2022, Vol. 43
土壤是农业生产和人类赖以生存的基础, 也是人类食物与生态环境安全的保障[1].重金属作为典型的持久性有毒污染物[2], 在土壤中具有持久性、累积性和污染后果严重性等特点[3].目前, 我国的重金属污染土壤已达333万hm2且这个数字还在增长, 重金属污染对土壤的生态安全和人体健康构成了极大的威胁[4].河岸带是介于陆地与河流之间的过渡地带, 承担着河流上、下游之间, 地表上、下层之间等多维度的物质与能量迁移和转换功能[5], 极易受到工业活动、交通运输、地表径流、农业耕作、垃圾堆放和旅游等人类活动的影响, 它们均会向环境中释放出大量的重金属, 造成河岸带土壤重金属污染, 破坏河岸带生态系统平衡, 使得河岸带生态系统退化和景观价值功能降低[6, 7].汾河流域地处黄河中游, 是山西省重要的生态功能区、人口密集区、粮棉生产区和经济发达区, 在山西经济发展中居于十分重要的地位[8].但近年来, 随着城市规模迅速扩张, 经济开发力度加大, 汾河流域人口持续增长, 土地资源承受着巨大的压力, 不仅退化严重, 土壤重金属污染亦显著凸显[9, 10].太原市是中国重要的能源和重工业基地之一, 有学者对太原市的土壤重金属污染问题一直比较关注, 相关研究主要针对太原市农田土壤重金属的含量、分布特征、潜在生态风险评价和污染原因等, 对城市中的河岸带土壤研究较少, 同时对景观治理改造后的太原城区段汾河河岸带土壤还少有研究[11~15].因此, 本文以太原城区段汾河西岸河岸带土壤为研究对象, 分析6种重金属元素的含量状况和分布特征, 探讨重金属来源, 并评价其污染现状, 以期为该区域土壤重金属的管控和防治提供可借鉴的依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况太原市位于山西省中部, 矿产资源丰富, 煤炭的储量高达176.7亿t, 铁矿的储量位居第二, 约有6.7亿t.太原市中南部为汾河河谷平原, 整体地势北高南低, 属于温带半干旱季风气候, 昼夜温差大, 年降水量420 mm左右, 海拔约800 m[16, 17], 由冲积平原和冲洪积倾斜平原组成, 太原市城区就坐落于河谷平原.
研究区为太原城区段汾河西岸河岸带, 地势平坦, 有较宽阔的河岸滩, 土壤类型主要为褐土和草甸土, 小店与晋源区以冲积潮土和洪积褐土为主[17], 北起柴村桥北侧, 南至迎宾桥下游, 总长超过30 km.研究区自1998年开始, 先后进行了两期景观治理, 并于2014年启动第三期景观治理[16, 18].一期景观治理北起胜利桥上游, 南至南内环桥下游125 m, 全长近6 km; 二期景观治理是在一期的基础上, 分别向南、北延伸, 总长约14.4 km; 三期景观治理是在二期的基础上向南延伸, 北起二期景观治理末端的祥云桥下游500 m, 南至晋祠迎宾路下游2 km, 全长约12 km.研究区采样分布示意如图 1所示.
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图 1 研究区采样分布示意 Fig. 1 Sampling sites distribution of the study area |
根据汾河公园景观治理的工程期, 在每期河岸带均匀布设3条垂直样带, 依据植被配置模式、样带长度和距道路的距离在样带内布设土壤采样点, 共布设12条样带, 37个采样点(图 1).
1.3 土壤样品的采集2020年10月在太原城区段汾河西岸河岸带采集表层土壤样品, 采集土壤样品时, 先用GPS定位, 用小铲除去表层3 mm左右的草根浮土, 然后采集表层0~20 cm的土样, 并记录周边环境.每个土壤样品都由样点附近3个点混合而成, 每个混合土壤样品不少于1 kg, 装于聚乙烯自封袋中, 并贴好标签, 注明编号、日期等.采集的土壤样品经自然风干后去除植物残体、砾石和碎片等杂物, 按四分法取土研磨, 分别过10目和100目的筛, 常温保存备用.
1.4 土壤样品的测定测试的指标包括pH值、镉(Cd)、铬(Cr)、铅(Pb)、铜(Cu)、锌(Zn)和汞(Hg), 其中pH值用电极法测定, Hg用原子荧光光度法(AFS)测定, Cd、Cr、Pb、Cu和Zn用原子吸收光谱法(AAS)测定.
1.5 重金属污染评价 1.5.1 单因子污染指数采用单因子污染指数法(Pi)对研究区表层土壤重金属污染程度进行评价[19], 其计算公式如下：
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(1) |
式中, Pi为重金属i的单因子污染指数, Ci为重金属i的实测值(mg·kg-1), Si为重金属i的评价标准值(mg·kg-1), 以山西省土壤背景值[20]作为评价标准(表 1).
