李甜田 ，鄒繼穎 ，武雙雙 ，邊紅楓 ，王漢席

（1.東北師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，國家環(huán)境保護濕地生態(tài)與植被恢復(fù)重點實驗室，吉林長春 130117；2.吉林化工學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，吉林吉林 132022）

近些年，由于長期采用污水澆灌，施用農(nóng)藥化肥以及工礦業(yè)和城鎮(zhèn)生活、交通污染物的排放，已造成國內(nèi)各流域土壤重金屬污染等問題日漸突出[1-2]。重金屬污染是危害程度最高、污染面積最廣的環(huán)境問題之一，具有生物毒性強、生物富集性強、污染持久且頻率高等特點[3]，其含量主要受土壤有機質(zhì)、pH等理化因素的影響。在不同的土壤環(huán)境中其理化性質(zhì)存在著明顯差異，由于濕地具有特殊的水文條件和植被條件，其理化性質(zhì)和生態(tài)功能與一般陸地土壤有所不同，濕地土壤中含有嫌氣微生物和豐富的有機質(zhì)，且濕地土壤可以減輕或消除環(huán)境中的某些有毒物質(zhì)[4]。而不同土地利用方式由于化肥農(nóng)藥的使用以及設(shè)施管理的差異，造成土壤結(jié)構(gòu)及理化性質(zhì)發(fā)生變化[3]。

岳霞等[5]研究結(jié)果表明，松花江水域不同河段出現(xiàn)不同程度的污染，并且重金屬含量呈現(xiàn)出逐漸增加的趨勢。韓平等[6]對北京順義區(qū)不同利用方式土壤進行研究表明，苗圃、菜地、林地風(fēng)險最高，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均大于100。FERRONATOC等[7]研究表明，土壤沉積物中重金屬含量溝渠高于自然水體。于云江等[8]運用不同評價方法研究發(fā)現(xiàn)，農(nóng)田土壤存在較高的潛在生態(tài)風(fēng)險。但到目前為止，還沒有系統(tǒng)的、綜合的研究對濕地與陸地中不同土地利用類型的土壤重金屬進行生態(tài)風(fēng)險評價。流域可以將城鎮(zhèn)區(qū)、農(nóng)業(yè)區(qū)、工業(yè)區(qū)以及工礦業(yè)區(qū)緊密聯(lián)系起來，并且流域是生態(tài)關(guān)聯(lián)性極高的一個有機整體[9]。所以，將流域作為研究單位，研究陸地和濕地不同土地利用類型中土壤重金屬污染特征及風(fēng)險分析，將會使對重金屬污染影響機制的研究更加系統(tǒng)[10]。

本研究以飲馬河中游為研究區(qū)，測定濕地與陸地9種不同土地利用方式下4種常見重金屬（Cu，Zn，Pb，Cr）的含量，并分析評價土壤及沉積物中重金屬污染水平與風(fēng)險狀況，旨在為區(qū)域生態(tài)環(huán)境的管理提供參考。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況

飲馬河流域是松花江水系的主要支流（125°22′～126°31′E，42°59′～ 44°3′N），有第二松花江之稱，是流域內(nèi)工業(yè)區(qū)、居民區(qū)以及畜牧和農(nóng)用地等用水的主要源頭。研究區(qū)域位于飲馬河中游，在石頭口門水庫集水區(qū)的3個集水區(qū)即石頭口門水庫、雙陽水庫、星星哨水庫[8]，水庫主要是以城市生活用水、農(nóng)田灌溉、防洪除澇為主，同時具有發(fā)電、養(yǎng)魚等功能[11]。主要土地利用類型有林地、疏林地、旱田、水田、水域、河澤和城鄉(xiāng)居民地等[12]。

