2022, Vol. 43
2. 中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院, 北京 100083;
3. 农业农村部农业生态与资源保护总站, 北京 100125;
4. 生态环境部土壤与农业农村生态环境监管技术中心, 北京 100012
, GAO Yun-bing1
, NI Run-xiang3 , PAN Yu-chun1 , YAN Yue-guan2 , YANG Jing1 , LIU Xiao-yang4 , GU Xiao-he1
2. College of Geoscience and Surveying Engineering, China University of Mining and Technology (Beijing), Beijing 100083, China;
3. Rural Energy and Environment Agency, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Beijing 100125, China;
4. Technical Centre for Soil, Agriculture and Rural Ecology and Environment, Ministry of Ecology and Environment, Beijing 100012, China
随着中国的快速工业化和城镇化快速扩张, 大气污染物排放持续增加, 尤其是大气重金属的排放量快速增长[1, 2], 对土壤环境和人体健康产生重要影响[3~5].大气中的重金属元素多以颗粒态存在, 主要通过化石能源燃烧、冶金工业排放和扬尘等途径进入大气环境[6].重金属经过大气扩散传输最终以干湿沉降的方式返回地表[7~9], 在表层土壤中不同程度地累积, 进而对排放源周围的生态系统造成持久性影响.大气沉降除本身是有害物质外, 还是其他污染物的运载体和反应床[10], 重金属以松散的形式附着在降尘颗粒表面, 会导致重金属元素的不稳定性和潜在生物有效性[11].有研究表明, 大气沉降是英国农田土壤重金属的主要来源, 对重金属输入的贡献达到25%~85%[12]; Luo等[13]的研究显示, 1999~2006年大气沉降对中国土壤中重金属元素As、Hg、Ni和Pb年输入量的贡献达到58%~85%, 而农田土壤中积累的重金属会迁移到农产品中, 通过食物链危害人类健康[14].因此, 分析我国大气重金属沉降通量, 对于土壤重金属输入源精准管控具有重要意义.
美国、英国和日本于20世纪70年代至90年代先后建立了大气重金属沉降监测网AMEP[15]、EMEP[16]和OSPAR[17], 系统观测大气重金属沉降的时空变化规律, 以期反映大气重金属沉降对农田土壤、生物和水体的影响. 1999年中国地质调查局牵头开展多目标区域地球化学调查, 在我国中东部主要农产区, 以土壤为核心, 系统地开展了大气、水、土壤和植物的地球化学循环途径及输入输出通量的调查工作, 以期查清重金属元素来源、迁移途径和生态效应.由于监测持续时间短, 尚未建立全国性大气重金属沉降的监测, 并不能全面反映大气沉降时间序列变化特征.近年来, 针对大气重金属沉降中国学者开展了大量研究.针对农业农村区, 杨忠芳等[18]、Jiang等[19]、Hou等[20]、Xia等[21]和王增辉[22]分别研究了成都经济区、海南、长江三角洲、松嫩平原和鲁西南平原区的重金属大气沉降通量及其对农田土壤重金属输入的贡献, 结果显示, 大气沉降对农田土壤重金属输入贡献率达到42%~98%.针对城市区, 焦荔等[23]、栾慧君等[24]、Huang等[4]和张夏等[25]分别研究了杭州市、徐州市、广州市和重庆市的重金属大气沉降通量, 结果显示中国城市大气重金属含量偏高, 严重威胁人类生活健康.上述这些研究多为区域性, 且缺乏长时间序列的时空变化过程监测分析.如何基于历史研究的文献资料对全国尺度的大气重金属沉降情况进行摸底分析, 对大气和土壤环境精准治理都具有重要现实意义.通过文献检索方法收集中国大气重金属沉降通量数据[26~28], 采用文献计量方法进行大气重金属沉降通量时空变化分析是可行方法.Luo等[13]、Ni等[26]和Peng等[27]探讨了大气重金属沉降对我国农业农村区的影响; 王梦梦等[28]收集了1995~2015年文献资料, 分析了中国大气重金属沉降特征和时空变化规律.然而, 随着城市化和工业化的发展以及环保政策的实施, 各污染源向大气中排放的重金属发生了很大的变化.同时, 由于文献发表的偏倚性, 采用同样的权重计算大气重金属沉降通量均值, 容易过高或过低估计大气重金属沉降通量, 并不能客观反映我国大气重金属沉降通量现状和时空变化规律, 不利于大气颗粒物排放的精细化管控.
