环大冶湖农田土壤重金属污染特征及潜在生态评价

尹春芹，孙清斌，邓金锋

(湖北理工学院环境科学与工程学院，湖北黄石435003)

大冶湖作为大冶市主要湖泊是长江中下游中型的代表性浅水湖泊，位于该市东南部，自西向东横贯大冶市中部腹地，后流入长江。大冶湖主要接纳地表径流，承雨面积1 106 km2，水域面积90 217 km2，平均水位16 m，蓄水量0.5～2 × 108m3。整个流域内已探明矿产43种，其中以铜、铁、金、煤、钼、硫等矿产资源蕴藏量最多，因而采矿、选矿、黑色和有色金属冶炼业十分发达，是我国九大有色冶炼业基地之一。这些矿产及工业绝大部分分布于湖区上游及西岸，其大量“三废”物质未经处理直接排入湖区，已严重影响了该地区农业生产及水产业生产的发展，危害到了人们的身体健康［1-2］。

湖泊重金属污染研究历来是国内外水环境研究人员关注的重要问题之一。由于底泥在水环境中的重要作用，许多学者针对水体底泥的重金属污染生态风险状况开展了大量的研究工作。如Duman 等对Sapanca 湖底泥沉积物中的重金属随季节变化的影响进行了比较详细的探索［3］。Sehgal 等对Delhi 地区Yamuna河水和两岸土壤中不同种类的重金属污染状况进行了监测分析［4］。李玉斌等也对中国8个主要湖泊沉积物中重金属污染状况进行了较为详细的生态风险评价［5］。戴纪翠等根据2000 -2007年深圳近海海域表层沉积物的基础监测资料，对该区域沉积物中重金属的污染状况进行了评价分析［6］。

另一方面，鉴于环保理念的不断深入，也有不少学者开展了湖泊底泥农用风险评价的研究。如魏岚等通过土培盆栽试验研究了水库疏浚底泥施用对蔬菜生长和品质的影响，并对底泥农用进行改良，为疏浚底泥的直接农用提供了一定的依据［7］。刘志彦以辽宁省沈阳市细河河道底泥为研究对象，采用地积累指数法、变异系数法和潜在生态危害指数法对底泥中重金属污染状况及底泥农用进行了风险评价［8］。本课题组对大冶矿区周边农田土壤118 个采样点的土壤重金属进行调查研究，结果表明，当地农田土壤中的Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Co、Ni 和Mn 都有着不同程度的超标，尤其以Cu、Cd 超标最为严重［9］。然而，针对湖泊周边农田重金属污染状况以及可能对临近湖泊造成的潜在生态评价的研究鲜见报道。大冶湖已受到周边工农业发展所带来的污染有目共睹，以往的研究将其污染主要归结为矿产开发利用方面。实际上，周边矿产开发的同时除了对大冶湖造成污染之外，也对周边农田土壤产生了较为严重的重金属污染［2］，因此进一步探索受重金属污染的农田土壤对大冶湖可能产生的次生污染有一定的现实意义。另外，以往针对重金属污染环境生态评价几乎都是只考虑重金属全量的影响，将其有效态纳入到可能造成生态风险的范围之内少见报道，而事实上能够直接对生物造成伤害的重金属往往是其有效态含量。

鉴于此，本研究以环大冶湖农田土壤为研究对象，测定各采样点土壤中Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Ni 和Mn 8 种主要重金属的浓度，并采用了 Muller［10］提出的地积累指数法和Häkanson［11］潜在生态风险评价法2 种方法对湖泊周边农田土壤中重金属的污染风险进行初步评价。同时，探索土壤中重金属全量和有效态的相关性，以期为大冶湖重金属污染的风险管理和污染防治提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集和预处理

用“S”型采样法收集各样点土壤混合，采样深度为0～20 cm 的表层土壤。根据大冶湖周围农田土壤具体分布状况，本试验选取有代表性的采样点共28 个，如图1所示，样品编号用1～28个阿拉伯数字表示。土壤取回后，风干，除去砾石和植物残根，采用4 分法，逐级过筛，并将过筛后的样品贮存在干燥器中备用。

图1 环大冶湖农田土壤调查采样点(n =28)