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表 1 单因子污染指数分级标准 Table 1 Classification standard of single factor pollution index |
1.5.2 地累积指数法
采用德国学者Müller[21]提出的地累积指数法(Igeo)对研究区表层土壤重金属污染程度进行评价, 该方法既考虑了自然地质运动过程对背景值的影响, 又考虑了人为活动对重金属污染的影响, 其计算公式如下：
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(2) |
式中, Igeo为重金属i的地累积指数, Ci为重金属i的实测值(mg·kg-1), Si为重金属i的评价标准值(mg·kg-1), 以山西省土壤环境背景值[20]作为评价准, K为消除各地岩石差异可能引起背景值的变动而采用的系数, 一般为1.5[22].地累积指数污染等级划分如表 2所示.
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表 2 地累积指数污染等级划分 Table 2 Classification of geo-accumulation index pollution levels |
1.5.3 潜在生态风险指数法
采用1980年瑞典学者Hakanson[23]建立的潜在生态风险指数法评价研究区土壤生态风险水平, 该方法综合考虑了重金属的生物毒性、污染含量和环境对重金属污染敏感性等因素, 综合反映重金属对生态环境的影响潜力, 其计算公式如下：
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(3) |
式中, Ei为重金属的单项潜在生态风险指数, Ti为重金属i的毒性响应系数, 本研究中毒性响应系数[24]Hg=40>Cd=30>Pb=Cu=5>Cr=2>Zn=1, Ci为重金属i的实测值(mg·kg-1), Bi为重金属i的评价标准值(mg·kg-1), 以山西省土壤背景值[20]作为评价标准, RI为重金属的综合潜在生态风险指数.潜在生态风险指数分级标准如表 3所示.
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表 3 潜在生态风险指数分级标准 Table 3 Classification criteria of potential ecological risk index |
1.6 数据处理与分析
采用SPSS 26.0对重金属含量和来源进行统计和分析, 用Origin 2018绘制重金属分布图和污染评价结果图.
2 结果与分析 2.1 土壤重金属含量太原城区段汾河西岸河岸带土壤pH值及重金属元素含量统计见表 4.从中可知, 研究区表层土壤呈碱性(pH值为7.76~8.35), 6种重金属的平均值由大到小排列顺序为：Zn(67.27 mg·kg-1)>Cr(44.65 mg·kg-1)>Cu(18.61 mg·kg-1)>Pb(18.09 mg·kg-1)>Cd(0.21 mg·kg-1)>Hg(0.06 mg·kg-1), Zn和Cr的含量较高, 约占6种重金属总含量的68%以上.与山西省土壤背景值[20]相比, Cr和Cu的平均值均低于背景值, Cd、Pb、Zn和Hg的平均值分别为背景值的2.06、1.23、1.06和2.61倍, Cd、Pb和Hg的土壤样品点位超标率均在50%以上, 分别为100%、51.35%和94.59%.以土壤环境质量[25]作为评价标准, Pb、Cu和Hg的含量均低于土壤环境质量筛选值, 2.7%的土壤样品中Cd和Zn含量超过土壤环境质量筛选值, 5.41%的土壤样品中Cr含量超过土壤环境质量筛选值, 并且重金属Cd、Cr、Pb和Hg的含量均低于土壤环境质量管控值.与中国土壤背景值[26]相比, Cd和Hg的点位超标率均在60%以上, 仅Hg的平均值超过背景值1.5倍.这些结果表明, 太原城区段汾河西岸河岸带土壤重金属具有一定程度富集现象.
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表 4 太原城区段汾河西岸河岸带土壤pH值及重金属含量统计 Table 4 Statistics of soil pH and heavy metal contents in the west bank of Fenhe River in Taiyuan urban section |
变异系数可以反映土壤重金属受人为干扰程度, 变异系数越大, 其差异与离散程度越大, 土壤受外界干扰越显著, 重金属在土壤中的分布越不均匀[27, 28]. 6种重金属元素的变异系数大小为：Cr(1.51)>Hg(1.02)>Zn(0.84)>Pb(0.50)>Cd(0.46)>Cu(0.27), 都属于中等强度及以上变异[29], 其中Cr和Hg属于异常强变异, Zn和Pb属于强变异, Cd和Cu属于中等强度变异, 表明各重金属离散程度较高, 分布不均匀, 在不同点位的含量差异较大.
2.2 土壤重金属分布特征图 2是太原城区段汾河西岸河岸带土壤重金属含量分布.整体来看, 6种重金属的含量分布具有一定的规律性和相似性, 均沿河流方向降低.具体来看, 重金属Cr和Zn呈递减的变化趋势, Pb、Cd和Hg先减小后在三期段增加, Cu在一期段减小后增加, 但是降低幅度大于增加幅度. 6种重金属含量的高值区均在研究区二期北延段, 高值在C断面.该断面各样点重金属含量超过山西省土壤背景值的比率为100%, 最小值约为背景值的1.04~3.61倍, 最大值约为背景值的1.60~13.70倍, 说明各重金属在该断面富集严重.重金属Cd、Hg、Zn和Pb在二期南延段含量较低, 其中Cd和Zn的低值在I断面, Hg和Pb的低值在G断面.重金属Cr和Cu在三期段含量较低, 低值分别出现在L断面和J断面.
