引用本文
宋泽峰, 崔邢涛, 栾文楼, 李随民. 河北平原土壤中汞的地球化学分布特征[J]. 物探与化探, 2015,39(2): 396-400.
SONG Ze-Feng, CUI Xing-Tao, LUAN Wen-Lou, LI Sui-Min. Geochemical distribution of Cr in soil of Hebei plain[J]. Geophysical and Geochemical Exploration, 2015,39(2): 396-400.
Doi:10.11720/wtyht.2015.2.31  
Permissions
Copyright©2015, 物探与化探编辑部
《物探与化探》编辑部 所有
河北平原土壤中汞的地球化学分布特征
宋泽峰1,2, 崔邢涛1,2, 栾文楼1,2, 李随民1,2
1.石家庄经济学院 资源与环境工程研究所,河北 石家庄 050031
2.河北省水资源可持续利用与开发重点实验室,河北 石家庄 050031

作者简介: 宋泽峰(1980-),男,河北邯郸人,助理研究员,主要从事应用地球化学研究工作。

收稿日期: 2014-03-28
基金: 河北省农业地质调查项目(20041420007)
摘要

基于多目标地球化学数据,研究了河北平原土壤内Hg的空间分布特征,制作了表层土壤和深层土壤Hg的分布图。结果显示:河北平原Hg含量均值在表层土壤为43.77×10-9,深层土壤为17.58×10-9;根系土Hg的形态以惰性态为主,有效态比例仅为3.24%,土壤环境安全性较高。Hg含量在河北平原表层土壤中呈现出西高东低的趋势,明显表现为因自然原因形成的沿太行山麓平原的显著高值区;低值区有沿河道相分布的特点;城市周边因人为原因形成点状高值区。

关键词: 地球化学; 汞; 分布特征; 土壤; 河北平原
中图分类号:P632 文献标志码:A 文章编号:1000-8918(2015)02-0396-05
Geochemical distribution of Cr in soil of Hebei plain
SONG Ze-Feng1,2, CUI Xing-Tao1,2, LUAN Wen-Lou1,2, LI Sui-Min1,2
1. Insitute of Resource and Environmental Engineering, Shijiazhuang University of Economics, Shijiazhuang 050031, China
2. Hebei Key Laboratory of Sustained Utilization and Development of Water Resources, Shijiazhuang 050031, China
Abstract

Based on the data obtained by multi-purpose regional geochemical survey, the authors studied the spatial distribution of Hg in soils of Hebei plain, and drew the geochemical diagram of topsoil and deep soil. The result shows that the mean content of Hg in topsoil is 43.77×10-9, and that in deep soil is 17.58×10-9. The main chemical speciation of Hg in root soil is inert mercury, and the proportion of active mercury is only 3.24%. These data suggest that the degree of soil environmental safety is high. The Hg content in topsoil is higher in the west part of Hebei plain than in the east part. There is a significantly high value area distributed along the Taihang Mountain, which is formed by natural factors. The distribution of Hg low value area is similar to the distribution of rivers. Punctuated high value areas surrounding cities and towns are formed by human activities.

Keyword: geochemistry; mercury; distribution characteristics; soil; Hebei plain

Hg是一种具有生物毒性的重金属元素, 也是自然界最主要的污染物之一, 其毒性具有持久性、生物累积性和神经毒性的特点, 自然界的Hg会危害植物生长, 并可能通过食物链进入人体, 危害人体健康[1], 20世纪50年代日本的水俣病事件, 即是由Hg食物引起的。基于Hg的巨大危害, 目前该元素已经被很多国际机构列为优先污染物[2]。环境中的Hg分为自然来源与人为来源。大气中Hg的自然来源主要包括火山与地热活动、土壤释汞、自然水体释汞、植物表面的蒸腾作用、森林火灾等[3]。人为来源的汞则主要集中于人类活动强烈地区, 特别是城镇、矿区周边。如马生明等[4]发现在城镇及其周边土壤普遍出现与辰砂矿物有关的Hg异常; 林杰藩等[5]对经济发达的珠江三角洲土壤进行了Hg污染调查, 认为Hg的高含量区属人为原因引起; 罗杰等[6]的研究证明了广东贵屿地区的Hg污染与电子垃圾有密切关系。人为排放汞的来源主要是金属冶炼和燃煤, 有研究显示有色金属和燃煤分别占到大气人为源的45%和38%[7]。

