研制评价标准的方法及应用中存在问题
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发布时间：2022-05-07 10:24
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时间：2023-10-25 23:39
研究制定土壤环境质量标准的方法主要有两种:地球化学法和生态效应法。根据目前掌握的文献资料，几乎所有研究中采用的都是这两种方法。只是由于具体研究内容和目的的不同两种方法的实际应用各有侧重。
地球化学法主要是应用统计学原理，根据土壤中重金属元素的含量状况、分布特征来推断重金属元素的临界含量(Wagneretal.，2001)。例如，加拿大安大略省在制定土壤重金属元素最大负荷时，镉、镍、钼为非污染土壤的平均值，锌、铜、铅为非污染土壤的3倍，铬是非污染土壤的7倍(夏家淇，1996)。在我国，制定土壤重金属污染评价标准时多采用元素的背景值加上2倍或3倍标准差的方式(许宇飞，1998;土壤环境容量协作组，1999)。一方面由于全国不同地区土壤背景值间差异相当大，元素含量范围很宽(中国环境监测总站，1990);另一方面在统计学中认为背景值加3倍标准差得到的是绝对异常，而背景值加2倍标准差得到的是可能异常;因此，采用背景值加2倍或加3倍标准差得到的异常的含义可能完全不同。这样就会导致在标准选择上的不统一。
生态效应法是基于土壤－植物体系、土壤－微生物体系、土壤－水体系或其中任何一种体系的环境质量标准来推算土壤中重金属元素的最高允许浓度。应用生态效应法得出的土壤重金属元素临界值表征的意义为:低于该临界值时，有害物质在土壤中可能已经有所积累，但对农作物和环境尚不会造成危害和污染，也即不会通过食物链对人体健康带来危害。在第六章表6－1列示了确定土壤重金属临界含量的生态依据(夏家淇，1996;土壤环境容量协作组，1999)。在这些生态依据中，一般选择各体系中临界含量的最低值作为土壤重金属总量的临界值(Kwon and Lee，1998)。
生态效应法在确定土壤重金属元素临界值含量方面无疑是有效的，但是在这一过程中，以往试验结果更多的是在受控条件而不是自然条件下获得的，也就是通过添加一定量的化合物进行盆栽或小区试验来获取相关生态效应资料。很显然，采取这种方式得到的试验结果具有很大的局限性，主要表现在几个方面:①对自然状态下重金属元素存在形态重视不够，因为通过人为加入的化合物与自然状态下元素的存在形态差异很大，用投加化合物的量来计算、拟合实际土壤中元素含量，期间的偏差一定很大。②试验研究多数以单指标(元素)为基础，基本上没有考虑元素间的相互作用(协同或拮抗作用)。既便是考虑到元素间的相互作用，其试验过程也同样会出现①中的问题。③试验通常是在统一的条件下进行，忽略了自然景观条件、土壤理化特性等对元素活动性的控制和影响。如此种种问题，势必导致试验结果很难反映实际情况和客观规律。
从上述分析中不难看出，在确定土壤重金属元素全量临界值过程中，无论是采用地球化学法还是生态效应法都存在着片面性，只有将两种方法结合起来才能够取得更好的效果，这也正是目前在相关研究中被广泛接受和应用的方法。根据这一指导思想，确定了如下区域土壤重金属元素异常评价标准研制方法及试验步骤。
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时间：2023-10-25 23:39
研究制定土壤环境质量标准的方法主要有两种:地球化学法和生态效应法。根据目前掌握的文献资料，几乎所有研究中采用的都是这两种方法。只是由于具体研究内容和目的的不同两种方法的实际应用各有侧重。
地球化学法主要是应用统计学原理，根据土壤中重金属元素的含量状况、分布特征来推断重金属元素的临界含量(Wagneretal.，2001)。例如，加拿大安大略省在制定土壤重金属元素最大负荷时，镉、镍、钼为非污染土壤的平均值，锌、铜、铅为非污染土壤的3倍，铬是非污染土壤的7倍(夏家淇，1996)。在我国，制定土壤重金属污染评价标准时多采用元素的背景值加上2倍或3倍标准差的方式(许宇飞，1998;土壤环境容量协作组，1999)。一方面由于全国不同地区土壤背景值间差异相当大，元素含量范围很宽(中国环境监测总站，1990);另一方面在统计学中认为背景值加3倍标准差得到的是绝对异常，而背景值加2倍标准差得到的是可能异常;因此，采用背景值加2倍或加3倍标准差得到的异常的含义可能完全不同。这样就会导致在标准选择上的不统一。
