我国大气重金属干湿沉降特征及时空变化规律

王梦梦,原梦云,苏德纯



我国大气重金属干湿沉降特征及时空变化规律

王梦梦,原梦云,苏德纯*

(中国农业大学资源与环境学院,农田土壤污染防控与修复北京市重点实验室,北京 100193)

通过中国知网、ISI Web of Science、万方、维普和Google scholar数据库,检索1995~2015年公开发表的关于我国大气重金属元素沉降的文献,分析研究我国大气干、湿沉降中重金属元素含量特征及时空变化,大气重金属沉降通量特征及时空变化.文献数据统计分析结果表明:近20年来我国大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Ni、Hg的均值或中位值含量均超过GB15618-1995《土壤环境质量标准》中的一级标准值,超标倍数分别为3.0、7.4、7.9、1.1、16.5、1.5、1.2、2.3倍;我国大气降水中Pb、Hg含量的均值或中位值超过我国地表水Ⅰ类水质标准;与1995~2005年相比,2006~2015年我国大气降尘中Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni均值或中位值含量降低了32%~50%;我国南方大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、Ni和Hg的平均含量较北方高出60.9%、44.2%、137.5%、34.2%、68.0%、7.3%和25.0%,而As和Mn则低于北方;我国大气干湿沉降中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg的年沉降通量均值或中位值分别为(10.99±14.74),(78.87±313.23), (21.81±64.53),(10.38±48.10),(0.37±1.84),(2.54±3.85),(48.00±193.40),(4.79±13.56),(0.04±0.16)mg/(m2·a);与1995~2005年相比,2006~2015年我国大气干湿沉降中Cu、Zn、Pb、Cr、Mn的沉降通量均值或中位值分别高出了11.6%、37.3%、39.1%、95.9%、117.6%, As、Ni、Hg的沉降通量均值或中位值分别降低了41.0%、21.8%、50.0%;我国北方Cu、Zn、Cr、As、Mn、Ni的沉降通量均值或中位值较南方高出42.6%、16.3%、96.8%、130.5%、307.1%、124.2%,而南方的Pb、Cd沉降通量均值或中位值高出北方22.9%、30.3%.在控制土壤重金属大气干湿沉降污染源时应优先针对Cd、Pb、Hg采取措施.

大气沉降；重金属；沉降通量；时空变化

我国农田中重金属的主要来源有大气沉降、畜禽粪便、矿山开采、化学肥料与农药、污水灌溉等[1].有研究表明,对于As、Cr、Hg、Ni和Pb的总输入量,大气沉降贡献率占43%~85%[2].许多工业发达国家,大气沉降对土壤系统中重金属累积贡献率在各种外源输入因子中排在首位[3].

大气沉降分为干、湿沉降2种形式[4].重金属元素可通过化石燃料燃烧、汽车尾气、工业烟气、粉尘、矿山开采、汽车轮胎磨损等进入大气[5-9],吸附在气溶胶上[8],然后通过干湿沉降的方式进入土壤,在表层土壤中不同程度地累积[10],人类活动排放的元素水平远高于自然背景值[11-12].大气沉降除本身是有害物质外,还是其他污染物的运载体和反应床[13],重金属以松散的形式附着在降尘颗粒表面,会导致重金属元素的不稳定性和潜在生物有效性[14].近年来,由于近地表降尘含量和降尘中所包含的污染物质的含量均表现出逐年增加的趋势,大气沉降已经被认为是大范围内土壤中重金属的重要来源[15-16].干湿沉降-土壤相关性分析表明,大庆市干湿沉降中Cd、Zn含量与土壤中Cd、Zn含量呈现出极强相关性[17];在苏州地区,水稻土中约有50%的Pb和72%的Hg来源于大气沉降的贡献[18].

