于 兵，吳克寧*

(1.中國地質(zhì)大學(北京) 土地科學技術(shù)學院，北京 100083；2.國土資源部土地整治重點實驗室，北京 100083)

2014年國家環(huán)保部、國土資源部發(fā)布“全國土壤污染調(diào)查公報”顯示我國耕地土壤點位超標率為19.4%，重金屬污染物主要是鎘、銅、砷、汞、鉛等。從全國范圍來看，南方土壤重金屬污染程度顯著高于北方，重金屬點位超標率較高地區(qū)集中在西南和中南地區(qū)。

2015年十八屆五中全會報告指出，“推進美麗中國建設(shè)，為全球生態(tài)安全作出貢獻”，“實行最嚴格的環(huán)境保護制度，深入實施大氣、水、土壤污染防治行動計劃”。2016年5月28日，國務(wù)院印發(fā)《土壤污染防治行動計劃》(土十條)，是土壤污染防治行動計劃的落實，是土壤防治行動的指南，反映我國土壤重金屬污染狀況不容樂觀，國家高度重視。

土壤環(huán)境背景值是指在不受或者很少受人類活動影響、不受或很少受現(xiàn)代工業(yè)污染與破壞的情況下，土壤原來固有的化學組成和結(jié)構(gòu)特征[1]。我國西南、中南地區(qū)有色重金屬成礦帶，統(tǒng)計結(jié)果分析，金屬礦藏是影響重金屬背景值的重要原因，開發(fā)礦藏更是加劇了重金屬元素的遷移轉(zhuǎn)化[2]。鎘、砷、汞、鉛在全國范圍內(nèi)分布上呈現(xiàn)明顯區(qū)域分布規(guī)律，西南地區(qū)四種重金屬背景值較高，人類活動和工業(yè)生產(chǎn)是加劇其污染的主要原因。特定環(huán)境下高背景值重金屬易發(fā)生遷移、轉(zhuǎn)化。因此，必須高度重視高背景值地區(qū)的初始型局域性土壤污染引發(fā)的區(qū)域性土壤環(huán)境風險，對高背景值土壤重金屬進行風險區(qū)劃并在此基礎(chǔ)上對重金屬污染物進行防控至關(guān)重要。

1 土壤重金屬污染表征方法

目前學術(shù)界并未對土壤污染給出相應(yīng)的明確定義，通俗表述是人為向土壤中加入了某種污染物，此時土壤即受污染的土壤；還有學者認為通過土壤環(huán)境背景值來計算臨界值來判定土壤是否污染；還有一種是以土壤中含有特定物質(zhì)的危害程度即風險來評定土壤是否污染。目前表征土壤污染的方法主要有：地質(zhì)累積指數(shù)、內(nèi)梅羅指數(shù)、潛在生態(tài)危害指數(shù)法等，對于高背景值土壤重金屬污染同樣適用[3]。

1.1 地質(zhì)累積指數(shù)

地質(zhì)累積指數(shù)(Igeo)也稱Muller指數(shù)，這種方法主要疊加人為活動來表征土壤污染程度[4]。如下式：

Igeo=log2(Cn/1.5Bn)

(1)

其中，Igeo：地質(zhì)累積指數(shù)；Cn：樣品中元素n的濃度；Bn：背景濃度；1.5：修正指數(shù)，通常用來表征沉積特征、巖石地質(zhì)及其他影響。

地質(zhì)累積指數(shù)分為7個級別：Igeo<0表示污染等級為0，即土壤無污染；Igeo>0表示土壤被污染，范圍1～6，土壤受污染程度隨數(shù)值增大加深。

1.2 內(nèi)梅羅指數(shù)

內(nèi)梅羅指數(shù)(P)是多因子環(huán)境質(zhì)量評價法，是通過極大值和平均值加權(quán)法對環(huán)境質(zhì)量進行評價的方法，是一種能同時評價環(huán)境質(zhì)量和表征土壤污染的方法[5-7]。如下式：

(2)

其中，P：內(nèi)梅羅指數(shù)；maxi：單因子環(huán)境質(zhì)量指數(shù)最大值；avei：單因子環(huán)境質(zhì)量指數(shù)平均值。

內(nèi)梅羅綜合指數(shù)兼顧極值或突出最大值的計權(quán)型多因子環(huán)境質(zhì)量指數(shù)，其在加權(quán)過程中避免了人為主觀因素的影響，能夠客觀反映土壤中各污染物的平均污染水平，強調(diào)主導(dǎo)因子的影響作用。

