廣州市城市公園土壤重金屬累積特征、形態(tài)分布及其生態(tài)風險

謝邵文 ，郭曉淞，楊芬，黃強，陳曼佳，魏興琥，劉承帥 ,

1. 佛山科學技術(shù)學院，廣東 佛山 528000；2. 嶺南現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科學與技術(shù)廣東省實驗室，廣東 廣州 510642；3. 廣東省科學院生態(tài)環(huán)境與土壤研究所/華南土壤污染控制與修復國家地方聯(lián)合工程研究中心/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650；4. 中國科學院地球化學研究所/環(huán)境地球化學國家重點實驗室，貴州 貴陽 550001；5. 中國科學院地理科學與資源研究所/陸地表層格局與模擬重點實驗室，北京 100101

隨著中國城市化和工業(yè)化的快速發(fā)展，大型城市公園土壤已遭受到較為普遍的重金屬污染（劉申等，2010；朱立安等，2021）。由于城市地處經(jīng)濟繁榮、科技發(fā)達且工業(yè)密集的區(qū)域，城市公園土壤本質(zhì)上區(qū)別于農(nóng)田土壤和森林土壤，其土壤中重金屬的含量、形態(tài)分布受到人為活動影響顯著。城市化工石化行業(yè)、冶金機電行業(yè)、輕工紡織行業(yè)以及汽車尾氣排放等工業(yè)重金屬源的輸入，使得進入城市公園土壤中的重金屬含量顯著增加，形態(tài)分布特征也變得更為復雜。城市公園作為城市居民休閑娛樂的重要場所，其土壤環(huán)境質(zhì)量對城市綠色發(fā)展和城市居民健康均有重要影響（徐國良等，2019）。因此，開展城市公園土壤重金屬累積特征、形態(tài)分布特征及其生態(tài)風險的研究，對于理清重金屬分布規(guī)律和對可能存在的生態(tài)風險防范，保障城市生態(tài)環(huán)境安全和居民健康均具有重要的現(xiàn)實意義。

廣州市作為粵港澳大灣區(qū)最具代表性的特大城市，人口眾多，交通網(wǎng)線稠密，是中國重要的中心城市、國際商貿(mào)中心和綜合交通樞紐中心。已有研究表明，廣州市土壤中重金屬含量顯著高于珠江三角洲區(qū)域土壤背景值（韓志軒等，2018；Xie et al.，2019）。柴世偉等（2006）對廣州市郊區(qū)土壤中Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Cd、As和 Hg污染評價分析發(fā)現(xiàn)，Hg、Cd和Zn均出現(xiàn)了較高頻率的污染狀況。陳海珍等（2010）運用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)對廣州市不同功能區(qū)土壤重金屬污染評價發(fā)現(xiàn)，各功能區(qū)的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)依次為公園 (18.13)＞商業(yè)區(qū)(15.85)＞居民區(qū) (13.34)＞汽車站 (10.75)＞醫(yī)療區(qū)(9.61)＞文教區(qū) (8.98)，均達到重度污染程度。陳丹青等（2016）運用PCA/APCS和地統(tǒng)計學方法對廣州市土壤重金屬來源解析表明，Cd和Hg含量均值分別達到背景值的5.79倍和2.31倍，其中57.7%的點位Cd以交通輸入源為主，且主要分布在廣州市的中部及北部。

綜上所述，廣州市土壤重金屬污染問題日趨嚴重，亟需深入了解廣州市城市公園土壤中重金屬含量、形態(tài)分布特征及生態(tài)風險情況。本研究以廣州市核心城區(qū)典型城市公園為對象，系統(tǒng)分析了核心城區(qū)城市公園表層土壤中Pb、Cd、Cr、Cu、Zn和Ni，6種重金屬含量和可交換態(tài)（F1）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化態(tài)（F3）、有機態(tài)（F4）以及殘渣態(tài)（F5），5種形態(tài)重金屬的分布特征，同時運用次生相與原生相比值法（RSP）和風險評價編碼法（RAC）對廣州市城市公園土壤重金屬的生態(tài)風險進行了評價與討論，以期為廣州市城市公園土壤環(huán)境質(zhì)量和居民身體健康保障，及粵港澳大灣區(qū)城市生態(tài)環(huán)境安全和綠色發(fā)展提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 采樣布點

