張 東，姚 萍，葉良惠

(1.德陽(yáng)市農(nóng)業(yè)局，四川德陽(yáng) 618000;2.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都 611130;3.什邡市農(nóng)業(yè)局，四川什邡 618400)

重金屬是影響土壤質(zhì)量的主要因素之一，它能直接或間接地通過(guò)食物鏈危害人體健康［1］。近年來(lái)，隨著城鎮(zhèn)化和工業(yè)化進(jìn)程的加快，我國(guó)部分地區(qū)土壤重金屬含量出現(xiàn)不同程度的增加［2，3］。因此，其污染評(píng)價(jià)和主要影響因素分析日益受到關(guān)注。Gowd 等［4］、Chen 等［5］及 Suresh 等［6］分別應(yīng)用地積累指數(shù)、單因子污染指數(shù)法、綜合污染指數(shù)法及潛在生態(tài)危害指數(shù)法對(duì)研究區(qū)域土壤重金屬進(jìn)行了評(píng)價(jià)，但結(jié)合地統(tǒng)計(jì)學(xué)探討其影響因素的報(bào)道不多。有關(guān)土壤重金屬影響因素的研究方面，現(xiàn)有的報(bào)道主要研究了地形、母質(zhì)、植被等自然因素對(duì)其含量的影響［7］，以及pH、有機(jī)質(zhì)等土壤性質(zhì)與其關(guān)系［8，9］，但研究集鎮(zhèn)、水渠、工廠及道路等社會(huì)經(jīng)濟(jì)影響因子與土壤重金屬的定量關(guān)系的報(bào)道較少。

石亭江流域位于四川盆地西北邊緣，地勢(shì)西北稍高東南略低，是我國(guó)西南部典型的平原區(qū)。磷礦、煤礦和石灰礦儲(chǔ)量豐富的九頂山與該區(qū)西北部鄰接，對(duì)地勢(shì)較低的石亭江流域可能存在重金屬污染的威脅。該流域人口密度高，每平方公里900～1000人，交通便捷。本文基于GIS和地統(tǒng)計(jì)學(xué)評(píng)價(jià)該流域土壤重金屬Pb、Ni污染狀況，并分析其主要社會(huì)影響因素，以期為該流域土壤重金屬污染防治和經(jīng)濟(jì)的可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

石亭江屬沱江水系 (103°59＇08″～ 104°15＇55″E，31°01＇38″～31°16＇55″N)，發(fā)源于龍門(mén)山，自西北向東南流，最終匯入沱江支流北河。該區(qū)屬于亞熱帶濕潤(rùn)氣候，四季分明，年平均氣溫15.8℃，無(wú)霜期約280 d，年降雨量800～1000 mm。成土母質(zhì)以第4系全新統(tǒng)灰沖積物和更新統(tǒng)老沖積物為主，土壤類(lèi)型以水稻土和潮土為主。研究區(qū)渠道縱橫，自流灌溉。主要作物是水稻、小麥、玉米和油菜。區(qū)內(nèi)共有集鎮(zhèn)11個(gè)，交通運(yùn)輸便利，小化工廠數(shù)量較多。

1.2 研究方法

1.2.1 樣點(diǎn)采集及分析

在收集調(diào)查石亭江流域地形、母質(zhì)、土壤類(lèi)型、土地利用等資料的基礎(chǔ)上，于2008年4月底進(jìn)行采樣。土壤樣點(diǎn)總數(shù)共91個(gè)，每個(gè)樣點(diǎn)土壤由同一地塊的3個(gè)0～20 cm表層子樣混合組成。同時(shí)，通過(guò)收集采樣區(qū)圖件和實(shí)地調(diào)查，得到區(qū)域集鎮(zhèn)、水渠、化工廠和公路等分布數(shù)據(jù) (圖1)。

待測(cè)土樣自然風(fēng)干后，去除石塊及植物殘?bào)w，磨細(xì)后過(guò)2 mm篩。土壤pH采用電位法測(cè)定 (土水比為1∶5)。Pb和Ni采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸消煮，原子分光光度計(jì)測(cè)定二者含量。

1.2.2 土壤重金屬含量空間分布

為更直觀地了解區(qū)域土壤Pb、Ni的含量分布情況，同時(shí)為社會(huì)經(jīng)濟(jì)影響因素分析提供基礎(chǔ)空間數(shù)據(jù)，本研究利用Arc GIS10.0中的Geostatistical Analyst工具，采用普通克里格 (Ordinary Kriging)插值法，將已知的91個(gè)點(diǎn)數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為研究區(qū)的面域數(shù)據(jù)，得到石亭江游流域土壤Pb和Ni含量的空間分布圖。