近年来,我国学者针对大气沉降中重金属已经开展了很多研究,但这些研究大都是针对单个城市或单个地区[19-20],针对全国范围内的研究相对较少.Luo等[2]2009年对各污染源向我国土壤中输入的重金属进行了研究,然而,随着城市化和工业化的发展以及环保政策的实施,各污染源向大气中排放的重金属发生了很大的变化.本文通过收集1995~2015年发表的关于我国大气重金属沉降的文献数据,分析我国大气降尘和大气降水中重金属含量特征及时空变化,大气重金属沉降通量特征及时空变化.并以不同重金属元素沉降通量、土壤重金属环境质量标准及不同重金属元素生物富集能力为依据,探讨大气重金属沉降对农田土壤重金属污染累积的贡献及需要优先控制的元素,以期为我国土壤重金属污染源头控制提供一定的理论参考.

1 材料与方法

1.1 文献搜集与筛选

为了获得我国大气沉降中重金属污染特征、空间分布以及通过大气沉降输入到土壤中的重金属的量,对发表的有关文献做全面的分析总结.在中国知网数据库、ISI Web of Science 、万方数据库、维普中文科技期刊全文数据库和Google scholar搜索栏中输入关键词为“大气沉降”、“重金属”、“atmospheric deposition heavy metal or trace element”、“大气降水”、“湿沉降”、“precipitation”、“wet deposition”、“大气沉降”,限定年限“1995~2015”,排除人文社科类的杂志报刊;排除水、底泥沉积物、植物、动物等介质的重金属的研究;排除研究对象PM2.5,PM10等细颗粒物的研究.筛选出从1995~2015年发表的关于大气沉降中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg 9种重金属含量的数据并进行分析.

1.2 文献数据的筛选原则及换算

在筛选相关文献的同时,对文献中数据也进行筛选,数据筛选原则:①样品收集方法为被动采样法,采集的样品为大气干、湿沉降样品;②采样周期为1年或者1年以上;③采样区域为典型农业区和城市,避开典型重要污染源周边的样本;④文献中能够直接或能够通过计算获得研究区域大气干、湿沉降重金属通量信息;⑤大气干、湿沉降样品中所研究的重金属元素是通过典型的酸消解体系和分析方法进行样品分析的;⑥以文献中的一个取样点为一个样本,若文献中为统计结果且未列出样本数的均按一个样本进行统计.

数据统计时,文献中明确表示出每个采样点各重金属元素沉降通量的,以一个采样点位为一个样本进行统计,元素沉降通量的单位为mg/(m2·a);文献中未表示出各个采样点数据,仅描述数据统计结果的取算数平均值按一个样本计;文献中未直接给出重金属元素大气沉降通量,但是可以通过含量和降尘通量计算得到的,需进行计算,计算公式如下:

=w+d(1)

w=w+w(2)

d=d×d(3)

式中:为干湿沉降通量,w为湿沉降通量, mg/(m2·a);d为干沉降通量, mg/(m2·a);d、w为干、湿沉降中重金属元素含量,mg/kg;d、w为降尘干、湿沉降速率,kg/(m2·a).

1.3 数据处理

所获得数据集运用Excel2010、SPSS(IBM SPSS Statistics 20)和Origin 7.5软件进行数据统计处理.

结果统计包括数据的最大值,最小值,算术平均值、几何平均值及其标准差,数据的分布类型,变异系数,置信度为5%、10%、25%、50%、75%、90%、95%的分位值.如果数据服从正态分布,则其均值用算术平均值±标准差表示,如果数据服从对数正态分布,其均值则用几何平均值±标准差表示,如果数据统计结果既不服从正态分布也不服从对数正态分布而为偏态分布,则其均值用中位值±标准差来表示.

2 结果与分析

2.1 我国大气干沉降中重金属含量特征及时空变化

2.1.1 我国大气干沉降中重金属含量特征 由于大气沉降中重金属种类较多,在数据分析时只考虑几种比较重要的且对土壤、环境、作物影响较大的重金属进行分析,主要包括Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg 9种重金属元素.