采樣布點采用隨機布點法，在廣州市核心城區(qū)（白云區(qū)、天河區(qū)、越秀區(qū)、荔灣區(qū)、黃埔區(qū)、海珠區(qū)、番禺區(qū)）中的16個典型城市公園表層土壤中進行隨機采樣，每個公園布置3個取樣點進行采樣后混合成1個代表性樣品，各取樣點均勻分布于公園內(nèi)確保代表整個公園區(qū)域土壤重金屬的實際情況，公園采樣點分布如圖1所示。樣品的采集、保存與制備均按照《土壤檢測第1部分：土壤樣品的采集、處理和貯存》（NY/T 1121.1—2006）中的方法進行，采樣時去除取樣點表層的腐殖質(zhì)、大塊石頭等雜質(zhì)，再利用采樣器采集0—20 cm的表層土壤樣品，放置樣品袋并標注采樣地點及編號。土樣經(jīng)自然風干，剔除雜物，研磨過100目尼龍篩后保存待用。

圖1 采樣點分布圖Figure 1 Distribution map of sampling sites

1.2 實驗方法

土壤樣品完成前處理后采用 HNO3-HCl-H2O2法進行消解，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICPMS，安捷倫7700）對Pb、Cd、Cr、Cu、Zn和 Ni，6種重金屬的含量進行測定。采用Tessier 5步連續(xù)提取法對重金屬的可交換態(tài)（F1）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化態(tài)（F3）、有機態(tài)（F4）以及殘渣態(tài)（F5）等 5種重金屬形態(tài)含量進行分步提?。═essier，1979；鄧曉霞等，2016），提取后的形態(tài)含量同樣采用ICP-MS進行測定。其中Tessier 5步連續(xù)提取法的具體步驟為：（1）可交換態(tài)，在2.00 g樣品中加入 16 mL 1 mol·L-1的pH=7.0的MgCl2溶液，于25 ℃下震蕩1 h后離心10 min，取上清液后加入去離子水洗滌殘留物；（2）碳酸鹽結(jié)合態(tài)，向第一步殘留物中加入16 mL 1 mol·L-1的pH=5.0的NaAc溶液，在25 ℃下震蕩6 h后離心分離，取上清液并加入去離子水洗滌殘留物；（3）鐵錳氧化態(tài)，向第二步殘留物中加入 16 mL 0.04 mol·L-1NH2OH·HCl，于95 ℃下斷續(xù)震蕩6 h后離心分離，取上清液后加入去離子水洗滌殘留物；（4）有機態(tài)，向第三步殘留物中加入3 mL 0.01 mol·L-1HNO3和5 mL體積分數(shù)30%的pH=2.0的H2O2，水浴加熱至85 ℃，間歇震蕩2 h后再加入5 mL體積分數(shù)30%的pH=2.0的H2O2繼續(xù)加熱2 h，并間歇震蕩；待冷卻至 (25±1) ℃后加入 5 mL 3.2 mol·L-1NH4Ac，連續(xù)震蕩30 min后離心分離，取上清液后加入去離子水洗滌殘留物；（5）殘渣態(tài)，將經(jīng)過前四步提取后殘留物采用 HNO3-HCl-H2O2法進行消解后上機測定。

土壤重金屬的空間分布特征采用反距離插值法（IDW）進行分析。反距離插值法運用相近相似原理，是一種操作簡便且性價比較高的空間插值法，具有較好的普適性（劉光孟等，2011）。陳思萱等（2015）運用反距離插值法對廣東省某地區(qū)土壤中砷污染的空間分布特征研究表明，反距離插值法可以更加充分地顯示 As在空間分布上的總體趨勢，并且能夠更好地顯示出 As在局部區(qū)域的突變情況。馬宏宏等（2018）通過對湖北省恩施市表層土壤Cd和As的空間分布特征分析發(fā)現(xiàn)，利用反距離插值法可以更加有效地利用極值的信息內(nèi)容，并且能夠提高分析的準確性。因此，本研究在分析重金屬 Cd和 Zn的生態(tài)風險空間分布特征時使用該法作為空間分析的主要手段。

