馬山縣北部巖溶區土壤Cu、 Ni空間分異特征

韋小妹，黃 芬，陸來謀，4，代俊峰，曹建華，張春來

(1.自然資源部廣西巖溶動力學重點實驗室/中國地質科學院巖溶地質研究所，廣西 桂林 541004；2.桂林理工大學 環境科學與工程學院，廣西 桂林 541006；3.廣西有色勘察設計研究院，南寧 530031；4.廣西壯族自治區分析測試研究中心，南寧 530022)

0 引 言

Cu、 Ni是植物正常生長和發育所必需的營養物質。Cu積極參與植物的光合作用, 是多種酶的結構成分和催化活性成分[1]; Ni則有助于植物抵御大量生物和非生物脅迫, 在種子萌芽、 光合作用、 氮代謝等一系列生理過程中發揮著重要作用。但Cu過量會引起植物細胞代謝紊亂, 導致染色體畸變和有絲分裂周期發生混亂, 阻礙植物的生長, 且Cu比其他重金屬元素抑制植物生長的作用更大[2]; Ni過量則會使植物的礦物質營養失調、 糖和水分運輸關系受到破壞、 光合作用、 呼吸作用等生長活動受到抑制[3]。長期食用重金屬超標的食物危害人體健康, 如Cu過量會導致人體出現肝硬化、 知覺神經障礙和運動障礙[4]; Ni過量則會導致機體組織細胞機能發生變化[5], 誘發人體炎癥、 癌癥、 神經衰弱等[6]。土壤中的重金屬可以直接通過揚塵進入人體, 也可以通過植物的富集作用進入植物體再經食物鏈進入人體[7]。重金屬污染是對環境和生物最嚴重的威脅之一[3], 土壤中積累高含量Cu、 Ni對土壤健康、 作物質量和生態環境等均存在不利的影響[8]。

巖石風化及人類活動對土壤中重金屬元素的富集和分布有著顯著影響。研究表明, 由碳酸鹽巖發育的土壤會發生微量元素的顯著富集[9], 廣西表層土壤中重金屬平均含量遠高于全國平均水平, 是我國典型的土壤重金屬地質高背景區[10]。學者對廣西巖溶地區的土壤重金屬分布情況、 賦存形態及遷移特征等作了很多研究[8, 11-15], 但多集中于污染較為嚴重的鎘、 砷等元素。根據2005年4月—2013年12月進行的首次全國土壤污染狀況調查, Cu、 Ni的點位超標率在8種無機污染物中分別位列第4和第2, 是污染相對較高的金屬元素[16], 土壤Cu、 Ni的污染問題不容忽視。

基于此, 本文以廣西馬山縣北部巖溶區表層土壤為研究對象, 分析區內土壤Cu、 Ni含量水平以及不同成土母質和土地利用方式下土壤的Cu、 Ni分布情況, 為今后土地利用規劃及土壤重金屬污染防治等政策的制定提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于廣西馬山縣北部, 地理坐標在東經108.09°—108.20°, 北緯23.73°—23.85°, 屬亞熱帶季風氣候區, 四季分明, 夏熱多雨, 間有洪澇, 年平均氣溫18.2～21.7 ℃, 年平均降雨量1 249～1 673 mm[17]。該區屬典型的巖溶地區, 主要地貌類型為巖溶峰叢洼地和峰叢谷地, 區內地形起伏變化大, 氣象要素垂直分布差異較大, 立體氣候特征明顯[18]。

