師小平, 陳銀萍,*, 李玉強(qiáng), 王旭洋, 余沛東, 牛亞毅

北方農(nóng)牧交錯(cuò)典型區(qū)土壤重金屬空間分布及污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

師小平1, 陳銀萍1,*, 李玉強(qiáng)2, 王旭洋2, 余沛東1, 牛亞毅2

1. 蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院, 蘭州 730070 2. 中國科學(xué)院西北生態(tài)環(huán)境資源研究院, 蘭州 730000

隨著農(nóng)牧經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展, 大量重金屬進(jìn)入土壤, 使土壤結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生改變、土壤質(zhì)量下降, 不僅影響農(nóng)牧業(yè)的產(chǎn)量和品質(zhì), 最終會危及到人類的健康。選取北方農(nóng)牧典型交錯(cuò)區(qū)扎魯特旗作為研究區(qū), 采集62個(gè)土壤表層(0—20 cm)樣品, 測定了銅(Cu)和鉛(Pb)兩種重金屬的含量, 采用簡單克里金插值分析了重金屬Cu和Pb含量的空間分布特征, 利用污染指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評價(jià)了重金屬的污染及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)狀況, 以及運(yùn)用反距離權(quán)重插值法分析了潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的空間分布特征。結(jié)果表明: 土壤Cu和Pb平均含量分別為24.28和19.54 mg·kg–1。Cu含量呈現(xiàn)由中心向四周輻射狀遞減, 其峰值主要分布于中部偏東位置, 低值主要分布于西北部區(qū)域; Pb含量呈現(xiàn)由西北向東南地區(qū)遞增的趨勢, 其區(qū)域變化較明顯, 北部地區(qū)含量較少。農(nóng)田Cu和Pb含量顯著高于草地。土壤重金屬含量的空間分布與年平均降水量、土壤有機(jī)碳、土壤容重有顯著的相關(guān)性。Cu污染比較嚴(yán)重, Pb為輕度或中度污染, 綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)均在中等及以下, 風(fēng)險(xiǎn)區(qū)主要分布在中部。

重金屬; 空間分布; 污染評價(jià); 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

0 前言

土壤是人類賴以生存和社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展的重要自然資源介質(zhì)與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資源。土壤質(zhì)量的好壞, 直接或間接影響到人類生存質(zhì)量的好壞, 而土壤中重金屬含量是衡量土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)[1]。近年來, 土壤重金屬污染已成為國內(nèi)外環(huán)境污染研究的熱點(diǎn)問題之一[2~5]。我國對土壤污染問題也越來越重視, 2014年度發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示, 全國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀[6]。當(dāng)前, 隨著我國工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的蓬勃發(fā)展, 環(huán)境污染由城市逐漸轉(zhuǎn)移到農(nóng)村[7], 人們也越來越認(rèn)識到, 土壤在人類社會活動中不可替代的作用。隨著農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料投入的越來越多, 農(nóng)藥、化肥、地膜和農(nóng)業(yè)固體廢棄物不合理和過量的使用, 以及畜禽糞便等農(nóng)牧業(yè)廢棄物的任意排放造成土壤重金屬污染有不斷加重的趨勢[8,9]。但是, 這些研究往往集中于經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)的長江三角洲、珠江三角洲等沿海地區(qū)和中部地區(qū), 對于經(jīng)濟(jì)欠發(fā)達(dá)的西北地區(qū)缺乏相對全面及系統(tǒng)的研究。因此, 對北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶土壤重金屬含量空間分布及污染進(jìn)行評價(jià)具有重大意義。