1.3 重金屬累積特征分析方法

利用單因子指數(shù)法對土壤中重金屬累積特征進行分析，計算公式如下：

式中：

Pi——土壤重金屬i元素的污染指數(shù)；

Ci——土壤重金屬i元素實測含量；

C0i——土壤重金屬的背景值含量（Gu et al.，2018）。根據(jù)Pi的數(shù)值可將土壤重金屬的污染程度分為未超標、輕污染、中污染以及重污染4個等級，具體評價等級劃分見表1。

表1 土壤重金屬累積特征評價等級劃分Table 1 Classification of soil heavy metal accumulation characteristics

1.4 重金屬生態(tài)風險評價方法

1.4.1 次生相與原生相分布比值法（RSP）

重金屬的形態(tài)和其遷移特性密切相關(guān)，相較于其他4種形態(tài)重金屬，殘渣態(tài)重金屬的化學性質(zhì)十分穩(wěn)定，難以釋放到周圍環(huán)境中，因此基于重金屬形態(tài)研究發(fā)展出了次生相與原生相分布比值法（Rations of secondary phase and primary phase，RSP）（孫境蔚等，2017；汪進等，2021）。該方法中的原生相是指土壤重金屬的殘渣態(tài)，除殘渣態(tài)外的其他形態(tài)則統(tǒng)稱為次生相。當重金屬的次生相與原生相比值越小，則表明重金屬在環(huán)境中存在和傳遞的可能性越小，對環(huán)境造成的潛在生態(tài)風險和對人體的危害也相對越小，反之則越大（孫瑞瑞等，2015）。本研究運用 RSP法對廣州市城市公園表層土壤重金屬生態(tài)風險進行分析，其計算公式為：

式中：

Msec——土壤除殘渣態(tài)以外形態(tài)代表的次生相；

Mprim——土壤殘渣態(tài)代表的原生相。根據(jù) RSP數(shù)值大小可以將土壤重金屬的生態(tài)風險程度分為 4個等級：RSP＜1為無風險、1＜RSP＜2為輕度風險、2＜RSP＜3為中度風險以及 RSP＞3為重度風險（可華明等，2020）。

1.4.2 風險評估編碼法（RAC）

土壤中不同形態(tài)重金屬的生物有效性不同，從而對土壤產(chǎn)生的危害程度也不同，生物有效性更大的重金屬對土壤的生態(tài)環(huán)境危害程度也更大（麻冰涓等，2015）。Jain（2004）基于可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)占重金屬總量的貢獻率建立了風險評估編碼法（Risk assessment code，RAC）。RAC法充分考慮了土壤重金屬的生物可利用性，能更好地判定重金屬可能釋放到環(huán)境中而造成的風險程度。本研究運用 RAC法對廣州市城市公園表層土壤重金屬生態(tài)風險進行分析，其計算公式為：

式中：

RAC——土壤重金屬中活性形態(tài)占各形態(tài)之和的比值；

F1——可交換態(tài)；

F2——碳酸鹽結(jié)合態(tài)；

F3——鐵錳氧化態(tài)；

F4——有機態(tài)；

F5——殘渣態(tài)。其風險程度可依次分為5個等級：RAC＜1%為無風險、1%＜RAC＜10%為輕微風險、10%＜RAC＜30%為中等風險、30%＜RAC＜50%為高風險、以及RAC＞50%為極高風險（楊新明等，2019）。

