中国部分林地土壤重金属含量特征及污染评价

叶 俊，任大军, 2，张晓晴, 2*，陈 健，孟 昱，张淑琴, 2，刘 衍

(1.武汉科技大学资源与环境工程学院，武汉 430081；2.武汉科技大学冶金矿产资源高效利用与造块湖北省重点实验室，武汉 430081；3.湖北省烟草公司十堰市公司，十堰 442000)

森林是陆地最大的生态系统，参与地球生物、化学与水文循环，具有涵养水源、净化大气环境等生态服务功能[1]。随着经济的发展，重金属在森林土壤中的积累加剧，尤其是酸化的森林土壤，如长期高强度酸沉降的华南亚热带地区，土壤重金属生物有效性较高，影响森林生态系统的承载能力[2-4]。外国学者已广泛开展了林地土壤生态风险评估方面的研究，如不同地层土壤的重金属含量分布特征、影响因子、污染来源分析等[5-7]。中国城市森林、人工林地及原始森林土壤重金属也存在一定的污染，如兴凯湖地区天然森林土壤中Cd含量超标严重[8]；粤西地区不同林分类型土壤中重金属含量以Zn最高，Cd最低[9]；南京市紫金山土壤的重金属含量处于重度污染状态[10]。土壤重金属来源广泛，主要包括有大气沉降、污水灌溉、工业固体废弃物的不当堆置等，而在污染源存在较少的林地土壤中，土壤某些理化性质如pH、有机质、有效阳离子交换量、质地、铝氧化物和锰氧化物等则对重金属在土壤中的化学反应行为起决定性因素[11-13]。这些工作主要以局部研究为主，或探究城市及郊区森林土壤重金属的风险评估，对森林土壤中重金属的大规模区域分布特征和污染状况的报道较为少见。中国林地占国土面积约31.6%，分布地区跨度较大，成土因素变化大，不同类型林地土壤重金属含量分布及污染来源不尽相同，普遍统一适用于中国当前林地土壤保护的标准仍未出台。因此，如何客观评估土壤重金属生态风险已成为林地安全利用的首要环境问题。

基于此，现选取中国具有代表性的13个不同森林类型的土壤，分别采用单因子污染指数、内梅罗综合指数、潜在生态风险指数、地质累积指数等经典的污染评价方法，分析土壤中重金属(铅、镉、铜、锌)含量分布特征及和污染程度；同时通过相关和回归分析，研究土壤理化性质(pH、有机碳、有效阳离子交换量、质地、铝氧化物、锰氧化物)对土壤重金属全量及有效态含量的影响。以期为林地土壤生态环境安全和保护提供建议和意见，也为土壤中重金属分布特征及影响因素的研究奠定基础。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

依托国家森林生态定位监测站，依据不同的林分和气候类型，于2017年11月—2018年3月期间采集13个具有代表性的森林土壤，研究区域分别为江西庐山、武汉马鞍山森林公园、湖南会同森林生态站、海南霸王岭森林生态站、福建武夷山、浙江天目山、山东泰山、云南高黎贡山、北京西山森林公园、四川卧龙森林生态站、广东清远英德市金子山、广州白云山、宁夏贺兰山，其基本概况如表1所示。

1.2 样品采集与分析

土壤按S形采样法，采集0～20 cm表层土样，去除枯枝、石子等，避光自然风干，使用四分法取出2 kg土壤研磨、过筛，备用。土壤样品采用HNO3+HF微波消解;用原子荧光光谱法测定As含量;使用电感耦合等离子体质谱ICP-MS测定土壤Pb、Cd、Cu、Zn总态含量;有效态Pb、Cd、Cu、Zn含量利用二乙基三胺五乙酸DTPA浸取剂浸提，浸提后滤液使用ICP-MS测定。研究区内森林土壤的理化性质如表2所示。

1.3 评价方法

1.3.1 单因子污染指数法

单因子污染指数的计算公式如式(1)所示:

Pi=Ci/Si

(1)

式(1)中：Pi为供试土壤的污染指数；Ci为重金属的实测含量，mg/kg；Si为土壤重金属评价标准，mg/kg。Pi>1则说明土壤中重金属含量超标。现行《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)中针对的是农用地重金属标准，中国尚无林地的相关标准。因此，为保证林地植物的正常生产，暂时采用该标准作为评价标准。

表1 研究区概况

表2 林地土壤理化性质

1.3.2 内梅罗综合指数法

内梅罗综合指数的计算公式如式(2)所示：

(2)

