沈洪艷， 安 冉,3， 師華定， 劉孝陽(yáng)*， 張安迪

1.河北科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 河北 石家莊 050018 2.生態(tài)環(huán)境部土壤與農(nóng)業(yè)農(nóng)村生態(tài)環(huán)境監(jiān)管技術(shù)中心， 北京 100012 3.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院土壤與固廢環(huán)境研究所， 北京 100012 4.北京信息科技大學(xué)， 北京 100101

隨著城市化和工業(yè)化的迅猛發(fā)展，土壤重金屬污染引起廣泛關(guān)注，成為當(dāng)前的熱議話(huà)題[1]. 重金屬的毒性和難降解性是導(dǎo)致大面積土壤污染的重要原因[2]. 聯(lián)合國(guó)糧農(nóng)組織發(fā)布的《世界土壤資源狀況》報(bào)告中提到全球土壤資源不容樂(lè)觀，土壤污染已成為全球土壤功能退化所面臨的最主要挑戰(zhàn)之一[3]. 近40年來(lái)，農(nóng)業(yè)的高度集約化生產(chǎn)日漸成熟，農(nóng)田土壤污染和土壤環(huán)境質(zhì)量下降問(wèn)題日趨嚴(yán)峻，農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全及人體健康受到嚴(yán)重威脅. 目前，我國(guó)對(duì)于農(nóng)田土壤的重金屬污染問(wèn)題給予了高度重視.

近年來(lái)，廣大學(xué)者從不同區(qū)域[4-6]、不同尺度[7-8]、不同介質(zhì)[9-10]等角度對(duì)土壤重金屬進(jìn)行了較深入的研究，并從土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[11]、空間分布[12]、空間變異性[13]及重金屬污染源溯[14]等方面開(kāi)展了深入的研究. 土壤重金屬與單一土壤污染影響因素的定性研究較為成熟. LIU等[15]采用單因素方差分析得出土地利用類(lèi)型分別與Cd、As、Pb、Zn有顯著差異. 土壤重金屬的空間分布、來(lái)源識(shí)別等可借助多元統(tǒng)計(jì)和地統(tǒng)計(jì)進(jìn)行分析研究. Kelepertzis[16]運(yùn)用主成分分析及聚類(lèi)分析，根據(jù)人為源及自然源將化學(xué)元素歸類(lèi)，結(jié)果表明，長(zhǎng)期大量使用化肥和殺真菌劑農(nóng)藥導(dǎo)致農(nóng)田中的Cu、Zn、Cd、Pb、As積累，Ni、Cr、Co、Fe則受母體環(huán)境的影響. Masoud等[17]利用因子分析、聚類(lèi)分析和地統(tǒng)計(jì)技術(shù)相結(jié)合，探討地下水和土壤的化學(xué)性質(zhì)及空間格局，并確定影響格局變異的因素.

