马山县北部岩溶区土壤Cu、 Ni空间分异特征
2023-10-23韦小妹陆来谋代俊峰曹建华张春来
韦小妹，黄 芬，陆来谋，4，代俊峰，曹建华，张春来
(1.自然资源部广西岩溶动力学重点实验室/中国地质科学院岩溶地质研究所，广西 桂林 541004；2.桂林理工大学 环境科学与工程学院，广西 桂林 541006；3.广西有色勘察设计研究院，南宁 530031；4.广西壮族自治区分析测试研究中心，南宁 530022)
0 引 言
Cu、 Ni是植物正常生长和发育所必需的营养物质。Cu积极参与植物的光合作用, 是多种酶的结构成分和催化活性成分[1]; Ni则有助于植物抵御大量生物和非生物胁迫, 在种子萌芽、 光合作用、 氮代谢等一系列生理过程中发挥着重要作用。但Cu过量会引起植物细胞代谢紊乱, 导致染色体畸变和有丝分裂周期发生混乱, 阻碍植物的生长, 且Cu比其他重金属元素抑制植物生长的作用更大[2]; Ni过量则会使植物的矿物质营养失调、 糖和水分运输关系受到破坏、 光合作用、 呼吸作用等生长活动受到抑制[3]。长期食用重金属超标的食物危害人体健康, 如Cu过量会导致人体出现肝硬化、 知觉神经障碍和运动障碍[4]; Ni过量则会导致机体组织细胞机能发生变化[5], 诱发人体炎症、 癌症、 神经衰弱等[6]。土壤中的重金属可以直接通过扬尘进入人体, 也可以通过植物的富集作用进入植物体再经食物链进入人体[7]。重金属污染是对环境和生物最严重的威胁之一[3], 土壤中积累高含量Cu、 Ni对土壤健康、 作物质量和生态环境等均存在不利的影响[8]。
岩石风化及人类活动对土壤中重金属元素的富集和分布有着显著影响。研究表明, 由碳酸盐岩发育的土壤会发生微量元素的显著富集[9], 广西表层土壤中重金属平均含量远高于全国平均水平, 是我国典型的土壤重金属地质高背景区[10]。学者对广西岩溶地区的土壤重金属分布情况、 赋存形态及迁移特征等作了很多研究[8, 11-15], 但多集中于污染较为严重的镉、 砷等元素。根据2005年4月—2013年12月进行的首次全国土壤污染状况调查, Cu、 Ni的点位超标率在8种无机污染物中分别位列第4和第2, 是污染相对较高的金属元素[16], 土壤Cu、 Ni的污染问题不容忽视。
基于此, 本文以广西马山县北部岩溶区表层土壤为研究对象, 分析区内土壤Cu、 Ni含量水平以及不同成土母质和土地利用方式下土壤的Cu、 Ni分布情况, 为今后土地利用规划及土壤重金属污染防治等政策的制定提供参考。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
研究区位于广西马山县北部, 地理坐标在东经108.09°—108.20°, 北纬23.73°—23.85°, 属亚热带季风气候区, 四季分明, 夏热多雨, 间有洪涝, 年平均气温18.2～21.7 ℃, 年平均降雨量1 249～1 673 mm[17]。该区属典型的岩溶地区, 主要地貌类型为岩溶峰丛洼地和峰丛谷地, 区内地形起伏变化大, 气象要素垂直分布差异较大, 立体气候特征明显[18]。
