魯寧琦，盧思同，黃俊革，張 彧，劉 宇

(上海應用技術(shù)大學 城市建設與安全工程學院，上海 201418)

1 引 言

隨著我國經(jīng)濟高速發(fā)展、工業(yè)化進程加快，城市規(guī)模不斷擴大，全國范圍內(nèi)的土壤污染問題已逐漸成為全社會關(guān)注的焦點[1]之一。一方面，大量礦產(chǎn)開采、石油化工、工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等活動產(chǎn)生的污染物進入土壤，導致地下水及土地污染；另一方面，隨著我國產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)優(yōu)化和環(huán)保意識增強，許多高耗能、高污染工業(yè)企業(yè)關(guān)閉或搬遷，其遺留土地大多存在復雜的工業(yè)污染問題，將直接影響水源水質(zhì)安全和人類生命健康[2]。目前，土壤污染已經(jīng)成為阻礙我國可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略實施的主要原因之一[3]，因此，對工業(yè)場地的污染范圍、深度及擴散情況進行檢測，成為城市發(fā)展的必經(jīng)之路。

土壤污染是指，由于人類的活動將各種污染物帶入土壤中，致使土壤重金屬等含量明顯高于其自然背景值，并造成生態(tài)破壞和環(huán)境質(zhì)量惡化的現(xiàn)象[4]。其中，重金屬污染物因滯留時間長、難以降解，對環(huán)境造成的負面影響尤其嚴重，同時，生物體可以富集重金屬，常常使重金屬在土壤環(huán)境中逐漸積累，甚至通過食物鏈以有害濃度在人體內(nèi)蓄積，嚴重危害人體健康[5]。據(jù)統(tǒng)計,我國受重金屬污染的土地面積占污染總面積的64.8 %，全國約有2 500 hm2的果園耕地受到重金屬污染，其中，鉛、鎘是對人類健康和土壤生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)危害較大的重金屬[6]。

鎘是人體非必需元素，是環(huán)境中毒性最強的重金屬元素之一, 生物遷移性強, 極易被植物吸收和積累，環(huán)境中鎘污染對植物、動物和人體均可產(chǎn)生毒害作用[7]。我國鎘主要應用于鋼、鐵、銅等其他金屬元素的電鍍，由此每年產(chǎn)生未經(jīng)處理的污水約400億立方米，這些工業(yè)廢水是造成鎘污染的主要原因。鉛是人體的非必需元素，土壤中鉛主要以二價態(tài)的無機化合物形式存在，極少數(shù)為四價態(tài)[8]。2019年我國鉛產(chǎn)量超過580萬噸，大量的工業(yè)應用，隨之而來的是大量污染物排放。土壤中鉛的污染主要來自大氣污染中的鉛沉降，如鉛冶煉廠含鉛煙塵的沉降和含鉛汽油燃燒所排放的含鉛廢氣的沉降等[9]。

工業(yè)污染導致鉛、鎘等重金屬滲入土壤和地下水，通過飲水、飲食、接觸等途徑進入人體，難以代謝的重金屬一旦蓄積在體內(nèi)，將對人體器官造成嚴重危害。因此，大量高耗能、高污染工業(yè)企業(yè)搬遷后，遺留土地的重金屬污染物檢測監(jiān)測成為土地使用的關(guān)鍵環(huán)節(jié)。

環(huán)境地球物理探測方法作為一種新型的環(huán)境污染監(jiān)測的方法，被許多學者所重視，已經(jīng)被應用到環(huán)境監(jiān)測以及環(huán)境修復效果檢查等領(lǐng)域中[10]。近年來，隨著物探技術(shù)的發(fā)展，物探方法及物探儀器設備精度均得到大幅度提高，物探方法以無損、快速、準確的特點被廣泛地應用于檢測領(lǐng)域[11]，同時，淺部物探獲取信息豐富，可靠程度高[12]。研究表明，土壤的電導特性主要受土壤類型、含水率、孔隙率、飽和度的影響，當有污染物存在時，以電阻率、極化率為代表的土壤電性會發(fā)生變化[13]。

其中，電阻率法是以介質(zhì)的導電性差異為基礎[14]，通過測量和研究外加電流場的變化規(guī)律，進而探測土壤中的目標結(jié)構(gòu)、范圍的一類方法[15]。電阻率是一種能夠表征土體導電性強弱的固有物性參數(shù)[16]，其大小主要取決于一些重要結(jié)構(gòu)參數(shù)，如土的含水率、酸堿鹽的濃度及種類、重金屬的濃度及種類、孔隙率、孔隙液電阻率、飽和度、固體顆粒成分、以及所處的環(huán)境溫度等[17]。

