鄭杰，王志杰，王磊,3，喻理飛,2,3,*，嚴(yán)令斌，柳書(shū)俊

1. 貴州大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，貴陽(yáng) 550025 2. 山地植物資源保護(hù)與種質(zhì)創(chuàng)新省部共建教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴陽(yáng) 550025 3. 山地生態(tài)與農(nóng)業(yè)生物工程協(xié)同創(chuàng)新中心，貴陽(yáng) 550025 4. 貴州大學(xué)茶學(xué)院，貴陽(yáng) 550025

土壤重金屬污染已成為世界性的環(huán)境問(wèn)題。受人類(lèi)活動(dòng)影響，例如采礦、廢水排放、垃圾堆放和大氣沉降，土壤重金屬不斷積累[1-3]。土壤重金屬具有高毒性、不可降解性、弱移動(dòng)性和生物富集性等污染特點(diǎn)[4]，土壤重金屬積累將會(huì)危害土壤生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能，并間接對(duì)人體健康和其他生物造成危害[5-7]。

目前，土壤重金屬污染研究主要集中于重金屬的來(lái)源解析、空間分布特征、污染評(píng)價(jià)和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)等方面[8-10]。以往的研究主要集中在單一的農(nóng)業(yè)類(lèi)型或城郊農(nóng)業(yè)土地利用方式上，以集合了多種土地利用類(lèi)型的流域生態(tài)系統(tǒng)為研究區(qū)域的研究較少。相關(guān)研究表明，不同利用方式下濕地土壤重金屬含量差異顯著[11]，土地利用方式在轉(zhuǎn)換過(guò)程中會(huì)引起Pb、Cr、Zn和Cd的濃度變化[12]，自然土地利用方式通過(guò)影響土壤有機(jī)質(zhì)等因素，間接影響著土壤重金屬負(fù)荷水平及分布[13]。因此，在流域尺度上研究土壤重金屬污染狀況，有利于流域農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整和重金屬污染管控，對(duì)改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境和提高生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值具有重要意義。

貴州草海流域是喀斯特高原生態(tài)脆弱區(qū)典型的小流域，近年來(lái)流域土法煉鋅活動(dòng)引起的土壤重金屬污染問(wèn)題越來(lái)越受到關(guān)注。然而，當(dāng)前草海流域土壤重金屬污染研究，主要集中于耕地和沉積物[14-15]，難以為流域尺度的重金屬污染識(shí)別和防治提供決策支持。鑒于此，本研究以草海流域不同土地利用方式為研究對(duì)象，分析表層土壤重金屬Hg、Cd、As、Cu、Pb、Ni、Cr和Zn含量，利用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法(RI)和反距離權(quán)插值法(IDW)研究草海流域土壤重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)及空間分布，旨在揭示草海流域不同土地利用方式下土壤重金屬的污染特征及分布規(guī)律，以期為流域土壤重金屬污染防治提供參考依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州省畢節(jié)市，東經(jīng)04°10’16’’～104°20’40’’，北緯26°47’32’’～26°52’52’’。研究區(qū)是我國(guó)特有的黑頸鶴等珍稀鳥(niǎo)類(lèi)的棲息地，是一個(gè)完整的、典型的喀斯特高原小流域。研究區(qū)地勢(shì)東部最高、西南部較高，中部為湖區(qū)，流域出水口在西北部，平均海拔為2 171.7 m，流域面積為96 km2，土壤類(lèi)型以黃壤、黃棕壤為主，土地利用類(lèi)型主要耕地、林地、灌草地、城鎮(zhèn)用地和水域。研究區(qū)歷史上有著名的“土法煉鋅”工業(yè)，至今仍見(jiàn)大量的煉鋅廢棄爐、廢棄渣，對(duì)區(qū)域土壤環(huán)境造成嚴(yán)重污染。近年來(lái)，研究區(qū)管理者開(kāi)展了3種生態(tài)保護(hù)模式，即流域西南部黑頸鶴棲息地保護(hù)(Ⅰ)、北部面山退耕還林及綠化(Ⅱ)和流域東部自然植被恢復(fù)區(qū)(Ⅲ)(圖1)，以改善草海湖水質(zhì)和保護(hù)黑頸鶴的棲息地與覓食地。