1.2 樣品采集

2016年4月以石頭口門水庫3個集水區(qū)為研究區(qū)域，每個水庫各布設(shè)了2個采樣點，在每個采樣點分別對陸地和濕地2類土壤及沉積物中9種土地利用方式進行分類采樣，陸地土壤類型包括林地、草地、旱田、農(nóng)村居民地，濕地沉積物類型包括水田、溝渠、魚塘、沼澤、水域等采樣點?？紤]周圍環(huán)境問題，采集0～20 cm的表層土壤，由半徑10 cm范圍內(nèi)采集的3～5個等量土壤平行樣品混合而成，其中，雙陽河區(qū)域無草地，石頭口門水庫區(qū)域無魚塘、沼澤和水域，考慮魚塘、沼澤在研究區(qū)域分布情況，在星星哨水庫區(qū)域增加一個采樣點，共收集了51個土壤樣品。利用GPS定位，將每個樣品編號記錄后裝于可封口的聚乙烯密封袋中，待測。

1.3 樣品預(yù)處理及分析方法

1.3.1 樣品預(yù)處理 將采集的土壤及沉積物樣品放在實驗室內(nèi)自然風(fēng)干，剔除土壤中雜物，碾碎、研磨后過2 mm尼龍篩。用四分法取適量土樣，研磨后過0.149 mm尼龍篩，裝入聚乙烯密封袋中待測。

1.3.2 分析方法 土壤重金屬元素的測定均采用硝酸-氫氟酸-高氯酸微波消解，然后采用火焰原子吸收分光光度法（GB/T 17138—1997）測定土壤樣品中重金屬離子的含量。試驗中所有試驗用水均為超純水，酸均為優(yōu)級純。

1.4 沉積物污染的評估

1.4.1 地累積指數(shù)法 地累積指數(shù)法（Geoaccumulation Index，Igeo）在研究沉積物重金屬污染的定量指標方面得到了廣泛的應(yīng)用。

式中，Igeo為地累積指數(shù)；Cn為重金屬元素n在沉積物中的實測含量（mg/kg）；k值一般為1.5；Bn表示重金屬元素n的地球化學(xué)背景值。土地評價參照MULLER等[13]的地累積指數(shù)污染程度的劃分標準（表1）。

1.4.2 HAKANSON潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法 潛在生態(tài)危害指數(shù)法（The Potential Ecological Risk Index，PERI）對多種重金屬元素的協(xié)同作用、重金屬的污染程度、重金屬的毒性水平以及生態(tài)對于重金屬的敏感性都進行了考慮[14-15]。

式中，Cfi表示重金屬的污染系數(shù)；Cmi表示沉積物中的重金屬i含量的實測值；Cni表示環(huán)境背景值。Eri表示該區(qū)域沉積物中的第i種重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)；Tfi表示重金屬i的毒性系數(shù)，反映了它的毒性水平和生物對其污染的敏感程度；Ri表示沉積物中的多種重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)。

1.4.3 單因子污染指數(shù)法 其是土壤環(huán)境質(zhì)量評價的一種方法，其值越小說明污染越輕，反之，越大說明污染越重。

式中，Pi為土壤中污染物i的單因子污染指數(shù)；Ci為土壤中污染物i的實測濃度（mg/kg）；Si為污染物i的評價標準（其值參照國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準GB15618—2008）（mg/kg）。

1.4.4 內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法 內(nèi)梅羅指數(shù)反映了各污染物對土壤的作用，同時突出了高濃度污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響[14]。

式中，PN為內(nèi)梅羅綜合指數(shù)；PiAve為多個元素單因子污染指數(shù)平均值；PiMax為多個元素單因子污染綜合指數(shù)最大值。根據(jù)P值大小，可將土壤污染程度劃分為5個等級（表1）。

表1 土壤評價結(jié)果分級

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬在不同土壤中的分布差異

由圖1可知，在研究區(qū)域，不同重金屬含量在同一土地利用方式下存在差異，同一重金屬在不同土地利用方式下也存在差異。結(jié)果顯示，不同土地利用類型中重金屬元素差異顯著性的F值大小表現(xiàn)為Zn＞Pb＞Cr＞Cu，其P值均小于0.05，表明不同土壤利用類型間差異性顯著（表2）。

