珠江三角洲林业用地土壤重金属潜在生态风险格局分析

朱立安，张会化，程炯，李婷，林梓，李俊杰

广东省科学院生态环境与土壤研究所/华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心/广东省农业环境综合治理重点实验室，广东 广州 510650

土壤是陆地生态系统的重要组成部分，保障陆地生态功能及稳定基础条件，是生态文明发展的基础条件之一。珠江三角洲在快速经济发展和工业化进程中，人类活动将重金属以各种途径“输入”到土壤中，对于农产品质量安全、人体健康和区域生态安全产生重要的影响。

珠江三角洲地区土壤是重金属污染较为敏感的区域（朱永官等，2005）。许多研究表明，土壤重金属及其浸出液导致土壤生物多样性减少、影响微生物种群结构、抑制土壤酶活性（Buch et al.，2017；Chen et al.，2020；Liu et al.，2020；王紫泉，2017；章明奎等，2007），从而导致土壤生态系统退化；当土壤重金属含量达到一定浓度也会抑制植物种子萌发，影响植物生长及林地自然演替（Frey et al.，2006；Rico et al.，2011；张金池等，2001；游秀花等，2005；陶玲等，2007；李敏等，2018；夏星等，2019）。由于重金属元素在土壤中难以降解，固定在土壤中的重金属受外部因素（气候变暖、利用方式、pH值变化等）影响而导致形态改变或大量释放，其长期累积将威胁土壤生物、生态过程及功能，甚至引起不可逆的区域生态问题（张金池等，2001）。有研究表明，在施用除草剂后，受重金属污染的土壤的生态相比对照区表现出功能和稳定性明显降低（Jiang et al.，2019）。

生态风险评价（Ecological risk assessment，ERA）是评价人类活动对生态系统中生物可能构成的危害效应。它可用于确定风险源与生态效应之间的关系，判断有毒有害物质对生态系统产生显著危害的概率，为环境管理和决策提供依据。中国针对土壤重金属引起的食品安全及健康问题，相继颁布农用地（GB 15618—2018）和建设用地（GB 36600—2018）风险管控标准，开展农用地及建设用地土壤污染详查及修复工作，在食品安全及人身接触健康风险等方面起到重要作用。由于土壤生态系统的复杂性，生态用地风险控制缺少相应基准值及举措，关于林业用地方面的生态风险知之甚少。“Hakanson潜在生态风险评估”，作为国际上土壤（沉积物）重金属研究评估常用方法，结合环境化学、生物毒理学、生态学等内容，在区域土壤重金属背景值基础上以定量方法划分出重金属潜在风险程度，为土壤生态风险管理提供可能引起不良生态效应的信息。许多学者采用此方法在土壤生态风险评估做了较多工作（He et al.，2016；Fang et al.，2017；Jiang et al.，2019；Zhang et al.，2019；Liu et al.，2020；徐争启等，2008；方晰等，2012；楚春晖等，2014；王玉军等，2017；徐湘博等，2017），一些学者也曾对珠江三角洲工业用地和农业用地生态安全进行了评估（Hu et al.，2013；He et al.，2016；Fang et al.，2017；Zhang et al.，2019；陈文新，1990；宗庆霞等，2017；何博等，2019；夏建东等，2020），取得一定的应用效果。

珠江三角洲森林覆盖率较高，在维持区域生态平衡和生态系统服务方面起到重要作用。维持森林土壤生态系统及其正常生态功能亦是保护区域环境可持续发展一个重要方面（Hu et al.，2013；Liu et al.，2017；潘勇军等，2013；朱立安等，2020a；朱立安等，2020b）。珠三角区域经济发展迅速，调查研究发现林地土壤环境质量不容乐观，2014年全国土壤污染调查显示森林土壤林地点位超标率为10.0%。鉴于此，本文结合目前土壤重金属筛选值相关研究成果和Hakanson潜在土壤生态风险评估法对珠江三角洲林业用地土壤重金属生态风险及其分布格局进行研究，为统筹珠江三角洲生态土地利用及环境管控，维护自然生态系统的完整性和健康水平，构建粤港澳大湾区生态安全一体化格局提供参考。

1 研究区概况

珠江三角洲位于广东省中南部、珠江下游（112°45′—113°50′E、21°31′—23°10′N）濒临南海，旧称粤江平原，是西江、北江共同冲积成的大三角洲与东江冲积成的小三角洲的总称。区域总面积4.17万km2，包括广州、深圳、佛山、中山、惠州、东莞、珠海、江门、肇庆，南濒临香港、澳门，属于粤港澳大湾区核心区域。珠江三角洲属于南亚热带季风气候，年均温 21—23 ℃，冬短夏长，降雨集中6—9月，年均降水量1500 mm以上。区域水土资源丰富，西江、北江、东江等诸河构成珠江水系在区内交错纵横。区域森林植被覆盖率在50%以上。2016年8月28日，中国国家林业局正式批复珠江三角洲地区为“国家森林城市群建设示范区”。区域原生植被为亚热带阔叶林，目前珠江三角洲林地以人工林为主，冲积三角洲地区成土母质主要为第四纪沉积物，山地林地成土母质主要为花岗岩和砂页岩为主，区内土壤类型以赤红壤和水稻土分布最广。