1.2 樣品采集與測(cè)定

以上述3種生態(tài)保護(hù)模式為基本單元，根據(jù)單元內(nèi)不同土地利用類(lèi)型面積權(quán)重確定土壤采樣點(diǎn)數(shù)量，同時(shí)保證各單元不同土地利用類(lèi)型至少具有3個(gè)采樣點(diǎn)。在實(shí)際采樣過(guò)程中，對(duì)于落在道路、建筑等不適合采樣的點(diǎn)，調(diào)整到臨近樣地進(jìn)行取樣，利用GPS確定采樣點(diǎn)的實(shí)際坐標(biāo)位置，實(shí)際共采集75個(gè)土壤樣點(diǎn)，包含耕地36個(gè)，林地14個(gè)，灌草地11個(gè)，城鎮(zhèn)用地14個(gè)(圖1)。各采樣點(diǎn)采用梅花取樣法采集5個(gè)分點(diǎn)，各分點(diǎn)取表層(0～20 cm)土壤1 kg，采用四分法從中選取1 kg多點(diǎn)混合樣品一份，編號(hào)、裝入聚乙烯塑料袋，作為代表該采樣點(diǎn)的混合樣品。將土壤樣品帶回實(shí)驗(yàn)室剔除石頭和植物殘?bào)w，自然風(fēng)干，經(jīng)磨碎、過(guò)100目尼龍網(wǎng)篩、混勻等處理之后保存待測(cè)。土壤樣品采用HNO3-HCl-HF-HClO4法電熱板加熱消解并處理后，As和Hg含量用PERSEE原子熒光光機(jī)(PF-7)測(cè)定，Cd、Cu、Pb、Cr、Zn和Ni的含量用火焰原子吸收光譜儀(Agilent200AA)測(cè)定。每批土壤做3次空白樣和平行樣，取平均值作為樣品重金屬元素的最終含量。測(cè)試過(guò)程中加入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)土壤參比物質(zhì)(GSS-12)進(jìn)行質(zhì)量控制，各重金屬的回收率均在國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)的允許范圍內(nèi)。

1.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法

采用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(potential ecological risk index, RI)進(jìn)行評(píng)價(jià)[16]，計(jì)算公式為:

1.4 反距離權(quán)重插值法

在ArcGIS10.2中對(duì)4種土地利用類(lèi)型分別進(jìn)行反距離權(quán)插值法(IDW)制圖，采用土地利用矢量圖融合得到研究區(qū)土壤重金屬含量和風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)空間分布圖。IDW基本原理是空間異質(zhì)性和空間自相關(guān)性為前提和基礎(chǔ)，以插值點(diǎn)與樣本點(diǎn)的距離為權(quán)重進(jìn)行加權(quán)平均，離插值點(diǎn)越近的樣本點(diǎn)賦予的權(quán)重越大。

圖1 研究區(qū)生態(tài)保護(hù)模式與和采樣點(diǎn)Fig. 1 Ecological protection model and sampling points in the study area

表1 富集指數(shù)與污染程度和潛在生態(tài)程度Table 1 Enrichment index and pollution degree and potential ecological level

2 結(jié)果和討論(Results and discussion)

2.1 草海流域土壤重金屬含量統(tǒng)計(jì)分析

由表2可知，Hg、Cd、As、Cu、Pb、Ni、Cr和Zn含量的平均值分別是0.13、2.71、19.39、39.87、62.71、45.16、91.67和169.23 mg·kg-1，分別為貴州省背景值的1.17、4.11、0.97、1.25、1.78、1.15、0.96和1.70倍，變異系數(shù)分別為188.42%、51.47%、41.62%、33.41%、117.61%、33.09%、26.92%和60.89%。其中Hg(188.42%)、Pb(117.61%)、Zn(60.89%)和Cd(51.47%)的變異系數(shù)超過(guò)了50%，變異比較明顯，表明它們受到外界影響比較強(qiáng)烈，空間異質(zhì)性較大，受人為因素影響的可能性較大，可能由研究區(qū)工業(yè)、農(nóng)業(yè)和交通等[18-19]人為活動(dòng)所導(dǎo)致。