1.3 潛在生態(tài)危害指數(shù)

潛在生態(tài)危害指數(shù)(RI)是根據(jù)重金屬性質(zhì)及環(huán)境行為特點，從沉積學角度，對沉積物或者土壤的重金屬污染進行評價的一種方法[8-10]。如下式：

RI=∑Eri；Eri=Tri×Cfi；Cfi=Ci/Cni；Cd=∑Cfi

(3)

其中，RI：潛在生態(tài)危害指數(shù)；Eri：某一金屬潛在生態(tài)風險參數(shù)；Tri：單個污染物的毒性相應(yīng)系數(shù)；Cfi：某一金屬污染參數(shù)；Ci：環(huán)境中重金屬的實測含量；Cni：計算所需的參比值；Cd：多種重金屬污染系數(shù)之和。

潛在生態(tài)危害指數(shù)法引入毒性響應(yīng)系數(shù)，綜合考慮土壤重金屬含量，重金屬環(huán)境生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境效應(yīng)與毒理學，使評價側(cè)重于重金屬毒性在土壤和沉積物中的普遍遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和評價區(qū)域?qū)χ亟饘傥廴镜拿舾行訹11]。

2 生態(tài)風險區(qū)劃

我國土壤重金屬污染類型、程度、受污染地區(qū)等差異較大，因此必須對其進行土壤重金屬風險控制區(qū)劃，進行土壤環(huán)境風險等級劃分，實現(xiàn)對不同重金屬、不同污染程度、不同污染地區(qū)的風險控制，并對重金屬污染土壤進行修復(fù)。土壤環(huán)境風險區(qū)劃是保證土地安全、糧食安全、人體健康的重要手段，從區(qū)域土壤環(huán)境風險管理的角度制定最優(yōu)化的風險控制區(qū)劃方案，以實現(xiàn)對區(qū)域風險水平的控制。對區(qū)域土壤環(huán)境重金屬風險區(qū)劃要在土壤重金屬風險分級分區(qū)的基礎(chǔ)上對不同風險區(qū)的污染狀況制定不同的防控策略。

2.1 區(qū)劃原則與指標

2.1.1 區(qū)劃原則 郭書海等[3]在《中國土壤環(huán)境區(qū)劃-原理、方法與實踐》一書中指出，土壤環(huán)境功能區(qū)劃需要遵循的原則，生態(tài)風險區(qū)劃同樣需要遵循以下原則：

(1)主導(dǎo)因素原則?；谕寥拉h(huán)境質(zhì)量區(qū)劃，疊置現(xiàn)有土地利用方式，優(yōu)先考慮土壤生態(tài)功能，再依據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量以主導(dǎo)功能確定土壤環(huán)境功能類型。高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃要查明區(qū)域土壤環(huán)境風險管理的制定的先后順序，重點關(guān)注污染程度高，危害大，風險高的事件，調(diào)查發(fā)現(xiàn)，珠江、長江等第四系沖洪積物發(fā)育的土壤中重金屬元素自然背景值顯著高于其他成土母質(zhì)區(qū)發(fā)育的土壤，重金屬異常區(qū)與第四系沖洪積物分布區(qū)空間上高度吻合，這些地區(qū)重金屬元素含量一方面受匯水區(qū)物質(zhì)組成與地理條件的控制，同時也受微地貌、沉積速度、人類活動、水土交互作用等多因素影響。因此在對重金屬生態(tài)風險區(qū)劃時要找出主導(dǎo)風險因素，以其為基礎(chǔ)對區(qū)域風險區(qū)劃。

(2)相關(guān)性原則。對于由多個土地利用方式構(gòu)成的區(qū)域單元，綜合考慮土地利用方式的空間組合和比例，以主要類型確定該區(qū)域的主要環(huán)境功能類型。高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃同樣要保持一致性，即同一風險區(qū)風險類型要相對一致，整體差異性較小，不同風險區(qū)要有明顯的界線，盡可能以行政區(qū)界線一致，便于對不同風險區(qū)采取不同的管控策略。