采集區內旱地、 灌木林地、 水田、 草地、 有林地以及果園的土壤樣, 其中, 旱地多分布于谷地兩側坡底和巖溶洼地底部, 水田多處于巖溶谷地。采樣區土壤類型有水稻土(含潴育水稻土、 淹育水稻土、 潛育水稻土及鹽漬水稻土)、 典型紅壤、 典型赤紅壤、 沖積土及黃色石灰土, 成土母質主要為碎屑巖、 碳酸鹽巖及河流沖積物。區內主要出露地層有二疊系、 三疊系以及石炭系, 主要包括石炭系馬平組(C2mp), 二疊系合山組(P2h)、 茅口組(P1m)和棲霞組(P1q), 三疊系羅樓組(T1l)等(圖1)。C2mp主要分布有厚層灰巖, 局部夾白云巖; P2h中下部為灰質頁巖夾煤層, 上部為泥巖; P1m和P1q以中厚層灰巖為主, 局部夾硅質條帶; T1l為頁巖、 粉砂質頁巖。地層及巖性資料來源于地質部第四普查勘探大隊桂黔隊, 上林幅F-49-1來賓幅F-49-2 1/20萬地質圖說明書(1962年)。

1.2 樣品采集與處理

結合土地利用方式, 在疊加了等高線的1∶50 000地形圖上以1個方里網格(1 km2)為采樣單元布設4～12個采樣點。根據實地情況, 各采樣點主要布設于平緩坡地、 山間平壩、 巖溶洼地等土壤易于匯集具有代表性的位置。在同一類土地利用方式中, 采用“S”形、 “X”形或“棋盤”形向四周輻射20～50 m采集3～5等份表層土壤混合組成一個樣。采樣時去除表面雜物, 取0～20 cm深度的土壤, 剔除土壤中的礫石等雜物, 共采集了492個樣品, 采樣點分布如圖1所示。

圖1 研究區概況Fig.1 Overview of the study area

土壤樣品經自然風干、 去除植物根系等雜物, 研磨過2 mm孔徑尼龍篩后封裝于樣品袋中送樣測試。土壤pH(土水比為1∶2.5)采用PHS-3C離子選擇電極法測試, 有機質采用重鉻酸鉀氧化硫酸亞鐵銨法滴定, 并依據ICP-AES法(ICAP6300)測定土壤樣中的Cu和Ni[19]。樣品采集、 加工和測試工作于2017年7月進行, 樣品分析測試質量控制遵循《多目標區域地球化學調查規范(1∶250 000)》(DZ/T 0258—2014)的有關要求, 準確度、 精密度報出率和監控樣合格率、 重復樣合格率均達到或優于《土地質量地球化學評價規范》(DZ/T 0295—2016)的要求, 數據可靠。

1.3 評價方法

采用地累積指數法對土壤樣品進行評價。地累積指數(Igeo)是自20世紀60年代后期開始用于評估土壤或沉積物污染水平的一種地球化學指標[10]

式中,Cn、Bn分別表示預評價土壤金屬元素n的實測含量、 地球化學背景值, mg/kg; 1.5為修正系數。根據地累積指數的數值劃分出7個污染等級, 其與污染水平的對應關系為:Igeo≤0, 無污染; 05, 極重度污染。本文選用馬山縣土壤Cu、 Ni元素基準值36.59和38.82 mg/kg作為評價時的地球化學背景值。

1.4 數據處理

使用Excel 2010對數據進行處理和統計分析, 根據GS+9.0擬合的理論半變異函數在ArcGIS 10.2中繪制研究區表層土壤Cu、 Ni的空間分布圖, 并在Origin 2018、 SPSS 25.0中采用單因素方差分析、 相關分析對不同成土母質以及不同土地利用方式下土壤的Cu、 Ni含量進行比較。

2 結果與討論

2.1 研究區土壤Cu、 Ni含量特征分析

研究區表層土壤Cu含量數據符合正態分布, Ni服從偏態分布, 剔除部分離散值后的Cu和Ni背景值分別為(36.59±14.27)、 (38.82±25.9) mg/kg, 分別有48.17%和35.96%樣點的Cu和Ni含量超過背景值, 說明研究區存在局部性Cu、 Ni累積現象, 因此有必要對研究區土壤Cu、 Ni污染狀況和空間變異的影響因素進行研究。

區內土壤pH介于4.14～8.24, 平均為5.72, 有76.63%的樣點pH小于6.5, 說明研究區表層土壤整體偏酸性。根據《土壤環境質量標準 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中不同土壤pH及土地利用方式下土壤污染風險篩選值, 對研究區表層土壤Cu、 Ni污染進行風險評價, 數據統計見表1。

