廣州市污染土壤重金屬的空間分布及其風(fēng)險評價

劉 奕，胡立嵩*，張彩香，謝夢縈，謝新末，黃長生

1.武漢工程大學(xué)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，湖北 武漢 430074；2.中國地質(zhì)大學(xué)生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點實驗室，湖北 武漢 430074；3.中國地質(zhì)調(diào)查局武漢地質(zhì)調(diào)查中心，湖北 武漢 430205

2014年全國土壤污染調(diào)查顯示，全國土壤總的污染超標(biāo)率為16.1%，污染類型以無機型為主。Cd、As、Cu、Pb四種無機污染物的超標(biāo)率分別為7.0%、2.7%、2.1%、1.5%，屬于8種無機污染物中超標(biāo)率較高的4種金屬元素［1］。因此《土十條》將鎘、砷、鉛等重金屬列為監(jiān)管重點，要求明確各類污染源并進(jìn)行嚴(yán)格監(jiān)控，到2020年全國土壤污染加重趨勢得到初步遏制，土壤環(huán)境風(fēng)險得到基本管控［2-3］。

根據(jù)土壤污染分布情況，南方土壤污染明顯重于北方，長江三角洲、珠江三角洲等部分區(qū)域土壤重金屬超標(biāo)范圍較大［4-5］。珠江-西江經(jīng)濟帶作為六個先行試驗區(qū)之一，已經(jīng)開始加強重金屬污染綜合防治和土壤污染治理。本文在珠江-西江經(jīng)濟帶先行試驗區(qū)環(huán)境地質(zhì)調(diào)查的基礎(chǔ)之上對污染較嚴(yán)重的地區(qū)進(jìn)行了詳查，利用地理信息系統(tǒng)對該地區(qū)的空間變異及空間分布特征進(jìn)行了分析［6-8］，并采用潛在生態(tài)風(fēng)險評價法對該地區(qū)重金屬污染整體情況進(jìn)行了評價［9-10］，旨在為廣州市土壤污染治理及土地利用提供一定的理論基礎(chǔ)。

1 實驗部分

1.1 土壤樣品采集

在珠江-西江經(jīng)濟帶先行試驗區(qū)1∶50 000環(huán)境地質(zhì)調(diào)查的土壤重金屬污染狀況基礎(chǔ)上，本研究對廣州市重金屬污染較嚴(yán)重的地區(qū)進(jìn)行詳查（采樣點如圖1），首先對采樣區(qū)進(jìn)行功能分區(qū)，如生活區(qū)、工業(yè)（園）區(qū)、農(nóng)業(yè)區(qū)、重點污染區(qū)及工業(yè)場地等區(qū)域。根據(jù)《土壤環(huán)境檢測技術(shù)規(guī)范》（HJ/T166—2004）［11］，采用“梅花形”采樣方法進(jìn)行布點，主要采集表層土（0 cm～20 cm），將采取的4或5個點混合為1個土樣，利用四分法取樣。樣品共計69個。

圖1 采樣點分布圖Fig.1 Distribution diagram of sampling points

1.2 樣品分析

所有土壤樣品自然風(fēng)干，剔除其中的樹枝、石頭等雜物，研磨后過孔徑0.075 mm篩，存于自封袋中，用于樣品理化性質(zhì)的測定。

土壤 pH 的測定標(biāo)準(zhǔn)為 NY/T1377—2007［12］。重金屬含量送往武漢市地調(diào)院統(tǒng)一測定，采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用Excel2010和SPSS22.0對數(shù)據(jù)進(jìn)行描述性統(tǒng)計分析，用統(tǒng)計軟件ArcGIS9.4進(jìn)行空間變異分析。

1.4 潛在生態(tài)風(fēng)險評價

潛在生態(tài)危害指數(shù)法是由瑞典科學(xué)家Hakan?son提出的，從沉積學(xué)的角度對土壤重金屬進(jìn)行評價。計算公式為公式（1）（2）［13］：

其中，Cf=C實測/Cn（Cn為標(biāo)準(zhǔn)值，即土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)二級標(biāo)準(zhǔn)），As、Pb、Cu、Cd的毒性系數(shù)分別為10、5、5、30。分級標(biāo)準(zhǔn)見表1。