表2 土壤重金屬元素含量方差分析

由圖1可知，陸地土壤中，Cu含量在農(nóng)村居民地最高，為20.68 mg/kg，草地最低，為17.42 mg/kg；在濕地土壤中，Cu在溝渠含量最高，為24.96 mg/kg，水域含量最低，為18.53 mg/kg；研究區(qū)域Cu含量在草地最低，為17.42 mg/kg，溝渠最高。其分布特征為草地＜林地＜水域＜水田＜沼澤＜旱田＜農(nóng)村居民地＜魚塘＜溝渠；與吉林省土壤環(huán)境背景值[16]相比，溝渠Cu含量最高，約是當?shù)乇尘爸档?.5倍，林地和草地略高于當?shù)乇尘爸?。多重比較結(jié)果表明，土壤中Cu含量在草地和林地與溝渠存在顯著性差異；除溝渠外，其他區(qū)域無顯著性差異。

從圖1還可以看出，陸地土壤中，Zn在農(nóng)村居民地含量最高，為83.54 mg/kg；在濕地土壤中，Zn在溝渠含量最高，為96.56 mg/kg；研究區(qū)域Zn含量在水域最低，為56.43 mg/kg，在溝渠最高。除水域外，其他研究區(qū)域Zn含量均高于當?shù)乇尘爸?，其中，農(nóng)村居民地和溝渠的Zn含量較高，約是當?shù)乇尘爸档?.5倍；其分布特征為水域＜沼澤＜林地＜水田＜旱田＜草地＜魚塘＜農(nóng)村居民地＜溝渠。多重比較結(jié)果表明，Zn含量在水域、林地和沼澤分別與農(nóng)村居民地和溝渠存在顯著性差異，農(nóng)村居民地與溝渠間也存在顯著性差異，水域、林地、沼澤與水田、旱田、草地、魚塘間無顯著性差異，農(nóng)村居民地與水田、旱田、草地、魚塘間無顯著性差異。

從圖1還可以看出，陸地土壤中，Cr在農(nóng)村居民地含量最高，為98.34 mg/kg；在濕地土壤中，Cr在溝渠含量最低，為89.4 mg/kg。研究區(qū)域Cr含量在林地最低，為75.96 mg/kg，在魚塘含量最高，為107.13 mg/kg。研究區(qū)域Cr含量相對較高，除農(nóng)村居民地，其他陸地土壤Cr含量約為當?shù)乇尘爸档?倍，在濕地沉積物中Cr含量均超過當?shù)乇尘爸档?倍。其分布特征為林地＜旱田＜草地＜溝渠＜水田＜水域＜沼澤＜農(nóng)村居民地＜魚塘。多重比較結(jié)果表明，Cr含量在旱田、林地與魚塘存在顯著性差異，旱田、林地與草地、農(nóng)村居民地、水田、溝渠、沼澤、水域間無顯著性差異，魚塘與草地、農(nóng)村居民地、水田、溝渠、沼澤、水域間無顯著性差異。

從圖1可以看出，陸地土壤中，Pb在農(nóng)村居民地含量最低，為27.55 mg/kg；在濕地土壤中，Pb在溝渠含量最高，為37.61 mg/kg。研究區(qū)域沼澤中Pb含量最低，為20.45 mg/kg，草地中最高。陸地土壤林地、草地、旱田Pb含量約是當?shù)乇尘爸档?倍，濕地土壤沼澤、魚塘水域略低于當?shù)乇尘爸?，其他研究區(qū)域均略高于當?shù)乇尘爸怠Ｆ浞植继卣鳛檎訚桑剪~塘＜水域＜農(nóng)村居民地＜水田＜溝渠＜旱田＜林地＜草地。多重比較結(jié)果表明，Pb含量在水域、魚塘、沼澤與草地、林地存在顯著性差異；水域、魚塘、沼澤與農(nóng)村居民地、水田、溝渠、旱田無顯著性差異，草地、林地與農(nóng)村居民地、水田、溝渠、旱田無顯著性差異。

