污染源评价是以判别主要污染源和主要污染物为目的的评价

污染源评价是以判别主要污染源和主要污染物为目的的评价。污染源评价以污染源调查为基 础，是制定区域污染控制规划和污染源治理规划的依据。污染源评价方法：计算等标污染 指数，也称超标倍数，即某种污染物的浓度与污染源排放标准的比值。计算等标污染负荷， 即等标污染指数与介质（载体，如污水、废气）排放量的乘积。反映污染物总量排放指标。 计算污染物或污染源的污染负荷比，即某个污染源或某种污染物在总体中的分数。按污 染负荷比的大小对污染源和污染物排序。位于前面的为主要污染源或主要污染物。通常给定 一特征百分数（如 70%），按污染负荷比由大至小迭加，当其达到或超过该数时的污染源和 污染物称为主要污染源或主要污染物。3 土壤重金属污染评价的建议由于各种重金属污染评价的方法都有其优点和不足，建议根据实际的情况采用多种评价方法结合或借助其他工具进行综合的评价分析。(1)潜在生态危害指数法和污染负荷指数法相结合。潜在生态危害指数法能体现各种重金属的相对贡献程度、生物有效性和地理空间差异，而不能反映重金属在时间和空间的变化趋势，与污染负荷指数法结合可以克服这种缺点，从而达到综合评价重金属污染的目的。(2)上述各种重金属污染的评价方法都只是通过简单的数字和表格体现某个区域的污染状况，可以把各种重金属评价方法与 ArcGIS 软件结合通过图形直观地表现出整个评价区域的污染状况。通过各种重金属评价方法计算出评价区域内的采样点的各种重金属的污染状况，在 ArcGIS 软件中输入采样点、采样区域边界的点位坐标和采样点的污染状况，通过反加权插值不仅在图形中直观地表现出每个采样点的各种重金属的污染状况，还可以预测出这个评价区域其他部分的污染状况，并在 ArcGIS 软件中将区域内每种重金属的污染状况进行栅格叠加，从而直观地反映出区域内所有重金属污染物的分布状况和每种重金属的污染程度。一般而言，土壤质量评价涉及三方面内容:一是选择土壤质量评价因素并确定其权重;二是土壤质量单因素评价;三是土壤质量综合评价。其中土壤质量综合评价最为重要。在评价的整个过程中，必须考虑不同地方的综合影响因素，因为只有很好的理清楚当地的土壤分布状况才能选择好的评价指标来进行科学的土壤质量评价。各个污染因素源的影响途径砷污染是指由砷或其化合物所引起的环境污染。砷和含砷金属的开采、冶炼，用砷或深化合 物作原料的玻璃、颜料、原药、纸张的生产以及煤的燃烧等过程，都可产生含砷废水、废气 和废渣，对环境造成污染。大气含砷污染除岩石风化、火山爆发等自然原因外，主要来自工 业生产及含砷农药的使用、煤的燃烧。含砷废水、农药及烟尘都会污染土壤。砷在土壤中累 积病由此进入农作物组织中。砷和砷化物一般可通过水、大气和食物等途径进入人体，造成 危害。元素砷的毒性极低，砷化物均有毒性，三价砷化合物比其他砷化合物毒性更强。 镉污染土壤可造成公害病痛痛病。镉对土壤的污染主要通过两种形式一是工业废气 中的镉随风向四周扩散经自然沉降蓄积于工厂周围土壤中另一种方式是含镉工业废 水灌溉农田使土壤受到镉的污染 由于镉损伤肾小管，病者出现糖尿、蛋白尿和氨基酸尿。 特别具使骨骼的代谢受阻，造成骨质疏松、萎缩、变形等一系列症状。1 / 7：碲污染是碲及其化合物对环境的污染。碲用于橡胶、金属添加剂和半导体元件材料。人体 碲的平均累积量为 600 毫克，大部分存在骨骼中，另外在软组织和肾脏内的浓度也较高， 经口吸人的可溶性亚碲酸（H2TeO3）在体内被还原成碲化物，一部分被甲基化，以二甲基 碲（有蒜味）的形式呼出，另一排泄途径是粪尿。亚碲酸的毒性比碲酸或碲高。人吸人烟雾 则引起急性中毒，表现为口内有大蒜味或金属味、口渴、噎气、焦躁、眩晕、头痛、振颤、 痉挛和意识丧失。1指铜(Cu)及其化合物在环境中所造成的污染。 主要污染来源是铜锌矿的开采和冶炼、金属 加工、机械制造、钢铁生产等。 