Meta-analysis是对同一主题下多个研究进行综合分析的方法, 可从宏观区域尺度进行大样本数据的定量分析, 其在土壤重金属时空变化分析有较为成熟应用[29, 30], 可以进行中国大气重金属沉降的时空变化特征分析.本文通过文献检索, 获取2001~2021年公开发表的文献99篇, 提取中国大气As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn沉降数据, 建立中国大气重金属沉降通量数据库.采用Meta-analysis方法将每篇文献按其样点数和采样时长赋予不同的权重, 运用亚组分析评估中国大气重金属沉降通量的时空变化特征, 分析农业农村区、城市区和工业区大气重金属沉降通量差异, 探讨不同类型区的人类活动对重金属大气沉降的影响, 以期为大气重金属污染排放监管及土壤重金属污染治理提供决策依据.
1 材料与方法 1.1 文献数据提取本文通过关键词在中国知网(CNKI)和Web of Science(WOS)数据库检索中国大气重金属元素(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn)沉降通量论文.中国知网数据库采用检索方案：SU=(“重金属”OR“砷”OR“镉”OR“铬”OR“铜”OR“汞”OR“镍”OR“铅”OR“锌”)AND(“大气”NOT“土壤”)AND(“沉降”OR“降尘”OR“干湿沉降”OR“干沉降”OR“湿沉降”OR“可溶降尘物”)NOT(“苔藓”), 共检索出537篇中文文献.Web of Science数据库采用检索方案：TS=(trace element OR toxic element OR heavy metal OR arsenic OR cadmium OR chromium OR copper OR mercury OR nickel OR lead OR zinc) AND TS=(atmospheric NOT soil) AND TS=(deposition OR dustfall OR dust OR bulk deposition) NOT TS=(moss) AND AD=(China OR Chinese) AND LA=(English), 检索出317篇英文文献, 共得到854篇中英文文献.设置纳入标准对文章进行筛选, 符合标准的文献纳入到Meta-analysis中, 文献筛选标准：①文献研究区须在中国境内开展的实地监测实验, 样品收集方法为被动采样法, 采集的样品为大气干湿沉降混合样品; ②文献需指明采样点位置、样点数及样点所在行政区; ③大气沉降样品中重金属元素是通过典型酸消解体系和分析方法进行检测分析; ④文献及文献附件中有直接记载或通过计算能够获得研究区大气重金属沉降通量数据.
从符合纳入标准的文献中提取的数据包括：①发表文章的作者、标题及出版年份; ②研究区的类型, 根据样点所布设的区域将研究区域分为农业农村区、城市区和工业区; ③研究区采样时间(对未明确报道采样时间的文献, 以发表时间减去2年为采样时间)、监测时长、采样频率及样点数; ④大气重金属沉降通量. 对于文献中未明确表示出各重金属元素沉降通量, 通过重金属含量和降尘通量计算得到, 计算公式如式(1)和式(2)所示:
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式中, F为干湿沉降通量[mg·(m2·a)-1]; C为降尘中重金属含量[mg·kg-1]; D为降尘通量[kg·(m2·a)-1]; Fw为湿沉降通量[mg·(m2·a)-1]; Fd为干沉降通量[mg·(m2·a)-1]. ⑤研究区所属行政区域, 若研究区覆盖多个行政区, 将其拆分为多条数据, 提取每个行政区的大气重金属沉降通量, 则每个行政区为单独研究区.
