基于改進物元可拓模型的鄱陽湖區(qū)耕地土壤重金屬污染評價

趙 杰，羅志軍*，趙彎彎，趙 越 ，宋 聚

（1.江西農業(yè)大學國土資源與環(huán)境學院，南昌 330045；2.江西省鄱陽湖流域農業(yè)資源與生態(tài)重點實驗室，南昌 330045）

耕地土壤環(huán)境質量的優(yōu)劣直接影響到農作物的產量和農產品的質量安全[1]。重金屬作為土壤中具有潛在危害的污染物[2]，其在耕地土壤中的累積、遷移不僅影響土壤的理化性質，降低土壤生物活性，影響植物、動物生長發(fā)育，還通過多種途徑直接或間接地威脅到人類的健康[3]。此外，土壤中的重金屬具有長期性及不可逆性等特點，耕地土壤重金屬污染潛在風險日益加劇，已成為生態(tài)環(huán)境的潛在威脅之一[4]，因此，針對耕地土壤開展重金屬污染評價研究對重金屬污染綜合治理、作物種植規(guī)避以及維護人體健康具有重要的意義。

近年來，眾多學者應用不同方法在土壤重金屬污染評價、治理修復等方面進行了大量研究，其中較常用的方法有富集指數(shù)法[5]、內梅羅指數(shù)法[6]、污染負荷指數(shù)法[7]、地累積指數(shù)法[8]、潛在生態(tài)危害指數(shù)法[9]以及模糊數(shù)學法等[10]。不同評價方法由于其側重點不同，均存在一定的局限性，加之土壤重金屬污染的不確定性和模糊性，應用不同評價方法得到的結果不盡相同。物元分析法是中國學者蔡文在20世紀80年代提出的用于解決矛盾問題的技術方法[11]，已在水質評價[12-14]、土地生態(tài)安全及土地集約利用評價[15-17]、產品質量評估[18-19]等諸多方面得到了廣泛應用，相關研究均表明，物元可拓模型克服了評價中的不確定性和模糊性，能夠揭示更多的分異信息，可以提高等級判定的客觀性和科學性，是一種解決評價對象模糊性、多樣性、不相容性的評價方法。但也存在一定的不足與局限性[19-20]，如當指標數(shù)據(jù)超出節(jié)域時，關聯(lián)函數(shù)就無法計算，出現(xiàn)無法評價的情況；該模型通過計算關聯(lián)度來確定評價等級，在某些情況下容易損失信息從而易導致評定結果偏差。因此不少學者針對物元模型的不足之處進行改進，并得到了廣泛應用。目前，將物元分析方法應用于土壤重金屬污染評價的研究較少，因此，本文以鄱陽湖區(qū)為研究區(qū)，通過利用改進物元可拓模型探討物元分析法在土壤重金屬污染評價中的應用，同時在常規(guī)污染物濃度超標倍數(shù)賦權法的基礎上引入毒性響應系數(shù)對重金屬元素的權重進行修正，評估研究區(qū)耕地土壤重金屬污染狀況，并與傳統(tǒng)評價方法得到的結果相比較，以驗證該方法的合理性，以期為土壤重金屬污染評價方法的完善提供新思路、新方法。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

鄱陽湖處長江中下游南岸、位于江西省北部，是我國重要的生態(tài)功能保護區(qū)，維持鄱陽湖地區(qū)生態(tài)環(huán)境穩(wěn)定對維護長江流域乃至全國生態(tài)安全具有重要戰(zhàn)略意義。本研究將鄱陽湖區(qū)的范圍界定為緊環(huán)鄱陽湖的12個縣（市），分別隸屬南昌市、九江市以及上饒市，地理坐標為北緯28°16′～29°86′，東經(jīng)115°38′～117°10′，總面積為1.95萬km2，占江西省土地面積的11.66%。鄱陽湖區(qū)屬亞熱帶濕潤季風氣候，日照充足，雨量充沛，土地肥沃，高產穩(wěn)產農田比重較大，是江西省主要的糧食生產基地。同時，也有多處有色金屬產業(yè)分布在湖區(qū)周圍，含重金屬的礦產開采、冶煉后產生的含重金屬污染物通過不同途徑進入土壤、水體中，對鄱陽湖地區(qū)水質及土壤生態(tài)環(huán)境帶來極大的潛在危害。因此，針對鄱陽湖區(qū)耕地土壤開展重金屬污染評價研究迫在眉睫。

