楊子杰， 宋 波,2①， 陳同斌， 王佛鵬， 曾煒銓， 李 藜， 李海翔， 蔣金平

(1.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 廣西 桂林 541004； 2.桂林理工大學(xué)巖溶地區(qū)水污染控制與用水安全保障協(xié)同創(chuàng)新中心， 廣西 桂林 541004)

廣西西江流域土壤Zn積累和分布特征及生態(tài)風(fēng)險

楊子杰1， 宋 波1,2①， 陳同斌1， 王佛鵬1， 曾煒銓1， 李 藜1， 李海翔1， 蔣金平1

(1.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 廣西 桂林 541004； 2.桂林理工大學(xué)巖溶地區(qū)水污染控制與用水安全保障協(xié)同創(chuàng)新中心， 廣西 桂林 541004)

為了解廣西西江流域土壤Zn積累和分布特征，評估其生態(tài)風(fēng)險，采集有色金屬礦區(qū)土壤、農(nóng)田(水田和旱地)土壤和自然土壤樣品共2 534個，結(jié)合各樣點(diǎn)類型和各地區(qū)狀況進(jìn)行大規(guī)模調(diào)查分析。結(jié)果表明：西江流域土壤Zn背景值為67.3 mg·kg-1，顯著高于廣西土壤Zn背景值；礦區(qū)、旱地和水田土壤Zn含量均值分別為2 134、148.5和71.6 mg·kg-1。以基線值為標(biāo)準(zhǔn)，礦區(qū)、旱地和水田土壤Zn含量超標(biāo)率分別為77.3%、7.56%和3.59%，礦區(qū)土壤表現(xiàn)出明顯的Zn積累趨勢；流域內(nèi)土壤Zn空間分布具有中等程度空間自相關(guān)性，為結(jié)構(gòu)性因素和隨機(jī)性因素共同作用；從空間分布狀況可知，流域內(nèi)高Zn污染區(qū)主要集中于河池市南丹縣的南部局部區(qū)域，輕-中污染區(qū)出現(xiàn)在都安縣和環(huán)江縣小區(qū)域，輕污染區(qū)出現(xiàn)在大化縣、羅城縣、都安縣、柳城縣、武宣縣、金秀縣和忻城縣等一帶小區(qū)域，其余區(qū)域處于比較清潔的狀態(tài)?？偟膩碚f，河池市的南丹縣、環(huán)江縣、都安縣等個別礦業(yè)密集的地區(qū)或礦廠、冶煉廠遺址、尾砂庫等周邊礦區(qū)土壤及小部分農(nóng)田土壤存在高污染風(fēng)險，其余區(qū)域風(fēng)險較低或無風(fēng)險。對于高含量Zn污染區(qū)域，建議加強(qiáng)監(jiān)管，開展環(huán)境生態(tài)風(fēng)險和人群健康風(fēng)險評估，必要時采取措施以控制風(fēng)險。

西江流域； 土壤； Zn； 積累； 生態(tài)風(fēng)險

Zn是動植物生長發(fā)育必需的微量營養(yǎng)元素,缺Zn會影響人體發(fā)育[1],Zn過量則會對環(huán)境和人體造成危害[2]。Zn是環(huán)境科學(xué)和農(nóng)業(yè)科學(xué)研究中廣泛關(guān)注的金屬元素之一[3]。環(huán)境中Zn含量增加的因素主要來自于人類活動,如采礦、金屬冶煉和交通活動等[4]。適量的Zn對動植物產(chǎn)生有利的影響,但過量的Zn則被視為污染元素。

據(jù)《廣西區(qū)鉛鋅冶煉行業(yè)企業(yè)排名統(tǒng)計(jì)報告》[5]統(tǒng)計(jì),廣西共有100家鉛鋅冶煉行業(yè)企業(yè),西江流域上游河池地區(qū)鉛鋅礦業(yè)活動密集。目前,對廣西境內(nèi)西江流域某些地區(qū),如大環(huán)江[6]、南丹大廠[7]和都安[8]等地土壤Zn進(jìn)行調(diào)查,發(fā)現(xiàn)存在不同程度的Zn污染,但由于取樣點(diǎn)偏少,得到的信息比較有限,同時還沒有針對西江流域土壤Zn進(jìn)行過系統(tǒng)性調(diào)查。因此,對廣西境內(nèi)西江流域的農(nóng)田土壤、有色金屬礦區(qū)土壤和自然土壤進(jìn)行實(shí)地抽樣調(diào)查,考察有色金屬礦業(yè)活動對流域內(nèi)土壤Zn積累的影響,了解其空間分布特征及生態(tài)風(fēng)險,以期為農(nóng)業(yè)土壤Zn的生態(tài)風(fēng)險控制提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

西江流域是珠江水系的主干流,河長2 075 km,在廣西境內(nèi)的流域面積占珠江流域總面積的86%[9],地處亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)。研究區(qū)域?yàn)槲鹘饔驈V西段,自上游河池地區(qū)起至下游梧州地區(qū),流經(jīng)河池、柳州、來賓、玉林和梧州5市以及14個縣(市)。西江流域廣西段是重要的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)區(qū),西江流域上游河池地區(qū)具有“有色金屬之鄉(xiāng)”之稱,尤其是河池市南丹縣有色金屬礦產(chǎn)資源十分豐富,總儲量達(dá)1 100萬t[10],有色金屬采掘企業(yè)有47個,選礦廠70多個,主要分布在南丹、羅城、金城江、環(huán)江等地。廣西西江流域有著豐富的鉛鋅礦及伴鋅礦資源:位于桂西北地區(qū)的丹池成礦帶是我國南方一條重要的北西向有色金屬成礦帶,代表性礦床如馬鞍山鉛鋅礦、箭豬坡鉛鋅銻多金屬礦和拉么鋅銅礦[11],還有一批特大型和大型礦床主要分布在大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)和芒場鎮(zhèn)[12];產(chǎn)于走向北偏東、向東傾斜的2條正斷層控制的上、下盤的東崗嶺組和“北山礁”礁頂白云巖帶中的環(huán)江縣北山鉛鋅黃鐵礦礦庫[13];還有武宣縣最為重要的鉛鋅產(chǎn)地——廣西武宣縣盤龍—古立—朋村鉛鋅礦床[14]等。

1.2 樣品采集與分析方法

土壤樣品于2012年7月至2015年11月采集,樣點(diǎn)遍及廣西境內(nèi)西江流域,起于流域上游礦業(yè)活動密集的河池地區(qū),直至其影響區(qū)的中下游。采用GPS定位,共采樣2 534個(圖1)。

圖1 廣西西江流域土壤Zn調(diào)查樣點(diǎn)分布Fig.1 A sketch map showing distribution of the soil sampling sites in the Xijiang River Valley of Guangxi