冶炼排放的烟尘是大气铜污染的主要来源。 在冶炼、金属 加工、机器制造、有机合成及其他工业的废水中都含有铜，其中以金属加工、电镀工厂所排 废水含铜量最高，每升废水含铜几十至几百毫克。人类活动造成水体汞污染，主要来自氯碱、塑料、电池、电子等工业排放的废水 大量吸入 汞蒸汽会出现急性汞中毒，其症候为肝炎、肾炎、蛋白尿、血尿和尿毒症等。镍污染是由镍及其化合物所引起的环境污染。冶炼镍矿石及冶炼钢铁时，部分矿粉会随 气流进入大气。在焙烧过程中也有镍及其化合物排出，主要为不溶于水的硫化镍（N iS）， 氧化镍（N iO）、金属镍粉尘等，成为大气中的颗粒物。燃烧生成的镍粉尘遇到热的一氧化 碳，会生成易挥发的、剧毒的致癌物羰基镍N i（CO）4。精炼镍的作业工人，患鼻腔癌 和肺癌的发病率较高。镀镍工业、机器制造业、金属加工业的废水中常含有镍，常用碱法处 理工业废水，使其生成氢氧化镍N i()沉淀而清除掉。镍可在土壤中富集，含镍的 大气颗粒物沉降、含镍废水灌溉、动植物残体腐烂、岩石风化等都是土壤中镍的来源。这是 大气中镍的主要来源。在冶炼镍矿石及其他含镍金属矿石(特别是冶炼钢铁)时，部分矿粉会 随气流进入大气。铅的工业污染来自矿山开采、冶炼、橡胶生产、染料、印刷、陶瓷、铅玻璃、焊锡、电缆及 铅管等生产废水和废弃物。另外，汽车排气中的四乙基铅是剧毒物质。 铅的无机化合物的 动物试验表明可能引发癌症。另据文献记载，铅是一种慢性和积累性毒物，不同的个体敏感 性很不相同，对人来说铅是一种潜在性泌尿系统致癌物质。工业快速发展地区铅高于农业环 境，铅与距公路远近有关锌污染是指锌及化合物所引起的环境污染。主要污染源有锌矿开采、冶炼加工、机械制造以 及镀锌、仪器仪表、有机会合成和造纸等工业的排放。汽车轮胎磨损以及煤燃烧产生的粉尘、 烟尘中均含有锌及化合物，工业废水中锌常以锌的羟基络合物存在 金属锌本身无毒，但在 焙烧硫化锌矿石、熔锌、冶炼其他含有锌杂质的金属的过程中 ,以及在铸铜过程中产生的大 量氧化锌等金属烟尘，对人有直接的危害。2728矿石存在不同程度的重金属污染，因而在钢铁厂冶炼过程中，一部分重金属附着在微粒上排入大气，最后沉降进入土壤中；一部分留在矿渣中，在堆放过程可能产生污染。此外，在工业生产过程中，煤的燃烧也会使重金属挥发进入烟气。仅四方区 2007 年工业煤炭消耗全量就达到 274.20 万吨，烟尘和粉尘排放量分别为3292.00 吨和 0.51 吨。工业固体废弃物在堆放或处理过程中，重金属极易移动，向周围土壤扩散，固体废弃物也可以通过风的传播而使污染范围扩大89。居民区重金属主要有两个来源，一是与居民区的布局有关。工业区在城区的北部，而居民区紧邻工业区，处在工业排放源的下风向，所以污染比较严重。另一方面，可能与居民区日常废弃物含重金属较多有关。废弃电池中，多数为锌锰电池、碱锰电池和镉-镍电池中都含有较高含量的重金属。青岛地区一年大约要消耗 1000 吨电池，专业回收仅 80 吨，回收率不足 10%2 / 790。当废旧电池混在生活垃圾中或被随意丢弃时，废旧电池经过长期的机械磨损和腐蚀，这些有毒物质便会慢慢从电池中溢出来，进入土壤。此外，生活垃圾的堆放过程中，重金属会随着垃圾渗滤液转移到周围土壤中去。商业区与风景区重金属的来源，主要与交通流量较大有关。在汽车的刹车里衬和橡胶轮胎、汽油中都含有 Pb、Cd、Cu、Zn 等重金属。因此，汽车的磨损、润滑油燃烧都会成为重金属污染的主要来源。而刹车时，里衬发生摩擦产生重金属微粒，随即沉降在公路沿线的土壤中，导致土壤中重金属的积累。研究表明91， 2002 年山东机动车重金属 Pb、Cd、Cu、Zn 的排放量在全国最高。城郊蔬菜产地与城市接壤，受城市化的影响较大，成为重金属污染较为严重的区域。土壤中的重金属主要来自于农药的使用、化肥施用以及污水灌溉。