【正文】 各種評價方法都有一定的局限和不足之處，在評價中要對實測數(shù)據(jù)樣本點進行充分分析，反復(fù)試驗比較，結(jié)合評價的目的和側(cè)重點選擇較優(yōu)的方法。當Kpefl，表示未受污染；當1Kpef2時，表示輕度污染；當2Kpef3時，表示中度污染；當3Kpef時，表示重度污染。RSPI為無污染，IRSP2輕度污染，2RSP3中度污染，3RSP重度污染。 次生相與原生相比值法(RSP)和次生相富集系數(shù)法(PEF)RSP法數(shù)學(xué)表達式為：RSP=Msec／Mprim式中，RSP表示污染程度，Msec表示次生相中的重金屬含量，Mprim表示原生相中的重金屬含量。當沉積物中可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)的總含量超過50％時，沉積物中的重金屬很容易進入食物鏈，從而危害人類健康。 基于形態(tài)學(xué)研究的RAC風險評價法Singh[5]等認為由人類活動引起的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量的升高會增加沉積物重金屬的生物有效性。但是根據(jù)重金屬總量進行潛在生態(tài)風險評價，僅可一般地了解重金屬的污染程度，難以區(qū)分土壤中重金屬的自然來源和人為來源，難以反映土壤重金屬的化學(xué)活性和生物可利用性，不能有效地評價重金屬的遷移特性和可能的潛在生態(tài)危害[4]。美國環(huán)保署建議，根據(jù)沉積物中SEM—AVS的分布分成三類：SEM—AVS5為一類，對水生生物和人類很有可能造成不良影響；0％SEM—AVS5為二類，可能造成不良影響；SEM—AVS0為三類，沒有跡象表明有不良影響。即，RAC1為無風險；1RAC10為低風險；11RAC30為中風險；30RAC50為高風險；RAC50為極高風險。根據(jù)形態(tài)分析方法對應(yīng)的風險限值，認為沉積物中重金屬有不同的結(jié)合相，這些結(jié)合相對應(yīng)著不同的結(jié)合緊密程度，可以用RAC(Risk Assessment Code)來表征和規(guī)范。 表11 水系沉積物重金屬元素潛在生態(tài)風險程度劃分指標 潛在生態(tài)風險程度Er40 =40,80 =80,160 =160,320 =320低 中級 較重 重 嚴重RI150 =150,300 =300,600 =600低度 中度 重度 嚴重風險評估編碼法。評價區(qū)土壤中第i種重金屬元素的潛在生態(tài)危害系數(shù)(Eri)及土壤中多種重金屬的綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)(RI)，可分別表示為Eri=TriCfi RI=∑Eri式中：Cfi一重金屬的富集系數(shù)(Cfi=Cis／Cin)；Cis一重金屬i的實測含量；Cin一計算所需的參比值，Hakanson提出以現(xiàn)代工業(yè)化前沉積物中相應(yīng)重金屬元素含量的最高背景值作為參比值，也有的學(xué)者在評價中以國家土壤環(huán)境標準值作為參比值；Tri為重金屬i的毒性系數(shù)。潛在生態(tài)危害指數(shù)法是1980年瑞典科學(xué)家Hakanson[8]根據(jù)重金屬性質(zhì)及環(huán)境行為特點，從沉積學(xué)角度提出的對土壤或沉積物中重金屬污染程度及其潛在生態(tài)危害評價的一種相對簡便的方法。將所得結(jié)果與“1”比較，超過參照濃度的環(huán)境濃度，就被認為其有潛在影響。該法確定了風險的“是”與“否”，并簡單高效地回答了風險的高低，可用于篩選水平的評價。到目前為止，在土壤重金屬環(huán)境風險評價方面，還沒有一種公認的可廣泛接受的模型或方法，因而在實際運用中，應(yīng)結(jié)合評價礦區(qū)土壤重金屬含量、生物中重金屬含量、評價目的以及可參照值，來選擇適當?shù)脑u價方法。綜合健康風險就是各暴露途徑總風險之和。毒性評估， 是利用場地目標污染物對暴露人群產(chǎn)生負面效應(yīng)的可能證據(jù)， 估計人群對污染物的暴露程度和產(chǎn)生負面效應(yīng)的可能性之間的關(guān)系， 污染物毒性有急性和慢性之分， 在土壤重金屬健康風險評價時研究的是長期暴露于小劑量化學(xué)污染物引起的致癌和非致癌風險。