1.2 樣品采集與測定

課題組于2014年10月根據(jù)1∶50 000縣級土地利用現(xiàn)狀圖和土壤圖在研究區(qū)耕地土壤耕作層（0～20 cm）進行樣品采集，采樣過程參照《農田土壤環(huán)境質量監(jiān)測技術規(guī)范》（NY/T 395—2012）[21]，在地塊面積或地形變化較大且土壤分布不均勻的山地、溝谷地，采用蛇形法采樣，對面積較小、地勢平坦的地塊，采用梅花點法采樣。在采樣地塊中部用GPS定位儀進行定位后，記錄位置、編號、土類、采樣日期等信息，最終采集土壤樣品共252個（圖1）。

圖1 研究區(qū)及土壤樣品分布圖Figure 1 Study area and soil sampling sites

將采集樣品自然風干，剔除雜物后，使用木質工具和瓷缽將其磨碎研細，過篩備用。土樣重金屬含量測定遵循《土壤環(huán)境監(jiān)測技術規(guī)范》（HJ/T 166—2004）[22]。As、Hg含量用氫化物發(fā)生原子熒光光譜法（HG-AAS）測定，Cd含量用石墨爐原子吸收光譜法（GF-AAS）測定，Cr、Pb含量用等離子體原子發(fā)射光譜法（ICP-AES）測定，Cu、Zn含量用火焰原子吸收分光光度法（AAS）測定。每批樣品均進行3組平行試驗，取均值作為樣品最終濃度。分析過程加入國家標準土壤樣品（GSS-8）進行質量控制，各重金屬的回收率介于93%～105%。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 18.0軟件進行數(shù)據(jù)處理與描述性統(tǒng)計分析，通過Microsoft Excel 2003及MATLAB 7.0軟件進行數(shù)據(jù)運算，并利用ArcGIS 10.2軟件制作樣點分布圖以及評價結果圖。

1.4 改進物元可拓模型

由于土壤重金屬污染的不確定性，土壤中某重金屬濃度數(shù)據(jù)超出節(jié)域的可能性極大，必須對傳統(tǒng)的物元可拓模型加以改進。改進的物元可拓模型主要采取對經(jīng)典域和待評物元進行規(guī)格化處理、將貼近度準則代替最大隸屬度準則等方法來克服傳統(tǒng)物元可拓模型的局限性，其具體計算步驟如下[19-20，25]：

（1）確定經(jīng)典域、節(jié)域和待評物元

土壤重金屬污染物元R由土壤重金屬污染N、特征向量c以及特征值v共同構成，記為R=（N，c，v），若土壤重金屬污染 N 有多個特征 c1，c2，...，cn，以及相應的量值 v1，v2，...，vn，則表示為：

式中：Nj表示所劃分的第 j個評價等級；c1，c2，...，cn為評價指標；（anj，bnj）是對應于評價等級j的vnj的量值范圍，即經(jīng)典域。

式中：p為全體評價等級；vp1，vp2...，vpn分別是N關于特征c1，c2，...，cn的量值范圍，即節(jié)域。

式中：R0為待評物元；v1，v2...，vn分別是 N0關于 c1，c2，...，cn的實測數(shù)據(jù)。

（2）規(guī)格化處理

對經(jīng)典域物元Rj進行規(guī)格化處理，可得：

對待評物元R0進行規(guī)格化處理，可得：

（3）建立貼近度函數(shù)并計算貼近度值

最大隸屬原則在評定對象等級時有時難以反映待評對象自身界限的模糊性，容易損失信息，從而易導致評定結果偏差[20]。為得到更加準確的評價結果，引入非對稱貼近度代替最大隸屬度評判準則[23]。非對稱貼近度公式如下：

式中，P為貼近度；D為距離；wi為權重。

將式（7）應用到物元可拓評價模型中，即可得到待評物元所對應各等級的貼近度：

（4）等級評定

由Pj′（N0）=max{Pj（N0）}，可確定待評對象屬于土壤重金屬污染等級j′。

1.5 權重的確定方法

（1）污染物濃度超標倍數(shù)賦權法

污染物濃度超標倍數(shù)賦權法不僅突出了主要污染物的作用，而且考慮了不同污染物標準值的差異，是環(huán)境質量評價中常用的權重計算方法[24-26]，其計算公式為：