目前， 化肥和农药的国家标准对重金属限量指标的规定很不全面，化肥、农药的滥用问题比较严重92。化肥中的重金属通常比土壤重金属有较高的可溶性，易被作物吸 收。青岛市 2008 年化肥施用量为 310507 吨，采样区域城阳区为 914 吨，平均每公顷耕地施用化肥量 229kg93。对东北地区、山东省、内蒙古自治区和安徽省等地的各种市售化肥进行的重金属含量测定结果表明，Cu 的平均含量94为 11.60mg/kg，Zn 为 138.1 mg/kg，Pb 为 0.76 mg/kg，Cd 为 0.29 mg/kg。磷肥的生产以磷矿石为原料，而磷矿石含量最高的是 Cd。青岛市 2008 年磷肥施用量为 18583吨，采样区域城阳区施用量为 157 吨。我国磷肥的 Cd 含量一般低于 3mg/kg，一般不会对土壤造成污染。然而，我国是磷肥进口大国，进口国家主要为美国（7.4-15.6 mg/kg）等 Cd 含量较高的国家95。马榕的研究表明，每年至少有 20吨镉进入我国农田96。农业生产过程常用含 Cu 的杀菌剂，波尔多液是最常用的典型的高 Cu 农药。含 Cu 杀菌制剂97具有强表面粘着性，大部分 Cu 离子都残留在植物茎叶上，并最终回归至土壤。其他的农药如含 Pb 农药，含 Zn 杀虫剂（代森锌）等 都会造成菜田土壤重金属的富集98。王红晋等研究表明，胶州湾东部和青岛前海 Cu 含量分别为 27.25 mg/kg 和 21.48 mg/kg，Cd 含量分别为 0.15 mg/kg和 0.11 mg/kg，Zn 含量分别为 72.56 mg/kg 和 57.59 mg/kg，Pb 含量分别为 30.87mg/kg 和 27.61 mg/kg99。胶州湾内主要有龙泉河、大沽河、墨水河、白沙河等12 条较大型的灌溉河流，除大沽河水质不超标外，其余河流均为劣类，长期采用污灌的方式必然导致土壤重金属污染的风险。此外，汽车尾气、公路扬尘等产生的重金属，沉降在公路两侧菜田中，也会影响到菜田土壤重金属的含量。随着我国城市化步伐的不断加快，城市大气除受以工业和冬季燃煤取暖为主的煤烟型大气污染外，以汽车尾气、建筑工地扬尘和城市垃圾为代表的新污染源逐年在增3 / 7加(程继夏，2002)。大多数地区，特别是人口稠密的工业城市都有来自各种污染源 的混合污染物，工业与民用供热装置、工业生产过程、垃圾焚烧炉、汽车和其它燃油 交通工具的尾气排放，使污染物的类型趋于更加复杂化和多元化。这些污染物所造成 的危害不但与其种类、浓度和释放量有关，而且在阳光紫外线的照射下，排放的污染 物还能在大气中发生一系列复杂的物理化学反应，产生一些氧化性很强的产物，如臭 氧、醛类、硝酸盐、HNOZ 等，形成光化学污染。由于人类的活动，工业化进程的加速发展，向大气中排放的气溶胶剧增，使大气气溶胶成为人口密集区，特别是城市大气环境中的主要污染物，使得城市大气环境质 量问题日益突出。由于降尘的作用可以使大气中部分的污染物近源(即在城区或周围) 沉积沉降，并通过雨水等地表流水带入或由降尘直接进入城区土壤、水体，从而使城 市及周边地区土壤、水体遭受污染。水体中的重金属污染主要有自然源和人为源两部分。从根本上，我们可以将其概括为两类:一是自然地质活动，二是人类活动。自然地质活动即自然源主要是岩石风化的碎屑产物等，一般情况下，通过自然途径进入水体中的重金属不会对水体造成严重污染;人类活动即人为源是造成水体重金属污染的主要原因，包括采矿和冶炼、金属加工、化工、废电池处理、电子、制革和染料、农药和化肥的使用等。大气沉降也属于人为源。城市发展过程中化石燃料的燃烧、采矿和冶炼是向环境释放重金属的最主要污染源;金属开采、冶炼导致 Pb、Zn、Cd 在环境介质中的积累程度相当高;尾矿渣堆放经雨水淋溶，由地表径流进入水体，造成水体中金属污染72;各种工业废水和固体废弃物的渗出液直接排入水体，以及被重金属污染的土壤颗粒被地面径流带到水体，使水体中重金属含量升高。