根據(jù)土地利用方式,分為旱地土壤、水田土壤、礦區(qū)土壤和自然土壤[1]。參照調(diào)查區(qū)土地利用方式分布圖、礦產(chǎn)點(diǎn)分布圖和地形圖,重點(diǎn)關(guān)注西江干流和主要支流兩岸與周邊區(qū)域,以相對集中受礦業(yè)活動影響的農(nóng)田(旱地和水田)土壤為重點(diǎn)研究對象,于離礦區(qū)1～2 km以內(nèi)或礦業(yè)密集的鄉(xiāng)鎮(zhèn)且有農(nóng)業(yè)種植(或已荒廢)的農(nóng)田,分別采集旱地土樣1 385個和水田土樣729個;于礦廠采區(qū)、冶煉廠遺址、尾砂庫和礦石排放場地等有色金屬礦區(qū)及礦業(yè)密集區(qū)周邊采集礦區(qū)土樣141個;選擇遠(yuǎn)離人類工農(nóng)業(yè)活動、沒有或人為影響小的自然林地和荒草地采集自然土樣291個,以便為研究區(qū)自然土壤再調(diào)查提供更為合理的背景值數(shù)據(jù)。

自然土樣采用單點(diǎn)采集,刨去表層枯枝落葉和腐殖質(zhì)層,取5～10 cm土層;其余土樣均為混合樣品,從10 m×10 m正方形4個頂點(diǎn)和中心共5個點(diǎn)采集表土(0～20 cm)樣品,均勻混合后用四分法從中選取1 kg土壤作為混合樣品。土樣在室內(nèi)風(fēng)干,研磨前去除碎石和植物殘體等雜物,過0.149 mm孔徑尼龍篩備用。樣品的采集、混合、粉碎和研磨等處理工具均為木頭、塑料或瑪瑙等材質(zhì)。

樣品采用USEPA推薦的HNO3-H2O2法消煮[15],用火焰原子吸收光譜儀測定Zn含量。分析過程中加入國家標(biāo)準(zhǔn)土壤樣品(GSS-4)和空白進(jìn)行質(zhì)量控制,樣品回收率在90%～110%之間。分析所用試劑均為優(yōu)級純,所用的水均為超純水(亞沸水),分析結(jié)果符合質(zhì)量控制要求。

1.3 數(shù)據(jù)處理與評價方法

采用SPSS 19.0軟件進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)、數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析和單樣本t檢驗(yàn)。采用ArcGIS 10.2軟件進(jìn)行地統(tǒng)計(jì)學(xué)分析。

土壤重金屬污染評價方法采用單項(xiàng)污染指數(shù)法[16],單項(xiàng)污染指數(shù)法針對的是單一污染物,單項(xiàng)污染指數(shù)計(jì)算公式為

Pi=Ci/Si。

(1)

式(1)中,Pi為重金屬單項(xiàng)污染指數(shù);Ci為樣品重金屬含量實(shí)際值,mg·kg-1;Si為樣品重金屬含量的限量標(biāo)準(zhǔn)值,mg·kg-1。當(dāng)Pi≤1時,屬無污染;當(dāng)13時,屬重度污染。

農(nóng)田(水田和旱地)土壤和礦區(qū)土壤分別采用GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》和土壤基線值[17]作為樣品重金屬含量的限量標(biāo)準(zhǔn)值。廣西大多數(shù)土壤呈酸性或強(qiáng)酸性[18],故農(nóng)田土壤Zn含量以二級標(biāo)準(zhǔn)限值(200 mg·kg-1)作為參比值,礦區(qū)土壤以三級標(biāo)準(zhǔn)限值(500 mg·kg-1)作為參比值。

夏增祿等[18]指出,土壤基線值也可以作為土壤是否污染的標(biāo)準(zhǔn),對于正態(tài)分布的數(shù)據(jù),土壤基線值等于自然土壤的算術(shù)均值加上2倍的算術(shù)標(biāo)準(zhǔn)差,而對于原數(shù)據(jù)呈非正態(tài)分布但經(jīng)對數(shù)轉(zhuǎn)換后符合正態(tài)分布的數(shù)據(jù),以其幾何均值乘以幾何標(biāo)準(zhǔn)差的平方作為基線值來評價土壤是否污染。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤Zn背景值再研究與基線值

近30 a來,廣西西江流域上游河池等地區(qū)涉重工業(yè)和有色金屬礦業(yè)活動密集,土壤環(huán)境發(fā)生了深刻變化,需要獲得更具代表性土壤污染物背景值,合理評價土壤污染狀況。前人于1992年曾在研究區(qū)內(nèi)布設(shè)的自然土壤樣點(diǎn)數(shù)偏少[19],不排除存在一定的偶然性。基于此,對研究區(qū)自然土壤重金屬背景值進(jìn)行再調(diào)查,共采集291個樣品進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析(表1),自然土壤Zn含量經(jīng)對數(shù)轉(zhuǎn)換后符合正態(tài)分布(圖2),因此,用幾何均值表征Zn含量。由表1可知,就自然土壤而言,采用 Grubbs檢驗(yàn)法(檢驗(yàn)水平α=95%)剔除1個異常高值(923.1 mg·kg-1),其余290個為有效值。

表1廣西西江流域不同利用方式土壤Zn含量統(tǒng)計(jì)

Table1StatisticsofZnconcentrationsinthesoilsdifferentinlanduseintheXijiangRiverValleyofGuangxi

不同利用方式土壤樣本數(shù)算術(shù)均值(標(biāo)準(zhǔn)差)/(mg·kg-1)幾何均值(標(biāo)準(zhǔn)差)/(mg·kg-1)范圍值/(mg·kg-1)分位值/(mg·kg-1)5%25%50%75%95%變異系數(shù)超出基線率/%超標(biāo)率1)/%旱地土壤1377258.5(392.6)148.5(2.7)4.3～3365.038.880.2125.9275.9856.61.527.5634.9水田土壤725150.8(235.7)71.6(3.7)2.0～2107.05.846.984.4158.0515.01.563.5915.6礦區(qū)土壤14112728.0(64951.0)2134.0(5.5)34.7～567401.064.5800.02948.06185.017909.05.1077.3296.5自然土壤291116.0(121.1)67.3(3.2)2.2～631.87.633.776.7148.2394.51.04——總計(jì)2534905.6(15543.0)127.7(4.1)2.0～567401.09.564.7111.6256.71482.017.1610.66—

“—”表示無數(shù)據(jù)。1)超出GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》限值的比例。

圖2 廣西西江流域土壤Zn含量頻數(shù)分布Fig.2 Frequency distribution of soil Zn concentrations in the valley

