中國部分林地土壤重金屬含量特征及污染評價

葉 俊，任大軍, 2，張曉晴, 2*，陳 健，孟 昱，張淑琴, 2，劉 衍

(1.武漢科技大學資源與環境工程學院，武漢 430081；2.武漢科技大學冶金礦產資源高效利用與造塊湖北省重點實驗室，武漢 430081；3.湖北省煙草公司十堰市公司，十堰 442000)

森林是陸地最大的生態系統，參與地球生物、化學與水文循環，具有涵養水源、凈化大氣環境等生態服務功能[1]。隨著經濟的發展，重金屬在森林土壤中的積累加劇，尤其是酸化的森林土壤，如長期高強度酸沉降的華南亞熱帶地區，土壤重金屬生物有效性較高，影響森林生態系統的承載能力[2-4]。外國學者已廣泛開展了林地土壤生態風險評估方面的研究，如不同地層土壤的重金屬含量分布特征、影響因子、污染來源分析等[5-7]。中國城市森林、人工林地及原始森林土壤重金屬也存在一定的污染，如興凱湖地區天然森林土壤中Cd含量超標嚴重[8]；粵西地區不同林分類型土壤中重金屬含量以Zn最高，Cd最低[9]；南京市紫金山土壤的重金屬含量處于重度污染狀態[10]。土壤重金屬來源廣泛，主要包括有大氣沉降、污水灌溉、工業固體廢棄物的不當堆置等，而在污染源存在較少的林地土壤中，土壤某些理化性質如pH、有機質、有效陽離子交換量、質地、鋁氧化物和錳氧化物等則對重金屬在土壤中的化學反應行為起決定性因素[11-13]。這些工作主要以局部研究為主，或探究城市及郊區森林土壤重金屬的風險評估，對森林土壤中重金屬的大規模區域分布特征和污染狀況的報道較為少見。中國林地占國土面積約31.6%，分布地區跨度較大，成土因素變化大，不同類型林地土壤重金屬含量分布及污染來源不盡相同，普遍統一適用于中國當前林地土壤保護的標準仍未出臺。因此，如何客觀評估土壤重金屬生態風險已成為林地安全利用的首要環境問題。

基于此，現選取中國具有代表性的13個不同森林類型的土壤，分別采用單因子污染指數、內梅羅綜合指數、潛在生態風險指數、地質累積指數等經典的污染評價方法，分析土壤中重金屬(鉛、鎘、銅、鋅)含量分布特征及和污染程度；同時通過相關和回歸分析，研究土壤理化性質(pH、有機碳、有效陽離子交換量、質地、鋁氧化物、錳氧化物)對土壤重金屬全量及有效態含量的影響。以期為林地土壤生態環境安全和保護提供建議和意見，也為土壤中重金屬分布特征及影響因素的研究奠定基礎。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

依托國家森林生態定位監測站，依據不同的林分和氣候類型，于2017年11月—2018年3月期間采集13個具有代表性的森林土壤，研究區域分別為江西廬山、武漢馬鞍山森林公園、湖南會同森林生態站、海南霸王嶺森林生態站、福建武夷山、浙江天目山、山東泰山、云南高黎貢山、北京西山森林公園、四川臥龍森林生態站、廣東清遠英德市金子山、廣州白云山、寧夏賀蘭山，其基本概況如表1所示。

1.2 樣品采集與分析

土壤按S形采樣法，采集0～20 cm表層土樣，去除枯枝、石子等，避光自然風干，使用四分法取出2 kg土壤研磨、過篩，備用。土壤樣品采用HNO3+HF微波消解;用原子熒光光譜法測定As含量;使用電感耦合等離子體質譜ICP-MS測定土壤Pb、Cd、Cu、Zn總態含量;有效態Pb、Cd、Cu、Zn含量利用二乙基三胺五乙酸DTPA浸取劑浸提，浸提后濾液使用ICP-MS測定。研究區內森林土壤的理化性質如表2所示。

1.3 評價方法

1.3.1 單因子污染指數法

單因子污染指數的計算公式如式(1)所示:

Pi=Ci/Si

(1)

式(1)中：Pi為供試土壤的污染指數；Ci為重金屬的實測含量，mg/kg；Si為土壤重金屬評價標準，mg/kg。Pi>1則說明土壤中重金屬含量超標。現行《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中針對的是農用地重金屬標準，中國尚無林地的相關標準。因此，為保證林地植物的正常生產，暫時采用該標準作為評價標準。

表1 研究區概況

表2 林地土壤理化性質

1.3.2 內梅羅綜合指數法

內梅羅綜合指數的計算公式如式(2)所示：

(2)