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A~C属于汾河公园二期北, D~F属于汾河公园一期, G~I属于汾河公园二期南, J~L属于汾河公园三期 图 2 太原城区段汾河西岸河岸带重金属含量水平分布 Fig. 2 Horizontal distribution of heavy metals in the west bank of Fenhe River in Taiyuan urban section |
由表 5可知, 6种重金属单因子污染指数(Pi)均值为：Hg(2.63)>Cd(2.02)>Pb(1.23)>Zn(1.06)>Cu(0.813)>Cr(0.807), Hg和Cd表现为轻度污染, Pb和Zn表现为轻微污染, Cu和Cr表现为无污染.大部分土壤样品中Cd、Cr、Pb、Zn和Hg属于无~轻微污染水平, Cu全部属于无~轻微污染水平, 仅5.41%的土壤样品受到Cr和Hg的重度污染(图 3).
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表 5 土壤重金属污染统计1) Table 5 Statistics of heavy metal pollution in soil |
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图 3 土壤重金属单因子污染指数占比 Fig. 3 Proportion of single factor pollution index of heavy metals in soil |
由地累积指数法评价结果可知(图 4), 6种重金属地累积指数(Igeo)均值为：Hg(0.47)>Cd(0.33)>Pb(-0.39)>Zn(-0.7)>Cu(-0.9)>Cr(-1.46), Pb、Zn、Cu和Cr的Igeo均值小于0, 属于无污染状态, Hg和Cd的Igeo均值在0~1之间, 属于轻度污染状态.大部分土壤样品的重金属属于无~轻度的污染状态, 仅5.41%的土壤样品受到重金属Hg的重度污染.
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图 4 土壤重金属地累积指数 Fig. 4 Geo-accumulation index of heavy metals in soil |
研究区土壤重金属的平均单项潜在生态风险系数(Ei)表现为：Hg(105.39)>Cd(60.47)>Pb(6.15)>Cu(4.06)>Cr(1.61)>Zn(1.06), 重金属Hg具有强生态危害, Cd具有中等强度生态危害, 其它4种重金属是轻微生态危害.由图 5可知, 研究区所有土壤样品中Cr、Pb、Cu和Zn均为轻微生态风险, Cd为轻微~很强生态风险, 所占比例分别为10.81%、78.38%、8.11%和2.70%, 以中等生态风险为主, 所占比例远超过总土壤样品数的一半, Hg为轻微~极强生态风险, 所占比例分别为10.81%、37.84%、45.95%、0%和5.41%, 以中等生态风险和强生态风险为主, 所占比例超过80%.以上结果表明, Hg和Cd是该区域主要的超标生态危害元素, 可能会对当地的生态环境和人体健康带来危害.
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图 5 土壤重金属单项潜在生态风险占比 Fig. 5 Proportion of single potential ecological risk of heavy metals in soil |
研究区重金属的综合潜在生态风险指数(RI)平均值为178.75, 处于中等强度生态危害水平, 各样点重金属RI为80.35~750.34, 以轻微和中等强度危害为主, 有51.35%的土壤样品为轻微生态风险, 43.21%的土壤样品为中等强度生态风险, 5.41%样点为很强生态风险(表 6).其中二期北延段C断面的C2和C3样点RI值分别为750.3和707.76, 属于很强生态风险水平, 生态危害最大.从重金属元素对RI的贡献率来看, Hg和Cd的贡献率分别为58.96%和33.83%, 合计92.79%, 表明研究区表层土壤重金属的潜在生态风险主要是由Hg和Cd引起, 说明该区域土壤Hg和Cd污染较重, 对环境生态危害最大, 应多加管控.
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表 6 土壤重金属潜在生态风险指数统计 Table 6 Statistics of potential ecological risk index of heavy metals in soil |
2.4 土壤重金属的判源分析
Pearson相关性分析结果表明(表 7), Zn与Pb和Cd呈极显著正相关, 具有相似的污染源; Cd与Pb呈显著正相关, 具有相似的污染源; Cr与Cd呈正相关, 与Zn、Hg、Pb和Cu呈负相关, 说明Cr有不同的污染源; Cu和Hg与其它重金属相性较弱, 可能有不同污染源.为了更加准确地识别重金属来源, 进一步用主成分分析和聚类分析对土壤中重金属进行分析.
用SPSS 26.0进行KMO检验和Bartlett球形检验(KMO为0.623, P=0 < 0.05), 说明原始数据适合进行因子分析[30].经最大正交旋转后, 根据重金属的方差累积贡献率(表 8), 截取特征值>1的2个主因子探讨重金属的来源, 前两个主成分累积贡献率达62.7%, 基本能够代表数据所包含的信息.第一主因子(PC1)的方差贡献率为36.44%, Zn、Pb和Cd具有较大的正荷载(表 9), 分别为0.890、0.816和0.787, 且其区域变异性较大, 说明污染主要由人类活动所致.第二主因子(PC2)的方差贡献率为26.26%, Hg和Cu具有较大的正荷载, 分别为0.768和0.594, 说明Hg和Cu具有相同来源.重金属Cr在第一主因子中的正荷载较小, 在第二主因子中是负荷载, 为了判断其来源与其它重金属是否相似, 根据重金属的Pearson相关系数进行聚类分析, 结果如图 6所示, 6种重金属聚为3类：①Zn-Pb-Cd; ②Cu-Hg; ③Cr, 这与主成分分析结果一致, 由此可以得出Zn、Pb和Cd具有相同污染源; Cu和Hg具有相同污染源; Cr与其它重金属污染源不同.
