, 郑涵文2,3, 苏荣1, 李方1, 谢云峰2
, 王晓飞1,5, 罗志祥41. 广西壮族自治区生态环境监测中心, 南宁 530028;
2. 中国环境科学研究院, 土壤与固体废物研究所, 北京 100012;
3. 桂林理工大学, 环境科学与工程学院, 桂林 541006;
4. 广西壮族自治区产品质量检验研究院, 南宁 530028;
5. 南宁师范大学, 广西西江流域生态环境与一体化发展协同创新中心, 南宁 530031
收稿日期: 2019-05-19; 修回日期: 2019-08-22; 录用日期: 2019-08-22
基金项目: 广西重点研发计划（No.桂科AB16380340）；国家自然科学基金（No.41301229，41761099）
作者简介: 秦旭芝(1983-), 女, E-mail:45202016@qq.com
通讯作者（责任作者）: 谢云峰, E-mail:xieyf@craes.org.cn
摘要：为评估洪水淹没对西南某有色金属矿区下游农用地土壤重金属污染状况及土壤质量的影响，采用单因子指数法、内梅罗指数法、潜在生态风险指数法，对矿区下游淹没区及非淹没区农用地进行评价.结果表明，研究区域内主要重金属污染物为Cd、Sb、Pb、As、Zn，淹没区6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的平均含量分别为36.66、63.48、82.54、128.21、0.61、39.46 mg·kg-1，非淹没区6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的平均含量分别为7.38、71.44、13.27、35.27、0.16、5.62 mg·kg-1，除重金属Cr外，淹没区与非淹没区重金属平均含量存在显著性差异（p < 0.05）.淹没区As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率分别为52.23%、44.54%、48.14%、72.03%、88.25%，非淹没区As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率分别为4.12%、3.23%、2.16%、15.03%、22.00%，淹没区土壤环境质量类别为安全利用，综合潜在环境风险为很强生态风险（RI=600.3），非淹没区土壤环境质量呈现优先保护状态，综合潜在环境风险为轻微生态风险（RI=69.1）.有色金属矿区下游农用地被洪水长期淹没导致As、Pb、Zn、Cd、Sb的污染加重，由于研究区域特殊的地质背景，土壤中大量存在的铁锰氧化物胶膜对重金属具有强吸附作用，当洪水中存在大量重金属，随着水位上升洪水浸没土壤，铁锰氧化物胶膜把大量重金属截留在中下层土壤中，从而导致污染更为严重.
关键词：洪水淹没区矿区土壤重金属空间分布农用地
Distribution characteristics of heavy metal pollution in agricultural land downstream of a non-ferrous metal mining area in Southwest China
QIN Xuzhi1,5
, ZHENG Hanwen2,3, SU Rong1, LI Fang1, XIE Yunfeng2, WANG Xiaofei1,5, LUO Zhixiang41. Guangxi Zhuang Autonomous Region Environmental Monitoring Center, Nanning 530028;
2. Institute of Soil and Solid Waste Research, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012;
3. College of Environmental Science and Engineering, Guilin University of Technology, Guilin 541006;
4. Guangxi Inspection and Research Institute for Product Quality, Nanning 530028;
5. Guangxi Xijiang River Basin Ecological Environment and Integrated Development Collaborative Innovation Center, Nanning Normal University, Nanning 530031
Received 19 May 2019; received in revised from 22 August 2019; accepted 22 August 2019
Abstract: Three index including single factor pollution index,Nemero index and potential ecological risk index were used to evaluate the effects of flooding on the heavy metal pollution and the soil quality of the flooded area and the non-flooded agricultural areas,which are along the downstream of a river nearby a non-ferrous metal mine in the southwest of China. The results showed that the main pollutants in the investigated area were Cd,Sb,Pb,As and Zn. The average concentrations of six heavy metals in the flooded area were 36.66,63.48,82.54,128.21,0.61 and 39.46 mg·kg-1 for As,Cr,Pb,Zn,Cd and Sb,respectively,while the average values in non-flooded area were 7.38 (As),71.44 (Cr),13.27(Pb),35.27(Zn),0.16(Cd) and 5.62 (Sb) mg·kg-1,respectively. The significant differences were observed between the heavy metals except Cr in the flooded and non-flooded areas (p < 0.05). The over-proof ratios of the heavy metals in the flooded area were 52.23%,44.54%,48.14%,72.03% and 88.25% for As,Pb,Zn,Cd,and Sb,respectively,while the relative ratios in the non-floode area were only 4.12%,3.23%,2.16%,15.03%,and 22.00%. The soil-quality class of the non-flooded area belonged to the safely utilizable land,and its comprehensive potential ecological risk was strong (RI=600.3). As for the non-flooded area,it was classified to the high-priority land,and its its comprehensive potential ecological risk was slight (RI=69.1). Long-term flooding caused the aggravation of the pollution of As,Pb,Zn,Cd and Sb in the investigated area.,which was attributed to the special geological background. In the soil of the studied area,there is much iron-manganese oxide film which has a strong adsorption to heavy metals. When a lot of heavy metals is transferred by the river flood,the iron-manganese oxide film in the flooded soil traps a part of these metals into the middle and lower layers of the soil,and then results to a heavier pollution of heavy metals.