然而，以上研究多集中于小尺度的農(nóng)田地塊上，且較少考慮“水-土”綜合體的重金屬污染交互作用. 鑒于此，該文以湖南省某典型流域主干河流沿線(xiàn)的農(nóng)田土壤為研究對(duì)象，重金屬采選、冶煉、化工是研究區(qū)域內(nèi)的主導(dǎo)產(chǎn)業(yè)；因污染企業(yè)分布密集且無(wú)序排污、城市污水直排等問(wèn)題，導(dǎo)致區(qū)域內(nèi)水體和土壤受到嚴(yán)重污染. 同時(shí)，研究區(qū)域內(nèi)地勢(shì)起伏較大、水網(wǎng)密布、污染物的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律復(fù)雜，加之土地利用方式、人類(lèi)活動(dòng)強(qiáng)度的差異等因素，使得該地區(qū)成為研究小流域尺度下土壤重金屬污染調(diào)查、評(píng)價(jià)和影響因素探究的典型區(qū)域. 該文通過(guò)分析流域沿線(xiàn)農(nóng)田土壤中重金屬含量，探討土壤重金屬分別與不同土地利用類(lèi)型、地形因子的關(guān)系，并運(yùn)用主成分分析(PCA)和地統(tǒng)計(jì)信息繪圖技術(shù)解析研究區(qū)土壤重金屬空間分布及來(lái)源，以期為進(jìn)一步的重金屬污染管控提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域?yàn)閬啛釒Ъ撅L(fēng)氣候. 地貌類(lèi)型復(fù)雜，以丘陵、山地為主，是由南向北的傾斜長(zhǎng)條盆地，盆地內(nèi)地勢(shì)起伏較大，由南向東地勢(shì)高峻多山地，中部及北部地勢(shì)平坦，以丘陵和河谷平原為主. 研究區(qū)內(nèi)河流屬山溪性，河流流向自南向北，全長(zhǎng)約179.57 km，坡降大，多局部彎曲. 研究區(qū)域內(nèi)土壤面積約為632 km2，土壤類(lèi)型多樣，以地帶性紅壤、紫色土為主，零星分布有黃壤、黃棕壤等，河流沿岸兩側(cè)農(nóng)田耕地土壤以水稻土為主. 研究區(qū)域內(nèi)分布著煤炭開(kāi)采和洗選業(yè)、有色金屬冶煉和壓延加工、化學(xué)原料和化學(xué)制品制造業(yè)、電力熱力燃?xì)饧八a(chǎn)和供應(yīng)業(yè)、非金屬礦物制品業(yè)、造紙和紙制品業(yè)等. 研究區(qū)域內(nèi)礦產(chǎn)豐富，遍布有色金屬和稀有金屬礦藏的開(kāi)采和冶煉企業(yè)，As、Cd、Cu、Ag等是主要的伴生礦種. 隨著礦產(chǎn)資源的生產(chǎn)加工利用、冶煉廢水的排放及尾礦庫(kù)的下滲，As、Cd、Cu、Hg、Pb、Sb、Zn等重金屬不斷排放到周?chē)h(huán)境中，且可能賦存于Ca、Mg和Fe氧化物或氫氧化物中，區(qū)域土壤呈多種重金屬?gòu)?fù)合污染. 研究區(qū)土壤重金屬元素的平均含量均超過(guò)了GB 15168—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[18]二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限值，土壤重金屬綜合潛在生態(tài)指數(shù)處于極強(qiáng)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí).

1.2 采樣與分析方法

根據(jù)土地利用類(lèi)型兼顧地形地貌隨機(jī)布設(shè)采樣點(diǎn)，每個(gè)土壤樣品由雙對(duì)角線(xiàn)法采集0～20 cm表層土壤樣品并混合，共設(shè)置197個(gè)采樣點(diǎn)(見(jiàn)圖1). 在采集土壤樣品時(shí)記錄樣品標(biāo)號(hào)、經(jīng)緯度、土地利用類(lèi)型、土壤類(lèi)型等. 將土壤樣品自然風(fēng)干、去異物、研磨過(guò)篩，并經(jīng)HNO3-HCl-HF-HClO4法消煮，采用電感耦合等離子質(zhì)譜法(ICP-MS)測(cè)定Cd、Hg、As、Pb含量，采用原子吸收光譜法測(cè)定Cr含量.

圖1 研究區(qū)采樣點(diǎn)分布Fig.1 Distribution of sampling points in study area

1.3 污染評(píng)價(jià)方法

1.3.1土壤重金屬污染評(píng)價(jià)方法

單因子污染指數(shù)可反映單個(gè)重金屬元素的污染指數(shù)，計(jì)算公式：

Pi=CiSi

(1)

式中：Pi為重金屬i的單因子污染指數(shù)；Ci為該重金屬i含量的實(shí)測(cè)值，mgkg；Si為各項(xiàng)評(píng)價(jià)的標(biāo)準(zhǔn)值，選取該研究區(qū)的土壤背景值，mgkg. 單因子污染指數(shù)土壤評(píng)價(jià)結(jié)果劃分為4個(gè)等級(jí)：Pi≤1，清潔；13，重度污染.

內(nèi)梅羅指數(shù)法可綜合反映采樣點(diǎn)的污染指數(shù)，計(jì)算公式：

(2)

1.3.2潛在生態(tài)危害指數(shù)法

潛在生態(tài)危害指數(shù)法是由瑞典科學(xué)家Hakanson[19]提出，該方法將重金屬環(huán)境生態(tài)效應(yīng)與毒理學(xué)相結(jié)合，用來(lái)衡量重金屬污染物對(duì)生物體的潛在危害.