表1 農用地土壤污染風險篩選值標準及超過篩選值樣點數

對比發現, 研究區表層土壤Cu、 Ni背景值均低于污染風險篩選值。在不同土壤pH下, 總分析樣品中Cu含量超過篩選值的有58個, 點位超標率11.79%; Ni含量超過篩選值的有38個, 點位超標率7.72%; Cu、 Ni同時超過污染風險篩選值的樣點比例為2.85%。

由超風險篩選值的樣點分布圖(圖2)可以看到, Cu和Ni超篩選值樣點的分布存在差異:Cu 超過篩選值的樣點主要位于研究區東部、 西北部以及北部; Ni超過篩選值的樣點主要位于西部以及東部, 南部也有個別樣點超標; Cu、 Ni同時超標的樣點主要位于研究區西部和東部。結合研究區地層(圖1)可知, Cu、 Ni超篩選值的樣點主要位于地層為馬平組的區域, 統計發現地層為馬平組的樣點Cu、 Ni平均含量為各地層中最高的, 其次是棲霞組和羅樓組, 與超標樣點分布一致, 認為研究區表層土壤Cu、 Ni含量較高可能與地質因素有關。

圖2 超風險篩選值及疑似污染樣點分布Fig.2 Sample distribution of over risk screening value and suspected pollution

研究區表層土壤Cu、 Ni背景值分別是廣西土壤Cu、 Ni背景值[20]的1.73、 2.70倍。為進一步確定區內土壤Cu、 Ni的污染情況, 利用地累積指數法作進一步評價: 統計得到91.26%的樣點屬于Cu無污染, 42個樣點為輕度—中度污染, 1個樣點達到中度污染; Ni無污染的樣點比例為77.64%, 有107個樣點達到輕度—中度污染水平, 3個樣點達到中污染等級; Cu、 Ni同時達到輕度—中度污染的樣點為20個, 不存在同時達到Cu、 Ni中度污染水平的樣點。

在超風險篩選值樣點分布圖上疊加繪制Igeo>0的樣點, 見圖2, Cu輕度—中度污染的樣點主要位于西部、 東部和西北部, 而Ni輕度—中度污染的樣點主要位于研究區西部和東部, Cu、 Ni地累積指數大于0的樣點分布較超標樣點分布更廣, 說明研究區可能存在局部性Cu、 Ni污染。根據采樣時的實地調查與記錄, 研究區內沒有排放明顯可視污染物的工業或礦業, 認為研究區不存在明顯人為重金屬污染,Igeo(Cu)>0的樣點分布與區內碳酸鹽巖類殘積物及其與砂巖類殘積物的交界帶的分布重合,Igeo(Ni)>0的樣點分布則與碳酸鹽巖類殘積物的分布重合, 說明區內碳酸鹽巖分布區域表層土壤具有較高含量的Cu和Ni。研究表明, 碳酸鹽巖發育的土壤具有更高水平的重金屬含量, 南寧屬于廣西地球化學異常區分布地之一[20], 因此考慮可能是地質因素引起的較高土壤重金屬含量。

本研究中碳酸鹽巖發育的土壤中Cu、 Ni的平均含量最高, 分別為42.98 和64.79 mg/kg, 將該平均值作為背景參考值再代入地累積指數公式中, 以衡量研究區Cu、 Ni的污染水平。有14個樣點的Cu地累積指數大于0; Ni則有22個樣點大于0, 其余樣點均小于0, 地累積指數大于0的樣點比例大幅度降低。結合上文分析發現, Cu、 Ni含量高值樣點與地層、 成土母質等分布較一致, 說明研究區部分樣點存在Cu、 Ni高值風險, 地質因素是主要原因。

2.2 研究區土壤Cu、 Ni空間分布

不同的土地利用方式、 人類活動強度、 污染歷史以及排放源的距離都可能在不同程度上影響土壤中重金屬的含量[10]。半變異函數是描述區域化變量空間分布的隨機性與結構性的一種地統計學工具[21], 可以根據擬合所得函數的特征參數判斷土壤中重金屬元素的空間異質性是由結構性因素還是隨機因素主導的。本研究根據實測數據擬合的理論半變異函數的決定系數及殘差得到土壤Cu、 Ni含量的最佳模型均為球狀模型, 并由擬合曲線結果得到函數相關參數(表2)。