从表1中可以看到,收集到此的此时间段我国大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg的有效数据个数分别为234、247、255、223、243、176、145、193、162个,各重金属元素含量变化范围分别为8.40~1072.90,32.00~ 15987.00,12.60~4822.35,16.70~8926.00,0.10~77.20,2.70~210.40,148.00~26950.26,9.00~2203.00,0.04~ 7.67mg/kg.

由表1可知,1995~2015年大气降尘重金属统计数据的标准差和变异系数均较大,说明重金属数据分布比较分散.我国大气降尘中Cu、Zn、As、Hg的数据服从对数正态分布,取几何均值±标准差来表示平均含量分别为(107.41±137.82), (738.61±1294.1),(22.09±27.78),(0.34±0.64)mg/kg. Pb、Cr、Cd、Mn、Ni的数据服从偏态分布,取中位值±标准差来表示平均含量分别为(276.00± 826.03), (101.00±605.30), (3.29±7.05), (537.00± 2271.30), (46.70±173.00)mg/kg.大气降尘中各重金属元素含量大小总体上遵循Zn>Mn>>Pb> Cu≈Cr> Ni>>As>Cd> Hg.

将我国大气降尘中重金属平均含量与墨西哥、孟加拉国、土耳其21世纪初大气降尘中的重金属平均含量进行比较.可知我国大气降尘中重金属Cu、Zn、Pb、Cr、As、Ni分别是墨西哥的4.1、2.0、7.6、9.0、9.9倍,重金属Cd的含量低于墨西哥; Cu、Zn、Pb、As、Ni的平均含量分别超过孟加拉国的4.9、7.6、7.9、4.4、2.0倍; Zn、Pb、Cd含量分别高于土耳其6.6、3.7、3.5倍[21-23].

由于目前我国尚未制定大气降尘的环境质量标准,因此参照我国《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)[24](表2).由表2可知,总样本中重金属Zn、Pb、Cd的5%分位值均高于土壤环境质量一级标准,且分别是标准的1.9、1.6、1.6倍,Cu的10%分位值高于标准值,Hg的10%分位值接近标准值,Cr、As、Ni的50%分位值高于标准值,表明我国大气干沉降样本中普遍存在Zn、Pb、Cd、Cu、Hg的污染,部分存在Cr、As、Ni的污染.说明大气沉降已成为我国土壤中Zn、Pb、Cd、Cu、Hg的重要来源,故应从源头上严格控制大气中重金属的来源.

表1 我国大气降尘中重金属元素含量统计结果

表2 我国大气降尘中重金属元素含量特征(mg/kg)

图1 近20a来大气降尘中重金属元素含量的变化

2.1.2 我国大气干沉降重金属含量的年代差异 由于本研究收集的文献时间跨度相对较长,且文献报道的采样时间在不同的时间段存在差异,以2005年为界,对比分析1995~2005和2006~2015年数据,以了解我国大气干沉降中重金属前后10年的变化,数据中对未明确报道采样时间的文献,以发表时间减去2年为采样时间.

由图1可知,随着时间的延长,我国大气降尘中各重金属含量均值(或中位值)均呈现降低的趋势.与1995~2005年相比, 2006~2015年Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg的均值(或中位值)含量降低了28%~50%,Cu、Zn的均值(或中位值)含量变化较小.

2.1.3 我国大气干沉降中重金属含量地区差异 由图2可以看出,除As和Mn外,我国大气降尘中其余重金属含量的均值(或中位值)均表现为南方地区高于北方地区.我国南方地区大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、Ni和Hg的均值(或中位值)含量较北方地区分别高出60.9%、44.2%、137.5%、34.2%、68.0%、7.3%和25.0%.北方地区As和Mn的均值(或中位值)含量较南方地区高40.3%和6.6%.

