醴陵官庄湖湿地土壤重金属污染现状及潜在生态风险评价

雍倩仪,唐佳乐,彭重华

(中南林业科技大学 风景园林学院,长沙 410004)

湿地不仅是各种动物、植物、微生物重要的栖息环境,也是地球上物种最为丰富的生态景观区域之一[1],在保持物种多样性和维护珍稀物种资源、提供动植物栖息地等方面发挥着其它生态系统所无法代替的重要作用[2]。

重金属作为一种具有持续性毒害作用和生物积累性的污染物,来源广泛,渗透进土壤后几乎不能被自然降解,已经成为湿地环境污染的主要原因之一[3-4]。由于食物链的传递作用,在土壤中累积的重金属元素会在生物体内慢慢富集,随着时间的推移逐渐对动植物和人体产生危害[5-7]。此外,在某些情况下,重金属元素会转变为有机化合物而使得毒性进一步变强,从而直接或间接地对湿地生态系统的安全性构成威胁,影响生态系统保持稳定[8-9]。因此,加强对湿地土壤重金属污染原理以及规律的研究,可以为湿地污染治理和生态环境保护方面提供理论依据。同时,也对维持生态系统长期稳定和促进湿地科学蓬勃发展具有十分重要的意义。

目前,湿地科学研究的热点之一就聚焦在湿地土壤重金属污染的风险评价上。由于湿地土壤有着区别于陆地其他土壤的特异性,并且基于重金属全量的评价方法还有许多不足之处,因此,考虑到重金属的生物时效性,为避免浓度低但毒性高的重金属影响生态风险评价结果,故将重金属形态的评价方法运用于湿地土壤重金属评价中。目前,国外已经建立起一套基于重金属生物效应和沉积物平衡分配关系的沉积物质量基准方法,这一方法在国内也逐步开始使用,但与国外差距依然较大。国内已有学者通过多种方法或采取双重评价标准对生态风险进行评价,以此来综合分析评价湿地土壤重金属污染情况[10]。

醴陵官庄湖湿地自然资源丰富,小环境良好,可供许多动植物在这里生活繁衍。湿地区有官庄湖水库,水库上游区域有一停产金矿开采区,在库区周边有散居村落。官庄湖水库为集中式饮用水水源保护区,水库为周边居民日常生活中的主要用水来源,库区水质的优劣直接影响当地居民生命安全。而湿地土壤是重金属等有毒污染物的主要沉积场所之一[11],有关该区域内的土壤污染情况以及潜在生态风险评价方面的研究甚少。

本文以醴陵官庄湖湿地土壤重金属为研究对象,对土壤中 5种重金属元素:铅(Pb)、铜(Cu)、铬(Cr)、锌(Zn)和镉(Cd)的含量特征以及其污染程度和对当地生态系统造成的潜在危害状况进行总结和评价,以期为官庄湖湿地生态系统的维护和建设提供有益参考。

1 研究区概况

醴陵官庄湖湿地在湖南省醴陵市北部地区官庄乡内,研究区位置及采样点分布情况如图1所示。官庄乡地理坐标为:北纬27°48′～27°59′,东经113°24′～113°35′,乡域面积为183.4km2,为全市占地面积最大的乡镇。湿地资源有永久性流域湿地、洪泛平原湿地和人工湿地3个湿地类型[12],官庄湖湿地区域为人工湿地。该区域内有金、铜等矿产资源,粮食作物主要是水稻、玉米和红薯。由于该湿地处于亚热带季风湿润气候区,在高温多雨的条件下,生物物种循环旺盛,区域内土壤资源类型多、适种型广,土壤中有机质含量丰富,土层较厚,pH值处于5.5～6.5范围内,腐殖质层较厚,土壤母岩主要是板页岩。

图1 研究区位置及采样点分布Fig.1 Study area location and sampling point distribution

2 样品采集及评价方法

2.1 材料与方法

2017年11月,由于醴陵官庄湖湿地附近主要工业为采矿业,雨水径流过程会经过矿坑等开采区域。根据代表性和典型性原则以及官庄湖湿地的具体情况,以官庄湖常水位为起点,向周边发散,依据被水流浸泡时间长短,分别采集了表层0～20cm土壤样品36份,其中包括自然土壤4份、季淹土壤16份、常淹土壤16份,以研究经水流长期浸泡土壤是否会受到重金属污染。为了提高实验数据准确性,根据土壤截面的色度深浅、密实度大小和根系丰富程度等,确定采集点土壤样品。所有样品均为组合样,每个样品由1个10cm×10cm的方块组成,取四个角和中点混合进行取样。