北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶是草原牧區(qū)與農(nóng)耕區(qū)、半干旱區(qū)與半濕潤區(qū)、高原地區(qū)與丘陵平原地區(qū)的過渡地帶, 具有典型的環(huán)境敏感性和脆弱性, “三帶合一”的特殊環(huán)境使得該區(qū)土地利用類型轉(zhuǎn)換頻繁, 因?yàn)槿祟惢顒拥睦煤透蓴_極易引起土地的退化和生態(tài)環(huán)境的惡化[10]。過度開墾、放牧、釆挖等高強(qiáng)度人類活動破壞了該地區(qū)的生態(tài)環(huán)境, 導(dǎo)致該地區(qū)成為20世紀(jì)以來中國生態(tài)環(huán)境問題最為嚴(yán)重的地區(qū)之一。扎魯特旗位于科爾沁沙地北部, 是我國北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶的典型區(qū)域。該旗既是國家重要商品糧食基地, 又是典型的牧業(yè)大旗, 在當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展中發(fā)揮著舉足輕重的作用。由于農(nóng)牧業(yè)以及人類活動的加強(qiáng), 該旗的土壤環(huán)境遭受了不同程度的影響, 其產(chǎn)品的質(zhì)量和產(chǎn)地的安全性成為人們關(guān)注的焦點(diǎn)。目前, 針對扎魯特旗土壤環(huán)境研究主要集中在土地利用變化、荒漠化及其影響因子的研究[11], 尚未有針對扎魯特旗土壤重金屬污染物的分布特征及主要來源進(jìn)行系統(tǒng)的研究報(bào)道。在本研究中, 我們的目標(biāo)是獲取這些缺失的信息, 進(jìn)行扎魯特旗土壤重金屬的詳細(xì)研究。

重金屬元素Cu和Pb的空間格局受土壤母質(zhì)、大氣沉降、土地利用/覆蓋和地質(zhì)因素的多樣性等的影響[12], 其可能在水平方向上表現(xiàn)出Cu和Pb強(qiáng)烈空間區(qū)域性。因此, 有必要利用地統(tǒng)計(jì)學(xué)等工具研究該旗Cu和Pb的空間分布及其污染狀況, 系統(tǒng)認(rèn)識扎魯特旗土壤環(huán)境質(zhì)量, 以期為扎魯特旗土壤重金屬含量空間分布及其污染狀況評價(jià)提供一定的基礎(chǔ)資料, 以及為當(dāng)?shù)赝寥乐亟饘傥廴旧鷳B(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究在內(nèi)蒙古自治區(qū)科爾沁沙地北部面積1.7萬平方公里的扎魯特旗進(jìn)行(圖1a和1b), 該地區(qū)屬于大興安嶺余脈中段褶皺帶和蒙古高原向松遼平原過渡地帶, 119°13′48″—121°56′05″E, 43°50′13″—45°35′31″N, 海拔179.2—1444.2 m, 屬于中溫帶半干旱大陸性季風(fēng)氣候區(qū)。年均降水量在290—450 mm, 降水主要集中在6—8月, 約占全年降水量的70%—80%, 多年平均氣溫3—7 ℃, 氣溫極端最高40.7 ℃, 最低–33.0 ℃, 終年以西北風(fēng)為主[13]。地勢西北高, 東南低, 北部植被茂盛, 是重點(diǎn)牧業(yè)區(qū), 中部屬低山丘陵, 土質(zhì)肥沃、水源充足為重點(diǎn)產(chǎn)糧區(qū), 南部為平原和沼垞地帶, 是半農(nóng)半牧區(qū)。地表組成以第四紀(jì)松散的沖積物、風(fēng)積物和湖積物為主。圖2顯示了目前的土地利用和覆蓋類型: 主要類型為耕地、草地和林地。根據(jù)第二次全國土壤調(diào)查(圖3), 扎魯特旗有四種土壤類型: 栗鈣土、黑鈣土、暗色草甸土和風(fēng)沙土, 且分布呈現(xiàn)出一定的地帶性規(guī)律。該旗農(nóng)畜產(chǎn)品資源豐富, 是自治區(qū)和國家重要商品糧食基地。主要農(nóng)作物有玉米、綠豆、大豆等, 是全國“雜豆之鄉(xiāng)”。也是內(nèi)蒙古自治區(qū)通遼市的牧業(yè)大旗[14]。