采集区内旱地、 灌木林地、 水田、 草地、 有林地以及果园的土壤样, 其中, 旱地多分布于谷地两侧坡底和岩溶洼地底部, 水田多处于岩溶谷地。采样区土壤类型有水稻土(含潴育水稻土、 淹育水稻土、 潜育水稻土及盐渍水稻土)、 典型红壤、 典型赤红壤、 冲积土及黄色石灰土, 成土母质主要为碎屑岩、 碳酸盐岩及河流冲积物。区内主要出露地层有二叠系、 三叠系以及石炭系, 主要包括石炭系马平组(C2mp), 二叠系合山组(P2h)、 茅口组(P1m)和栖霞组(P1q), 三叠系罗楼组(T1l)等(图1)。C2mp主要分布有厚层灰岩, 局部夹白云岩; P2h中下部为灰质页岩夹煤层, 上部为泥岩; P1m和P1q以中厚层灰岩为主, 局部夹硅质条带; T1l为页岩、 粉砂质页岩。地层及岩性资料来源于地质部第四普查勘探大队桂黔队, 上林幅F-49-1来宾幅F-49-2 1/20万地质图说明书(1962年)。
1.2 样品采集与处理
结合土地利用方式, 在叠加了等高线的1∶50 000地形图上以1个方里网格(1 km2)为采样单元布设4～12个采样点。根据实地情况, 各采样点主要布设于平缓坡地、 山间平坝、 岩溶洼地等土壤易于汇集具有代表性的位置。在同一类土地利用方式中, 采用“S”形、 “X”形或“棋盘”形向四周辐射20～50 m采集3～5等份表层土壤混合组成一个样。采样时去除表面杂物, 取0～20 cm深度的土壤, 剔除土壤中的砾石等杂物, 共采集了492个样品, 采样点分布如图1所示。
图1 研究区概况Fig.1 Overview of the study area
土壤样品经自然风干、 去除植物根系等杂物, 研磨过2 mm孔径尼龙筛后封装于样品袋中送样测试。土壤pH(土水比为1∶2.5)采用PHS-3C离子选择电极法测试, 有机质采用重铬酸钾氧化硫酸亚铁铵法滴定, 并依据ICP-AES法(ICAP6300)测定土壤样中的Cu和Ni[19]。样品采集、 加工和测试工作于2017年7月进行, 样品分析测试质量控制遵循《多目标区域地球化学调查规范(1∶250 000)》(DZ/T 0258—2014)的有关要求, 准确度、 精密度报出率和监控样合格率、 重复样合格率均达到或优于《土地质量地球化学评价规范》(DZ/T 0295—2016)的要求, 数据可靠。
1.3 评价方法
采用地累积指数法对土壤样品进行评价。地累积指数(Igeo)是自20世纪60年代后期开始用于评估土壤或沉积物污染水平的一种地球化学指标[10]
式中,Cn、Bn分别表示预评价土壤金属元素n的实测含量、 地球化学背景值, mg/kg; 1.5为修正系数。根据地累积指数的数值划分出7个污染等级, 其与污染水平的对应关系为:Igeo≤0, 无污染; 0
1.4 数据处理
使用Excel 2010对数据进行处理和统计分析, 根据GS+9.0拟合的理论半变异函数在ArcGIS 10.2中绘制研究区表层土壤Cu、 Ni的空间分布图, 并在Origin 2018、 SPSS 25.0中采用单因素方差分析、 相关分析对不同成土母质以及不同土地利用方式下土壤的Cu、 Ni含量进行比较。
2 结果与讨论
2.1 研究区土壤Cu、 Ni含量特征分析
研究区表层土壤Cu含量数据符合正态分布, Ni服从偏态分布, 剔除部分离散值后的Cu和Ni背景值分别为(36.59±14.27)、 (38.82±25.9) mg/kg, 分别有48.17%和35.96%样点的Cu和Ni含量超过背景值, 说明研究区存在局部性Cu、 Ni累积现象, 因此有必要对研究区土壤Cu、 Ni污染状况和空间变异的影响因素进行研究。
区内土壤pH介于4.14～8.24, 平均为5.72, 有76.63%的样点pH小于6.5, 说明研究区表层土壤整体偏酸性。根据《土壤环境质量标准 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)中不同土壤pH及土地利用方式下土壤污染风险筛选值, 对研究区表层土壤Cu、 Ni污染进行风险评价, 数据统计见表1。
