巴中市巴州區水田與旱地土壤重金屬富集與垂直分布特征

陳海英,虎 嘯,覃 昆,魏騰川,白 薇

(四川省巴中市巴州區農業基礎設施建設和農業機械化服務中心,四川 巴中 636000)

重金屬是一種移動性差、持久性強、無法生物降解并可被生物富集的有毒、有害物質,使得土壤重金屬會長期滯留和積累,難以徹底清除[1-3]。土壤重金屬積累到一定量后,會造成土壤酶活抑制、微生物群落結構失衡、植物根系受損、地上部生長不良等諸多危害,并通過食物鏈影響人類健康[4]。土壤為植物生長提供了必要的營養物質基礎,其環境質量的好壞決定了植物是否能正常生長,是否能生產出安全的農產品。因此,對土壤中重金屬污染程度進行評價意義重大。目前,針對某一區域土壤表層和垂直剖面重金屬含量狀況進行了大量研究報道,分析了土壤重金屬的存在形態、富集特征、空間分布、垂直遷移規律、成因環境以及其對農產品質量的影響等[5-8],但針對某一區域水田、旱地的土壤重金富集特征和垂直剖面分布狀況的差異還鮮見報道。本文以四川省巴州區為例,評價該區域水田、旱地土壤重金屬含量水平,分析水田、旱地土壤重金屬垂直分布特征,以期為當地保護利用耕地資源提供基礎資料和決策依據。

1 材料和方法

1.1 研究區概況

巴州區位于四川省東北部,米倉山南麓,屬盆北低山丘陵區,地勢北高南低。氣候屬亞熱帶大陸性濕潤季風氣候,四季分明,降水充沛,但時空分布不均,熱量資源豐富,但受地勢起伏變化大,光照適宜,無霜期長,少霜雪。境內典型成土母質主要為侏羅系蓬萊鎮組和白堊系城墻巖群紫色砂泥巖、新生界第四系更新統礫石層和全新統近代河流沖積層等類型。由于較為復雜的地形地貌、氣候條件和較多的成土母質共同作用,形成的土壤類型多樣,其中耕地土壤以水稻土居多,占比70%,水稻土也成為巴州區主要土類,其次為紫色土。

1.2 供試剖面土樣采集

選取巴州區砂泥巖坡殘積物發育的水稻土、紫色土為研究對象,兼顧城鎮周邊和一般農區、種植制度和土壤類型,于2017年9月至2018年1月采集水田剖面21個、旱地剖面29個。采樣同時,詳細記錄土壤剖面所在位置、土壤類型、母質類型、種植制度等信息。選擇地塊相對方正的中部位置,挖掘好土壤剖面,然后按照土壤發生分類方法進行土層劃分(根據實際情況劃分至母質層為止,每個剖面劃分4個層次),最后采取5cm×15cm的規格,自上而下分層連續采集土樣,做好標記于室內風干,除去根系、礫石等雜質后,流轉至第三方實驗室分析測定土壤As、Hg、Cr、Pb、Cd含量。

1.3 測定項目與方法

土壤樣品流轉到重慶市九升檢測技術有限公司實驗室進行測定。采用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)檢測土壤Cd、Pb、Cr;原子熒光光度計(AFS)檢測土壤Hg、As;臺式酸度計檢測土壤pH。

1.4 數據處理方法

數據統計和圖表繪制采用EXCEL2017進行。采用地累積指數法評價水田、旱地表層土壤富集狀況[9-10],該方法是德國科學家Muller 在1969年提出的,是一種研究土壤、沉積物中重金屬污染程度的定量指標,可反映重金屬的自然累計特征,并判別土壤環境受人為活動的影響程度。計算公式為:

式中:Ci是樣品中元素i的實測濃度;Bi是土壤中元素i的地球化學背景值,四川省表層(A0)[11]土壤Cd、Pb、Cr、Hg、As的背景值(算術平均)分別為0.079mg/kg、30.9mg/kg、79mg/kg、0.0395mg/kg、10.4mg/kg。重金屬地累積指數(Ig)分級與富集程度劃分標準:Ig<0,無富集;05,極強富集。

2 結果與分析

2.1 研究區土壤重金屬元素含量水平

由表1可知,研究區旱地、水田表層土壤重金屬元素Cr、Pb含量變幅較小,變異系數低于17%;As、Hg、Cd含量變幅較大,變異系數均超過了29%,說明該區耕地土壤As、Hg、Cd受人為活動等因素的影響較大,與竇韋強等[9]和趙慶令等[10]的研究結果相似。表層土壤As含量旱地為3.7～15.4mg/kg、水田為1.2～15.8mg/kg,變異系數水田高出旱地10.2個百分點;表層土壤Hg含量旱地為0.02～0.10mg/kg、水田為0.03～0.14mg/kg,變異系數水田和旱地基本一致;表層土壤Cd含量旱地為0.08～0.38mg/kg、水田為0.12～0.42mg/kg,變異系數旱地高出水田7.3個百分點。因此,該區域從事耕種活動時,應重視土壤As、Hg、Cd對農產品質量的影響。

