仝双梅，连国奇，杨 琴，秦 趣，代 稳

(1.六盘水师范学院 旅游与历史文化学院，贵州 六盘水 553004；2.六盘水师范学院 化学与材料工程学院，贵州 六盘水 553004)

随着我国城市化的快速发展，人口和工业向城市高度集中，不合理的人类活动所产生的大量污染物随之进入城市土壤，导致了城市土壤的组成和性质发生变化，严重地影响和改变城市土壤生态系统的组成。重金属在土壤中具有隐蔽性、持久性、累积性等特点，因此土壤重金属污染难以治理。研究表明，城市土壤中的重金属可通过吞食、吸入和皮肤吸收等途径直接对人体产生影响，也可通过食物、大气和水环境污染等间接对人体健康产生不利影响[1]。

土壤污染的评价常用土壤重金属的含量作为标准，作为土壤污染物之一的土壤重金属污染已严重危害生态安全[2-3]。目前，土壤重金属污染已成为受到全球学者极大关注的环境问题之一，近年来，国内学者围绕城市土壤重金属污染状况展开了广泛的研究。刘亚纳[4]等对洛阳市7个不同功能区土壤重金属含量及污染程度进行评价，柳云龙[5]等对上海市土壤重金属空间变异特征及污染进行评价，吴新民[6]等对南京市不同功能城区土壤中重金属的污染特征进行分析，此外，不同学者分别对北京[7]、沈阳[8]、唐山[9]、徐州[10]等城市的土壤重金属污染状况进行调查研究，众多研究结果表明城市土壤不同程度地受到了重金属的污染。

六盘水作为西南地区重要的工业基地，以煤炭、电力、钢铁为重要经济支柱，是典型的工业城市，而目前关于六盘水城市土壤重金属的质量水平尚未见报导。本研究以六盘水城市土壤为研究对象，分别采集5个功能区居民区、商业区、工业区、学校、道路的表层土壤，分析测定土壤重金属Cu、As、Cd、Hg的含量水平，并对其污染状况及风险程度进行评价，旨在为六盘水城市环境质量综合治理提供参考依据，为促进六盘水打造国际旅游休闲度假城市，提供适宜的人居环境提供参考。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

根据六盘水土地利用状况，采集居民区、商业区、工业区、学校、道路5个功能区的表层土壤，用不锈钢铲采集土壤表层土(0～15cm)，多点混合混合成1个土样(500g左右)，共采集土壤样品36个。在实验室采用自然风干方式干燥土壤样品，用木棍将样品碾碎，拣去杂物，用四分法取土样100g，研磨过筛，装袋编号待测。

1.2 样品分析

用原子荧光测定仪(AFS-933)测定Hg和As，石墨炉原子吸收光谱仪(ZEE nit 700P)测定镉(Cd)，火焰原子吸收光谱仪(WFX-210)测定铜(Cu)，随批带空白实验。测试中质量控制用国家标准物质(GBW-07409、GBW-07413) ,同时随批测试平行样，将标样测试值和平行样间的相对标准偏差(RSD)控制在规定范围以内。

1.3 土壤重金属污染及生态风险评价方法

1.3.1 单因子污染评价法

目前，单因子污染评价法为国内通用的土壤环境质量评价方法[11]，计算公式为Pi=Ci/Si,其中，Pi为单一污染物的污染指数，Ci为某一污染物的浓度值，Si为所测污染物元素的参比值。该方法分级状况如下：Pi≤1.0、1.03.0，分别表示污染物处于未污染、轻污染、中度污染和重污染等级。

1.3.2 内梅罗综合污染指数法

计算公式为:

P综为内梅罗综合污染指数，Pi为污染物i的单项污染指数，Pimax为所有污染物单项污染指数的最大值。该评价方法共分为5级，P综≤0.7、0.73.0分别表示所测土壤处于安全、警戒级、轻污染、中污染和重污染等级。

1.3.3 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数为瑞典学者Hakanson[12]提出的，可综合反映土壤中重金属的影响潜力[9]。计算公式如下：