表1 农用地土壤污染风险筛选值标准及超过筛选值样点数
对比发现, 研究区表层土壤Cu、 Ni背景值均低于污染风险筛选值。在不同土壤pH下, 总分析样品中Cu含量超过筛选值的有58个, 点位超标率11.79%; Ni含量超过筛选值的有38个, 点位超标率7.72%; Cu、 Ni同时超过污染风险筛选值的样点比例为2.85%。
由超风险筛选值的样点分布图(图2)可以看到, Cu和Ni超筛选值样点的分布存在差异:Cu 超过筛选值的样点主要位于研究区东部、 西北部以及北部; Ni超过筛选值的样点主要位于西部以及东部, 南部也有个别样点超标; Cu、 Ni同时超标的样点主要位于研究区西部和东部。结合研究区地层(图1)可知, Cu、 Ni超筛选值的样点主要位于地层为马平组的区域, 统计发现地层为马平组的样点Cu、 Ni平均含量为各地层中最高的, 其次是栖霞组和罗楼组, 与超标样点分布一致, 认为研究区表层土壤Cu、 Ni含量较高可能与地质因素有关。
图2 超风险筛选值及疑似污染样点分布Fig.2 Sample distribution of over risk screening value and suspected pollution
研究区表层土壤Cu、 Ni背景值分别是广西土壤Cu、 Ni背景值[20]的1.73、 2.70倍。为进一步确定区内土壤Cu、 Ni的污染情况, 利用地累积指数法作进一步评价: 统计得到91.26%的样点属于Cu无污染, 42个样点为轻度—中度污染, 1个样点达到中度污染; Ni无污染的样点比例为77.64%, 有107个样点达到轻度—中度污染水平, 3个样点达到中污染等级; Cu、 Ni同时达到轻度—中度污染的样点为20个, 不存在同时达到Cu、 Ni中度污染水平的样点。
在超风险筛选值样点分布图上叠加绘制Igeo>0的样点, 见图2, Cu轻度—中度污染的样点主要位于西部、 东部和西北部, 而Ni轻度—中度污染的样点主要位于研究区西部和东部, Cu、 Ni地累积指数大于0的样点分布较超标样点分布更广, 说明研究区可能存在局部性Cu、 Ni污染。根据采样时的实地调查与记录, 研究区内没有排放明显可视污染物的工业或矿业, 认为研究区不存在明显人为重金属污染,Igeo(Cu)>0的样点分布与区内碳酸盐岩类残积物及其与砂岩类残积物的交界带的分布重合,Igeo(Ni)>0的样点分布则与碳酸盐岩类残积物的分布重合, 说明区内碳酸盐岩分布区域表层土壤具有较高含量的Cu和Ni。研究表明, 碳酸盐岩发育的土壤具有更高水平的重金属含量, 南宁属于广西地球化学异常区分布地之一[20], 因此考虑可能是地质因素引起的较高土壤重金属含量。
本研究中碳酸盐岩发育的土壤中Cu、 Ni的平均含量最高, 分别为42.98 和64.79 mg/kg, 将该平均值作为背景参考值再代入地累积指数公式中, 以衡量研究区Cu、 Ni的污染水平。有14个样点的Cu地累积指数大于0; Ni则有22个样点大于0, 其余样点均小于0, 地累积指数大于0的样点比例大幅度降低。结合上文分析发现, Cu、 Ni含量高值样点与地层、 成土母质等分布较一致, 说明研究区部分样点存在Cu、 Ni高值风险, 地质因素是主要原因。
2.2 研究区土壤Cu、 Ni空间分布