表2 研究區表層土壤Cu、 Ni含量的擬合半變異函數特征參數

根據半變異函數塊基比的劃分原則: 當塊基比<25%時, 表明區域化變量空間自相關性強烈; 為25%～75%時, 表明變量空間自相關程度中等; 而當塊基比>75%時, 說明變量空間自相關性很弱, 其空間異質性主要取決于人類活動等隨機因素[22]。本次擬合結果表明, 隨機因素引起研究區表層土壤Cu、 Ni含量空間變異的占比分別為35.00%和25.64%, 結構因素引起的占比分別為65.00%和74.36%。研究區土壤Cu、 Ni含量具有中等程度的空間自相關性, 且土壤Cu含量的空間自相關范圍在3 070 m內, Ni的空間自相關范圍在4 020 m內。隨機因素引起的元素含量空間變異比例表明, 人類活動對Cu含量的影響不可忽略, 但對Ni含量的影響很小, 因此Cu含量的空間異質性由地質因素和人為因素共同決定, 而Ni含量的空間異質性基本來源于地質因素。

土壤樣品是具有高度空間異質性的不均勻混合體, 其測量值僅代表樣品點本身的含量情況, 不能表征整個區域的土壤重金屬含量情況[15]。因此, 根據擬合的半變異函數, 利用ArcGIS對研究區土壤Cu、 Ni含量進行普通克里金插值, 得到土壤Cu、 Ni的空間分布情況(圖3)。研究區表層土壤Cu、 Ni分布存在差異: Cu高值區主要位于研究區東部、 西部、 西北部以及南部, 低值區主要位于研究區中部; Ni的高值區主要位于研究區西部及東部。結合研究區地質情況, 研究區砂巖類殘積物以及沖積物的分布與Cu、 Ni低值區分布較為一致, 尤其與Ni低值區分布重合性更好。西部地區主要為石灰巖地區, 分析發現, 土壤類型為石灰土的樣品中Cu、 Ni含量顯著高于其他類型土壤, 其余類型土壤Cu、 Ni含量差異不顯著, 說明土壤類型對土壤Cu、 Ni含量有影響, 西部地區土壤具有較高含量的Cu、 Ni與地質因素有關。

圖3 研究區表層土壤Cu、 Ni含量空間分布Fig.3 Spatial distribution of Cu and Ni contents in topsoil of study area

實地調查(圖4)表明，東部未利用地較少，很多土地被開墾種植農作物，人類活動較強，超風險篩選值的也主要為農田土壤，認為東部地區土壤具有高含量Cu、 Ni可能與地質因素和人為因素有關，并且人為因素對Cu的影響比對Ni的影響大。西北部Cu高值區分布一狹長山谷，主要農用土地利用為有林地、 旱地和農田，中西部高值主要為水庫周邊的有林地, Cu含量受到了一定程度的人為因素影響。與鄭袁明等[23]的研究結果相似, 分析認為, Ni在研究區土壤中的含量和空間分布主要受地質因素的影響, 而土壤Cu含量和空間分布除受到地質因素影響外, 還受到一定程度人類活動的影響。

圖4 研究區地層(a)與土地利用(b)情況Fig.4 Stratigraphy(a) and land use types(b) in study area

總體來看, 研究區部分土壤樣品Cu、 Ni超過風險篩選標準, 存在安全風險污染, 地質因素是引起該現象的主要原因, 農業活動在一定程度上也影響了土壤中Cu、 Ni含量。Cu高值區主要位于人類活動單一的西部以及人類活動密集多樣的東部和西北部, 分布較分散; Ni高值區主要位于西部和東部, 分布相對集中。