(3)整體性原則。土壤環(huán)境功能區(qū)劃的各個單元，雖然有地理位置或空間范圍的差異，但是均具有較為完整的功能體系。高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃避免將單一風險事件進行疊加，要綜合考慮多種風險事件疊加的影響，保持整體性。從風險發(fā)生角度看，其產(chǎn)生和發(fā)展及演化受自然、經(jīng)濟、社會等多種因素影響，要綜合考慮多種因素對風險產(chǎn)生發(fā)展的影響，系統(tǒng)性分析不同區(qū)域土壤重金屬風險產(chǎn)生、發(fā)展、演化之間的聯(lián)系與差異。

(4)協(xié)調(diào)性原則。土壤環(huán)境功能區(qū)劃要兼顧國家主體功能區(qū)規(guī)劃、全國生態(tài)環(huán)境功能區(qū)劃、全國農(nóng)業(yè)區(qū)劃及其他專項區(qū)劃。土壤重金屬風險區(qū)劃要在基于土壤環(huán)境功能區(qū)劃的基礎(chǔ)上，疊加多種區(qū)劃，形成一套適合高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃技術(shù)方案。

2.1.2 區(qū)劃指標 高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃的指標主要包括：風險區(qū)劃類型分類、風險分區(qū)邊界、風險分區(qū)名稱。

(1)風險區(qū)劃類型分類。高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃類型劃分是采用主導(dǎo)因素原則。類型劃分是依據(jù)土地利用方式采取單一類型和綜合類型相結(jié)合的方式，單一類型劃分為耕地、園地、林地、草地；綜合類型劃分為耕地園地、耕地林地、耕地草地、園地林地、園地草地、林地草地等；其他土地利用方式劃分為其他用地。

(2)風險分區(qū)邊界。高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃邊界利用ArcGIS軟件基于土地利用現(xiàn)狀、生態(tài)功能區(qū)劃和土壤環(huán)境質(zhì)量區(qū)劃采用主導(dǎo)因素法、疊加法、空間分析法參照區(qū)域內(nèi)土壤環(huán)境功能相似性與差異性，并結(jié)合土壤、水文、地質(zhì)地貌等確定生態(tài)風險分區(qū)邊界。

(3)風險分區(qū)名稱。高背景值土壤重金屬風險分區(qū)名稱參照土壤環(huán)境質(zhì)量區(qū)劃命名方式，依據(jù)風險區(qū)劃類型進行調(diào)整，采用“區(qū)域+風險區(qū)劃類型”命名。區(qū)域名稱可采用I、II、III等羅馬數(shù)字進行命名；風險區(qū)劃類型耕地、園地、林地、草地、其他可采用1、2、3、4、5阿拉伯數(shù)字進行命名；風險區(qū)劃單一類型耕地、園地、林地、草地可采用10、20、30、40阿拉伯數(shù)字進行命名；綜合類型耕地園地、耕地林地、耕地草地、園地林地、園地草地、林地草地等可采用12、13、14、23、24、34等阿拉伯數(shù)字進行命名[3]。

2.2 土壤污染風險評估方法

高背景值土壤重金屬風險區(qū)劃評估方法參考土壤重金屬污染表征方法，可采用污染指數(shù)法，該方法經(jīng)常用于土壤污染風險評估，可以反映土壤環(huán)境污染效應(yīng)和危害程度，一方面可以突出重金屬濃度，另一方面基于土壤環(huán)境基準和背景值進行風險評估，以此劃分風險等級，進行空間分區(qū)并對重金屬進行管控[12]，污染指數(shù)指污染物濃度與環(huán)境標準比值的污染指數(shù)，即污染物濃度與標準值比值。

Pip=C/S

(4)

其中，Pip：污染指數(shù)；C：樣品中單個污染物的濃度；S：標準值。

該方法屬于比值法，按照《全國土壤污染狀況評價技術(shù)規(guī)定》(環(huán)發(fā)[2008]39號)將單因子污染指數(shù)Pip計算結(jié)果范圍1～5將污染程度分為無污染、輕微污染、輕度污染、中度污染、重度污染。該方法突出了土壤重金屬濃度，但是并未涉及土壤對污染物的降解和緩沖能力。