2.2 样品的分析与测定

将土壤样品采集完成后带回实验室,置于室温下使其自然风干,将土壤中的石块和动植物组织等杂物剔除干净,用木锤将其仔细碾碎、研压之后,用20目尼龙筛过筛1遍,再从中称取40g土壤样品,置于玻璃研钵中进行再度研磨,直至过200目尼龙筛,最后将其用聚乙烯袋密封,等待检测[3]。称取0.5g土壤样品,采用 HCl+HNO3+HF+HClO4消解提取土壤重金属的全量。用石墨炉原子吸收法测定Cd的含量；用火焰原子吸收法测定Cr,Cu,Pb和 Zn的含量。全程严格遵守国家《土壤环境监测技术规范》[13]。每批土样做 3 次空白样和平行样,取平均值作为样品重金属元素的最终含量。检测过程中,所用酸和水均为优级纯或超纯标准,并采用《土壤成分分析标准物质GBW07405(GSS-5)》作为质量控制依据,此外,将所有采集样品做3次平行性试验,取绝对平均值作为样本重金属的含量,把相对实验误差控制在±5%范围内,回收率控制在95%～105%之间。全程无其他外来重金属污染[14]。

2.3 污染指数评价方法

2.3.1单因子污染指数法

该计算方法可以对土壤中的单项污染物的污染水平做出分析评价[15],其公式为:

Pi=Ci/Si

(1)

式中:Pi是土壤中单项污染物的环境污染指数；Ci是单项污染物的实测值(mg/kg)；Si是土壤中单项污染物的评级标准值(mg/kg),这里选用《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)[16]中的农用地土壤污染风险筛选值。Pi值越大,表示土壤污染越重。单项污染指数分级标准为:Pi≤0.5为无污染,0.51为重度污染。

2.3.2内梅罗综合指数法

内梅罗(Nemerow)综合指数法除了可以体现出各种污染物对土壤内部的平均污染程度之外,还可以强调其中对土壤环境威胁最大的污染物[17],其公式为:

(2)

式中:Ij为j采样点的综合污染指数；Ijmax为j采样点中单项污染物的污染指数最大值；Ijave为j采样点中单项污染物污染指数的算术平均值。根据内梅罗综合污染指数,可将土壤重金属污染划分为:安全(Ij≤0.7)、警戒限(0.73.0)5个等级。

2.3.3污染负荷指数法

污染负荷指数法在评价土壤重金属污染程度方面已被广泛应用[18],可以直观地将重金属对污染的贡献程度反映出来,筛选出对生态环境污染贡献率最大的重金属元素。

根据某测量点各种重金属的实测浓度计算污染物的系数,具体公式如下:

CFi=Ci/Bi

(3)

某测量点的污染负荷指数(Lsite)为:

(4)

某区域的污染负荷指数(Lzone)为:

(5)

式中:CFi为重金属元素i的污染系数；Ci为土壤样品中i元素的实测浓度(mg/kg)；Bi为土壤中i元素的地球化学背景值,这里采用湖南省土壤背景值作为参考值,Cd,Cr,Pb,Zn,Cu的背景值分别为0.081,64,26,90,25mg/kg；n为评价的目标重金属的元素个数；m为采样点总数。评价分级标准如表1所示。

表1 污染负荷分级划分Tab.1 Classification of the pollution degree

2.4 潜在生态危害评价方法

采用瑞典科学家 Häkanson[19]提出的,在国际上存在较大影响且被普遍用于对淤积物及土壤重金属污染的潜在生态危害水平评价方式,其计算方法如下:

(6)

表2 重金属的参比值和毒性系数Tab.2 Reference value and toxicity coefficient of heavy metals

多种重金属元素的潜在生态风险指数(RI)的计算方法如下[20]:

(7)

就多种金属而言,RI<150为轻度潜在生态风险,50≤RI<300为中度潜在生态风险,300≤RI<600为强潜在生态风险,RI≥600为很强潜在生态风险,RI≥1200为极强潜在生态风险。

2.5 数据处理

常规数理统计分析采用Excel 2010软件完成,相关图件的制作在Origin8.5和ArcGIS10.2软件中完成。

3 结果与分析

3.1 土壤重金属含量特征

官庄湖湿地土壤中所含重金属浓度样本测定数据如表3所示。对3种不同的采样土壤类型(自然土壤、季淹土壤和常淹土壤)进行土壤重金属含量测定,其中每个采样点都进行了两个不同土壤层次的取样,将实验数据综合取均值。对测定结果分析表明,Cd,Cr的含量随着土壤水淹时间变长有减少的趋势,而Pb,Zn和Cu的含量随着土壤水淹时间变长有增加的趋势,说明水淹时间的变化会影响湿地土壤重金属的迁移。