2 結(jié)果與分析

2.1 廣州市城市公園土壤重金屬含量分布特征

土壤重金屬的來源往往具有一定的地域特性，周圍環(huán)境的不同可能導致土壤重金屬含量的顯著變化?？傮w上，土壤中重金屬來源由自然因素和人為因素共同構(gòu)成，但土壤重金屬污染的主要來源還是人為活動輸入導致，例如汽車尾氣的排放、工業(yè)企業(yè)產(chǎn)生的“工業(yè)三廢”、以及燃料燃燒產(chǎn)生的富含重金屬的粉塵顆粒物等（陳丹青等，2016）。廣州市城市公園表層土壤重金屬含量結(jié)果如表 2所示，其中Pb、Cd、Cr、Cu、Zn和Ni的平均含量依次為 64.71、0.54、58.55、37.59、131.04和 23.16 mg·kg-1。通過與廣東省區(qū)域土壤背景值（Gu et al.，2018）的比對分析可知，所有重金屬的平均含量均超過了背景值，其中除Cr和Ni的含量與背景值的含量相接近外，Pb和Cu的含量高出背景值近2倍，Zn的含量高出背景值近3倍，而Cd的含量高出背景值近10倍。變異系數(shù)（CV）可以用來顯示不同重金屬的相對離散程度，變異系數(shù)在16%以下屬于低度變異，16%—36%屬于中度變異，36%以上為重度變異。變異系數(shù)的分析結(jié)果顯示廣州市城市公園土壤6種重金屬含量中除Pb屬于中度變異，Cd、Cr、Cu、Zn和Ni則均屬于高度變異，這說明Cd、Cr、Cu、Zn和Ni這幾種重金屬在廣州市城市公園土壤中的分布離散，造成這種高度離散分布的原因可能是由于重金屬的人為活動輸入，特別是點源污染輸入導致。

表2 廣州市城市公園土壤重金屬含量Table 2 Heavy metal contents in soils of urban parks in Guangzhou city

為了進一步分析各個重金屬間的相互關(guān)系，對廣州市城市公園土壤重金屬含量進行 Pearson相關(guān)性分析。其結(jié)果如表3所示，Cd與Pb的相關(guān)系數(shù)為0.533，Cd與Zn的相關(guān)系數(shù)為0.505，Cr與Cu的相關(guān)系數(shù)為0.521，Cr與Ni的相關(guān)系數(shù)為0.621，Cu與Zn的相關(guān)系數(shù)為0.500，Pb與Zn的相關(guān)系數(shù)為0.662。這幾種重金屬間的相關(guān)系數(shù)均大于0.5，一定程度反映了這幾種重金屬的來源存在較大的相似性，或來源于多種源的復合污染（陳俊堅等，2011）。

表3 重金屬相關(guān)系數(shù)Table 3 Correlation coefficient of heavy metals

運用單因子指數(shù)法對廣州市城市公園表層土壤重金屬累積程度分析發(fā)現(xiàn)，廣州市城市公園土壤中各重金屬的 Pi平均值依次為 Cd (9.59)＞Zn(2.77)＞Cu (2.21)＞Pb (1.80)＞Ni (1.27)＞Cr (1.16)（表4）。廣州市城市公園土壤中Cd處于重污染，Zn和Cu屬于中污染，而Pb、Ni和Cr屬于輕污染。因此，可以發(fā)現(xiàn)廣州市城市公園土壤中重金屬均處于較高的累積狀態(tài)，這也與Cd、Zn和Pb間存在明顯的正相關(guān)關(guān)系分析結(jié)果較為一致。Cd、Zn和Pb的高累積特征可能與廣州市城市工業(yè)和汽車尾氣排放的輸入密切相關(guān)（吳新民等，2003；劉玉燕等，2006）。

表4 單因子評價指數(shù)評價結(jié)果Table 4 Evaluation results of the single factor evaluation index

2.2 廣州市城市公園土壤重金屬形態(tài)分布特征

廣州市城市公園土壤中重金屬的5種形態(tài)占比分布特征如圖2所示。對于Cr：殘渣態(tài) (82.67%)＞有機態(tài) (8.77%)＞鐵錳氧化態(tài) (8.27%)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài) (0.23%)＞可交換態(tài) (0.06%)；對于 Ni：殘渣態(tài)(71.43%)＞鐵錳氧化態(tài) (20.87%)＞有機態(tài) (5.09%)＞