Keywords: flooded areamining area soilheavy metalspatial distributionagricultural land
1 引言(Introdution)土壤安全是农业活动健康发展的根基, 而矿业活动将大量重金属释放到环境中(Natarajan et al., 2006；Xiao et al., 2017；Sun et al., 2018), 导致矿区周围农用地成为环境敏感区域, 也成为目前环境领域关注的热点问题之一(Liao et al., 2008；Manuel et al., 2013；Li et al., 2017；Kusin et al., 2018).矿区废气、矿石运输过程中产生的粉尘中含有大量重金属, 可通过大气沉降在表层土壤中富集(Csavina et al., 2012；王喆等, 2016；刘巍等, 2017).尾矿中高浓度重金属可通过扬尘、地表径流等方式向周围土壤中迁移, 并通过在农作物中富集进入食物链而危害人体健康(Li et al., 2017；Epov et al., 2017).矿区废水酸度大、重金属含量高, 在水力作用下进入土壤, 会破坏土壤团粒结构, 导致土壤板结, 进而抑制农作物生长, 严重时会造成农作物大面积死亡(Moodley et al., 2017；Migaszewski et al., 2018).目前, 矿区周围农用地土壤重金属及分布特征已成为环境领域研究的热点, 研究表明, 矿区周围农用地土壤重金属污染严重且与矿业活动的进行密切相关(Yang et al., 2018).张二喜等(2016)研究发现, 江西省泊水河流域Pb/Zn矿区周围2 km范围内农田土壤受Cd污染严重；李敬伟等(2014)对尾矿的研究发现, 矿渣堆放时间越久重金属总量越高, 重金属有效态含量反而降低；Yin等(2016)对广东某矿区土壤重金属污染的研究表明, 矿区周围土壤受多种重金属复合污染；且重金属Cd具有较高的潜在生态风险, 距离矿区越近, 潜在生态风险和致癌风险越高(蔡刚刚等, 2014).
矿业活动产生的重金属主要通过大气沉降和水力作用向环境中迁移(Canedaz et al., 2018；廖强等, 2018；秦宏等, 2018), 而目前对水力作用的研究主要集中在污水灌溉方面(张乃明等, 2001；姚航等, 2017；Mhlongo et al., 2018；Forrest et al., 2018).我国西南地区地形地貌和气候条件较为特殊, 除受大气重金属沉降和矿区废水灌溉影响外, 由于降水量丰富, 丰水期洪水裹挟上游矿砂, 淹没矿区下游地势相对较低的农田的现象也很常见, 矿区下游农田长期被洪水浸没可能会导致重金属污染加重, 但相关研究较少.因此, 本文通过研究有色金属矿区下游农用地淹没区及非淹没区土壤重金属的污染分布特征, 旨在探明淹没对矿区下游农用地土壤重金属污染的影响, 为西南地区矿业开采流域土壤重金属污染防治提供参考依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 调查区域概况研究区域位于西南地区某矿业开采密集区下游农用地, 距矿区直线距离不足2 km, 面积约为10 km2, 平均海拔为800 m, 年平均气温为16.9 ℃, 年均降雨量为1497 mm, 主要集中在4—8月, 占全年降雨的70%, 主导风向为东风, 处于河谷地带, 地形如图 1所示, 坡度约25°, 被3条河流贯穿.研究区出露地层有泥盆系中、上统.中泥盆统塘丁组以灰黑色泥岩、页岩为主, 夹碳泥质岩、粉砂质泥岩及少量细砂岩、泥灰岩、硅质岩；罗富组为灰黑色含炭泥岩、钙质泥岩夹生物屑泥灰岩透镜体.上泥盆统榴江组以灰-深灰色薄层灰质岩、硅质泥岩为主, 夹含锰硅质岩、含磷硅质岩、含锰灰岩、含锰泥岩, 五指山组为浅灰、浅褐色、粉红色扁豆状灰岩、泥质条状带灰岩、薄层泥晶灰岩.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 研究区域地形图 Fig. 1Topographic map of research area |
上游矿区以铅锌矿为主, 周边冶炼企业众多, 且有多年的开采历史, 特别是从20世纪七八十年代起该区域大肆开展矿业活动, 随意开采、私自开采、尾矿随意堆放、废水无序排放、环保措施实施不到位等问题严重, 导致矿区周围土壤重金属污染严重.研究区域内有河流贯通, 西部地势较低, 汛期时常处于淹没状态.
