展
土壤重金属污染现状及检测分析技术研究进展摘要：时代发展速度的提升使得我国生态环境遭受了严重的破坏，其中土壤重金属污染问题相对严重，不利于农业以及工业的持续发展。
就目前我国土壤污染调查报告显示，当前我国大量的土壤环境已经遭受了重金属的污染，并且污染程度有一定的差异。
基于此，必须加大对我国土壤重金属污染问题的调研力度，做好重金属污染的及时监测，并通过监测数据结果制定合理的土壤治理和修复方案，实现对土壤改良的目标。
关键词：土壤；重金属；污染；检测引言近些年，我国土壤重金属污染问题愈发严重，因重金属污染而丧失使用价值的土地面积更是不断增加，而想要消除重金属污染对土壤的影响，必须加强相关检测技术的应用，结合土壤污染实际，对检测手段进行改进。
土壤重金属污染检测工作质量应在原有技术基础上，不断加大技术创新工作，重视检测设备体系的研发与引入，充分结合具体工作需求以及检测工作发展现状，提高检测技术的最终作业水平。
现阶段，我国土壤重金属检测工作发展迅速，但因起步较晚等因素的影响，行业整体技术水平仍显不足，从业工作者需针对性开展深入研究工作，精准测量土壤中各类重金属含量，为后续开展土壤保护以及重金属污染治理方案创造有利条件。
1土壤重金属污染现状土壤自身循环能力会受到重金属土壤的污染严重降低。
我国农业经济发展主要限制因素之一就是土壤重金属污染，我国已经有超过5000万亩的土壤受到重金属污染，并且该数值呈现逐渐上涨的趋势。
土壤重金属不但具有隐蔽性，而且很难治理，这对于人类的正常活动以及未来发展都十分不利。
对当前发展情况进行分析可知，我国当前面临着较为严峻的土壤重金属污染问题，而造成土壤重金属污染的原因主要包括如下两点：（1）自然环境。
成土母质风化是当前我国很多地区存在的土壤问题，这就导致重金属积累条件更加适宜，加上恶劣天气和水源作用等方面的影响会改变重金属元素结构，导致土壤中重金属元素含量也产生一定的变化。
（2）人类活动。
不同消解方法检测土壤重金属含量研究
不同消解方法检测土壤重金属含量研究土壤中的重金属污染是一种严重的环境问题，对生态系统和人类健康均会造成严重影响。
因此，及时准确地检测土壤中重金属的含量对于环境保护和人类健康至关重要。
目前，检测土壤中重金属含量的方法有很多种，其中不同的消解方法在一定程度上影响着检测结果的准确性。
本文将对不同的消解方法进行探讨，以便更好地检测土壤中重金属的含量。
一、酸消解法酸消解法是目前应用最为广泛的土壤重金属检测方法之一、其原理是将土壤样品加入适量的酸溶液中，通过加热消解土壤中的有机物和无机物，使重金属元素转化为可溶性的离子，然后用各种分析方法测定重金属元素的含量。
酸消解法的优点在于简单易行，但缺点是可能会影响检测结果的准确性，因为不同的酸对重金属元素的消解效果有所差异。
二、碱熔融法碱熔融法是一种较为粗糙的土壤重金属检测方法，其原理是将土壤样品与碱性熔剂进行高温熔融，使土壤中的有机物和无机物完全溶解，然后用不同的萃取剂将重金属元素从熔融液中提取出来进行检测。
碱熔融法的优点在于能够将土壤中的重金属元素完全溶解，提高检测的准确性，但缺点是操作复杂，容易引起误差。
三、微波消解法微波消解法是一种高效、快速的土壤重金属检测方法，其原理是利用微波能量使样品中的有机物和无机物迅速升温，将重金属元素溶解在消解液中，然后用合适的分析方法进行检测。
微波消解法的优点在于操作简单快速，可以提高检测效率和准确性，但缺点是需要昂贵的设备和专业的操作技能。
四、高温熔融法高温熔融法是一种较为粗糙的土壤重金属检测方法，其原理是将土壤样品置于高温熔炉中加热，使土壤中的有机物和无机物溶解，然后用适当的酸或碱进行调节，将重金属元素提取出来进行检测。
高温熔融法的优点在于可以将土壤中的重金属元素完全溶解，但缺点是操作复杂，需要高温环境，容易引起误差。
综上所述，不同的消解方法在检测土壤中重金属含量时各有优缺点，需要根据具体情况选择合适的方法。
在实际应用中，可以结合多种方法进行检测，以提高检测结果的准确性和可靠性。
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文章编号:025322468(2002)20520603206 中图分类号:X 13113 文献标识码:A杭州市城郊土壤重金属含量和形态的研究王美青,章明奎 (浙江大学环境与资源学院资源科学系,杭州 310029)摘要:研究了杭州市城郊文教居民区、风景旅游区、市郊农业区、市内商业区和市郊工业区等5种土地利用背景下的32个土样中8个重金属元素(Cd 、C o 、Cr 、Cu 、Ni 、Pb 、Zn 、Mn )的含量和形态.结果表明,杭州市城郊土壤已受重金属的明显污染,其中以Pb 的污染最为严重.污染程度为:市郊工业区>市内商业区>风景旅游区>文教居民区>市郊农业区.