注: (a)研究區(qū)位于中國北方內(nèi)蒙古東南部的科爾沁沙地; (b)扎魯特旗位于科爾沁沙地北部; (c)采樣點(diǎn)的具體位置(n=62)。

Figure 1 Location of study area and spatial distribution of sampling point

圖2 扎魯特旗的土地利用類型

Figure 2 Land use types of the Zhalute Banner

圖3 扎魯特旗土壤類型分布

Figure 3 Distribution of soil types in Zalute Banner

1.2 樣品采集與分析方法

土壤樣品(深度為0—20 cm)用直徑2.5 cm的土鉆采集。整個(gè)區(qū)域共設(shè)計(jì)62個(gè)采樣位點(diǎn)(圖1c)。采用多點(diǎn)混合法取樣, 即在每個(gè)位點(diǎn)建立一個(gè)10 m× 10 m的樣方, 在每個(gè)樣方內(nèi)的15個(gè)相鄰樣點(diǎn)隨機(jī)采集土壤樣本, 經(jīng)四分法組成一個(gè)混合樣品, 采樣點(diǎn)用GPS定位, 并記錄土地利用方式和景觀特征。用環(huán)刀(體積100 cm3)取土芯測定土壤容重, 三個(gè)重復(fù)。土壤采樣位點(diǎn)的主要土地利用類型為農(nóng)田、林地和草地。

土樣帶回實(shí)驗(yàn)室過2 mm篩并風(fēng)干后, 用木質(zhì)工具研磨通過0.25 mm篩網(wǎng)。樣品采用HCl-HNO3-HF-HClO4法消解后, 采用Spectr AA 220FS型火焰原子吸收分光光度法測定樣品中的Cu和Pb兩種重金屬元素含量。土壤有機(jī)碳測定用重鉻酸鉀氧化—外加熱法。

1.3 相關(guān)環(huán)境因子數(shù)據(jù)收集

每個(gè)樣點(diǎn)的海拔、坡度、坡向、干燥指數(shù)、植被覆蓋指數(shù)、年平均降水量和年平均氣溫(1980年至2015年平均值)數(shù)據(jù)來源于中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心(http://www.resdc.cn)。土地利用類型數(shù)據(jù)來源于2015年全國土地利用現(xiàn)狀圖, 根據(jù)屬性重新將土地利用類型分為耕地、林地、草地、水域、居民地和未利用土地6個(gè)一級類型。土壤類型空間分布參考全國土壤普查辦公室1995年編制并出版的《1︰100萬中華人民共和國土壤圖》數(shù)據(jù)集, 以土類進(jìn)行基準(zhǔn)分類, 然后進(jìn)行投影、數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換等處理, 在ArcGIS中通過重采樣獲取空間分辨率為1 km柵格數(shù)據(jù)。

1.4 研究方法

地統(tǒng)計(jì)學(xué)分析和半方差函數(shù)模型參照文獻(xiàn)[17-19]。土壤重金屬污染狀況采用單因子指數(shù)法[20]和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法[21]。生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)采用Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)[22], 計(jì)算公式為:

式中,為綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù);T為重金屬毒性參數(shù)(參照Hakanson提出的參考值)[22~24]。E為重金屬單項(xiàng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù);C為重金屬污染指數(shù);C為重金屬實(shí)測值;C為重金屬背景值, 本文選擇內(nèi)蒙古土壤元素背景值(Cu: 12.9 mg·kg–1, Pb: 15.0 mg·kg–1)[25]。E值分級標(biāo)準(zhǔn)的第一級上限值是根據(jù)非污染的污染指數(shù)(E=1)與所分析污染物中最大的毒性參數(shù)相乘得來的, 因此本文中E≤5為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 5<E≤10為中等生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 10<E≤20為強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 20<E≤40為很強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

由(2)式和(3)式可以看出,的大小與污染物的種類和數(shù)量有關(guān), 污染物的數(shù)目越多、毒性越強(qiáng), 則值就越大[22,23]。因此, 本研究的各風(fēng)險(xiǎn)級別的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn):≤20為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 20<≤40為中等生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 40<≤80為強(qiáng)烈生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),>80為很強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