2 研究方法

2.1 土壤重金属潜在风险值计算及评价方法

为方便应用与比较分析，根据 Hakanson潜在生态风险模型（史明易等，2019），计算出土壤重金属潜在风险值，以下简称“风险值”。

计算方法：

式中：

Ci、C0i、Tir——分别为重金属含量（mg·kg-1）、参比值（mg·kg-1）和毒性系数；

Ei——潜在生态风险评价指标。

重金属毒性系数（Tir）：Zn=1、Cr=2、Cu=Ni=Pb=5、As=10、Cd=30、Hg=40（徐争启等，2008）。参比值采用《土壤重金属风险评价筛选值珠江三角洲（DB44/T 1415—2014）》背景值（广东省质量技术监督局，2014）。计算的风险值见表1。

基于风险值，将珠江三角洲土壤生态系统生态风险评估一级分类分为 5个不同潜在生态风险等级，分别为：低潜在生态风险、中潜在生态风险、较强潜在生态风险、强潜在生态风险和极强潜在生态风险，分别对应8种重金属含量（表1）。

表1 基于Hakanson潜在生态风险风险值Table 1 Risk value of potential ecological risks based on Hakanson mg·kg-1

2.2 筛选值对比法及评价方法

土壤重金属 Cd、Hg、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 筛选值摘自英国环保署土壤污染推荐筛选值，筛选值均基于物种敏感性分布法（SSD）（田大勇等，2015），评价系数1—2；土壤As摘自参考文献（王紫泉，2017），见表2，以下简称“筛选值”。基于筛选值将林地土壤重金属生态风险划分为无生态风险（≤筛选值）和存在生态风险（>筛选值）。土壤重金属含量值越大，生态影响及风险越大。

表2 风险评价分析筛选值Table 2 Screening values of risk assessment analysis mg·kg-1

2.3 反距离插值

反距离加权插值，即 IDW（Inverse Distance Weight），也可以称为距离倒数乘方法。

式中：

Z(X0)——取样点土壤金属元素含量（mg·kg-1）；

Z(Xi)——插值点位重金属元素含量（mg·kg-1）；

λi——插值相关点位权重值；

Li——已知点位与插值点位间距离（km）；

i——插值元素相关点位，i=1—12；

p——估算参数（p=0.5—3，本文取系统默认值2）。

2.4 数据分析及测试方法

（1）数据布局：根据珠江三角洲林业用地分布，共提取2010年土壤环境调查440个土壤表层（0—20 cm）重金属（类重金属）含量数据，土壤样点按4 km×4 km方格布局，涉重金属企业（320个国控和省控企业，数据来源：原国家环保部），图1。

图1 珠江三角洲林业用地样点布局Figure 1 Layout of forest land samples in the Pearl River Delta

（2）重金属分析方法：重金属元素Cr、Cu、Zn、Ni含量采样用原子吸收光度法测定（GB/T 17141—1997）（国家环境保护局，1997）；重金属As、Hg含量用原子荧光法测定（GB/T 22105.1—2008、GB/T 22105.2—2008）（国家质量监督检验检疫总局，2008），重金属Cd、Pb含量采用石墨炉原子吸收分光光度法测定（GB/T 17141—1997）。

（3）数据处理分析采用Excel 2010、SPSS 20.0，制图采用Origin 9.0、ArcMap 10.3等软件。

3 结果与分析

3.1 数据分析及生态风险评价

利用SPSS软件对8种土壤重金属含量进行分布检验，基本服从对数正态分布或近似对数正态分布，说明总体数据基本合理（图 2）。调查样地土壤pH值以弱酸及酸性为主，均值5.26，有机质平均含量 1.71%，8种土壤重金属平均含量均低于背景值，区域分布差异大，较为离散，如变异系数较大的As（2.17）、Cd（1.25）、Cu（1.10），说明土壤As、Cd、Cu受环境因素影响（表3）。土壤重金属平均值含量均高于中位数，个别区域可能存在重金属含量较高现象。

表3 研究区域土壤重金属含量分析Table 3 Soil heavy metal content analysis in the study area mg·kg-1

图2 珠江三角洲林业用地8种土壤重金属正态分布特征Figure 2 Normal distribution characteristics of eight heavy metals in soil of forest land in the Pearl River Delta