式(2)中:Pcom为内梅罗综合污染指数;Pmax为单因子污染指数最大值；Pave为单因子污染指数的算术平均值。

1.3.3 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法(RI)的计算公式如式(3)所示：

(3)

1.3.4 地质累积指数法

地质累积指数(Igeo)的计算公式如式(4)所示：

Igeo=log2(Cn/KBn)

(4)

式(4)中:Igeo为地质累积指数;Cn为重金属实测含量;Bn为土壤背景值;K是变异系数(一般取值为K=1.5)。评价方法的划分标准如表3所示。

2 结果与讨论

2.1 林地土壤重金属含量特征分析

如图1中所示，重金属在不同地区林地土壤中的分布波动较大，以Cu为例，最大值与最小值的差异达到52倍。相同地区不同重金属元素含量也存在较大差异，均以Zn 的含量最高，Cd 最低，表明同一区域不同重金属来源存在不一致。在其它区域林地土壤也呈现出类似的规律，如长沙城市森林和大兴安岭森林[16-17]。土壤重金属含量分布差异除了受背景值(成土母质或者气候因素)影响[18]，长期的林业活动、矿业开采、大气沉降和旅游观光等人类活动成为天然林、人工林或城市森林土壤重金属的来源。

表3 土壤重金属污染等级划分标准

图1 土壤重金属含量与标准的比较

对比GB 15618—2018标准值，由图1可知，供试位点S5(福建武夷山)土壤Pb达到77 mg/kg，超过筛选值10%；位点S10(四川卧龙自然保护区)土壤Cu含量为52 mg/kg，超过筛选值4%。由于其含量均低于管制值，说明该地区可能存在土壤重金属污染风险，可采取农艺调控、替代种植等安全利用措施降低重金属的健康风险。供试土壤Cd、Zn含量均低于筛选值，说明该区域土壤生态环境风险低，一般情况下可以忽略。

2.2 林地土壤重金属单因子和综合因子污染评价

森林土壤重金属单因子和综合因子评价结果如表4所示。当评价标准选用筛选值时，绝大部分土壤重金属单因子指数小于1，说明供试土壤重金属均未超标。此外，位点S5(福建武夷山)土壤Pb污染指数为1.10，S10(四川卧龙自然保护区)土壤Cu为1.04，说明土壤呈轻污染等级。福建省是中国沿海开放省份之一，已经形成电子信息、汽车、冶金、纺织等工业基地，工业废弃物排放、煤炭及石油燃烧、工业废气沉降等过程排放大量Pb到土壤；在四川境内，成都经济区重点发展以机车车辆、汽车制造为代表的装备制造业和以电子产品为代表的高技术产业，电镀产品、电子材料、油漆和涂料等排放大量Cu到土壤中。此外，这两个地区也是中国著名的生态旅游景点，在旅游资源开发及旅游经营过程中不可避免地会使重金属输入到土壤中。由内梅罗综合污染指数Pcom可知，S5土壤中重金属综合污染指数最高，S10次之，处于警戒线等级，其他地区重金属污染等级为清洁，这与单因子指数评价结果类似，主要是由于这两个位点土壤中超标重金属影响较大，因此，该区域土壤重金属污染存在隐患，需要采取一定措施，防止土壤环境质量下降。农用地土壤环境标准暂时考虑五种毒性较强重金属的管制值，当以管制值作为评价标准时，供试土壤重金属Pb、Cd的单因子污染指数均小于0.7，属于清洁水平。各研究区的内梅罗综合污染指数均小于0.7，处于清洁水平。

2.3 林地土壤重金属潜在生态风险评价

图2 林地土壤重金属地质累积指数污染评价

表4 森林土壤重金属的单因子及综合指数污染评价

注：a表示参考《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)中农用地土壤污染风险筛选值；b表示参考农用地土壤污染风险管制值。

表5 林地土壤重金属的潜在生态风险指数

2.4 林地土壤重金属地质累积评价

如图2所示，林地土壤重金属Igeo的平均值依次为Cd>Zn>Pb>Cu，1级无-中度污染的土壤(Igeo0～1)位点数分别为Cd(5)、Zn(3)、Pb(3)、Cu(1)；2级中度污染的土壤(Igeo1～2)位点数分别为Cd(1)、Zn(1)；其余区域土壤重金属的Igeo值均小于0，土壤无污染。重金属的输入与人类活动密切相关，工业排放和旅游污染可能是造成武夷山土壤Cd累积的重要原因[20]。S11(广东清远)土壤中Zn的地质累积指数达到1.57，处于中度污染，且在广州城市森林土壤ZnIgeo为0.95，接近于中度污染水平，广东省土壤Zn污染风险明显高于其他地区。由此可见，重金属在林地土壤中有一定的累积，部分位点土壤重金属存在不同等级的污染风险，其中Cd和Zn的累积效应更加显著。