2.2 样品采集与测试按照200 m×200 m网格布点, 共布设点位125个(图 2), 采集表层土壤(0~20 cm)样品, 其中, 淹没区样品25个, 非淹没区样品100个.考虑到研究区域受上游矿区影响历史较长, 土壤重金属污染空间变异性较强, 采用XRF仪器沿河道进行现场监测, 选择重金属含量较高的区域布设剖面样点, 共采集剖面样本11个, 编号为1~11, 其中, 淹没区样本7个, 编号分别为1、2、3、4、5、6、10, 非淹没区样本4个, 编号分别为7、8、9、11, 其中8和11号采样点地势较低, 丰水期时常处于浸没状态, 从采样现场发现土壤在40、80和120 cm左右存在明显的分层, 因为按照表层土壤(0~40 cm)、中层土壤(40~80 cm)、深层土壤(80~120 cm)进行分层, 所采样本均处于矿区影响范围内农田.
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 采样点位示意图 Fig. 2Map of the sampling points |
土壤样品采用单点采样, 采样过程中避免与金属工具相接触, 并用GPS确定样点地理位置, 保存在聚乙烯塑料袋中, 带回实验室.土壤样品风干后, 去除碎石与植物残体等杂物, 四分法取适量, 研磨过100目尼龙筛, 备用.检测项目包括As、Sb、Pb、Cd、Zn、Cr 6种重金属.土壤样品采用美国环保署推荐的HNO3-H2O2方法消解, 用原子荧光光谱法(AFS-9700)测定As和Sb含量, 用石墨炉原子吸收光谱法(AA700, 美国P.E公司)测定Pb和Cd含量, 用等离子电感藕合法(Optima 7000DV)测定Zn、Cr含量, 重金属Hg采用还原气化-原子荧光光谱法测定.
实验药剂均为优级纯, 所用水为超纯水, 分析过程中均加入国家土壤标准物质(GSS-6), 重金属回收率均在90%以上, 所有样品均设置3个平行样, 平行样的相对误差小于10%, 同时进行空白实验.选10%的样品做重复测试, 相对误差在±5%以内.
2.3 数据分析处理方法运用SPSS 19.0对数据进行统计分析, 采用方差分析进行假设性检验；采用Spearman相关系数进行相关性分析, 采用ArcGIS软件绘制空间污染分布图.
运用单因子指数法(Zheng et al., 2006)和潜在生态风险指数法(Hakanson, 1980)对重金属污染进行综合评价.单因子指数法用以评价土壤质量, 以《农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)作为土壤质量参比值, 具体见表 1.潜在生态风险指数法可反映出土壤中重金属对环境的潜在生态风险程度, 计算公式如下：
 | (1) |
 | (2) |
 | (3) |
| 表 1 单因子指数法分级表 Table 1 Geoaccumulation Index scale | |||||||||||||||
表 1 单因子指数法分级表 Table 1 Geoaccumulation Index scale
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式中, Cri为污染物i的单因子污染指数, Csi为污染物i的实测浓度, C0i为污染物i的评价标准, Eri为某单一重金属的潜在生态风险因素, Tri为某重金属毒性响应系数, RI为多种重金属的潜在环境风险因素.单一污染物潜在环境风险指数可将土壤重金属环境风险划分为5个等级, 综合污染指数RI可将土壤重金属环境风险划分为4个等级(Hakanson, 1980).