生态效应法是基于土壤－植物体系、土壤－微生物体系、土壤－水体系或其中任何一种体系的环境质量标准来推算土壤中重金属元素的最高允许浓度。应用生态效应法得出的土壤重金属元素临界值表征的意义为:低于该临界值时，有害物质在土壤中可能已经有所积累，但对农作物和环境尚不会造成危害和污染，也即不会通过食物链对人体健康带来危害。在第六章表6－1列示了确定土壤重金属临界含量的生态依据(夏家淇，1996;土壤环境容量协作组，1999)。在这些生态依据中，一般选择各体系中临界含量的最低值作为土壤重金属总量的临界值(Kwon and Lee，1998)。
生态效应法在确定土壤重金属元素临界值含量方面无疑是有效的，但是在这一过程中，以往试验结果更多的是在受控条件而不是自然条件下获得的，也就是通过添加一定量的化合物进行盆栽或小区试验来获取相关生态效应资料。很显然，采取这种方式得到的试验结果具有很大的局限性，主要表现在几个方面:①对自然状态下重金属元素存在形态重视不够，因为通过人为加入的化合物与自然状态下元素的存在形态差异很大，用投加化合物的量来计算、拟合实际土壤中元素含量，期间的偏差一定很大。②试验研究多数以单指标(元素)为基础，基本上没有考虑元素间的相互作用(协同或拮抗作用)。既便是考虑到元素间的相互作用，其试验过程也同样会出现①中的问题。③试验通常是在统一的条件下进行，忽略了自然景观条件、土壤理化特性等对元素活动性的控制和影响。如此种种问题，势必导致试验结果很难反映实际情况和客观规律。
从上述分析中不难看出，在确定土壤重金属元素全量临界值过程中，无论是采用地球化学法还是生态效应法都存在着片面性，只有将两种方法结合起来才能够取得更好的效果，这也正是目前在相关研究中被广泛接受和应用的方法。根据这一指导思想，确定了如下区域土壤重金属元素异常评价标准研制方法及试验步骤。
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时间：2023-10-25 23:39
研究制定土壤环境质量标准的方法主要有两种:地球化学法和生态效应法。根据目前掌握的文献资料，几乎所有研究中采用的都是这两种方法。只是由于具体研究内容和目的的不同两种方法的实际应用各有侧重。
地球化学法主要是应用统计学原理，根据土壤中重金属元素的含量状况、分布特征来推断重金属元素的临界含量(Wagneretal.，2001)。例如，加拿大安大略省在制定土壤重金属元素最大负荷时，镉、镍、钼为非污染土壤的平均值，锌、铜、铅为非污染土壤的3倍，铬是非污染土壤的7倍(夏家淇，1996)。在我国，制定土壤重金属污染评价标准时多采用元素的背景值加上2倍或3倍标准差的方式(许宇飞，1998;土壤环境容量协作组，1999)。一方面由于全国不同地区土壤背景值间差异相当大，元素含量范围很宽(中国环境监测总站，1990);另一方面在统计学中认为背景值加3倍标准差得到的是绝对异常，而背景值加2倍标准差得到的是可能异常;因此，采用背景值加2倍或加3倍标准差得到的异常的含义可能完全不同。这样就会导致在标准选择上的不统一。
生态效应法是基于土壤－植物体系、土壤－微生物体系、土壤－水体系或其中任何一种体系的环境质量标准来推算土壤中重金属元素的最高允许浓度。应用生态效应法得出的土壤重金属元素临界值表征的意义为:低于该临界值时，有害物质在土壤中可能已经有所积累，但对农作物和环境尚不会造成危害和污染，也即不会通过食物链对人体健康带来危害。在第六章表6－1列示了确定土壤重金属临界含量的生态依据(夏家淇，1996;土壤环境容量协作组，1999)。在这些生态依据中，一般选择各体系中临界含量的最低值作为土壤重金属总量的临界值(Kwon and Lee，1998)。
生态效应法在确定土壤重金属元素临界值含量方面无疑是有效的，但是在这一过程中，以往试验结果更多的是在受控条件而不是自然条件下获得的，也就是通过添加一定量的化合物进行盆栽或小区试验来获取相关生态效应资料。很显然，采取这种方式得到的试验结果具有很大的局限性，主要表现在几个方面:①对自然状态下重金属元素存在形态重视不够，因为通过人为加入的化合物与自然状态下元素的存在形态差异很大，用投加化合物的量来计算、拟合实际土壤中元素含量，期间的偏差一定很大。②试验研究多数以单指标(元素)为基础，基本上没有考虑元素间的相互作用(协同或拮抗作用)。既便是考虑到元素间的相互作用，其试验过程也同样会出现①中的问题。③试验通常是在统一的条件下进行，忽略了自然景观条件、土壤理化特性等对元素活动性的控制和影响。如此种种问题，势必导致试验结果很难反映实际情况和客观规律。
从上述分析中不难看出，在确定土壤重金属元素全量临界值过程中，无论是采用地球化学法还是生态效应法都存在着片面性，只有将两种方法结合起来才能够取得更好的效果，这也正是目前在相关研究中被广泛接受和应用的方法。根据这一指导思想，确定了如下区域土壤重金属元素异常评价标准研制方法及试验步骤。