1.5 數(shù)據(jù)分析

土壤重金屬含量描述統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS 22.0和Excel 2019軟件, 重金屬影響因素分析利用Canoco5冗余分析(RDA)軟件, 空間分布圖的制作通過ArcGIS 10.5完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量的統(tǒng)計(jì)描述特征

扎魯特旗土壤重金屬含量的統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表1所示, 整個(gè)研究區(qū)域的Cu含量范圍為2.80—83.73 mg·kg–1, 平均值為24.28 mg·kg–1; Pb含量范圍為3.92—42.03 mg·kg–1, 平均值為19.54 mg·kg–1。與《土壤環(huán)境質(zhì)量-農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—2018)(pH>7.5)標(biāo)準(zhǔn)相比較, 所有樣點(diǎn)的Cu和Pb含量均未超標(biāo), 但其平均值都高于內(nèi)蒙古背景值, Cu和Pb分別是背景值的1.88和1.30倍。Cu和Pb都有相對較高的變異系數(shù), 分別為81.81%和45.06%。

對原始數(shù)據(jù)及其對數(shù)轉(zhuǎn)換的數(shù)據(jù)進(jìn)行了Lilliefors顯著性校準(zhǔn), 這些數(shù)據(jù)的形狀參數(shù)以及K-S正態(tài)分布檢驗(yàn)結(jié)果如表2所示。扎魯特旗土壤重金屬Cu和Pb含量的原始數(shù)據(jù)的偏度均大于0, 屬于正偏態(tài)。Cu原始數(shù)據(jù)的K-S小于0.05, 數(shù)據(jù)呈非正態(tài)分布; Pb原始數(shù)據(jù)的K-S大于0.05, 數(shù)據(jù)呈正態(tài)分布。對數(shù)轉(zhuǎn)換后, Cu的K-S值超過了0.05, 偏度和峰度參數(shù)明顯降低, 并趨向“0”。以上結(jié)果表明, 研究區(qū)重金屬Cu含量受到了人為因素干擾, 然而, 干擾程度相對較小。

由圖4頻數(shù)分布可知, Cu含量不同區(qū)間分布百分比從高到低的排序依次為21.0%在區(qū)間(10,15), 19.4%在區(qū)間(15,20), 12.9%在區(qū)間(5,10), 11.3%在區(qū)間(20,25), 8.1%在區(qū)間(25,30), 4.8%在區(qū)間(0,5)、(30,35)和(40,45), 3.2%在區(qū)間(45,50)、(70,75)和(80,85), 1.6%在區(qū)間(65,70)和(75,80); Pb含量不同區(qū)間分布百分比從高到低的排序依次為22.6%在區(qū)間(15,20), 19.4%在區(qū)間(25,30), 16.1%在區(qū)間(10,15), 14.5%在區(qū)間(20,25), 9.7%在區(qū)間(5,10), 6.5%在區(qū)間(0,5)和(30,35), 3.2%在區(qū)間(35,40), 1.6%在區(qū)間(40,45)。

2.2 土地利用對Cu和Pb含量的影響

以土地利用類型進(jìn)行分類分析, 重金屬Cu和Pb含量均以農(nóng)田為最高(圖5)。土壤重金屬元素Cu的平均含量為農(nóng)田(36.15 mg·kg–1)＞林地(22.49 mg·kg–1)＞草地(18.69 mg·kg–1), Pb的平均含量為農(nóng)田(24.40 mg·kg–1)＞林地(21.42 mg·kg–1)＞草地(16.19 mg·kg–1)。農(nóng)田中Cu和Pb平均含量均與草地差異顯著(<0.05); 農(nóng)田中Cu和Pb平均含量均與林地差異不顯著(>0.05); 林地中Cu和Pb平均含量均與草地差異不顯著(>0.05)。

表1 扎魯特旗土壤重金屬描述性統(tǒng)計(jì)分析

圖4 土壤重金屬Cu和Pb含量的頻數(shù)分布圖

Figure 4 Frequency distribution diagram of heavy metals Cu and Pb in soil

表2 Cu和Pb含量數(shù)據(jù)分布特征參數(shù)及其K-Sp檢驗(yàn)結(jié)果

注: K-S>0.05, 樣本符合正態(tài)分布。

注: 不同小寫字母表示不同土地利用類型之間差異顯著(單因素方差分析, 然后進(jìn)行LSD檢驗(yàn), p<0.05)