(2)湖泊重金属出入湖通量问题比较复杂，本文对 4 种主要重金属的通量、容量进行了估算，对部分复杂、量小的重金属输入输出未进行估算，包括排污口重金属通量、底泥重金属释放通量、湖区重金属蒸发通量、重金属沉降通量等未进行估算;11、本文采用污染负荷指数和潜在危害生态指数两种方法进行了城市土壤污染程度评价，从生态危害程度和污染负荷程度两个方面准确判定哈尔滨市土壤重金属污染负荷和潜在生态危害，发挥了两种评价方法互补的优势，提高了土壤重金属评价结果的精度，丰富拓展了区域土壤重金属评价的分析角度和思路方法。2、将地统计学的空间变异理论与 GIS 空间分析功能相结合，首次应用于哈尔滨市建成区表层土壤重金属含量的空间结构变异特征和污染的空间分布规律研究中，为哈尔滨市土壤重金属污染治理和保护提供一定的科学依据。3、全文综合区域污染状况与土壤重金属含量空间结构特征两个方面，将宏观和微观角度相结合，开展土壤重金属空间变异特征、污染程度、污染趋势预测预警和污染分布规律研究，对研究区的土壤重金属的污染空间分布作出准确判断。背景值不确定性影响理论上，在土壤重金属含量空间分布特征与污染领域的研究存在以下几 个方面的不足：1、在土壤重金属含量空间变异研究方面，结果的准确性还有待提高。因为地统计学的应用首先要符合内蕴假设，而土壤特性的空间变异性是否符合内蕴假设尚不清楚72。而且半方差函数模型的选取上存在一定的主观性，采样点数4 / 7直接影响变异程度的高低73,74,75,76。2、在土壤重金属含量空间分布方面，只针对某一土壤类型或小比例尺下某一区域的土壤特性，即保证土壤特性在空间连续的前提下进行空间插值（包括对插值精度的研究）来生成土壤重金属的空间分布图的研究工作做了很多。但壤重金属含量 在空间上不连续时，由于受到采样数据的限制无法类似于地学上采用带有约束条件的空间插值方法，因此，在这种情况下如何对土壤重金属含量进行空间展示的研究较少。3、对土壤重金属的污染评价结果的空间可视化方面，在土壤采样空间连续的前提下多用空间插值得到的空间分布图按照土壤重金属含量标准取值进行分类，来判断其污染等级，对于空间不连续的土壤特性的评价结果如何进行空间可视化则缺少研究。传统指数评价模型协克吕格估值方法5 / 7从图 3 一 n 可以看出，各功能区不同重金属分配规律趋势基本一致，但是各 元素在不同地区的含量还是有差距的，这说明土壤中金属元素之间存在制约关 系，使他们能在不同的功能区中呈现分布规律的一致性，但是由于各功能区对 土壤污染的贡献值不同，导致不同功能区不同金属含量之间有一定的差别。 元素 Cd，在各功能区的分布相差不大，含量大小顺序为:旅游区菜园地 基本农田工业区交通主干道两侧人工林地。最大值出现在旅游区，为 4.77llDg/kg，最小值出现在人工林地，为 2.66509/kg，差距不大。这些数据反 映的是土壤本底值，说明受人为影响较小。元素 Co，在各功能区的分布相差也不大，含量大小顺序为:旅游区交通 主干道两侧基本农田人工林地工业区菜园地。最大值出现在旅游区， 为 16.953mg/kg，最小值出现在菜园地，为 13.113mg/kg，差距不大。这些数据 反映的是土壤本底值，说明受人为影响较小。元素 Cu，在各功能区的分布相差也不大，含量大小顺序为:菜园地工业 区基本农田旅游区交通主干道两侧人工林地。最大值出现在菜园地， 为 33.967mg/kg，最小值出现在人工林地，为 19.232Ing/kg。此规律反映的是人 类对各功能区的扰动程度大小不同，元素 Cu 出现了不同的含量。 山东大学硕士学位论文元素 Mn，各功能区的差距比较大，含量大小顺序为:工业区基本农田 菜园地交通主干道两侧旅游区人工林地。最大值为 652.539mg/kg，最小 值为 523.21609/kg，相差 129.3231119/kg。