中国省域土壤重金属空间分布特征及分区管控对策

2024-07-16 14:53| 来源: 网络整理| 查看: 265

当前, 土壤重金属污染成为全球突出的环境问题[1, 2].重金属具有很强的稳定性和毒性, 可以通过自然过程或人为输入在环境介质中积累和转移, 威胁农产品质量、生态安全和人类健康[3].作为全球经济发展最快且人口分布最密集的国家之一, 我国土壤污染面积已达100万km2, 其中70%是重金属污染[4].中国政府高度重视土壤重金属污染防治, 已将其列为优先控制污染物, 并提出“管理分类、区域分区、污染分级”的风险管控思路[5].提高对土壤重金属空间分布及其健康风险的认识成为落实分级分区土壤污染治理的重要基础与关键点.

土壤重金属空间分布特征具有突出的空间异质性.中国土壤类型丰富, 不同成土母岩形成的土壤, 其重金属背景值存在一定的差异[6].同时, 人为活动输入土壤的重金属具有多源、跨介质和复合途径特征, 工业污染排放、污水灌溉和农业污染成为土壤重金属主要的输入途径[3, 7].此外, 重金属在土壤中的累积、迁移受到地形地貌、土壤性质和植被状况等因素影响, 土壤系统中的物理-化学-生物复杂过程也影响重金属的分布与累积.近几十年来, 中国土壤重金属的富集特征及空间分布受到学界广泛关注.前期研究多集中于重金属污染突出区域, 如京津冀地区、长江三角洲和珠江三角洲等主要城市群, 以及湖南、安徽、贵州、广西和江西等矿产资源大省[2, 8, 9].总体来看, 对于大尺度的土壤重金属空间分布特征仍缺少全面认识, 难以支撑土壤污染分级分区治理实际需求[10, 11].事实上, 从宏观尺度掌握土壤重金属的空间分异特征十分必要, 但是开展大规模的土壤重金属调查受物力和财力的限制[12].近年来, 基于文献的荟萃分析被认为是从微观尺度拓展到宏观尺度空间特征分析的有效手段[13].李括等[14]通过文献搜集评价了中国193个城市土壤重金属污染程度; 陈世宝等[15]发现我国农田土壤重金属污染点位超标率相对较高; Li等[16]分析了中国矿山周边土壤重金属的生态风险.以上研究极大深化了对特定区域重金属污染状况认识, 但是对于省域尺度的土壤重金属污染特征及其影响因素的认识仍显不足.省域尺度是中国开展土壤污染治理的基本单元, 国家专项资金分配和地方技术规范制定均需要从省域尺度认知土壤重金属分布状况.

鉴于此, 本文全面收集了近20年来中国土壤重金属研究的文献资料.基于原位解译数据, 本研究从省域尺度评价土壤重金属污染状况及其健康风险, 分析各省域土壤重金属积累的主要影响因素, 并提出土壤污染分级分区治理对策, 以期为科学治污和精准治污提供决策依据.

1 材料与方法 1.1 数据来源与预处理

通过中国知网(CNKI)和Web of Science数据库, 以“土壤重金属”为关键词, 全面搜集了2000~2020年发表的706篇核心文献.受限于数据, 香港、澳门、中国台湾和南海诸岛地区的资料暂缺.前人研究多采用区域统计均值开展分析, 本研究采样点坐标则是通过直接标注或提取研究区地理坐标位置获取, 以便更真实地反映土壤重金属的空间分布特征.为提升数据质量与代表性, 本研究基于3条原则核检数据质量：①土壤重金属采样多采用随机布点方法, 为土壤0~20 cm的表层样品; ②土壤重金属元素测试分析参照国家相关标准, 具有明确的质量控制; ③为避免异常值对统计数据整体分布的影响, 本文采用3倍标准差法确定异常值(X±3S, X是样本均值, S是样本标准差)[17], 对异常数据进行了剔除.此外, 为分析土壤重金属污染来源, 通过中国统计年鉴(http://www.stats.gov.cn/tjsj/ndsj/) 获取了省级行政区的人口数量、GDP、规模以上工业企业和汽车保有量等数据资料.基于已有研究的中国土壤重金属样点分布见图 1.