單項(xiàng)重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子計(jì)算公式：

(3)

式中：Eri為重金屬i的潛在生態(tài)危害指數(shù)；Ci為重金屬i的實(shí)測(cè)含量，mgkg；Cni為重金屬i的參考值，選取GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》[20]中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值，mgkg；Tri為重金屬毒性相應(yīng)系數(shù)，反映重金屬毒性水平及土壤對(duì)重金屬的敏感度. Cd、Hg、As、Pb、Cr的毒性相應(yīng)系數(shù)分別為30、40、10、5、2[21]. 將單項(xiàng)潛在生態(tài)危害指數(shù)劃分為5個(gè)等級(jí)：Eri<40，輕微；40≤Eri<80，中等；80≤Eri<160，較強(qiáng)；160≤Eri<320，強(qiáng)；Eri≥320，極強(qiáng).

重金屬的綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)(RI)可以表示為多元素環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)綜合指數(shù)，計(jì)算公式：

(4)

將綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)劃分為5個(gè)等級(jí)：RI<150，輕微；150≤RI<300，中等；300≤RI<600，較強(qiáng)；600≤RI<1 200，強(qiáng)；RI≥1 200，極強(qiáng).

1.3.3其他數(shù)理統(tǒng)計(jì)分析

應(yīng)用SPSS 19.0和Minitab對(duì)土壤重金屬進(jìn)行描述性統(tǒng)計(jì)分析；對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行K-S檢驗(yàn)(P<0.05)，并采用BOX-COX、對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換將不服從正態(tài)分布的數(shù)據(jù)換為正態(tài)化；利用單因素方差分析(ANOVA)、Spearman相關(guān)系數(shù)分別比較研究區(qū)內(nèi)土壤重金屬含量在不同土地利用類(lèi)型間的差異及其與地形因子的相關(guān)性；利用聚類(lèi)分析、主成分分析(PCA)對(duì)研究區(qū)土壤重金屬溯源進(jìn)行解析. 使用ArcGIS 10.2對(duì)在地理空間數(shù)據(jù)云GDEMDEM中提取的流域范圍內(nèi)30 m數(shù)字高程數(shù)據(jù)進(jìn)行解譯，獲取研究區(qū)坡長(zhǎng)、坡度的數(shù)據(jù)信息；采用IDW空間插值繪制土壤重金屬污染空間分布圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬分布特征

研究區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表1所示. 由表1可見(jiàn)，Pb平均含量(229.95 mgkg)居首位，其次是Cr(72.78 mgkg)、As(33.01 mgkg)、Cd(1.59 mgkg)、Hg(0.19 mgkg). Cd、Pb、As、Hg、Cr的平均含量分別為該研究區(qū)土壤背景值的11.62、6.74、1.10、0.63、0.02倍. 變異系數(shù)(CV)是描述土壤特性參數(shù)空間變異性程度的指標(biāo)，依據(jù)Nielsen分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，當(dāng)CV≤10%時(shí)為弱變異性，10%≤CV≤100%時(shí)為中等變異性，CV≥100%時(shí)為強(qiáng)變異性. 農(nóng)田土壤重金屬元素含量變異系數(shù)表現(xiàn)為Pb>Cd>As>Hg>Cr，其中Pb(329.92%)、Cd(226.18%)、As(140.72%)的變異系數(shù)均超過(guò)了100%，表現(xiàn)為強(qiáng)變異性；Hg、Cr呈現(xiàn)中等變異性. 結(jié)果表明，該研究區(qū)土壤存在一定的重金屬富集現(xiàn)象，土壤重金屬的空間分布不均勻，受外界影響較強(qiáng)烈，Cd、Pb受人為擾動(dòng)較大.

表1 農(nóng)田土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計(jì)

2.2 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)

以該研究區(qū)土壤環(huán)境背景值為標(biāo)準(zhǔn)值，利用單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅指數(shù)法對(duì)該研究區(qū)的土壤重金屬進(jìn)行污染評(píng)估. 如表2所示，農(nóng)田土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr的單因子污染指數(shù)變幅分別為0.674～298.412、0.216～5.898、0.236～22.038、0.704～237.373、0.218～2.241. 研究區(qū)內(nèi)85.79%的土壤點(diǎn)位存在Cd的重度污染，Pb重度污染點(diǎn)位占比為39.09%，52.28%的點(diǎn)位呈Cr的清潔狀態(tài)，Hg、As在70%以上的點(diǎn)位中呈清潔至輕微污染. 內(nèi)梅羅污染指數(shù)用于反映土壤點(diǎn)位重金屬的綜合污染情況，研究區(qū)綜合污染指數(shù)范圍為0.958～217.096，其中77.16%的農(nóng)田點(diǎn)位處于重污染(見(jiàn)表3)，進(jìn)一步表明各重金屬在研究區(qū)內(nèi)均表現(xiàn)出較高的富集度，且Cd污染較重. 穆莉等[21]選取湖南省某縣稻田土壤為研究對(duì)象，表明研究區(qū)土壤重金屬總體處于輕微污染水平，其中Cd是稻田生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的主要來(lái)源，與該研究結(jié)果類(lèi)似. 盛維康等[23]根據(jù)富集因子法和對(duì)數(shù)回歸模型結(jié)果分析得出，湘江流域水系沉積物中存在多種重金屬?gòu)?fù)合污染現(xiàn)象，Cd、As、Hg污染程度較高.