表1顯示,西江流域自然土壤Zn含量(67.3 mg·kg-1)比前人研究的Zn土壤背景值(51.06 mg·kg-1)[19]高31.8%,單樣本t檢驗(yàn)結(jié)果(P<0.01)表明,筆者背景值研究結(jié)果與前人相比有顯著差異。對于自然土壤,前人曾對廣西自然土壤重金屬含量開展調(diào)查,在5.8萬km2研究區(qū)內(nèi)布設(shè)的自然土壤樣點(diǎn)僅為30個[19],且樣點(diǎn)分布相對分散,而此次采集的自然土壤樣本數(shù)是前人研究的近10倍,因此,以筆者研究得到的自然土壤值作為西江流域的背景值更加科學(xué)可靠。西江流域背景土壤Zn含量幾何均值和標(biāo)準(zhǔn)差分別為67.3和3.15 mg·kg-1,含量范圍為2.2～631.8 mg·kg-1,變異系數(shù)為1.04,由此推算出Zn的土壤基線值為667.8 mg·kg-1。

針對西江流域自然土壤Zn含量作等級符號化分布圖(圖3),統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示,19%的背景樣點(diǎn)Zn含量高于GB 15618—1995的二級標(biāo)準(zhǔn)限值(200 mg·kg-1),主要分布在南丹縣、環(huán)江縣、大化縣、金城江區(qū)、都安縣、宜州市和羅城縣。另外,西江流域自然土壤Zn含量比廣西(50.8 mg·kg-1)、美國佛羅里達(dá)州(5.1 mg·kg-1)和美國(48 mg·kg-1)[20]的Zn背景值高,與中國(67.7 mg·kg-1)[20]相當(dāng),這應(yīng)該與該區(qū)域地質(zhì)Zn高背景有關(guān)。

2.2 農(nóng)田和礦區(qū)土壤Zn含量特征

對所采集的2 534個西江流域土壤樣品進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,由西江流域旱地土壤和水田土壤Zn含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果(表1)可知,Zn含量均呈偏態(tài)分布,但經(jīng)對數(shù)轉(zhuǎn)換后均符合正態(tài)分布(圖2),因此,可用幾何均值來表征。旱地土壤和水田土壤Zn含量幾何均值分別為148.5和71.6 mg·kg-1,范圍分別為4.3～3 365.0和2.0～2 107.0 mg·kg-1,范圍跨度都較大,說明農(nóng)田土壤存在不同程度的Zn污染。以基線值為標(biāo)準(zhǔn),旱地土壤和水田土壤Zn含量超標(biāo)率分別為7.56%和3.59%,以GB 15618—1995為標(biāo)準(zhǔn),超標(biāo)率分別為34.9%和15.6%,說明西江流域部分農(nóng)田土壤存在Zn積累。旱地土壤和水田土壤Zn含量變異系數(shù)分別為1.52和1.56,屬于強(qiáng)變異程度,說明農(nóng)田土壤樣本存在高Zn含量區(qū)域,與平均值偏離較遠(yuǎn)。單樣本t檢驗(yàn)分析結(jié)果表明,旱地土壤Zn含量顯著高于自然土壤(P<0.01),水田土壤與自然土壤差異不顯著(P>0.05)。

對于在涉重金屬企業(yè)和有色金屬礦業(yè)密集區(qū)周邊農(nóng)田采集的141個礦區(qū)土樣,Zn含量呈偏態(tài)分布,但呈對數(shù)正態(tài)分布(圖2)。由統(tǒng)計(jì)結(jié)果(表1)可知,Zn含量范圍為34.7～567 401.0 mg·kg-1,幾何均值為2 134.0 mg·kg-1,變異系數(shù)為5.10,屬于很強(qiáng)變異程度;另外,礦區(qū)個別土樣Zn含量達(dá)上萬乃至幾十萬等級,可能是采集樣品為尾砂或尾砂與礦區(qū)耕地土壤相混合的緣故。以基線值和基于GB 15618—1995的限值為標(biāo)準(zhǔn),超標(biāo)率分別為77.32%和96.5%。在這4種利用方式土壤中,礦區(qū)土壤Zn含量范圍跨度最大,幾何均值最高,超出基線率和基于GB 15618—1995的超標(biāo)率均最大。單樣本t檢驗(yàn)結(jié)果表明,礦區(qū)土壤Zn含量顯著高于自然土壤(P<0.01)。河池等地區(qū)涉重工業(yè)和有色金屬礦業(yè)活動密集,尤其是河池地區(qū)的南丹縣、環(huán)江縣、金城江區(qū)和大化縣等以及來賓市的武宣縣等地區(qū),這些地區(qū)富含鉛鋅礦及伴鋅礦,還有分布密集的鉛鋅冶煉行業(yè)企業(yè)等。可見,礦業(yè)活動對西江流域礦區(qū)土壤重金屬的積累影響很大。

2.3 土壤Zn含量空間分布特征

2.3.1空間結(jié)構(gòu)

由于土壤是一個不均勻、具有高度空間變異性的混合體,采集的土壤樣本往往不能代表整個區(qū)域土壤,只能代表樣本點(diǎn)本身的土壤質(zhì)量狀況,而采用ArcGIS軟件結(jié)合Kriging 插值法可以直觀地了解研究區(qū)重金屬污染和生態(tài)風(fēng)險的空間分布[21]。因此,根據(jù)插值結(jié)果的標(biāo)準(zhǔn)平均值預(yù)測誤差從目前較為成熟的球狀、指數(shù)和高斯3種模型[22]中挑選較為合理的1種模型進(jìn)行插值,并對其空間結(jié)構(gòu)特性和空間自相關(guān)性進(jìn)行分析(表2)。塊金系數(shù)(塊金值與基臺值的比值)可以揭示區(qū)域化變量的空間相關(guān)程度。塊金系數(shù)若小于0.25,表明空間相關(guān)性很強(qiáng);若大于0.75,表明空間相關(guān)性較弱[22]。

表2廣西西江流域土壤Zn含量半變異函數(shù)相關(guān)參數(shù)

Table2RelevantparametersofsemivariogramofthesoilZncontentsinthevalley

模型種類塊金值主變程/m偏基臺值基臺值塊金系數(shù)標(biāo)準(zhǔn)平均值預(yù)測誤差球面模型1.298213400.5831.880.69-0.112指數(shù)模型1.284379490.6981.980.65-0.118高斯模型1.382194940.5121.890.73-0.126

由表2可知,由球面模型得出的標(biāo)準(zhǔn)平均值預(yù)測誤差最接近1,故西江流域土壤Zn含量選用球面模型進(jìn)行Kriging插值可以得到更好的空間分布圖。西江流域土壤Zn含量的塊金系數(shù)為0.69,顯示有中等程度自相關(guān)性,說明西江流域土壤Zn含量受植被、地形、氣候、土壤母質(zhì)、耕作方式和管理制度等復(fù)雜因素的影響。