健康風險評價的內(nèi)容主要包括估算污染物進入人體的數(shù)量、 評估劑量與負面健康效應(yīng)之間的關(guān)系。土壤健康風險評價是80年代以后興起的狹義環(huán)境風險評價的重點，目前在世界上得到一定的應(yīng)用。而少數(shù)有關(guān)生態(tài)風險評價的應(yīng)用研究案例，也多集中在生態(tài)環(huán)境中污染物濃度的測定或簡單的風險指數(shù)的計算上，并不能真正解決污染的生態(tài)風險評估。生態(tài)風險評價技術(shù)是從20世紀80年代末、90年代初才開始發(fā)展起來的。自從50年代中期，日本發(fā)生了骨痛病和水誤病以后，重金屬環(huán)境污染問題受到人們極大關(guān)注刪。在估重金屬污染土壤的環(huán)境質(zhì)量時，一般采用重金屬的總量指標和環(huán)境質(zhì)量生物學(xué)指標，總量指標難以反映土壤重金屬的有效性，而生物學(xué)指標對氣候、人為活動等外界條件的反應(yīng)較為敏感。本文首先介紹了土壤重金屬的風險評估，其中有健康風險評價、生態(tài)風險評價、基于重金屬形態(tài)學(xué)的風險評價等，并對土壤重金屬污染的安全評價做了簡單介紹。資源開發(fā)和工業(yè)生產(chǎn)把大量有毒有害的重金屬釋放到土壤中，重金屬被作物吸收富集后通過食物鏈傳遞給人或動物，給人體健康帶來嚴重危害。重金屬污染是當今土壤污染中影響面最廣、危害最大的環(huán)境問題之一，由于重金屬污染毒理機制和生物效應(yīng)的復(fù)雜性及其在土壤中的穩(wěn)定性，對重金屬污染的研究一直是當今學(xué)術(shù)界的熱點。土壤重金屬污染評價方法的研究概況畢業(yè)論文目　錄前　言 1第1章 土壤重金屬風險評估方法概況 2 2 健康風險評價方法 2 生態(tài)風險評價方法 3 4 基于形態(tài)學(xué)研究的RAC風險評價法 4 次生相與原生相比值法(RSP)和次生相富集系數(shù)法(PEF) 5第2章 重金屬污染的土壤安全評價 6 土壤重金屬污染安全評價的研究概述 6 單因子質(zhì)量指數(shù)法 6 模糊數(shù)學(xué)法 7第3章 土壤重金屬生物有效性的評價方法 8 8 化學(xué)浸提法（化學(xué)萃取法） 9 一次浸提法（又名單獨浸提法） 9 連續(xù)浸提法 11 植物培養(yǎng)法 12 幼苗密集培養(yǎng)法（又名黑麥幼苗法） 13 盆缽試驗和田間試驗 13結(jié)　論 15謝 辭 16參考文獻 17外文資料翻譯 20前　言土壤是人類不可或缺的生產(chǎn)資料，重金屬污染是破壞土壤生態(tài)環(huán)境的主要因素。土壤中的有毒重金屬能通過食物鏈直接危害人體健康。土壤是相對不可再生的自然資源，也是不可替代的自然資源，是人類賴以生產(chǎn)、生活和生存的物質(zhì)基礎(chǔ)。土壤重金屬污染是資源開發(fā)和其他工業(yè)生產(chǎn)項目環(huán)境影響評價的重要生態(tài)敏感因子。本文重點討論土壤中重金屬生物有效性的概念和評價方法兩個方面。重金屬污染是環(huán)境中一種較為嚴重的污染類型，因為土壤及沉積物中的重金屬不能為微生物所分解，卻可以為生物富集。因此對土壤重金屬污染的客觀評價顯現(xiàn)出重要的地位， 第1章 土壤重金屬風險評估方法概況 生態(tài)風險評價的主要對象是環(huán)境介質(zhì)、生物種群和生態(tài)系統(tǒng)，通過科學(xué)的、可靠的對人類活動產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)評估，而達到保護和科學(xué)管理生態(tài)系統(tǒng)的目的。目前，大部分研究還停留在理論框架和技術(shù)路線的探討階段，而且多是針對水生生態(tài)系統(tǒng)提出的，涉及陸生生態(tài)系統(tǒng)的很少。健康風險評價主要側(cè)重于人體的健康風險，通過選擇與人類類似的動物進行試驗，以達到保護人類自身的目的。 健康風險評價方法土壤健康風險評價是近幾年應(yīng)用較多的一種土壤重金屬污染評價方法[12]。