Figure 5 Contents of heavy metals Cu and Pb in soils of three land use type

2.3 土壤重金屬空間分布特征

本研究中重金屬Cu和Pb含量的三個(gè)半方差函數(shù)模型的參數(shù)(球面、指數(shù)和高斯)如表3所示。根據(jù)“標(biāo)準(zhǔn)平均值越接近于0, 標(biāo)準(zhǔn)均方根預(yù)測誤差越接近于1, 擬合模型檢驗(yàn)標(biāo)準(zhǔn)越符合”的原則, Cu和Pb含量的最優(yōu)半方差函數(shù)理論模型分別為指數(shù)模型和球面模型。依據(jù)“若塊金系數(shù)小于25%, 則認(rèn)為變量具有強(qiáng)烈的空間相關(guān)性; 若塊金系數(shù)在25%和75%之間, 則具有中等空間相關(guān); 若塊金系數(shù)大于75%, 該變量空間自相關(guān)很弱”的判斷準(zhǔn)則, Cu和Pb的塊金系數(shù)均介于25%和75%之間, 屬于中等空間相關(guān)。

簡單克里金插值的結(jié)果表明(圖6), Cu含量整體上呈現(xiàn)由中心向四周輻射狀遞減, 其峰值主要分布于中部偏東位置, 低值主要分布于西北部區(qū)域(圖6a); Pb含量呈現(xiàn)由西北向東南地區(qū)遞增的趨勢, 其區(qū)域變化較明顯, 且分布比較均勻, 北部地區(qū)含量較少(圖6b)。相對于Pb, Cu的空間分布則出現(xiàn)多個(gè)高值區(qū)域, 說明在該些區(qū)域可能存在潛在的污染源。

表3 土壤重金屬半方差函數(shù)理論模型及其相關(guān)參數(shù)

圖6 土壤重金屬含量空間分布特征

Figure 6 Spatial distribution characteristics of heavy metals in soil

2.4 重金屬Cu和Pb含量的影響因素分析

根據(jù)圖7可知, 重金屬Cu和Pb空間分布受年平均降水量、年平均氣溫、有機(jī)碳、坡度、土壤容重和海拔等因素的影響。Cu與有機(jī)碳和年平均降水量呈顯著正相關(guān)(<0.05), 與土壤容重呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01), 與坡度、干燥度、年平均氣溫和植被覆蓋指數(shù)呈非顯著正相關(guān)(>0.05), 與海拔、坡向、濕潤指數(shù)呈非顯著負(fù)相關(guān)(>0.05); Pb與年平均氣溫呈極顯著正相關(guān)(<0.01), 與海拔、容重呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01), 與干燥度、年平均降水量呈顯著正相關(guān)(<0.05), 與濕潤指數(shù)呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05), 與有機(jī)碳、植被覆蓋指數(shù)呈非顯著正相關(guān)(>0.05), 與坡度、坡向呈非顯著負(fù)相關(guān)(>0.05)。

2.5 重金屬污染評價(jià)

分別選取內(nèi)蒙古土壤背景值和GB15618—2018(pH>7.5)作為評價(jià)指標(biāo), 根據(jù)P和綜評價(jià)標(biāo)準(zhǔn), 對各采樣點(diǎn)土壤重金屬不同污染級別所占比例進(jìn)行分析如表4所示。總體來看, 扎魯特旗的重金屬污染狀況相對較輕。以內(nèi)蒙古土壤背景值為評價(jià)指標(biāo), 通過P可以看出, 2種重金屬大部分樣點(diǎn)屬于輕度污染, Pb無重度污染樣點(diǎn), Cu重度污染樣點(diǎn)占總樣點(diǎn)的17.74%。通過綜可以看出, 12.90%樣點(diǎn)呈現(xiàn)重度污染, 16.13%樣點(diǎn)呈現(xiàn)中度污染, 46.77%樣點(diǎn)呈現(xiàn)輕度污染, 24.19%樣點(diǎn)未受重金屬污染, 這與P的評價(jià)結(jié)果基本相同, 主要為輕度或中度污染。以GB15618—2018(pH>7.5)為評價(jià)指標(biāo), 通過P和綜可以看出, 該旗土壤Cu和Pb不存在污染問題。