式(2)中:Pcom為內梅羅綜合污染指數;Pmax為單因子污染指數最大值；Pave為單因子污染指數的算術平均值。

1.3.3 潛在生態風險指數法

潛在生態風險指數法(RI)的計算公式如式(3)所示：

(3)

1.3.4 地質累積指數法

地質累積指數(Igeo)的計算公式如式(4)所示：

Igeo=log2(Cn/KBn)

(4)

式(4)中:Igeo為地質累積指數;Cn為重金屬實測含量;Bn為土壤背景值;K是變異系數(一般取值為K=1.5)。評價方法的劃分標準如表3所示。

2 結果與討論

2.1 林地土壤重金屬含量特征分析

如圖1中所示，重金屬在不同地區林地土壤中的分布波動較大，以Cu為例，最大值與最小值的差異達到52倍。相同地區不同重金屬元素含量也存在較大差異，均以Zn 的含量最高，Cd 最低，表明同一區域不同重金屬來源存在不一致。在其它區域林地土壤也呈現出類似的規律，如長沙城市森林和大興安嶺森林[16-17]。土壤重金屬含量分布差異除了受背景值(成土母質或者氣候因素)影響[18]，長期的林業活動、礦業開采、大氣沉降和旅游觀光等人類活動成為天然林、人工林或城市森林土壤重金屬的來源。

表3 土壤重金屬污染等級劃分標準

圖1 土壤重金屬含量與標準的比較

對比GB 15618—2018標準值，由圖1可知，供試位點S5(福建武夷山)土壤Pb達到77 mg/kg，超過篩選值10%；位點S10(四川臥龍自然保護區)土壤Cu含量為52 mg/kg，超過篩選值4%。由于其含量均低于管制值，說明該地區可能存在土壤重金屬污染風險，可采取農藝調控、替代種植等安全利用措施降低重金屬的健康風險。供試土壤Cd、Zn含量均低于篩選值，說明該區域土壤生態環境風險低，一般情況下可以忽略。

2.2 林地土壤重金屬單因子和綜合因子污染評價

森林土壤重金屬單因子和綜合因子評價結果如表4所示。當評價標準選用篩選值時，絕大部分土壤重金屬單因子指數小于1，說明供試土壤重金屬均未超標。此外，位點S5(福建武夷山)土壤Pb污染指數為1.10，S10(四川臥龍自然保護區)土壤Cu為1.04，說明土壤呈輕污染等級。福建省是中國沿海開放省份之一，已經形成電子信息、汽車、冶金、紡織等工業基地，工業廢棄物排放、煤炭及石油燃燒、工業廢氣沉降等過程排放大量Pb到土壤；在四川境內，成都經濟區重點發展以機車車輛、汽車制造為代表的裝備制造業和以電子產品為代表的高技術產業，電鍍產品、電子材料、油漆和涂料等排放大量Cu到土壤中。此外，這兩個地區也是中國著名的生態旅游景點，在旅游資源開發及旅游經營過程中不可避免地會使重金屬輸入到土壤中。由內梅羅綜合污染指數Pcom可知，S5土壤中重金屬綜合污染指數最高，S10次之，處于警戒線等級，其他地區重金屬污染等級為清潔，這與單因子指數評價結果類似，主要是由于這兩個位點土壤中超標重金屬影響較大，因此，該區域土壤重金屬污染存在隱患，需要采取一定措施，防止土壤環境質量下降。農用地土壤環境標準暫時考慮五種毒性較強重金屬的管制值，當以管制值作為評價標準時，供試土壤重金屬Pb、Cd的單因子污染指數均小于0.7，屬于清潔水平。各研究區的內梅羅綜合污染指數均小于0.7，處于清潔水平。

2.3 林地土壤重金屬潛在生態風險評價

圖2 林地土壤重金屬地質累積指數污染評價

表4 森林土壤重金屬的單因子及綜合指數污染評價

注：a表示參考《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中農用地土壤污染風險篩選值；b表示參考農用地土壤污染風險管制值。

表5 林地土壤重金屬的潛在生態風險指數

2.4 林地土壤重金屬地質累積評價

如圖2所示，林地土壤重金屬Igeo的平均值依次為Cd>Zn>Pb>Cu，1級無-中度污染的土壤(Igeo0～1)位點數分別為Cd(5)、Zn(3)、Pb(3)、Cu(1)；2級中度污染的土壤(Igeo1～2)位點數分別為Cd(1)、Zn(1)；其余區域土壤重金屬的Igeo值均小于0，土壤無污染。重金屬的輸入與人類活動密切相關，工業排放和旅游污染可能是造成武夷山土壤Cd累積的重要原因[20]。S11(廣東清遠)土壤中Zn的地質累積指數達到1.57，處于中度污染，且在廣州城市森林土壤ZnIgeo為0.95，接近于中度污染水平，廣東省土壤Zn污染風險明顯高于其他地區。由此可見，重金屬在林地土壤中有一定的累積，部分位點土壤重金屬存在不同等級的污染風險，其中Cd和Zn的累積效應更加顯著。