用连续提取方法对重金属分级表明,Cd 、C o 、Cr 和Ni 主要以残余态为主,平均占总量的60%以上,而Cu 、Pb 、Zn 和Mn 主要以酸可提取态、氧化物结合态和有机结合态存在,有较大的释放潜力和生物有效性.关键词:城郊土壤;重金属;污染;分级Concentrations and chemical associations of heavy metals in urban and suburban soils of the H angzhou City ,Zhejiang ProvinceW ANG M eiqing ,ZH ANG M ingkui (C ollege ofEnvironmental and Resource Sciences ,Zhejiang University ,Hangzhou 310029)Abstract :Thirty 2tw o urban and suburban soils and tw o background (control )soils were sam pled from the Hangzhou C ity for the study of an op 2tim ized European C ommunity Bureau of Reference three 2step sequential extraction procedure was applied to heavy metal fractionation of the soils.F our operationally defined fractions were identified :acid extractable ,reducible ,oxidizable and residual.Data indicated that the urban and suburban soil in the Hangzhou C ity were anthropogenically contam inated by heavy metals to a great extent.Lead was the metals m ost en 2hanced with about 65times as the concentration in the background soil.The degree of heavy metal contam ination was in the order :suburban industrial zone >urban commercial zone >tourist zone >residential and education zone >suburban agricultural zone.M ore than 60%of Cd ,C o ,Cr and Ni was associated with residual fraction ,Cu was dom inantly associated with oxidizable fraction followed by reducible fraction.Pb was primarily associated with the reducible fraction with a mean of 65%,Zn and Mn had only one 2third of their total concentrations in the re 2sidual fraction ,but one 2third in the reducible and one 2fifth in the acid extractable.K eyw ords :Urban and suburban soil ;heavy metal ;pollution ;fractionation收稿日期:2001210222;修订日期:2001212220基金项目:国家自然科学基金资助(编号49601013)作者简介:王美青(1974—),女,助理研究员,现工作单位:浙江省农科院农村发展所(杭州310021)由于重金属元素(特别是Pb )在土壤中有较长的残留时间和较大的潜在危害,在过去二十多年中人们已就通过不同途径引入的重金属元素对生态环境的污染做了广泛的研究[1—5].城郊土壤具有明显的人为搅动特征.城市基本建设、各种垃圾、汽车尾气的排放、工厂和居民燃气的排放都增加了土壤污染物质的负荷.土壤中重金属的大量积累将对城市生态产生潜在的危害.杭州市建城历史悠久,城市土壤受人为作用强度大而持续久.在市区内修筑公路也已有近百年的历史,目前市内和郊区交通线四通八达.历史上杭州市区曾有工厂分布,虽然目前一些工厂已经搬迁,但在近郊仍有部分工厂企业分布,所有这些因素无疑加重了重金属在城郊土壤中的积累.为了解该市城郊土壤中重金属元素的污染状况和潜在的生物有效性,我们对该市不同土地利用背景下城郊土壤的重金属元素含量和形态进行了研究.