图 1 Fig. 1 基于自然资源部标准地图服务网站GS(2020)4632号标准地图制作, 底图无修改图 1 中国土壤重金属统计样本分布示意 Fig. 1 Spatial distribution of soil heavy metals in China 1.2 地累积指数

土壤重金属污染评价采用德国科学家Müller提出的地累积指数, 其能够反映土壤中重金属的累积程度, 而且还能一定程度上量化人类活动对土壤环境的影响, 已被广泛应用于河湖沉积物和土壤重金属污染程度评价, 计算公式为[18]：

(1)

式中, Igeo为地累积指数; Ci为样品中元素i的含量(mg·kg-1); Bi为元素i的背景值[18].根据Igeo值的不同分为各种等级[19], 其中Igeo＜0, 表示无污染; 0≤Igeo＜1, 表示轻度污染; 1≤Igeo＜2, 表示轻中度污染; 2≤Igeo＜3, 表示中度污染; 3≤Igeo＜4, 表示中强度污染; 4≤Igeo＜5, 表示强度污染; 5≤Igeo, 表示超强度污染.

1.3 健康风险评估

采用美国环境保护署(USEPA) 推荐的健康风险评估模型量化土壤重金属的长期暴露风险[20].该模型中土壤重金属进入人体主要考虑了摄入、呼吸和直接皮肤接触这3种途径[21].不同年龄结构的受体遭受土壤重金属暴露风险存在较大差异, 为更精细地量化健康风险, 将受体人群分为儿童(＜15岁)和成年人两组, 考虑其生理差异分别进行风险评估.根据暴露度和毒性阈值评估土壤重金属对两类人群的非致癌和致癌风险.非致癌风险指数(HI)的计算公式如下：

(2) (3) (4) (5)

式中, HQi为经口摄入、皮肤接触和呼吸摄入3种暴露途径下重金属i产生的非致癌风险, 定义为平均每日摄入量(ADIi)和参考剂量(RfDi)之间的比率[22].HI表示土壤各重金属元素和暴露途径的健康风险总和, 其中HI值小于1表示非致癌健康风险处于安全等级, 而HI值大于1表示存在显著的非致癌风险.

致癌风险指数(TCR)其计算公式如下：

(6)

式中, CRi为经口摄入、皮肤接触和呼吸摄入这3种暴露途径下重金属i产生的致癌风险.TCR为土壤各重金属元素和暴露途径的健康风险总和, 致癌风险大于1×10-4被认为是高概率发生癌症, 而风险小于1×10-6被认为是可接受的安全水平[14].考虑评估参数的本土化, 参照国内研究成果, 不同暴露途径摄入土壤重金属的参数见表 1和表 2[23].

表 1 (Table 1) 表 1 土壤重金属健康风险评估参数1) Table 1 Definition and reference values of health risk assessment parameters of heavy metals in soil 参数定义单位儿童成人 C 土壤中重金属含量 mg·kg-1 — — Ring 口腔摄入率 mg·d-1 50 20 EF 暴露频率 d·a-1 350 350 ED 暴露频率 a 6 24 BW 体重 kg 32 80 AT 平均暴露时间 d 365×6 365×24 Rinh 呼吸摄入率 m3·d-1 11.6 15.2 PEF 粒子排放因子 m3·kg-1 1.36E+09 1.36E+09 SA 暴露皮肤表面积 cm2 1 600 4 350 AF 皮肤黏附因子 mg·cm-2 0.04 0.07 ABF 皮肤吸收因子 — 0.001 0.001 1)“—”表示无数据表 1 土壤重金属健康风险评估参数1) Table 1 Definition and reference values of health risk assessment parameters of heavy metals in soil 表 2 (Table 2) 表 2 不同暴露途径摄入土壤重金属的参考剂量(RfD)和斜率因子(SF)1) Table 2 Values of RfD and SF of different metals from different pathways 项目途径 Cr Cu Zn As Cd Pb 经口腔 0.003 0.04 0.3 0.000 3 0.001 0.003 5 RfD 经皮肤 0.000 06 0.012 0.06 0.000 123 0.000 01 0.000 525 经呼吸 2.86E-05 0.040 2 0.3 0.003 0.001 0.003 52 经口腔 0.501 — — 1.5 6.1 — SF 经皮肤 20 — — 3.66 0.38 — 经呼吸 42 — — 15.1 6.3 — 1)“—”表示无数据表 2 不同暴露途径摄入土壤重金属的参考剂量(RfD)和斜率因子(SF)1) Table 2 Values of RfD and SF of different metals from different pathways 2 结果与分析 2.1 土壤重金属的描述性统计