該研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染程度差異較大，根據(jù)GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》中規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值、風(fēng)險(xiǎn)管制值、污染物項(xiàng)目和pH為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，從點(diǎn)源和面源兩個(gè)角度對(duì)研究區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量進(jìn)行判定，其中土壤環(huán)境質(zhì)量分為優(yōu)先保護(hù)類(lèi)、安全利用類(lèi)、嚴(yán)格管控類(lèi)3個(gè)區(qū)間. 如圖2所示，Cd含量超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管制值(嚴(yán)格管控類(lèi))的土壤點(diǎn)位占比最高，其次是Pb和As. 其中，Cd、Pb、As含量超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管制值的點(diǎn)位占比分別為11.17%、4.06%、3.05%. 重金屬含量超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)篩選值但未超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管制值的土壤點(diǎn)位歸為安全利用類(lèi)，不同重金屬的土壤點(diǎn)位超標(biāo)率降序排列表現(xiàn)為Cd(73.60%)>As(32.49%)>Pb(29.95%)>Hg≈Cr(0.51%). Hg、Cr含量低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值(優(yōu)先保護(hù)類(lèi))的點(diǎn)位占比均為99.5%，表明該研究區(qū)內(nèi)Hg、Cr的土壤污染風(fēng)險(xiǎn)較低. 利用GIS地統(tǒng)計(jì)分析插值技術(shù)可將離散的點(diǎn)數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)化為面數(shù)據(jù)，實(shí)現(xiàn)從點(diǎn)狀數(shù)據(jù)到面狀數(shù)據(jù)的表達(dá)，更加直觀地反映土壤重金屬的空間變異特征[24]. 借助IDW法對(duì)該研究區(qū)流域沿線(xiàn)農(nóng)田土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr的含量進(jìn)行插值分析，結(jié)果(見(jiàn)圖3)表明，Cd、As、Pb嚴(yán)格管控類(lèi)區(qū)域主要分布于流域上游西部；安全利用類(lèi)區(qū)域集中分布于流域上游，在中下游零星分布；Hg、Cr污染較輕，大面積區(qū)域?yàn)閮?yōu)先保護(hù)類(lèi). 研究區(qū)土壤重金屬污染存在差異性，上游污染較重可能與該區(qū)域煤炭開(kāi)采、有色金屬礦采選等企業(yè)污染源及上游交通網(wǎng)絡(luò)較發(fā)達(dá)等有關(guān).

表2 土壤重金屬單因子污染指數(shù)

表3 土壤重金屬內(nèi)梅羅污染指數(shù)

圖2 基于風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)的土壤環(huán)境質(zhì)量Fig.2 Soil environmental quality based on risk management standards

圖3 研究區(qū)域各土壤重金屬環(huán)境質(zhì)量空間分布Fig.3 Spatial distribution of environmental quality of soil heavy metals in the study area

2.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

該研究區(qū)土壤重金屬Cd、Hg、As、Pb、Cr的潛在生態(tài)危害指數(shù)見(jiàn)表4. 單項(xiàng)潛在生態(tài)危害指數(shù)表明，89.85%的點(diǎn)位中Cd含量的危害指數(shù)處于強(qiáng)危害及以上級(jí)別；95.94%的土壤點(diǎn)位存在Pb輕微危害，4.06%的點(diǎn)位處于Pb中等至極強(qiáng)危害級(jí)別；Hg的危害指數(shù)處于輕微至強(qiáng)危害級(jí)別，中等及以上危害指數(shù)占比為0.51%；As處于輕微水平的點(diǎn)位占比為97.46%；Cr的單項(xiàng)潛在生態(tài)危害指數(shù)均處于輕微污染級(jí)別. 該研究區(qū)土壤重金屬綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)的范圍為12.13～2 028.72，平均值為137.06，總體處于輕微到中等危害之間，較全面地反映出了該研究區(qū)土壤存在中等的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)危害.