图2 我国南北方大气降尘中重金属含量差异

2.2 我国大气湿沉降中重金属含量特征

由于我国对大气降水中重金属的研究较晚,且是随着酸沉降的发生和加剧才越来越受到重视,尽管北方的典型城市北京、青岛、长春也有研究,但是对于我国大气降水的研究仍然主要集中在我国南方地区.

表3、表4中,从文献数量看,有关大气降水中重金属含量样本数较降尘中重金属含量样本数少很多,我国大气降水中重金属Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg的有效数据个数分别为47、43、55、38、45、28、33、27、13个,各重金属元素含量变化范围分别为0.54~85.57, 6.09~420.00, 0.14~1343.00, 0.02~53.00, 0.004~7.81, 0.38~63.00, 0.57~500.00, 0.22~15.97, 0.01~ 92.02μg/L.

由表3可知,我国大气降水中重金属元素含量差异很大,且各元素的标准差和变异系数也很大,说明大气降水中重金属含量数据分布比较分散.我国大气降水中Cu、Zn、Pb、Cr、As、Mn、Hg数据服从对数正态分布,取几何均值±标准差表示平均含量分别为(5.72±19.66),(47.43±95.57), (10.11±219.98),(1.92±12.91),(2.21±14.76),(10.38± 88.28),(0.15±37.19)μg/L, Cd服从偏态分布,取中位值±标准差表示平均含量为(0.55±1.55)μg/L, Ni服从正态分布,取算数均值±标准差表示平均含量为(2.40±3.09)μg/L.大气降水中各重金属元素含量大小总体上遵循Zn>Mn>Pb>Cu>As>Cr> Ni>Cd>Hg的关系,研究区域不同这个规律也会有所变化.

表3 我国大气降水中重金属含量统计结果

将我国大气降水中重金属平均含量与日本、美国、法国21世纪初大气降水中重金属的平均含量进行比较.可知我国Cu、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni分别是日本的4.4、3.5、11.3、5.5、5.8、3.4、5.2倍; Pb、Cr、As分别是美国的11.4、2.4、6.3倍,重金属Cd的含量与美国相比变化较小; Pb达到法国的51.1倍,Cd为法国的27.5倍[25-27].

由于目前我国尚未制定有关大气降水的环境质量标准,因此参照《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)[28]Ⅰ类水质标准对大气降水重金属进行污染状况分析.表4数据显示,我国大气降水中Cu、Zn、Cr、Cd、As含量的均值(或中位值)均符合Ⅰ类水质标准,而Pb、Hg则超标,其中Pb超标1.01倍,Hg超标严重,为3.0倍.重金属统计数据结果表明,Zn的50%分位值,Cu、Pb、Cr、Hg的75%分位值,Cd的90%分位值均高于Ⅰ类水质标准,说明Zn的样本中有一半超标,其余重金属样本超过Ⅰ类水质标准的数量较少,故应重点关注大气降水中Hg和Zn的含量.

表4 我国大气降水中重金属元素含量特征(μg/L)

2.3 我国大气重金属干湿沉降通量特征及时空变化

2.3.1 我国大气重金属干湿沉降通量 表5、表6表示,本研究共获得Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg的大气干、湿沉降通量的有效数据个数分别为232、279、319、226、310、254、161、159、261个,沉降通量范围分别为0.48~ 84.04,3.23~2925.70,0.56~859.80,0.27~596.61, 0.01~29.17,0.26~31.72,4.62~1927.09,0.20~147.25, 0.00~2.38mg/(m2·a).

由表5可知,我国大气中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni的干湿沉降通量数据均服从对数正态分布,取几何均值±标准差表示平均沉降通量分别为(10.99±14.74), (78.87±313.23), (21.81 ±64.53), (10.38±48.10), (0.37±1.84), (2.54±3.85), (48.00±193.40),(4.79±13.56)mg/(m2·a), Hg取中位值±标准差表示平均含量为(0.04±0.16)mg/ (m2·a).