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表 7 太原城区段汾河河岸带土壤重金属含量Pearson相关系数1) Table 7 Pearson correlation coefficient of heavy metal contents in riparian zone of Fenhe River in Taiyuan urban section |
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表 8 土壤重金属特征值和累积贡献率 Table 8 Characteristic values and cumulative contribution rates of heavy metals in soil |
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表 9 土壤重金属主成分因子荷载 Table 9 Principal component factor load of heavy metals in soil |
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图 6 重金属聚类分析树状图 Fig. 6 Tree diagram of cluster analysis of heavy metals |
从重金属含量来看, 太原城区段汾河西岸河岸带土壤中Cd、Pb、Zn和Hg的平均值高于山西省土壤背景值(表 4), Cr和Cu的平均值低于背景值, 这与贾佳瑜等[15]研究的汾河流域下游农田土壤重金属含量结果一致.太原市地处山西“煤海”中部, 矿物资源丰富, 煤矿、铁矿最多, 已形成以能源、冶金、机械、化工产业为主的工业体系, 在工矿业生产中产生的废气通过大气干湿沉降进入土壤, 产生的固体废弃物在填埋及堆积过程中, 受到自然因素和人为因素的共同影响, 使得所含重金属从岩石圈进入水圈, 进而在整个圈层中循环, 导致Cd、Pb和Hg含量较高[31].研究区西部紧邻交通干线, 机动车数量多, 汽车尾气, 汽车机件间, 车轮与路面磨损, 润滑油、金属部分的摩擦和燃料燃烧等均能释放出Cd、Pb和Zn[32, 33].此外, 汾河两岸拥有肥沃的土地, 便利的灌溉条件, 农业生产活动也会导致Zn、Cd和Pb含量较高.虽然Cd、Pb、Zn和Hg的平均含量高于山西省土壤背景值, 但是结合重金属生态效应、环境效应计算的单项潜在生态风险指数结果可知, Cr、Pb、Cu和Zn是轻微生态风险, 仅Cd和Hg具有较高的生态风险, 为中等~很强生态风险和中等~极强生态风险, 这与董苗等[34]研究的汾河临汾段污灌区土壤重金属污染评价结果一致.单因子污染指数结果显示, 有5.41%的土壤样品受到Cd和Hg的重度污染, 地累积指数结果显示, 有5.41%的土壤样点Hg富集最为严重, 应引起重视.
3.2 重金属污染分布特征掌握重金属污染的分布特征是鉴别土壤高污染区以及污染来源的有效手段[35], 沿着河流方向, 土壤重金属含量降低, Pb、Cd和Hg先减小后在三期段增加, Cu在一期段减小后增加, Cr和Zn一直减小.整体来看, 太原市的主风向为偏北风, 冬季多西北风, 夏季多东南风, 研究区位于太原市的中南部, 处于下风向, 而太原市的北郊是重工业聚集地, 许多工矿业聚集于此, 该区域也有成片的耕地农田和散点分布的农村居民点, 使得重金属在研究区北部富集严重[36~38].研究区中部是城区居民点, 人流、车流量较大, 各种生活垃圾、供暖、交通运输等均会使得重金属含量增加, 并且沿着西山、东山散点分布许多工业企业, 使得研究区中部重金属含量高于南部[38].因此, 沿着河流方向, 重金属含量降低.Pb、Cd和Hg在三期段增加, 是由于其在城区段最南部, 分布有大量耕地农田, 沿河流走向也分布有工矿类企业, 农业活动、煤炭燃烧、金属冶炼、机械制造、电镀、蓄电池、合金、油漆和塑料等均会导致Pb、Cd和Hg含量增加.Cu在一期段减小后增加, 但是在一期段和二期南延段之间增加不明显, 这是由于研究区紧邻交通干线, 车辆燃油和轮胎磨损等均会使得Cu积累, 一期是较早的城区居民点, 人流量和车流量较大, Cu的累积量也相对较大, 但是一期段景观治理早, 植被景观营造较早, 使得Cu粉在空气中被截留, 导致Cu在一期段土壤中累积量减少, 使得Cu在一期段和二期南延段之间增加不明显. 6种重金属的高值区均在二期北延段, 高值在C断面.太原市北部(二期北延段)是较早的农村居民点和耕地农田区, 许多工矿业聚集于此, 使得该区域重金属含量较高[36~38].C断面表层土壤重金属含量较高是由于该断面周边分布有重型机械厂和钢铁厂[39], 生产过程中产生的粉尘、废气会通过大气沉降、雨水淋溶在土壤中富集, 使得重金属在该断面表层含量较高.同时, 该断面西侧紧邻交通干线, 各采样点地被植物覆盖度较低, 多落叶乔木, 地表多裸露, 相较于其它断面植物对重金属的阻隔吸附作用相对降低[40, 41], 易使重金属更多地在该断面土壤表层富集, 造成土壤表层重金属含量较高.