研究區(qū)域受人為干擾相對較小的區(qū)域是水域和沼澤，人為干擾最嚴重的是農(nóng)村居民地，多重分析結(jié)果顯示，各元素含量在水域和沼澤無顯著性差異。除農(nóng)村居民地外，重金屬元素Pb在陸地土壤中富集量相對較大，Cr在濕地沉積物中富集量相對較大，Zn，Cu在不同土壤中分布無太大差異。農(nóng)村居民地金屬元素含量較高，可能與村落畜禽養(yǎng)殖所產(chǎn)生的糞尿以及居民生活污水的排放有關(guān)[17]。

研究表明，農(nóng)業(yè)區(qū)土壤Cu，Pb，Zn主要來源于大氣沉降、畜禽糞肥和化肥等人類活動；Cr的主要來源是成土母質(zhì)[18]。城市土壤重金屬Cr，Zn和Cu主要受地質(zhì)背景和人類活動的共同控制；Pb主要受工農(nóng)業(yè)及交通源因子影響[19-20]。濕地土壤重金屬Cu的來源受到周邊工業(yè)活動和農(nóng)業(yè)活動的影響；Pb和Zn的來源與工農(nóng)業(yè)活動、道路交通有關(guān)；Cr的來源主要與土壤母質(zhì)和農(nóng)業(yè)活動有關(guān)[21-22]。結(jié)合研究區(qū)域的環(huán)境狀況可推斷出，陸地土壤中林地、草地、旱田Pb含量較高，可能是受農(nóng)業(yè)、畜禽糞肥和化肥等人類活動的影響，農(nóng)村居民地Pb含量較高，可能是受農(nóng)業(yè)活動和道路交通因素的影響；Zn含量在農(nóng)村居民地和溝渠較高，除了受地質(zhì)因素的影響外，還可能與工業(yè)活動、生活廢棄物排放以及道路交通等因素密切相關(guān)；濕地土壤中Cr含量明顯較高，其主要與土壤母質(zhì)和農(nóng)業(yè)活動有關(guān)，而農(nóng)村居民地Cr含量高于其他陸地土壤，可能是與道路交通、生活垃圾以及畜禽糞便排放等人為因素有關(guān)。

2.2 與國內(nèi)外不同地類土壤重金屬比較

從表3可以看出，國內(nèi)養(yǎng)殖池塘底泥重金屬含量均低于我國自然背景值，其他典型流域沉積物以及居民區(qū)土壤重金屬含量約是我國自然背景值的1.0～1.8倍，其中，居民區(qū)Cr含量是我國自然背景值43.87倍，而南海濕地土壤Cu含量約為背景值的5倍，且南海濕地土壤中Pb，Zn和林地土壤中Pb，Cr為背景值的2～3倍。國內(nèi)外土壤重金屬含量相比，國外農(nóng)田土壤中Cu，Zn含量較高，國內(nèi)土壤中Pb，Cr累積含量較高。研究結(jié)果顯示，研究區(qū)域內(nèi)4種重金屬元素含量為背景值的0.5～1.8倍。其中，Cu含量僅溝渠略超出背景值；Zn含量在農(nóng)村居民地和溝渠超出背景值；Cr含量均超出背景值，為背景值的1.3～1.8倍；Pb僅在沼澤、魚塘、水域未超出背景值；其余區(qū)域均超出背景值。與背景值相比，研究區(qū)域Cr，Pb超標率較高，可能存在污染。此結(jié)果與我國流域內(nèi)土壤主要重金屬污染類型相同，說明其重金屬的來源可能相似。

表3 國內(nèi)外不同地類土壤重金屬含量對比

2.3 生態(tài)風(fēng)險評價

2.3.1 地累積指數(shù)法評價 從地累積指數(shù)的分級標準（表1）和土壤污染指數(shù)（表4）可以看出，研究區(qū)域重金屬元素的風(fēng)險級別依次為Pb＞Cr＞Zn＞Cu，在濕地類型溝渠以及陸地類型農(nóng)村居民地、草地、旱田研究區(qū)域Pb的Igeo值整體在0～1波動，其風(fēng)險順序為草地＞林地＞溝渠＞旱田，屬于1級污染，在無污染到輕度污染之間波動，除部分采樣點外，其他土地利用類型均未出現(xiàn)污染現(xiàn)象；重金屬元素Cu，Zn，Cr的Igeo值均小于0，未出現(xiàn)污染現(xiàn)象。在陸地土壤中重金屬元素Pb較濕地土壤污染范圍廣，污染相對較嚴重。