大气重金属元素沉降通量值遵循Zn>Mn> Pb>Cu≈Cr>Ni>As>Cd>Hg的规律,这与大气降尘中重金属含量的均值(或中位值)大小关系一致,并且这个关系在国内外很多研究中都有体现[29-30].

由于我国尚未制定大气重金属沉降通量的背景值或者标准值,故将我国大气沉降中的Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As、Mn 7种重金属沉降通量百分位值与日本2008年、美国2006年、芬兰1998~2007年的大气重金属沉降通量数据进行比较.可知,我国大气沉降Cu沉降通量的5%分位值高于日本、芬兰, 50%分位值时达到21.3、11.9倍;Zn沉降通量的5%分位值也高于日本、芬兰, 50%分位值时达到18.7、19.8倍;Pb沉降通量的5%分位值高于日本、芬兰,50%分位值时分别高出24.1、21.4倍;Cr沉降通量的5%分位值高于美国,50%分位值时达到5.8倍;Cd沉降通量的5%分位值高于日本、芬兰, 50%分位值时分别达到19.8、9.9倍;As沉降通量的5%分位值高于芬兰, 50%分位值时达到30.7倍;Mn沉降通量的5%分位值高于日本、芬兰, 50%分位值时分别达到9.6、19.7倍[31-33].

表5 我国大气重金属干湿沉降通量统计结果

表6 我国大气重金属干湿沉降通量特征[mg/(m2·a)]

图3 近20a来我国大气重金属沉降通量变化

2.3.2 我国大气重金属干湿沉降通量年代变化 图3中,与1995~2005年相比,2006~2015年Cu、Zn、Pb、Cr、Mn的沉降通量均值(或中位值)分别高出11.6%、37.3%、39.1%、95.9%、117.6%,As、Ni、Hg的沉降通量均值(或中位值)分别降低41.0%、21.8%、50.0%,而Cd变化则不大.

图4 我国南北方大气重金属沉降通量差异

2.3.3 我国大气重金属干湿沉降通量地区差异 图4中可以看出,除Mn的干湿沉降通量平均值在南北方地区之间有明显的差异外,其余元素的沉降通量均值(或中位值)差别并不是很明显.我国北方地区Cu、Zn、Cr、As、Mn、Ni的沉降通量均值(或中位值)较南方地区高出42.6%、16.3%、96.8%、130.5%、307.1%、124.2%,而南方地区的Pb、Cd沉降通量均值(或中位值)高出北方地区22.9%、30.3%, Hg的沉降通量没有差异.

3 讨论

3.1 我国大气重金属沉降含量时空差异分析

目前我国大气沉降中重金属的平均含量普遍高于国外大气沉降重金属平均含量,这可能与我国目前的经济发展水平、工业发展结构和土壤重金属本地值有关.

我国大气降尘中各重金属平均含量随着时间的延长均呈降低的趋势.产生这种差异的原因,一方面是因为我国近年来对大气污染采取的有效控制措施;另一方面,样本数量的差异也可能有一定影响.我国对大气降尘重金属的研究较晚,采样和分析方法较为成熟以后,才有了大量的研究,1995~2005年的文献数量明显少于2006~2015年文献数量,故可能存在代表性不足的问题.

