湘潭市郊響水鄉(xiāng)稻田土壤重金屬污染評價及空間分析

劉 杰，羅尊長，肖小平，余崇祥，洪 曦，孫 耿

（湖南省土壤肥料研究所，湖南 長沙 410125）

土壤重金屬污染是當今最主要的環(huán)境問題之一，城市周邊的交通運輸、工業(yè)排放、城鎮(zhèn)化建設和大氣沉降等均導致土壤重金屬污染越來越嚴重[1-4]。由于重金屬具有生物富集性，并能通過生物鏈轉(zhuǎn)移，直接或間接地威脅和危害人體健康，對各類土壤重金屬污染分析與評價已引起廣泛關(guān)注[5-7]。為保護人類健康和促進農(nóng)業(yè)經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展，不僅要在城郊稻田開展土壤重金屬污染調(diào)查和監(jiān)測，而且還需要建立一套合理的土壤重金屬污染評價體系。

目前，土壤重金屬污染評價方法很多，包括單因子指數(shù)法、T值分級法[8]、模糊數(shù)學綜合評價法[9]、灰色聚類法[10]、改進層次分析法[11]、非線性可拓撲評價法[12]、物元分析法[13]、投影尋蹤分類模型[14]、地統(tǒng)計模型[15-16]、人工神經(jīng)網(wǎng)絡模型[17]和土壤景觀模型[18]等。其中運用最為廣泛的是單因子指數(shù)法和綜合污染指數(shù)法，其優(yōu)點是以土壤環(huán)境質(zhì)量標準作為基礎，目標明確。研究采用單項污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)法對研究區(qū)重金屬污染進行評價，并利用地統(tǒng)計模型分析土壤重金屬空間分布特征，擬為當?shù)剞r(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)規(guī)劃以及環(huán)境治理等提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

響水鄉(xiāng)位于湖南省湘潭市北郊，距湘潭市中心僅20 km，是典型的城鄉(xiāng)結(jié)合部。北與長沙市望城區(qū)接壤，西與湘潭市雨湖區(qū)鶴嶺鎮(zhèn)及響塘鄉(xiāng)毗鄰，東隔湘江與湘潭岳塘區(qū)相望?？偯娣e13 811 hm2，耕地3 485 hm2，水田3 215 hm2，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)以種植水稻為主。響水鄉(xiāng)工礦企業(yè)較多，現(xiàn)有以湘潭錳礦、湘潭電解錳廠、九華汽車制造廠為主體的各類企業(yè)1 718家，為典型的城郊兼有工礦企業(yè)的經(jīng)濟較發(fā)達鄉(xiāng)鎮(zhèn)。響水鄉(xiāng)的水稻土主要由板頁巖風化物、河流沖積物發(fā)育而成，以黃泥田為主，占水稻土面積的70%以上，其次為黃底河沙泥，另零星分布有少量的青隔黃泥田、淺黃泥田等土種。土壤基本理化性狀為：pH 值5.9、有機質(zhì)31.9 g/kg、全氮1.7 g/kg、全磷0.7 g/kg、全鉀14.1 g/kg。

1.2 樣品采集

根據(jù)地形條件、面積、污染源等情況選擇有代表性的稻田塊采集耕作層土壤混合樣，用GPS儀進行定位記錄。每個采樣點代表面積約100 hm2，每個點位均按棋盤法分15點采取0～15 cm耕作層土壤，混合樣品約1 kg左右，共取耕作層土壤混合樣30個，在通風處晾干，制樣待測。

1.3 分析測定方法

土壤樣品用酸處理后，Cd、Pb采用石墨爐原子吸收光譜法，As、Hg采用原子熒光光譜法，Cr采用X熒光光譜法測定，其他項目均采用常規(guī)法測定[19]。

1.4 土壤重金屬評價標準與方法

評價標準參照GB15612-1995土壤環(huán)境質(zhì)量國家二級標準，此二級標準值是個警示值：低于此值，一般說來不會有污染問題；而高于此值，則視土壤對植物、水環(huán)境等是否有危害來確定。評價方法采用土壤重金屬單因子污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)法。

單因子污染指數(shù)計算公式為：Pi=Xi/Ai，式中：Pi為土壤中污染物i的單因子污染指數(shù)，Xi為土壤中污染物i的實測數(shù)據(jù)，Ai為污染物i的評價標準。

綜合污染指數(shù)即內(nèi)梅羅指數(shù)，其計算公式為：P綜=[（Piave2+ Pimax2）/2]1/2，式中：Piave和Pimax分別為平均單項污染指數(shù)和最大單項污染指數(shù)，P綜為采樣點綜合污染指數(shù)。重金屬的單項和綜合污染指數(shù)劃分等級見表1。