表1 污染評價標(biāo)準(zhǔn)Tab.1 Pollution evaluation criteria

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬的分布特征

采樣區(qū)土壤中重金屬含量見表2。從表2中數(shù)據(jù)可知，As的含量在 2.49 mg/kg～122 mg/kg之間，平均值為19.08mg/kg，中值為16.5mg/kg；Pb含量在13.8mg/kg～247 mg/kg之間，平均值為64.49 mg/kg，中值為53.8 mg/kg；Cd含量在0.07 mg/kg～2.12 mg/kg之間，平均值為0.41 mg/kg，中值為0.4 mg/kg；Cu含量在15mg/kg～104mg/kg之間，平均值為40.97mg/kg，中值為38 mg/kg。根據(jù)測定的pH值顯示，土壤樣品的pH值在6.5～7.5之間，整體呈中性。以《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618—1995）二級標(biāo)準(zhǔn)作為評價標(biāo)準(zhǔn)，As的超標(biāo)率為8.70%，Cd的超標(biāo)率為56.52%，Cu的超標(biāo)率為1.45%，只有Pb未出現(xiàn)超標(biāo)的情況。結(jié)合已有文獻(xiàn)，李艷利等［14］對焦作市城市土壤重金屬研究發(fā)現(xiàn)，Cd的超標(biāo)率為22.73%，Cu和Pb均未超標(biāo)；姚娜等［15］對石家莊北郊土壤重金屬研究表明該區(qū)Pb、Cd、Cu均為背景值的1.5倍～2.5倍；李小曼等［16］對蘇南村鎮(zhèn)土壤重金屬含量分析發(fā)現(xiàn)，Cd超標(biāo)10.91%，Cu、Pb、As未超標(biāo)。以上均表明不同城市土壤都受到了不同程度的重金屬污染，其中Cd污染都相對較嚴(yán)重。

表2 土壤中重金屬含量統(tǒng)計（n=69）Tab.2 Statistics of heavy metals in soil（n=69）

2.2 土壤重金屬的空間變異結(jié)構(gòu)分析

以上描述性統(tǒng)計只能分析出該地區(qū)重金屬污染的整體情況，而對于空間變異特征，應(yīng)采用地統(tǒng)計法對其進(jìn)行分析［17］。使用半變異函數(shù)對各種元素進(jìn)行模擬［18］，不同金屬的變異函數(shù)理論模型及檢驗參數(shù)見表3。

表3 變異函數(shù)理論模型及檢驗參數(shù)Tab.3 Semivariogram models and fitted parameters

在半方差函數(shù)中，C0表示塊金方差，是由實驗誤差等隨機性因素引起的變異；（C+C0）為基臺值，表示系統(tǒng)內(nèi)總的變異；C0/（C+C0）則表示的是空間變異程度，當(dāng)該比值小于25%時，證明系統(tǒng)的空間相關(guān)性很強；在25%～75%之間時，表明系統(tǒng)的空間相關(guān)性屬于中等程度；而大于75%則表明空間相關(guān)性很弱。

結(jié)合表3可知，As和Cd的基底效應(yīng)分別為72.45%和67.40%，在25%～75%之間，呈現(xiàn)中等程度的空間相關(guān)性，表明既受到內(nèi)源污染的影響，如土壤特征、氣候變化等，又受外界的因素影響，如交通、建設(shè)、人為活動等［19］。而Pb和Cu的基底效應(yīng)分別為93.71%和91.68%，均大于75%，表明空間相關(guān)性很弱，受到了人為活動的強烈干擾。

2.3 土壤重金屬的空間分布特征

使用普通克里金插值法，繪制研究區(qū)域的重金屬的空間分布圖。由圖2可知，高As區(qū)的范圍較大，集中出現(xiàn)在研究區(qū)域南部，根據(jù)地理分區(qū)圖，主要污染在佛山市的順德區(qū)。黃慶熙等［20］對廣州主城區(qū)土壤砷污染研究發(fā)現(xiàn)，在人口密集的地區(qū)，交通和生活垃圾的排放是城市土壤As污染的主要來源。而順德自古經(jīng)濟發(fā)達(dá)，商業(yè)繁榮，土壤As污染的人為來源應(yīng)主要是交通活動以及生活廢棄物的排放，部分農(nóng)田及公園地區(qū)As含量較高還源于噴灑了含砷農(nóng)藥導(dǎo)致土壤中As的累積。