中国土壤重金属的描述性统计结果如表 3所示, 包括样本数量(N)、分位数(P5、P25、P50、P75和P95)、平均值(Mean)、变异系数(CV)和中国土壤背景值(Cb)[24].土壤重金属ω(Cd)、ω(Pb)、ω(Zn)、ω(Cu)、ω(As)和ω(Cr)的样本中位数(P50) 分别为0.28、33.89、89.95、30.27、9.41和59.72 mg·kg-1, 其中As和Cr的中位数小于中国土壤平均背景值, 而Cd、Pb、Zn和Cu分别超出中国土壤背景值2.88、1.30、1.21和1.34倍. 6种土壤重金属平均值均大于中位数, 表明含量较高的样本显著增加了区域含量平均值.

表 3 (Table 3) 表 3 土壤中重金属含量的描述性统计 Table 3 Descriptive statistics of heavy metal concentrations in soil 元素 N ω/mg·kg-1 CV/% P5 P25 P50 P75 P95 Mean Cb Cd 2 157 0.05 0.14 0.28 0.68 3.15 0.72 0.097 175 Pb 2 388 8.12 22.9 33.89 57.04 142.68 51.04 26.00 117 Zn 1 650 22.55 60.07 89.95 141.07 305.49 119.39 74. 20 89 Cu 1 899 5.87 20.97 30.27 48.1 125.41 44.79 22.60 117 As 1 309 1.9 6.36 9.41 15.45 29.82 12.03 11.20 77 Cr 1 667 12.92 38 59.72 79.7 122.47 61.29 61.00 54 表 3 土壤中重金属含量的描述性统计 Table 3 Descriptive statistics of heavy metal concentrations in soil

在省域尺度上, 土壤重金属具有明显的空间差异特征(图 2).中国31个行政区的土壤重金属ω(Cd)、ω(Pb)、ω(Zn)、ω(Cu)、ω(As)和ω(Cr)最高省份分别为：湖南(1.70 mg·kg-1)、广西(108.30 mg·kg-1)、上海(219.56 mg·kg-1)、江西(110.91 mg·kg-1)、云南(21.63 mg·kg-1)和广西(75.92 mg·kg-1).所有行政区土壤Cd含量平均值均超出当地土壤重金属背景值; 土壤Pb、Zn、Cu、As和Cr含量超出土壤重金属背景值的省份的占比分别为94%、90%、90%、71%和52%.土壤重金属元素的CV大小分别为: Cd>Pb=Cu>Zn>As>Cr, 其中Cd、Pb和Cu的CV均超过了100%, 表明具有较大的空间分异; 而Zn、As、Cr的CV小于100%, 说明它们在空间分布上相对均匀.

图 2 Fig. 2 图 2 中国省域土壤重金属的含量平均值 Fig. 2 Average arable land soil heavy metal concentrations in China