经过上述文献筛选和数据提取后, 建立中国大气重金属沉降通量数据库, 所含信息包括文献作者, 标题, 出版年份, 研究区所在省份及市县, 采样时间, 采样频率, 监测时长, 样点数, 研究区类型及大气As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn沉降通量.数据库中有效文献99篇, 共计208条大气重金属沉降通量数据, 即208个研究区.涵盖28个省, 156个县(区、市)的大气重金属沉降通量数据; 文献发表时间跨度为2001~2021年, 文献研究的采样时间为2000~2018年.研究区主要集中在人类活动密集区(胡焕庸线右下部, 见图 1), 且主要分布在长三角(33, 研究区数, 下同)、珠三角(27)、华北平原(37)、长株潭(22)、东北地区(17)和成渝地区(12), 以上6个区域占总研究数的71%, 华北平原、长三角和珠三角是我国经济发展最为迅速的地区, 而长株潭、成渝地区和东北地区则是矿产资源丰富, 工业活动频繁的地区.
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图 1 大气重金属沉降研究区分布 Fig. 1 Spatial distribution of study areas of heavy metals in atmospheric deposition |
在矿山、工业聚集地以及电子元器件拆解场等场地内及周边的大气降尘监测往往仅反映局地大气污染物排放的情况, 对于区域尺度的大气重金属沉降监测而言属于异常研究区.为保证分析结果的可靠性, 避免全国尺度大气重金属沉降通量均值受异常值影响, 采用1.5倍四分位间距法确定异常值, 对数据库中大气重金属沉降通量数据进行异常值检验, 剔除无效或异常样本.
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(3) |
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(4) |
式中, Q(1)为25%分位数; Q(3)为75%分位数; IQR为四分位间距; x为大气重金属沉降通量; outlier为异常值.
1.2.2 沉降通量计算大气重金属沉降采样频率大, 监测时间成本和经济成本往往较高, 以沉降通量时空变化特征分析的文献中监测点数相对稀疏, 部分研究甚至仅布设1~2监测点[31, 32].为从文献中获取相对大样本量的具有空间代表性和时间连续性的监测数据, 增加研究区的空间覆盖度和时间跨度, 因此不能采用研究区大气重金属沉降通量的方差作为权重计算依据.本文综合监测时长、采样周期和样点数等指标作为权重计算的参考值, 其研究区样点数越多, 监测时长越长其对研究区的大气重金属沉降通量水平代表性则越强, 其通量值权重应越大.因此, 权重(W)和加权平均值(F)的计算方法如式(5)和式(6)：
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(5) |
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(6) |
式中, Wi、Ti、Ni和Fi分别为第i个研究区大气重金属沉降通量的权重、监测时长(月)、采样点数和沉降通量[mg·(m2·a)-1]; F为全国重金属沉降通量[mg·(m2·a)-1].
由于文献发表存在偏好性和选择性, 据式(5)计算的研究区权重呈现明显的右偏态分布, 说明权重中存在极值现象[33], 会导致全国大气重金属沉降通量加权均值有偏.为此, 采用对数转换方式对研究区重金属沉降通量权重进行处理, 进一步消除部分沉降通量极值对总体均值的影响, 使其更加符合监测样点多, 监测时长越长, 所得到的大气重金属沉降通量的代表性就更大的原则.加权均值(F)的计算方法如式(7)和式(8)：
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(7) |
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(8) |
式中, Ti、Ni和Fi与式(5)和式(6)具有相同的含义, Wi*为对数化的权重.
