興凱湖地區不同土地利用方式下土壤重金屬污染情況及潛在生態風險

石蘭英 田新民

關鍵詞：興凱湖地區;土壤;重金屬;生態風險;沼澤;旱田;水田

興凱湖國家級自然保護區是黑龍江省最大的自然保護區以及三江平原典型沼澤濕地集中分布區，也是我國商品糧后備基地與黑龍江省綠色食品產業區[1-2]。該地區原為森林、草甸和沼澤為主的天然濕地，由于近60年的大面積墾殖，使得農田成為該地區主要的景觀類型。此外，農業耕作機械化加強、區域交通發展和旅游資源開發等原因已導致該地區的環境受到嚴重污染[3]。重金屬污染是評價土壤污染的重要指標，而關于興凱湖地區在該領域的研究還未見報道。因此，對興凱湖地區不同土地利用方式下土壤重金屬的積累狀況進行研究，對于該地區的農業生產和產品質量控制等具有重要意義。

目前，土壤重金屬的研究主要集中在生物富集、時空變異、生態風險及人類活動影響等方面[4-6]。研究發現，重金屬污染可導致濕地嚴重退化[7]，由于濕地地勢低洼，重金屬污染可以通過地表徑流等多種途徑進入濕地[4，8]，超過限定值后，濕地重金屬可能進入環境而產生二次污染[9-10]。由于受環境和人類活動的影響，不同濕地土壤的重金屬含量存在差異。例如，龍窩湖和太陽阜濕地土壤的鎘（Cd）含量超過土壤質量二級標準[11];黃河口鹽地堿蓬濕地的砷（As）和Cd污染最嚴重[12];白洋淀、洞庭湖濕地的Cd、鉻（Cr）污染較為嚴重[13-14];青海湖和西溪濕地土壤的重金屬污染相對較輕[15-16]。近些年來，農業土壤也是重金屬污染的重災區，江蘇省農田小麥土壤中的Cd、鋅（Zn）、鉛（Pb）含量超過土壤背景值[17];太湖地區水稻土的重金屬含量存在升高趨勢[18];云南哈尼梯田水稻土中的Cd、Cr含量高于背景值[19];廣州市農業土壤以汞（Hg）、Cd污染最嚴重[20]。然而，目前對我國東北地區土壤重金屬積累的研究還不多見[21]。不同土地利用方式會造成土壤水文、結構及養分狀況的劇烈變化，進而對重金屬積累產生影響。因此，有必要揭示興凱湖地區在不同土地利用方式下土壤重金屬的積累狀況，評價其潛在生態風險，從而為興凱湖地區土壤重金屬生態風險預警和農產品安全生產提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究地區概況

興凱湖國家級自然保護區地處黑龍江省東南部密山市境內，該保護區東西長90 km，南北寬 45 km，總面積為22.2萬hm2。該保護區主要由興凱湖、沼澤、草甸、森林、農田5種類型的生態系統組成，其面積分別為1.25×105、4.64×104、1.77×102、8.58×103、4.27×104 hm2。該地區屬于溫帶大陸性季風氣候，年平均氣溫為3.1 ℃，無霜期約為150 d，年降水量約為750 mm，且降水多集中于夏季，封凍期從11月持續至次年3月[22]。

本研究選擇了能夠代表土地利用方式變化的3種生境類型（沼澤、旱田和水田）作為分析對象。其中沼澤來自天然沼澤濕地，旱田和水田均來自早期沼澤墾殖。沼澤取樣區地理坐標為45°20′59″N、132°19′14″E，海拔為100 m，主要覆蓋植物為狹葉甜茅（Glyceria spiculosa），土壤類型為泥炭沼澤土。旱田取樣區地理坐標為45°20′41″N、132°22′4″E，海拔為110 m，開墾時間達60年以上，該地多年以玉米、大豆輪種，目前為種植8年的玉米田。水田取樣區地理坐標為45°20′59″N、132°19′14″E，海拔為 100 m，開墾時間達35年以上，多年均種植水稻。玉米、水稻為每年1季種植，多年連作，秋末翻耕，深度約為 20 cm，施用無機氮磷鉀肥[3]。

1.2 樣品的采集與處理

在2015年10月上旬，對沼澤、旱田和水田各樣地進行取樣，各樣地均隨機選取3個取樣點。沼澤地取0～30 cm土壤，旱田和水田各取0～10、10～20、20～30 cm 3個層次土壤，每個取樣點按“S”形取5個點混合[11]。共采集得到21份土樣，其中沼澤3份，旱田9份，水田9份。將土樣帶回實驗室后自然風干，磨碎后過0.149 mm篩，保存備用。