河北是矿业大省, 河北平原同时是我国重要的粮食、蔬菜产地。金属冶炼是省内的重要产业, 燃煤是工业、生活等的主要动力源和热源, 因此河北平原面临极大的Hg污染威胁, 查明Hg在河北平原的地球化学分布现状具有现实意义。笔者基于“ 河北省农业地质调查” 项目数据, 对河北平原土壤Hg的全量和不同形态含量分布进行了系统研究, 以期掌握Hg在河北平原土壤内的分布规律, 为下一步有针对性地进行污染治理和农田恢复提供参考。

1 研究范围及自然概况

本次研究的主要工作范围为整个河北平原区及秦皇岛、唐山、廊坊、保定、石家庄、沧州、衡水、邢台、邯郸9市部分丘陵地区。全区东临渤海, 东南、南部分别与山东、河南接壤, 中部环绕京、津两市, 西侧、北侧分别倚靠太行山脉和燕山山脉。研究区地理坐标为114° 05'E~119° 50'E, 36° 05'N~40° 15'N, 面积7.4× 104 km2。

研究区位于中纬度欧亚大陆东岸, 在我国东部沿海, 属于温带湿润半干旱大陆性季风气候, 大部分地区四季分明, 寒暑悬殊, 雨量集中, 干湿期明显; 平均气温由北向南逐渐升高, 中南部地区平均气温12 ℃; 年平均降雨量350~770 mm, 总趋势是东南部多于西北部; 年平均日照在2 400~3 077 h, 研究区全域范围均属日照条件较好地区。

河北平原系华北大平原的一部分, 其形成是渤海凹陷, 大陆下沉, 逐渐为黄河、海河及燕山各河系冲积物所填而成。冲积覆盖层厚, 一般在700~800 m以上, 第四系沉积物最深部分可达1 000~1 300 m。成土母质主要由第四系沉积物组成, 分布有13种土壤类型, 其中以潮土和褐土为主[8]。

2 数据来源与研究方法

土壤样品由河北省地质调查院和石家庄经济学院分别采集。河北省地质调查院按照中国地质调查局《多目标区域地球化学调查规范(1:250 000)》(DD2005-01)要求采集表层土壤和深层土壤, 供全量分析。表层土壤取样深度0~20 cm, 样品采样密度为1个样/km2, 4个土壤样组合成1个分析样(即表层土壤每4 km2一个分析样), 共取得样品20 029件; 深层土壤取样深度180~200 cm, 样品采样密度为1个样/4 km2, 4个土壤样组合成1个分析样(即表层土壤每16 km2一个分析样), 共取得样品5 056件。石家庄经济学院采集农作物根系土330件, 在研究区均匀分布, 供元素形态测试。

由国土资源部保定地矿实验室测试Hg全量和7种形态含量, 分析方法与技术要求按《生态地球化学评价样品分析技术要求(试行)》(DD2005-; 03)执行。具体方法为:利用王水消解, 采用冷原子吸收法测定样品中Hg全量; 土壤中重金属形态分析:分别以水、氯化镁、醋酸钠、焦磷酸钠、盐酸羟胺、过氧化氢为提取剂提取水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐殖酸结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态, 制备各形态分析液, 取适量提取上述各形态后的残渣, 用盐酸、硝酸、高氯酸、氢氟酸处理后制备残留态分析液, 用氢化物发生原子荧光光谱法分析各种形态分析液中的Hg含量。

利用迭代法对离群数据进行剔除, 计算统计量。由于本次研究对象为河北平原土壤所有来源的Hg, 包括本底含量以及人为活动、自然交换等对土壤输入的Hg, 因此利用剔除前的数据进行成图。利用ArcGIS9.3软件制作Hg含量的空间分布图。元素含量分级标准参照地球化学勘探圈定地质异常的方法, 分为显著高值区(> X0+2S0)、高值区(X0+0.5S0 ~X0+2S0)、平均值区(X0-0.5S0~X0+0.5S0)、低值区(X0-2S0~X0-0.5S0)和显著低值区(< X0-2S0)五个区域, 在此基础上分析Hg的空间分布。

3 结果与分析
3.1 土壤Hg的基本统计特征

在更大范围上宏观比较, 河北平原土壤Hg含量较低。不同研究者对中国土壤Hg背景值的研究结果差异较大:鄢明才等计算全国A层土壤Hg背景值数据为40× 10-9[9]; 中国环境监测总站数据统计全国A层和C层土壤Hg背景值分别为65× 10-9和44× 10-9[10]; 朱立新等曾发表中国东部平原深部土壤元素的生态地球化学基准值的研究结果, 其中Hg为25× 10-9[11], 均分别高于本次研究的表层土壤和深层土壤结果。需要注意的是, 表层样品原始数据的标准偏差极大, 达到95.44× 10-9, 数据离散程度很高, 说明在部分样品采集区存在严重的Hg污染。