2.3 研究區土壤Cu、 Ni含量影響因素分析

地層、 土壤類型、 人類農業活動都對土壤中的Cu、 Ni含量和分布產生了影響, 說明研究區表層土壤中的重金屬受到地質因素和人為因素的共同影響, 以下對不同成土母質和土地利用方式下各土壤中的Cu、 Ni含量水平和特征進行詳細分析。

2.3.1 成土母質 不同的成土母質由于其環境條件以及物質組成不一致, 各自發育的土壤的理化性質等也不一樣, 使得其中的重金屬含量水平存在差異[24]。采集由碳酸鹽巖、 碎屑巖以及沖積物發育而來的土壤樣品, 方差分析表明, 在0.05水平下, 成土母質對土壤Cu、 Ni含量的影響顯著, 碳酸鹽巖發育的土壤中Cu、 Ni的含量顯著高于碎屑巖和沖積物, 沖積物發育的土壤中Cu含量顯著高于碎屑巖, 而Ni含量顯著低于碎屑巖(圖5)。碳酸鹽巖中重金屬含量本底值高, 加上其在成土過程中又發生重金屬的二次富集, 因此由碳酸鹽巖風化形成的土壤中微量元素的富集較其他母質發育的土壤明顯[8-9]。

圖5 不同成土母質土壤的Cu、 Ni含量Fig.5 Cu and Ni contents of soil for different parent materials注: 不同小寫字母表示不同成土母質土壤之間的重金屬含量差異顯著(P<0.05), 后圖同此。

沖積物發育的土壤有機質含量顯著高于碳酸鹽巖和碎屑巖, 土壤中Cu含量與有機質呈正相關關系(表3)。沖積物的土壤顆粒較細, 有機質礦化速率較慢, 發生累積[25], 而有機質會與土壤中的其他物質結合成為膠體, 使土壤的表面積和表面活性增加, 土壤吸附重金屬的能力隨之增強[26], 由于水流的運輸和泥沙的吸附等作用, 使得沖積物所發育的土壤中重金屬含量較高[27]。區內沖積物發育的土壤中Cu含量較高可能與土壤中的有機質含量較高有關。區內沖積物發育的土壤中Ni含量則顯著低于碳酸鹽巖和碎屑巖, 土壤中Ni含量與有機質含量也呈正相關, 但僅為低度相關, 沖積物主要分布于東北部, 與Ni的高值區也不重合, 說明沖積物發育的土壤中Ni的富集可能還受其他因素的影響。研究區不同成土母質發育的土壤的pH與Ni含量呈極顯著低—中度相關, 而與Cu含量僅在沖積物發育的土壤中呈低度相關(表3), 說明堿性土壤更有助于土壤中Ni的累積, 而沖積物發育的土壤的pH顯著低于碳酸鹽巖和碎屑巖, 因此認為低pH可能是導致沖積物發育的土壤中Ni含量較低的一個原因。此外, 土壤在發育過程中的地域環境差異也會對其重金屬的含量有影響, 使得相同類型土壤或成土母質在不同地域中其重金屬含量有較大差異[28]。

表3 不同成土母質土壤Cu、 Ni含量與有機質、 pH相關性分析

在不同成土母質中, 碳酸鹽巖發育的土壤其平均pH最高, 這是由于碳酸鹽巖中的鹽基性物質在風化作用下會產生氫氧根離子, 使得土壤pH值較高[20]。土壤中的有機質、 pH與Ni含量的相關性更好, 說明研究區土壤pH、 有機質對Ni累積的影響大于對Cu累積的影響, 可能是由于Ni含量受母巖的控制較強, 而Cu更容易受到人類活動等外在因素的影響[27]。雖然碳酸鹽巖成因的土壤中重金屬含量較高, 但其生物活性較低, 反而沖積物中的活性態高, 更可能使土壤中重金屬遷移到農作物中, 因此沖積物發育的土壤的重金屬污染也應引起重視, 并且在今后的土壤污染防治對策的制定中應當綜合多方面指標, 不能僅以土壤中元素含量高作為依據[9]。