1.2 样品提取、消解与测定

土壤测定项目包括pH 值以及Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Ni 和Mn 8 种重金属全量及有效态含量。土壤(过10 目筛)pH 值的测定采用电位法(NY/T 1377 -2007)。土壤(过100 目筛)重金属预处理采用王水回流消解原子吸收法(NY/T 1613 -2008)，Cu、Pb、Zn、Cr、Co、Ni 和Mn 含量测定采用火焰法，Cd 含量测定采用石墨炉法原子吸收分光光度仪(Varian AA240FS，美国)检测。

1.3 重金属污染评价方法

1.3.1 地积累污染指数法

本试验采用地积累指数法［9］对环大冶湖农田土壤中重金属元素的污染状况进行定量分析，较直观地反映土壤重金属富集的程度。地积累指数I =log2Ci/(KBi)，其中，Ci表示某一土壤污染物实测值(mg/kg);Bi表示某一土壤污染物环境背景值，本文采用湖北省土壤自然背景值［12］作为参考;K 表示各种因素引起的背景值波动常数(1.50)。I ≤0 表示土壤清洁;0＜I＜1 表示重金属轻度累积;1＜I＜2 表示重金属偏中度累积;2＜I＜3 表示重金属中度累积;3＜I＜4 表示重金属偏重度累积;4＜I＜5表示重金属重度累积;I ＞5 表示重金属严重度累积。

1.3.2 潜在生态风险指数法

本试验进一步用Häkanson 生态风险指数法［11］对环大冶湖农田土壤重金属潜在生态风险进行评价。潜在生态风险指数R = ∑ni Ei= ∑n

i TiCi/Si，其中，n 表示污染物的个数;Ci表示某一土壤污染物实测值;Si表示某一土壤污染物环境背景值，本文以湖北省土壤自然背景值作为参考;Ti表示污染物的毒性系数(Cu 的毒性系数为5，Pb 为5，Zn 为1，Cd 为30，Cr 为2，Co 为1，Ni为5，Mn 为1);Ei表示某一污染物的潜在生态风险指数。Ei＜40，R＜150 表示有轻微生态危害;40＜Ei＜80，150＜R＜300 表示有中等生态危害;80＜Ei＜160，300＜R＜600 表示有强生态危害;160＜Ei＜320，R ＞600 表示有很强生态危害;Ei＞320 表示有极强生态危害。

2 结果与讨论

2.1 环大冶湖农田土壤重金属污染状况

环大冶湖农田土壤28 个采样点的8 种重金属元素含量见表1。

表1 环大冶湖农田土壤中重金属全量含量 mg/kg

由表1 可知，各采样点土壤重金属含量范围变化幅度较大。除了Cr、Ni 和Mn 之外，其余重金属平均含量均高于湖北省背景值含量。其中，Cd、Cu、Pb 分别是背景值的13.71、3.98和2.01 倍，说明矿业开采、大气降尘、施肥等人为活动，可能是农田土壤产生重金属污染的原因之一，进而会对大冶湖水质、底泥带来许多不良影响，最终造成重金属污染的潜在生态风险。另外，对照现有的土壤环境质量标准(GB 15618 -1995)发现，Zn、Cr 和Ni 重金属元素平均含量都低于I 级标准限值，说明这3种重金属元素均未造成污染。而Cd、Cu、Pb的平均含量均超过土壤环境质量I 级标准限值，Cd 更是超过III 级标准限值，超标倍数分别是11.79(I)、7.86(II)和2.36(III)倍，存在极大生态风险;Cu 则是超出I(3.49)、II(1.22)级标准限值;Pb 仅超出I(1.53)级标准限值。对不同元素的变异系数进行分析，发现变异系数规律为Cu ＞Co ＞Zn ＞Cd ＞Pb ＞Mn＞Ni ≈Cr，体现出8 种重金属的变异差别顺序。在本研究条件下，Cu 具有最强的变异系数，受到外来污染因素的影响最大，其后分别是Co、Zn、Cd、Pb、Mn、Ni 和Cr。

2.2 土壤重金属污染评价

2.2.1 地积累污染指数法评价

本研究采用地积累指数法定量分析环大冶湖农田土壤中重金属元素的污染状况，以湖北省土壤自然背景值作为参考，利用重金属总浓度与背景值的关系来确定重金属污染程度，土壤重金属污染地积累污染指数法评价结果如表2所示。