由圖4可知,選用球面模型做半變異函數(shù)圖,得出理論半變異函數(shù)的擬合效果比實(shí)驗(yàn)半變異函數(shù)好,擬合得到的變異函數(shù)主變程為21 340 m,因此,在21 340 m范圍內(nèi),土壤Zn含量具有一定的相關(guān)性;原點(diǎn)附近為線性,表明在原點(diǎn)附近性狀呈現(xiàn)明顯的塊金效應(yīng)。可見,廣西西江流域土壤中Zn含量的空間分布受到明顯的人為干擾。

圖4 廣西西江流域土壤Zn含量的半變異函數(shù)Fig.4 Semivariogram of the soil Zn contents in the valley

2.3.2空間分布

由基于GIS的流域內(nèi)土壤Zn含量空間分布(圖5)可知,西江流域土壤Zn含量范圍跨度較大,存在明顯的地域分化,Zn含量分布隨下游離礦帶的距離越遠(yuǎn),土壤Zn含量變化越明顯,且主要呈下降趨勢分布。西江流域土壤Zn含量較高(>200～500 mg·kg-1)地區(qū)主要分布于河池市的南丹縣下游、大化縣和都安縣的大部分區(qū)域、羅城縣及環(huán)江縣,武宣縣、金秀縣以及蒼梧縣的部分區(qū)域Zn含量也較高,超過GB 15618—1995的二級標(biāo)準(zhǔn)限值(200 mg·kg-1),甚至達(dá)三級標(biāo)準(zhǔn)限值(500 mg·kg-1),尤其是南丹縣的大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)和長老鄉(xiāng),Zn含量達(dá)到200～1 000 mg·kg-1,Zn積累比較明顯。Zn含量較低(2～68 mg·kg-1)地區(qū)主要分布在宜州市、柳江縣、合山市、忻城縣和興賓區(qū)等遠(yuǎn)離礦帶、人為干擾較少的地區(qū)。可見,西江流域土壤Zn含量的增加與礦業(yè)活動有關(guān)。

基于GB 15618—1995(農(nóng)田土壤和礦區(qū)土壤Zn含量標(biāo)準(zhǔn)限值分別為200和500 mg·kg-1)的Zn含量單項(xiàng)污染指數(shù)空間分布(圖6)顯示,西江流域Zn污染區(qū)集中在上游礦區(qū)段,其中,污染較嚴(yán)重的是南丹縣南部局部區(qū)域,主要集中于大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)和長老鄉(xiāng)地區(qū),屬中-重-極重污染,這可能與其密集的礦業(yè)活動有關(guān)。輕-中污染主要出現(xiàn)在都安縣和環(huán)江縣小區(qū)域,羅城縣、大化縣和都安縣大部分地區(qū)呈輕度污染,忻城縣和柳城縣小部分區(qū)域呈輕度污染。中下游個別地區(qū)也存在輕度污染,如武宣縣和金秀縣,其余地區(qū)基本處于比較清潔狀態(tài)。

由表3可知,64.4%的礦區(qū)土壤呈重污染狀態(tài),而65.1%的旱地土壤和81.2%的水田土壤處于無污染狀態(tài),只有一小部分土壤存在不同程度的輕、中污染。伴隨著礦業(yè)開采帶來的大量尾礦、粉塵等,同時由于尾礦庫的潰壩以及雨水等對尾礦的不斷沖刷導(dǎo)致上游不斷被污染,可見,受Zn污染的農(nóng)田(水田和旱地)土壤極有可能與礦區(qū)的開采、運(yùn)輸以及尾礦庫潰壩有關(guān)。

基于土壤基線值(667.8 mg·kg-1)的西江流域土壤Zn含量單項(xiàng)污染指數(shù)空間插值(圖7)顯示,流域內(nèi)南丹縣南部的大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)、長老鄉(xiāng)存在比較嚴(yán)重的Zn污染(Pi>5)。南丹縣有色金屬采掘企業(yè)有47家,選礦廠70多家,位于桂西北地區(qū)的丹池成礦帶,說明南丹縣耕地土壤Zn受位于金屬礦帶核心地帶的大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)和刁江下游地區(qū)長老鄉(xiāng)的礦業(yè)活動影響較大。大化縣、都安縣、金秀縣和武宣縣處于Zn污染預(yù)警狀態(tài)(0.7

圖5 廣西西江流域土壤Zn含量的空間分布Fig.5 Spatial distribution of Zn contents in the Xijiang River Valley of Guangxi

圖6 基于GB 15618—1995的廣西西江流域土壤Zn含量單項(xiàng)污染指數(shù)(Pi)空間分布Fig.6 Spatial distribution of Pi of soil Zn contents based on GB 15618-1995 in the valley

3 討論

3.1 土壤Zn污染來源分析

土壤Pb與Zn存在顯著正相關(guān)關(guān)系[23],且來源十分相似,常伴生在Pb、Cd等金屬礦中,這些礦石的開采、冶煉和加工等礦業(yè)活動均會引起伴生的Zn進(jìn)入土壤環(huán)境[24]。前人的研究[25]發(fā)現(xiàn)礦區(qū)周邊土壤Cd或Pb含量都較高,且KRAUS等[26]指出Zn的遷移能力明顯高于Pb和As。

調(diào)查數(shù)據(jù)顯示:廣西境內(nèi)西江流域土壤Zn重度污染地區(qū)主要分布于廣西河池市的南丹縣、環(huán)江縣、都安縣、大化縣以及來賓市的武宣縣和金秀縣,其中,南丹縣的大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)和長老鄉(xiāng)出現(xiàn)局部高值污染區(qū)。河池市選礦企業(yè)、采礦企業(yè)、冶煉企業(yè)、化工原料/化學(xué)制造企業(yè)和電鍍企業(yè)數(shù)量分別為77、24、51、1和1,南丹縣、金城江區(qū)、環(huán)江縣和羅城縣重金屬污染排放企業(yè)數(shù)量占河池市總數(shù)的51.3%、24.0%、14.0%和4.5%。

表3廣西西江流域不同利用方式土壤Zn的單項(xiàng)污染指數(shù)比例

Table3ProportionsofPiofsoilZnrelativetolanduseinthevalley

Pi分級基于GB15618—19951)的Pi比例/%基于土壤基線值2)的Pi比例/%旱地礦區(qū)水田旱地礦區(qū)水田≤165.119.981.292.422.796.1>1～219.810.011.24.711.32.5>2～36.35.73.81.57.81.0>38.864.43.81.458.20.4