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量水平

研究区采样点土壤中Cd、As、Hg、Cu的平均含量水平(见表1)分别为1.98、57.85、0.87、71.41mg/kg，4种元素平均含量均高于贵州省土壤背景值，分别为背景值的3.01、2.89、7.96、2.23倍，超标率最高的为Hg高达100%， As和Cu的超标率也都达到了97.22%。

研究区土壤中的重金属含量均值与国内其他城市唐山、石家庄、广州等8个城市相比，Hg的含量均值高于唐山、石家庄、重庆，低于广州，而其它元素Cd、As、Cu的含量均值均高于其它城市，说明研究区采样点土壤重金属Cd、As、Cu污染较为严重见表2。

表1 土壤重金属质量浓度 (mg/kg)

*贵州省土壤背景值 **平均值/背景值

表2 我国不同城市土壤重金属含量

“-”表示文章中没有相关数据。

2.2 各功能区土壤重金属含量特征

对不同功能区土壤重金属含量变化规律和变异情况进行分析(表3)，结果表明：

Cd含量在各功能区平均含量由高到低依次为：学校>公园>商业区>居民区>道路，Cd含量最高值在公园区，为14.02 mg/kg，最低值在学校，为0.08mg/kg；不同功能区Cd的变异系数在115%～167%，都达到了强变异程度，变异系数最高的为学校区，高达167%，说明各个功能区表层土壤中的Cd受人为因素的影响较大，而学校作为人员密集地区，土壤中Cd含量可能为复合污染，污染源较为复杂。

As含量在各功能区平均含量由高到低依次为：道路>公园>居民区>学校>商业区，As含量最高值在道路，为138.93mg/kg，最低值在居民区，为15.57mg/kg；不同功能区As的变异系数在27%～66%，除学校为中等变异，其它功能区均为强变异。居民区的As含量较高可能与生活燃煤、生活废弃物的排放以及采样点多位于垃圾回收点附近有关。

Hg含量在各功能区平均含量由高到低依次为：学校>商业区>居民区>公园>道路，Hg含量最高值在居民区，为3.40mg/kg，最低值也在居民区，为0.16mg/kg，高于贵州省土壤背景值；不同功能区Hg的变异系数在16%～96%，商业区、公园为中等变异，道路、居民区、学校为强变异。学校Hg含量较高可能与采样点多位于绿化带，而土壤胶体及有机质对 Hg 的吸附及植物吸收大气干湿沉降中汞，并且累积 Hg 可随植物残体的渗透进入土壤有关[13]。

Cu含量在各功能区平均含量由高到低依次为：学校>公园>居民区>道路>商业区，Cu含量最高值在学校，为130.20mg/kg，最低值在道路，为30.77mg/kg，低于贵州省土壤背景值；不同功能区Cu的变异系数在7%～34%，除商业区为弱变异外，道路、公园为中等变异，居民区、学校为强变异，说明商业区表层土壤中的Cu基本未受到人类活动的干扰，其它各个功能区表层土壤中的Cu已受到不同程度的人为因素的影响。

表3 不同功能区土壤重金属质量浓度(mg/kg)

2.3 土壤环境质量评价

研究区表层土壤中4种元素的单因子污染指数计算结果结果如表4所示(参比标准为《土壤环境质量标准》(GB15618─1995)二级标准)，Cd、As、Hg、Cu的单因子污染指数均值分别为4.39、2.19、1.92、0.83，重金属的污染趋势呈现Cd>As>Hg>Cu。从不同功能区重金属的单项污染水平来看，Cd在居民区、商业区、学校、公园为重污染，As在居民区、道路、公园为中等污染，在商业区、学校为轻污染，Hg在居民区、学校为中等污染，在商业区、道路、公园为轻污染，Cu在各功能区呈现无污染水平。

从重金属综合污染水平来看，研究区综合污染指数范围为4.13～16.64，综合污染指数最高的为公园，为16.64，综合污染指数最低的为道路，为4.13，不同功能区的综合污染指数由高到低分别为：公园>学校>商业区>居民区>道路，各功能区的综合污染指数均大于3，都达到了重污染等级。