注: 藍(lán)色箭頭代表重金屬, 紅色箭頭代表影響因子。射線的長短可以反映環(huán)境因子對重金屬Cu、Pb含量的影響程度, 射線越長表示該環(huán)境因子影響越大, 重金屬Cu、Pb與環(huán)境因子之間的夾角表示正負(fù)相關(guān)性, 銳角時(shí)表示兩個(gè)環(huán)境因子之間呈正相關(guān)關(guān)系, 鈍角時(shí)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。

Figure 7 Analysis of influencing factors of heavy metals Cu and Pb

為進(jìn)一步評價(jià)研究區(qū)土壤環(huán)境生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 以內(nèi)蒙古土壤背景值作為評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)計(jì)算和值, 結(jié)果如表4所示, Pb無很強(qiáng)生態(tài)危害, Cu很強(qiáng)危害水平樣點(diǎn)占總樣點(diǎn)的9.70%; 區(qū)域的范圍在2.47—43.53之間, 其中72.58%的樣點(diǎn)處于輕微生態(tài)危害, 25.81%的樣點(diǎn)處于中等危害水平, 1.61%的樣點(diǎn)處于強(qiáng)生態(tài)危害水平。以GB15618—2018(pH>7.5)作為評價(jià)標(biāo)準(zhǔn), 可以看出Cu和Pb所有的樣點(diǎn)均處于輕微生態(tài)危害。

以內(nèi)蒙古土壤背景值作為評價(jià)標(biāo), 污染指數(shù)及潛在生態(tài)評價(jià)的空間分析表明(圖8), Cu的單因子污染指數(shù)整體上呈現(xiàn)由中心向四周輻射狀遞減(圖8a), 而Pb的單因子污染指數(shù)整體上呈現(xiàn)出由西北向東南升高的趨勢(圖8b); 整體上內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評價(jià)結(jié)果與潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)的結(jié)果均顯示本研究區(qū)域存在土壤環(huán)境污染問題(圖8c、d、e和f)。同時(shí),綜合污染水平和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平的空間分布特征與Cu含量空間分布規(guī)律大體一致, 證明了研究區(qū)域存在Cu點(diǎn)源污染。

表4 土壤重金屬污染指數(shù)和生態(tài)危害指數(shù)

圖6 重金屬污染評價(jià)及潛在風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)空間分布

Figure 6 Spatial distribution of heavy metal pollution assessment and potential risk assessment

3 討論

扎魯特旗作為我國重要商品糧食基地, 以及典型的牧業(yè)大旗, 其產(chǎn)量品質(zhì)和安全性對于區(qū)域經(jīng)濟(jì)和產(chǎn)業(yè)發(fā)展具有重要作用。近些年來不斷增加的商業(yè)化農(nóng)作物種植, 化肥和農(nóng)藥的大量使用, 勢必會對土壤環(huán)境質(zhì)量帶來負(fù)面影響。本研究采用了不同的參考標(biāo)準(zhǔn)評價(jià)了該區(qū)域土壤重金屬Cu和Pb含量的現(xiàn)狀水平。以GB15618—2018(pH>7.5)標(biāo)準(zhǔn)值為參比,該旗各采樣點(diǎn)重金屬元素Cu和Pb均未超標(biāo); 以NY/T 391—2013《綠色食品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量》為參比, 研究區(qū)土壤Cu的超標(biāo)率為9.60%, Pb未超標(biāo), 表明該旗土壤重金屬元素Cu和Pb基本符合綠色食品環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn); 以內(nèi)蒙古土壤背景值為參比, 研究區(qū)土壤中Cu和Pb平均含量均超標(biāo), 超標(biāo)倍數(shù)分別為1.88和1.30倍。從重金屬含量水平來看, 大多數(shù)區(qū)域研究報(bào)告的Cu和Pb含量比我們研究報(bào)告的更高。如鄧文博等[26]對關(guān)中地區(qū)土壤重金屬污染情況進(jìn)行調(diào)查, Cu(25.76 mg·kg–1)和Pb(26.35 mg·kg–1)的平均含量高于本研究, 這與關(guān)中的工業(yè)發(fā)展歷史有關(guān); 徐夕博等[27]對山東省沂源縣土壤重金屬調(diào)查顯示, Cu和Pb元素含量均高于本研究。然而, 一些研究報(bào)告的Cu和Pb含量比我們的低, 如Li等[28]對內(nèi)蒙古沙漠化沙質(zhì)草地調(diào)查研究, Cu和Pb平均含量分別為5.18 mg·kg–1和14.13 mg·kg–1。與研究內(nèi)蒙古土壤的其他報(bào)道[29]相比, 本研究的含量水平與歷史調(diào)查結(jié)果無明顯差異, 未出現(xiàn)異常。