進(jìn)一步分析表明(ANOVA，P=0.05，SPSS22)，研究區(qū)不同土地利用方式僅對(duì)Cd和Zn含量有顯著影響(P<0.05)，而對(duì)Hg、As、Cu、Pb、Ni和Cr含量無(wú)顯著影響(P>0.05)。其中，城鎮(zhèn)用地Cd顯著高于耕地、林地和灌草地(P<0.05)，Cd在耕地、林地和灌草地中無(wú)顯著差異(P>0.05)，城鎮(zhèn)用地Zn顯著高于耕地和灌草地(P<0.05)，Zn在耕地、林地和灌草地中無(wú)顯著差異(P>0.05)，表明城鎮(zhèn)用地對(duì)Cd和Zn負(fù)荷影響有顯著作用。呂建樹(shù)和何華春[20]研究認(rèn)為，Cd和Zn在城鎮(zhèn)建設(shè)用地的平均含量顯著高于其他地類(lèi)，其原因是受成土母質(zhì)和人類(lèi)活動(dòng)(工業(yè)、交通和農(nóng)業(yè))共同影響。本研究中城鎮(zhèn)用地包含工礦用地、居民住地和交通運(yùn)輸用地，由于研究區(qū)電焊廠、化肥和鋼鐵加工廠相對(duì)較發(fā)達(dá)，它們通常是Cd和Zn的污染源[21]，交通運(yùn)輸、汽車(chē)輪胎磨損和尾氣排放都是Cd和Zn的重要來(lái)源[22]，因此，導(dǎo)致城鎮(zhèn)用地中Cd和Zn含量顯著提升。此外，由于研究區(qū)歷史土法煉鋅和研究區(qū)屬于Cd高背景區(qū)[23]，致使Cd和Zn明顯高于區(qū)域背景值。

表2 土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計(jì)Table 2 Descriptive statistics of soil heavy metal

注：不同小寫(xiě)字母表示同列差異顯著(P<0.05)，下同。
Note: The different lowercase letters indicate significant differences within the same columns (P<0.05), the same below.

2.2 土壤重金屬的空間分布特征

由圖2可知，Pb、Ni、Cr和Zn的高值主要出現(xiàn)在西南角，該區(qū)域主要的土地利用類(lèi)型為林地和耕地，Cd的高值主要出現(xiàn)在東南部，該區(qū)域也出現(xiàn)了Pb和Zn的高值，該區(qū)域主要的土地利用類(lèi)型為林地和城鎮(zhèn)用地，這表明，Pb-Ni-Cr-Zn、Cd-Pb-Zn之間具有一定的空間關(guān)聯(lián)性，表明它們可能有共同的來(lái)源。研究認(rèn)為，農(nóng)業(yè)用地中添加的磷肥、含量復(fù)合肥和有機(jī)肥，以及城鎮(zhèn)垃圾中均含有Pb、Ni、Cr、Zn和Cd等重金屬[24]。相關(guān)資料[15]結(jié)合現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，草海流域東部集雨區(qū)范圍內(nèi)曾有大量的土法煉鋅遺留廢棄爐117 000 t，分布面積約0.32 km2，流域西南部曾經(jīng)也有土法煉鋅活動(dòng)，至今仍見(jiàn)大量的土法煉鋅遺留廢棄爐、廢棄渣。在本研究中這些元素的高值與土法煉鋅遺址分布比較吻合(圖1和圖2)。當(dāng)年煉鋅產(chǎn)生的大量黑色煙塵，含有Cd、Pb、Zn、Cr和Ni等重金屬元素，沉降于土壤中，對(duì)周?chē)寥涝斐蓢?yán)重污染，因此，推測(cè)土法煉鋅活動(dòng)是導(dǎo)致這些重金屬含量提升的主要原因。

許多研究指出，工業(yè)、交通運(yùn)輸、污水和農(nóng)業(yè)是Cu的主要來(lái)源[25-26]。本研究中Cu的高值主要出現(xiàn)在東北部(圖2)，其土地利用類(lèi)型主要為城鎮(zhèn)用地和灌草地。該區(qū)域靠近威寧縣城，電焊廠、化肥和鋼鐵加工廠相對(duì)發(fā)達(dá)，縣城排水排污系統(tǒng)不夠完善，大量的生活垃圾和污水被隨意排放，致使這些區(qū)域Cu含量提高。本研究中Hg分布均勻，其高值呈零星分布模式，Hg的平均值比背景值偏高，變異系數(shù)較大(圖2和表2)，人為來(lái)源(工業(yè)、交通、污水和大氣沉降)和自然(土壤地質(zhì))來(lái)源對(duì)土壤中的Hg均有貢獻(xiàn)，本研究結(jié)果與相關(guān)研究結(jié)果一致[23]。本研究中As的高值呈零星分布，變異系數(shù)較小，同時(shí)沒(méi)有超過(guò)貴州省背景值，并且在流域內(nèi)分布比較均勻(圖2、表2)，因此，推測(cè)As主要受地質(zhì)背景控制，本研究結(jié)果與余蔥蔥等[27]的研究結(jié)果一致。