2.3 風險評估等級

在對高背景值土壤重金屬進行風險評估劃分風險等級時，引入土壤中重金屬濃度C，環(huán)境基準值D，土壤環(huán)境背景值B，當C≤D時，土壤處于安全或者基本安全狀態(tài)；當C>D，土壤處于風險狀態(tài)。為了全面反映土壤是否處于風險狀態(tài)，可以采用C、D與B(環(huán)境背景值)進行相減再做比值，但是需要注意，當土壤pH較小，處于酸性條件下，高背景值區(qū)土壤中重金屬污染物較為敏感，所以環(huán)境基準值D較小，不能進行相減再做比值，可以將C/B作為評估風險等級的因子。在高背景值土壤重金屬污染地區(qū)，礦山，礦藏帶周圍顯然重金屬濃度較高，已經(jīng)超過國家三級標準(GB15618-1995)，可以不用利用計算公式，直接將該區(qū)域劃分為風險區(qū)[13-15]。因此，全面考慮土壤pH值的情況下，評估高背景土壤重金屬風險等級時，如式5、6：

(5)

式(5)適用于土壤pH(<6.5)較小的高背景值區(qū)[3]

(6)

式(6)適用于其他高背景值地區(qū)，其中，R：風險指數(shù)；C：土壤中某種重金屬污染物濃度；D：環(huán)境基準值；B：環(huán)境背景值。

2.4 風險區(qū)域劃分

評估指標的風險等級與風險區(qū)域劃分見表1。安全利用區(qū)。該區(qū)高背景值土壤重金屬濃度相對較低，符合環(huán)境質(zhì)量限量標準要求，該區(qū)域土壤風險等級處于安全等級，采取優(yōu)先保護策略。

基本安全利用區(qū)。該區(qū)主要特征是：該區(qū)高背景值土壤重金屬含量有輕微積累，稍高于環(huán)境質(zhì)量限量標準要求，該區(qū)域土壤風險等級處于基本安全等級，采取優(yōu)先保護策略。

低風險區(qū)。該區(qū)高背景值土壤重金屬含量有一定積累，超過環(huán)境質(zhì)量限量標準要求，該區(qū)域土壤風險等級處于低風險等級，采取綜合監(jiān)控策略。

中風險區(qū)。該區(qū)高背景值土壤重金屬濃度相對較高，超標于環(huán)境質(zhì)量限量標準要求，該區(qū)域土壤風險等級處于中風險等級，采取預(yù)警防控策略。

高風險區(qū)。該區(qū)高背景值土壤重金屬濃度很高，嚴重超標于環(huán)境質(zhì)量限量標準要求，該區(qū)域土壤風險等級處于高風險等級，采取限制利用策略。

表1 風險評估等級與區(qū)域劃分Tab.1 Risk assessment levels and zoning

其中，R：風險指數(shù)；Pip：污染指數(shù)。

3 高背景值重金屬污染防控策略

3.1 不同風險區(qū)重金屬防控

根據(jù)上述高背景值重金屬風險等級評定與風險區(qū)域劃分，將高背景值地區(qū)劃分為安全利用區(qū)、基本安全利用區(qū)、低風險區(qū)、中風險區(qū)、高風險區(qū)，依據(jù)分區(qū)采取相應(yīng)的防控策略。

(1)安全利用區(qū)，要采取優(yōu)先保護策略，防止新型污染源的引進，造成新的污染，可以優(yōu)先利用其土地安全來實現(xiàn)糧食安全，保證人體健康，維護自身安全的狀態(tài)。

(2)基本安全利用區(qū)，要采取優(yōu)先保護策略，實現(xiàn)對重金屬濃度的實時監(jiān)控，控制重金屬含量的增加，即控制污染輸入，并對該區(qū)域進行合理科學的利用，優(yōu)先種植，優(yōu)化農(nóng)藝生產(chǎn)措施來避免基本安全利用區(qū)向風險區(qū)過渡。

(3)低風險區(qū)，要采取綜合監(jiān)控策略，深入調(diào)查污染源，明確重金屬污染類型，以及重金屬在土壤中遷移轉(zhuǎn)化過程，查明污染歷史、輸送通量、遷移途徑、循環(huán)過程及形成機制，嚴格管控污染源輸入，實現(xiàn)對風險的有效控制，在盡量不改變土地利用方式的情況下，嘗試種植制度調(diào)整或進行完整的土壤修復(fù)與治理，以徹底控制污染、消除風險為目的，達到對重金屬污染的防控，

(4)中風險區(qū)，要采取預(yù)警防控策略，可以利用相應(yīng)的土地整治工程實現(xiàn)對重金屬污染區(qū)域的修復(fù)，在明確重金屬污染類型基礎(chǔ)上控制重金屬的輸送通量，在重金屬污染源頭和遷移轉(zhuǎn)化過程中對其進行防控。