2 结果与分析 2.1 重金属沉降通量总体特征对As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn这8种元素大气沉降通量进行探索性分析, 计算各元素加权均值, 具体统计结果见表 1.文献样本统计表明, Cd(173)和Pb(167)元素的监测研究相对较高, Hg(95)和Ni(100)元素监测研究相对较少, 这与人为活动引起的颗粒物排放中污染物关注度和危害程度有一定关系.As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn的大气沉降通量加权均值分别为2.97、0.48、11.04、12.77、0.05、6.61、23.37和96.75 mg·(m2·a)-1; 沉降通量范围分别为0.13~9.14、0.01~1.75、0.14~34.32、0.56~40.04、0.00~0.21、0.19~18.49、0.42~72.35和3.40~305.73mg·(m2·a)-1; 各元素的变异系数在68.09%~96.34%之间, 属于中等变异程度.经Kolmogorov-Smirnov双侧显著性检验(显著性水平=0.05, K-S检验)表明, 各元素K-S检验值D>0, 双侧显著性P < 0.05, 未通过显著性检验, 故不符合正态分布, 且各元素的偏态系数K>0.5, 呈右偏态分布.各元素大气重金属沉降通量均值大小为：Zn>Pb>Cu>Cr >Ni>As>Cd>Hg, 与国内外多数研究结果吻合[34, 35], 这个规律可能与地壳中元素含量丰度和工业、交通等人为活动引起的大气污染排放物成分谱有一定关联[36, 37].
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表 1 中国和其他国家或地区大气重金属沉降通量/mg·(m2·a)-1 Table 1 Deposition flux of heavy metals in China and other countries or regions/mg·(m2·a)-1 |
从国内外对比来看, 我国大气重金属沉降通量均值远高于1995~1998年英国乡村监测网中大气重金属沉降通量值, 与2004年日本东京湾沉降通量接近(表 1).其中As和Cr的沉降通量均值是英国的9~14倍, Ni、Pb和Zn的沉降通量均值是英国的4倍, Cd和Cu是英国的2倍以上, 仅Hg的沉降通量均值低于英国.Hg年沉降通量均值较低可能与我国对大气Hg排放的严格控制有关[43].从国内外对比来看, 虽然目前中国大气沉降中的重金属年输入通量普遍高于国外, 但这是由于现阶段中国正处于经济快速发展时期. 20世纪70年代属于瑞典的经济快速发展时期[44], 其大气Pb的年沉降通量为15mg·(m2·a)-1, 2000~2018年属于我国工业经济快速上升期, 其大气Pb的年沉降通量为23.37mg·(m2·a)-1.由此可见, 大气重金属沉降通量与经济快速发展可能存在一定相关性.
工业、交通、能源和采矿等人类活动是影响研究区内大气重金属沉降通量水平差异的重要因素[12, 45], 按人类活动影响因素的强度将研究区分为农业农村、城市和工业3种类型区进行亚组分析.由图 2可见, 不同亚组间大气重金属沉降通量均值存在显著差异, 呈现出工业区>城市区>农业农村区, 城市区均值与总体均值接近.农业农村区As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn大气沉降通量分别为1.52、0.25、8.08、6.47、0.02、3.57、12.14和36.59mg·(m2·a)-1, 我国农业农村区Cd的沉降通量低于1992年美国马萨诸塞州[0.405 mg·(m2·a)-1], 但仍普遍高于1995~1998年英国乡村地区大气重金属沉降通量均值, 特别是As和Cr的沉降通量是英国的4.9倍和10.8倍; 我国城市区大气重金属沉降通量是农业农村区的1.3~3.2倍, 其中As、Cd、Cr、Hg和Pb的沉降通量均值是2004年日本东京湾地区的1.1~2.5倍; 我国工业区大气重金属沉降通量分别是农业农村区的2.3~4.0倍.综上研究结果表明, 我国大气重金属沉降通量总体上仍与发达国家有较大差距.
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图 2 不同类型区大气重金属沉降通量特征 Fig. 2 Characteristics of deposition fluxes of heavy metals in different types of regions |
大气重金属沉降通量与人类活动密切相关, 由于不同区域间社会经济发展和工业活动水平不同, 中国大气重金属沉降通量具有明显的区域异质性.本文运用Meta-analysis亚组分析阐述中国六大区域的重金属沉降通量特征及其差异(图 3).中国东北地区、珠三角和华北平原总体大气重金属沉降通量较其它区域严重, 长三角地区大气重金属沉降通量水平显著低于其它区域.大气Cr、Cu、Ni和Pb沉降通量情况呈现出东北地区>珠三角>华北平原>其它3个区域; 大气As沉降通量呈现出：长株潭>东北地区>珠三角>华北平原>成渝地区>长三角; 大气Cd沉降通量在长株潭[0.9 mg·(m2·a)-1]和成渝地区[0.82 mg·(m2·a)-1]较高, 其它4个区域空间差异较小; 大气Zn沉降通量在珠三角区域最大为168.13mg·(m2·a)-1, 显著高于其它区域, 且其它区域未有明显的空间差异.