中国不同土地利用类型土壤重金属含量统计特征如表 4所示.土壤重金属Cd、Zn、As和Cr含量平均值排序为: 耕地>建设用地>林地≈草地; Pb和Cu含量平均值排序为: 建设用地>耕地>林地≈草地. 4种土地类型土壤中Zn含量平均值差异明显, 耕地土壤Zn分别是林地和草地的1.4倍和1.3倍.而As在4种土地类型土壤中的含量分布较均匀.以土壤环境质量标准作为参考, 土壤中Cd、Cu、Pb、As、Cr和Zn超标率分别是45.85%、16.83%、2.48%、23.49%、4.35%和2.04%.其中, 建设用地和耕地土壤中Cd的超标率分别达到了48.27%和46.68%, Cu的超标率分别为25.39%和22.95%, 高于林地和草地土壤重金属的超标率.总体上, 建设用地和耕地中土壤重金属含量和污染超标率明显高于林地和草地, 这与前人对龙口、广州和保定等区域研究的结论一致[21, 25, 26].与2014年全国土壤污染状况调查公报结果相比[4], 本研究中调查的土壤重金属污染更加严重, 尤其是耕地土壤中Cd、Cu和Pb污染超标率较高, 这主要是因为文献中的土壤样本总量相对较少, 且学者们重点关注的是受污染区域.

表 4 (Table 4) 表 4 中国不同土地类型土壤重金属含量和超标率 Table 4 Heavy metal content and exceeding standard rate in soils of different land types in China 土地利用含量平均值/mg·kg-1 超标率/% 草地林地耕地建设草地林地耕地建设 Cd 0.58 0.62 0.73 0.72 37.84 40.27 46.68 48.27 Pb 42.04 47.78 48.26 50.32 15.13 14.65 15.51 18.91 Zn 82.21 78.62 109.87 98.78 1.15 0.54 1.75 3.61 Cu 37.57 32.99 41.61 44.95 18.35 20.88 22.95 25.39 As 10.81 11.31 11.81 11.21 2.35 2.72 5.08 4.55 Cr 56.87 53.00 63.78 59.24 1.72 1.72 2.04 2.20 表 4 中国不同土地类型土壤重金属含量和超标率 Table 4 Heavy metal content and exceeding standard rate in soils of different land types in China 2.2 中国土壤重金属空间分布特征

中国土壤重金属空间分布具有明显的分级分区特征.图 3所示, Cd高值区主要分布在湖南南部[ω(Cd)>3 mg·kg-1], 广西、云南、贵州、甘肃和吉林有点状零星分布.土壤Pb的空间分布与Cd具有一定的相似性, 在云南和四川的西北部均出现高值区, 但是广西的Pb含量平均值明显高于其他省份.Zn的高值区分布在贵州和湖南交界处、粤北地区和四川西部地区, 新疆、黑龙江、吉林亦有高值区零星分布.Cu较高的地区主要分布在江西、云南、湖南、内蒙古西部、甘肃北部和黑龙江北部等地区, 其中湖南南部和甘肃北部等地区与Cd具有相似性.As在新疆西部以及广西、湖南和广东三省交界处有高值区分布, 其他省份As相对较低.土壤Cr在省域尺度上分布差异性较小, 相对高值区主要分布在云南东部、广西以及四川北部与重庆南部的交界地区.总体来看, 湖南、江西、云南、广西和内蒙古等有色金属资源丰富的省份, 其土壤重金属含量相对较高; Cd、Pb和Cu的空间分布特征具有一定的相似性, 珠江三角洲、京津冀和长江三角洲等城市群地区亦有高值区呈现点状分布.

图 3 Fig. 3 基于自然资源部标准地图服务网站GS(2020)4632号标准地图制作, 底图无修改图 3 中国土壤重金属含量空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of soil heavy metal concentrations in China 2.3 地累积指数评价

以各省的土壤重金属背景值为参照[24], 计算重金属的地累积指数(表 5).土壤重金属Igeo均值大小为：Cd(1.80)>Pb(0.23)>Cu(0.17)>Zn(-0.05)>As(-0.56)>Cr(-0.69), Cd、Pb和Cu的Igeo均值大于0, 而As和Cr的Igeo均值远小于0.在省域尺度上, 土壤Cd的地累积指数评价污染等级普遍较高, 41.94%的行政区达到中度以上污染等级, 其中湖南、天津和浙江Cd污染等级属于严重污染, 且重金属累积程度极高; 大部分行政区土壤Cu、Pb和Zn的地累积指数小于1, 属于无污染到轻度污染等级, 仅广西和宁夏部分地区的Pb、江西的Cu有中度污染[27, 28].内蒙古土壤As有轻微富集, 其他地区土壤As的地累积指数均小于0; 土壤Cr地累积指数均小于0, 显示累积程度较低.