2.4 土壤潜在生态风险评价

以国家土壤环境质量标准(GB15618-1995)为参比值，对各功能区采用潜在生态危害指数进行评价，结果见表6。从六盘水城市土壤单个重金属生态风险比例分布来看(图1)，研究区采样点100%土壤样品重金属Cu的 均低于40，表现为轻微的生态危害风险,88.89%土壤样品As处于轻微生态危害程度，11.11%土壤样品As处于中等生态危害程度，土壤样品Cd风险程度为：轻微生态危害样品比例为61.12%、中等生态危害和强生态危害样品比例各为8.33%、很强生态危害和极强生态危害样品比例各为11.11%，土壤样品Hg风险程度为：轻微生态危害样品比例为2.78%、中等生态危害样品比例为69.44%、强生态危害样品比例为25%、很强生态危害样品比例为2.78%，表明研究区土壤 Cd、Hg污染最重，Cd、Hg是最主要的潜在生态风险因子。这与陈海珍对广州市不同功能区土壤重金属污染研究得出的广州市总体上 Hg、Cd 污染最严重的结论相一致[14]。

从潜在生态危害指数 均值来看，5个功能区所采集的土壤样品As、Cu的 均值均小于40，处于轻微的生态危害程度；道路土壤Cd的 均值为56.20，处于中等生态危害程度，居民区、商业区土壤Cd的 均值分别为92.09、125.43，处于强生态危害程度，学校、公园土壤Cd的 均值分别为203.83、181.80，处于很强生态危害程度；商业区、道路、公园土壤Hg的 均值分别为72.06、69.16、65.68，处于中等生态危害程度，居民区、学校土壤Hg的 均值分别为84.80、92.51，处于强生态危害程度。

多种重金属的综合潜在生态风险指数RI的范围为156.76～320.26，均值为234.76，土壤整体平均风险为中等生态危害，居民区、商业区、道路、公园、学校均处于中等生态危害程度，而学校RI为320.26处于强生态危害程度。不同功能区的综合潜在生态风险指数RI依次为学校(320.26)>公园(274.33)>商业区(219.48)>居民区(202.99)>道路(156.76)。采样点土壤整体生态风险程度为(图2)：轻微生态危害样品比例为55.56%、中等生态危害样品比例为22.22%、强生态危害样品比例为16.67%、很强生态危害样品比例为5.55%。

表4 不同功能区土壤重金属污染状况

表4(续)

Fig.1 Distribution potential ecological hazard of soil heavy metals in Liupanshui

Fig.2 Synthetic potential ecological hazard

3 结论

(1)六盘水城市表层土壤重金属Cd、As、Hg、Cu的含量均值均高于背景值，其中Hg的超标率最大，高达100%，其次为As和Cu，超标率都为97.22%。

(2)土壤Cd、As、Hg、Cu的单因子污染指数均值分别为4.39、2.19、1.92、0.83，重金属的污染趋势呈现Cd>As>Hg>Cu。研究区综合污染指数范围为4.13～16.64，研究区土壤的综合污染程度呈现公园>学校>商业区>居民区>道路的规律。

(3)各重金属元素中，Cd、Hg是最主要的潜在生态风险因子，多种重金属的综合潜在生态风险指数RI的范围为156.76～320.26，均值为234.76，土壤整体为中等生态风险，不同功能区的综合潜在生态风险指数RI依次为学校>公园>商业区>居民区>道路。

本次研究表明六盘水市土壤重金属的出现了不同程度的污染，但本次调查取样的采样点有限，数量较少，不能很好地全面反映六盘水土壤整体的污染状况，相关部门应开展更大范围的调查取样来全面了解六盘水市土壤重金属的污染状况，对土壤重金属的污染状况开展风险评估，明确污染源并及早采取预防措施及治理措施，来确保城市土壤生态环境质量的良好持续发展及提高居民的健康水平。