1)農(nóng)田土壤和礦區(qū)土壤的標(biāo)準(zhǔn)限值分別為200和500 mg·kg-1; 2)667.8 mg·kg-1。

廣西全區(qū)87%的采選、冶煉企業(yè)分布在河池市,且主要聚集于廣西河池市的南丹縣、環(huán)江縣和金城江區(qū)(表4),南丹縣車河鎮(zhèn)、大廠鎮(zhèn)和長老鄉(xiāng)是重礦業(yè)活動的聚集點(diǎn),共有300多家采選礦企業(yè),且大量礦區(qū)的粗放式開采造成鄰近土壤的破壞和土壤Zn污染,導(dǎo)致鄉(xiāng)鎮(zhèn)周邊土壤Zn含量偏高。已有眾多學(xué)者對廣西河池市的南丹縣、環(huán)江縣、大化縣和都安縣等地區(qū)進(jìn)行較多的調(diào)查研究,特別是在有較多金屬礦的地區(qū),受污染區(qū)域多為礦區(qū)周邊及礦區(qū)河流沿岸,各地區(qū)均不同程度地受到重金屬污染。

相關(guān)報道指出,西班牙南部的Aznalcollar硫鐵礦尾砂庫潰壩曾導(dǎo)致河流下游55 km2范圍內(nèi)的土壤受到As、Pb、Cd、Cu和Zn污染[27];湖南郴州柿竹園礦區(qū)尾砂庫潰壩,導(dǎo)致東河兩岸土壤及農(nóng)作物As、Pb和Cd污染[28]。由于歷史遺留及現(xiàn)行重金屬污染問題未得到解決,已造成多起污染事故發(fā)生(表5)。受上游礦山開發(fā)的影響,環(huán)江、刁江沿岸等存在明顯的 As、Pb、Zn和Cd復(fù)合污染帶。由于突發(fā)性的尾礦及廢水泥石流外排,其污染區(qū)與洪水淹沒區(qū)呈現(xiàn)高度一致性,對尾礦庫下游的農(nóng)田、土壤、地表水體及人畜造成不可估量的嚴(yán)重污染及危害。

圖7 基于基線值的廣西西江流域土壤Zn含量單項(xiàng)污染指數(shù)(Pi)空間分布Fig.7 Spatial distribution of Pi of soil Zn contents based on baseline as the criterion in the valley

汽車輪胎磨損、汽車尾氣排放也是導(dǎo)致土壤Zn含量升高的原因[29]。余元元等[30]對南丹縣大廠鎮(zhèn)和車河鎮(zhèn)公路灰塵的研究發(fā)現(xiàn)As、Pb和Cd超標(biāo)率均為100%。西江流域旱地土壤樣品大多來自種植甘蔗、果樹、桑樹和蔬菜等的土壤,水田土壤多為種植水稻的土壤,因此,在種植過程中噴灑的農(nóng)藥、殺蟲劑和所施用的有機(jī)肥也會使土壤中Zn含量升高。高明等[31]的研究發(fā)現(xiàn),長時間施用有機(jī)肥可使土壤Zn含量增加5%～30%,施用含Zn肥料和含Zn農(nóng)藥(如代森Zn)也會使土壤Zn含量升高。總的來說,長期的礦山開采、冶煉、加工以及工業(yè)化進(jìn)程和礦山尾砂庫潰壩引起的污染物遷移與擴(kuò)散是廣西西江流域土壤Zn含量升高的主導(dǎo)因素。因此,需要通過規(guī)范礦產(chǎn)開采行為、優(yōu)化產(chǎn)業(yè)布局、實(shí)施多部門聯(lián)合以及加強(qiáng)法規(guī)和標(biāo)準(zhǔn)建設(shè)等方式來進(jìn)行有效防控,還要加強(qiáng)對尾礦庫的安全監(jiān)控,加固堤壩,避免尾礦庫潰壩的污染事故發(fā)生。

表4廣西重金屬污染重點(diǎn)防控區(qū)企業(yè)數(shù)量

Table4NumberofenterprisesinthekeyheavymetalpollutioncontrolareasinGuangxi

地區(qū)采選業(yè)冶煉業(yè)合計(jì)河池南丹縣45752河池金城江區(qū)151631河池環(huán)江縣14721柳州527欽州303來賓156百色088梧州112賀州123桂林011玉林101崇左101合計(jì)8749136

3.2 土壤Zn污染風(fēng)險

Zn是動植物生長發(fā)育的必需營養(yǎng)元素,缺Zn或Zn過量都會對人體造成危害,因此,評估土壤Zn含量水平對環(huán)境的污染風(fēng)險,需要兼具實(shí)用性和科學(xué)性。陳世寶等[32]基于不同測試終點(diǎn)研究得出我國16種典型土壤Zn的毒性閾值為694.5 mg·kg-1,與土壤Zn含量基線值(667.8 mg·kg-1)接近,可見超出基線值的這部分土壤存在一定污染風(fēng)險。南丹縣的大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)和長老鄉(xiāng)等礦業(yè)密集區(qū)周邊的農(nóng)田土壤很少種植水稻,絕大多數(shù)稻米來源于外地輸入。張紀(jì)伍等[33]的研究表明,土壤受Cu、Pb、Zn單一污染時,3種元素對水稻的危害由大到小依次為Zn、Cu和Pb,而Cu、Pb和Zn復(fù)合污染情況下紅壤性水稻土中Zn含量的臨界限值為165 mg·kg-1;因此,以大米為主食的南方,對于礦業(yè)密集區(qū)周邊的居民,糧食缺乏問題值得關(guān)注。自然界中的Zn常伴生在Pb、Cd等金屬礦中,對于金屬礦豐富和礦業(yè)活動密集的河池市南丹縣,礦業(yè)活動也由此引起更大范圍的農(nóng)業(yè)土壤Cd、Pb和Zn含量超標(biāo)問題。水稻土田間試驗(yàn)結(jié)果表明,土壤中添加低劑量Zn可促進(jìn)水稻生長,而高含量Zn(>200 mg·kg-1)則產(chǎn)生明顯毒害效應(yīng),高含量Zn(10-4mol·L-1)對玉米生長和葉片形成產(chǎn)生抑制作用[34]?；贕B 15619—1995,旱地土壤和水田土壤的超標(biāo)率為34.9%和15.6%?？梢?南丹縣、都安縣、大化縣等礦業(yè)密集區(qū)周邊的農(nóng)田土壤對農(nóng)作物可能產(chǎn)生毒害效應(yīng),而長期攝入Zn含量超標(biāo)的食物會對人體健康產(chǎn)生嚴(yán)重危害。

表5近年來廣西境內(nèi)發(fā)生的多起污染事故

Table5PollutionincidentsthathaverecentlytakenplaceinGuangxi

時間地點(diǎn)原因后果2001年6月大環(huán)江上游特大暴雨襲擊尾礦庫沖垮,致萬畝良田洪水沖刷,鉛、鋅、硫、砷等元素含量超標(biāo)2008年8月宜州廣維化工集團(tuán)有限責(zé)任公司意外爆炸龍江水污染2008年10月金城江區(qū)東江鎮(zhèn)某冶煉企業(yè)廢水外溢砷污染2011年3月宜州市懷遠(yuǎn)鎮(zhèn)龍江河原因不明河水變黑2012年1月15日廣西龍江河原因不明廣西龍江河拉浪水電站網(wǎng)箱養(yǎng)魚出現(xiàn)少量死魚現(xiàn)象