由式(3)可知, 污染物种类越多, 对应污染物毒性系数越大, 则RI值越大.Eri和RI有不同的分级标准, H?kanson(1980)研究了PCB、Zn、Hg、As、Pb、Cu、Cr和Cd 8种污染物的潜在生态风险, 根据最大毒性系数和各污染物的毒性响应系数提出了Eri和RI分级表(李瑞萍等, 2009).本研究根据参评污染物的种类和数量, 依据相关****的研究(王天阳等, 2007), 对潜在生态风险法Eri和RI值进行调整, 结果见表 2.表 3为农用地土壤污染风险管控标准.潜在生态风险指数法选用的毒性响应系数参考瑞典科学家H?kanson制定的标准化重金属毒性响应系数参考值, 重金属Sb的毒性响应系数参照美国2006版饮用水标准和健康建议提出的参考值, 土壤重金属毒性响应系数见表 4.
表 2(Table 2)
| 表 2 本研究的Eri和RI分级标准与H?kanson分级标准的比较 Table 2 Comparisons of Eri and RI standards for different ecological risks with heavy metals between H?kanson′s and this paper | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 本研究的Eri和RI分级标准与H?kanson分级标准的比较 Table 2 Comparisons of Eri and RI standards for different ecological risks with heavy metals between H?kanson′s and this paper
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表 3(Table 3)
| 表 3 农用地土壤污染风险管控标准 Table 3 Risk control standard for soil contamination of agricultural land? | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 3 农用地土壤污染风险管控标准 Table 3 Risk control standard for soil contamination of agricultural land?
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表 4(Table 4)
| 表 4 毒性响应系数 Table 4 Toxic Response Factor | ||||||||||||||
表 4 毒性响应系数 Table 4 Toxic Response Factor
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3 结果与分析(Results and analysis)3.1 表层土壤重金属分布特征由表 5可知, 研究区农田表层土壤重金属Cd、Sb、Pb、As、Zn、Cr的含量范围分别为0.20~8.92、0.38~1096、5.64~1824、2.56~2260、9.14~720、31.20~102 mg·kg-1.重金属Cd、Sb、Pb、As、Zn均不符合正态分布, 因此对数据进行对数转换, 以几何均值表示其平均含量.重金属Cd、Sb、Pb、As、Zn、Cr的平均含量分别为0.23、8.97、21.08、11.59、50.55、69.77 mg·kg-1.一般认为, 变异系数在0.1以下为弱变异, 0.1~1之间为中等程度变异, 大于1为强变异(王凡路等, 2003).研究区重金属Cd、Sb、Pb、As、Zn、Cr的变异系数分别为2.16、3.39、3.17、5.44、1.35、0.19, 除重金属Cr外, 均属于强变异, 说明研究区域内表层土壤样本中存在与平均值偏离较大的高累积区域.
表 5(Table 5)
| 表 5 研究区表层土壤重金属含量及风险特征 Table 5 Concentrations distribution of heavy metals in the study area | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 5 研究区表层土壤重金属含量及风险特征 Table 5 Concentrations distribution of heavy metals in the study area
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淹没区6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的平均含量分别为36.66、63.48、82.54、128.21、0.61、39.46 mg·kg-1, 非淹没区6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的平均含量分别为7.38、71.44、13.27、35.28、0.16、5.62 mg·kg-1, 淹没区与非淹没区重金属平均含量存在显著性差异(p < 0.05).
3.2 重金属污染评价由表 5可知, 土壤重金属超标率从高到低排列顺序为Sb>Cd>As>Zn>Pb>Cr, 超标率分别为32.82%、26.40%、11.20%、10.40%、8.80%、0, 区域内主要污染物为重金属Sb、Cd、As、Zn、Pb.淹没区As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率分别为52.23%、44.54%、48.14%、72.03%、88.25%, 非淹没区As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率分别为4.12%、3.23%、2.16%、15.03%、22.00%.
运用单因子评价法对土壤污染状况进行评价, 区域重金属Sb、Cd、As、Zn、Pb、Cr的平均含量皆低于筛选值, 研究区域土壤环境质量为优先保护类, 对淹没区与非淹没区进行横向对比发现, 淹没区土壤环境质量为安全利用类, 非淹没区土壤环境质量为优先保护类；淹没区内, 重金属Cd、Sb的平均含量大于筛选值而小于管控值, 非淹没区, 重金属Sb、Cd、As、Zn、Pb、Cr的平均含量皆小于筛选值.从潜在环境风险来看(表 5), 研究区域整体呈中等生态风险(RI=175.33), 6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的潜在环境风险指数分别为8.90、0.86、3.49、0.38、37.29、124.42, 其中, Sb呈较强生态风险, 其他重金属皆呈轻微生态风险.淹没区与非淹没区生态风险差异较大, 淹没区呈很强生态风险(RI=600.30), 重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的潜在环境风险指数分别为33.29、0.80、12.78、0.98、107.65、444.79, 其中, Cd、Sb呈极强生态风险, As呈较强生态风险, Pb呈中等生态风险.非淹没区呈现轻微生态风险(RI=69.10), 重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的潜在环境风险指数分别为2.81、0.87、1.16、0.22、19.70、44.32.