不同的土地利用方式、 人类活动强度、 污染历史以及排放源的距离都可能在不同程度上影响土壤中重金属的含量[10]。半变异函数是描述区域化变量空间分布的随机性与结构性的一种地统计学工具[21], 可以根据拟合所得函数的特征参数判断土壤中重金属元素的空间异质性是由结构性因素还是随机因素主导的。本研究根据实测数据拟合的理论半变异函数的决定系数及残差得到土壤Cu、 Ni含量的最佳模型均为球状模型, 并由拟合曲线结果得到函数相关参数(表2)。
表2 研究区表层土壤Cu、 Ni含量的拟合半变异函数特征参数
根据半变异函数块基比的划分原则: 当块基比<25%时, 表明区域化变量空间自相关性强烈; 为25%～75%时, 表明变量空间自相关程度中等; 而当块基比>75%时, 说明变量空间自相关性很弱, 其空间异质性主要取决于人类活动等随机因素[22]。本次拟合结果表明, 随机因素引起研究区表层土壤Cu、 Ni含量空间变异的占比分别为35.00%和25.64%, 结构因素引起的占比分别为65.00%和74.36%。研究区土壤Cu、 Ni含量具有中等程度的空间自相关性, 且土壤Cu含量的空间自相关范围在3 070 m内, Ni的空间自相关范围在4 020 m内。随机因素引起的元素含量空间变异比例表明, 人类活动对Cu含量的影响不可忽略, 但对Ni含量的影响很小, 因此Cu含量的空间异质性由地质因素和人为因素共同决定, 而Ni含量的空间异质性基本来源于地质因素。
土壤样品是具有高度空间异质性的不均匀混合体, 其测量值仅代表样品点本身的含量情况, 不能表征整个区域的土壤重金属含量情况[15]。因此, 根据拟合的半变异函数, 利用ArcGIS对研究区土壤Cu、 Ni含量进行普通克里金插值, 得到土壤Cu、 Ni的空间分布情况(图3)。研究区表层土壤Cu、 Ni分布存在差异: Cu高值区主要位于研究区东部、 西部、 西北部以及南部, 低值区主要位于研究区中部; Ni的高值区主要位于研究区西部及东部。结合研究区地质情况, 研究区砂岩类残积物以及冲积物的分布与Cu、 Ni低值区分布较为一致, 尤其与Ni低值区分布重合性更好。西部地区主要为石灰岩地区, 分析发现, 土壤类型为石灰土的样品中Cu、 Ni含量显著高于其他类型土壤, 其余类型土壤Cu、 Ni含量差异不显著, 说明土壤类型对土壤Cu、 Ni含量有影响, 西部地区土壤具有较高含量的Cu、 Ni与地质因素有关。
图3 研究区表层土壤Cu、 Ni含量空间分布Fig.3 Spatial distribution of Cu and Ni contents in topsoil of study area
实地调查(图4)表明，东部未利用地较少，很多土地被开垦种植农作物，人类活动较强，超风险筛选值的也主要为农田土壤，认为东部地区土壤具有高含量Cu、 Ni可能与地质因素和人为因素有关，并且人为因素对Cu的影响比对Ni的影响大。西北部Cu高值区分布一狭长山谷，主要农用土地利用为有林地、 旱地和农田，中西部高值主要为水库周边的有林地, Cu含量受到了一定程度的人为因素影响。与郑袁明等[23]的研究结果相似, 分析认为, Ni在研究区土壤中的含量和空间分布主要受地质因素的影响, 而土壤Cu含量和空间分布除受到地质因素影响外, 还受到一定程度人类活动的影响。
图4 研究区地层(a)与土地利用(b)情况Fig.4 Stratigraphy(a) and land use types(b) in study area
总体来看, 研究区部分土壤样品Cu、 Ni超过风险筛选标准, 存在安全风险污染, 地质因素是引起该现象的主要原因, 农业活动在一定程度上也影响了土壤中Cu、 Ni含量。Cu高值区主要位于人类活动单一的西部以及人类活动密集多样的东部和西北部, 分布较分散; Ni高值区主要位于西部和东部, 分布相对集中。