3.3 重金属污染来源解析土壤表层重金属超标常常是土壤母质与人为活动共同影响的结果.从重金属元素的相关性分析、主成分分析和聚类分析结果来看, 第一主成分(PC1)的贡献率36.44%, Zn、Pb和Cd具有较高的正荷载, 分别为0.890、0.816和0.787.一般来说, Zn、Pb和Cd之间较高的相关性可能暗示了人类活动对土壤中重金属的影响[42, 43].汽车尾气排放是土壤中Pb的重要来源, 特别是重型车辆行驶时, 会导致大量Pb排放, Zn常作为汽车轮胎硬度添加剂、抗氧化剂和润滑油洗涤剂, 均会产生含Zn的粉尘进入土壤[44].汽车轮胎与地面磨损会产生含Cd颗粒物, 通过大气干湿沉降和扬尘在土壤中累积.研究区北部和南部分布有大量耕地农田, 有研究表明, 农业活动是Zn的重要来源, 污水灌溉和化肥等农用物质的不合理施用会带来Zn、Cd和Pb的长期积累, 农业生产过程中使用以柴油或汽油为主要燃料的农用机械, 其尾气排放所造成的土壤Pb污染亦不可忽视[45, 46].太原市除煤矿、铁矿最多外, 铅矿和锌矿含量也较多, 矿的开采、冶炼和电镀等矿业活动中产生的粉尘和废气会通过大气沉降和雨水淋溶在土壤中富集, 增加土壤中Zn、Pb和Cd的含量[30].此外, Zn和Cd易受到人类活动的影响, 降雨径流、生活污水以及工业废水中含有大量的Zn和Cd, 河岸带土壤易受到来自于地表径流的“二次污染”[47].由此, 可以认为PC1主要指交通运输、农业活动和矿业活动.第二主成分(PC2)的贡献率为26.26%, Hg和Cu具有较大的正荷载, 分别为0.768和0.594.Hg是燃煤排放的标志物, 在大气中有较强的稳定性和可移动性, 一定气压条件下能在大气中存在半年到两年之久[48, 49].太原市工矿业发达, 煤藏储量居全省第七位, 采矿冶炼、火力发电、石油化工企业、城市供暖以及生活垃圾焚烧等排放的废气Hg和Cu均可通过大气干湿沉降进入土壤, 并且多数工业企业对燃煤有较大需求[50~52].由此, 可以认为PC2主要指工业生产.此外, Cu在PC1和PC2中均有较高的正荷载(表 9), 分别为0.309和0.594, 说明Cu的来源较为复杂, 受PC1和PC2这两种主成分的影响, 一部分来源于工业生产活动, 一部分来源于交通运输和农业活动.Cr的来源与其他重金属不同, 有研究表明[53, 54], 土壤中的Cr受人类活动的影响较小, 主要来源于成土母质及地质活动, 虽然本研究中Cr的变异性较大, 有8.11%的土壤样点超过山西省土壤背景值, 但其均值未超过背景值, 单因子污染指数和地累积指数评价结果为无污染水平, 个别样点Cr富集严重是由于电镀、冶金、制革等工业生产活动会使用含有Cr的原料, 大量的铬渣被排入环境, 生产过程中产生的“三废”通过大气干湿沉降进入土壤环境[55].由此, 可以认为研究区土壤中的Cr主要受成土母质和工业生产活动的影响.
4 结论(1) 太原城区段汾河西岸河岸带土壤质量总体良好, 但存在一定程度的富集现象, 其中Cd和Hg富集作用最为明显, 土壤样品点位超标率均在90%以上, 但均低于土壤环境质量管控值.重金属Cr、Pb、Cu和Zn为轻微生态风险水平, Cd为轻微~很强生态风险水平, Hg为轻微~极强生态风险水平.
(2) 沿河流方向, 太原城区段汾河西岸河岸带土壤重金属含量降低, 6种重金属的高值区均在研究区二期北延段, 高值在C断面.
(3) 太原城区段汾河西岸河岸带土壤重金属来源可分为三类：①Zn、Pb和Cd具有同源性, 主要受交通运输、农业生产活动和矿业活动等人为源的影响; ②Hg和Cu的污染源主要受人类活动的影响, 人为源主要为工业生产活动, 并且Cu的污染来源较为复杂, 在一定程度上也受交通运输和农业活动的影响; ③Cr除受成土母质影响外, 还受工业生产活动的影响.