在所调查的林地土壤点位中，重金属Cd低潜在风险点位占比91.17%，重金属Hg低潜在风险点位占比83.17%。如果未考虑土壤重金属叠加综合污染，根据风险值分析，珠江三角洲林地土壤生态风险应不小于73.43%处于低潜在生态风险等级，其余为中潜在生态风险至强潜在生态风险等级，不存在极强潜在生态风险等级林地（图 3）。其中，中潜在生态风险至强潜在生态风险点位主要来自于土壤重金属Hg和Cd，分别占比16.83%和8.83%；其次为As和Pb，分别占比0.68%和0.23%；Zn、Ni、Cu、Cr基本100%都处于低潜在生态风险。

图3 林地土壤重金属污染评价分析Figure 3 Evaluation and analysis of heavy metal pollution in forest land

筛选值分析表明：绝大部分重金属都有不同程度和占比超出筛选值，珠江三角洲林业用地土壤重金属高于筛选值点位最多的重金属为Cr、Hg和Cd，占点位总数69.36%、50.90%和20.72%，其次为Zn、As和 Ni，点位占比为 10%和 7.04%，因此珠江三角洲一些区域林地土壤生态系统可能受到重金属一定生态毒理影响（图4）。

图4 基于筛选值林地土壤重金属污染评价分析Figure 4 Evaluation and analysis of heavy metal pollution in forest land based on screening values

3.2 珠江三角洲林业用地潜在生态风险分布及格局

利用 ArcMap 10.3软件反距离加权插值法（P=2）和基于评估分类体系进行空间可视化表达（图5）。本次珠江三角洲土壤风险评估共统计研究林地面积1.2256×104km2，包括有林地、疏林地和灌木林等，不同重金属在不同水平生态风险林地土壤面积占比（表4），约至少面积占比77.61%林地土壤处于低潜在生态风险区，（中-高生态风险）面积占比不超过22.39%。而基于筛选值分析，不低于面积占比79.49%林地土壤存在一定生态风险，主要风险重金属为 Hg、Cr和 Cd，面积占比分布为79.49%、78.46%和26.73%（表5）。

表4 基于风险值的潜在生态风险林地土壤面积占比Table 4 Proportion of soil area in forest land with ecological risk of heavy metals at different levels %

表5 基于筛选值的生态风险林地土壤面积占比Table 5 Soil area proportion of ecological risk forest land based on screening value %

从分布格局来看，土壤重金属 Cd（中-高潜在生态风险）主要分布于珠江三角洲中部区域，与西、北江河流空间格局基本对应，而重金属Hg（中-高潜在生态风险）分布相对分散，主要分布于涉重金属企业周边或主体涉重金属企业区域主导风向下风向，其低山丘陵南坡及山坳区域比较集中，在珠三角中部和东部区域面积较广，As只存在局部区域中高潜在生态风险。而超出筛选值的土壤重金属以Cr和Hg最为明显，在珠江三角洲林地土壤分布广泛（图5）。

图5 珠江三角洲林地土壤重金属潜在生态风险分布格局Figure 5 Distribution pattern of potential ecological risks of heavy metals in forest land in the Pearl River Delta

4 讨论

土壤环境质量评价作为确定污染程度和制定污染策略的重要参考而被广泛关注（李飞等，2015）。较常用的土壤环境质量评价方法包括：内梅罗综合污染指数法（奚旦立等，2004）、地累积指数法（Muller，1969）、单因子污染指数法（奚旦立等，2004）和Hakanson潜在生态风险（Hakanson，1980）。Hakanson潜在生态风险评价将毒理学、环境效应和生态效应联系在一起，以定量方法划分出重金属潜在风险程度，指标简单且考虑到参比值（背景值）及毒性问题，弥补了内梅罗综合污染指数法、地累积指数法和单因子污染指数法的缺点，被大多研究者应用于土壤生态风险研究，作为区域性不同污染水平下潜在风险预判具有较好应用。但土壤生态系统是及其复杂的生态系统，土壤重金属生态风险值受到各方面影响，比如pH值、受体、有机质、阳离子交换量、碳酸盐、离子冲量及计算方法等（Wan et al.，2020；夏增禄，1994；王小庆等，2014；常春英等，2016；王玉军等，2016），尤其是pH值、有机质及阳离子交换量（王小庆等，2014），因此毒性系数的生态风险并不能完全代表其产生了毒理作用。而基于生物毒理学的筛选值是重金属对土壤生物毒理敏感性反应，作为Hakanson潜在生态风险评估生态效应补充，对全面认识珠江三角洲林地土壤重金属生态影响及潜在风险有一定促进作用。