圖1 研究采樣點(diǎn)示意Fig.1 Location of sampling points

1.2.3 污染評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)及方法

在本研究中，土壤重金屬污染評(píng)價(jià)采用常見(jiàn)的單因子指數(shù)法及內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法［3，10］，以國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn) (GBl5618-1995)［11］評(píng)價(jià)區(qū)域土壤重金屬Pb和Ni的污染情況。

(1)單因子指數(shù)法。它是對(duì)單一重金屬元素污染特定區(qū)域進(jìn)行評(píng)價(jià)，公式如下:

式中，Pi為土壤污染物i的環(huán)境質(zhì)量指數(shù);Ci為污染物實(shí)測(cè)濃度;Si為污染物i的國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值。盡管基于土壤采樣點(diǎn)的單因子指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果能反映樣點(diǎn)的污染特征，但難于反映所在區(qū)域土壤污染的空間變異，即難以全面反映區(qū)域土壤重金屬污染的空間結(jié)構(gòu)性和隨機(jī)性。因此，本文基于Arc GIS 10.0平臺(tái)，將地理信息系統(tǒng)、地統(tǒng)計(jì)學(xué)和單因子指數(shù)法相結(jié)合，以便更直觀反映土壤污染的區(qū)域特征。

(2)內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法。該指數(shù)全面反映了各個(gè)污染物對(duì)土壤的不同作用，突出了污染指數(shù)最大的污染物對(duì)環(huán)境的影響和作用，能較直觀地反映污染程度。公式如下:

單因子指數(shù)法及內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法污染等級(jí)劃分標(biāo)準(zhǔn)詳見(jiàn)參考文獻(xiàn)［3］。

1.2.4 基于GIS的影響因素分析

本文根據(jù)研究區(qū)的實(shí)際情況調(diào)查，選取集鎮(zhèn)、水渠、化工廠和公路作為主要研究的社會(huì)經(jīng)濟(jì)因素。首先將這些因素的調(diào)查資料數(shù)字化成相應(yīng)的圖層，其次根據(jù)野外調(diào)查結(jié)果在各圖層上利用Arc GIS軟件的緩沖區(qū)分析確定同一因素不同距離的影響區(qū)域范圍，隨后將該影響區(qū)域圖層與土壤重金屬的空間分布圖層聯(lián)合操作，進(jìn)行空間區(qū)域統(tǒng)計(jì)分析獲得特定影響范圍內(nèi)某重金屬的平均含量。最后，通過(guò)SPSS19.0將不同影響距離與對(duì)應(yīng)的土壤Pb、Ni平均含量進(jìn)行回歸分析，建立變化趨勢(shì)模型。

1.2.5 常規(guī)統(tǒng)計(jì)分析

采用SPSS19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行描述性統(tǒng)計(jì)、平均數(shù)差異檢驗(yàn) (LSD)和相關(guān)回歸建模分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤Pb、Ni含量統(tǒng)計(jì)及評(píng)價(jià)

統(tǒng)計(jì)結(jié)果表明，研究區(qū)土壤Pb、Ni平均含量分別為36.15 ±7.33 mg/kg和 32.45 ±5.27 mg/kg(表1)。參比成都平原土壤算術(shù)平均背景值［11］，土壤Pb超背景率為74.73%，但所有樣點(diǎn)均未超出國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，僅為輕度污染;土壤Ni含量相較成都平原土壤背景值超過(guò)率為50.55%，Ni樣點(diǎn)中最大值超過(guò)了國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn) (該點(diǎn)pH＜6.5)，存在小面積污染。

表1 土壤Pb和Ni含量統(tǒng)計(jì)(n=91)Tab.1 Statistics for soil Pb and Ni contents (mg/kg)

圖2 土壤Pb、Ni含量空間分布(mg/kg)Fig.2 Spatial distribution of soil Pb and Ni

為了更直觀地了解土壤污染的區(qū)域特征，本文利用 Arc GIS10.0中的 Geostatistical Analyst工具，采用普通克里格 (Ordinary Kriging)插值法獲得石亭江流域土壤Pb和Ni空間分布圖 (圖2)。二者總體分布均呈由北向南遞減趨勢(shì)。研究區(qū)北部土壤Pb含量均在45.00 mg/kg以上，為Pb含量最高的區(qū)域。西部區(qū)域含量中等，在35.00～40.00 mg/kg之間;而東南部含量最低，均小于35.00 mg/kg。土壤Ni含量最高的地區(qū)在北部和中上部，含量大于36.00 mg/kg;西南部含量中等，在 30.00～33.00 mg/kg之間。Ni最低值區(qū)與Pb一樣，集中在東南部，均小于30.00 mg/kg。