圖2 重金屬形態(tài)分布特征Figure 2 Geochemical fractions distribution of heavy metals

可交換態(tài) (1.65%)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài) (0.96%)；對于Cu：殘渣態(tài) (63.48%)＞鐵錳氧化態(tài) (27.06%)＞有機態(tài)(4.73%)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài) (3.42%)＞可交換態(tài)(1.31%)；對于 Pb：殘渣態(tài) (55.54%)＞鐵錳氧化態(tài)(42.8%)＞可交換態(tài) (1.37%)＞有機態(tài) (0.18%)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài) (0.11%)；對于Zn：殘渣態(tài) (47.34%)＞鐵錳氧化態(tài) (40.3%)＞可交換態(tài) (4.79%)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài) (4.28%)＞有機態(tài) (3.29%)；而 Cd的形態(tài)分布差異性較大，其占比為可交換態(tài) (39.34%)＞鐵錳氧化態(tài) (32.99%)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài) (10.14%)＞殘渣態(tài)(9.97%)＞有機態(tài) (7.56%)。可以看到，Cr以殘渣態(tài)占絕對主導，平均占比超過80%，其次是有機態(tài)。相較于其他重金屬，Cr的化學性質(zhì)相對穩(wěn)定。有研究表明土壤中有機質(zhì)對 Cr具有很強的吸附能力，使得Cr的有機態(tài)含量會高于其他形態(tài)（張淑香等，1999）。Ni、Cu、Pb和Zn均以殘渣態(tài)和鐵錳氧化態(tài)占主導，鐵錳氧化態(tài)占比較高主要是因為土壤中Fe-Mn的氫氧化物對Ni、Cu、Pb和Zn離子具有很強的專項吸附能力（Li et al.，2001）。其中Pb和Zn的可交換態(tài)含量均要高于碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機態(tài)，反映了Pb和Zn相較于其他重金屬可能具有更強的遷移性。少部分樣點（G13、G14和G15）中含有較高的可交換態(tài)Pb，主要是這些點位受到較為明顯的點源污染輸入導致。不同于其他重金屬，廣州市城市公園土壤中Cd的主要形態(tài)為可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，其平均含量占比分別達到 39.34%和32.99%。很顯然，Cd的活性形態(tài)占比遠遠高于其他重金屬，這表明廣州市城市公園土壤中Cd更易重新釋放到環(huán)境中，可能會造成相對更高的潛在環(huán)境風險。

在人口密集和工業(yè)活動強烈的城市區(qū)域，重金屬Cd污染一直是一個備受關(guān)注的問題。武曉娟等（2020）對長株潭工業(yè)區(qū)內(nèi)稻田剖面土壤重金屬的累積特征分析發(fā)現(xiàn)，Cd、Pb、Cu和Zn的平均含量均顯著高于當?shù)赝寥辣尘爸?，且Cd的平均含量超過中國土壤污染風險篩選值。姚文文等（2021）對重慶市主城區(qū)土壤中重金屬總量及其形態(tài)分布特征發(fā)現(xiàn)，除Cd外，Hg、Pb、Cr、Cu、Zn和Ni均以殘渣態(tài)為主，其中Cd的可交換態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)分別達到了27%和22%，Cd已成為重慶市主城區(qū)土壤中風險最大的重金屬。汪進等（2021）對成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬形態(tài)分布特征分析發(fā)現(xiàn)，成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤中主要重金屬污染因子為Cd，其中Cd的可交換態(tài)占比達到 4.10%—47.86%，其生態(tài)風險遠高于其他重金屬。由此可見，大型城市土壤中Cd污染問題已經(jīng)十分突出，其原因可能是城市周邊的機械、電子及合金制造廠生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的重金屬通過降水、揚塵以及地表徑流等不同途徑進入土壤中產(chǎn)生累積，使得重金屬元素Cd的形態(tài)分布也發(fā)生了相應的變化。