第22卷第5期2002年9月环 境 科 学 学 报ACT A SCIE NTI AE CIRCUMST ANTI AEV ol.22,N o.5Sep.,20021 供试土壤和研究方法111 城郊土壤供试的城郊土壤样品共32个,代表杭州市的主要土地利用类别,分别采自杭州市城郊各地.按采样地的土地利用功能和背景的差别,大致把采样点归为5类:(Ⅰ)文教和居民生活区,包括浙江大学四个校区、浙江省农科院、朝晖五区、浙大求是新村和浙大华家池校区教工宿舍,共8个样点;(Ⅱ)风景旅游区,包括西湖周边的花港观鱼、太子湾、白堤、苏堤和曲院风荷等5个样点;(Ⅲ)市郊农业区,包括下沙、笕桥、丁桥、乔司和石桥共12个样点;(Ⅳ)市内商业区,包括解放路、延安路和武林广场等3个样点;(Ⅴ)市郊工业区,包括杭钢分厂、杭玻、杭氧等4个样点.每个采样地点的土壤分析样由多点采集混合而成,采样深度为0—10cm.各采样地点的基本情况见表1.供试的32个土样成土母质均为河口海相沉积物,土壤类别主要属潮土.土壤pH值范围为410—816,土壤粘粒含量为4169%—38138%,土壤质地主要为壤土类,占土样总数的63%(按国际制分类标准).表1 供试土壤基本情况T able1 In formation of studied s oil sam ples土地利用类别土样编号采样地点pH粘粒含量,g・kg-1土地利用类别土样编号采样地点pH粘粒含量,g・kg-1Ⅰ.文教和居民区Ⅱ.风景旅游区Ⅲ.市郊农业区1省农科院老宿舍旁8160101962浙大华家池校区草地7110111013浙大草地5187231884浙大西溪校区草地8130201275农大宿舍区719691746浙大湖滨校区8120141237浙大求是村81002017926朝晖五区8125101658花港观鱼6168231909太子湾81103213910白堤71801614811苏堤51903813812曲院风荷61851817813头格村7164817114中沙村8155517015下沙村81604169Ⅲ.市郊农业区Ⅳ.市内商业区Ⅴ.市郊工业区16普福村7110815717水墩村41001012518乔司三分场8105917219十四堡8139915220九堡8134612921丁桥村41801312922赵家村61191814027杨家村41602013928农科院旱地41721216923解放路71701010624延安路81201014625武林广场81201016129杭钢分厂锅炉车间旁81301812630杭钢分厂轧钢路旁81351315831杭玻纤维分厂旁71971618332杭氧团结路旁712711101112 非污染(对照)土壤样品共2个,分别采自杭州市西湖区珊瑚沙和余杭乔司镇.这2个土壤的成土母质也为河口海相沉积物,但采样深度为90—100cm,采样土层无明显的人为影响,仍保留母质的沉积层次.113 研究方法土样经风干后,过2mm塑料土筛.取部分土样进一步用玛瑙研钵研磨,过01125mm塑料土筛,供元素全量分析.矿质元素和重金属元素全量分析采用H NO32HClO42HF三酸消化[6],用等离子体原子发射光谱法(ICP2AES)测定.重金属元素(Cd、Cr、C o、Cu、Ni、Pb、Zn和Mn)分级采用欧共体参比司(European C ommunity Bureau of Reference)的三步连续提取程序,共分为酸可提406环 境 科 学 学 报22卷取态(Acid Extractable )、氧化物结合态(Reducible )、有机结合态(Oxidizable ,相当于有机质结合态)和残余态4种组分.提取步骤简述如下:第一步,称土样1100g ,用40m L 011m ol ΠL H oAc 在20℃下振荡16h 提取酸可提取态元素;第二步,酸可提取态元素提取后的残物用40m L 015m ol ΠL 盐酸羟胺+0105m ol ΠL H NO 3在20℃下振荡16h ,提取氧化结合态元素;第三步,在第二步提取后的残物中,加H 2O 2(pH2—3)10m L 在20℃下放置1h 后,加热至85℃(1h ),再加10m L H 2O 2,继续在85℃下加热1h ,之后用50m L pH 为2的1m ol ΠL 醋酸铵振荡16h 提取有机结合态元素.残余态元素含量用全量与以上3种可提取态总和的差值计算.提取物中Cd 、Cr 、C o 、Cu 、Ni 、Pb 、Zn 和Mn 浓度均用ICP 2AES 测定.在用ICP 2AES 测定以上元素时,每10个测定样品间用标准样检测结果,以确保测定精度.