我国南方大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、Ni和Hg的平均含量高于北方,As和Mn则低于北方.首先,南北方区域的差异可能与冬季燃煤、气候特征及工业结构有关.As是燃煤的标识元素[34],南方大气沉降中As平均含量低于北方,可能是因为北方冬季大范围集中供暖,由于As是中等挥发性元素,在煤燃烧过程中向大气中排放的As会急剧增多;Hg是极易挥发的元素,微溶于水,也是存在大气环境中相对比较稳定的形态,平均停留在大气中的时间长达半年至二年,可以在大气中被长距离地输运[35-36];Mn 是土壤的标识元素[37],土壤扬尘是大气颗粒物的重要来源因而也是大气沉降中Mn的主要来源.北方由于独特的气候特征,春季易发生沙尘暴,长距离运输也成为北方地区大气沉降中Mn含量偏高的重要因素.Cong等[38]利用EF、PCA和CA并联用重金属比率表明山西盆地Cu、Mn、Hg主要来源于当地的土壤扬尘和由其他地方经长距离运输的飘尘.青藏高原地面风蚀后,被扬起至高空西风带的粉尘, 颗粒常小于3µm,多被带至中国东部,低空的粗颗粒粉尘则在兰州附近产生大规模沉降[39-40].就工业结构来看,北方城市多以重工业为主,燃煤量较大,南方城市的发展主要依靠其丰富的矿产资源,因而有色金属污染程度相对较重,锌是金属冶炼的标识元素[41],铜则由工业燃油锅炉和机动车汽车尾气产生[42].其次,南北方样本数量存在差异.调查研究的南方样本数量较多,其中研究区域为城市的样本数占总样本数的60%以上,而北方地区有相当一部分为农业区.研究表明城市的大气沉降污染程度高于农业区,刘聪等[43]对江苏南京市等典型地区的大气沉降样品中的微量元素进行了分析,结果表明在不同地区微量元素沉降分布存在明显差异,总体表现为城市地区大气降尘污染程度高于农村地区.

3.2 我国大气重金属沉降通量时空差异分析

我国大气重金属沉降通量普遍高于日本、美国和欧洲发达国家.发达国家减排效率的提高和检测网络的建立都早于我国,如欧洲20世纪70年代开始使用烟气脱硫装置,80年代实施汽油无铅化或低铅化方案;日本20世纪60年代末开始大规模应用烟气脱硫装置,70年代开始实施汽油无铅化,电力中央研究所(CRIEPI)从2002年就开始对日本10个地区进行有毒重金属元素干湿沉降通量的测定;我国直到21世纪初才逐渐叫停一些生产工艺和技术水平低、生产设备落后的企业,全国于2000年1月1日起禁止生产车用含铅汽油,2000年7月1日彻底淘汰车用含铅汽油(汽油中铅含量小于0.014g/L)[44-46].

我国大气重金属沉降通量平均值随着时间的延长,Cu、Zn、Pb、Cr、Mn呈增加趋势,As、Ni、Hg呈降低趋势.原因一方面是由于我国采取了减排措施和清洁生产技术,如无铅汽油的推广和使用明显使得大气中Pb的污染得到控制;另一方面由于统计样本数量存在差异,对于大气重金属沉降通量的研究主要是在2005年以后, 2006~2015年大气重金属沉降通量的样本数远大于1995~2005年.我国北方Cu、Zn、Cr、As、Mn、Ni沉降通量平均值高于南方,Pb、Cd则相反,其中Cr、As、Mn沉降通量在南北方之间有较大差异.这主要是与我国冬季燃煤、南北方气候特征及工业结构的差异有关.