重金属总量可以作为环境污染程度的重要标志, 但不能真正反映其潜在的生态危害性, 因为重金属有不同的存在形态, 不同形态重金属的环境行为和生态效应不同。水溶态重金属易被植物吸收, 具有很大的迁移性和毒性[12]; 离子交换态在土壤中活性最高, 易被植物吸收、利用、淋失和迁移; 碳酸盐结合态重金属与土壤结合较弱, 易被释放, 有较大的可移动性; 当土壤发生氧化时, 腐殖酸结合态重金属容易被释放出来[13]; 铁锰氧化态和强有机结合态较为稳定, 当外界条件发生变化时才可以释放出来[14]; 残渣态重金属在自然界正常条件下不易释放, 不易为植物吸收, 在整个土壤生态系统中对食物链影响较小[15]。

表1 河北平原土壤Hg的基本统计参数

研究区表层土壤Hg全量是深层的2.5倍, 表现出极高的富集程度, 但元素形态以残渣态和有机结合态含量最高, 两者占到总Hg的79.0%(图1); 而有效态含量很低, 其中水溶态含量为0.67× 10-9, 仅占总Hg含量的1.30%, 离子交换态占1.94%; 显示出河北平原土壤Hg多为惰性形态, 能对农作物造成威胁的Hg有效态较少, 农田安全性较高。但是研究区内腐殖酸结合态Hg含量较高, 达到6.98× 10-9, 占总Hg的13.5%。由于该类型Hg在土壤氧化时易于释放, 因此需要密切关注土壤理化性质, 特别是pH的变化。

图1 河北平原土壤Hg元素形态含量对比

3.2 河北平原土壤中Hg的空间分布特征

河北平原地貌分区主要包括太行山山麓平原、燕山山麓平原、海河冲积平原、滦河冲积平原, 另有少量属滨海平原[8]。

对河北平原表层和深层土壤Hg含量进行分区对比(表2), 可以发现整体上河北平原土壤Hg在空间上表现出与地貌、河道分布的密切相关性, 并且表层土壤Hg在各等级区的含量都明显高于深层, 说明Hg受人类活动的影响显著。

表2 河北平原表层和深层土壤Hg各等级区含量统计

3.2.1 表层土壤Hg的分布特征

冀中南平原绝大部分面积的表层土壤Hg含量都在平均值区以上等级, 仅沧州沿海地区呈现大面积Hg的低值区, 其他区域则呈现零星条带状低值区, 与河道流域相一致(图2)。如廊坊中部永定河流域, 保定与石家庄的界河大沙河, 邯郸南部漳河, 邢台城区以南澧河等流域的Hg低值区。冀中南平原西部区域性高值区整体呈现出沿太行山脉南北走向分布。冀东平原表层土壤主要为Hg的低值区, 仅在秦皇岛— 北戴河一线, 流经唐山市区的陡河沿线形成较大面积的高值区。

图2 河北平原表层土壤Hg全量分布

3.2.2 深层土壤Hg的分布特征

与表层土壤相比, 冀中南平原深层土壤Hg的低值区面积增加(图3); 高值区位置东移, 主要分布在河北平原中部的沧州、衡水一带; 西部太行山前表层高值区面积缩小。冀东平原深层土壤Hg的分布较为简单, 中部为低值区, 在南部临海地区形成了大面积高值区。

图3 河北平原深层土壤Hg全量分布

3.2.3 城市周边的Hg分布

河北平原表层土壤内大量点状Hg高值区与城镇分布吻合性极好。9个中心城市周边都形成了显著高值区, 其中保定、秦皇岛、沧州、衡水4市的深层土壤也形成了显著高值区。河北平原107个县城中有53个县城位于表层土壤显著高值区内, 表现出人类活动对土壤Hg输入的强烈影响。

3.3 成因分析

3.3.1 自然成因

一般认为, 深层土壤由于受到外界影响较小, 可以视为代表了土壤的原生状态。表层土壤中Hg的分布继承了深层土壤中原生状态的自然分布:深层土壤中成土时期的Hg, 可以认为是表层土壤大面积平均值区Hg的来源。西部太行山前高值区的形成主要是太行山岩石和矿物风化搬运迁移的结果。太行山前平原Hg的分布区域性高值区被澧河和大沙河两组低值区分为三部分。对比太行山地质图(图4)可以发现, 高值区紧邻太行山碳酸盐岩区, 两个低值区则源自片麻岩区。碳酸盐岩富含Hg[16], 这些岩石和矿物风化后, 释放的Hg以化合物和离子的形式进入水溶液, 通过河流悬浮物、气态的搬运, 最终进入平原土壤, 形成太行山前Hg的高值区。