以上分析均设二次重复.114 统计方法矿质元素、重金属元素的平均值、变异系数的计算,元素之间简单的相关分析、重金属元素的主成分分析均在S AS 软件上进行.2 结果讨论211 重金属元素含量表2 杭州市城郊土壤矿质元素和重金属元素含量的范围、平均值及变异系数(n =32)T able 2 M ean ,coefficient of variation (CV ),minimum ,and maximum values of mineral element and heavy metal concentrationsin urban and rural s oil of the Hangzhou City (n =32)矿质元素,g ・kg -1范围,g Πkg平均值,g Πkg变异系数,%重金属元素,g ・kg -1范围,g Πkg平均值,g Πkg变异系数,%对照,g ΠkgCa 214—441716145616Fe 1311—1141326187012Al 3111—611447141516P 0156—315211334916K 815—151512171614M g 214—14166114317Na119—15109194710Mn 0128—41790180116120122Cd 0147—6163113583170106C o 1113—2910161823167170Cr 2713—15514471050162819Cu 1015—18718481894122117Ni 1612—4115261323111918Pb 316—1044121371317614211Zn 4419—11271618612112143415M o1115—2107115116190162 从表2可知,在矿质元素中,除Al 和K 两元素最高值约为最低值的2倍左右,变异系数小于17%外,其它元素变异系数在43%—71%之间,各元素含量的最高值与最低值可相差5—17倍,这表明人为活动已对杭州市城郊部分研究土壤化学组成产生了明显的影响.土壤之间重金属元素的变异更为明显,除M o 、Ni 和C o 元素的变异系数相对较小外(16%—24%),其它重金属元素均在50%以上,其中变异系数最大的为Pb (176%),其次为Mn (116%)和Zn (112%).Pb ,Mn ,Zn ,Cu ,Cr 和Cd 在土样之间较大的变异性反映了不同地点的这些重金属元素污染有较大的差异,而C o ,Ni 和M o 相对较小的变异性反映了各地点这3个元素污染程度的相似性.从土壤重金属浓度最大值和平均值与最小值之间差异来看,杭州市城郊部分地区土壤平均重金属元素含量明显高于无污染土壤(表2),其中以Pb 、Cd 、Zn 的污染最为严重.重金属元素浓度与大量元素之间有一定的相关性(表3).Ca 与除M o 外的所有重金属元素均呈明显的正相关,Fe 与除Pb 外的所有重金属元素呈正相关.P 与Cu 和Pb 呈明显正相关,Mg 与Mn 及C o 呈正相关,而Na 与Mn 、Cd 、及M o 呈负相关.供试土壤中K 和Al 两元素变化较5065期王美青等:杭州市城郊土壤重金属含量和形态的研究606环 境 科 学 学 报22卷小,仅分别与Cr及C o相关.重金属元素之间相关明显,其中Mn、Cd、Cu、Cr、C o、Ni、Zn、和M o间(特别是Cd、C o、Cr、Ni和Cu之间)都存在着极显著的相关性.而Pb仅与Cu及Ni存在显著相关.重金属元素之间的相关性在一定程度上反映了这些元素污染程度的相似性或污染元素有相似的来源.主成分分析也表明,Cd、C o、Cr、Ni和Cu在32个土壤样品间有较大的相似性,而Pb、Mn和Zn与其它元素在分布上有一定的差别体现了Pb、Mn、Zn3个元素的污染物来源有相对的独特性.表3 重金属元素之间的相关性(n=32)T able3 C orrelation coefficients(r)am ong heavy metal concentrations in urban and rural s oil of the Hangzhou city(n=32)元素Mn Cd C o Cr Cu Ni Pb Zn M oCa0154233015743301322014233015863301442301478330160133-01004 Fe01944330196133017723301904330144330164633011250187633014183 P-01122-01084-01093-01174017163301162018623301086-01209K-01346-01338-01123-013963012010105801280-01147-01307 M g014013012800153333011530106901240-010*******-01088 Na-0145033-0146733-01084-014293-01084-01231-01037-01298-0157733 Al01006-01001013863010480107001308-010330100801151 Mn01966330170533018573301383301582330111301803330150033 Cd01684330192633014673301667330117101899330153133C o0171033013563017213301034015633301299Cr01360301700330102201848330149633 Cu01653330188333016193301152 Ni01352301694330148333 Pb01329-01012 Zn0142133,33:分别为0105和0101显著水平212 重金属元素的空间分异不同土地利用背景下重金属元素含量有较大的差异(表4).