(5)高風險區(qū)，要采取限制利用策略，一方面進行經(jīng)濟可行的、積極有限的土壤修復(fù)等綜合整治措施，對重金屬污染區(qū)域進行修復(fù)，使其達到可供利用的狀態(tài)；另一方面，確無法將其修復(fù)到農(nóng)用地安全利用標準之內(nèi)時，可以改變土地利用方式，退耕還林、退耕還草、農(nóng)用地流轉(zhuǎn)，農(nóng)轉(zhuǎn)非等，總之實現(xiàn)經(jīng)濟效益、社會效益、生態(tài)效益最大化。

3.2 不同污染類型重金屬防控

土壤環(huán)境高背景值地區(qū)主要分布在我國東南、西南地區(qū)[3]。其重金屬污染主要來源很多，由于南方經(jīng)濟發(fā)展相對較快，工業(yè)作為推動經(jīng)濟發(fā)展的強有力的推手，自然在南方發(fā)展較快，工業(yè)開發(fā)是造成重金屬污染的主要原因，往往會造成局域性嚴重污染。在工業(yè)開發(fā)中，礦藏開發(fā)，有色金屬冶煉、燃煤排放、污水灌溉等都是重金屬污染的罪魁禍首。因此在對重金屬進行防控時，要從以下幾方面入手：

(1)實現(xiàn)對礦藏的限制開發(fā)，縮小開發(fā)范圍和規(guī)模，減少重金屬污染物以三廢形式向環(huán)境中輸送。

(2)對冶煉企業(yè)工廠實現(xiàn)最嚴格的限制排量制度，特別是一些大型的企業(yè)工廠，要相關(guān)政府部門實行監(jiān)督監(jiān)管，定期抽查，對不達標的企業(yè)工廠采取強制手段。

(3)燃煤排放也是不可忽略的一大污染源，重金屬汞的積累大多是由于燃煤的排放，因此對排放量的限制是實現(xiàn)重金屬防控的主要途徑，制定相關(guān)的規(guī)章制度，做到有章可依，有章可行。

(4)污水灌溉是污水灌溉區(qū)和城鄉(xiāng)結(jié)合區(qū)普遍存在的一種較為重要的重金屬污染來源，在防控時要注意對重金屬污染區(qū)域進行實地詳查，嚴格控制新的外源污染，保護周邊未被污染的農(nóng)用地，在現(xiàn)有經(jīng)濟技術(shù)條件下優(yōu)先重在食用農(nóng)產(chǎn)品內(nèi)部、食物與非實物農(nóng)產(chǎn)品種植之間進行調(diào)整，對輕度污染的區(qū)域采取相應(yīng)的物理化學生物修復(fù)措施進行修復(fù)，對嚴重污染區(qū)域，必須改變其土地利用方式，并設(shè)置風險監(jiān)測點，用作林地、草地，有序開展種植結(jié)構(gòu)調(diào)整或退耕還林、還草；嚴重超越經(jīng)濟可行性原則的污染農(nóng)用地可考慮調(diào)整為非農(nóng)用地。

4 總結(jié)與展望

高背景值土壤重金屬生態(tài)風險區(qū)劃是依據(jù)污染區(qū)域及區(qū)域與區(qū)域之間的土壤風險分布的相似性與差異性，結(jié)合區(qū)域風險的空間分布規(guī)律,遵循主導(dǎo)因素原則、相關(guān)性原則、整體性原則、協(xié)調(diào)性原則，采用污染指數(shù)法和累積指數(shù)法，將區(qū)域的風險劃分為安全利用區(qū)，基本安全利用區(qū)，低風險區(qū)，中風險區(qū)，高風險區(qū)，相應(yīng)的采取優(yōu)先保護、優(yōu)先保護、綜合監(jiān)控、預(yù)警防控、限制利用的防控策略。隨國土部門、農(nóng)業(yè)部調(diào)查數(shù)據(jù)的疊加和綜合，面向頂層設(shè)計的區(qū)劃工作將會增加，因此基于多數(shù)據(jù)、多尺度表征的各種目標區(qū)劃方法與技術(shù)需求將會愈加迫切。

參考文獻：

[1] 張紅振，駱永明，章海波，等.中國環(huán)境質(zhì)量指導(dǎo)值與標準研究：V.鎘在土壤-作物系統(tǒng)中的富集規(guī)律與農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全[J].土壤學報，2010，47(4):628-638.