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N表示研究区数, n表示样点数, 圆形大小表示沉降通量均值, 数值单位为mg·(m2·a)-1 图 3 不同研究区大气重金属沉降通量特征 Fig. 3 Characteristics of deposition fluxes of heavy metals in different study areas |
化石燃料燃烧、工业生产和交通运输等人类活动是造成大气中重金属含量增加的主要原因[46], 大气重金属沉降通量与当地经济发展和能源消耗紧密相关[1, 45].不同重金属沉降通量也存在显著的空间分异性, 东北地区和珠三角Cr、Cu、Ni和Pb沉降通量较高, 而长株潭地区As和Cd的沉降通量较高.我国大气重金属沉降通量的空间差异可能与工业结构、气候特征及冬季燃煤有关.东北地区大气重金属沉降通量总体情况较为严峻, 一方面东北地区是我国重要的工业基地, 产业结构主要以能源开采和加工等传统重工业为主[47], 能源消耗以煤为主, 而燃煤是大气中As、Cr、Cu、Ni和Pb的主要来源[37].同时, 冬季燃煤供暖也是东北地区大气重金属的重要来源, 且供暖周期长达5~7个月, 每年耗煤约1.5亿t.其次, 东北地区城市样本点较多, 采样时间多集中在2007~2012年时间段内, 属于经济高速发展时期, 这可能也是导致该地区重金属通量均值估算偏高的因素.珠三角地区大气Cu和Zn沉降通量显著高于其它地区.珠三角大气中重金属主要来源是火电行业[37], 且在能源结构方面煤炭和汽油比例较高[48], 相对集中的火电厂和工业源排放使得珠三角地区大气颗粒物中Cu和Zn的浓度显著高于其它地区[49, 50].其次, 该区机动车保有量高, 其尾气会排放出大量的Cu[51], 也是导致其通量高的一个重要影响因素.长株潭地区As和Cd的沉降通量显著高于其他地区, 该地区有色金属矿产资源丰富, 是我国重要的铅锌冶炼、生产加工基地, 据中国统计年鉴数据显示, 2000~2017年间湖南省铅锌金属的产量共占全国的21.1%, 而有色金属冶炼是大气Cd的主要排放源[37].
2.3 重金属大气沉降通量变化趋势分析为探讨大气重金属沉降通量的变化趋势, 对文献数据库按采样时间分组, 计算大气重金属沉降通量2000~2018年每年的加权均值.从文献中提取的所有数据和每年的加权均值如图 4所示, 其时间变化采用二次多项式回归拟合历年沉降通量均值.从全国层面来看, 大气Cr、Cu、Ni和Pb沉降通量呈先升后降趋势, 2008年前后达到极值; As和Cd历年沉降通量均值在总体均值上下波动; 大气Hg和Zn沉降通量呈现逐年下降的趋势.
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图 4 2000~2018年重金属大气沉降通量的变化 Fig. 4 Temporal trends of deposition fluxes of heavy metals from 2000 to 2018 |
我国不同经济发展阶段及相应的环境保护政策会直接或间接影响大气重金属的时空分布.由于本文收集的文献时间跨度相对较长, 结合我国工业发展和城市化进程以及大气污染治理措施和工业排污的提质改造成效分析, 将采样时间划分为2000~2006年、2007~2012年和2013~2018年这3个时间段, 对比分析农业农村、城市和工业不同类型区在3个时间段大气重金属沉降通量的变化(图 5).城市型研究区沉降通量离散程度高, 大气Cr、Cu、Ni、Pb和Zn沉降通量均值在3个时间段内呈先升后降, 而As和Cd沉降通量在3个时间段内呈现以微小幅度上升趋势.工业型研究区8种重金属在3个时间段内均呈先升后降, 特别是Hg从2007~2012年的0.11mg·(m2·a)-1下降至2013~2018年的0.02 mg·(m2·a)-1, 下降幅度为86%, 这主要是由于2010年以后, 中国对各行业大气汞的排放严格控制, 针对不同行业分别制定或者更新了对应Hg的排放标准.农业农村型研究区大气重金属沉降通量数据离散程度小, 数据趋于集中, 且数值显著低于城市区和工业区, 大气Cd的沉降通量均值在3个时间段内逐渐增加.