表3 官庄湖湿地土壤重金属含量样本数据Tab.3 Sample data of heavy metals in wetland soils of Guanzhuang Lake

将醴陵官庄湖湿地土壤中重金属浓度测定数据进行统计整理,结果表明:自然土壤中重金属Cd,Cr,Pb,Zn和Cu的均值分别为4.23,85.32,29.80,81.73,29.79mg/kg,除了Zn含量还未到达湖南省土壤背景值之外,其余4种重金属均超过,超标率100%；Cd的均值是农用地土壤污染风险筛选值的14.1倍,积累程度十分严重,其他4种重金属含量未超过筛选值。变异系数能够反映各重金属元素的离散程度,且变异系数越大表明土壤重金属污染受人为活动干扰越强烈。从变异系数来看,5种重金属的变异系数都没有超过10,标准差也较小,离散程度都比较小,表明在自然土壤中5种测定重金属分布较为均匀,由此推测目前受人为干扰不明显。

季淹土壤中Cd,Cr,Pb,Zn,Cu的均值分别为3.41,67.11,51.39,99.58,30.51mg/kg,都在不同程度上超过了土壤背景值,Cr和Zn的超标率都为56.25%,Cd,Pb,Cu的超标率都为100%,Cd和Pb的均值分别超过了湖南省土壤背景值的42倍和1.97倍；Cd的均值是筛选值的11.37倍,积累程度严重,其余4种重金属含量都在筛选值范围内。其中Pb的变异系数最大,有一定程度的离散,Cu的变异系数最小,离散程度最低。

常淹土壤中Cd,Cr,Pb,Zn,Cu的均值分别为1.79,45.27,55.19,122.59,38.17mg/kg,Cr含量还未达到土壤背景值,Zn超过了湖南省土壤背景值,超标率为68.75%,Cd,Pb,Zn,Cu的均值分别为湖南省土壤背景值的22.1,2.1,1.4,1.5倍,Cd的均值是筛选值的5.97倍,有一定程度积累。Zn和Cu含量在某些采样点超过了筛选值,Cr和Pb含量未超过筛选值。Cd和Zn的变异系数均超过了40%,分布较不均匀,说明受到一定程度的人为干扰；Cr和Pb的变异系数都为16.8%,但是标准差有所差异。

3.1.1土壤重金属分析

通过以上比较,发现Cd在研究区的3类土壤中都超过了我国土壤污染风险筛选值,Zn和Cu只在常淹土壤中有不同程度超过筛选值,在其余两类土壤中处于筛选值以下,Cr和Pb则在3类土壤中都在筛选值范围以内。所有元素以Cd超标最为严重,Cd在自然土壤中的含量均值甚至超过了筛选值的14倍之多,这与没有严格把控污染物的排放以及湖南省较高的土壤背景值存在很大关系。

因为成土母质以及成土环境的差别会影响到不同类型的采样点土壤中的元素特征,样本土壤中重金属含量与背景值的比值,即该重金属在土壤中的富集系数,可以更为准确地体现出该区域土壤中重金属的污染情况。从表4中所得出的富集系数可以看出,Cd的富集系数在3类土壤中都十分高,在自然土壤中更是达到14.1之高,呈现出强烈富集,代表在研究区中Cd污染已经达到了十分严重的地步。而其他重金属富集情况较轻微。

表4 官庄湖湿地土壤重金属含量比较Tab.4 Comparison of heavy metal contents in wetland soils of Guanzhuang Lake

3.2 土壤重金属污染评价

以农用地土壤污染风险筛选值为评价标准,用单因子污染指数法,对官庄湖湿地土壤中不同重金属含量进行污染程度评价,如表5所示,研究区域内,5种被检测的重金属在不同采样点的单项污染指数(Pi)均值的大小排序在季淹和常淹土壤中为Cd>Cu>Pb>Zn>Cr,在自然土壤中为Cd>Cu>Cr>Zn>Pb。在3类土壤采样点中,Cd的Pi均达到了重度污染程度；Cu都处于轻度污染水平；Cr的Pi只有在自然土壤中为轻度污染,在季淹和常淹土壤中都为无污染；Pb和Zn在自然土壤中为未污染,而在季淹和常淹土壤中都为轻度污染。