重金属污染的评价结果因污染评价方法的不同会存在一定的差异，如用单因子污染评价时，S5和S10土壤中超标的Pb和Cu属于轻污染等级；用潜在生态危害评价法分析，Pb和Cu的生态危害程度属于轻微；用地质累积指数表征土壤受污染程度，Pb和Cu基本处于无污染到中度污染等级。研究区域大部分位点土壤中Cd存在中等或较高的潜在生态风险，将近一半的土壤Cd的地质累积指数属于1～2级，而单因子评价土壤Cd属于清洁水平，这由于潜在生态污染指数和地质累积指数法评价均采用土壤背景值，统计出的污染面积一般会较大；而单因子指数评价的参比值是农用地标准中的筛选值，这是基于重金属对农业生产、人体健康为基础，以此统计的污染面积要小[17]。因此，在评价重金属污染等级时，需要综合考虑各方面因素，才能全面客观的反映评价土壤中重金属的污染状况，此外，林地土壤性质和林地植物与农用地存在一定差异，从林地生物群落特征和林业生态安全的角度出发，开展林地重金属生态阈值及环境质量标准相关的研究工作刻不容缓。

2.5 土壤理化性质对重金属全量及有效态的影响

相关性分析结果如表6所示，土壤pH与Cd、Cu、Zn呈正相关，这可能是因为随着pH增加，重金属更多形成难溶物，生物有效性降低，其迁移转化受阻，更多的累积在土壤中[21]。其他的土壤性质对重金属全量的影响波动较大，未得到一致性的结论，如有效阳离子交换量与全态Pb、Zn呈负相关，与Cd、Cu呈正相关；有机质除了跟Cu正相关外，与其他三种重金属均为负相关；碳酸钙，黏粒含量，锰氧化物与全态重金属含量的相关性不大，而铝氧化物对Pb、Zn相关性很大，这说明铝氧化物对土壤中Pb、Zn结合能力更强。

多元回归分析结果如表7所示，结果表明，基于土壤性质和全量重金属的回归方程可以较好地预测土壤中有效态Pb和Cu的含量，相关系数R2分别达到了0.962和0.895(0.05水平上的显著)。其中，土壤有效阳离子交换量、pH、有机质、碳酸钙、粉粒、黏粒、沙粒、锰氧化物显著影响土壤Pb固液相的分配；同时，土壤pH、有机质、有效阳离子交换量、粉粒显著影响土壤中有效态Cu的含量。

表6 全态重金属与土壤理化性质的相关分析

注：e为有效态重金属含量；t为全态重金属含量；eCEC为有效阳离子交换量;OM为有机质;Clay为黏粒；*表示在 0.05 水平(双侧)上显著相关；**表示在0.01水平(双侧)上显著相关。

表7 壤重金属有效态含量与土壤理化性质经验回归方程

注：e为有效态重金属含量；t为全态重金属含量；*表示在0.05水平(双侧)上显著相关；**表示在0.01水平(双侧)上显著相关。

3 结论

(1)研究区域土壤重金属含量差异较大；大部分位点重金属含量均未超过筛选值和管制值。由于中国尚未出台林地土壤的相关标准，因此可为林地土壤生态标准的制定提供参考依据。

(2)单因子和综合污染指数评价中，以筛选值作为评价标准时，只有S5土壤中Pb和S10土壤中Cu呈现轻污染等级；供试位点除S5和S10处于警戒线等级，其他地区均处于清洁水平；以管制值作为评价标准时，土壤处于清洁水平。因此应加强福建武夷山和四川卧龙地区林地土壤重金属的监测，采取措施防止重金属的继续累积。

(3)潜在生态风险指数中，Cd 的潜在生态危害最高，达到中等和较高等级，其他3种重金属的生态风险为轻微等级，各区域土壤重金属的综合生态风险均为轻微级。因此应查明各地区Cd污染的来源，采取有效措施防止外源Cd继续向林地土壤的流入。

(4)地质累积指数表明，4种重金属均存在一定程度累积，Cd、Zn污染程度较高，达到中度污染水平。

(5)相关性与回归性分析显示，pH与有效态Cu呈显著正相关，土壤理化性质可以较好地预测土壤中有效态Pb和Cu的含量，相关系数R2分别达到0.962和0.895。下一步将根据更大范围的土壤数据来验证方程的可靠性，对重金属的生态风险及来源做进一步的研究，以期了解重金属的地球化学过程。