Zhang H Z,Luo Y M,Zhang H B,et al.Study on the guidance value and standard of environmental quality in China:V. enrichment law of cadmium in soil-crop system and quality safety of agricultural products[J].Journal of Soil Science，2010，47(4):628-638.

[2] 魏復(fù)盛，陳靜生，吳燕玉，等.中國土壤環(huán)境背景值研究[J].環(huán)境科學，1991，16(4):12-19.

Wei F S,Chen J S,Wu Y Y,et al.Study on soil environmental background value in China[J].Environmental Science,1991，16(4):12-19.

[3] 郭書海，吳波.中國土壤環(huán)境區(qū)劃-原理、方法與實踐[M].北京:科學出版社,2014:41-49.

Guo S H,Wu B.Regionalization of soil environment in China-principles,methods and practice[M].Beijing:Science Press,2014:41-49.

[4] Wu W Y,Yin S Y,Liu H L,et al.Spatial structure and distribution characteristics of soil heavy metals in wastewater irrigation district[J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering,2013,29(4):165-173.

[5] Lee S L,Li X D,Shi W D,et al.Metal contamination in urban,suburban,and country park soils of Hong Kong:a study based on GIS and multivariate statistics[J].Science of the Total Environment,2006,356(1/3):45-61.

[6] 姚榮江,楊勁松,陳小兵,等.蘇北海涂圍墾區(qū)土壤質(zhì)量模糊綜合評價[J].中國農(nóng)業(yè)科學,2009,42(6):16-20.

Yao R J,Yang J S，Chen X B,et al.Such as soil quality fuzzy comprehensive assessment of North Jiangsu coastal region[J].Chinese Agricultural Sciences,2009,42 (6):16-20.

[7] 秦麗娟,王萬雄,張伯堯.基于模糊數(shù)學的設(shè)施菜地土壤重金屬含量動態(tài)分析[J].生物數(shù)學學報,2014,29(3):559-565.

Qin L J,Wang W X,Zang B Y.Study on dynamic analysis of heavy metal content in vegetable soils based on fuzzy mathematics[J].Acta Energy Mathematics,2014,29(3):559-565.

[8] Zhu X F,Ji H B,Chen Y,et al.Assessment and sources of heavy metals in surface sediments of Miyun Reservoir,Beijing[J].Environmental Monitoring and Assessment,2013,185(7):6049-6062.

[9] Qu M K,Li W D,Zhang C R.Spatial distribution and uncertainty assessment of potential ecological risks of heavy metals in soil using sequential gaussian simulation[J].Human and Ecological Risk Assessment,2014,20 (3):764-778.

[10] 姜菲菲,孫丹峰,李紅,等.北京市農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染環(huán)境風險等級評價[J].農(nóng)業(yè)工程學報,2011,27(8):330-337.

Jiang F F,Sun D F,Li H,et al.Evaluation of environmental risk of heavy metal pollution in agricultural soils in Beijing[J].Journal of Agricultural Engineering,2011,27 (8):330-337.

[11] 余健,房莉,倉定幫,等.熵權(quán)模糊物元模型在土地生態(tài)安全評價中的應(yīng)用[J].農(nóng)業(yè)工程學報,2012,8(5):260-266.

Yu J,Fang L,Cang D B,et al.Application of entropy weight fuzzy matter-element model in land ecological security evaluation[J].Entropy Fuzzy Society of Agricultural Engineering,2012,8 (5):260-266.

[12] Benhaddya M L,Hadjel M.Spatial distribution and contamination assessment of heavy metals in surface soils of Hassi Messaoud,Algeria[J].Environmental Earth Sciences,2014,71(3):1473-1486.

[13] Yu J,Fang L,Cang D B,et al.Evaluation of land eco-security in Wanjiang distrcit base on entropy weight and matter element mode[J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering,2012,28(5):260-266.

[14] 羅明,周妍,周旭.國內(nèi)外污染土地修復(fù)再利用比較與借鑒[J].中國土地,2014,33(6):31-33.

Luo M,Zhou Y,Zhou X.Comparison and reference of rehabilitation and reuse of contaminated land at home and abroad[J].China Land,2014,33(6):31-33.

[15] 石曉妹.污染土地修復(fù)后再利用適宜性評價[D].南京:南京大學,2011.

Shi X M.Applicability evaluation of recycling of contaminated land[D].Nanjing:Nanjing University,2011.