2.3 研究区土壤Cu、 Ni含量影响因素分析
地层、 土壤类型、 人类农业活动都对土壤中的Cu、 Ni含量和分布产生了影响, 说明研究区表层土壤中的重金属受到地质因素和人为因素的共同影响, 以下对不同成土母质和土地利用方式下各土壤中的Cu、 Ni含量水平和特征进行详细分析。
2.3.1 成土母质 不同的成土母质由于其环境条件以及物质组成不一致, 各自发育的土壤的理化性质等也不一样, 使得其中的重金属含量水平存在差异[24]。采集由碳酸盐岩、 碎屑岩以及冲积物发育而来的土壤样品, 方差分析表明, 在0.05水平下, 成土母质对土壤Cu、 Ni含量的影响显著, 碳酸盐岩发育的土壤中Cu、 Ni的含量显著高于碎屑岩和冲积物, 冲积物发育的土壤中Cu含量显著高于碎屑岩, 而Ni含量显著低于碎屑岩(图5)。碳酸盐岩中重金属含量本底值高, 加上其在成土过程中又发生重金属的二次富集, 因此由碳酸盐岩风化形成的土壤中微量元素的富集较其他母质发育的土壤明显[8-9]。
图5 不同成土母质土壤的Cu、 Ni含量Fig.5 Cu and Ni contents of soil for different parent materials注: 不同小写字母表示不同成土母质土壤之间的重金属含量差异显著(P<0.05), 后图同此。
冲积物发育的土壤有机质含量显著高于碳酸盐岩和碎屑岩, 土壤中Cu含量与有机质呈正相关关系(表3)。冲积物的土壤颗粒较细, 有机质矿化速率较慢, 发生累积[25], 而有机质会与土壤中的其他物质结合成为胶体, 使土壤的表面积和表面活性增加, 土壤吸附重金属的能力随之增强[26], 由于水流的运输和泥沙的吸附等作用, 使得冲积物所发育的土壤中重金属含量较高[27]。区内冲积物发育的土壤中Cu含量较高可能与土壤中的有机质含量较高有关。区内冲积物发育的土壤中Ni含量则显著低于碳酸盐岩和碎屑岩, 土壤中Ni含量与有机质含量也呈正相关, 但仅为低度相关, 冲积物主要分布于东北部, 与Ni的高值区也不重合, 说明冲积物发育的土壤中Ni的富集可能还受其他因素的影响。研究区不同成土母质发育的土壤的pH与Ni含量呈极显著低—中度相关, 而与Cu含量仅在冲积物发育的土壤中呈低度相关(表3), 说明碱性土壤更有助于土壤中Ni的累积, 而冲积物发育的土壤的pH显著低于碳酸盐岩和碎屑岩, 因此认为低pH可能是导致冲积物发育的土壤中Ni含量较低的一个原因。此外, 土壤在发育过程中的地域环境差异也会对其重金属的含量有影响, 使得相同类型土壤或成土母质在不同地域中其重金属含量有较大差异[28]。
表3 不同成土母质土壤Cu、 Ni含量与有机质、 pH相关性分析
在不同成土母质中, 碳酸盐岩发育的土壤其平均pH最高, 这是由于碳酸盐岩中的盐基性物质在风化作用下会产生氢氧根离子, 使得土壤pH值较高[20]。土壤中的有机质、 pH与Ni含量的相关性更好, 说明研究区土壤pH、 有机质对Ni累积的影响大于对Cu累积的影响, 可能是由于Ni含量受母岩的控制较强, 而Cu更容易受到人类活动等外在因素的影响[27]。虽然碳酸盐岩成因的土壤中重金属含量较高, 但其生物活性较低, 反而冲积物中的活性态高, 更可能使土壤中重金属迁移到农作物中, 因此冲积物发育的土壤的重金属污染也应引起重视, 并且在今后的土壤污染防治对策的制定中应当综合多方面指标, 不能仅以土壤中元素含量高作为依据[9]。