式中：Wki為樣品k元素i的權重值；Xki為樣品k中元素i的實測濃度；si是元素i的所有評價等級標準值的算術平均值；n為評價因子的個數(shù)。

（2）修正權重

土壤中不同的重金屬對農作物危害程度不同，對人體的危害程度也不同。如果不考慮重金屬的毒性，某些低濃度高毒性組分的毒性作用可能會被掩蓋，從而可能導致高估或低估重金屬污染程度。本文通過引入Hakanson提出的毒性響應系數(shù)[9]以修正權重，其計算公式為：

式中：W′ki為樣品k元素i的修正權重；Wki為樣品k元素i的常規(guī)權重；Tri為元素i的毒性響應系數(shù)；n為評價因子的個數(shù)。

1.6 評價標準

在已有土壤重金屬污染評價研究中，大多采用研究區(qū)土壤環(huán)境質量背景值或國家《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618—1995）[27]中的二級標準值作為評價標準。我國現(xiàn)行《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618—1995）從頒布至今已20余年，無法滿足當前土壤環(huán)境保護與質量管理需求，環(huán)保部于2016年對該標準進行修訂后形成了《農用地土壤環(huán)境質量標準》（三次征求意見稿），修訂后的標準在污染物種類及標準限值的確定上都有一定程度的改進和完善[28]。本文在參考相關研究[10，25]的基礎上，結合江西省土壤環(huán)境背景值[29]、《農用地土壤環(huán)境質量標準》（三次征求意見稿）以及國家《土壤環(huán)境質量標準》（GB 15618—1995），根據(jù)環(huán)境影響評價從嚴要求的原則，確定鄱陽湖區(qū)耕地土壤重金屬污染評價標準，見表1。

2 結果與分析

2.1 耕地土壤重金屬含量統(tǒng)計分析

由研究區(qū)耕地表層土壤252個樣點的重金屬含量統(tǒng)計分析結果（表 2）可知，Hg、As、Pb、Cd、Cu、Cr、Zn 的含量變化范圍分別為 0.00～0.57、0.63～73.35、0.74～117.56、0.01～0.98、6.52～424.09、12.15～241.87、0.50～198.75 mg·kg-1，其平均含量分別為當?shù)乇尘爸档?.57、1.08、1.09、1.68、1.66、1.74、1.05倍，說明該區(qū)域耕地土壤中7種重金屬有不同程度累積，超標率Cr＞Cu＞Cd＞Hg＞Zn＞Pb＞As，研究區(qū)耕地土壤中7種重金屬的平均含量均未超過國家土壤環(huán)境質量Ⅱ級標準值。變異系數(shù)能夠反映總樣本值的平均變異程度，研究區(qū)耕地土壤樣點中7種重金屬元素的變異系數(shù)由大到小依次為 As＞Cu＞Hg＞Cd＞Pb＞Cr＞Zn，其中 As、Cu、Hg、Cd的變異系數(shù)較高，表明As、Cu、Hg、Cd 4種重金屬元素受某些局部污染源的影響比較明顯，可能與該地區(qū)礦業(yè)活動密切相關。Pb、Cr、Zn的變異系數(shù)均在40%～50%，表明其變化受土壤本身的結構性和人類活動等因子的共同影響。

2.2 耕地土壤重金屬污染評價

2.2.1 建立物元矩陣

根據(jù)土壤重金屬污染的可拓性及污染評價標準（表1），可以將土壤重金屬污染程度定性描述為清潔（Ⅰ）、尚清潔（Ⅱ）、輕度污染（Ⅲ）、中度污染（Ⅳ）、重度污染（Ⅴ）5個等級，并確定經(jīng)典域物元矩陣RN1、RN2、RN3、RN4、RN5和節(jié)域物元矩陣Rp分別為：

表1 耕地土壤重金屬污染評價標準（mg·kg-1）Table 1 Assessment standards for soil heavy metals pollution in arable soils（mg·kg-1）

表2 土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計分析Table 2 Descriptive statistics of soil heavy metals contents