表4 土壤重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)

2.4 土地利用類(lèi)型對(duì)土壤重金屬的影響

除Cr以外，各重金屬含量在旱地、水田、果園3種不同的土地利用類(lèi)型土壤中均呈遞減趨勢(shì). 旱地中Cd平均含量為2.49 mgkg，水田及果園中Cd含量分別為1.65、0.48 mgkg. 旱地、水田、果園中Hg含量分別為0.30、0.19、0.12 mgkg. 旱地中As含量最高，為60.67 mgkg，水田和果園中As含量分別為33.29、17.61 mgkg. Pb含量在不同土地利用類(lèi)型中差異較明顯，在旱地、水田、果園中分別為550.34、231.86、68.55 mgkg. Cr含量在水田及旱地中分別為73.57、73.39 mgkg，在果園中較低，為62.46 mgkg. 研究[1]表明，土地利用類(lèi)型對(duì)土壤重金屬富集存在一定影響. 同種重金屬的含量在不同土地利用類(lèi)型中差異較大，可能與農(nóng)業(yè)投入強(qiáng)度大小有關(guān)，包括農(nóng)藥、化肥等，這些均會(huì)影響土壤重金屬含量.

不同土地利用類(lèi)型土壤中各重金屬含量均存在一定差異，單因素方差分析(ANOVA)可用于確定土地利用類(lèi)型與土壤重金屬含量間的顯著性關(guān)系[15]. 經(jīng)Box-Cox、對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后的重金屬含量與不同土地利用類(lèi)型進(jìn)行方差(P<0.05)分析. 結(jié)果顯示，Cd、Hg、As、Pb、Cr的含量分別在水田、旱地、果園下存在差異，且Cd、Hg、As、Pb含量之間呈顯著性差異(見(jiàn)表5). 趙斌等[25]對(duì)貴州草海表層土壤進(jìn)行評(píng)估，發(fā)現(xiàn)土壤重金屬含量在不同土地利用類(lèi)型下存在顯著差異，與筆者所得結(jié)論一致.

表5 不同土地利用類(lèi)型與各重金屬含量的顯著性分析

2.5 地形因子對(duì)土壤重金屬分布的影響

地形不僅影響著徑流、排水和土壤侵蝕，而且是控制土壤理化性質(zhì)變化的主要因素，影響土壤的形成和發(fā)育[26]. 因此，土壤重金屬的含量在很大程度上取決于地形因子[27]. 土壤各重金屬含量與高程(DEM)、坡度(Slope)、坡向(Aspect)的Spearman相關(guān)系數(shù)分析結(jié)果如表6所示. 結(jié)果表明，各地形因子對(duì)土壤重金屬的含量有不同程度的影響. 高程對(duì)各重金屬含量的影響較大，對(duì)Cd、As、Pb、Cr含量有顯著影響，與Cd、As、Pb含量均呈顯著正相關(guān)，這與以往小尺度研究區(qū)或污染源分布較為均一的區(qū)域研究結(jié)果[28]不一致. 造成這種結(jié)果的原因主要是，研究區(qū)上游存在煤炭開(kāi)采、有色金屬礦采選等企業(yè)污染源，由于研究區(qū)狹長(zhǎng)，污染物在由上游至下游的長(zhǎng)距離傳輸過(guò)程中，其含量逐漸降低，因此表現(xiàn)出與高程呈正相關(guān)的現(xiàn)象. LI等[29]研究也表明，相對(duì)于下游地區(qū)，漢江上游土壤重金屬污染升高可能是由于高海拔地區(qū)堿金屬和貴金屬開(kāi)采時(shí)間較長(zhǎng)所導(dǎo)致，這與筆者所得結(jié)論一致. Cr含量則隨高程的增加而降低，相關(guān)報(bào)道[30]表明Cr與細(xì)顆粒有關(guān)且在較低的高程易聚集. 坡度、坡向均對(duì)各重金屬含量的影響較小，且分別與Cd、As、Pb的含量呈負(fù)相關(guān)，與Hg、Cr的含量呈正相關(guān). 綜上，在地形因子中，高程對(duì)土壤重金屬分布存在一定影響；在人為活動(dòng)干擾大的區(qū)域，坡長(zhǎng)、坡度的影響可忽略.