2.3 不同土地利用類(lèi)型土壤重金屬潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

顯著性分析(ANOVA，P=0.05，SPSS22)表明，不同土地利用方式僅對(duì)Cd和Zn的富集水平和單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)有顯著影響(P<0.05)，對(duì)其余重金屬的富集水平和單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)無(wú)顯著影響(P>0.05)(表3)。草海流域土壤重金屬RI的平均值為204.59，為中度風(fēng)險(xiǎn)水平(150≤RI<300)(表4)。4種不同土地利用類(lèi)型土壤重金屬的RI平均值有所差異，由大到小依次為城鎮(zhèn)用地(243.66)、耕地(209.71)、林地(192.50)和灌草地(153.53)，但均為中度風(fēng)險(xiǎn)水平(表4)。

圖2 不同土地利用類(lèi)型下土壤重金屬含量的空間分布Fig. 2 Spatial distribution of soil heavy metal content under different land use types

圖3 土壤重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)空間分布Fig. 3 Spatial distribution of potential ecological risks of heavy metals of soil

表4 不同土地利用方式下土壤重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)Table 4 Potential ecological risks of soil heavy metals under different land use patterns

2.4 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的空間分布

根據(jù)RI計(jì)算公式得到75個(gè)采樣點(diǎn)的RI值，即草海流域土壤RI變化范圍處在68.60～985.29之間，采用IDW法，按照Hakanson分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)劃分綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)，結(jié)果如圖3所示。

由圖3可知，草海流域土壤重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)空間分布差異較小。中度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)是流域主要的風(fēng)險(xiǎn)類(lèi)型，4種土地利用類(lèi)型均有分布，其面積很大且連續(xù)性高。很強(qiáng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)主要分布在東北部，其土地利用類(lèi)型主要是城鎮(zhèn)用地和灌草地。較強(qiáng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)主要分布在2個(gè)區(qū)域：一是流域東部中段，其土地利用類(lèi)型主要以灌草地為主；二是流域西南部，其土地利用類(lèi)型主要是耕地和林地；此外在流域南部和北部有小面積分布，以耕地類(lèi)型為主。輕度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)面積相對(duì)較少，在西北部、北部呈聚集分布模式，其土地利用類(lèi)型主要為耕地和建設(shè)用地；在東部呈斑塊分布模式，其土地利用類(lèi)型主要為林地。

據(jù)圖3可看出，Ⅰ區(qū)和Ⅱ區(qū)主要以輕度和中度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)為主，較強(qiáng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較少，無(wú)很強(qiáng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；Ⅲ區(qū)輕度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較少，以中度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)為主，存在一定面積的較強(qiáng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和很強(qiáng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。這表明，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)在Ⅲ區(qū)最高，Ⅰ區(qū)次之，Ⅱ區(qū)最低，分析原因，可能是由土法煉鋅活動(dòng)不均勻性和土地利用方式的不同導(dǎo)致。本研究清晰地反映了不同土地利用方式下土壤重金屬的含量及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)(圖2和圖3)與“土法煉鋅”遺址(圖1)的空間關(guān)系，推測(cè)“土法煉鋅”和城鎮(zhèn)土地利用方式是導(dǎo)致研究區(qū)土壤重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)為中度風(fēng)險(xiǎn)水平的主要原因。因此，為了防止土壤重金屬對(duì)草海湖水質(zhì)和黑頸鶴棲息地造成污染，相關(guān)管理部門(mén)應(yīng)當(dāng)在清除土法煉鋅殘?jiān)屯晟婆潘盼巯到y(tǒng)的前提下，減少流域內(nèi)的城鎮(zhèn)用地，控制工業(yè)數(shù)量，采取有效的管控措施，避免土壤重金屬進(jìn)一步擴(kuò)大污染范圍。