調(diào)查發(fā)現(xiàn),西江流域大部分超標(biāo)土壤采自礦區(qū)周邊和用受礦區(qū)污染的灌溉水澆灌的農(nóng)田土壤,相對于自然土壤,西江流域的旱地土壤、水田土壤和礦區(qū)土壤Zn均存在不同程度的積累。河池市重金屬污染在長期的礦山開采、冶煉、加工以及工業(yè)化進(jìn)程中逐漸累積形成,水環(huán)境、大氣環(huán)境、固體廢棄物和土壤污染問題日趨嚴(yán)峻,重金屬污染事件呈高發(fā)態(tài)勢[35]。Zn可通過食物鏈,經(jīng)口攝入(手-口直接接觸活動,特別是兒童)和皮膚接觸,以及吸入揚(yáng)塵這3種途徑進(jìn)入人體,從而對人體健康造成威脅,特別是對兒童的危害尤其大。健康風(fēng)險評價結(jié)果表明:通過攝食途徑重金屬對兒童的健康危害比成人大[7]。宋書巧等[35]對流域沿岸土壤重金屬進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn),潰壩影響區(qū)居民中成人食用途徑攝入的重金屬對潰壩居民存在健康風(fēng)險。筆者研究中采集的礦區(qū)土壤(特別是對河池地區(qū)加密采集)中Zn含量均超過二級甚至三級標(biāo)準(zhǔn),出現(xiàn)重度污染且污染途徑廣。因此,從樣點(diǎn)類型來看，經(jīng)礦區(qū)污染水灌溉或?qū)е挛驳V庫潰壩的洪水沖刷后的農(nóng)田土壤存在一定的生態(tài)風(fēng)險;從地區(qū)來看,西江流域大部分地區(qū)處于無污染風(fēng)險,但河池市的南丹縣、環(huán)江縣、都安縣等個別礦業(yè)密集的地區(qū),處于高污染風(fēng)險態(tài)勢。建議對上述區(qū)域進(jìn)一步調(diào)查Zn對人體健康的影響,同時為了降低礦業(yè)影響區(qū)居民的健康風(fēng)險,當(dāng)?shù)鼐用駪?yīng)盡量食用外地輸入的農(nóng)產(chǎn)品。針對土壤各重金屬的分級標(biāo)準(zhǔn)都給予了比較明確的規(guī)定,但是針對其他可能會對土壤、植物、人體產(chǎn)生毒害作用的重金屬分級標(biāo)準(zhǔn)尚無明確規(guī)范,而且單從土壤重金屬污染水平來考慮仍不足以對大環(huán)境進(jìn)行總體評價。因此,在條件允許的情況下進(jìn)一步完善土壤-植物-人體標(biāo)準(zhǔn)體系是值得關(guān)注的問題。建議對高含量Zn污染區(qū)域加強(qiáng)監(jiān)管,開展環(huán)境生態(tài)風(fēng)險和人群健康風(fēng)險評估,必要時采取措施以控制風(fēng)險。

4 結(jié)論

(1)西江流域土壤Zn含量背景值為67.3 mg·kg-1,比前人研究結(jié)果高31.8%,屬高Zn背景土壤。

(2)礦區(qū)、旱地和水田土壤Zn含量分別為2 134、148.5和71.6 mg·kg-1,礦區(qū)和旱地土壤Zn含量均顯著高于自然土壤。以基線值和GB 15619—1995為參照,礦區(qū)、旱地和水田土壤超標(biāo)率分別為77.3%、7.56%、3.59%和96.5%、34.9%、15.6%,礦區(qū)土壤有明顯的Zn積累趨勢。

(3)流域內(nèi)土壤Zn含量具有中等程度空間自相關(guān)性。流域內(nèi)Zn重污染區(qū)域主要集中于河池市南丹縣的南部局部區(qū)域,輕-中污染主要出現(xiàn)在都安縣和環(huán)江縣小區(qū)域,輕污染區(qū)主要出現(xiàn)在大化縣、羅城縣、都安縣、柳城縣、武宣縣、金秀縣和忻城縣一帶小區(qū)域,其余地區(qū)處于比較清潔的狀態(tài)?？偟膩碚f,河池市的南丹縣、環(huán)江縣、都安縣等個別礦業(yè)密集的地區(qū)或礦廠、冶煉廠遺址、尾砂庫等周邊礦區(qū)土壤及小部分農(nóng)田土壤存在高污染風(fēng)險,其余區(qū)域無風(fēng)險或風(fēng)險較低。

[1] 陳懷滿,陳能場,陳英旭,等.土壤-植物系統(tǒng)中的重金屬污染[M].北京:科學(xué)出版社,1996:253.[CHEN Huai-man,CHEN Neng-chang,CHEN Ying-xu,etal.Heavy Metal Pollution in Soil-Plant System[M].Beijing:Science Press,1996:253.]

[2] TYLER G,P?HLSSON A M B,BENGTSSON G,etal.Heavy-Metal Ecology of Terrestrial Plants,Microorganisms and Invertebrates[J].Water,Air,and Soil Pollution,1989,47(3/4):189-215.

[3] 魏復(fù)盛,楊國治,蔣德珍,等.中國土壤元素背景值基本統(tǒng)計(jì)量及其特征[J].中國環(huán)境監(jiān)測,1991,7(1):1-6.[WEI Fu-sheng,YANG Guo-zhi,JIANG De-zhen,etal.Basic Statistics and Characteristics of Soil Element Background Values in China[J].Environmental Monitoring in China,1991,7(1):1-6.]

[4] FACCHINELLI A,SACCHI E,MALLEN L.Multivariate Statistical and GIS-Based Approach to Identify Heavy Metal Sources in Soils[J].Environmental Pollution,2001,114(3):313-324.

[5] 中國產(chǎn)業(yè)洞察網(wǎng).廣西省鉛鋅冶煉行業(yè)企業(yè)排名統(tǒng)計(jì)[EB/OL].[2017-04-11].https:∥wenku.baidu.com/view/377e5008ad02de80d4d84089.html.[China Industry Insight Network.Ranking Statistics of Lead and Zinc Smelting Industry in Guangxi Province[EB/OL].[2017-04-11].https:∥wenku.baidu.com/view/377e5008ad02de80d4d84089.html.]