根據(jù)耕地土壤樣品的重金屬含量檢測結果，建立待評物元矩陣R0：

經(jīng)典域以及待評物元規(guī)格化處理后的結果為：

2.2.2 確定權重

將分別利用傳統(tǒng)以及引入毒性響應系數(shù)的污染物濃度超標倍數(shù)賦權法確定的權重值進行對比（表3），可以看出，研究7種重金屬元素權重的平均值均發(fā)生了顯著的變化。其中，Hg、Cd的修正權重與常規(guī)權重相比均有大幅增加，增幅分別為236.21%、155.41%，As、Pb、Cu、Cr、Zn 5種重金屬元素的修正權重較常規(guī)權重不同程度地降低，降低幅度大小排序為Zn＞Cr＞ Pb＞Cu＞As。為更直觀比較研究區(qū)各樣點7種重金屬元素權重修正前后結果，繪制各樣點重金屬元素權重修正前后結果對比圖（圖2）。從圖2可以看出，7種重金屬元素的權重發(fā)生了明顯的變化，Hg、Cd權重明顯增加，其他5種重金屬元素權重值明顯降低。由此可見，Hakanson毒性響應系數(shù)的引入對重金屬元素權重有顯著的修正作用，修正后的權重不僅反映了污染物累積濃度的差異，還體現(xiàn)了重金屬的毒性水平，相較而言，更符合土壤重金屬污染的實際情況。

表3 研究區(qū)各重金屬元素權重修正前后平均值比較Table 3 Comparison of average weights before and after correction of soil heavy metal in the study area

2.2.3 貼近度值的計算與等級確定

首先計算待評物元R′0與規(guī)格化經(jīng)典域v′ij的距離Dj（v′i）。以耕地土壤樣點S1為例，其結果如表4所示。類似地，通過計算分別得到252個待評物元中各指標與規(guī)格化經(jīng)典域v′ij的距離。

其次，根據(jù)公式（8）計算各待評物元與各等級的貼近度值（表5）。同樣以樣點S1為例進行分析，S1與各等級的貼近度值分別為1.000 60、0.999 37、0.99616、0.99156、0.98744，其中，max{Pj（N0）}=1.00060=P′1（N0），由此可判斷，樣點S1的污染等級為Ⅰ級，呈清潔狀態(tài)。同理可得，研究區(qū)252個樣點中，處清潔狀態(tài)的樣點數(shù)為36個，占比為14.29%；處尚清潔狀態(tài)的樣點數(shù)為177個，占比為70.24%；處輕度污染狀態(tài)的樣點數(shù)為33個，占比為13.10%；處中度污染狀態(tài)的樣點數(shù)為4個，占比為1.59%；處重度污染狀態(tài)的樣點數(shù)為2個，占比為0.79%，總體上來看，該研究區(qū)各土壤樣點重金屬污染水平以尚清潔為主，各樣點評價結果空間分布圖如圖3所示，污染等級處于Ⅲ級以上的耕地樣點主要分布在鄱陽縣、進賢縣、余干縣、南昌縣等地，相比之下，研究區(qū)北部土壤重金屬累積程度較小，污染輕微。

表4 耕地土壤樣點S1中各評價指標與經(jīng)典域距離Dj（v′i）值Table 4 Distance between evaluation indexes and classical domain values of S1 sample

圖2 研究區(qū)耕地土壤樣點不同重金屬權重修正前后結果對比Figure 2 Comparison of the results before and after revision of weights of different heavy metals in cultivated soil samples in the study area

續(xù)圖2研究區(qū)耕地土壤樣點不同重金屬權重修正前后結果對比Continued figure 2 Comparison of the results before and after revision of weights of different heavy metals in cultivated soil samples in the study area

表5 各待評物元與各等級的貼近度值Table 5 The closeness value of material to be evaluated relative to each level

為判別鄱陽湖區(qū)各縣區(qū)耕地土壤重金屬污染程度，將各縣區(qū)耕地土壤樣點檢測數(shù)據(jù)帶入改進物元可拓模型中進行計算，得到研究區(qū)不同地區(qū)耕地土壤中不同污染級別樣點數(shù)所占比例以及該區(qū)域總體污染等級，見表6。從表6可得，利用改進物元可拓模型得到都昌縣、湖口縣、共青城市的耕地土壤重金屬污染水平呈清潔狀態(tài)，其他地區(qū)均為尚清潔狀態(tài)、處警戒線水平，鄱陽湖區(qū)總體表現(xiàn)為尚清潔狀態(tài)。