| [1] | Drobnik T, Greiner L, Keller A, et al. Soil quality indicators-From soil functions to ecosystem services[J]. Ecological Indicators, 2018, 94: 151-169. |
| [2] |
钱新锋, 沈国清. 苏南河网地区河岸带土壤重金属污染生态风险评价[J]. 南京师大学报(自然科学版), 2012, 35(4): 78-83. Qian X F, Shen G Q. Heavy metal concentrations and pollution assessment of riparian soils along river network of South Jiangsu region[J]. Journal of Nanjing Normal University (Natural Science Edition), 2012, 35(4): 78-83. DOI:10.3969/j.issn.1001-4616.2012.04.015 |
| [3] |
张家泉, 李秀, 张全发, 等. 大冶湖滨岸带重金属水-土迁移特征与风险评价[J]. 环境科学, 2015, 36(1): 194-201. Zhang J Q, Li X, Zhang Q F, et al. Transportation and risk assessment of heavy metal pollution in water-soil from the riparian zone of Daye Lake, China[J]. Environmental Science, 2015, 36(1): 194-201. |
| [4] | 吴昆伦. 土壤重金属污染的治理及修复途径探究[J]. 南方农业, 2020, 14(23): 217-218. |
| [5] |
李冬林, 金雅琴, 张纪林, 等. 秦淮河河岸带典型区域土壤重金属污染分析与评价[J]. 浙江林学院学报, 2008, 25(2): 228-234. Li D L, Jin Y Q, Zhang J L, et al. Heavy metal soil pollution in the Qinhuai River riparian zone[J]. Journal of Zhejiang Forestry College, 2008, 25(2): 228-234. |
| [6] |
张凤凤, 李土生, 卢剑波. 河岸带净化水质及其生态功能与恢复研究进展[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(S2): 459-464. Zhang F F, Li T S, Lu J B. Purification, ecological and restoration functions of riparian zone[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(S2): 459-464. |
| [7] |
李睿华, 管运涛, 何苗, 等. 河岸荆三棱带改善河水水质的中试研究[J]. 环境科学, 2007, 28(6): 1198-1203. Li R H, Guan Y T, He M, et al. Pilot-scale study on riparian Scirpus yagara ohw zone improving water quality of river[J]. Environmental Science, 2007, 28(6): 1198-1203. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2007.06.006 |
| [8] |
薛占金, 秦作栋, 孟宪文. 2010年汾河流域土地退化经济损失评估[J]. 水土保持通报, 2014, 34(3): 295-299. Xue Z J, Qin Z D, Meng X W. Evaluation of economic loss by land degradation in Fenhe River basin in 2010[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2014, 34(3): 295-299. |
| [9] | Roach A C. Assessment of metals in sediments from Lake Macquarie, New South Wales, Australia, using normalisation models and sediment quality guidelines[J]. Marine Environmental Research, 2005, 59(5): 453-472. DOI:10.1016/j.marenvres.2004.07.002 |
| [10] | Facchinelli A, Sacchi E, Mallen L. Multivariate statistical and GIS-based approach to identify heavy metal sources in soils[J]. Environmental Pollution, 2001, 114(3): 313-324. DOI:10.1016/S0269-7491(00)00243-8 |
| [11] |
郭翠花, 王应刚, 任艳萍, 等. 太原市地表土汞含量的分布特征[J]. 山西大学学报(自然科学版), 1996, 19(3): 339-344. Guo C H, Wang Y G, Ren Y P, et al. The distribution characteristics of Hg-element content in the surface soil in Taiyuan[J]. Journal of Shanxi University (Natural Science Edition), 1996, 19(3): 339-344. |
| [12] |
张乃明, 李保国, 胡克林. 太原污灌区土壤重金属和盐分含量的空间变异特征[J]. 环境科学学报, 2001, 21(3): 349-353. Zhang N M, Li B G, Hu K L. Spatial variabilities of heavy metals and salt contents in soils of Taiyuan sewage irrigation region[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2001, 21(3): 349-353. DOI:10.3321/j.issn:0253-2468.2001.03.019 |
| [13] |
刘勇, 张红, 尹京苑. 汾河太原段土壤中Hg、Cr空间分布与污染评价[J]. 农业工程学报, 2008, 24(5): 57-60. Liu Y, Zhang H, Yin J Y. Pollution assessment and spatial distribution of soil Hg and Cr in the Taiyuan area of the Fenhe River[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2008, 24(5): 57-60. DOI:10.3321/j.issn:1002-6819.2008.05.012 |
| [14] |
王竞, 李宁, 党晋华, 等. 汾河中上游农田土壤重金属含量特征及来源解析[J]. 山西科技, 2019, 34(3): 26-30. Wang J, Li N, Dang J H, et al. The heavy metal content characteristics and source analysis of farmland soil in the upper and middle reaches of Fenhe River[J]. Shanxi Science and Technology, 2019, 34(3): 26-30. DOI:10.3969/j.issn.1004-6429.2019.03.008 |
| [15] |
贾佳瑜, 刘小芳, 赵勇钢, 等. 汾河流域下游农田土壤重金属空间分布特征与污染评价[J]. 干旱区资源与环境, 2021, 35(8): 132-137. Jia J Y, Liu X F, Zhao Y G, et al. Spatial distribution characteristics and assessment of heavy metal pollution in farmland soils in the lower reaches of Fenhe river basin[J]. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2021, 35(8): 132-137. |
| [16] |
刘广敏, 杨秀云, 甄志磊, 等. 太原汾河公园水质现状评价[J]. 林业调查规划, 2020, 45(4): 109-113. Liu G M, Yang X Y, Zhen Z L, et al. Evaluation of water quality in Taiyuan Fenhe Park[J]. Forest Inventory and Planning, 2020, 45(4): 109-113. |