[6] 唐成,宋同清,楊鈣仁,等.大環(huán)江兩岸農(nóng)田重金屬污染現(xiàn)狀及健康風(fēng)險評價[J].農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究,2013,34(5):613-616.[TANG Cheng,SONG Tong-qing,YANG Gai-ren,etal.Status and Health Risk Assessment of Heavy Metal Pollution of Farmland Soil in Two Sides of Great Huanjiang River[J].Research of Agricultural Modernization,2013,34(5):613-616.]

[7] 蔡剛剛,張學(xué)洪,梁美娜,等.南丹大廠礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬健康風(fēng)險評價[J].桂林理工大學(xué)學(xué)報,2014,34(3):554-559.[CAI Gang-gang,ZHANG Xue-hong,LIANG Mei-na,etal.Health Risk Assessment of Heavy Metals Pollution in Farmland Soil Surrounding Dachang Ore District in Nandan[J].Journal of Guilin University of Technology,2014,34(3):554-559.]

[8] 吳洋,楊軍,周小勇,等.廣西都安縣耕地土壤重金屬污染風(fēng)險評價[J].環(huán)境科學(xué),2015,36(8):2964-2971.[WU Yang,YANG Jun,ZHOU Xiao-yong,etal.Risk Assessment of Heavy Metal Contamination in Farmland Soil in Du′an Autonomous County of Guangxi Zhuang Autonumous Region,China[J].Environmental Science,2015,36(8):2964-2971.]

[9] 翟麗梅,廖曉勇,閻秀蘭,等.廣西西江流域農(nóng)業(yè)土壤鎘的空間分布與環(huán)境風(fēng)險[J].中國環(huán)境科學(xué),2009,29(6):661-667.[ZHAI Li-mei,LIAO Xiao-yong,YAN Xiu-lan,etal.Spatial Variation and Enviroment Risk of Cadmium in Agricultural Land in the Xijiang River Draining of Guangxi Province[J].China Environmental Science,2009,29(6):661-667.]

[10] 葉緒孫,潘其云.廣西南丹大廠錫多金屬礦田發(fā)現(xiàn)史[J].廣西地質(zhì),1994,7(1):85-94.[YE Xu-sun,PAN Qi-yun.Discovery History of Dachang Tin-Polymetalic Orefield,Nandan County,Guangxi[J].Guangxi Geology,1994,7(1):85-94.]

[11] 范森葵.廣西大廠錫多金屬礦田地質(zhì)特征、礦床模式與成礦預(yù)測[D].長沙:中南大學(xué),2011.[FAN Sen-kui.The Geological Characteristics,Genesis and Metallogenic Prediction of Dachang Tin-Polymetallic,Ore Field,Guangxi[D].Changsha:Central South University,2011.]

[12] 唐龍飛.廣西大廠銅坑礦床深部鋅銅礦成礦規(guī)律研究[D].南寧:廣西大學(xué),2014.[TANG Long-fei.Study on Mmetallogenic Regularity of Zinc-Copper Orein Tongkeng Doposit,Dachang,Guangxi[D].Nanning:Guangxi University,2014.]

[13] 孫邦東,潘其云.廣西環(huán)江縣北山鉛鋅黃鐵礦礦床發(fā)現(xiàn)史[J].廣西地質(zhì),1994,7(3):69-73.[SUN Bang-dong,PAN Qi-yun.The Discovery of Beishan Pb-Zn Pyrite Deposit in Huanjiang County,Guangxi[J].Guangxi Geology,1994,7(3):69-73.]

[14] 羅永恩.廣西武宣—象州地區(qū)鉛鋅成礦帶深部找礦前景及找礦思路探討:以盤龍礦區(qū)為例[J].礦產(chǎn)與地質(zhì),2014,28(6):653-659.[LUO Yong-en.Prospecting Potential and Prospecting Idea of Deep Parts of Pb-Zn Metallogenic Belt in Wuxuan-Xiangzhou Area of Guangxi:A Case Study of Panlong Mining Area[J].Mineral Resources and Geology,2014,28(6):653-659.]

[15] USEPA.Risk-Based Concentration Table,in Philadelphia.Washington DC:USEPA,2000.

[16] CHENG J L,SHI Z,ZHU Y W.Assessment and Mapping of Environmental Quality in Agricultural Soils of Zhejiang Province,China[J].Journal of Environmental Sciences,2007,19(1):50-54.

[17] 易杰祥,呂亮雪,劉國道.土壤酸化和酸性土壤改良研究[J].華南熱帶農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報,2006,12(1):23-28.[YI Jie-xiang,Lü Liang-xue,LIU Guo-dao.Research on Soil Acidification and Acidic Soil′s Melioration[J].Journal of South China University of Tropical Agriculture,2006,12(1):23-28.]

[18] 夏增祿,李森照,李廷芳,等.土壤元素背景值及其研究方法[M].北京:氣象出版社,1987:107-110.[XIA Zeng-lu,LI Sen-zhao,LI Ting-fang,etal.Soil Element Background Value and Its Research Methods[M].Beijing:China Meteorological Press,1987:107-110.]

[19] 廣西環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究所.土壤背景值研究方法及廣西土壤背景值[M].南寧:廣西科學(xué)技術(shù)出版社,1992:216-223.[Institute of Environmental Science in Guangxi.Values of Soil Background and Method in Guangxi[M].Nanning:Guangxi Science and Technology Press,1992:216-223.]

[20] 中國環(huán)境監(jiān)測總站.中國土壤元素背景值[M].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,1990:330-382.[China National Environmental Monitoring Center.The Background Concentrations of Soil Elements in China[M].Beijing:China Environmental Science Press,1990:330-382.]

[21] 鐘雪梅,于洋,陸素芬,等.金屬礦業(yè)密集區(qū)廣西南丹土壤重金屬含量特征研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2016,35(9):1694-1702.[ZHONG Xue-mei,YU Yang,LU Su-fen,etal.Evaluation of Heavy Metal Contamination in Soils in Mining-Intensive Areas of Nandan,Guangxi[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(9):1694-1702.]

[22] 郭旭東,傅伯杰,陳利頂,等.河北省遵化平原土壤養(yǎng)分的時空變異特征:變異函數(shù)與Kriging插值分析[J].地理學(xué)報,2000,55(5):555-566.[GUO Xu-dong,FU Bo-jie,CHEN Li-ding,etal.The Spatio-Temporal Variability of Soil Nutrients in Zunhua Plain of Hebei Province:Semivariogram and Kriging Analysis[J].Acta Geographica Sinica,2000,55(5):555-566.]

[23] CHEN M,MA L Q,HOOGEWEG C G,etal.Arsenic Background Concentrations in Florida,U.S.A.Surface Soils:Determination and Interpretation[J].Environmental Forensics,2001,2(2):117-126.

[24] SATARUG S,BAKER J R,URBENJAPOL S,etal.A Global Perspective on Cadmium Pollution and Toxicity in Non-Occupationally Exposed Population[J].Toxicology Letters,2003,137(1/2):65-83.