市郊工业区Cd、C o、Cr、Zn和Mn明显高于其它区域,而其它区域之间的这些元素差异相对较小.Cu浓度为市内商业区>市郊工业区>其它区域;Ni浓度为市郊工业区>市内商业区>其它区域;Pb浓度为市内商业区>文教居民区、风景旅游区、市郊工业区>市郊农业区.而Mn含量为市郊工业区>风景旅游区、文教居民区>市内商业区、市郊农业区.市内商业区的总体污染仅次于市郊工业区,并以Pb污染最为明显,这可能与市内商业区交通流量较大,汽车尾气排放多等有关.相同土地利用区内不同采样地点重金属污染仍有较大的差异.例如在市内商业区中,武林广场的Pb浓度(1044mgΠkg)明显高于解放路(541mgΠkg)和延安路(671mgΠkg).在文教居民区中,浙江大学湖滨校区的土壤Cu(107mgΠkg)、Pb(654mgΠkg)和Zn(437mgΠkg)水平接近于市内商业区,明显高于文教居民区的其它土壤,这可能与湖滨校区所处环境接近于商业区(延安路)有关.而风景旅游区中的西湖白堤土壤的Cu(86mgΠkg)、Pb(249mgΠkg)和Zn(314mgΠkg)也明显高于风景旅游区的其它样点,这与白堤长期通车,交通流量特别大有关.根据8个重金属元素(Cd、C o、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn和Mn)含量对32个杭州市城郊土壤进行主成分分析(表5),可把土壤之间8个重金属元素浓度的变化综合为3个主成分.三个主成分综合了原有8个重金属元素变化的9413%的信息,其中第一主成分和第二主成分综合了土壤之间8个重金属浓度变化的86%信息.相关分析表明(表5),第一主成分主要反映了土壤中Cd、C o 、Cr 、Ni 、Zn 和Mn 浓度的变化,而第二主成分主要反映了Cu 和Pb 浓度的差异.表4 不同土地利用类别土壤重金属元素的差异T able 4 M ean values of heavy metal concentrations in different land use土地利用类别重金属含量,mg ・kg -1Cd C o Cr Cu Ni Pb Zn Mn M o n文教居民区1113b 1412b 4019b 3318c 2417c 11710b 16115b 558b 1159bc 8风景旅游区1134b 1511b 4912b 4310c 2519c 10014b 14018b 711b 1168ab 5市郊农业区0180b1615b3710b2412c2217c2312c7510b429b1129d12市内商业区1143b1712b3919b15413a3115b75210a25610b786b1140cd3市郊工业区3139a2418a9114a8017b3618a10419b57317a2481a1185a4显著水平α=0105,同一列间用相同字母表示相互间无显著差异,不同字母表示两者间有显著差异表5 前3个主成分与重金属元素之间的相关性(n =32)T able 5 C orrelation coefficients (r )between prior three principal com ponents and heavy metals used in a PCA (n =32)主成分变异系数,%总Cd总C o总Cr总Cu总Ni总Pb总Zn总MnPC16512019443301778330190133016673301839330135401919330189033PC22019-01211-01265-01327017293301138019113301018-01278PC3713-01225014893-0108301029014113-01088-01261-01209PC1,PC2,PC3分别为第一主成分、第二主成分和第三主成分.3、33分别为0105和0101显著水平213 土壤重金属形态根据欧共体参比司对土壤重金属形态进行分级,可把土壤重金属划分为酸可提取态、氧化物结合态、有机结合态和残余态.其中酸可提取态相当于交换态和碳酸盐结合态的总和,这些组分与土壤结合较弱,最易被释放,具最大的可移动性和生物有效性,在酸性条件下易释放.氧化物结合态主要为与易还原性铁锰氧化物结合的重金属,在还原条件下较易释放.