2006~2015年相比于1995~2005年我国大气降尘中Pb、Cr、Cd、As、Mn、Ni、Hg的平均含量降低,而我国大气重金属Cu、Zn、Pb、Cr、Mn的沉降通量平均值增加,可见我国大气降尘中重金属含量与我国大气重金属沉降通量的年代变化不同.原因可能有以下方面:首先,降尘总量发生变化.由于大气环境污染受到越来越多的关注,国家提出并实施了一系列节能减排措施,虽然大气降尘中重金属含量有所降低,但是随着城市化和工业化水平不断提高,排放源数量却在不断增加,故工业生产向大气中排放的重金属总量是增加的.随着经济发展,近年来天津市交通运输发展很快,汽车保有量大约以年20%的速率增长[44].高炜等[47]对1980~2007年我国燃煤量的研究表明,自2006年以来我国煤炭消耗量呈快速增长趋势.Tian对中国煤炭排放的部分重金属进行了估算[48], 研究表明,中国Cr、Pb的燃煤源排放已从1980年的1019.07t、2671.73t增加到2008年的8593.35t、12561.77t.As的燃煤源排放量已由1980年的635.57t增加到2007年的2205.50t[49];除了燃煤源以外,钢铁行业重金属排放也应该引起人们重视,Chen等[50]观测到,首都钢铁公司搬迁至唐山后,北京地区的Mn、Cr、Fe等元素大幅下降.中国是钢铁生产大国,2010年钢铁产量达到6.267亿t,约占世界粗钢产量的44%,我国钢铁企业的数量也在增加,2008年达8000家以上[51].大气重金属Mn也有其他人为来源如锰矿开采、机动车汽油抗爆剂甲基环戊二烯三羰基锰等.其次,采样时间偏倚.1995~2005年和2006~ 2015年采样时间跨度相对较长,将不同采样时间的监测数据整合在一起,很难避免长期趋势的混杂偏倚,且2005年以后文献数量远多于2005年以前文献数量.

我国南方大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、Ni和Hg平均含量高于北方,As、Mn低于北方,而我国北方Cu、Zn、Cr、As、Mn、Ni的沉降通量平均值高于南方,可见我国大气降尘中重金属含量与我国大气重金属沉降通量的区域变化不同.主要是因为:首先,南北方工业结构不同.根据《中国国土资源统计年鉴2012》,我国有色金属分布不平衡,主要分布在长江流域和西南地区,总体上表现为南方多、北方少,南方有些城市的发展主要依靠其丰富的矿产资源,因而有色金属污染程度相对较重[52],如镉的污染主要来自于电镀、染料、采矿、冶炼、化学制品、塑料工业、合金及一些光敏元件制备等行业,镍污染主要来源于工业污染和矿山开采.而北方多发展以燃煤为主的重工业;其次,南北方存在地域性和气候性差异.大气降尘量在一定程度上受到经济发展、工业布局、能源结构的影响,但更多的是因为地域性差异和气候条件而造成降尘量不同[53].南方降水量大,故湿沉降量较大.在我国江汉平原,大气对江汉平原重金属的输入途径以降水为主,其中通过降雨沉降的Cd、As、Hg达到总沉降的90%以上[54].北方地区由于气候较南方干旱,易产生扬尘,且受沙尘暴的影响,故降尘量较大.王明仕等[53]将我国44个地区按照降尘量大小划分成了4个降尘区间,其中降尘量在20t/(km2·month)以上的主要是新疆、内蒙古地区以及华北平原.西北沙漠以及黄土矿床沙尘的远距离运输导致北方某些城市在春季的大气干沉降通量相对的高于其他季节[4].

3.3 我国大气重金属沉降对土壤重金属污染的贡献

4 结论

4.1 1995~2015年我国大气降尘中重金属含量均值(或中位值)均超过我国土壤环境质量一级标准,其中Cd、Pb超标最为严重,我国大气降水中Pb、Hg含量均值超过Ⅰ类地表水水质标准,Hg超标严重;我国大气重金属Cd、Pb、Hg干湿沉降通量平均值分别达到0.37±1.84, 21.81±64.53, 0.04±0.16mg/(m2·a);我国大气中重金属沉降通量的5%分位值普遍高于日本、美国、欧洲等发达国家的大气重金属沉降通量.由于大气重金属沉降是农田土壤重金属污染的重要来源之一,Cd、Pb又是我国农产品中超标最突出的元素,故在控制土壤重金属大气干湿沉降污染源时应优先针对Cd、Pb、Hg采取措施.

4.2 我国大气降尘中重金属元素含量的均值(或中位值)随着时间的变化呈现降低的趋势.大气降尘中Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、Ni和Hg均值(或中位值)的区域变化表现为南方高于北方,而As、Mn则北方高于南方.