3 討論

圖3 各采樣點污染等級及其分布情況Figure 3 Pollution level and spatial distribution of each sample point

表6 不同地區(qū)耕地土壤重金屬污染評價結果Table 6 Evaluation results of heavy metal pollution of arable soil in different areas

表7 不同評價方法結果分級統(tǒng)計表Table 7 Table of grading statistics of the results of different evaluation methods

圖4 不同評價方法結果分級統(tǒng)計圖Figure 4 Graph of grading statistics of the results of different evaluation methods

為進一步驗證改進物元可拓法在土壤重金屬污染評價中的適用性，將其評價結果與采用相同評價標準、同樣引入Hakanson毒性響應系數(shù)修正權重的傳統(tǒng)物元可拓法[25]、加權綜合指數(shù)法[30]、模糊數(shù)學法[10]，以及內梅羅綜合指數(shù)法[6]（以國家土壤環(huán)境質量二級標準值為評價標準）評價結果進行比較，并統(tǒng)計利用不同方法得到的各級別樣點數(shù)（表7），以直觀比較幾種方法的評價結果差異。從表7可以看出，利用改進物元可拓法、傳統(tǒng)物元可拓法、加權綜合指數(shù)法得到的評價結果基本一致，評價結果相同的樣點數(shù)為180個，占樣品總數(shù)的71.43%；與模糊數(shù)學法、內梅羅綜合指數(shù)法得到的評價結果差異較大，且差異較大的部分主要分布在Ⅰ級、Ⅱ級，使用不同評價方法得到的各樣點評價結果分級情況（圖4）與謝志宜等[31]的研究結果較相似。由于在比較各評價方法結果差異性的過程中采用相同的評價標準及權重，因此，各評價方法的側重點不同及其在實際應用中的局限性是導致評價結果差異性的主要原因：（1）模糊數(shù)學法雖充分考慮了土壤重金屬污染分級界線的模糊性，但其根據(jù)最大隸屬度原則確定評定等級時，存在低效甚至失效的情況，在使用過程中需進行最大隸屬度原則的有效性檢驗[32]，且由模糊數(shù)學法的隸屬度函數(shù)計算公式可知，針對某一級別的隸屬度大小還取決于該等級的組距，由于江西省土壤環(huán)境背景值與國家土壤環(huán)境質量二級標準值差距較大，而研究區(qū)多數(shù)樣點的重金屬濃度高于江西省土壤環(huán)境背景值而低于國家土壤環(huán)境質量二級標準值，因此使得多數(shù)樣點的評價結果向Ⅰ級集聚，與實際情況相比可能較為樂觀。（2）傳統(tǒng)物元可拓法中，當指標數(shù)據(jù)超出節(jié)域時，關聯(lián)函數(shù)就無法計算，無法對其進行評價，且通過計算關聯(lián)度來確定評價等級，在某些情況下容易損失信息從而易導致評定結果偏差。由表7可得，利用傳統(tǒng)物元可拓法只得到了246個樣點的評價結果，究其原因，是因為有6個樣點因重金屬元素As濃度超出節(jié)域無法計算而無法對該樣點進行評價，這就體現(xiàn)了傳統(tǒng)物元可拓法的局限性。（3）加權綜合指數(shù)法通過系統(tǒng)分級法確定結果分級標準，即將各等級評價標準值除以國家土壤環(huán)境質量二級標準值，再乘以各重金屬元素對應的權重，得到代表污染程度的土壤重金屬污染指數(shù)分級臨界值。由于該方法無法利用每個樣點中各重金屬元素的變權重，只能采用研究區(qū)各重金屬元素的平均權重進行計算，加之其未考慮分級界線的模糊性，從而可能會導致部分樣點的評價結果不盡合理。（4）內梅羅綜合指數(shù)法與改進物元可拓法結果差異較大，其中一個原因是兩者采用的評價標準與分級的標準不一致：本研究將研究區(qū)背景值作為Ⅰ級（清潔）標準上限值，將國家土壤環(huán)境質量二級標準值作為Ⅱ級（尚清潔）標準上限值，而當內梅羅綜合指數(shù)法采用國家土壤環(huán)境質量二級標準值作為評價標準時，由于評價結果分級標準差異，其所得評價結果的Ⅰ級、Ⅱ級應同屬改進物元可拓法得到的Ⅱ級結果范圍內；另一個原因是內梅羅綜合指數(shù)法本身突出了高濃度污染物的作用，并不具有生態(tài)毒理學依據(jù)，可能會出現(xiàn)高估或低估污染物污染水平的情況，從一定程度降低了該方法的靈敏度，以上分析均可從表7統(tǒng)計結果得到初步驗證。（5）改進物元可拓法在傳統(tǒng)物元可拓模型的基礎上，解決了評價指標超出節(jié)域范圍無法計算的問題，引入貼近度函數(shù)代替最大隸屬度準則，計算簡單合理。利用單因子指數(shù)法（以江西省背景值為評價標準）對采用改進物元分析法得到的Ⅱ級級別中與模糊數(shù)學法、內梅羅指數(shù)法所得結果不同的103個樣點中的各重金屬元素單因子污染程度進行評價，結果見表8。經(jīng)分析發(fā)現(xiàn)將這些樣點污染水平判別為尚清潔狀態(tài)更為合理。因此，可以判斷，較模糊數(shù)學法而言，基于改進物元分析法得到的評價結果更為嚴謹、更加合理。