以农用地土壤污染风险筛选值为评价标准,用内梅罗综合污染指数法,对官庄湖湿地土壤开展评价,3种土壤中,Cd的综合污染指数(Ij)达重度污染,其余4个重金属除Cr的综合污染指数在安全范围内之外,Pb,Zn和Cu都在3种土壤中的某一或两种中达到了警戒限。

表5 官庄湖湿地土壤重金属污染程度Tab.5 Heavy metal pollution in soil of Guanzhuang Lake Wetland

3.3 土壤重金属污染空间分布特征

污染负荷指数法是综合各重金属元素对污染不同的贡献率以及地理空间分布差异,对采样区域中目标重金属的污染程度进行分析。由图2(a)可知,在自然土壤中,除了重金属Zn之外,其余4种重金属的CF值均大于1,Cd更是达到了52.22,数值大小排列为Cd>Cr>Cu>Pb>Zn,其中Cd属于重度污染,Cr,Cu和Pb为轻度污染,Zn为未污染；在季淹土壤中(图2(b)),5种重金属的CF值大小排列顺序为Cd>Pb>Cu>Zn>Cr,Cd达到重度污染,Pb为中度污染,其余3种重金属为轻度污染。在常淹土壤中(图2(c)),重金属CF值排列顺序与季淹土壤一致,Cd为重度污染,Pb为中度污染,Cu和Zn为轻度污染,Cr为未污染。

图2 不同土壤类型重金属污染负荷指数Fig.2 Heavy metal pollution load index in soil

由图3可知,不同类型土壤中,5种重金属对该区域土壤的污染负荷贡献率不尽相同,在自然土壤中Cd的贡献率达到91.9%,其余4种重金属的贡献率均不超过3%,对该区域土壤污染几乎没有贡献；在季淹土壤中,Cd以88.4%的贡献率占比最高,Pb贡献率为4.5%,其余3种重金属均不超过3%；常淹土壤中,Cd的贡献率为79.1%,Cr以2.5%的贡献率为最小；3种土壤中,污染贡献率最高重金属均为Cd,相比之下,其余重金属对评价区域污染贡献极小。

图3 不同土壤类型重金属污染负荷指数贡献率Fig.3 Contribution rate of heavy metal pollution load index in soil

由图4可知,36个采样点中,1个样点的污染程度为重度污染,30个为中度污染,其余5个为轻度污染。

由表6可知,从4个不同污染水平占比来看：在所有采集的样点中,Cd的重度污染程度为100%,其余4个重金属都没有达到重度污染;Cr的无污染程度所占比例为63.9%;CF值是最低的；Pb和Cu的轻度污染程度所占比例都大于60%；Zn的无污染程度和轻度污染程度占比都为44.4%。

3.4 土壤重金属潜在生态危害评价

图4 采样点土壤重金属污染物负荷指数Fig.4 Soil heavy metal pollutant load index at sampling points

表6 不同污染级别样点比例
Tab.6 Sample point ratio of different pollution levels

评价指标元素无污染轻度污染中度污染重度污染CFiLsiteCd---100%Cr63.9%36.1%--Pb-66.7%33.3%-Zn44.4%44.4%11.2%-Cu-91.7%8.3%---13.9%83.3%2.8%

各元素单项潜在生态风险因子指数(Ei)空间分布如图5所示：Cd和Cr的潜在生态风险指数空间分布图比较相似(图5(a),5(b)),Ei较高的区域主要分布于研究区的东南部与北部,同时呈现出从研究区东北部向西南部逐渐下降的趋势；Pb的潜在生态风险指数比较高的区域主要分布在研究区的西部(图5(c)),东南部较低；Zn和Cu的潜在生态风险指数空间分布图十分相似(图5(d),5(e)),Ei较高区域主要分布在研究区西南部,其他位置较低。整个研究区域的潜在生态风险危害指数(Ri)的空间分布如图5(f)所示,和Cd的空间分布几乎一模一样,由此可知,Cd是研究区的主要潜在生态风险的主要贡献重金属。

图5 土壤重金属(Cd,Cr,Pb,Zn,Cu)的潜在生态风险空间分布图Fig.5 Spatial distribution map of potential ecological risk of heavy metals in soil

表7 官庄湖湿地土壤重金属潜在生态危害评价
Tab.7 Evaluation of potential ecological hazards of heavy metals in wetland soils of Guanzhuang Lake