表1 土壤重金屬污染分級標準Table 1 The grading standard of heavy metalal pollution in soil

1.5 地統(tǒng)計學方法

土壤重金屬評價結(jié)果的空間分析采用地統(tǒng)計學中的半方差函數(shù)及其模型[20]。半方差函數(shù)的塊金系數(shù)、基臺值和變程等重要參數(shù)可以用來表征區(qū)域化變量在一定尺度上的空間變異和相關(guān)程度。這是研究土壤特性空間變異的關(guān)鍵，同時也是進行Kriging 插值的基礎[21]；運用Map Info7.0 軟件將采樣區(qū)進行矢量化，將各采樣點的位置及其數(shù)據(jù)導入ArcGIS 中，以獲得樣點分布的空間數(shù)據(jù)庫，通過關(guān)鍵字段與分析數(shù)據(jù)之間實現(xiàn)連接，作為Kriging 插值的源屬性數(shù)據(jù)。運用Cross-Validation 交叉驗證選擇合適的K riging 插值模型，并進行驗證和對各參數(shù)進行修正，以得到最合理的土壤重金屬污染分布圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量及pH值的描述性統(tǒng)計

由表2可知，研究區(qū)域內(nèi)土壤Cd含量的偏度和峰度較高，而其他重金屬含量偏度檢驗值均接近于0，這說明Cd含量的分布可能較為集中，而其他重金屬含量的分布范圍較廣。土壤pH值在4.7～7.4之間，平均為5.9，土壤總體上呈酸性。這可能是由于研究區(qū)域的氣候及土壤母質(zhì)共同導致的。pH值變異系數(shù)最小，為10.2%，土壤Cd含量變異系數(shù)最大，為216%，其余重金屬含量均為中等變異性；pH值、As、Cd、Hg、Pb含量接近正態(tài)分布，Cr含量服從正態(tài)分布。

表2 土壤重金屬含量及pH值的描述性統(tǒng)計Table 1 Soil heavy metal content and pH value

2.2 土壤重金屬含量及pH值空間變異相關(guān)參數(shù)

由表3可知，土壤pH值和Hg含量符合指數(shù)模型，As、Cd和Pb含量符合高斯模型，Cr含量符合球狀模型；基底效應為塊金值與基臺值之比，土壤Hg、Pb和Cr含量的基底效應分別為1.2%、9.7%和22.4%，表現(xiàn)出強烈的空間相關(guān)性，說明結(jié)構(gòu)性因素對于土壤Hg和Pb的空間變異起著主導作用；土壤pH值和As含量的基底效應分別為86.6%和87.4%，說明耕作制度、施肥管理等隨機因素對其空間變異起主導作用；土壤Cd含量的基底效應為32.4%，說明其空間分布具有中等的空間相關(guān)性，土壤Cd含量空間分布既受到土壤母質(zhì)和土壤類型等結(jié)構(gòu)性因素影響又受到耕作制度、施肥管理等隨機因素的影響。

2.3 土壤重金屬含量及pH值空間分布特征

由圖1可知，研究區(qū)土壤pH值呈現(xiàn)出中心低、四周高的趨勢；土壤As含量呈現(xiàn)出在研究區(qū)內(nèi)自西向東逐漸遞增的趨勢；土壤Cd含量中心區(qū)較低，四周較高，尤以西南區(qū)局部出現(xiàn)最高；土壤Hg含量呈現(xiàn)自北向南逐漸遞增的趨勢；土壤Pb含量主要以研究區(qū)東部較高；土壤Cr含量呈現(xiàn)出由研究區(qū)中心向四圍均勻遞減的趨勢。土壤重金屬含量的空間分布與成土母質(zhì)、地形、土地利用類型有關(guān)，研究區(qū)Cd、As、Pb、Cr含量均表現(xiàn)出東部偏高的現(xiàn)象，可能與研究區(qū)以東毗鄰湘江有關(guān)，而Cd含量在研究區(qū)西南部出現(xiàn)聚集現(xiàn)象可能與研究區(qū)西南毗鄰湘潭錳礦有關(guān)。

表3 土壤重金屬半方差函數(shù)理論模型及相關(guān)參數(shù)Table 3 Soil heavy metal semivariance function theory model andrelated parameters