此规律反映的是土壤本底值中元素 Mn 的含量就比较大，工业生产对土壤中元素 Mn 的影响也较大，主要因为元素 Mn 是生产合金的必需元素，因此工业区附近的元素 Mn 的含量普遍比其他地区 的高。元素 Ni，各功能区差距不大，其含量大小顺序为:交通主要干道两侧工 业区旅游区人工林地菜园地基本农田。最大值为 54.453mg/kg，最/J 值为 41.2991119/kg，不同功能区最大差值为十几个 mg/kg。的本底值就不低，并且交通工具和工业生产都对土壤中元素响。说明土壤中元素 NiNi 的含量大小有影元素 Pb，各功能区的相对差值就比较明显，其含量大小顺序为:基本农田6 / 7旅游区交通主干道两侧菜园地工业区人工林地。最大值为81.893mg/kg，最小值为 29.13709/kg，相差 52.756mg/kg。说明元素 Pb 受人为 扰动的效果比较明显，其中不乏汽车尾气产生的 Pb 污染的影响。元素 Zn，各功能区间差异也不小，其含量大小顺序为:菜园地旅游区交通主千道两侧基本农田人工林地工业区。最大值为 205.722mg/kg，最 小值为 70.187mg/kg，相差 135.535mg/kg。说明人类活动对元素 Zn 的影响较大。 元素 As，各功能区的含量都较大，相对差异较大，其含量大小顺序为:工 业区菜园地人工林地交通主干道两侧基本农田旅游区。最大值为 790.978mg/kg，最小值为 486.O51mg/kg，相差 314.927mg/kg。这说明土壤普遍 受到元素 As 的污染，并且受污染的程度在各功能区是不同的，但是基本上都与 农药的使用有很大关系。元素 Hg，各功能区差距最明显，其含量大小顺序:人工林地基本农田旅游区菜园地工业区交通主干道两侧。最大值为 89.1541119/kg，最小值 为 1.346mg/kg。说明元素 Hg 受人为活动的影响最大，元素 Hg 污染不仅与水体 污染有关还可能与大气沉降有关。山东大学硕士学位论文元素 Cr，各功能区的含量差异不太大，其含量大小顺序为:菜园地工业区人工林地基本农田交通主干道两侧旅游区。最大值为 77.782Ing/kg， 最小值为 53.417mg/kg，相差 24.365mg/kg。说明土壤本底值中元素 cr 含量较 高，同时人类活动对其也有一定的影响。纵上所述，表层 scm 和 ZOcm 土壤中的重金属元素 Mn 和类金属元素 AS 的含 量都较大，分别能占到总元素量的 65%一 86%和 62%82%，说明土壤受农 药污染比较严重;除了元素 Co、Mn、Ni 和 As 外，其他重金属元素在各采样点 表层 sclll 和表层 ZOCm 数据的相对分布规律较一致，只是各层重金属的量有所差 别，说明这些地区土壤受人为扰动较小，受自然及土质的作用呈现出图中所显 示的规律性;不同功能区重金属分配规律趋势基本一致，但是各元素在不同地 区的含量还是有差距的，这说明土壤中金属元素之间存在制约关系，使他们能 在不同的功能区中呈现分布规律的一致性，但是由于各功能区对土壤污染的贡 献值不同，导致不同功能区不同金属含量之间有一定的差别。3.2 土壤重金属元素化学形态分析土壤重金属形态分析与重金属在土壤中的迁移性、可给性、活性及污染土 壤修复有密切关系。本研究以济南周边地区(历城区、天桥区、槐荫区、市中区) 不同土壤类型(潮土、潮褐土、褐土、棕壤)不同功能区域(农田、菜园地、休 闲旅游区、城区交通主干道、和工业区等)共 8 个采样点表层 16 个土壤样品为 研究对象，通过 BCR 连续提取法，测定其 scm 层和 20cm 层重金属的醋酸可提 取态、可还原提取态、可氧化提取态和残渣态四个形态重金属元素 Cd、C。、 Cu、Mn、Ni、Pb、Zn、As、Hg 和 Cr 的含量。38.96文档可能无法思考全面，请浏览后下载，另外祝您生活愉快，工作顺利，万事如意!7 / 7