本研究结果显示，从点位土壤重金属含量统计可知，珠江三角洲绝大部分林地土壤处于低潜在生态风险水平；从林地土壤重金属分布格局分析可知，Hg和Cd在珠江三角洲的中部和东部存在局部中-强潜在风险。土壤Cd中-强潜在风险空间分布与珠三角矿山空间格局有一定耦合关系，南岭多金属成矿带位于西、北江上游，西北江携带的泥沙具有较高的重金属含量（Zhang et al.，2014），为珠三角冲积平原区土壤提供了大量的重金属来源，而Cd更易随水和少量空气迁移（Zhang et al.，2014；李铖等，2015），二者叠加可能是导致土壤重金属Cd呈在东部地区中-强度风险分布面积较大的原因。Hg是珠江三角洲典型的人为污染元素，人为来源对土壤Hg含量的贡献高达72%—90%，产生于化工、电镀等行业的Hg经大气干湿沉降分布于各个地区（Zhang et al.，2001；Zhang et al.，2014）。从潜在生态风险分布格局分析，中潜在生态风险在中东部区域，分布于涉重金属企业周边或主体涉重金属企业区域主导风向下风向，其低山丘陵南坡区或山坳区域比较集中，工业产生的重金属经干湿沉降落于土壤，导致土壤重金属含量升高；较强和强度潜在生态风险是局部分布，与该地区频繁的人为开发活动密切相关，且随空气传播范围、强度及距离明显高于Cd元素。根据筛选值风险格局分析，Cd超出筛选值且处于低潜在生态风险区域主要在涉重金属企业主导风向的下风向，加之此区域内丘陵山地分布较广，山地和盛行风加剧了含重金属污染物的沉降，因此导致了该区域Cd含量亦偏高。Hg和Cr超出风险值的面积在珠三角林地分布面积较广泛，土壤Cr含量分布相对均匀，其含量主要受母岩和成土过程影响（陈俊坚等，2011；韩志轩等，2018）；土壤重金属Hg易受干湿沉降影响，其含量偏高与工业沉降、累积和区域开发有关（Zhang et al.，2014）。

低潜在生态风险区一般被认为是土壤生态安全区域，珠江三角洲林地土壤重金属除 Cd和 Hg外，其余元素均处于土壤生态安全区域。重金属Cd和Hg不同等级潜在污染风险在珠江三角洲林地土壤局部区域存在较大分布范围，对区域生态存在潜在威胁，因此要加强该区域土壤 Hg和Cd重金属管控。Cr和Hg较大面积的超出筛选值，也应引起重视，从筛选值的生物毒理角度分析，土壤重金属的生态效应受土壤性质、背景、保护受体、生态过程及功能冗余规律（孟紫强，2006）等影响，同时也受区域气候的影响（Rico et al.，2011），因此其实际生态影响还亟待深入研究，珠三角土壤生态系统虽未表现出明显不平衡，但重金属长期在土壤累积的地球化学过程、区域土壤生产力及生态演替响应还不得而知。

珠江三角洲气候条件和成土母质决定了该区域土壤风化程度高，重金属活性强，对区域可持续发展及生态安全容易造成威胁。土壤重金属污染具有隐蔽性、长期性、滞后性等特点，根据珠江三角洲林地土壤重金属生态风险及潜在生态风险影响及构成分析，土壤重金属Hg、Cd是珠江三角洲区域林地土壤重金属污染防控的关键因子，其次是Cr和As。

5 结论

（1）基于风险值生态风险评估分析，珠江三角洲森林土壤大部分处于潜在低生态分析水平，局部存Hg和Cd潜在土壤重金属中级风险-强度风险，珠江三角洲林业用地土壤环境整体还有一定的承载空间，尤其是重金属Zn、Ni、Cu、Pb。基于筛选值分析，部分珠江三角洲林地土壤生态可能已经受到不同程度影响，以土壤重金属Hg和Cr为主。

（2）从珠江三角洲林地土壤重金属潜在风险分布格局分析，重金属Cd潜在风险主要分布在中部地区，中-强潜在风险与西、北江河流空间格局基本对应，来自水流迁移影响因素较大，其次为干湿沉降。Hg潜在风险主要分布在东部和中部区域，可能来自工业干湿沉降和区域开发。Hg和Cr超出筛选值分布广泛，Cr可能是自然本底值较高引起，而Hg可能主要来自工业沉降。

（3）从珠江三角洲区域林地土壤重金属生态风险及构成分析可知，由于重金属Hg、Cd的生物毒性系数高、来源复杂且广泛，加强土壤Hg、Cd重金属管控或消减土壤Hg、Cd总体含量水平（尤其是珠江三角洲中部和东部林地土壤），对缓解区域土壤重金属风险有重要意义。其次为管控或消减土壤Cr和As总体含量水平。