表 5 (Table 5) 表 5 中国省域尺度土壤重金属污染等级(Igeo) Table 5 Levels of soil heavy metal concentrations in China (Igeo) 项目 Cd Pb Zn Cu As Cr 安徽 2.88 0.58 0.46 0.64 -0.08 -0.95 北京 1.78 -0.73 -1.07 -0.24 -0.98 -1.61 重庆 1.50 -0.22 -0.63 -0.83 -0.29 -1.29 福建 2.78 0.57 0.21 0.22 -0.09 -0.16 广东 1.66 0.98 0.20 0.23 -0.95 -1.02 甘肃 2.19 -0.42 0.53 0.96 -0.18 -0.46 广西 1.45 1.59 0.05 0.23 -1.03 -0.70 贵州 -0.52 -0.19 -0.27 0.11 -0.80 -1.00 海南 1.08 0.03 0.26 -0.24 -0.29 -0.92 河北 1.33 0.18 -0.01 0.40 -1.22 -0.62 河南 2.56 0.64 0.69 0.34 -1.14 -0.79 黑龙江 2.81 0.51 0.03 0.38 -0.95 -0.44 湖北 1.35 0.90 -1.35 -1.03 -0.81 -1.03 湖南 3.12 0.10 0.29 0.74 -0.21 -0.57 吉林 1.87 -0.06 0.11 0.13 -0.53 -0.44 江苏 1.96 -0.44 0.16 0.00 -0.57 -0.85 江西 2.42 -0.05 -0.07 1.86 -0.39 -0.32 辽宁 1.93 0.48 0.33 0.72 -0.42 -0.88 内蒙古 2.49 0.37 -0.15 0.04 0.04 -0.23 宁夏 0.35 1.11 -0.47 0.87 -0.78 -0.42 青海 1.13 -2.03 -0.10 -0.13 -1.11 -0.81 四川 2.14 0.22 0.13 0.08 -0.72 -0.78 山东 2.06 0.41 -0.04 -0.12 -0.43 -0.47 上海 1.61 0.96 0.85 0.66 -0.41 -0.59 陕西 2.00 0.39 -0.02 0.26 -0.22 -0.52 山西 0.52 0.44 -0.59 -0.75 -0.46 -0.51 天津 3.34 0.23 0.01 0.02 -0.05 -0.99 新疆 1.32 -0.32 0.17 0.01 -0.21 -0.05 西藏 0.87 0.11 -0.58 -1.26 -0.72 -1.20 云南 0.81 0.08 -0.96 0.33 -0.35 -0.48 浙江 3.05 0.59 0.24 0.58 -0.99 -0.19 平均值 1.8 0.23 -0.05 0.17 -0.56 -0.69 草地 2.00 0.11 -0.44 0.15 -0.64 -0.69 林地 2.09 0.29 -0.50 -0.04 -0.57 -0.79 耕地 2.33 0.31 -0.02 0.30 -0.51 -0.52 建设用地 2.31 0.37 -0.17 0.41 -0.58 -0.63 表 5 中国省域尺度土壤重金属污染等级(Igeo) Table 5 Levels of soil heavy metal concentrations in China (Igeo)

在土地利用类型上, Cd的Igeo值均大于2, 处于轻度到中度污染等级, 表明Cd污染范围较大, 4种类型的土壤中积累量明显.Pb和Cu的Igeo均值小于1, 处于轻度污染水平; 相比之下, Zn和Cr的Igeo均值小于0, 积累程度较低, 属于无污染等级.其中, 耕地土壤中Cd的积累程度远高于其他土壤, 而建设用地土壤中Pb和Cu较其他土壤富集明显.总体上, 4种土地类型中土壤重金属的积累程度和风险等级依次排序为：耕地≈建设用地>林地>草地.