污染場地健康風險評價方法基本包括3個步驟4方面內(nèi)容： 數(shù)據(jù)收集和分析、 暴露評估、毒性評估和風險表征[2]。風險估算， 以致癌風險和非致癌危害指數(shù)表示， 通常采用單污染物風險和多污染物總風險以及多暴露途徑綜合健康風險方式表示。土壤環(huán)境風險評價，為土壤環(huán)境風險管理提供可能引起不良環(huán)境效應(yīng)的信息，為環(huán)境決策提供依據(jù)。 生態(tài)風險評價方法熵值法(HQ)是最常見的風險定量評價方法。HQ由生物可利用部分的暴露量(ADD)除以效應(yīng)濃度(RfD一美國環(huán)保署提供的標準值)獲得。其中，ADD可以通過化學(xué)試劑提取法、酸性揮發(fā)硫化物法、薄層梯度擴散法等方法確定。其評價方法如下。潛在生態(tài)風險程度等級劃分見表11。目前國內(nèi)外利用重金屬形態(tài)分析工具研究風險，一般從分析幾大化學(xué)相的可能生物利用的部分所占比例，然后判定所具有的環(huán)境風險性。當可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)少于整體的1％時，可以看作環(huán)境是安全的；當大于整體的50％時，認為高度危險和極易進入食物鏈。對于沉積物中的無機物，眾多學(xué)者認為，酸揮發(fā)性硫化物(AVS)與同步提取金屬(SEM)二者摩爾濃度的比值與“1”比較，來反應(yīng)對生物的有無毒害作用，一般認為SEM／AVS1，即有足夠的鐵硫化物可以沉淀金屬，不產(chǎn)生毒害作用。目前，大多數(shù)學(xué)者采用傳統(tǒng)的基于重金屬總量的評價方法來評價土壤重金屬污染，方法主要有：Hakanson重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)評價法[8]、地積累指數(shù)法、富集因子法、內(nèi)梅羅污染綜合指數(shù)法，另有將模糊數(shù)學(xué)和污染指數(shù)法相結(jié)合應(yīng)用于土壤重金屬污染評價的方法[3]等。而基于重金屬形態(tài)學(xué)的評價則能更好的預(yù)測出重金屬的污染狀況，為重金屬污染的預(yù)防與治理提供更科學(xué)的依據(jù)。Jain[6]在可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)的基礎(chǔ)上建立了RAC(Risk Assessment Code)風險評價指標，評價指標分為4個等級：低(10％)、中(10％一30％)、高(30％一50％)、很高(50％)。由于重金屬的毒性因其種類、濃度以及暴露時間的不同而不同，此指標只能提供重金屬有效性的大致范圍。次生相是除殘渣態(tài)以外的其他形態(tài)，原生相指殘渣態(tài)。PEF法[7]數(shù)學(xué)表達式為：Kpef=[Msec(a)／Mprim(a)]／[Msec(b)／Mprim(b)]式中，Kpef為重金屬在次生相中的富集系數(shù)；Msec(a)為樣品次生相中重金屬的含量；Mprim(a)為樣品原生相中重金屬含量；Msec(b)為未受污染參照點樣品次生相中重金屬的含量；Mprim(b)為未受污染參照點樣品原生相中重金屬的含量。楊永強[4]將RSP法和PEF法做了對比，得出PEF法比RSP法更加可靠有效的結(jié)論，但PEF法需要有當?shù)厍鍧崊^(qū)的次生相和原生相分布的比值作參比，降低了該方法的可使用程度。 單因子質(zhì)量指數(shù)法單因子污染指數(shù)法 是以土壤元素背景值為評價標準來評價重金屬元素的累積污染程度，表達式為：Pi =Ci /Si，其中Pi為土壤中污染物i的環(huán)境質(zhì)量指數(shù)；Ci為污染物i的實測濃度；Si為i種重金屬的土壤環(huán)境質(zhì)量標準(GB156181995)中II類標準的臨界值。該模型只能分別反映各個污染物的污染程度，不能全面、綜合地反映土壤的污染程度，因此這種方法僅適用于單一因子污染特定區(qū)域的評價，但單因子指數(shù)法是其他環(huán)境質(zhì)量指數(shù)、環(huán)境質(zhì)量分級和綜合評價的基礎(chǔ)。