图4 太行山山区地质概况

而在冀中南平原东部, 由于远离碳酸盐岩区, 土壤中的Hg得不到补充, 经过河流的长期淋洗, 形成了与河道走向相似的低值区分布。随河流向北迁移的Hg, 至阜城凹陷、饶阳凹陷, 由于地势低洼, 流速变缓而沉积形成冀中南平原东部的高值区。冀东平原的表层和深层土壤都形成了一个“ 人” 字形的低值区, 这是滦河的古河道区, 其成因应与冀中南平原东部相似。

3.3.2 人为成因

河北平原整体上存在Hg在表层土壤富集的特点。表层土壤Hg在各含量等级都显著高于深层, 特别是高值区、显著高值区, 这种差别更为明显。表层土壤低值区含量上限达到30.31× 10-9, 高于深层土壤显著高值区含量, 显示表层土壤受到人为因素影响显著。在京广铁路沿线, 由于城市分布密集, 这种影响尤为突出, 并强化了表层土壤Hg西高东低的分布趋势。

在河北平原一些城市及周边地区, Hg的含量在表层和深层都形成了点状显著高值区, 显示了含Hg污染物在这些点状地区土壤中形成了向下迁移通道, 深层土壤也受到外源Hg的污染。廖启林等[17]指出, 伴随工业化、城市化的发展, 通过一些人为生产、消费活动向局部土壤环境输入重金属, 是导致地表土壤重金属污染的重要原因之一, 人类活动对环境的作用力度越大, 当地表层土壤受到重金属污染的程度有可能就越高, 土壤被污染的深度将更大。城市做为人类活动最集中, 对自然环境改造最为彻底的地区, 其对周边的重金属, 包括Hg的排放也最为强烈。

城市环境中的人为Hg污染主要来源于煤炭和石油的燃烧以及工业“ 三废” 排放等。河北平原城市, 如邯郸、邢台、石家庄、唐山、沧州等多为重工业城市, 钢铁、化工、制药等产业集中, 对环境的影响较轻工业城市或旅游城市更重。如冀东平原表层土壤以唐山为源头, 沿陡河向下游迁移的Hg高值区, 形象地表现了城市污染对土壤的Hg的排放。

农田中Hg的人为源主要是化肥、农药的施用。河北是全国重要的粮食、蔬菜产区, 农业发达。有研究显示, 太行山山前平原农田区的化肥Hg输入通量达到0.24 g/(hm2· a)[18]。以此估算, 研究区内每年通过化肥输入Hg可达1.78× 103 kg。

另外, 山区矿业的开采也是Hg的人为源的重要途径。太行山区、燕山区内有大量的矿产, 如邢台桃园铜矿、保定木吉村铜矿等大型有色金属矿山, 迁安、武安等地的煤、铁矿区。许多研究表明, 矿区周围的土壤、植物、水体等中的Hg普遍超标[19, 20, 21], 矿业对环境Hg的输入有重大影响。因此太行山山前平原土壤中也可能叠加了随河道而下的矿业活动产生的Hg, 与原生Hg的共同叠加作用, 产生了表层土壤的高值区。

4 结论

(1)河北平原表层土壤Hg含量均值为43.77× 10-9, 深层土壤Hg含量均值为17.58× 10-9, 低于全国及东部平原对应土壤层位的Hg含量平均水平。研究区内根系土Hg的形态以惰性态为主, 有效态含量仅为3.24%, 环境安全性较高, 但需注意土壤理化性质的改变造成的腐殖酸结合态Hg的释放。

(2)河北平原Hg的空间分布呈现出三个特点:在表层土壤中Hg含量分布呈现出西高东低的趋势, 明显表现为沿太行山麓平原的显著高值区; 东部Hg的分布明显表现为沿河道相的流域性低值区; 城市周边形成点状高值区。

(3)Hg的分布形态的形成原因主要有自然成因和人为原因两方面。自然成因主要是高Hg含量的岩石风化形成Hg的迁移, 以及河流冲淋作用造成的Hg流失; 人为原因主要是城市的生产、生活活动, 农田区的农药、化肥的施用, 及山区矿业活动。人为原因使得表层土壤Hg含量明显高于深层土壤。

The authors have declared that no competing interests exist.