基于以上分析可以得出：改進后的物元可拓模型在傳統(tǒng)物元可拓模型的基礎上，充分考慮了評價中的不確定性和模糊性，突破了傳統(tǒng)物元可拓模型的局限性，同時克服了加權綜合指數(shù)法、內梅羅綜合指數(shù)法等評價方法硬性分級的不足，且不需構造模糊數(shù)學法中的隸屬度函數(shù)，計算簡單，評價結果更為嚴謹。但改進物元可拓模型和其他土壤重金屬評價模型一樣，缺乏精度驗證模型。今后，應進一步研究采樣區(qū)農作物及農產品中重金屬元素含量，研究重金屬在土壤-作物系統(tǒng)中的遷移機理，實現(xiàn)耕地土壤、農作物及農產品中重金屬含量的耦合互證，進一步探究評判模型的可行性。

基于江西省土壤環(huán)境背景值、國家土壤環(huán)境質量標準確定的分級標準體系，能夠反映區(qū)域土壤中重金屬含量相對于研究區(qū)自然背景值的累積污染程度及其對農作物及人體的影響程度，不同污染程度的具體表現(xiàn)得到進一步明確。但由于國家土壤環(huán)境質量標準（GB 15618—1995）至今已不適應當前土壤環(huán)境管理的需求，目前尚無統(tǒng)一的分級標準，因此，如何根據(jù)研究區(qū)實際合理確定評價分級標準有待進一步深入討論。

表8 部分樣點重金屬元素單因子評價結果Table 8 Single factor evaluation results of heavy metals of some samples

4 結論

（1）通過對經(jīng)典域和待評物元的規(guī)格化處理、將貼近度準則代替最大隸屬度準則，克服了傳統(tǒng)物元可拓模型在評價中的局限性，構建了土壤重金屬污染評價的改進物元可拓評價模型。同時，在傳統(tǒng)污染物濃度超標倍數(shù)法的基礎上，引入毒性響應系數(shù)修正權重，修正后的權重不僅反映了污染物的濃度水平，而且反映了污染物的毒性水平。

（2）研究區(qū)耕地土壤樣品中重金屬含量統(tǒng)計分析表明，土壤樣品中Hg、As、Pb、Cd、Cu、Cr、Zn的平均含量分別超過當?shù)乇尘爸?1.57、1.08、1.09、1.68、1.66、1.74、1.05倍，表明7種重金屬元素已有不同程度累積，超標率Cr＞Cu＞Cd＞Hg＞Zn＞Pb＞As。

（3）運用改進后的物元可拓模型得到的鄱陽湖區(qū)耕地土壤重金屬綜合污染情況為尚清潔狀態(tài)。都昌縣、湖口縣、共青城市的污染等級為清潔級，其他地區(qū)均呈尚清潔狀態(tài)。

（4）改進物元可拓法與傳統(tǒng)評價方法得到的評價結果基本一致，表明改進物元可拓模型也可應用于土壤重金屬污染評價中，且評價結果更為嚴謹合理，但目前尚沒有統(tǒng)一的分級標準，如何合理確定評價分級標準以及評價模型的精度驗證有待進一步深入討論。