空間分析表明, 本研究區(qū)土壤重金屬Cu和Pb含量在中部偏東有高值集中分布區(qū)域。該研究區(qū)中部為低山丘陵區(qū), 低洼地勢土壤重金屬不易隨水流失。本研究中土壤重金屬Cu和Pb含量空間格局基本符合扎魯特旗物理化學(xué)特征天然形成規(guī)律, 穆葉賽爾·吐地等[30]對天山北坡土壤重金屬含量的分布特征的研究調(diào)查與本研究結(jié)果一致。部分重金屬空間分布不連續(xù), 造成這種現(xiàn)象主要是由人為活動干擾的差異所造成的。

本區(qū)域無主要重金屬污染源的輸入, 除農(nóng)牧擾動外, 無其他較大外源干擾, 因此, 該研究區(qū)Cu和Pb的自然空間含量主要受土壤理化特性[15]、成土母質(zhì)、氣候條件、生物群落、大氣沉降、坡度、地形和海拔等的控制[31,32]。先前的區(qū)域研究已經(jīng)闡明Cu與有機(jī)碳顯著正相關(guān)[33], Pb與年平均氣溫和海拔呈現(xiàn)極顯著的負(fù)相關(guān), 低溫低海拔更利于Pb的累積[25]。路岑等[34]的研究得出Cu與海拔無顯著負(fù)相關(guān), 而Pb與與海拔呈極顯著負(fù)相關(guān), 這都與我們的研究結(jié)果相一致。

人為源主要有農(nóng)業(yè)灌溉、施肥、噴灑農(nóng)藥、除草劑和殺蟲劑、城鎮(zhèn)化建設(shè)、交通運(yùn)輸和生活垃圾等。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中、施用農(nóng)藥、化肥、殺蟲劑、塑料薄膜等的使用會導(dǎo)致土壤重金屬含量增加, 張彩峰[35]等對南京市不同功能區(qū)土壤重金屬研究, 蔡立梅等[36]人對東莞市農(nóng)田土壤和蔬菜重金屬的含量的研究中均證實(shí)了這一點(diǎn), 我們的研究也表明農(nóng)田土壤重金屬含量最高。

本研究結(jié)果表明, 以內(nèi)蒙古土壤背景值為參比, 扎魯特旗土壤重金屬污染屬于輕微型污染, 但土壤重金屬Cu污染需引起重視。由于研究區(qū)處于生態(tài)脆弱區(qū), 極易受到土壤性質(zhì)以及人類活動的影響, 存在重金屬元素富集的趨勢, 因此有必要加強(qiáng)扎魯特旗土壤污染監(jiān)測和外源污染物綜合防控, 以降低和消除土壤重金屬的污染。特別是, 在土地利用過程中, 注重施用優(yōu)質(zhì)、環(huán)保型的化肥、有機(jī)肥和農(nóng)藥, 將會大大減少重金屬在土壤中的累積速率。