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图 5 不同类型区大气重金属沉降通量时间变化趋势 Fig. 5 Temporal trend of deposition fluxes of heavy metals in different types of regions |
近年来, 随着我国对大气污染防治工作的重视程度不断提高, 出台的一系列环境保护和大气污染防控措施已经开始在一定程度上降低了大气中的重金属等污染物排放. 2010年我国出台了更为严格的大气Hg排放标准, 在废气处理技术提升和污染控制装置进步的双重作用下, 全国Hg年平均沉降通量由2006年0.14 mg·(m2·a)-1下降至2015年0.09 mg·(m2·a)-1[13, 26], 减少了35%.高文康等[52]的研究发现, 《大气污染防治行动计划》(大气十条)实施以来, 2013~2014年期间, 京津冀及其周边、长三角、珠三角、成渝和关中地区PM2.5的降幅均超过10%.大气十条实施后, 有研究发现天津地区Cr、Hg、Pb和Zn沉降量从2006年的0.77、0.11、71和420 mg·(m2·a)-1[53]分别降至2014年的0.21、0.02、15.58和37.8 mg·(m2·a)-1[54].我国大气治理工作已初有成效, 但As和Cd大气沉降通量年均值未有明显下降, 呈现波动状态, 且在城市研究区内呈现出逐渐增加的趋势, 在农业农村区大气Cd的沉降通量也呈现逐渐增加的趋势.因此, 仍需进一步加强我国大气污染防治及环境管理工作的力度, 重点关注大气颗粒物排放中As和Cd的管控, 通过制定更为精细的大气污染物排放标准, 降低大气重金属的排放总量, 保障农产品产地环境安全和农田生态环境系统的可持续发展.
3 讨论 3.1 中国大气重金属沉降通量文献发表偏倚Meta-analysis是文献检索、收集和分析的过程, 由于文献研究存在发表偏倚性, 其统计量的估计值不可避免存在一定偏差[55].为避免文献发表偏倚, 本文通过多个数据库广泛收集相关文献, 以减少单一数据库收录文献不全面的影响, 但未涵盖未发表的观测资料, 因此存在一定的发表偏倚性.同时, 纳入本文研究的文献, 多聚焦在经济发达和工业中心区域, 这些地区往往人口集中、大气排放污染程度高, 广大的西北、西南地区相关研究较少, 西藏、青海等省(自治区)未搜索到相关研究(图 1), 文献数据存在一定程度的空间有偏性, 在一定程度上会高估我国大气重金属沉降通量.同一研究区内大气重金属沉降通量数据存在时间断层, 研究区监测点数据时间连续性差, 导致大气重金属沉降通量仅能反映总体趋势, 并不能精确刻画区域通量的时序变化特征.
由于数据中存在异常值, 导致数据离散程度变大, 采用四分位间距识别异常值, 并剔除如株洲工业聚集地[56]和湖州固废拆解区[57]大气重金属沉降通量极高的异常值, 降低了标准差, 避免异常值对总体结果的影响.同时, 综合考虑大气重金属沉降采样的特性, 构建权重计算方法, 因此本文各重金属标准差较其他研究相对较小(表 2), 可以更加准确和可靠地反映大气重金属沉降通量总体特征.与其它研究相比, 本文按筛选标准确定99篇入选文献, 获得208条数据, 文献数、研究区数和样点数高于其它研究, 覆盖全国28个省, 采样时间跨度为2000~2018年, 文献来源相对全面, 发表偏倚相对较小.