表4 土壤污染指數(shù)

2.3.2 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法評價 依據(jù)地累積指數(shù)的分級標準（表1）和土壤污染指數(shù)（表4），分析整個研究區(qū)域不同土地利用類型下重金屬潛在生態(tài)危害系數(shù)，其大小為Pb＞Cu＞Cr＞Zn，研究區(qū)域4種重金屬潛在生態(tài)危害系數(shù)（Eri）均遠小于40，其中，草地研究區(qū)Pb的潛在生態(tài)危害系數(shù)最大，說明研究區(qū)域重金屬單獨作用時污染現(xiàn)象不明顯，有輕微潛在危害?？紤]多因子綜合作用結(jié)果，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)計算結(jié)果顯示，研究區(qū)域潛在風(fēng)險水平依次為溝渠＞農(nóng)村居民地＞旱田＞草地＞林地＞水田＞魚塘＞沼澤＞水域，溝渠研究區(qū)域潛在風(fēng)險指數(shù)最大，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均遠小于150，具有輕微的潛在生態(tài)風(fēng)險。

2.3.3 單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法從表4可以看出，Pi≤1，PN≤0.7，依據(jù)評價分級標準，研究區(qū)域無污染，處于清潔水平。2種評價方法結(jié)果顯示，研究區(qū)域Cr元素污染風(fēng)險相對較高，Zn元素在旱田、林地、農(nóng)村居民地、草地污染風(fēng)險相對較高。

2.3.4 4種評價方法的比較 地累積指數(shù)評價結(jié)果顯示，在草地、林地、溝渠、旱田具有1級污染風(fēng)險，其他3種評價結(jié)果顯示，研究區(qū)域無污染風(fēng)險，屬于清潔土壤，但單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法2種評價方法計算結(jié)果差值較小，Pb元素在林地、草地、旱田計算結(jié)果相差較大，PN約為Pi的2倍。

3 結(jié)論與討論

單因子指數(shù)法和地累積指數(shù)法能夠直接反映土壤中每一種污染物的超標情況，但各參數(shù)之間互不聯(lián)系，只適用于分析土壤樣品的污染狀況，無法全面反映土壤環(huán)境要素的綜合污染情況。依據(jù)評價結(jié)果，地累積指數(shù)法能較好地反映單因子對土壤的作用大小[28]。綜合污染指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法綜合考慮了土壤元素背景值、土壤元素標準、價態(tài)效應(yīng)等因素，可以表征土壤復(fù)合污染[22]。潛在生態(tài)危害指數(shù)法既反映了各污染因子對環(huán)境的影響，又定量劃分了生態(tài)風(fēng)險的程度，其評價結(jié)果顯示，研究區(qū)域無生態(tài)風(fēng)險，但Cu，Pb元素在土壤復(fù)合污染所占比例較大。因此，可以采用地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法結(jié)合評價土壤污染水平，既可以反映出單因子作用的大小以及危害程度，又能分析出土壤的綜合污染情況，以便能及時發(fā)現(xiàn)主要污染元素，采取相應(yīng)的防護治理措施。

本研究結(jié)果表明，研究區(qū)域重金屬元素Pb在陸地土壤中含量相對較高，元素Cr在濕地土壤中含量相對較高，Cu，Zn在不同土壤中分布無太大差異。4種評價方法均有優(yōu)缺點，對比分析得出，地累積指數(shù)與潛在生態(tài)風(fēng)險評價法相結(jié)合更能反映土壤的污染狀況。評價結(jié)果顯示，研究區(qū)域具有輕微的潛在風(fēng)險，其中，Pb貢獻率最高，在林地、草地、旱田具有輕微污染，其次是Cu，Cr，Zn。由于重金屬污染有持久性和滯后性，因此，在生產(chǎn)生活中應(yīng)嚴格控制Pb的來源。