[25] 陸素芬,宋波,伏鳳艷,等.南丹礦業(yè)活動影響區(qū)蔬菜重金屬含量及健康風(fēng)險[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報,2016,32(3):478-485.[LU Su-fen,SONG Bo,FU Feng-yan,etal.Heavy Metal Content in Vegetable and Its Health Risk as Affected by Mining Activities in Nandan County[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2016,32(3):478-485.]

[26] KRAUS U,WIEGAND J.Long-Term Effects of the Aznalcóllar Mine Spill:Heavy Metal Content and Mobility in Soils and Sediments of the Guadiamar River Valley (SW Spain)[J].Science of the Total Environment,2006,367(2/3):855-871.

[28] LIU H Y,PROBST A,LIAO B.Metal Contamination of Soils and Crops Affected by the Chenzhou Lead/Zinc Mine Spill (Hunan,China)[J].Science of the Total Environment,2005,339(1/2/3):153-166.

[29] LI X D,POON C S,LIU P S.Heavy Metal Contamination of Urban Soils and Street Dusts in Hong Kong[J].Applied Geochemistry,2001,16(11/12):1361-1368.

[30] 余元元,黃宇妃,宋波,等.南丹縣礦區(qū)周邊土壤與農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量調(diào)查及健康風(fēng)險評價[J].環(huán)境化學(xué),2015,34(11):2133-2135.[YU Yuan-yuan,HUANG Yu-fei,SONG Bo,etal.Heavy Metal Content and Its Health Risk in Agricultural Products and Surrounding Soil of Mining Area in Nandan County[J].Environmental Chemistry,2015,34(11):2133-2135.]

[31] 高明,車福才,魏朝富,等.長期施用有機(jī)肥對紫色水稻土鐵錳銅鋅形態(tài)的影響[J].植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報,2000,6(1):11-17.[GAO Ming,CHE Fu-cai,WEI Chao-fu,etal.Effect of Long-Team Application of Manures on Forms Fe,Mn,Cu,and Zn in Purple Paddy Soil[J].Plant Nutrition and Fertilizer Science,2000,6(1):11-17.]

[32] 陳世寶,林蕾,魏威,等.基于不同測試終點(diǎn)的土壤鋅毒性閾值及預(yù)測模型[J].中國環(huán)境科學(xué),2013,33(5):922-930.[CHEN Shi-bao,LIN Lei,WEI Wei,etal.Comparative Study of Zn-Toxicity Thresholds in 16 Chinese Soils as Determined by Different Bioassay Endpoints and Its Predicted Models.[J].China Environmental Science,2013,33(5):922-930.]

[33] 張紀(jì)伍,梁偉,李德波,等.土壤銅鉛鋅復(fù)合污染對水稻的生態(tài)效應(yīng)[J].農(nóng)村生態(tài)環(huán)境,1997,13(1):16-20.[ZHANG Ji-wu,LIANG Wei,LI De-bo,etal.Ecological Effects of Combined Cu,Pb and Zn Soil Pollution on Rice Production[J].Rural Eco-Environment,1997,13(1):16-20.]

[34] 王景安,張福鎖.不同鋅水平對玉米生長發(fā)育和Zn吸收的影響[J].玉米科學(xué),1999,7(3):73-76.[WANG Jing-an,ZHANG Fu-suo.Effects of Different Zinc Levels on Growth and Zinc Uptake of Maize[J].Journal of Maize Sciences,1999,7(3):73-76.]

[35] 宋書巧,吳歡,黃釗,等.刁江沿岸土壤重金屬污染特征研究[J].生態(tài)環(huán)境,2005,14(1):34-37.[SONG Shu-qiao,WU Huan,HUANG Zhao,etal.The Characteristics of Heavy Metals in Soils Along Diaojiang River[J].Ecology and Environment,2005,14(1):34-37.]

Accumulation,DistributionandEcologicalRiskofZninSoilsintheXijiangRiverValleyofGuangxi.

YANG Zi-jie1, SONG Bo1,2, CHEN Tong-bin1, WANG Fo-peng1, ZENG Wei-quan1, LI Li1, LI Hai-xiang1, JIANG Jin-ping1

(1.College of Environmental Science and Engineering, Guilin University of Technology, Guilin 541004, China; 2.Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area, Guilin 541004, China)

To characterize accumulation and distribution of Zn in the soils of the Xijiang River Valley of Guangxi and to assess its ecological risk, 2 534 samples were collected of the soils in nonferrous metal mining areas, farmlands (paddy and upland fields) and natural land in the region, during a large scale survey carried out in the light of types of sampling sites and physical conditions of the region for analysis. Results show that the soil of the valley was 67.3 mg·kg-1in background value of Zn significantly higher than the soil of Guangxi Province as a whole. The mean concentration of soil Zn in the mining areas, upland and paddy fields was 2 134, 148.5 and 71.6 mg·kg-1, respectively with the baseline as benchmark, about 77.3%, 7.56% and 3.59% of the soils in the mining areas, upland and paddy fields was above the norm, respectively. The soils in the mining areas displayed an apparent trend of Zn accumulation, and spatial distribution of soil Zn in the valley exhibited a moderate leveled autocorrelation affected jointly by structural factors and stochastic factors. The spatial distribution of soil Zn in the valley shows that the soils high in Zn pollution were concentrated mainly in the southern part of Nandan County of Hechi City, the soils light-moderate in Zn pollution, in Du′an County and Huanjiang County, the soils light in Zn pollution, in Dahua County, Luocheng County, Du′an County, Liucheng County, Wuxuan County, Jinxiu County and Xincheng County and the soils relatively free of Zn pollution in the rest of the valley. Generally speaking the soils in Nandan, Huanjiang and Du′an of Hechi and other areas concentrated with mining, smeltery and tailing dumping were very high in Zn pollution risk, while the soils in the other areas relatively lower in or free of Zn pollution. It is, therefore, recommended to strengthen supervision and to assess environmental and ecological risks and human health risk of soil Zn in those highly Zn contaminated areas, and take actions to control the risks when necessary.

Xijiang River basin； soil； zinc； accumulation； ecological risk

2017-04-11

廣西自然科學(xué)基金重大項(xiàng)目(2013GXNSFEA053002)； 廣西“八桂學(xué)者”建設(shè)工程專項(xiàng)經(jīng)費(fèi)； 廣西高等學(xué)校水平創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)及卓越學(xué)者計(jì)劃(00241013001)

① 通信作者E-mail: songbo@glut.edu.cn

X53； X825

A

1673-4831(2017)12-1064-11

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.12.002

楊子杰(1989—),男,廣西玉林人,碩士生,研究方向?yàn)槲廴就寥佬迯?fù)和區(qū)域環(huán)境調(diào)查與風(fēng)險評估。E-mail: 499182900@qq.com

李祥敏)