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表 2 我国大气重金属沉降通量研究对比/mg·(m2·a)-1 Table 2 Comparison of deposition fluxes of heavy metals in China/mg·(m2·a)-1 |
3.2 大气重金属沉降对土壤环境质量的影响
大气沉降是土壤重金属的重要来源[45, 58], 通过大气沉降进入农田土壤中的重金属已经成为部分地区农田土壤重金属的最主要输入方式[13, 59].本文假定大气重金属沉降输入均滞留在土壤耕作层(0~20 cm)中而无任何迁移, 以“第一次全国土壤污染状况调查(2005~2013年)”的结果为当前土壤重金属质量分数, 以土壤环境质量标准(GB 15618-2018)风险筛选值为安全阈值, 以大气重金属沉降通量均值作为土壤重金属输入速率, 计算仅在大气重金属沉降影响下土壤重金属含量达到安全阈值上限的时间(即安全年限), 分析其对农田土壤的潜在风险.计算公式如式(9)：
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式中, Yi为重金属元素(i)的安全年限; M为每hm2土壤耕作层(0~20 cm)的质量, 取值2.25×106kg·hm-2; Cil为土壤环境质量标准(pH 6.5~7.5)中重金属元素(i)的安全阈值; Cib为我国土壤中重金属元素(i)的平均含量; Ai为重金属元素(i)大气沉降通量.
大气沉降对土壤重金属污染的影响计算结果表明(表 3), 除Cd以外, 大气沉降中其它重金属总体上对我国土壤环境质量影响相对较小, 安全年限在250 a以上.然而, 在农业农村区Cd的安全年限仅为68 a, 在城市区和工业区Cd的安全年限仅为31 a和21 a, 土壤环境质量风险相对较大.以2013~2018年大气重金属沉降通量为土壤重金属输入速率, 农业农村区和城市区的土壤Cd安全年限有不同程度缩短, 但大气Cd沉降通量对土壤环境质量的风险依然较大.水稻和小麦作为主要粮食作物易对土壤中Cd的吸收和富集, 大气Cd沉降的长期输入易导致农田土壤和农产品污染风险的增加.因此, 亟需对区域污染源排放的颗粒物尤其是可沉降的颗粒物中Cd采取积极有效管控措施, 制定更精细严格的大气颗粒物Cd排放限量标准, 以降低对农田土壤环境质量的影响.
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表 3 大气沉降对土壤重金属污染的影响 Table 3 Effects of atmospheric deposition on soil heavy metal pollution |
4 结论
(1) 中国大气As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn沉降通量分别为2.97、0.48、11.04、12.77、0.05、6.61、23.37和96.75mg·(m2·a)-1; 现阶段我国各重金属大气沉降通量普遍高于1995~1998年英国乡村地区, 属于大气重金属沉降通量偏高阶段; 不同类型区大气重金属沉降通量存在显著差异, 呈现出工业区>城市区>农业农村区.
(2) 中国东北地区、珠三角和华北平原大气重金属沉降通量较其它区域严重, 长株潭地区As和Cd的沉降通量较高, 长三角地区大气重金属沉降通量低于其它区域, 大气沉降通量区域差异性显著, 应结合产业结构特点制定分级分类的大气颗粒物排放精准治理和风险管控措施.
(3) 中国大气重金属Cr、Cu、Ni和Pb沉降通量呈先升后降趋势, As和Cd历年沉降通量均值在总体均值附近波动; 在2000~2006年, 2007~2012年和2013~2018年这3个时间段内, 大气As和Cd沉降通量在城市区逐渐增加, 大气Cd沉降通量在农业农村区逐渐增加, 农田土壤重金属Cd风险不容忽视.
| [1] | Tian H Z, Cheng K, Wang Y, et al. Temporal and spatial variation characteristics of atmospheric emissions of Cd, Cr, and Pb from coal in China[J]. Atmospheric Environment, 2012, 50: 157-163. DOI:10.1016/j.atmosenv.2011.12.045 |
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