重金屬污染的評價結果因污染評價方法的不同會存在一定的差異，如用單因子污染評價時，S5和S10土壤中超標的Pb和Cu屬于輕污染等級；用潛在生態危害評價法分析，Pb和Cu的生態危害程度屬于輕微；用地質累積指數表征土壤受污染程度，Pb和Cu基本處于無污染到中度污染等級。研究區域大部分位點土壤中Cd存在中等或較高的潛在生態風險，將近一半的土壤Cd的地質累積指數屬于1～2級，而單因子評價土壤Cd屬于清潔水平，這由于潛在生態污染指數和地質累積指數法評價均采用土壤背景值，統計出的污染面積一般會較大；而單因子指數評價的參比值是農用地標準中的篩選值，這是基于重金屬對農業生產、人體健康為基礎，以此統計的污染面積要小[17]。因此，在評價重金屬污染等級時，需要綜合考慮各方面因素，才能全面客觀的反映評價土壤中重金屬的污染狀況，此外，林地土壤性質和林地植物與農用地存在一定差異，從林地生物群落特征和林業生態安全的角度出發，開展林地重金屬生態閾值及環境質量標準相關的研究工作刻不容緩。

2.5 土壤理化性質對重金屬全量及有效態的影響

相關性分析結果如表6所示，土壤pH與Cd、Cu、Zn呈正相關，這可能是因為隨著pH增加，重金屬更多形成難溶物，生物有效性降低，其遷移轉化受阻，更多的累積在土壤中[21]。其他的土壤性質對重金屬全量的影響波動較大，未得到一致性的結論，如有效陽離子交換量與全態Pb、Zn呈負相關，與Cd、Cu呈正相關；有機質除了跟Cu正相關外，與其他三種重金屬均為負相關；碳酸鈣，黏粒含量，錳氧化物與全態重金屬含量的相關性不大，而鋁氧化物對Pb、Zn相關性很大，這說明鋁氧化物對土壤中Pb、Zn結合能力更強。

多元回歸分析結果如表7所示，結果表明，基于土壤性質和全量重金屬的回歸方程可以較好地預測土壤中有效態Pb和Cu的含量，相關系數R2分別達到了0.962和0.895(0.05水平上的顯著)。其中，土壤有效陽離子交換量、pH、有機質、碳酸鈣、粉粒、黏粒、沙粒、錳氧化物顯著影響土壤Pb固液相的分配；同時，土壤pH、有機質、有效陽離子交換量、粉粒顯著影響土壤中有效態Cu的含量。

表6 全態重金屬與土壤理化性質的相關分析

注：e為有效態重金屬含量；t為全態重金屬含量；eCEC為有效陽離子交換量;OM為有機質;Clay為黏粒；*表示在 0.05 水平(雙側)上顯著相關；**表示在0.01水平(雙側)上顯著相關。

表7 壤重金屬有效態含量與土壤理化性質經驗回歸方程

注：e為有效態重金屬含量；t為全態重金屬含量；*表示在0.05水平(雙側)上顯著相關；**表示在0.01水平(雙側)上顯著相關。

3 結論

(1)研究區域土壤重金屬含量差異較大；大部分位點重金屬含量均未超過篩選值和管制值。由于中國尚未出臺林地土壤的相關標準，因此可為林地土壤生態標準的制定提供參考依據。

(2)單因子和綜合污染指數評價中，以篩選值作為評價標準時，只有S5土壤中Pb和S10土壤中Cu呈現輕污染等級；供試位點除S5和S10處于警戒線等級，其他地區均處于清潔水平；以管制值作為評價標準時，土壤處于清潔水平。因此應加強福建武夷山和四川臥龍地區林地土壤重金屬的監測，采取措施防止重金屬的繼續累積。

(3)潛在生態風險指數中，Cd 的潛在生態危害最高，達到中等和較高等級，其他3種重金屬的生態風險為輕微等級，各區域土壤重金屬的綜合生態風險均為輕微級。因此應查明各地區Cd污染的來源，采取有效措施防止外源Cd繼續向林地土壤的流入。

(4)地質累積指數表明，4種重金屬均存在一定程度累積，Cd、Zn污染程度較高，達到中度污染水平。

(5)相關性與回歸性分析顯示，pH與有效態Cu呈顯著正相關，土壤理化性質可以較好地預測土壤中有效態Pb和Cu的含量，相關系數R2分別達到0.962和0.895。下一步將根據更大范圍的土壤數據來驗證方程的可靠性，對重金屬的生態風險及來源做進一步的研究，以期了解重金屬的地球化學過程。