Cd高值區(qū)在研究區(qū)域中部以及南部，在廣州市和佛山市交界處，屬于廣州市的番禹區(qū)和佛山市的順德區(qū)。除受土壤母質(zhì)的自然影響外，番禹區(qū)的農(nóng)業(yè)頗具特色，Cd含量較高可能是因為各種農(nóng)藥的濫用造成的；而順德區(qū)自古有“世界美食之都”之稱，大量的人口聚集產(chǎn)生的生活垃圾、汽車尾氣等是造成該地區(qū)Cd含量較高的重要原因。李蘋等［21］對北京市懷柔區(qū)土壤重金屬研究發(fā)現(xiàn)Cd的富集與農(nóng)業(yè)施肥及工業(yè)活動等有關(guān)；劉子龍等［22］的研究中也有類似結(jié)論，認(rèn)為含Cd化肥及農(nóng)藥的施用造成了土壤中Cd含量的升高。

Cu的污染程度較輕，偏高值零星分布在研究區(qū)域中偏南部，根據(jù)現(xiàn)場調(diào)查，文化公園、江邊公園等附近的Cu含量都偏高，表明土壤Cu的富集與交通流量有關(guān)。李永杰等［23］對廣州市公園土壤重金屬的研究也發(fā)現(xiàn)，公園土壤中重金屬的含量與交通流量有顯著的相關(guān)性。Pb的整體受污染程度最小，未超過國家二級標(biāo)準(zhǔn)。較高濃度主要出現(xiàn)在采樣區(qū)域的東邊，該地區(qū)包含有工業(yè)園區(qū)以及化工區(qū)，工業(yè)園區(qū)的各種工廠產(chǎn)生的廢水、廢氣、廢渣中存在的Pb沉降到土壤中造成土壤Pb的累積。此外，園區(qū)內(nèi)及周圍的汽車尾氣排放也是該地區(qū)Pb含量較高的一個重要原因。

圖2 土壤重金屬空間分布圖：（a）As含量；（b）Cu含量；（c）Cd含量；（d）Pb含量Fig.2 Spatial distribution of heavy metals in soil：content of（a）As；（b）Cu；（c）Cd and（d）Pb

2.4 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價

為了解研究區(qū)重金屬污染的整體情況，采用潛在生態(tài)危害法對土壤重金屬的污染程度進(jìn)行評價。土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果見表4。所有樣品中Pb和Cu的Er值均小于40，表現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險水平（見表1）；土壤As含量中，有1.45%的樣品為中等風(fēng)險，剩余98.55%為輕微生態(tài)風(fēng)險；而土壤中的Cd有43.48%處于中等風(fēng)險，5.80%處于較強風(fēng)險，1.45%處于很強風(fēng)險，表明該地區(qū)的Cd污染是最嚴(yán)重的，屬于主要的潛在生態(tài)危害因子。根據(jù)潛在生態(tài)危害指數(shù)RI，有98.55%的樣品RI值小于150，表現(xiàn)為輕微風(fēng)險，剩余1.45%表現(xiàn)為中等風(fēng)險。采樣區(qū)域重金屬的潛在生態(tài)危害整體上表現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險水平，目前對環(huán)境產(chǎn)生的影響較小。

表4 潛在生態(tài)風(fēng)險評價Tab.4 Potential ecological risk assessment

3 結(jié) 語

1）土壤重金屬詳查區(qū)含量除Pb未超過國家二級標(biāo)準(zhǔn)外，其他金屬元素都存在不同程度的超標(biāo)情況，最嚴(yán)重的為Cd，樣品數(shù)達(dá)到56.52%。

2）根據(jù)半方差函數(shù)擬合，采樣區(qū)土壤中的As和Cd都呈現(xiàn)中等程度的相關(guān)性，證明其既受到內(nèi)源污染的影響，也受外界的人為活動、城市建設(shè)等的影響；Pb和Cu的空間相關(guān)性很弱，證明受人為活動干擾嚴(yán)重。根據(jù)空間分布情況，As、Cd、Cu三者的高值區(qū)均出現(xiàn)在采樣區(qū)域中部以及偏南方向上，根據(jù)實際調(diào)查，該區(qū)域人流量較大，存在大量的公園、交通主干道、菜地等；Pb含量的高值區(qū)集中在采樣區(qū)域東部，該區(qū)內(nèi)工業(yè)園較多。

3）潛在生態(tài)危害指數(shù)法的分析結(jié)果表明，采樣區(qū)整體屬于輕微生態(tài)風(fēng)險水平，目前對生態(tài)環(huán)境造成的威脅較小。主要的潛在生態(tài)危害因子為Cd。

參考文獻(xiàn)：

［1］環(huán)境保護(hù)部，國土資源部.全國土壤污染狀況調(diào)查公報［J］. 國土資源通訊，2014（5）：10-11.