激發(fā)極化法是以巖石、礦石的導電性和激發(fā)極化效應差異為基礎而達到找礦或解決某些水文地質(zhì)問題的一種電法方法[18]。激發(fā)極化效應是指在人工電流場—磁場或激發(fā)場作用下，具有不同電化學性質(zhì)的巖石或礦石，由于電化學作用將產(chǎn)生隨時間變化的二次電場，即激發(fā)極化場[19]。不同巖土、礦石的激電效應主要表現(xiàn)在二次電場的大小及其隨時間的變化上，也就是相應產(chǎn)生了不同的極化率[20]。同理，土壤介質(zhì)中污染物溶液中的帶電離子會改變介質(zhì)的導電性，進而對整個土壤介質(zhì)場地的極化率產(chǎn)生影響[21]。因此，引入極化率作為表征土壤電導特性的另一參數(shù)。

圖1 原位測量儀器Fig.1 In situ measurement

本實驗通過對不同重金屬污染土壤的電阻率、極化率進行實驗測量，分析土壤介質(zhì)污染后的電性反應及特征，研究得到不同污染物的電性及激發(fā)極化性質(zhì)，為工業(yè)污染土壤的檢測提供基礎。

2 模型確定

為了對受污染土壤的電阻率、極化率進行確定有效測量，需要確定土壤電性參數(shù)的測量模型。首先，需要確定試驗裝置及實驗環(huán)境，原位測量選取有效電極極距，采用四電極法在原位污染場地測量，實驗室測量采用原位采集土壤樣本的方式，保證其孔隙度、含水率等參數(shù)固定，在實驗室內(nèi)使用自制樣本筒進行測量，通過對比原位滲透試驗和原位取土樣至實驗室試驗的測量結(jié)果，發(fā)現(xiàn)原位測量數(shù)據(jù)更加準確且穩(wěn)定，故采用原位測量；最后，需要建立原位場地污染物滲透模型，通過模擬效果推斷污染物的滲透范圍及速率，以確定有效極距及有效測量時間。

2.1 試驗裝置

原位測量采用四電極法在原位場地進行測量，因此需確定有效電極極距。實驗室測量采用原位采集土壤樣本的方式，保證其孔隙度、含水率等參數(shù)固定，在實驗室內(nèi)使用自制樣本筒進行測量。

2.1.1 原位測量

原位測量使用WDCB-1巖石標本電性測試儀，采用四電極法在原位場地進行測量，首先需確定有效電極極距。四電極法測量視電阻率、極化率的過程中，電極排布從左到右依次為A-M-N-B,其中A、B為供電電極，M、N為接收電極。電極極距即為每支電極與相鄰電極間隔，該數(shù)值將決定裝置的測量深度。

視電阻率計算公式：

裝置系數(shù)K的計算公式如下：

其中，ρs為視電阻率，單位為Ω·m；K為裝置系數(shù)，與極距相關(guān)；ΔUMN為M電極、N電極之間的電位差；I為供電電流強度，單位為μA；AM、AN、BM、BN分別為相應電極極距。

原位測量中，選取固定試驗場地插入電極，將四電極與WDCB-1巖石標本電性測試儀相連，如圖1所示。選取不同梯度極距依次測量，獲得檢測數(shù)據(jù)如表1所示。測量結(jié)果顯示，當極距大于等于50 cm時，因極距距離過大，檢測電極已無法檢測電信號，所以原位檢測極距不可大于50 cm；極距2～40 cm均可得到有效數(shù)據(jù)。

表1 原位測量不同極距數(shù)據(jù)

通過與表2電性參數(shù)統(tǒng)計表對比可知，黏土電阻率范圍在(1～100 Ω·m)，因此極距2～40 cm皆可滿足野外數(shù)據(jù)真實性要求的可靠數(shù)據(jù)。首先，考慮到電位差ΔUMN越大，測量數(shù)據(jù)越穩(wěn)定；其次，考慮到地表土壤均勻性較好，深層土壤易受碎石影響，電流富集在土壤表面的測量數(shù)據(jù)更接近真實值，因此初步選擇小極距2 cm為本次原位測量試驗的電極極距?？紤]到后期的滲透模型試驗涉及到重金屬離子溶液總量需求，因此需要綜合滲透模型試驗的結(jié)果，最終確定采用何種極距。