2.6 土壤重金屬來(lái)源解析

環(huán)境學(xué)領(lǐng)域中常將多元統(tǒng)計(jì)分析中的聚類(lèi)分析與主成分分析(PCA)相結(jié)合來(lái)研究土壤重金屬來(lái)源[12,31]. 該研究基于組間聯(lián)接法進(jìn)行R型聚類(lèi)，并采用平方歐式距離測(cè)定數(shù)據(jù)之間的距離，對(duì) Z-score標(biāo)準(zhǔn)化后的土壤重金屬數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，繪制5種重金屬元素樹(shù)狀圖(見(jiàn)圖4). 聚類(lèi)距離代表重金屬元素間的密切程度，值越小，表明元素間關(guān)系越密切[32]. 根據(jù)聚類(lèi)距離可以將5種重金屬歸為2類(lèi)，其中Ⅰ類(lèi)包括Cd、Pb和As，Ⅱ類(lèi)包括Hg、Cr.

表6 土壤重金屬含量與地形因子的相關(guān)性

圖4 重金屬聚類(lèi)分析樹(shù)狀圖Fig.4 Tree diagram of cluster analysis of heavy metals

圖5 研究區(qū)土壤重金屬主成分分析因子得分空間分布Fig.5 Spatial distribution of principal component analysis factor scores of soil heavy metals in the study area

KMO檢驗(yàn)(KMO值為0.7)和Bartlett球形檢驗(yàn)(P<0.05)結(jié)果表明，各變量之間相關(guān)性較強(qiáng)，適合做主成分分析. 基于主成分分析法，采用最大方差法對(duì)因子載荷矩陣進(jìn)行正交旋轉(zhuǎn)，采用Kaiser標(biāo)準(zhǔn)化的正交旋轉(zhuǎn)法提取出2個(gè)特征值大于1的主成分因子. 由表7可見(jiàn)，主成分因子的累計(jì)貢獻(xiàn)率為88.62%，可較全面地反映原始數(shù)據(jù)，兩個(gè)因子可解釋大部分信息.

表7 土壤重金屬主成分分析結(jié)果

主成分分析中因子1的貢獻(xiàn)率為55.90%，由Cd、As、Pb三種重金屬元素組成. 將因子1得分進(jìn)行空間插值(見(jiàn)圖5)，并與Cd、As、Pb含量的空間分布進(jìn)行疊加，發(fā)現(xiàn)重污染區(qū)域主要集中在流域上游邊緣. 該研究區(qū)域分布有多類(lèi)工業(yè)企業(yè)，在上游分布較密集，涵蓋有色金屬采選業(yè)、煤炭開(kāi)采和洗選業(yè)、有色金屬冶煉和壓延加工業(yè)、化學(xué)原料和化學(xué)制品制造業(yè)等類(lèi)型，且研究區(qū)域上游交通網(wǎng)線(xiàn)較發(fā)達(dá). 有色金屬采選冶煉等工業(yè)行業(yè)的粗放發(fā)展是造成重金屬污染的最主要原因[33]. 于靖靖等[34]根據(jù)莫蘭指數(shù)相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)采選業(yè)、化學(xué)原料和化學(xué)制品制造業(yè)、冶煉和壓延加工業(yè)等行業(yè)對(duì)土壤重金屬Cd污染存在不同程度的影響. 李巖等[35]研究表明，Cd、As高值區(qū)主要是由于分布的重工業(yè)企業(yè)，其排放的“三廢”通過(guò)大氣沉降、污水傾倒以及固體廢物的堆積等方式使得重金屬進(jìn)入土壤，造成土壤重金屬超標(biāo)，從而影響土壤環(huán)境質(zhì)量. LI等[36]研究指出，湖南省長(zhǎng)沙市仙島區(qū)內(nèi)的道路揚(yáng)塵樣品中Cd污染主要與工業(yè)來(lái)源的灰塵有機(jī)物質(zhì)等有關(guān)，Pb污染主要來(lái)源于交通運(yùn)輸. LIANG等[2]研究認(rèn)為煤燃燒是Pb污染的主要原因. 國(guó)內(nèi)外不同城市地區(qū)的大量研究[21,37-39]指出，含鉛汽油、潤(rùn)滑油燃燒排放的廢氣及汽車(chē)輪胎和剎車(chē)片磨損粉塵等都是Pb的主要來(lái)源. 由此可初步判定，尾氣排放是Pb的主要來(lái)源，交通運(yùn)輸對(duì)土壤中Pb的富集起到重要影響. 磷肥復(fù)合肥中含有大量Cd，其一般可作為使用農(nóng)藥和化肥等農(nóng)業(yè)活動(dòng)的標(biāo)識(shí)元素[40]. 其中As也是農(nóng)藥的重要成分[41]，如砷酸鉛、砷酸鈣和砷酸鈉等無(wú)機(jī)砷化合物主要被用于殺蟲(chóng)劑、除草劑和農(nóng)藥中，以提高殺蟲(chóng)效率[2]. 因此，Cd、As、Pb主要由工業(yè)排放、交通運(yùn)輸和農(nóng)藥化肥施用3種途徑進(jìn)入農(nóng)田土壤. 相關(guān)研究[42]表明，多元統(tǒng)計(jì)分析中Cd、As、Pb的組合可表征人類(lèi)活動(dòng)的影響，因此可將因子1判定為人類(lèi)活動(dòng)影響. 穆莉等[21]研究表明，Cd、Pb污染主要與工業(yè)污染源及交通運(yùn)輸有關(guān)，As污染主要與居民活動(dòng)、生活及工業(yè)廢棄物堆放及污灌有關(guān)，與筆者所得研究結(jié)論一致.