4 結(jié)論

(1) 與GB15618—2018(pH>7.5)標(biāo)準(zhǔn)相比較, 扎魯特旗各采樣點(diǎn)土壤重金屬元素Cu和Pb均未超出標(biāo)準(zhǔn)范圍; 與內(nèi)蒙古土壤背景值相比較, Cu和Pb平均含量均超標(biāo), 超標(biāo)倍數(shù)分別為1.88和1.30倍。

(2) 簡單克里金插值法表明, 重金屬Cu整體上呈現(xiàn)由中心向四周輻射狀遞減, 重金屬Pb整體上呈現(xiàn)出由西北向東南升高的趨勢; 但受到人為活動影響高值區(qū)出現(xiàn)在中部偏東地區(qū)。

(3) 以內(nèi)蒙古土壤背景值為標(biāo)準(zhǔn), 扎魯特旗重金屬元素Cu和Pb的單因子污染指數(shù)評價(jià)結(jié)果均以輕度污染為主, 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評價(jià)結(jié)果以輕度污染為主, 污染程度較輕。綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評價(jià)結(jié)果以輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平為主。

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Spatial distribution and pollution risk assessment of heavy metals in soil of

SHI Xiaoping1, CHEN Yinping1,*, LI Yuqiang2, WANG Xuyang2, YU Peidong1, NIU Yayi2

1.College of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou, 730070, China 2. Northwest Institute of Ecological Environment and Resources, Chinese Academy of Sciences, Lanzhou, 730000, China

With the rapid development of agriculture and animal husbandry economy, a large amount of heavy metals enter the soil, which changes the structure and function of the soil and decreases the quality of the soil. It not only affects the output and quality of agriculture and animal husbandry, but also ultimately threatens human health. A total of 62 soil surface (0-20 cm) samples were collected from the study area of a typical farming-pastoral region in northern China, namely, Zhalute Banner. The contents of two heavy metals (Cu) and lead (Pb) were collected. The spatial distribution characteristics of heavy metals Cu and Pb were analyzed by simple Kriging interpolation, and the pollution and ecological risk of heavy metals were evaluated by using pollution index and potential ecological risk index. The spatial distribution characteristics of potential ecological risk were analyzed by inverse distance weight interpolation method. The results showed that the average contents of Cu and Pb in soil were 24.28 and 19.54 mg·kg–1, respectively. The content of Cu decreased radially from the center to the surroundings, and its peak value mainly distributed in the east-central region, while the low value mainly distributed in the Northwest region. The content of Pb increased from the northwest to the Southeast region, with obvious regional change and less content in the North region. The contents of Cu and Pb in farmland were significantly higher than that in grassland. The spatial distribution of heavy metals in soil was significantly correlated with annual average precipitation, soil organic carbon and soil bulk density. The pollution of Cu was serious, and the pollution of Pb was mild or moderate. The comprehensive potential ecological risk was moderate or below, and the risk area was mainly in the middle.

heavy metal; spatial distribution; pollution assessment; potential ecological risk

10.14108/j.cnki.1008-8873.2020.06.002

Q945.78

A

1008-8873(2020)06-007-09

2019-10-10;

2019-12-03基金項(xiàng)目:國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2017YFA0604803, 2016YFC0500901); 國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(No.31560161, No.31260089, No.31971466)

師小平(1994—), 女, 漢族甘肅白銀人, 碩士, 主要從事環(huán)境生態(tài)學(xué)研究, E-mail: 553492831@qq.com

陳銀萍(1974—), 女, 博士, 教授, 主要從事污染生態(tài)學(xué)研究, E-mail: yinpch@mail.lzjtu.cn

師小平, 陳銀萍, 李玉強(qiáng), 等. 北方農(nóng)牧交錯(cuò)典型區(qū)土壤重金屬空間分布及污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 生態(tài)科學(xué), 2020, 39(6): 7–15.

SHI Xiaoping, CHEN Yinping, LI Yuqiang, et al. Spatial distribution and pollution risk assessment of heavy metals in soil of[J]. Ecological Science, 2020, 39(6): 7–15.