表2 土壤電性參數(shù)

2.1.2 實驗室測量

實驗室測量采用原位采集土壤樣本的方式，保證其孔隙度、含水率等參數(shù)固定，在實驗室內(nèi)使用自制樣本筒進行測量。

原位采集土壤樣本選取質(zhì)地較為均勻的一片場地，為取得符合裝置尺寸的土壤樣本且不破壞土壤結(jié)構(gòu)，本實驗采用了環(huán)繞式鏟土方式，對目標土樣周圍進行挖掘，留下中心土樣，取得一塊比裝置直徑稍大的土樣，將其帶回實驗室進行細致削切后，使其剛好能夠放入裝置內(nèi)，如圖2 所示。

圖2 原位采集土壤樣本Fig.2 In situ soil sampling

土樣取回實驗室后，進行電性參數(shù)測試。樣本筒為直徑10.5 cm，長度分別為10 cm、20 cm的塑料絕緣筒，兩側(cè)供電電極為圓形銅板，銅板外部延伸銅電極線與電極相接，內(nèi)部焊接發(fā)散狀銅線以提高接觸效果。測量時，兩個銅電極內(nèi)側(cè)貼有濕潤棉紗布，同時銅板上加壓重物以增強銅板與土壤的接觸效果，如圖3所示。測量過程中，頂部電極線通過電極夾與A、M電極相連，底部電極線通過電極夾與N、B電極相連。

圖3 原位土壤實驗室測量Fig.3 Laboratory measurement of in situ soil

通過表3的測量數(shù)據(jù)可以看出，實驗室裝置測得的數(shù)據(jù)跳動性比較大，重復性較低，不具代表性。雖然該實驗室測量裝置有利于后期污染物滲透實驗，但是測量結(jié)果有較大誤差，對試驗結(jié)果的準確性有較大影響。

表3 實驗室測量數(shù)據(jù)

而前期原位測試結(jié)果顯示，試驗數(shù)據(jù)較為穩(wěn)定且有一定重復性，更符合試驗要求，因此本次試驗最終確定采用原位污染試驗。

2.2 滲透模型

確認采用原位滲透方式后，需要確定合適的污染物滲透模型。污染物在土壤中滲透擴散后，不同容量的污染物溶液對應不同擴散深度和不同擴散穩(wěn)定時間，因此，建立合適的污染物滲透模型對后續(xù)污染試驗很重要。

滲透試驗設計：白色PVC套筒放置于地表用于劃分試驗區(qū)域，在原位場地框選出直徑10.5 cm的圓形區(qū)域，設置三種水量梯度100 mL，200 mL，300 mL，滲透兩小時后垂直地表剖開試驗區(qū)土壤，觀察土層滲透情況。為了方便觀測，將紅色墨汁以較高濃度溶于水中，顯示溶液滲透土層與未被滲土層的色差，如圖4所示。經(jīng)過滲透試驗及土層侵染情況觀察，得到滲透結(jié)果如表4所示。

圖4 模擬土壤滲透實驗Fig.4 Simulated soil infiltration experiment

表4 土層侵染情況

考慮檢測的有效性及后期的污染物處理情況，采用200 mL滲透模型為佳，配合使用2 cm極距。滲透深度初始滲透速度較快，隨著滲透時間的推移，滲透深度趨近于某一深度后，滲透速率極慢。通過對不同時間段的滲透模型做切片觀測，滲透超過2 h以后，滲透深度量趨于穩(wěn)定，因此后續(xù)污染試驗選擇在滲透后2 h開始檢測。

3 材料與方法

本實驗選取重金屬污染中較典型的鎘、鉛兩種金屬，通過對硝酸鎘、硝酸鉛兩種重金屬污染物溶液滲透土壤后的電阻率、極化率進行測量，探究重金屬鎘離子和鉛離子在污染土壤中電性參數(shù)的變化情況。

在極距確定實驗中，選取2 cm極距，發(fā)現(xiàn)供電電極和監(jiān)測電極本身尺寸直徑高達1～1.5 cm，為了減少極距直徑過大所帶來的誤差，方便電極布置，本實驗特別制作小型電極，如圖5所示。電極在插入土壤之中原位檢測開始，直至實驗結(jié)束，期間電極保持插入狀態(tài)，通過這樣的設計，以減少因為電極本身帶來的干擾和誤差。測量數(shù)據(jù)采用多次測量取平均值的方法確定，針對數(shù)據(jù)波動均值10 %的數(shù)據(jù)進行剔除?？v觀觀測數(shù)據(jù)，原位無污染檢測數(shù)據(jù)具有良好的重復性。