2.3.2 土地利用方式 不同土地利用方式土壤中重金属的含量有差异[29-31]。研究区土地利用方式多样, 本文主要在水田、 旱地、 果园、 有林地、 灌木林地以及草地6种用地上采集土壤样品, 根据实际采集的土样, 对不同土地利用方式土壤中Cu、 Ni含量水平和特征进行分析。
方差分析表明, 在0.05水平下, 土地利用方式对土壤中Cu、 Ni含量影响显著: 土壤Cu含量的大小关系为草地>灌木林地>旱地>有林地>水田>果园; Ni含量的大小关系为灌木林地>草地>旱地>果园>水田>有林地(图6)。有林地土壤的Cu含量较高, 而Ni含量较低, 有林地主要分布于中西部和西北部, 与Cu高值区贴合。灌木林地、 草地土壤中的Cu、 Ni含量均较其他用地高, 尤其对于Ni含量, 差异更明显, 灌木林地土壤的pH也显著高于其他类型用地, 草地则仅次于灌木林地。不同的土地利用方式下, 土壤质地、 理化性质以及下垫面条件不一样, 地表产流产沙过程不一致, 引起表层土壤重金属迁移或再分布过程有所差异。灌木林地和草地用地表面有较多枯枝落叶, 植被根系较发达, 雨水入渗速率增加, 地表水土流失较少, 土壤中可溶态重金属损失小, 对重金属的迁移产生影响[32]。水田、 旱地、 果园土地上的农作物往往是一年一季或是一年两季, 常年处于作物收割和种植的循环中, 土壤中的重金属会有一部分迁移到农作物中, 使得土壤中重金属含量低于自然状态下的灌木林地和草地。结合采样分布图(图1)与含量空间分布图(图3)认为, 灌木林地和草地样品主要取自碳酸盐岩为母质所发育的土壤, 灌木林地和草地土壤样点分布与高值区分布吻合程度较高, 地质因素在一定程度上影响了灌木林地、 草地土壤中重金属的含量和pH。
图6 不同土地利用方式土壤的Cu、 Ni含量Fig.6 Cu and Ni contents of soil with different land use types
在受人类农业活动影响相对较大的水田、 旱地和果园土地利用方式中, 旱地土壤的Cu、 Ni含量较高: 一方面是与成土母质为碳酸盐岩的旱地土壤样点数大于水田和果园, 即旱地土壤的取样区域主要为碳酸盐岩母质有关; 另一方面, 岩溶地区土层薄且缺乏肥力, 旱地主要种植玉米、 花生、 黄豆等农作物, 为了增加土壤肥力、 提高作物收成, 往往进行多次施肥以及喷洒杀虫剂、 除草剂, 而化肥农药中一般会有微量的重金属元素, 如此长期往复, 土壤中的重金属会发生微量累积[32], 但也有研究表明来自人类农业活动施加的化肥和农药对重金属含量的贡献很微小[20], 认为旱地土壤中重金属含量较高主要还是与地质因素有关。
相关性分析(表4)表明, 旱地土壤中的有机质、 pH与Cu、 Ni含量的相关性最好, 均为正相关; 其次是水田, 水田土壤的Cu含量和pH无明显相关关系, 而与Ni呈极显著正相关。本研究的土壤样于7月份采集, 按照当地一年两季的水稻播种传统, 7月份研究区的水田处于淹水状态, 并且淹水状态至少已经持续了3个月。稻田土壤是一种淹水土壤, 淹水后, 由于CO2浓度发生改变, 使得土壤中的氧化还原电位下降, 不同性质土壤的pH发生改变, 在酸性土壤中, 由于Fe3+、 Mn4+还原产生氢氧根, 使得pH升高; 而在碱性土壤中, 淹水后由于CO2分压的增高和某些有机酸的作用使得pH降低[33], 而土壤pH控制着土壤中很多固相矿物的溶解度, 影响着重金属元素在土壤中的赋存形态以及吸附和解吸过程, 甚至是被植物吸收和迁移的能力, 因此, 土壤中的金属元素大多也随着pH的变化而重新分布[33-35], 使得土壤中的重金属含量特征等出现差异。