2.4 土壤重金属健康风险评价

土壤重金属的健康风险评价结果见表 6.从发生途径来看, 3种暴露途径的非癌风险(HI)和致癌风险(TCR)的大小顺序均为：口腔摄入>皮肤接触>呼吸摄入[29].儿童和成人的HI均值(1.16E-01和2.30E-02)低于阈值1, 表明非致癌健康风险处于安全等级.儿童和成人TCR均值(8.08E-05和1.73E-05)低于阈值10E-4, 这表明土壤重金属对人体的致癌暴露风险较低.由于儿童的行为和生理特征, 如在地上玩耍、吃手指和高频率呼吸[30], 土壤重金属对儿童的健康风险(HI和TCR)是成人的5倍左右.广西、贵州、湖南和云南的儿童TCR值大于阈值, 存在较高概率的致癌风险(图 4).土壤重金属各元素的HQ平均值依次为: As>Cr>Pb>Cu>Cd>Zn, 显示As对人体非致癌风险更大; 而CR平均值依次为: Cr>As>Cd, 表明Cr是致癌风险的主要元素.与已有研究方法相同[14, 22, 31], 本文采用Cr和As总含量数据计算健康风险, 能够反映整体的变化趋势, 但是也可能会高估健康风险.

表 6 (Table 6) 表 6 中国土壤重金属不同暴露途径健康风险评价 Table 6 Health risk assessment of different exposure routes of heavy metals in Chinese soil 项目经口腔经呼吸经皮肤总风险儿童成人儿童成人儿童成人儿童成人 Cd 9.49E-04 1.52E-04 1.62E-07 8.49E-08 1.22E-04 2.31E-04 1.07E-03 3.83E-04 Pb 2.10E-02 3.36E-03 3.57E-06 1.87E-06 1.80E-04 3.42E-04 2.12E-02 3.71E-03 Zn 5.51E-04 8.81E-05 9.40E-08 4.93E-08 3.53E-06 6.71E-06 5.55E-04 9.49E-05 Cu 1.61E-03 2.58E-04 2.74E-07 1.44E-07 6.88E-06 1.31E-05 1.62E-03 2.71E-04 As 5.91E-02 9.45E-03 1.01E-05 5.28E-06 1.84E-04 3.51E-04 5.93E-02 9.80E-03 Cr 3.01E-02 4.82E-03 5.39E-04 2.83E-04 1.93E-03 3.67E-03 3.26E-02 8.77E-03 HI 1.13E-01 1.81E-02 5.53E-04 2.90E-04 2.42E-03 4.61E-03 1.16E-01 2.30E-02 Cd 5.79E-06 9.26E-07 1.02E-09 5.35E-10 4.62E-10 8.79E-10 5.79E-06 9.28E-07 As 2.66E-05 4.25E-06 4.56E-08 2.39E-08 8.30E-08 1.58E-07 2.67E-05 4.43E-06 Cr 4.53E-05 7.24E-06 6.48E-07 3.40E-07 2.31E-06 4.40E-06 4.83E-05 1.20E-05 TCR 7.77E-05 1.24E-05 6.94E-07 3.64E-07 2.40E-06 4.56E-06 8.08E-05 1.73E-05 表 6 中国土壤重金属不同暴露途径健康风险评价 Table 6 Health risk assessment of different exposure routes of heavy metals in Chinese soil 图 4 Fig. 4 基于自然资源部标准地图服务网站GS(2020)4632号标准地图制作, 底图无修改图 4 中国土壤重金属健康风险评价 Fig. 4 Health risk assessment of soil heavy metals in China 3 讨论 3.1 中国省域土壤重金属的关注元素与关键区

我国重金属污染具有明显的类别差异, 识别关注元素与关键区是高效治理的重要抓手.从平均值分布来看, 除As和Cr外的4种重金属均存在超过中国土壤背景值, 以Cd最为严重, 其次为Zn、Pb和Cu.因此, 中国省域尺度土壤应优先控制重金属Cd, 尤其是广西、湖南和天津这3个省市.四川、云南、贵州、江西、福建和江苏应重点关注土壤Pb、Cu和Zn污染.