圖5 小型發(fā)射電極及接收電極Fig.5 Small transmitting electrode and receiving electrode

3.1 重金屬鎘污染

選取質(zhì)地均勻的場地土壤，使用環(huán)刀取土樣，在實驗室測得含水率為26.7 %。重金屬鎘的污染物選用硝酸鎘溶液。

首先對原位的電阻率、極化率進行測試，其次選取附近不同位置進行多次數(shù)據(jù)測試，最終選擇其中3處測試數(shù)據(jù)穩(wěn)定的區(qū)域作為試驗區(qū)域(圖6)。向每個試驗區(qū)域添加溶液，見圖6(a)；對選定區(qū)域添加3組不同變量，并預留1組清水對照實驗，見圖6(b)，上側(cè)3組分別為5 %硝酸鎘組(200 ml)，10 %硝酸鎘組(200 ml)，15 %硝酸鎘組(200 ml)，下側(cè)為1組清水對照實驗。以上均為質(zhì)量分數(shù)，背景值即為不添加溶液的原位測試數(shù)值。

圖6 5 %硝酸鎘組、10 %硝酸鎘組、15 %硝酸鎘組滲透試驗Fig.6 5 % cadmium nitrate group, 10 % cadmium nitrate group, 15 % cadmium nitrate group penetration test

3.2 重金屬鉛污染

選取質(zhì)地均勻的場地土壤，使用環(huán)刀取土樣，在實驗室測得含水率為20.0 %。重金屬鉛的污染物選用硝酸鉛溶液。

首先對原位的電阻率、極化率進行測試，其次選取附近不同位置進行多次數(shù)據(jù)測量，最終選擇其中3處測試數(shù)據(jù)穩(wěn)定的區(qū)域作為試驗區(qū)域，向每個試驗區(qū)域添加溶液，見圖7(a)；對選定區(qū)域添加3組不同變量，并預留1組清水對照實驗，見圖7(b)，上側(cè)3組分別為5%硝酸鉛組，10%硝酸鉛組，15%硝酸鉛組，下側(cè)為1組清水對照實驗；連接儀器后進行實驗測量，見圖7(c)。

圖7 5 %硝酸鉛組、10 %硝酸鉛組、15 %硝酸鉛組滲透試驗Fig.7 5 % lead nitrate group, 10 % lead nitrate group, 15 % lead nitrate group penetration test

4 結(jié)果與分析

4.1 重金屬鎘污染

實驗組為5 %硝酸鎘組、10 %硝酸鎘組、15 %硝酸鎘組，首先檢測原位電阻率、極化率即為背景值。配置相應濃度的硝酸鎘溶液加入土壤，待滲透5 h后檢測其電阻率、極化率。重復多次測量，得到多組數(shù)據(jù)，最后取算數(shù)平均值。檢測數(shù)據(jù)處理后見表5～表7。

表5 5 %硝酸鎘溶液污染試驗檢測數(shù)據(jù)

表6 10 %硝酸鎘溶液污染試驗檢測數(shù)據(jù)Table 6 Test data of 10 % cadmium nitrate pollution test

表7 15 %硝酸鎘溶液污染試驗檢測數(shù)據(jù)Table 7 Test data of 15 % cadmium nitrate pollution test

4.1.1 電阻率變化規(guī)律

觀察測量數(shù)據(jù)可知，金屬鎘對于土壤電阻率具有較大影響。加入5 %硝酸鎘后，電阻率降低22.40 Ω·m，變化率為79.83 %；加入10 %硝酸鎘后，電阻率降低21.73 Ω·m，變化率為90.41 %；加入15 %硝酸鎘后，電阻率降低28.95 Ω·m，變化率為91.85 %。隨著硝酸鎘溶液的加入，土壤含水量提高，硝酸根離子和鎘離子也增強了導電性，因此土壤電阻率顯著降低；且隨著溶液濃度增大，電阻率的降幅更大。