对研究区域表层土壤6种重金属含量进行相关性分析(表 6), 采用箱线图法去除极端值, 消除极端数据(As(2260 mg·kg-1)、Pb(1824、1230 mg·kg-1)、Zn(720 mg·kg-1)、Cd(8.92 mg·kg-1)、Sb(1096、506 mg·kg-1))对相关性分析结果的影响.
表 6(Table 6)
| 表 6 研究区域土壤重金属含量的相关系数 Table 6 Correlation coefficients of soil heavy metal contents in the study area | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 6 研究区域土壤重金属含量的相关系数 Table 6 Correlation coefficients of soil heavy metal contents in the study area
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As、Pb、Zn、Cd、Sb之间存在显著相关性, Cr与As、Pb、Zn、Cd、Sb呈负相关.结合研究区域土壤质量评价与潜在风险分析, 研究区域重金属可分为两类：第一类为As、Pb、Zn、Cd、Sb, 第二类为重金属Cr.淹没区与非淹没区在土壤环境质量及生态风险上存在显著性差异(p < 0.05), 重金属As、Pb、Zn、Cd、Sb可能为外源污染重金属, 重金属Cr可能为环境背景重金属.
3.3 空间分布特征为更好地说明研究区域内重金属在水平空间上的分布特征, 结合ArcGIS相关模块, 分别绘制研究区域内表层土壤重金属Sb、Cd、As、Pb、Zn含量的空间分布图.本研究分级标准如下：重金属Cd、As、Pb同时具有农用地土壤风险筛选值和管控值, 分为3级, 分别为重金属含量小于筛选值、含量在筛选值与管控值之间、含量大于管控值, 具体见图 3.从表层土壤水平空间分布上看, 对于重金属Sb、Cd、As、Pb、Zn, 高含量区域主要集中在淹没区, 非淹没区污染较轻, 并未呈现明显的污染分布区域.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 研究区域不同种类重金属含量点位分布 Fig. 3Distribution of heavy metal contamination in mining farmland |
图 4和图 5分别为淹没区与非淹没区剖面点位在垂直方向上的重金属含量分布情况, 可以看出, 重金属Sb、Cd、As、Pb、Zn与重金属Cr呈现明显不同的分布规律.考虑现场勘查实际情况, 8号和11号点在丰水期时同样受洪水浸没影响, 将其纳入淹没区剖面点位进行对比验证.如图 3和图 4所示, 淹没区内除重金属Cr外其余6种重金属均呈现中层或底层富集状态, 非淹没区7种重金属均表现为表层富集.8号和11号点位于非淹没区, 由于其同样受洪水浸没影响, 重金属在垂向分布上与淹没区内剖面采样点位重金属垂向分布规律一致, 说明洪水浸没是造成淹没区污染的主要原因.
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 淹没区不同重金属剖面含量分布 Fig. 4Distribution of different heavy metal profiles in the study area |
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 非淹没区不同重金属剖面含量分布 Fig. 5Distribution of different heavy metal profiles in the study area |
淹没区与非淹没区内, 重金属Cr在垂向分布上并未表现出明显的迁移规律, 比较同一土层淹没区与非淹没区的平均值发现, 淹没区重金属Cr含量略小于非淹没区重金属Cr含量.对比淹没区与非淹没区重金属空间分布规律发现, Sb、Cd、As、Pb、Zn与Cr在水平和垂向上的空间分布均有很大差异, 在水平空间分布上, 淹没区中Sb、Cd、As、Pb、Zn含量显著高于非淹没区(p < 0.05)；从垂向分布上看, Sb、Cd、As、Pb、Zn在淹没区40~120 cm的土壤中存在明显的累积效应, Cr无明显差异.
4 讨论(Discussion)一般而言, 矿区周围的土壤重金属污染主要来源于矿业活动.研究区域距上游矿区直线距离不足2 km且面积较小, 重金属由于本身的迁移能力较弱, 仅受大气沉降作用只会使重金属在表层土壤富集, 对下层土壤重金属含量影响较小, 且使得重金属在研究区域内含量分布相对较为均匀.