土壤重金属具有明显的时空分异性, 且具有较强的累积性.中国土壤重金属含量呈现出南方高于北方, 东部高于西部的分布趋势, 在有色金属资源型省份云南、贵州、广西、湖南和江西污染较突出.这些省区土壤Cd和Cr的含量和潜在致癌风险相对较高, 可划分为我国土壤重金属污染防治的重点区; 其次, 广东、四川、重庆、湖北、安徽、福建、浙江、江苏、河北、天津、山西、山东、宁夏和陕西土壤重金属呈中度积累, 当地居民健康风险在可以接受范围内, 可划分为第二梯度的健康风险管控区; 最后, 其他省区土壤重金属污染程度低, 当地居民健康风险在安全等级, 可划分为我国土壤重金属污染的防范区.

3.2 土地类型对土壤重金属含量影响

据前文分析, 不同土地类型土壤重金属含量存在明显差异, 人类活动引起的土地利用方式影响了土壤重金属分布状况.与草地和林地相比较, 随着人类活动强度逐渐增大, 耕地和建设用地土壤重金属含量相应提高.由于土壤肥力、pH值、微生物连通性和含水量的差异, 各种土地利用类型对土壤吸收重金属的能力有不同的影响, 导致土壤中重金属积累的变化[32].此外, 不同重金属具有不同的径流迁移能力, 甚至相同的重金属在不同的土地利用类型中表现出不同的迁移能力.土地利用对土壤中重金属的再分布具有重要影响, 这可以反映在元素的直接输入和间接迁移过程.建设用地是为人类生产和生活提供操作场地的主要土地类型, 人类生活中常使用的Cu、Zn和Pb等重金属长期蓄积; 耕地中污水农灌和化肥等农用物质的不合理施用等带来As、Cu和Zn等重金属的长期累积; 草地和林地的开发利用率较低, 重金属外源输入受到限制, 土壤重金属的积累量相对较低.

3.3 中国省域尺度土壤重金属来源及其影响因素

成土母质是土壤重金属的原始来源[33].各行政区的土壤重金属背景值差异导致其含量平均值及空间分布存在一定差异, 例如云南、贵州以及广西土壤重金属Cd、Cu和Cr含量总体偏高, 而这些区域土壤背景值也明显高于其他地区.有研究表明[34], 中国西南(广西、贵州和云南)主要以喀斯特地貌为主, 石灰岩母质在自然风化和土壤形成过程中重金属会凝结, 因此Cd和Cr等土壤重金属的含量平均值要显著高于其他类型的土壤.

采矿、冶炼、化工、电镀、机械制造和火力发电等人为活动通常是土壤重金属积累的重要输入源.从污染源的角度看, 社会经济指标可以在一定程度上反映出当地重金属排放量, 各省重金属的含量平均值一定程度上能够反映其污染程度.图 5显示了各省土壤重金属的含量平均值与社会经济指标的相关性.土壤Zn与Pb、Cd与Cu存在显著的相关性(P＜0.01), 同时Cu与Pb也存在着较强的相关性, 说明这些重金属可能存在相同的来源, 如交通尾气、轮胎和刹车片磨损会导致Cd、Zn和Cu在道路周边土壤中累积[35].而As与其他重金属的相关系数较低且不显著, 其输入源可能不同于其他重金属.人口、GDP与土壤Zn、Pb和Cu含量平均值有较强的相关性.这表明人类活动对土壤重金属含量影响干扰, 人口的增长加剧了资源消耗和环境污染.大量人口涌入经济发达地区, 城市垃圾、交通排放和资源消耗等问题进一步加剧土壤重金属污染[36], 威胁城市生态环境和居民健康.企业数量和汽车拥有量与重金属的相关性并不显著, 这是因为土壤重金属含量往往呈现很强的空间异质性, 单一的平均值难以反映出区域土壤重金属的累积水平[31].