［2］郭修平，郭慶海.“土十條”與土壤污染治理［J］.生態(tài)經(jīng)濟，2016，32（2）：10-13.

［3］謝慶裕.土壤污染加重趨勢到2020年得到遏制［N］.南方日報，2017-01-01（2）.

［4］張玉環(huán)，余云軍，龍穎賢，等.珠三角城鎮(zhèn)化發(fā)展重大資源環(huán)境約束探析［J］.環(huán)境影響評價，2015，37（5）：14-17.

［5］周旋，鄭琳，胡可欣，等.污染土壤的來源及危害性［J］. 武漢工程大學(xué)學(xué)報，2014，36（7）：12-19.

［6］黃順紅，楊伊，李倩，等.鉛鋅礦區(qū)土壤重金屬空間分布及生態(tài)風(fēng)險評價［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2016，39（2）：186-192.

［7］LI Z Y，MA Z W，KUIJP TS J V D，et al.A review of soilheavymetalpollution from minesin China：pollution and health risk assessment［J］.Science of the Total Environment，2014，468/469：843-853.

［8］ZHANG H H，CHEN J J，ZHU L，et al.Spatial patterns and variation of soil cadmium in Guangdong Province，China［J］.Journal of Geochemical Exploration，2011，109（1）：86-91.

［9］金陽，姜月華，周權(quán)平，等.丹陽市呂城地區(qū)土壤重金屬污染及其風(fēng)險評價［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2016，39（增刊1）：366-370.

［10］姚世廳，趙峰華，黃勇，等.北京市大臺煤礦區(qū)土壤重金屬污染及風(fēng)險評價［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2016，39（增刊2）：429-436.

［11］劉希雯，胡立嵩，陸云平，等.武漢北湖地區(qū)土壤中有機氯農(nóng)藥殘留分布特征［J］.武漢工程大學(xué)學(xué)報，2010，32（11）：31-35.

［12］中華人民共和國農(nóng)業(yè)部.NY/T1377—2007土壤pH的測定［S］.北京：中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，2007.

［13］李軍輝，盧瑛，張朝，等.廣州石化工業(yè)區(qū)周邊農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染現(xiàn)狀與潛在生態(tài)風(fēng)險評價［J］.土壤通報，2011，42（5）：1242-1246.

［14］李艷利，肖春燕，王守全，等.焦作市城區(qū)土壤重金屬空間變異特征及污染評價［J］.水土保持通報，2014，34（3）：271-276.

［15］姚娜，彭昆國，劉足根.石家莊北郊土壤重金屬分布特征及風(fēng)險評價［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2014，33（2）：313-321.

［16］李小曼，劉勤，徐夢潔，等.蘇南村鎮(zhèn)土壤重金屬空間 變 異 性 研 究［J］. 土 壤 通 報 ，2016，47（1）：179-185.

［17］GU Y G，WANG Z H，LU S H，et al.Multivariate statistical and GIS-based approach to identify source of anthropogenic impacts on metallic elements in sediments from the mid Guangdong coasts，China［J］.Environmental Pollution，2012，163：248-255.

［18］Lü J S，ZHANG Z L，LI S，et al.Assessing spatial distribution，sources，and potential ecological risk of heavy metals in surface sediments of the Nansi Lake，Eastern China ［J］.Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry，2014，299（3）：1671-1681.

［19］安婧，曉雙宮，陳宏偉，等.沈撫灌區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染時空變化特征及生態(tài)健康風(fēng)險評價［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2016，35（1）：37-44.

［20］黃慶熙，陳海珍，彭雪云，等.廣州主城區(qū)土壤砷元素污染及健康風(fēng)險評價［J］.環(huán)境與職業(yè)醫(yī)學(xué)，2013，30（8）：576-581.

［21］李蘋，黃勇，林赟，等.北京市懷柔區(qū)土壤重金屬的分布特征、來源分析及風(fēng)險評價［J］.現(xiàn)代地質(zhì)，2018，32（1）：86-94.

［22］劉子龍，魯建江，張廣軍.石河子葡萄主產(chǎn)區(qū)土壤重金屬含量分析及污染評價［J］.西北林學(xué)院學(xué)報，2010，25（4）：14-18.

［23］李永杰，張寬義.廣州市公園土壤重金屬含量特征及潛在生態(tài)危害評價［J］.中國園藝文摘，2012，（11）：43-45.