矿区下游农用地土壤中重金属垂向迁移规律有一定差异, 地表径流的淹没冲刷与植被影响均可能对土壤中重金属的迁移和分布产生影响.矿区周围往往堆积有大量尾矿, 雨水冲淋和地表径流迁移是尾矿重金属迁移的重要途径(景丽杰等, 2008；周元祥等, 2010；周科平等, 2015).西南地区降水量丰富且雨季长, 地势差异较大, 一方面矿砂被洪水裹挟容易在处于低洼地带的农田堆积, 使得淹没区土壤重金属含量显著变大.淹没区中As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率远高于非淹没区中的超标率, 进一步说明洪水淹没会导致重金属在淹没地带出现富集现象, 加剧重金属污染.背景重金属Cr在研究区域内不同土层中的含量基本一致, 说明淹没对Cr在不同土层中原有的分布状态影响较小.Cr在淹没区含量略微偏小, 可能是由于研究区域整体偏酸性, 在淹没状态下重金属Cr容易以易流失的六价形式存在, 而非以更容易被土壤吸附的二价形式存在.淹没区内, Cd、Sb、Pb、As、Zn 5种重金属在中下层出现了明显富集.结合研究区域土壤环境质量评价与潜在风险分析, 重金属As、Pb、Zn、Cd、Sb可能为外源污染物, 随大气沉降和水力作用从上游矿区迁移到下游农田, 重金属Cr为环境背景重金属, 在淹没区和非淹没区均没有较大差异, 受外源污染物的影响较小.
研究区域位于西南地区典型喀斯特地带, 成土母质中除了广泛存在的粘性矿物外, Fe、Mn、Al的氧化物也在喀斯特地貌中广泛存在.研究表明, 粘性矿物、铁锰及其复合氧化物对重金属有着很强的吸附作用(刘凡等, 2002), 它们的协同作用会使重金属元素固着在土壤中难以向下迁移；此外, 有机质络合物同样会裹挟重金属使其难以向下迁移, 通常情况下重金属含量应当呈现表层含量高、下层含量低的状态.在淹没区中由于水力作用, 当水位上升后, 下层土壤长期浸没在洪水中.由于研究区域上游矿区作用, 丰水期时洪水中重金属含量高, 淹没区土壤被洪水浸没, 重金属也随之进入土壤；同时, 由于粘性矿物及铁锰氧化物的作用, 使得重金属被截留在中下层土壤中, 导致下层土壤重金属含量高于表层土壤.而非淹没区由于水力作用不明显, 并未表现出重金属被下层铁锰胶膜拦截累积的现象.
对于降雨量大、有色金属矿产资源丰富的西南地区而言, 由于其成土母质的缘故, 自然风化的土壤中普遍存在大量的粘性矿物和铁、锰及其复合氧化物, 协同作用导致中下层土壤中形成铁锰胶膜, 对重金属化合物有极强的吸附作用.由于人类活动破坏了矿区周围原始地形地貌, 丰水期时水力作用携带重金属元素进行迁移, 在非淹没区使得重金属向下迁移能力弱, 在淹没区随着水位上升, 使得重金属元素被截留在中下层土壤中.对于矿区下游土壤而言, 受洪水淹没影响的区域, 中下层土壤重金属污染可能更加严重.
5 结论(Conclusions)1) 研究区域内主要污染物为重金属Cd、Sb、Pb、As、Zn.淹没区6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的平均含量分别为36.66、63.48、82.54、128.21、0.61、39.46 mg·kg-1, 非淹没区6种重金属As、Cr、Pb、Zn、Cd、Sb的平均含量分别为7.38、71.44、13.27、35.28、0.16、5.62 mg·kg-1, 淹没区重金属平均含量显著高于非淹没区.
2) 淹没区As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率分别为52.23%、44.54%、48.14%、72.03%、88.25%, 非淹没区As、Pb、Zn、Cd、Sb的超标率分别为4.12%、3.23%、2.16%、15.03%、22.00%, 淹没区土壤环境质量为安全利用类, 综合潜在环境风险为很强生态风险(RI=600.3), 非淹没区土壤环境质量为优先保护类, 综合潜在环境风险为轻微生态风险(RI=69.1)
3) 西南地区土壤中大量存在的铁锰氧化物胶膜对重金属具有强吸附作用, 当洪水中存在大量重金属且浸没土壤时, 重金属随之进入土壤, 铁锰氧化物胶膜把大量重金属截留在中下层土壤中, 从而导致污染更为严重.
参考文献
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