2.3.2 土地利用方式 不同土地利用方式土壤中重金屬的含量有差異[29-31]。研究區土地利用方式多樣, 本文主要在水田、 旱地、 果園、 有林地、 灌木林地以及草地6種用地上采集土壤樣品, 根據實際采集的土樣, 對不同土地利用方式土壤中Cu、 Ni含量水平和特征進行分析。

方差分析表明, 在0.05水平下, 土地利用方式對土壤中Cu、 Ni含量影響顯著: 土壤Cu含量的大小關系為草地>灌木林地>旱地>有林地>水田>果園; Ni含量的大小關系為灌木林地>草地>旱地>果園>水田>有林地(圖6)。有林地土壤的Cu含量較高, 而Ni含量較低, 有林地主要分布于中西部和西北部, 與Cu高值區貼合。灌木林地、 草地土壤中的Cu、 Ni含量均較其他用地高, 尤其對于Ni含量, 差異更明顯, 灌木林地土壤的pH也顯著高于其他類型用地, 草地則僅次于灌木林地。不同的土地利用方式下, 土壤質地、 理化性質以及下墊面條件不一樣, 地表產流產沙過程不一致, 引起表層土壤重金屬遷移或再分布過程有所差異。灌木林地和草地用地表面有較多枯枝落葉, 植被根系較發達, 雨水入滲速率增加, 地表水土流失較少, 土壤中可溶態重金屬損失小, 對重金屬的遷移產生影響[32]。水田、 旱地、 果園土地上的農作物往往是一年一季或是一年兩季, 常年處于作物收割和種植的循環中, 土壤中的重金屬會有一部分遷移到農作物中, 使得土壤中重金屬含量低于自然狀態下的灌木林地和草地。結合采樣分布圖(圖1)與含量空間分布圖(圖3)認為, 灌木林地和草地樣品主要取自碳酸鹽巖為母質所發育的土壤, 灌木林地和草地土壤樣點分布與高值區分布吻合程度較高, 地質因素在一定程度上影響了灌木林地、 草地土壤中重金屬的含量和pH。

圖6 不同土地利用方式土壤的Cu、 Ni含量Fig.6 Cu and Ni contents of soil with different land use types

在受人類農業活動影響相對較大的水田、 旱地和果園土地利用方式中, 旱地土壤的Cu、 Ni含量較高: 一方面是與成土母質為碳酸鹽巖的旱地土壤樣點數大于水田和果園, 即旱地土壤的取樣區域主要為碳酸鹽巖母質有關; 另一方面, 巖溶地區土層薄且缺乏肥力, 旱地主要種植玉米、 花生、 黃豆等農作物, 為了增加土壤肥力、 提高作物收成, 往往進行多次施肥以及噴灑殺蟲劑、 除草劑, 而化肥農藥中一般會有微量的重金屬元素, 如此長期往復, 土壤中的重金屬會發生微量累積[32], 但也有研究表明來自人類農業活動施加的化肥和農藥對重金屬含量的貢獻很微小[20], 認為旱地土壤中重金屬含量較高主要還是與地質因素有關。

相關性分析(表4)表明, 旱地土壤中的有機質、 pH與Cu、 Ni含量的相關性最好, 均為正相關; 其次是水田, 水田土壤的Cu含量和pH無明顯相關關系, 而與Ni呈極顯著正相關。本研究的土壤樣于7月份采集, 按照當地一年兩季的水稻播種傳統, 7月份研究區的水田處于淹水狀態, 并且淹水狀態至少已經持續了3個月。稻田土壤是一種淹水土壤, 淹水后, 由于CO2濃度發生改變, 使得土壤中的氧化還原電位下降, 不同性質土壤的pH發生改變, 在酸性土壤中, 由于Fe3+、 Mn4+還原產生氫氧根, 使得pH升高; 而在堿性土壤中, 淹水后由于CO2分壓的增高和某些有機酸的作用使得pH降低[33], 而土壤pH控制著土壤中很多固相礦物的溶解度, 影響著重金屬元素在土壤中的賦存形態以及吸附和解吸過程, 甚至是被植物吸收和遷移的能力, 因此, 土壤中的金屬元素大多也隨著pH的變化而重新分布[33-35], 使得土壤中的重金屬含量特征等出現差異。