| [17] | 闫丽娟. 太原市城市绿地土壤养分分布特征研究[D]. 晋中: 山西农业大学, 2019. |
| [18] | 南江江. 汾河三期工程生态治河建设设计分析[J]. 山西水利, 2018, 34(9): 30-31, 34. |
| [19] | Huang L L, Rad S, Xu L, et al. Heavy metals distribution, sources, and ecological risk assessment in Huixian Wetland, South China[J]. Water, 2020, 12(2). DOI:10.3390/w12020431 |
| [20] |
史崇文, 赵玲芝, 郭新波, 等. 山西土壤元素背景值及其特征[J]. 华北地质矿产杂志, 1994, 9(2): 188-196. Shi C W, Zhao L Z, Guo X P, et al. Background values of soil elementsin Shanxi and their distribution feature[J]. Journal of Geology & Mineral Resources North China, 1994, 9(2): 188-196. |
| [21] | Müller G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. GeoJournal, 1969, 2(3): 108-118. |
| [22] | Ji Y Q, Feng Y C, Wu J H, et al. Using geoaccumulation index to study source profiles of soil dust in China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2008, 20(5): 571-578. |
| [23] | Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control. a sedimentological approach[J]. Water Research, 1980, 14(8): 975-1001. |
| [24] |
张富贵, 彭敏, 王惠艳, 等. 基于乡镇尺度的西南重金属高背景区土壤重金属生态风险评价[J]. 环境科学, 2020, 41(9): 4197-4209. Zhang F G, Peng M, Wang H Y, et al. Ecological risk assessment of heavy metals at township scale in the high background of heavy metals, southwestern, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(9): 4197-4209. |
| [25] | GB 15618-2018, 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准[S]. |
| [26] | 国家环境保护局, 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990. |
| [27] | Wang H Y, Lu S G. Spatial distribution, source identification and affecting factors of heavy metals contamination in urban-suburban soils of Lishui city, China[J]. Environmental Earth Sciences, 2011, 64(7): 1921-1929. |
| [28] |
孙文贤, 牛晓音, 郑家文, 等. 高青县设施农田土壤重金属分布特征及污染评价[J]. 山东理工大学学报(自然科学版), 2021, 35(3): 17-23. Sun W X, Niu X Y, Zheng J W, et al. Distribution characteristics and pollution assessment of heavy metals in greenhouse farmland soil in Gaoqing County[J]. Journal of Shandong University of Technology (Natural Science Edition), 2021, 35(3): 17-23. |
| [29] | 贾中民. 渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价[D]. 重庆: 西南大学, 2020. |
| [30] |
王乔林, 宋云涛, 王成文, 等. 滇西地区土壤重金属来源解析及空间分布[J]. 中国环境科学, 2021, 41(8): 3693-3703. Wang Q L, Song Y T, Wang C W, et al. Source identification and spatial distribution of soil heavy metals in western Yunnan[J]. China Environmental Science, 2021, 41(8): 3693-3703. |
| [31] | Larocque A C L, Rasmussen P E. An overview of trace metals in the environment, from mobilization to remediation[J]. Environmental Geology, 1998, 33(2): 85-91. |
| [32] |
纪小凤, 郑娜, 王洋, 等. 中国城市土壤重金属污染研究现状及展望[J]. 土壤与作物, 2016, 5(1): 42-47. Ji X F, Zheng N, Wang Y, et al. Heavy metal contamination of urban soils in China: recent advances and prospects[J]. Soils and Crops, 2016, 5(1): 42-47. |
| [33] |
马建华, 李剑. 郑汴公路路尘、路沟底泥和路旁土壤重金属分布[J]. 西南交通大学学报, 2008, 43(2): 285-291. Ma J H, Li J. Spatial distribution and contamination of heavy metals in road dust, sediment in roadside ditch and roadside soils along Zhengzhou-Kaifeng Highway[J]. Journal of Southwest Jiaotong University, 2008, 43(2): 285-291. |
| [34] |
董苗, 高燕, 张永清. 汾河临汾段污灌区土壤重金属污染评价[J]. 河南农业科学, 2014, 43(9): 72-78. Dong M, Gao Y, Zhang Y Q. Pollution assessment of heavy metal in sevage irragation region of Fen River in Linfen area[J]. Journal of Henan Agricultural Sciences, 2014, 43(9): 72-78. |
| [35] |
郑江鹏, 矫新明, 方南娟, 等. 江苏近岸海域沉积物重金属来源及风险评价[J]. 中国环境科学, 2017, 37(4): 1514-1522. Zheng J P, Jiao X M, Fang N J, et al. Sources and risk assessment of heavy metals in sediments in Jiangsu coastal areas[J]. China Environmental Science, 2017, 37(4): 1514-1522. |
| [36] |
马小红, 苏永红, 林菲, 等. 太原市土地利用/覆被变化及驱动因素研究[J]. 生态科学, 2021, 40(3): 201-210. Ma X H, Su Y H, Lin F, et al. Land use/cover change and its driving factors in Taiyuan City[J]. Ecological Science, 2021, 40(3): 201-210. |
| [37] | 李晓荣. 基于RS和GIS的太原市主城区扩展及影响因素研究[D]. 临汾: 山西师范大学, 2018. |
| [38] | 刘亚文. 工业转型与城市空间结构的互动——以太原市为例[A]. 见: 规划创新: 2010中国城市规划年会论文集[C]. 重庆: 重庆出版社, 2010. 1272-1283. |
| [39] |
吕晓倩, 张银龙. 城市攀缘植物对大气颗粒物的吸附效果及重金属累积研究[J]. 中国园林, 2020, 36(12): 101-105. Lü X Q, Zhang Y L. Deposition of particular matter and accumulation of heavy metal on six climbing plants[J]. Chinese Landscape Architecture, 2020, 36(12): 101-105. |