表4 不同土地利用方式土壤Cu、 Ni含量与有机质、 pH相关性分析
水田土壤的有机质显著高于其他类型土地, 旱地则仅稍微高于果园, 且差异不显著。这是由于水田往往处于淹育条件, 土壤中的好氧微生物活动性降低, 使得土壤有机质的分解缓慢而发生累积, 而旱作土壤在热化过程中土壤有机质分解较快, 且一年两季的作物种植和多次翻土施肥、 除草活动, 土壤孔隙度和氧气含量增加, 好氧微生物活动增强, 加速有机质的分解, 使得旱地和果园的有机质含量较低[36]。
水田土壤有机质与Cu、 Ni含量均为正相关关系, 土壤有机质含量也最高, 但土壤中Cu、 Ni含量却显著低于旱地: 一方面, 可能是由于水田会受到淋滤作用, 水将土壤中可溶态重金属带走, 使得水田土壤重金属含量低于旱地; 另一方面, 土壤中的重金属含量受到多方面因素的共同影响, 不同的土地利用方式土地因种植的作物不同, 其土壤水分、 养分、 结构等存在差异, 使得重金属含量有差别。
以上研究成果说明, 单一土地利用方式下有机质有利于重金属积累, 但不能简单将不同土地利用方式土壤间的重金属含量差异只归因于有机质。
在Li等[37]的研究中, 果园土壤的重金属含量最高, 而在本文中果园土壤Cu的平均含量最低, 最高值仅为50.24 mg/kg, 未超过标准中筛选值的样点, 这与Li等[37]的研究结果不同。由图3、 4可知, 果园的采样点大部分是位于Cu含量低值区, 有林地土壤中Ni的平均含量最低, 有林地的采样点基本位于Ni低值区。同一土地利用的土壤中重金属含量不一致, 除与成土过程有关外, 还受施肥、 管理方式等因素的影响; 不同土地利用方式土壤中Ni含量与pH、 有机质的相关性较Cu的好, 在受人类农业活动影响较小的林地、 灌木林地及草地中更为明显。综上, 土壤中Cu、 Ni含量及其分布除受地质因素影响外, 还受pH和有机质以及人类活动的影响, 并且地质因素是最主要的。
3 结 论
(1)研究区表层土壤有48.17%的样点超过马山县Cu背景值, 35.96%的样点超过Ni背景值, Cu、 Ni含量的最佳拟合半变异函数均为球状模型, 都具有中等程度的空间自相关性, Cu含量的空间自相关范围在3 070 m内, Ni含量的空间自相关范围在4 020 m内。
(2)成土母质和土地利用方式对土壤中Cu、 Ni含量影响显著。碳酸盐岩发育的土壤中Cu、 Ni的含量显著高于碎屑岩和冲积物, 冲积物发育的土壤中Cu含量显著高于碎屑岩, 而Ni含量显著低于碎屑岩, 不同母质土壤中的Ni含量与pH和有机质的相关性更好。不同土地利用方式下, 土壤Cu含量的大小关系为草地>灌木林地>旱地>有林地>水田>果园, Ni含量的大小关系为灌木林地>草地>旱地>果园>水田>有林地, 不同土地利用方式土壤中Ni含量与pH和有机质的相关性较Cu的好, 在受人类农业活动影响较小的有林地、 灌木林地及草地中更为明显。
(3)研究区土壤Cu、 Ni含量和分布受到了地层、 土壤类型、 成土母质以及人类农业活动的影响, 区内部分土壤样品存在Cu、 Ni安全风险, 地质因素是引起该现象的主要原因。Cu高值区主要位于人类活动单一的西部以及人类活动密集多样的东部和西北部, 分布较分散; Ni高值区主要位于西部和东部, 分布相对集中。Cu含量的空间异质性由地质因素和人为因素共同决定, 而Ni的空间异质性基本源于地质因素。