参考文献
[1] 徐楠, 施国新, 杜开和, 等. Hg、Cd及其复合污染对浮萍叶片的毒害研究[J]. 南京师范大学学报: 自然科学版, 2002, 25(3): 109-115. [本文引用:1]
[2] 王斐, 王敏, 唐景春, 等. Hg在玲珑金矿区典型农田土壤中的吸附特征研究[J]. 环境科学, 2011, 32(9): 2669-2675. [本文引用:1]
[3] 王少锋, 冯新斌, 仇广乐, 等. 大气汞的自然来源研究进展[J]. 地球与环境, 2006, 34(2): 1-11. [本文引用:1]
[4] 马生明, 朱立新, 汤丽玲, 等. 城镇周边土壤Hg异常成因机理研究[J]. 地质学报, 2007, 81(4): 570-576. [本文引用:1]
[5] 林杰藩, 赖启宏, 方敬文, 等. 珠江三角洲土壤Hg污染区生态地球化学评价[J]. 生态环境, 2007, 16(1): 41-46. [本文引用:1]
[6] 罗杰, 温汉辉, 吴丽霞, 等. 广东贵屿土壤Cd、Hg潜在威胁评价[J]. 地质科技情报, 2012, 31(1): 95-99, 109. [本文引用:1]
[7] Streets D G, Hao J, Wu Y, et al. Anthropogenic mercury emissions in China[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(40): 7789-7806. [本文引用:1]
[8] 河北省土壤普查办公室, 河北省土壤普查成果汇总编委会. 河北土壤[M]. 石家庄: 河北科学技术出版社, 1990: 148-309. [本文引用:2]
[9] 鄢明才, 迟清华. 中国东部地壳与岩石的的化学组分[M]. 北京: 科学出版社, 1997: 93-122. [本文引用:1]
[10] 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 环境科学出版社, 1990. 87-91. [本文引用:1]
[11] 朱立新, 马生明, 王之峰. 中国东部土壤地球化学基准值[J]. 中国地质, 2006, 33(6): 1400-1405. [本文引用:1]
[12] 孙敬亮, 武文钧, 赵瑞雪, 等. 重金属土壤污染及植物修复技术[J]. 长春理工大学学报, 2003, 26(4): 46-48. [本文引用:1]
[13] 吴新民, 潘根兴. 影响城市土壤重金属污染因子的关联度分析[J]. 土壤学报, 2003, 40(6) : 921-929. [本文引用:1]
[14] 宋明义, 刘军保, 周涛发, 等. 杭州城市土壤重金属的化学形态及环境效应[J]. 生态环境, 2008, 17(2): 667-669. [本文引用:1]
[15] 武永锋, 刘丛强, 涂成龙. 贵阳城市土壤重金属元素形态分析[J]. 矿物学报, 2008, 28(2): 177-179. [本文引用:1]
[16] 刘红樱, 陈德友, 周雪梅, 等. 成都地区土壤Hg分布特征及其影响因素[C]//地球科学与社会可持续性发展——2005年华东六省一市地学科技论坛, 南京, 2005: 37-46. [本文引用:1]
[17] 廖启林, 华明, 金洋, 等. 江苏省土壤重金属分布特征与污染源初步研究[J]. 中国地质, 2009, 36(5): 1163-1174. [本文引用:1]
[18] 刘洪微. 太行山山前平原土壤环境中Cd、Hg、Pb地球化学背景及通量研究[D]. 石家庄: 石家庄经济学院. 2010: 41-42. [本文引用:1]
[19] 袁新田, 张春丽, 孙倩, 等. 宿州市煤矿区农田土壤重金属含量特征[J]. 环境化学, 2011, 30(8): 1451-1455. [本文引用:1]
[20] 徐友宁, 柯海岭, 刘瑞平, 等. 陕西潼关金矿区农田土壤Hg污染的环境效应[J]. 地质通报, 2006, 25(11): 1349-1353. [本文引用:1]
[21] 李永华, 姬艳芳, 杨林生, 等. 采选矿活动对铅锌矿区水体中重金属污染研究[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(1): 103-107. [本文引用:1]
[22] 韩晔, 郑玉萍, 张涛, 等. 山东省高密市高氟区地球化学及水文地球化学特征[J]. 物探与化探, 2013, 37(6): 1107-1113. [本文引用:1]
[23] 刘文辉. 甘肃省张掖—永昌地区土壤重金属元素地球化学特征[J]. 物探与化探, 2013 Vol. 37(5): 883-888. [本文引用:1]