4.3 与1995~2005年相比,2006~2015年我国大气Cu、Zn、Pb、Cr、Mn沉降通量均值(或中位值)增加,而As、Ni、Hg沉降通量均值(或中位值)降低;我国北方地区Cu、Zn、Cr、As、Mn、Ni的沉降通量均值(或中位值)较南方地区高,而南方地区的Pb、Cd沉降通量均值(或中位值)较北方地区高.

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应用统计学软件即SPSS18.0实施综合处理，分析文本资料后，计数资料采用卡方检验，计量资料则是用（±s）进行表示，行t检验后若P＜0.05，就说明临床结果的比较差异明显，具备统计学意义。

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Characteristics and spatial-temporal variation of heavy metals in atmospheric dry and wet deposition of China.

WANG Meng-meng, YUAN Meng-yun, SU De-chun*

(Beijing Key Laboratory of Farmland Pollution Prevention Control and Remediation, College of Resources and Environment Science, China Agricultural University, Beijing 100193, China)., 2017,37(11)：4085~4096

This study investigated the characteristics and spatial-temporal variation of heavy metals in atmospheric dry and wet deposition in China based on literature review. Relevant results that were published over the last two decades (i.e., from 1995 to 2015) were searched through databases including CNKI, ISI Web of Science, Wanfang, CQVIP and Google Scholar and comprehensively analyzed and compared. The average or median concentration and annual flux of heavy metals were reported in this study. Our results showed that Cu, Zn, Pb, Cr, Cd, As, Ni and Hg concentrations in atmospheric dust were higher than the Level 1standards of(GB15618-1995) over the last twenty years with multiple of 3.0, 7.4, 7.9, 1.1, 16.5, 1.5, 1.2 and 2.3, respectively. At the same period, Pb and Hg concentrations in rainfalls exceeded the Class I standards of(GB3838-2002). Compared to 1995~2005, Pb, Cr, Cd, As Mn and Ni concentrations in atmospheric dust decreased by 32%~50% within 2006~2015. It is noteworthy that Cu, Zn, Pb, Cr, Cd, Ni and Hg concentrations in atmospheric dust of south China were 60.9%, 44.2%, 137.5%, 34.2%, 68.0%, 7.3% and 25.0% higher than that in north China. Nevertheless, As and Mn concentrations were lower in south China .The annual fluxes of Cu, Zn, Pb, Cr, Cd, As, Mn, Ni and Hg in atmospheric dry and wet deposition were (10.99±14.74), (78.87±313.23), (21.81±64.53), (10.38±48.10), (0.37±1.84), (2.54±3.85), (48.00±193.40), (4.79±13.56) and (0.04±0.16)mg/(m2·a), respectively; The annual fluxes of Cu, Zn, Pb, Cr and Mn in atmospheric dry and wet deposition between 2006 and 2015 were increased by 11.6%, 37.3%, 39.1%, 95.9% and 117.6% when comparing with these between 1995 and 2005; While As, Ni and Hg were reduced by 41.0%, 21.8% and 50.0%, respectively; When comparing different regions of China,the annual fluxesof Cu, Zn, Cr, As, Mn and Ni in atmospheric dry and wet deposition in north were 42.6%, 16.3%, 96.8%, 130.5%, 307.1% and 124.2% higher than these in south respectively. By contrast, Pb and Cd annual fluxes in south were 22.9% and 30.3% higher than these in north. Thus, Cd, Pb and Hg have high priority in preventing heavy metals in soil from atmospheric dry and wet deposition.

atmospheric deposition；heavy metal；deposition fluxes；spatial-temporal variation

X51

A

1000-6923(2017)11-4085-12

王梦梦(1992-),女,山东菏泽人,中国农业大学硕士研究生,主要研究方向为土壤重金属污染控制与修复.

2017-04-17

国家重点研发计划(2017YFD0801103);国家自然科学基金项目(41271488)

* 责任作者,教授, dcsu@cau.edu.cn