2.3 廣州市城市公園土壤重金屬生態(tài)風險

2.3.1 次生相與原生相分布比值法（RSP）評價結(jié)果

RSP評價結(jié)果顯示，廣州市城市公園土壤重金屬Cd的RSP值波動范圍顯著高于其他重金屬，其范圍為1.94—28.52，而Pb、Cr、Cu、Zn和Ni的范圍依次為：0.58—1.21、0.09—0.64、0.15—1.38、0.13—1.98和 0.11—2.64（表 5）。對于 Pb、Cr、Cu、Zn和Ni而言，除個別采樣點外，其余點位的RSP值均不超過1，說明這幾種重金屬的生態(tài)風險相對較小。根據(jù)RSP數(shù)據(jù)統(tǒng)計結(jié)果中的平均值可以看出，廣州市城市公園土壤重金屬的生態(tài)風險強弱依次為：Cd (6.79)＞Zn (0.59)＞Ni (0.58)＞Cu (0.36)＞Pb(0.16)=Cr (0.16)，除 Cd為重度風險外，Pb、Cr、Cu、Zn和Ni均為無風險。

表5 RSP和RAC評價結(jié)果Table 5 Evaluation results of RSP and RAC

2.3.2 風險評價編碼法（RAC）評價結(jié)果

RAC評價結(jié)果顯示，廣州市城市公園表層土壤中各類重金屬的RAC范圍分別為：Pb為0.01%—8.49%、Cd為 20.25%—63.37%、Cr為 0.03%—0.84%、Cu為 0.49%—19.70%、Zn為 1.00%—17.35%、Ni為0.64%—6.62%（表5）。根據(jù)RAC數(shù)據(jù)統(tǒng)計結(jié)果中的平均值可以看出，廣州市城市公園土壤重金屬的生態(tài)風險強弱依次為：Cd(13.03%)＞Zn (5.14%)＞Cu (4.64%)＞Pb (2.87%)＞Ni(1.88%)＞Cr (0.23%)。由RAC評價標準可以得出Cr無風險，Pb、Cu、Zn和Ni屬于輕微風險，Cd屬于中等風險?？臻g分布上，通過對采樣點分布的區(qū)域?qū)Ρ瓤芍?，由G1、G2和G6組成的天河區(qū)內(nèi)重金屬的RSP值和RAC值均略大于其他區(qū)域，其次則是由G9、G10、G11和G12組成的番禺區(qū)和由G3、G4和G13組成的白云區(qū)，而在其他區(qū)域的重金屬綜合RSP值和RAC值則較為接近，且相對較小。重金屬來源的差異會導致其生態(tài)風險存在差異。RAC值高的區(qū)域也正是廣州市核心城區(qū)中經(jīng)濟更為發(fā)達的區(qū)域，這些區(qū)域的工業(yè)企業(yè)更為聚集，交通網(wǎng)線更為稠密，頻繁的人類活動導致重金屬的不斷輸入和累積，可能是其重金屬生態(tài)風險較高的主要因素。

3 討論

對比廣州市城市公園表層土壤重金屬的RSP和RAC評價結(jié)果可知，RSP評價法中最為凸顯的重金屬只有Cd，而在RAC評價法中除了突出了Cd的風險，Pb、Cu、Zn、Ni的風險程度也得到了較好地呈現(xiàn)，特別是 Zn風險得到了較好地甄別。相較于RSP法考慮除殘渣態(tài)以外的所有非殘渣態(tài)重金屬含量，RAC法將關(guān)注點聚焦于遷移性更強的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬，使得其對重金屬生態(tài)風險的評價更為精細。根據(jù)（陳曉燕等，2017）研究表明，RAC法側(cè)重于單個重金屬元素的有效態(tài)引起的環(huán)境風險，能夠更好地反映出每個重金屬元素間的差異。因此，進一步對廣州市城市公園表層土壤中的Cd和Zn這兩種重金屬元素的RAC評價結(jié)果采用反距離插值法來獲得其空間分布特征（圖3）。