4.1.2 極化率M1變化規(guī)律

5 %硝酸鎘加入后，極化率M1增長了0.43，變化率為20.00 %；10 %硝酸鎘加入后，極化率M1增長了1.13，變化率為32.01 %；15 %硝酸鎘加入后，極化率M1增長了1.78，變化率為45.62 %。對比極化率M1的變化規(guī)律可知，隨著污染物的加入，土壤極化率有明顯增長，且隨著污染濃度的提高，極化率增長幅度更大、變化更顯著，最高達到了背景值的1.45倍。

4.1.3 極化率隨時間變化規(guī)律

激發(fā)極化效應是由于外加電場的存在使介質(zhì)內(nèi)的離子偏離原來平衡位置的一種電化學現(xiàn)象，在巖石中，激發(fā)極化現(xiàn)象會以滯后的電壓形式表現(xiàn)出來。當給巖石兩端加上一個穩(wěn)定電流時，巖樣兩端的電位差會在瞬間上升到一定數(shù)值，然后緩慢變化，最后達到穩(wěn)定數(shù)值。供電電流斷開以后，巖樣兩端的電壓會在瞬間下降到某一數(shù)值， 由于離子的運動，接下來電壓會緩慢衰減，直到巖樣內(nèi)離子全部恢復到初始的平衡狀態(tài)，整個極化衰減過程完成。在本實驗中，斷電延時為100 ms，即M1、M2、M3、M4為衰減過程中每20 ms 依次測得的極化率，各組試驗衰減曲線如圖8所示。

圖8(a)為背景值與加入5 %硝酸鎘溶液的極化率衰減曲線對比圖，分析可知，加入5 %重金屬鎘溶液后，土壤極化率小幅提升0.43，衰減速率與背景值相近，衰減完成后略高于背景值。圖8(b)為背景值與加入10 %硝酸鎘溶液的極化率衰減曲線對比圖，分析可知，加入10 %重金屬鎘溶液后，土壤極化率提升較大為1.13，衰減速率比背景值更快，衰減完成后與背景值趨近。圖8(c)為背景值與加入15 %硝酸鎘溶液的極化率衰減曲線對比圖，分析可知，加入15 %重金屬鎘溶液后，土壤極化率提升較大為1.77，衰減速率略低于背景值，衰減完成后仍遠高于背景值。

圖8 硝酸鎘污染試驗各組極化率衰減曲線Fig.8 Polarization attenuation curve of each group in cadmium nitrate pollution test

4.2 重金屬鉛污染

實驗組為5 %硝酸鉛組，10 %硝酸鉛組，15 %硝酸鉛組，以上均為質(zhì)量分數(shù)，背景值即為不添加溶液的原位測試數(shù)值。測量方法與硝酸鎘試驗相同，測量數(shù)據(jù)處理后如表8～表10所示。

表8 5 %硝酸鉛污染試驗檢測數(shù)據(jù)

表9 10 %硝酸鉛污染試驗檢測數(shù)據(jù)

表10 15 %硝酸鉛污染試驗檢測數(shù)據(jù)

4.2.1 電阻率變化規(guī)律

觀察測量數(shù)據(jù)可知，加入5 %硝酸鉛后，電阻率降低13.00 Ω·m，變化率為79.96 %；加入10 % 硝酸鉛后電阻率降低32.02 Ω·m，變化率為85.92 %；加入15 %硝酸鉛后電阻率降低33.57 Ω·m，變化率為91.95 %。隨著硝酸鉛溶液的加入，土壤電阻率顯著降低；且隨著硝酸鉛溶液濃度的提高，電阻率的降幅更大，即重金屬污染物濃度越高，土壤電阻率變化越顯著。

4.2.2 極化率M1變化規(guī)律

觀察測量數(shù)據(jù)可知，5 %硝酸鉛加入后，極化率M1增長了1.06，變化率為18.51 %；10 %硝酸鉛加入后，極化率M1增長了0.87，變化率為28.62 %；15 %硝酸鉛加入后，極化率M1增長了0.89，變化率為23.80 %。隨著污染物的加入，土壤極化率有明顯增長，且隨著污染濃度的提高，增長幅度最高達到了背景值的1.28倍。

4.2.3 極化率隨時間變化規(guī)律

在本實驗中，激發(fā)極化效應原理與硝酸鎘試驗相同，斷電延時為100 ms，即M1、M2、M3、M4為衰減過程中每20 ms依次測得的極化率，各組試驗衰減曲線如圖9所示。