表2 土壤重金属污染地积累污染指数法评价结果

由表2 可知，8 种重金属元素累积程度由高到低依次为Cd、Cu、Pb、Zn、Co、Ni、Mn 和Cr。Cd 累积最严重，I 值为1.72～4.29，8 和9 号采样点1＜I＜2，表明这2 个采样点土壤Cd 属偏中度累积，而1、26 和28 号采样点4＜I＜5，表明这3 个采样点土壤Cd 属重累积，其余采样点2＜I＜4，表明土壤Cd 属中度或偏重度累积。相对而言，Cu 和Pb 的污染较低，只有部分采样点累积。其中，1 号土壤Cu 和Pb 为轻度累积;25 号土壤Cu 属中度累积，Pb属轻度累积;26 号土壤Cu 属偏重度累积，Pb属偏中度累积;27 号土壤Cu 和Pb 属偏中度累积，28 号土壤Cu 属严重累积，Pb 属轻度累积。另外，部分采样点土壤Zn 属轻度累积，所有采样点土壤Cr、Mn、Co 和Ni 属清洁。据现场调查发现，1 号采样点位于工业生产基地附近，重金属来源主要是工业废水排放;25、26、27 和28 号采样点位于铜绿山矿区附近，铜矿的大量开采、运输产生的粉尘、矿山废水及矿山尾矿可能是这4 个采样点土壤重金属的主要来源［13］。

2.2.2 潜在生态危害指数法评价

综合考虑不同重金属对生物的毒性差异，以湖北省土壤自然背景值作为参考，选用潜在生态风险指数法来评价环大冶湖农田土壤重金属的生态危害程度。不同重金属的潜在生态风险指数详见表3。

表3 潜在生态风险指数法评价结果

由表3 可见，8 种重金属元素潜在生态风险指数由高到低依次为Cd、Cu、Pb、Ni、Zn、Co、Mn 和Cr。Cd 的潜在生态风险指数最大(Ei:98.8～842.5)，采样点8 和9 号土壤中Cd 的Ei属强生态风险危害(80＜Ei＜160)，采样点25、26、27 和28 号土壤中Cd 的Ei属极强生态风险危害(Ei＞320)，其他采样点土壤中Cd 的Ei属很强生态风险危害(160＜Ei＜320)。本试验结论表明，环大冶湖农田土壤Cd 的含量较高，Cd 的毒性系数最大(30)，因此其潜在的生态危害应引起高度重视。另外，除了28 号采样点土壤中Cu 的Ei属很强生态风险危害(160＜Ei＜320)外，其余采样点土壤中Cu 的Ei均属轻微生态危害(Ei＜40)。土壤Pb、Ni、Zn、Co、Mn 和Cr 均属轻微生态危害(Ei＜40)。

比较每个采样点的潜在生态风险指数R可知，8 和9 号采样点土壤均属轻微生态风险危害(R＜150)，12、23、24、25、26 和27 号采样点土壤均属强生态风险危害(320＜R＜600)，1 和28 号采样点土壤均属很强生态风险危害(R ＞600)，其余采样点土壤均属中等生态风险危害(160＜R＜320)。

有研究者发现，农药和肥料的使用也已影响到了农业土壤的安全，带来了农田土壤重金属的污染［14-15］。调查表明，Cd 是磷肥中普遍存在的杂质［14］，每公斤肥料中Cd 的含量为0.009～2.58 mg［15］，且施肥土壤中Cd 含量显著高于未施肥土壤［16］。也有调查表明，我国鸡粪、猪粪及牛粪土壤重金属含量也严重超标，其中鸡粪超标率为21.3%～66.0%，以Cd、Ni 为主;猪粪为10.3%～69.0%，以Zn、Cu 和Cd 为主;牛粪为2.4%～38.1%，以Cd为主［17］。调查发现，环大冶湖农田土壤已有超过40年施用农药和肥料的历史，而这些农业化学品的使用可能是导致各采样点土壤Cd污染的主要原因之一。另外，1 号采样点位于工业生产基地排污口附近，废水的排放也可能是其土壤Cd 严重污染的一个原因，25、26、27和28 号采样点位于铜绿山矿区附近，矿产资源的开采和运输、金属冶炼排污、矿山酸性废水、矿山废石和尾矿的长期储存等均很有可能会对其带来一定程度上的重金属污染，尤其是Cu 的污染［13］，这应该是有别于其他土壤重金属污染的重要特征之一。值得注意的是，环大冶湖农田土壤中这些重金属污染物质会随地表径流等途径流入大冶湖。因此，在未来大冶湖的水资源开发、利用和治理过程中必须重视周边土壤面源污染给大冶湖可能带来的环境风险。