將樣點(diǎn)Pb、Ni含量與土壤環(huán)境質(zhì)量國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值代入公式 (1)中計(jì)算出的單因子污染指數(shù)(表2)，表明土壤Pb污染指數(shù)均值為0.17，處于安全水平;土壤Ni平均污染指數(shù)為0.76，有4個(gè)采樣點(diǎn)污染指數(shù)超過(guò)安全標(biāo)準(zhǔn)值1，超標(biāo)率為4.40%，屬于二級(jí)輕度污染。這表明Ni在局部區(qū)域土壤中積累程度較高。單個(gè)樣點(diǎn)只能反映出該點(diǎn)重金屬含量水平，不能很好地反映整個(gè)區(qū)域的空間分布格局。因此，本文將地理信息系統(tǒng)、地統(tǒng)計(jì)學(xué)和單因子污染指數(shù)法相結(jié)合，利用普通克里格(Ordinary Kriging)插值法得出采樣點(diǎn)單因子污染指數(shù)值的空間分布圖 (圖3)。

表2 土壤Pb和Ni污染評(píng)價(jià)統(tǒng)計(jì)Tab.2 Statistics for pollution assessment of soil Pb and Ni

圖3 土壤Pb、Ni單因子污染指數(shù)的空間分布Fig.3 Spatial distribution for single factor pollution index of soil Pb，Ni

土壤Pb、Ni單因子污染指數(shù)的空間分布總體上與其含量空間分布格局相似，從北向南或東南呈遞減趨勢(shì)(圖3)。其中，土壤Pb污染指數(shù)僅北部有極小部分區(qū)域大于0.19，其余區(qū)域總體偏低(均小于0.19)，不存在污染。土壤Ni污染指數(shù)值超過(guò)安全值1.0的超標(biāo)率為4.40%，主要出現(xiàn)在區(qū)域北部、中西部，存在輕度Ni污染;污染指數(shù)值處于0.70～0.90范圍的區(qū)域最大，較接近1.0警戒值，存在潛在的污染威脅。因此，研究區(qū)北部因鄰接附近九頂山礦區(qū)，其Pb、Ni含量總體較高，應(yīng)重點(diǎn)治理。

從內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法評(píng)價(jià)結(jié)果來(lái)看 (表2)，區(qū)域土壤Pb整體處于安全范圍;土壤Ni綜合污染指數(shù)為1.00，超過(guò)一級(jí)安全標(biāo)準(zhǔn)，處二級(jí)警戒水平。

綜合以上兩種評(píng)價(jià)結(jié)果看，石亭江流域土壤Pb處于安全水平;局部土壤Ni存在輕度污染，應(yīng)采取相應(yīng)措施進(jìn)行治理修復(fù)，防止污染擴(kuò)散。

2.2 影響因素分析

重金屬在土壤中的累積受自然及社會(huì)等因素的共同影響。目前多數(shù)研究側(cè)重于分析成土母質(zhì)、有機(jī)質(zhì)、pH等自然因素或土地利用類(lèi)型等社會(huì)因素對(duì)土壤重金屬的影響［7，12］。本文重點(diǎn)探索區(qū)內(nèi)集鎮(zhèn)、水渠、化工廠、公路等社會(huì)經(jīng)濟(jì)因子與土壤中Pb、Ni含量的關(guān)系。

2.2.1 集鎮(zhèn)

隨著我國(guó)城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展，集鎮(zhèn)周邊鄉(xiāng)村逐漸從發(fā)展農(nóng)業(yè)為主轉(zhuǎn)向多產(chǎn)業(yè)共同發(fā)展，但由此產(chǎn)生的環(huán)境污染問(wèn)題日益突出［3］。本研究將距離集鎮(zhèn)的土壤分為0～2 km、2～4 km、4～6 km、6～8 km及8～10 km等5個(gè)范圍，以區(qū)域內(nèi)11個(gè)集鎮(zhèn)為研究對(duì)象，統(tǒng)計(jì)結(jié)果見(jiàn)圖4a和b。