圖3 Cd和Zn的RAC值分布Figure 3 RAC value distribution of Cd and Zn

RAC評價結(jié)果的空間分布特征顯示，Cd的生態(tài)風險總體上均要高于Zn，但Cd和Zn的主要生態(tài)風險區(qū)均位于廣州市的中部地區(qū)，特別是天河區(qū)、黃埔區(qū)和白云區(qū)，番禺區(qū)的生態(tài)風險相對最小。重金屬的生態(tài)風險與其來源密切相關(guān)，不同的重金屬輸入來源是導致其生態(tài)風險產(chǎn)生顯著差異的主要原因。廣州市城市公園土壤Cd和Zn的高生態(tài)風險區(qū)產(chǎn)生的主要原因包括：（1）與城市工業(yè)展布格局有關(guān)，廣州市城市公園土壤Cd和Zn的高生態(tài)風險區(qū)也是廣州市經(jīng)濟最為發(fā)達的地區(qū)，這些區(qū)域的工業(yè)園區(qū)與城市建設(shè)在近年來發(fā)展迅速，工業(yè)企業(yè)產(chǎn)生大量的“工業(yè)三廢”中含有Cd、Zn等重金屬，不當?shù)奶幚頃е逻@些重金屬向城市公園土壤持續(xù)地輸入和累積；（2）與城市交通排放有關(guān)，廣州市經(jīng)濟越發(fā)達的區(qū)域往往擁有更為繁雜交通系統(tǒng)和更大的機動車保有量，汽車輪胎中含有鎘鹽，在汽車行駛過程中可能會將這些重金屬物質(zhì)釋放到土壤中去，從而使得土壤中Cd含量增多（邵莉等，2012），且由于交通運輸導致含有 Cd的顆粒物會伴隨汽車尾氣排放和大氣沉降等作用進入土壤；（3）與人口密度有關(guān)，廣州市天河區(qū)、黃埔區(qū)和白云區(qū)是近年來廣州市人口流入量相對更多的區(qū)域，大量外來務工人員主要聚焦在這些區(qū)域，密集人口產(chǎn)生的大量生活垃圾等廢棄物若未經(jīng)及時無害化處理，也會導致額外的Cd和Zn排放到土壤中（周春山等，2017）?；浉郯拇鬄硡^(qū)利用國家“一帶一路”戰(zhàn)略大契機，發(fā)揮自身的優(yōu)勢，共同培育了粵港澳大灣區(qū)國際都會圈和世界旅游目的地（黃曉慧等，2016）。這些舉措的實施給粵港澳大灣區(qū)帶來經(jīng)濟高速發(fā)展的同時，也可能會產(chǎn)生更多的重金屬污染物，若處理不當則會對粵港澳大灣區(qū)城市群土壤環(huán)境造成嚴重危害。因此，本研究可為粵港澳大灣區(qū)城市群綠色發(fā)展和城市土壤環(huán)境質(zhì)量保護提供科學依據(jù)。

4 結(jié)論

（1）廣州市核心城區(qū)城市公園表層土壤中Pb、Cr、Cu、Zn、Ni和Cd的平均含量依次為64.71、58.55、37.59、131.04、23.16 和 0.54 mg·kg-1，Cd 的變異系數(shù)顯著高于其他重金屬。單因子指數(shù)評價法顯示廣州市城市公園土壤中Cd為重污染，Zn和Cu為中污染，而Pb、Ni和Cr屬于輕污染。

（2）通過重金屬形態(tài)分析表明不同重金屬的形態(tài)分布特征存在較大差異，Pb、Cr、Cu、Zn和Ni以殘渣態(tài)和鐵錳氧化態(tài)占主導，而Cd以可交換態(tài)和鐵錳氧化態(tài)占主導。重金屬形態(tài)分布的差異也側(cè)面反映了重金屬遷移特性和環(huán)境風險的差異。相對于其他重金屬，Cd的活性態(tài)含量占比大，具有更高的潛在環(huán)境風險性。

（3）次生相與原生相比值法和風險指數(shù)編碼法評價結(jié)果顯示，廣州市核心城區(qū)城市公園土壤重金屬的生態(tài)風險強弱依次為 Cd＞Zn＞Cu＞Pb＞Ni＞Cr，土壤Cd的生態(tài)風險顯著高于其他幾種重金屬，且在廣州市核心城區(qū)的中部區(qū)域風險更為顯著。對廣州市核心城區(qū)城市公園表層土壤重金屬的累積特征、形態(tài)分布及其生態(tài)風險的系統(tǒng)分析表明，Cd污染可能主要來源于城市快速發(fā)展下的工業(yè)排放和交通運輸輸入等原因，這在今后的城市綠色發(fā)展和土壤環(huán)境質(zhì)量保護過程中應當引起重視。