有机结合态为与有机质结合的重金属,当有机质分解时也会逐渐释放.总的来看(表6),杭州市城郊土壤的重金属元素以残余态为主,酸可提取态比例最小,但不同元素之间、不同土壤之间各形态所占比例有很大的差别.Cd 以残余态占绝对优势,平均占80%左右,其次为有机结合态(平均占13%),而酸可提取态和氧化物结合态所占比例较低,平均分别为4%和3%.Cr 与Cd 相似,也以残余态占优势,其次为有机结合态,而酸可提取态和氧化物结合态所占比例均较低,其中酸可提取态平均仅占013%左右.说明其潜在危害较小.C o 和Ni 也均以残余态为主,平均占63%左右,其次为有机结合态和氧化物结合态,两种形态所占比例平均在12—20%之间,C o 和Ni 的酸可提取态平均较Cd 、Cr 高,一般在5%左右.Cu 在氧化物结合态、有机结合态和残余态三者的平均分布较为接近,平均在30%左右(但土壤之间的差异仍较大),其酸可提取态的比例也相对较高,平均在7%左右.与其它重金属元素不同的是,有机结合态的Cu 所占比例明显较高,这与其它报道一致[7,8],一般认为与Cu 和有机质有较强的结合能力有关.Pb 的酸可提取态比例虽然不高,平均为3%左右,但其与铁锰氧化物结合的形态比例很高,平均达65%,这表明在还原条件下,这些土壤Pb 有较大的潜在危害.据报道[9],含Pb 土壤进入儿童体内的危害程度与Pb 存在形态有关.杭州市城郊土壤中高比例的氧化物结合态Pb 具有较高的生物有效性和较大的潜在危害.与有机质结合态Pb 和残余态Pb 所占比例相对较低.Zn 和Mn 的酸可提取态和氧化物结合态的比例较高,其中酸可提取态Zn 平均占20%,Mn 占23%,而还原态的Zn 平均占31%,Mn 占38%.Zn 与Mn 是生物必需元素,虽然在杭州市郊土壤中的生物有效性较7065期王美青等:杭州市城郊土壤重金属含量和形态的研究806环 境 科 学 学 报22卷高,除个别情况下,一般不会引起较大的危害.表6 各形态重金属元素占其总量的百分数的统计结果(n=32)T able6 Various fractions of Cd,C o,Cr,Cu,Ni,Pb,Zn and Mn as percentages of the total contentsin urban and rural s oils of the Hangzhou city(n=32)1组分比例,%Cd C o Cr Cu Ni Pb Zn Mn 酸可提取态平均值31851701371241821920102311标准差019621800130311711172114121546102氧化物结合态平均值218191241130191119651331103817标准差312111150118110174517021184514217126有机结合态平均值1218121812193316141917181815710标准差10112415121721313751501412261561158残余态平均值80166212821728136313141130153112标准差9169121533126161858113151161112015131参考文献:[1] M arkus J A,M cBratney A B.An urban s oil study:heavy metals in G lebe,Australia[J].Aust J S oil Res1996,34:453—465[2] M ielke H W.Lead in New Orleans s oils:New images of an urban environment[J].Environ G eochem Health.1994.16:123—128[3] Onyari J M,W andiga S O,Njenga G K,et al.Lead contamination in street s oils of M ariobi City and M ombasa Isand,K enya[J].Bull J Environ C ontam T oxicol,1991,46:782—789[4] Thornton I,Culbard E,M oorcroft S,et al.M etals in urban dusts and s oils[J].J Environ T echnol Lett,1985.6:137—144[5] W ilcke W,Muller S,K anchanakool N,et al.Urban s oil contamination in Bangkok:Heavy metal and aluminum partitioning in top2s oils[J].G 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