結(jié)果表明，與集鎮(zhèn)的距離同土壤重金屬Pb、Ni的含量極顯著相關(guān) (P＜0.01)。隨著與集鎮(zhèn)距離的增加，兩者含量極顯著直線性減少(P＜0.01)。其中，在0～2 km、2～4 km范圍內(nèi)，土壤Pb、Ni含量較高且基本無(wú)變化。集鎮(zhèn)是污染源的綜合體，人類(lèi)活動(dòng)帶來(lái)的生活垃圾、交通灰塵、工業(yè)三廢等產(chǎn)生的重金屬都是保護(hù)土壤質(zhì)量的潛在威脅［13，14］。集鎮(zhèn)內(nèi)人類(lèi)活動(dòng)最頻繁的區(qū)域是以鎮(zhèn)中心為圓心的面域，距集鎮(zhèn)中心0～4 km范圍內(nèi)人類(lèi)活動(dòng)較頻繁，因此該范圍內(nèi)土壤Pb、Ni平均含量均較高。但土壤Pb、Ni含量在4～10 km范圍內(nèi)呈極顯著遞減 (P＜0.01)，是因?yàn)檫@部分區(qū)域土地多為農(nóng)用地，人口密度明顯減小，人類(lèi)活動(dòng)頻率相對(duì)減弱，潛在重金屬威脅較小。

2.2.2 水渠

石亭江流域農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)頻繁，農(nóng)田灌溉用水主要利用水渠自流灌溉，因此水渠分布密集。本研究將研究區(qū)距離水渠的土壤范圍分為0～300 m、300～600 m、600～900 m、900～1200 m和1200～1500 m共5個(gè)距離段，水渠附近土壤Pb、Ni含量統(tǒng)計(jì)如圖4c和d所示。隨著與水渠距離的增加，土壤Pb平均含量明顯呈指數(shù)式減少 (P＜0.01)，土壤Ni則呈極顯著線性減少 (P＜0.01)。區(qū)域上游臨近采礦區(qū)，采礦作業(yè)粉塵及廢水和沿途生產(chǎn)、生活廢水共同經(jīng)水渠分散至整個(gè)流域，因而水渠長(zhǎng)期灌溉會(huì)對(duì)兩岸土壤中重金屬的積累也會(huì)產(chǎn)生一定影響 (P＜0.01)。部分企業(yè)為節(jié)約成本或排污設(shè)備故障可能引起未經(jīng)規(guī)范處理的污水排放進(jìn)入地表水體，造成水渠兩側(cè)土壤重金屬的緩慢累積［15］。

2.2.3 化工廠

圖4 土壤鉛、鎳含量與集鎮(zhèn)、水渠、化工廠與公路的關(guān)系Fig.4 Correlation of soil Pb，Ni with the distances away from town，ditch，chemical factory and road

化工廠排放的廢水中含Pb和Ni，在流動(dòng)過(guò)程中可能滲透至沿途土壤中，排放的粉塵和廢氣則通過(guò)雨水或自然沉降至周邊土壤，使土壤中重金屬的含量升高。本研究選取區(qū)內(nèi)43個(gè)化工廠，將距離化工廠的土壤范圍分為0～10 m、10～20 m、20～30 m、30～40 m、40～50 m、50～60 m等，統(tǒng)計(jì)結(jié)果見(jiàn)圖4e和f。隨著與化工廠距離的增加，土壤Pb和Ni含量均呈極顯著線性降低趨勢(shì)(P＜0.01)。Pb和Ni常被用于化學(xué)品生產(chǎn)，其制造過(guò)程難免或多或少會(huì)向廠區(qū)外排放;附近土壤作為接納體之一，其Pb、Ni含量會(huì)增加。

2.2.4 公路

Pereira等人的研究表明，道路灰塵是土壤重金屬的來(lái)源之一［16］。本研究選取車(chē)流量較大的省道作為研究對(duì)象，對(duì)不同范圍內(nèi)土壤Pb、Ni平均含量進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，將距離公路的土壤范圍分為0～20 m、20～40 m、40～60 m、60～80 m及80～100 m等。結(jié)果表明 (圖4g和h)，隨著距離的增加Pb含量呈顯著線性降低 (P＜0.01)，靠近公表層土壤Pb含量最高。這可能與公路在運(yùn)輸過(guò)程中汽油燃燒釋放的尾氣、汽車(chē)零部件磨損等產(chǎn)生的粉塵進(jìn)入鄰近土壤，造成土壤Pb累積有關(guān)［17］。然而，土壤Ni含量與公路的距離關(guān)系不明顯 (P＞0.05)。