圖1 研究區(qū)土壤重金屬空間分布Fig.1 Soil heavy metal spatial variability in tested areas

2.4 土壤重金屬污染評價及綜合污染指數(shù)空間分布特征

2.4.1 土壤重金屬單因子污染指數(shù)和綜合污染評價指數(shù) 由表4可知，單項污染指數(shù)評價結(jié)果中5種重金屬的污染程度依次為Cd>As>Hg>Cr>Pb。在21、24、29號采樣點As存在輕度污染，其余均無污染；土壤Cd含量在1和8號采樣點存在重度污染，在10、13、21和29號采樣點存在中度污染，11個采樣點（3、4、5、6、7、11、19、22、23、24和27號）存在輕度污染，其余均無污染；土壤Hg含量在26和28號采樣點存在輕度污染，其余均無污染；土壤Pb和Cr含量均無污染。而內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)顯示，7個采樣點（2、9、14、15、16、18、25號）屬于安全級，16個采樣點（3、4、5、6、7、12、17、19、20、22、23、24、26、27、28、30號）屬于警戒級，3個采樣點（11、13、29號）屬于輕污染，2個采樣點（10、21號）屬于中污染，2個采樣點（1、8號）屬于重污染，30個采樣點的綜合污染指數(shù)平均值為1.73，屬于輕污染。

表4 研究區(qū)土壤重金屬單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染評價指數(shù)比較Table 4 The single factor indexes and Nemerow indexes of soil heavy metal pollute in tested areas

2.4.2 土壤重金屬綜合污染評價指數(shù)的空間變異特征分析 通過分析可知，研究區(qū)土壤重金屬綜合污染評價指數(shù)的理論模型為高斯模型，其基底效應為23.7%，變程為3599.6 m，最大步長303.7 m；盡管土壤As含量具有較低的空間相關(guān)性，土壤Cd含量具有中等的空間相關(guān)性，但土壤Hg、Pb和Cr含量具有強烈的空間相關(guān)性，且整個研究區(qū)土壤重金屬綜合污染評價指數(shù)也表現(xiàn)出強烈的空間相關(guān)性，土壤母質(zhì)、類型、地形等結(jié)構(gòu)性因素起著主導作用，其空間插值見圖2。土壤重金屬綜合污染評價指數(shù)的空間分布呈現(xiàn)出研究區(qū)西南部較高，西北和東部次高，中心部、北部和西部較低的現(xiàn)象，這可能與研究區(qū)西南毗鄰湘潭錳礦、東部毗鄰湘江有關(guān)，即西南部點源污染區(qū)土壤離污染源越近，污染越嚴重，反之則輕；灌溉水面源污染區(qū)土壤離湘江距離越近，污染越嚴重，反之則輕。

圖2 內(nèi)梅羅綜合評價指數(shù)空間分布Fig.2 Nemerow indexes spatial variability

3 討論與結(jié)論

湘潭市郊響水鄉(xiāng)稻田土壤重金屬含量的變異大小依次為Cd 、Hg、As、Pb、Cr，變異系數(shù)依次為216.0%，40.4%、29.5%、26.3%、10.5%。利用地統(tǒng)計學中的半方差函數(shù)模型分析，土壤Hg的理論模型為指數(shù)模型，土壤As、Cd、Pb的理論模型為高斯模型，土壤Cr的理論模型為球狀模型；土壤Hg、Pb和Cr含量的基底效應分別為1.2%、9.7%和22.4%，表現(xiàn)出強烈的空間相關(guān)性，土壤Cd含量的基底效應為32.4%，具有中等的空間相關(guān)性，土壤As含量的基底效應分別為87.4%，表現(xiàn)出較弱的空間相關(guān)性。土壤重金屬含量的空間分布與成土母質(zhì)、地形、土地利用類型有關(guān)，研究區(qū)Cd、As、Pb、Cr含量均表現(xiàn)出東部偏高的現(xiàn)象，可能與研究區(qū)以東毗鄰湘江有關(guān)，而Cd、Pb含量在研究區(qū)西南部出現(xiàn)聚集現(xiàn)象可能與研究區(qū)西南毗鄰湘潭錳礦有關(guān)。

采用單項污染指數(shù)評價法發(fā)現(xiàn)響水鄉(xiāng)水稻土重金屬的污染程度依次為Cd>As>Hg，Cr和Pb無污染。采用內(nèi)梅羅綜合污染評價法發(fā)現(xiàn)研究區(qū)西南部污染較高，這與研究區(qū)西南毗鄰湘潭錳礦點源污染有關(guān)；東部次高，與研究區(qū)東部毗鄰湘江灌溉水面源污染有關(guān)；中心部和 北部由于遠離污染源其綜合污染評價指標較低。針對響水鄉(xiāng)水稻土重金屬綜合污染分布特點，下一步應重點對西南區(qū)域開展綜合治理，加強對工礦“三廢”的處理，嚴控排污標準，嚴防點源污染的繼續(xù)擴大，同時開展土壤修復技術(shù)研究。

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