圖9(a)為背景值與加入5 %硝酸鉛溶液的極化率衰減曲線對比圖，分析可知，加入5 %重金屬鉛溶液后，土壤極化率提升較大為1.07，衰減速率極快，衰減完成后遠低于背景值。圖9(b)為背景值與加入10 %硝酸鉛溶液的極化率衰減曲線對比圖，分析可知，加入10 %重金屬鉛溶液后，土壤極化率提升較大為0.87，衰減速率比背景值稍快，衰減完成后略高于背景值。圖9(c)為背景值與加入15 %硝酸鉛溶液的極化率衰減曲線對比圖，分析可知，加入15 %重金屬鉛溶液后，土壤極化率提升較大為0.89，衰減速率略高于背景值，衰減完成后仍比背景值稍高。

圖9 硝酸鉛污染試驗各組極化率衰減曲線Fig.9 Polarization attenuation curve of each group in lead nitrate pollution test

5 討 論

鎘離子、鉛離子作為陽離子在土壤中的存在，對電阻率的影響較大。原位加入含重金屬離子的溶液后，土壤的孔隙水伴有部分陽離子，使得孔隙水的連通性增強，導致土壤導電性增強，電阻率降低，并且離子濃度越大，降低幅度也越大。

極化率的變化中，針對原位本底極化率較高的土壤做后期挖掘發(fā)現(xiàn)，土壤本身帶有一些碎石，碎磚殘留。猜測本底礦化巖石和礦石的極化率，隨電子導電礦物含量的增多而變大。加入污染溶液后，離子和土壤中的某些成分發(fā)生物理化學變化，形成絡合物，影響二次場的衰減，從而造成極化率數(shù)值的變化。

激發(fā)極化效應是由于外加電場的存在使介質(zhì)內(nèi)的離子偏離原來平衡位置的一種電化學現(xiàn)象。供電電流斷開以后，由于離子的運動，電壓會緩慢衰減，直至巖樣內(nèi)離子全部恢復為初始的平衡狀態(tài)。在整個極化衰減過程中，M1～M4的變化即可表征該重金屬污染物極化率的衰減速率。在本次試驗中，低濃度鎘溶液極化率衰減較快且穩(wěn)定后的極化率趨近于無污染情況，高濃度鎘溶液極化率衰減較慢且穩(wěn)定后的極化率遠高于無污染情況；低濃度鉛溶液極化率衰減較快且穩(wěn)定后的極化率低于無污染情況，高濃度鉛溶液極化率衰減較慢且穩(wěn)定后的極化率僅略高于無污染情況。

原位污染實驗中，硝酸鎘與硝酸鉛溶液均使得土壤電阻率下降，鎘離子變化幅度比鉛離子幅度更大，分析應為金屬離子理化性質(zhì)不同產(chǎn)生的差異；硝酸鎘與硝酸鉛溶液均使得土壤極化率提高，分析為離子和土壤中的某些成分發(fā)生物化反應形成絡合物，影響二次場的衰減，從而造成極化率數(shù)值的變化；低濃度硝酸鎘與硝酸鉛溶液的極化率衰減速率普遍比高濃度溶液更快，而衰減完成后，高濃度鎘溶液仍保持較高極化率，鉛溶液與低濃度鎘溶液趨近無污染情況。

6 結(jié) 論

1)通過室內(nèi)試驗與原位測量的數(shù)據(jù)對比可知，原位試驗比室內(nèi)試驗的數(shù)據(jù)更穩(wěn)定且具有重復性。同時，選擇小型電極，且試驗期間電極保持插入狀態(tài)，以減少電極本身帶來的干擾和誤差。

2)通過分析不同濃度重金屬污染對土壤電性參數(shù)的影響可知，隨著污染濃度的升高，土壤電阻率呈降低趨勢，極化率呈升高趨勢。

3)原位加入含重金屬離子的溶液后，土壤電阻率降低，并且離子濃度越大，降低幅度也越大。

4)硝酸鎘與硝酸鉛溶液均使得土壤極化率提高。低濃度硝酸鎘與硝酸鉛溶液的極化率衰減速率普遍比高濃度溶液更快，而衰減完成后，高濃度鎘溶液仍保持較高極化率，低濃度鎘溶液與鉛溶液趨近無污染情況。

5)綜上所述，重金屬對土壤的污染情況，不僅可以通過電阻率檢測，也可以通過極化率進行檢測。

6)激發(fā)極化性質(zhì)在實際的重金屬污染檢測中具有應用價值，但想要得到定量結(jié)果，還需大量試驗擴充數(shù)據(jù)，深入挖掘污染物濃度與極化率變化的關(guān)系。