模糊數(shù)學(xué)法是基于重金屬元素實測值和污染分級指標之間的模糊性，通過隸屬度的計算首先確定單種重金屬元素在污染分級中所屬等級，進而經(jīng)權(quán)重計算確定每種元素在總體污染中所占的比重，最后運用模糊矩陣復(fù)合運算得出污染等級[10] ，其詳細數(shù)學(xué)模型和評價方法參見相關(guān)研究[9,11] 。應(yīng)用模糊數(shù)學(xué)法進行污染評價是否成功的關(guān)鍵問題是如何確定各指標的權(quán)重。目前正在開展的農(nóng)業(yè)地質(zhì)本底和生態(tài)地球化學(xué)調(diào)查工作中已經(jīng)給予了充分重視[13]，通過生物有效性的分析確切了解當?shù)氐闹亟饘傥廴境潭?，預(yù)測重金屬對人類健康的危害以及對生態(tài)系統(tǒng)造成的影響，同時也是重金屬污染土壤修復(fù)的理論基礎(chǔ)，并以此來指導(dǎo)當?shù)氐霓r(nóng)業(yè)生產(chǎn)，而合理的研究方法則成為這項研究工作順利完成及決定質(zhì)量好壞的關(guān)鍵因素之一。本章重點討論土壤中重金屬生物有效性的概念和評價方法兩個方面。這個概念后來擴展到土壤和沉積物等固體環(huán)境中。相當長一段時間以來，對生物有效性沒有統(tǒng)一的認識，而是被劃分為基于化學(xué)的和基于生物學(xué)上的兩個不同概念。Nelson[16]將重金屬的生物有效性定義為“重金屬能對生物體產(chǎn)生毒性效應(yīng)或被生物吸收的性質(zhì)，包括毒性和生物可利用性，由間接的毒性數(shù)據(jù)或生物體濃度數(shù)據(jù)來評價”。兩種概念的實質(zhì)都在于研究化學(xué)物質(zhì)與生物體的一種潛在的相互關(guān)系，它必須將生物體與周圍環(huán)境聯(lián)系起來綜合考慮，因此，生物有效性不僅受環(huán)境的影響，也受生物體自身的影響，這些影響涉及到物理、化學(xué)及生物等各個方面。針對不同的研究對象以及研究環(huán)境，人們把它分別賦予不同的定義：1)可被生物受體吸收的程度和速率[18]；2)環(huán)境介質(zhì)中積累于生物體內(nèi)的金屬部分[19]；3)絕對生物有效性和相對生物有效性[20]。因此，一致的生物有效性的評價方法學(xué)也就很難建立。重金屬生物有效性已成為污染生態(tài)學(xué)研究的前沿。從提取方案來看可以分為兩類，即：一次浸提法和連續(xù)浸提法。依據(jù)樣品的組成、性質(zhì)、萃取重金屬元素種類以及萃取目的不同，所用的試劑也會不同。1. 酸試劑浸提法常用來評估酸性土壤中植物對重金屬元素的吸收情況。其中HOAC對Cd、Co、Cr、Ni、Pb、Zn等元素的浸提效果比較好。也就是說，酸試劑萃取的重金屬量和植物體內(nèi)的重金屬含量之間只是統(tǒng)計上的關(guān)系[21]。常用的絡(luò)合劑有： mol/L DTPA + mol/L TEA（三乙醇胺）+ mol/L CaCl2（pH=）、 mol/L EDTA (pH= )、 mol/L NH4OAC + mol/L EDTA (pH=) 等。Peters（1999）在用螯合劑浸提污染土壤中重金屬的研究中得出，EDTA、檸檬酸、NTA 作為螯合劑轉(zhuǎn)移土壤中的Zn、Pd、.Cu 都有效，能同時轉(zhuǎn)移 Cd、.Cu、Pb、Zn、Fe、Cd、As、Hg 等金屬[23]。而其他的螯合劑，例如葡萄糖酸鹽、草酸鹽、醋酸銨、磷酸等通常無效。常用的中性鹽試劑有 NH4OAC、CaClNaNOBaCl2 等，二價陽離子鹽浸提劑等都能較好地保持土壤中的pH，后者由于交換和絡(luò)合能力較強，便于浸出液的測定，所以更受重視。常用緩沖試劑有：1 mol/L NH4OAC + NOAC (pH=)、H2C2O4 + (NH4)2C2O4 (pH=)、 mol/L CaCl2 和1 mol/L NaNO3等。中性鹽萃取的通常是水溶態(tài)及可交換態(tài)，這部分含量較少，所以萃取出來的結(jié)果對分析不利且這些鹽類萃取劑重金屬含量比較高，背景值比較大，對分析結(jié)果也不利。此系統(tǒng)具有在熱力學(xué)上的穩(wěn)