1.3 測試方法

采用微波消解法測定土壤中的重金屬含量。取0.4 g土樣于消解罐中，依次加入6 mL HNO3（優級純）、3 mL HCl（優級純）、3 mL HF（優級純），搖勻后按程序消解。消解結束后，將消解罐置于電熱板上加熱趕酸至總體積為 5 mL，用去離子水定容至25 mL。用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES）（Optima 8300，Perkin Elmer）測定土壤重金屬濃度，并換算成1 kg土壤中重金屬的含量（mg），作為該土壤的重金屬含量，單位為mg/kg。有機質含量采用重鉻酸鉀-外加熱法測定[11，23]。

1.4 土壤重金屬的潛在生態風險評價方法

采用Hkanson提出的潛在生態危害指數法評價生態風險[24]。其中單種重金屬的潛在生態危害系數（Ei）計算公式如下：Ei=Ti×（Ci/Si），式中：Ci、Si、Ti分別代表第i種重金屬的含量（mg/kg）、參比值（mg/kg）、毒性系數。毒性系數的計算參考文獻[25]，其中Zn、銅（Cu）、鎳（Ni）、Pb、As、Cd、Cr的毒性系數分別為1、5、5、5、10、30、2。多種重金屬的潛在生態危害指數（RI）計算公式如下：RI=∑Ei。本研究參照文獻[19]，按照Hkanson的劃分方法[24]，結合參評重金屬的種類和數量，重新劃分了評價標準，詳見表1。

1.5 數據處理

在Excel 2003中，以“x±s”的標準對原始數據進行異常值分析，結果顯示，全部分析測試結果均為有效數據，無異常值剔除。隨后進行重金屬污染評價計算。采用Pearson相關分析，評價重金屬間及重金屬與有機質間的相關性;以成對樣本t檢驗或單因素方差分析檢驗重金屬含量的差異。統計過程用SPSS 24.0完成，用Excel 2003作圖。

2 結果與分析

2.1 重金屬含量分析與評價

對不同土壤層的分析結果表明，在0～10、10～20、20～30 cm土層，旱田和水田土壤中的Cd含量隨著土層深度的加深而逐漸降低（P<0.05），存在外源性輸入特征;而其他6種重金屬含量無顯著的梯度變化。對各土壤層重金屬平均含量的分析結果表明，Cu含量表現為水田>沼澤>旱田，差異極顯著（P<0.01）;As和Cd含量表現為沼澤>水田>旱田，其中As含量差異極顯著（P<0.01），Cd含量差異不顯著;其他4種重金屬含量的排序均為沼澤>旱田>水田，其中Cr、Ni含量的差異極顯著（P<001），Pb、Zn含量的差異不顯著。進一步比較發現，在As、Cr、Cu、Ni和Zn含量上，旱田與水田間差異顯著（P<0.05），而在Pb、Cd含量上，旱田和水田間無顯著差異;沼澤和旱田的Cr、Cu和Ni含量間差異顯著（P<0.05），其他重金屬含量間差異均不顯著;沼澤與水田間除As外其他各重金屬元素含量差異均不顯著（表2）。上述分析表明，興凱湖地區沼澤向水田和旱田的過渡，減弱了土壤重金屬的累積，其中在向旱田的過渡中這種變化更為明顯。

將7種重金屬含量與黑龍江省背景值、國家背景值[16]及GB 15618—1995《土壤環境質量標準》[15]進行比較發現，Cd含量明顯高于黑龍江省和國家背景值，超過了GB 15618—1995《土壤環境質量標準》[15]中的二級標準，其他6種重金屬含量均低于黑龍江省、國家背景值或未超標。具體表現如下：在沼澤、旱田、水田中，采樣點的Cd超標率分別為100.00%、100.00%、44.44%，Cd含量超過國家二級標準的比例分別為95.33%、77.00%、6833%;相對于黑龍江省、國家背景值，Cd含量的超標幅度為420.62%～581.40%（表2）。