样本类型参数类型潜在生态危险系数(Eir)CdCrPbZnCu潜在生态危害指数(RI)自然土壤季淹土壤常淹土壤取值范围387～4961.08～1.191.55～1.800.39～0.432.78～3.22平均值423.11.141.650.412.98贡献率/%98.560.270.380.100.69取值范围236～4170.72～1.152.02～4.220.40～0.662.77～3.38平均值340.530.892.860.503.05贡献率/%97.900.260.820.140.88取值范围60.5～423.50.46～0.762.53～4.160.43～1.052.83～5.61平均值179.470.603.070.613.82贡献率/%95.670.321.640.332.04429.28347.83187.57

4 结论与讨论

4.1 结论

自然土壤中,重金属实测浓度平均值的高低排序为Cr>Zn>Pb>Cu>Cd。其中Cd的含量最少,但是因为它本身的毒性很强,所以危害程度也极高。其实测浓度超过农用地土壤污染风险筛选值的14.1倍,且已超过风险管制值(2.0mg/kg),原则上应当采取严格管控措施。从土壤重金属污染与生态风险评价结果来看,Cd达到了极强生态风险程度,而Cr,Pb,Zn和Cu都处于轻度潜在生态风险程度。

季淹土壤中,重金属实测浓度平均值的排序为Zn>Cr>Pb>Cu>Cd。其中Cd污染相对自然土壤中程度较轻。常淹土壤中,重金属实测浓度平均值排序为Zn>Pb>Cr>Cu>Cd。不同于自然和季淹土壤的是,常淹土壤中Cd具有很强的生态风险程度,比自然和季淹土壤中的危害程度稍低一些。

综上所述,醴陵官庄湖湿地土壤中的重金属元素有一定程度的积累现象,对湿地生态环境造成了直接的威胁。从综合污染指数来说,只有Cr在安全范围以内,Pb,Zn和Cu都达到了警戒限,Cd已达到重度污染。从区域污染负荷指数来看,自然土壤为2.42,季淹土壤为2.55,常淹土壤为2.22,均属于中度污染水平,其中贡献率最大的重金属为Cd。从潜在生态风险来说,自然土壤和季淹土壤中重金属潜在危害处于强潜在风险程度,常淹土壤为中度潜在风险程度。随着水淹时间的变长,重金属潜在风险危害程度降低。说明经过水淹以后,雨水对土壤的冲刷作用使得官庄湖湿地土壤中主要潜在生态风险贡献重金属元素流失,其释放的重金属元素远多于其在水体中所吸附的重金属元素负荷量。并且,由于扩散以及溶解等作用,土壤中的重金属会因此渗入水域而导致水质污染。3类土壤中都是以Cd的危害占比率最高,Cd污染十分严重,是研究区风险等级最高的重金属元素,是研究区高潜在生态风险的主要原因。

4.2 镉污染原因及治理

官庄湖湿地土壤中,Cd污染在湖南省境内十分严重,分布区域广,其中数株洲市镉污染情况最为严峻,而官庄湖湿地地区镉污染水平严重的可能原因在于工业废水、废气、废渣的排放。因为湖南省是“有色金属之乡”,在金属矿山的采掘过程中,酸性废水等渗入河流、土壤,而酸性废水中又存在极多Cd离子,导致重金属Cd污染。

土壤中Cd元素污染的治理应当依据不同地区土壤间的特征差异,以“具体问题具体分析”为根本实施原则,基于该地土壤中Cd污染程度大小以及其起源而选取与之相适应的整治措施。例如,采取生物迁移技术将土壤中的Cd吸收并降解。同时,由于存在于土壤中的镉元素可以比较容易地被一些植物所摄取,如一些禾本科植物和叶菜类中的芥菜、芹菜以及冬青、杜鹃等都对镉有较强的吸收富集能力,对受到镉污染的土壤有着十分可观的修复潜力。因此,可以考虑在官庄湖湿地土壤地区种植该类可以强力吸收镉元素的植物,通过其生长发育过程中的新陈代谢来使得Cd得以降解转移,从而令土壤中的Cd浓度下降,达到治理镉污染的目的。除此之外,控制官庄湖湿地周边的工厂排放“工业三废”也必不可少,从根源上把控住重金属的污染源头。

为了避免以后再发生其他重金属元素严重污染的情况,醴陵官庄湖湿地区域内的土壤重金属污染问题值得重点关注、预防,应该增强对湿地土壤环境的维护,对受污染地区采取合理有效的措施进行治理。