表4 不同土地利用方式土壤Cu、 Ni含量與有機質、 pH相關性分析

水田土壤的有機質顯著高于其他類型土地, 旱地則僅稍微高于果園, 且差異不顯著。這是由于水田往往處于淹育條件, 土壤中的好氧微生物活動性降低, 使得土壤有機質的分解緩慢而發生累積, 而旱作土壤在熱化過程中土壤有機質分解較快, 且一年兩季的作物種植和多次翻土施肥、 除草活動, 土壤孔隙度和氧氣含量增加, 好氧微生物活動增強, 加速有機質的分解, 使得旱地和果園的有機質含量較低[36]。

水田土壤有機質與Cu、 Ni含量均為正相關關系, 土壤有機質含量也最高, 但土壤中Cu、 Ni含量卻顯著低于旱地: 一方面, 可能是由于水田會受到淋濾作用, 水將土壤中可溶態重金屬帶走, 使得水田土壤重金屬含量低于旱地; 另一方面, 土壤中的重金屬含量受到多方面因素的共同影響, 不同的土地利用方式土地因種植的作物不同, 其土壤水分、 養分、 結構等存在差異, 使得重金屬含量有差別。

以上研究成果說明, 單一土地利用方式下有機質有利于重金屬積累, 但不能簡單將不同土地利用方式土壤間的重金屬含量差異只歸因于有機質。

在Li等[37]的研究中, 果園土壤的重金屬含量最高, 而在本文中果園土壤Cu的平均含量最低, 最高值僅為50.24 mg/kg, 未超過標準中篩選值的樣點, 這與Li等[37]的研究結果不同。由圖3、 4可知, 果園的采樣點大部分是位于Cu含量低值區, 有林地土壤中Ni的平均含量最低, 有林地的采樣點基本位于Ni低值區。同一土地利用的土壤中重金屬含量不一致, 除與成土過程有關外, 還受施肥、 管理方式等因素的影響; 不同土地利用方式土壤中Ni含量與pH、 有機質的相關性較Cu的好, 在受人類農業活動影響較小的林地、 灌木林地及草地中更為明顯。綜上, 土壤中Cu、 Ni含量及其分布除受地質因素影響外, 還受pH和有機質以及人類活動的影響, 并且地質因素是最主要的。

3 結 論

(1)研究區表層土壤有48.17%的樣點超過馬山縣Cu背景值, 35.96%的樣點超過Ni背景值, Cu、 Ni含量的最佳擬合半變異函數均為球狀模型, 都具有中等程度的空間自相關性, Cu含量的空間自相關范圍在3 070 m內, Ni含量的空間自相關范圍在4 020 m內。

(2)成土母質和土地利用方式對土壤中Cu、 Ni含量影響顯著。碳酸鹽巖發育的土壤中Cu、 Ni的含量顯著高于碎屑巖和沖積物, 沖積物發育的土壤中Cu含量顯著高于碎屑巖, 而Ni含量顯著低于碎屑巖, 不同母質土壤中的Ni含量與pH和有機質的相關性更好。不同土地利用方式下, 土壤Cu含量的大小關系為草地>灌木林地>旱地>有林地>水田>果園, Ni含量的大小關系為灌木林地>草地>旱地>果園>水田>有林地, 不同土地利用方式土壤中Ni含量與pH和有機質的相關性較Cu的好, 在受人類農業活動影響較小的有林地、 灌木林地及草地中更為明顯。

(3)研究區土壤Cu、 Ni含量和分布受到了地層、 土壤類型、 成土母質以及人類農業活動的影響, 區內部分土壤樣品存在Cu、 Ni安全風險, 地質因素是引起該現象的主要原因。Cu高值區主要位于人類活動單一的西部以及人類活動密集多樣的東部和西北部, 分布較分散; Ni高值區主要位于西部和東部, 分布相對集中。Cu含量的空間異質性由地質因素和人為因素共同決定, 而Ni的空間異質性基本源于地質因素。