表1 表層土壤重金屬元素含量分析

2.2 研究區土壤重金屬含量評價

以四川省表層(A0)土壤元素背景值計算5種元素的地累積指數,計算結果如表2所示。從表層土壤5種元素Ig均值可得出:Cd>Hg>Pb>Cr>As,土壤Ig值水田高于旱地;絕大多數旱地、水田土壤Cd的富集程度達到輕微富集或中度富集,個別點位Hg達到輕微富集;其他元素均屬于無富集。其中旱地土壤Cd輕微富集和中度富集樣點占比均為44.8%,水田土壤Cd輕微富集、中度富集樣點占比分別為52.4%、47.6%;旱地土壤Hg輕微富集樣點占比41.4%,水田土壤Cd輕微、中度富集樣點占比分別為38.1%、4.8%?？傮w上看,水田、旱地土壤Cd、Hg元素受人為生產生活影響,積累較為明顯,尤其是水田土壤表現更明顯。Bi等[12]和Zhang等[13]研究認為,Cd和Hg主要與化肥、農藥、畜禽糞便的施用、燃料燃燒排放、污水灌溉和工業活動有關,而研究區無污水灌溉來源且少有工業活動。因此,研究區耕地土壤Cd和Hg的積累可能是農業生產投入品使用不當造成的。

表2 表層土壤重金屬元素地累積指數評價情況

2.3 研究區土壤重金屬的垂直分布

如圖1所示,旱地、水田土壤pH隨土層加深升高,表層土壤pH相對母質層分別下降了0.64、0.78,呈現出表層土壤變酸趨勢。耕作表層土壤酸度下降,易增強Cd、Pb等重金屬離子活性,造成作物吸收累積,影響農產品質量安全[14-15]。如圖所示,土壤Hg、Cd隨土層加深而降低,旱地、水田土壤Hg表層是母質層的1.40倍、1.30倍;土壤Cd表層是母質層的1.56倍、2.02倍,水田土壤Cd表層富集顯著。土壤重金屬超標常常受母巖和人為活動共同影響[16-18],由于當前研究區域無工礦和化工污染源,土壤表層Hg、Cd含量又明顯高于土壤背景值,可能受人為耕作長期施用化肥、農藥、畜禽糞便以及秸稈還田等影響[19-21]。土壤Pb在水田、旱地各土層差異較小,且含量低于土壤背景值,可能是Pb屬于自然源重金屬[22],在研究區域主要受地質母巖和成土作用影響。如圖所示,表層土壤As低于母質層,表現為底層聚集趨勢,與施強等[23]的研究較為一致,水田犁底層土壤As相對表層下降了2%,而旱地亞耕層土壤As相對表層下降了17.4%,可能是由于水田犁底層的存在,一定程度阻礙了As向下遷移。各剖面土壤Cr均低于土壤背景值,而旱地表

圖1 耕地土壤剖面重金屬的垂直分布特征

層Cr低于母質層,表現為淋溶下遷趨勢,這與竇偉強[10]的研究結果相似。與此相反,水田表層土壤Cr高出母質層,呈現表聚趨勢,可能是受犁底層阻礙,Cr淋溶下移減弱,而犁底層以下土層受地下水位周期運動,Cr逐漸溶解流出土體,導致犁底層以下土層Cr含量下降更明顯。

3 結論

研究區土壤重金屬含量呈現出不同的變異水平,以As、Hg、Cd含量變幅較大,受人為活動影響較大,應重視As、Hg、Cd元素對農產品質量的影響。

表層土壤5種元素Ig均值可得出:Cd>Hg>Pb>Cr>As,土壤Ig值水田高于旱地;絕大多數旱地、水田土壤Cd的富集程度達到輕微富集或中度富集,個別點位Hg達到輕微富集?？傮w上看,水田、旱地土壤Cd、Hg元素受人為生產生活影響,積累較為明顯,尤其是水田土壤表現更明顯,存在Cd污染風險。

表層土壤有變酸趨勢。旱地土壤Cd、Hg明顯表聚,As、Cr呈現淋溶下遷趨勢;水田土壤Cd、Hg、Cr有明顯表聚趨勢,As呈現淋洗下遷趨勢。在今后農業生產中,應控制Cd、Hg污染來源,適時采取深翻深耕措施降低兩種重金屬在耕作層的含量,降低其對農產品質量的影響。