3 結(jié)論

3.1 石亭江流域土壤中，91個(gè)土壤樣點(diǎn)重金屬Pb和Ni的平均含量分別為 36.15 ±7.33 mg/kg和32.45±5.27 mg/kg。單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法評(píng)價(jià)結(jié)果表明，研究區(qū)內(nèi)土壤Pb含量均低于國(guó)家土壤質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，屬安全范圍;土壤Ni則有4個(gè)樣點(diǎn)超標(biāo)，為二級(jí)警戒水平，局部出現(xiàn)輕污染。兩種土壤重金屬含量及單因子污染指數(shù)均呈從北向南或東南逐漸減少的空間分布格局。

3.2 在一定范圍內(nèi)，土壤Pb含量明顯與集鎮(zhèn)、水渠、化工廠和公路的距離呈線性或指數(shù)式減少(P＜0.01);土壤Ni含量明顯與集鎮(zhèn)、水渠、化工廠的距離呈線性減少 (P＜0.01)，但與公路的距離關(guān)系不明顯 (P＞0.05)。

［1］Obi E，Akunyili D N，Ekpo B，et al.Heavy metalhazards of Nigerian herbal remedies［J］.Science of the Total Environment，2006，369(1～3):35-41.

［2］Li B Y，Zhou D M，Cang L，et al.Soil micronutrient availability to crops as affected by long-term inorganic and organic fertilizer applications［J］.Soil ＆ Tillage Research，2007，96:166-173.

［3］Li X P，F(xiàn)eng L N.Spatial distribution of hazardous elements in urban topsoils surrounding Xi’an industrial areas，(NW，China):Controlling factors and contamination assessments ［J］.Journal of Hazardous Materials，2010，174:662-669.

［4］Gowd S S，Reddy M R，Govil P K.Assessment of heavy metal contamination in soils at Jajmau(Kanpur)and Unnao Industrial Areas of the Ganga Plain，Uttar Pradesh，India［J］.Journal of Hazardous Materials，2010，174(1-3):113-121.

［5］Chen T B，Zheng Y M，Lei M，et al.Assessment of heavy metal pollution in surface soils of urban parks in Beijing，China［J］.Chemosphere，2005，60(4):542-551.

［6］Suresh G，Sutharsan P，Ramasamy V，et al.Assessment of spatial distribution and potential ecological risk of the heavy metals in relation to granulometric contents of Veeranam lake sediments，India［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2012，84:117-124.

［7］劉 潔，張世熔，李 婷，等.基于GIS和GPS的沱江中游土壤鎘和鉛空間變異研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2009，28(10):2035-2041.

［8］Zeng F R，Ali S，Zhang H T，et al.The Influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants［J］.Environmental Pollution，2011，159(1):84-91.

［9］蔡 艷，蔣 琴，張世熔，等.震后土壤Cu Zn分布特征及影響因素研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29(1):110-115.

［10］Guo G H，Wu F C，Xie F Z，et al.Spatial distribution and pollution assessment of heavy metals in urban soils from southwest China［J］.Journal of Environmental Sciences，2012，24(3):410-418.

［11］中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站，北京大學(xué)，中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)應(yīng)用生態(tài)研究所，等.中國(guó)土壤元素背景值［M］.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1990.

［12］Lv J S，Liu Y，Zhang Z L，et al.Factorial kriging and stepwise regression approach to identify environmental factors influencing spatial multi-scale variability of heavy metals in soils［J］.Journal of Hazardous Materials，2013，261:387-397.

［13］施加春，劉杏梅，于春蘭，等.浙北環(huán)太湖平原耕地土壤重金屬的空間變異特征及其風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究［J］.土壤學(xué)報(bào)，2007，44(5):824-830.

［14］Lacarce E，Saby N P A，Martin M P，et al.Mapping soil Pb stocks and availability in mainland France combining regression trees with robust geostatistics［J］.Geoderma，2012，170:359-368.

［15］李法虎，黃冠華，鄧 健.污水灌溉對(duì)土壤浸提液元素濃度變化影響的田間實(shí)驗(yàn)研究［J］.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2005，21(11):124-129.

［16］Pereira P A D P，Lopes W A，Carvalho L S，et al.Atmospheric concentrations and dry deposition fluxes of particulate trace metals in Salvador，Bahia，Brazil ［J］. Atmospheric Environment，2007，41(36):7837-7850.

［17］Yay O D，Alagha O，Tuncel G.Multivariate statistics to investigate metal contamination in surface soil［J］.Journal of Environmental Management，2008，86:581-594.