| [40] | Yan X X, An J, Yin Y C, et al. Heavy metals uptake and translocation of typical wetland plants and their ecological effects on the coastal soil of a contaminated bay in Northeast China[J]. Science of the Total Environment, 2022, 803. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.149871 |
| [41] |
彭小东, 阿丽亚·拜都热拉, 刘丽, 等. 常见绿化树种对重金属的富集效应评价[J]. 新疆农业科学, 2021, 58(8): 1558-1567. Peng X D, Aliya B, Liu L, et al. Evaluation of enrichment effect of common greening tree species on expressway[J]. Xinjiang Agricultural Sciences, 2021, 58(8): 1558-1567. |
| [42] |
吕建树, 张祖陆, 刘洋, 等. 日照市土壤重金属来源解析及环境风险评价[J]. 地理学报, 2012, 67(7): 971-984. Lu J S, Zhang Z L, Liu Y, et al. Sources identification and hazardous risk delineation of heavy metals contamination in Rizhao City[J]. Acta Geographica Sinica, 2012, 67(7): 971-984. |
| [43] | Lv J S, Zhang Z L, Li S, et al. Assessing spatial distribution, sources, and potential ecological risk of heavy metals in surface sediments of the Nansi Lake, Eastern China[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2014, 299(3): 1671-1681. |
| [44] |
李伟迪, 崔云霞, 曾撑撑, 等. 太滆运河流域农田土壤重金属污染特征与来源解析[J]. 环境科学, 2019, 40(11): 5073-5081. Li W D, Cui Y X, Zeng C C, et al. Pollution characteristics and source analysis of heavy metals in farmland soils in the Taige Canal Valley[J]. Environmental Science, 2019, 40(11): 5073-5081. |
| [45] |
李梦婷, 沈城, 吴健, 等. 快速城市化区域不同用地类型土壤重金属含量分布特征及生态风险[J]. 环境科学, 2021, 42(10): 4889-4896. Li M T, Shen C, Wu J, et al. Content and ecological risks of heavy metals in soil with different land uses in a rapidly urbanizing area[J]. Environmental Science, 2021, 42(10): 4889-4896. |
| [46] |
陈佳林, 李仁英, 谢晓金, 等. 南京市绿地土壤重金属分布特征及其污染评价[J]. 环境科学, 2021, 42(2): 909-916. Chen J L, Li R Y, Xie X J, et al. Distribution characteristics and pollution evaluation of heavy metals in greenbelt soils of Nanjing City[J]. Environmental Science, 2021, 42(2): 909-916. |
| [47] |
张菊, 陈诗越, 邓焕广, 等. 山东省部分水岸带土壤重金属含量及污染评价[J]. 生态学报, 2012, 32(10): 3144-3153. Zhang J, Chen S Y, Deng H G, et al. Heavy metal concentrations and pollution assessment of riparian soils in Shandong Province[J]. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(10): 3144-3153. |
| [48] |
吕建树, 何华春. 江苏海岸带土壤重金属来源解析及空间分布[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2853-2864. Lü J S, He H C. Identifying the origins and spatial distributions of heavy metals in the soils of the Jiangsu coast[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2853-2864. |
| [49] |
郭晓东, 孙岐发, 赵勇胜, 等. 珲春盆地农田重金属分布特征及源解析[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(9): 1875-1883. Guo X D, Sun Q F, Zhao Y S, et al. Distribution and sources of heavy metals in the farmland soil of the Hunchun basin of Jilin Province, China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(9): 1875-1883. |
| [50] |
解惠婷, 张承中, 徐峰, 等. 生活垃圾焚烧厂周边土壤汞污染特征及评价[J]. 环境科学, 2014, 35(4): 1523-1530. Xie H T, Zhang C Z, Xu F, et al. Distribution and assessment of mercury in the ambient soil of a municipal solid waste incinerator[J]. Environmental Science, 2014, 35(4): 1523-1530. |
| [51] | 严冬. 辽河流域典型河流水体重金属分布特征、健康风险及来源解析[D]. 沈阳: 沈阳师范大学, 2020. |
| [52] | 刘春英, 吴梦莹, 檀斯园, 等. 鄱阳湖区土壤重金属空间分布特征及来源分析[A]. 见: 第十届重金属污染防治技术及风险评价研讨会论文集[C]. 长沙: 中国环境科学学会, 2020. 57-70. |
| [53] |
周艳, 陈樯, 邓绍坡, 等. 西南某铅锌矿区农田土壤重金属空间主成分分析及生态风险评价[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2884-2892. Zhou Y, Chen Q, Deng S P, et al. Principal component analysis and ecological risk assessment of heavy metals in farmland soils around a Pb-Zn mine in Southwestern China[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2884-2892. |
| [54] | Fan S X, Wang X D, Lei J, et al. Spatial distribution and source identification of heavy metals in a typical Pb/Zn smelter in an arid area of northwest China[J]. Human and Ecological Risk Assessment: an International Journal, 2019, 25(7): 1661-1687. |
| [55] |
于元赫, 吕建树, 王亚梦. 黄河下游典型区域土壤重金属来源解析及空间分布[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2865-2874. Yu Y H, Lü J S, Wang Y M. Source identification and spatial distribution of heavy metals in soils in typical areas around the Lower Yellow River[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2865-2874. |