3 结论

1)环大冶湖周边农田土壤已受到重金属不同程度的污染，其中Cd 的污染最严重，已可能影响到了农田的安全生产。

2)地积累污染指数法评价结果表明，8 种重金属元素累积程度由高到低依次为Cd、Cu、Pb、Zn、Co、Ni、Mn 和Cr。Cd 累积最严重，I 值为:1.72～4.29，1、26 和28 号采样点土壤Cd属重累积，其中26 号土壤Cu 属偏重累积，28号土壤Cu 属严重累积。

3)8 种重金属元素潜在生态风险指数由高到低依次为Cd、Cu、Pb、Ni、Zn、Co、Mn 和Cr。Cd 的生态风险系数Ei最大，其中25、26、27 和28 号采样点土壤Cd 属极强生态风险危害，其中28 号土壤Cu 属很强生态风险危害。

4)比较各采样点土壤潜在生态风险指数R 可知，8 和9 号采样点土壤均属轻微生态风险危害，12、23、24、25、26 和27 号采样点土壤均属强生态风险危害，1 和28 号采样点土壤均属很强生态风险危害，其余采样点土壤均属中等生态风险危害。

［1］夏祖授.大冶湖水资源污染现状及其治理措施［J］.水资源保护，1989(4):68 -75.

［2］孙清斌，尹春芹，邓金锋，等.大冶矿区周边农田土壤和油菜重金属污染特征研究［J］.农业环境科学学报，2012，31(1):85 -91.

［3］Duman F，Aksoy A，Demirezen D.Seasonal variability of heavy metals in surface sediment of Lake Sapanca，Turkey［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2007，133:277 -283.

［4］Sehgal M，Garg A，Suresh R，et al.Heavy metal contamination in the Delhi segment of Yamuna basin［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2012，184(2):1181 -1196.

［5］李玉斌，冯流，刘征涛，等.中国主要淡水湖泊沉积物中重金属生态风险研究［J］.环境科学与技术，2012，35 (2):200 -205.

［6］戴纪翠，高晓薇，倪晋仁，等.深圳近海海域沉积物重金属污染状况评价［J］.热带海洋学报，2010，29(1):85 -90.

［7］魏岚，刘传平，邹献中，等.水库疏浚底泥农用对芥菜生长和品质的影响［J］.生态环境学报，2010，19(2):438 -443.

［8］刘志彦，孙丽娜，郑冬梅，等.河道底泥重金属污染及农用潜在风险评价［J］.安徽农业科学，2010，38(21):11436 -11438.

［9］Yin C Q，Sun Q B，Zhao X Q.Assessment of heavy metal contamination in paddy soils from Daye mining area of Hubei province，China［J］.Advanced Materials Research，2012，599:434 -440.

［10］Muller G.Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River［J］.Geojournal，1979，2(3):108 -118.

［11］Häkanson L.An ecological risk index for aquatic pollution control:a sedimentological approach［J］.Water Research，1980，14(8):975-1001.

［12］魏复盛.中国土壤元素背景值［M］.北京:中国环境科学出版社，1990:334 -378.

［13］郭宇，游钦，张欣，等.矿山环境中苔藓植物重金属元素的地球化学特征—以大冶铜绿山为例［J］.地质科技情报，2009，28:121 -126.

［14］Huang S S，Liao Q L，Hua M，et al.Survey of heavy metal pollution and assessment of agricultural soil in Yangzhong district，Jiangsu Province，China［J］.Chemosphere，2007，67:2148 -2155.

［15］杨忠芳，成杭新，奚小环，等.区域生态地球化学评价思路及建议［J］.地质通报，2005，24(8):687 -693.

［16］Mann S S，Rate A W，Gilkes R J.Cadmium accumulation in agricultural soils in Western Australia［J］.Water Air Soil Pollution，2002，141:281 -297.

［17］刘荣乐，李书田，王秀斌，等.我国商品有机肥料和有机废弃物中重金属的含量状况与分析［J］.农业环境科学学报，2005，24(2):392 -397.