图 5 Fig. 5 *表示P＜0.05, ** 表示P＜0.01 图 5 中国行政区土壤重金属含量与经济指标相关性分析结果 Fig. 5 Correlations of heavy metal concentrations in urban soils of administrative region in China with economic indicators

在省域尺度上, 湖南、浙江、江苏、福建、安徽和天津等地土壤重金属含量明显高于当地背景值, 而这些地区多以第二产业为主导经济, 频繁的工业活动很可能是造成这些区域土壤重金属污染的因素之一[37].广西、湖南、安徽、甘肃和云南以丰富的有色金属矿产资源和发达的有色金属开采和加工产业著称[38~40].含有重金属的固体废物、废水和废气从矿山开采、有色金属冶炼和加工等相关活动中排出, 通过大气沉降和地表径流积累在土壤环境.

农业生产亦是造成土壤重金属污染的途径之一.河南、山东和安徽是中国重要的农业和粮食生产基地, 其化肥施用量占2020中国总量的1/4.化肥农药中通常含有微量Cd、Pb、Zn、Cu、As、Cu和Cr等重金属元素, 在长期施用过程中土壤会不断积累重金属.2008~2018年之间, 中国农业生产过程中土壤中As、Cd、Cr、Cu、Pb和Zn的年投入分别为7 974、1 298、36 838、84 068、176.6和21 820 t[41].饲料中也添加微量元素, 造成畜禽粪便中重金属元素的环境污染风险增高, 尤其是猪粪中As、Zn、Cu和Cd的含量及超标率远高于其他重金属[42].

3.4 中国土壤重金属分区、分级和分类治理对策

构建精细化的土壤环境质量管理体系是我国土壤环境科学治理的重要支撑.按照“分区、分级、分类”的原则, 推进建立土壤环境质量管理标准体系[43, 44], 应重点根据各地区土壤重金属污染程度、地质背景、土地利用类型、农作物种类和区域产业结构布局细化研究.广西、湖南和天津这3个省市应关注土壤Cd污染物, 四川、云南、贵州、江西、福建和江苏应重点关注土壤Pb、Cu和Zn污染.高强度人类活动是土壤重金属污染的主要原因, 特别是有色金属矿产资源开采. 冶炼大省的土壤重金属污染突出, 因此应加强对矿产资源的规范管理, 持续提升绿色采矿、冶炼水平, 严格控制工业生产过程“三废”的排放, 督促国家标准落实落细.农业生产过程中应加强环境监管力度, 科学施肥、合理用药, 并提高农用薄膜的回收率, 严格控制污水灌溉、污泥和固体废弃物用于农业生产.此外, 倡导居民发展更环保和低消费的生活方式, 开发新动力能源, 能够减少交通活动和垃圾焚烧产生的大量粉尘进入土壤系统[45].

4 结论

(1) 中国土壤重金属在省域尺度上具有明显的空间差异.中国大部分地区土壤重金属含量高于区域背景值, 具有较强的累积性.甘肃、安徽、福建和江西等有色金属丰富的资源型省份土壤重金属普遍高于其他省份.不同土地类型下土壤中Cd、Cu的含量平均值超过了相应的质量标准, 特别是耕地和建设用地.Cd是土壤中污染最严重的重金属, 所有行政区的土壤Cd含量均超过背景值.土壤重金属污染对云南、广西、贵州和湖南的居民, 特别是儿童可能因土壤重金属暴露而经历相对较高的致癌风险.

(2) 云南、广西、贵州、湖南、江西、安徽和甘肃等省份的Cd、Pb、Cu和Zn污染较突出, 在实施污染控制措施时应重点关注.工业、采矿和农业生产活动是土壤重金属积累的主要原因, 特别是有色金属丰富的资源型省份应优化产业结构, 提升采矿、冶炼绿色水平, 严格控制工业生产过程“三废”的排放.福建、浙江、江苏和天津等沿海地区土壤污染主要来源于工业生产和城市化建设, 其应重点强化清洁生产, 推进无废城市化建设.高强度农业利用是河南、山东和安徽等地区土壤重金属积累的重要原因, 其应科学施肥, 持续推动绿色农业发展.

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