重金屬元素含量的變異系數可以反映某元素在該區域分布和污染程度的差異，變異系數越大，說明該區域各采樣點在總體樣本中的平均變異程度越大。由表2可以看出，7種重金屬含量的變異系數排序為As>Cd>Zn>Pb>Ni>Cr>Cu，其中As、Cd含量在沼澤和水田中的變幅較大，變異系數分別為68.35%～200.45%、24.74%～57.43%，As、Cd含量在旱田中的變幅較小，分別為 14.12%～2395%、6.97%～12.99%。對不同土壤層間變異系數的分析結果表明，As和Cd含量的層間變幅較大，尤其是As含量的層間變幅最大，其中旱田為100.00%～160.39%，水田為100.00%～200.45%。

2.2 重金屬的相關性分析

由表3可以看出，在3種土壤類型中，Cu含量與Cd、Ni、Zn含量均呈顯著正相關（P<0.05，r=1.000、1000、0.999），其他重金屬含量間均無顯著相關性，說明Cu與Cd、Ni、Zn可能存在相同的來源。Zn與Cr含量在旱田土壤中與土壤有機質（SOM）含量之間呈顯著負相關（P<0.05，r=-0.999），其他重金屬含量與有機質含量之間均無顯著相關性。

2.3 土壤重金屬的潛在生態風險評價

以黑龍江省土壤背景值作為參比，計算重金屬的潛在生態危害指數，參照表1的等級指標，將Cd定為很強等級，其他重金屬為輕微等級（表4）。根據多種重金屬的潛在生態危害指數，確定3種土壤類型均為強潛在生態風險等級。其中Cd的貢獻率最大，它在沼澤、旱田、水田綜合潛在生態風險指數中的貢獻率分別為91.07%、92.94%、93.47%。綜合分析得出，興凱湖地區3種土壤類型總體為強污染狀態，存在強潛在生態風險，引起土壤重金屬嚴重污染的主要元素是Cd。

3 討論

有研究認為，土壤中的重金屬除了源于母質外，主要來源于工業、農業、交通和大氣沉降等[26-27]。在本研究所選3種土壤類型中，Cd含量均超過黑龍江省、國家背景值，并超過土壤環境二級標準。多項研究認為，不合格磷肥的施用是土壤中Cd累積的重要原因[28-30]，在人類活動對土壤Cd的貢獻方面，磷肥占54%～58%[31]。有研究指出，化肥的施用是興凱湖地區環境污染的首要來源，其中污染最重的為磷肥[32]。因此本研究認為，3種土壤類型中Cd含量超標，可能與長期施用化肥有關。其他6種重金屬含量均低于黑龍江省和國家背景值，認為該區域為自然保護區，區域內無工業污染，煤炭開采企業相距較遠，受到工業的影響較小[21]，使得6種重金屬元素（As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn）均未超過相應背景值。

本研究得出，Cu含量排序為水田>沼澤>旱田;As、Cd含量排序為沼澤>水田>旱田;其他4種元素含量的排序均為沼澤>旱田>水田。研究發現，Cu、Cd、Ni和Zn是在不合格的化肥與農藥中大量殘留的重金屬[19]，農藥的大量使用可能是耕作土壤中Cu累積的原因[28-30]。本研究還發現，水田的Cu含量高于沼澤，可能與稻田使用農藥有關。沼澤與旱田、水田相比，地勢低洼，農田化肥和農藥的施用會產生面源污染，通過地表、地下徑流使重金屬向沼澤匯聚，使得沼澤中其他重金屬含量均高于水田和旱田。此外，每年一季的作物收割也會帶走部分土壤養分和重金屬[11]，導致農田土壤重金屬含量降低。因此可見，有必要進行農田作物土壤重金屬富集狀況的深入研究。

土壤重金屬的來源途徑可能相同，也可能多樣化，相同來源的土壤重金屬存在顯著的相關性，說明具有同源關系或存在復合污染[23，33]。在本研究中，Cu、Cd、Ni與Zn間呈顯著的正相關，說明Cu與Cd、Ni、Zn具有高度同源性。土壤有機質是土壤肥力的重要指標，可以通過吸附和絡合對重金屬的生態毒性、環境遷移行為起到決定性的控制作用[19]。一般而言，有機質含量高，作物生物量高，吸收重金屬量大，可造成土壤重金屬含量降低[21]。有研究發現，土壤中有機質的增加能改變土壤中重金屬的化學形態分布，提高重金屬的移動性[18]。本研究發現，旱田和水田土壤重金屬與有機質存在大量負相關，旱田土壤Zn、Cr與土壤有機質之間呈現顯著負相關。本研究中重金屬含量與土壤有機質含量之間的負相關性，可能與有機質提高了重金屬的環境遷移能力有關。

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