主成分中因子2的貢獻(xiàn)率為32.72%，由Hg、Cr兩種重金屬元素組成. Hg、Cr的平均含量略低，與該研究區(qū)土壤環(huán)境背景值接近. Cr的變異系數(shù)約為39%，屬于中等變異，表明Cr無(wú)顯著的人為輸入. 已有研究[2]指出，湖南省漣源市土壤中Cr的含量與自然背景值接近，Cr可能受成土母質(zhì)的控制. 張曉文[43]研究表明，湖南省土壤重金屬Cr的含量接近于土壤背景值，且分布均勻，被定義為自然源. 由此表明，因子2受人為影響較小，為自然來(lái)源.

3 結(jié)論

a) 研究區(qū)農(nóng)田土壤中Cd、As、Pb的平均含量均超過(guò)當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸担掖嬖趶?qiáng)變異性，該區(qū)域土壤重金屬存在富集，且分布不均. 研究區(qū)域內(nèi)重金屬綜合污染指數(shù)較高，占比為77.16%. Cd、As、Pb的污染最為突出，Hg、Cr在土壤中呈低污染風(fēng)險(xiǎn).

b) 從點(diǎn)源分析，Cd、Pb、As含量處于嚴(yán)格管控類(lèi)區(qū)間的土壤點(diǎn)位占比分別為11.17%、4.06%、3.05%，安全利用類(lèi)區(qū)間中Cd含量超標(biāo)土壤點(diǎn)位占比最高，為73.60%. 從面源分析來(lái)看，Cd、As、Pb嚴(yán)格管控類(lèi)區(qū)域主要分布于流域上游西部；安全利用類(lèi)區(qū)域集中分布于流域上游，在中下游零星分布；Hg、Cr污染較輕，大面積區(qū)域?yàn)閮?yōu)先保護(hù)類(lèi).

c) 在潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較強(qiáng)級(jí)別中，Cd污染的土壤點(diǎn)位占比最高，其次為Pb、Hg、As、Cr. 5.08%的土壤點(diǎn)位處于綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)極強(qiáng)級(jí)別.

d) 不同的土地利用類(lèi)型與重金屬含量存在顯著差異，Cd、Hg、As、Pb的含量在旱地、水田、果園中依次呈遞減趨勢(shì)，Cr含量在水田中較高. 高程是影響該區(qū)域土壤重金屬空間分布的主要地形因子，坡長(zhǎng)、坡度影響較小，可忽略.

e) 土壤中重金屬污染可能與該區(qū)域周邊工業(yè)企業(yè)活動(dòng)有關(guān). 流域農(nóng)田土壤中Cd、As、Pb主要由工業(yè)企業(yè)、交通運(yùn)輸及農(nóng)業(yè)活動(dòng)共同影響；Hg和Cr主要受自然活動(dòng)的影響.