北京市土壤和TSP中重金屬分布特征及相關性研究

韓玉麗，邱爾發(fā)，王亞飛，唐麗清

中國林業(yè)科學研究院林業(yè)研究所，國家林業(yè)局城市森林研究中心，國家林業(yè)局林木培育重點實驗室，北京 100091

北京市土壤和TSP中重金屬分布特征及相關性研究

韓玉麗，邱爾發(fā)*，王亞飛，唐麗清

中國林業(yè)科學研究院林業(yè)研究所，國家林業(yè)局城市森林研究中心，國家林業(yè)局林木培育重點實驗室，北京 100091

城市土壤、大氣作為城市生態(tài)系統(tǒng)重要組成部分，是城市居民賴以生存的基本物質環(huán)境，其重金屬污染一直是研究的熱點。土地利用方式不同，受到的人類活動影響程度不同，其土壤、大氣重金屬分布不同。以北京市4個功能區(qū)（工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居民區(qū)和公園區(qū)）為研究對象，通過采集0～20、20～40、40～60 cm的土壤和TSP樣品，使用電熱板消解和電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定樣品中7種重金屬元素Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn的質量分數(shù)，分析土壤和TSP中重金屬的空間分布特征及兩者之間的相關關系，旨在正確認識人類活動對城市土壤、大氣環(huán)境的影響，為北京市環(huán)境保護與治理提供理論依據(jù)。研究結果表明，（1）北京市土壤重金屬Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn的平均質量分數(shù)分別為2.62、61.34、11.87、533.82、23.45、24.36、116.42 mg·kg-1。從單因子污染指數(shù)來看，Cd、Zn的平均質量分數(shù)超過國家《土壤環(huán)境質量標準》一級標準限值，污染指數(shù)分別為13.1、1.16。（2）空間上，表層土壤重金屬元素含量總體表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)、居民區(qū)、交通區(qū)的含量高于相對清潔的公園區(qū)。垂直剖面上，工業(yè)區(qū)、居民區(qū)及交通區(qū)的重金屬總體上表現(xiàn)出弱的表聚性，公園區(qū)土壤表現(xiàn)為很好的原始性。（3）比較TSP中重金屬質量濃度最高值與最低值的比值，從大到小依次為：Ni（4.73）>Pb（3.26）>Mn（2.85）>Cd（2.59）>Cu（2.19）>Cr（1.83）>Zn（1.46）。（4）北京市土壤和大氣重金屬元素之間的相關性不強，說明大氣干濕沉降未使北京市土壤重金屬含量產(chǎn)生顯著變化。

北京；土壤；TSP；重金屬；分布特征；相關性

城市土壤不屬于分類學上的術語，它是指廣泛分布于道路、公園、礦山周圍或河道等城市和城郊地區(qū)，受到人類活動嚴重影響，原有自然屬性發(fā)生強烈改變的土壤總稱（張甘霖等，2003）。在城市生態(tài)系統(tǒng)中，城市土壤作為一個重要組成部分，不僅為土壤微生物提供棲息地和能量來源，同時作為城市綠化植物的生長介質，供應植物生長所需的各種養(yǎng)分（張甘霖，2005）。隨著城市化的快速發(fā)展和大量人口向城市的集聚，城市環(huán)境問題日趨突出，其中城市土壤重金屬污染就是其中之一。重金屬污染不僅會對土壤本身結構、理化性質產(chǎn)生影響，不利于植物生長，而且能通過直接接觸或食物鏈富集、濃縮和放大等間接方式對人類健康構成威脅（趙思妍，2013；趙鳳蘭等，2013；劉候俊等，2012）。許多國內外的研究也表明，工業(yè)區(qū)、居民區(qū)、公路區(qū)、城市綠地等區(qū)域的城市土壤有不同程度的Cd、Zn、Pb、Cu、As等重金屬元素的積累（陳立新等，2007；吳新民等，2003；Grace等，2006），且有明顯的人為富集特點。在不同功能區(qū)，重金屬的種類、含量、分布都有所不同，因此，了解不同功能區(qū)城市土壤重金屬污染現(xiàn)狀以及分布規(guī)律有著重要的理論價值，可為土壤重金屬預防、治理提供參考依據(jù)。

作為一個開放體系，城市土壤與大氣環(huán)境中其他要素之間在不間斷的進行著物質與能量的互換，如環(huán)境中的重金屬元素可以通過大氣干濕沉降、污水灌溉、農(nóng)藥和化肥的施用以及固體廢棄物排放等途徑進入土壤（趙慶齡等，2010）。其中，大氣干濕沉降是重金屬元素進入土壤的一個重要途徑，是影響土壤生態(tài)系統(tǒng)安全的重要因素，黃春雷等（2011）對浙東沿海某典型固廢拆解區(qū)的研究表明，區(qū)內大氣干濕沉降大大增加了土壤重金屬的含量水平，對土地質量造成嚴重的負面影響。大氣中的重金屬濃度與人類活動、經(jīng)濟發(fā)展模式、產(chǎn)業(yè)結構有著密切聯(lián)系。因此，研究大氣中重金屬的分布特征、含量水平及與土壤中重金屬的相關關系，對正確認識人類活動對大氣、土壤環(huán)境產(chǎn)生的影響具有重要意義。

北京市作為全國的政治、文化、經(jīng)濟中心，隨著首鋼等大型污染企業(yè)的外遷、汽車擁有量的急劇增加，大氣污染由煤煙還原型逐漸轉變?yōu)檠趸痛髿馕廴?，加上北京綠地面積的逐漸增加，大氣、土壤重金屬含量、分布都有所改變。當前，對北京市土壤、大氣重金屬的研究多集中在土壤理化性質、空間分布特征以及大氣沉降通量等方面（陳瀟霖等，2012；鄭袁明等，2003；叢源等，2008；劉艷，2009），對不同土地利用方式下土壤垂直剖面中重金屬含量變化、大氣中重金屬分布特征的研究較少。本文采集了北京市不同功能區(qū)土壤、大氣樣品，對其重金屬元素的含量水平進行了對比分析，探討了土壤、大氣中重金屬元素的分布特征以及土壤—大氣系統(tǒng)間重金屬的相關性，揭示了北京市土壤、大氣重金屬元素的積累特征，以期為北京市環(huán)境保護與治理提供科學依據(jù)。

1 研究地區(qū)和方法

1.1 研究地點

本研究的土樣采自具有典型北溫帶半濕潤大陸性季風氣候的北京市（39.4°～41.6°N，115.7°～117.4°E）。氣候特點是夏季高溫多雨，冬季寒冷干燥，春、秋短促，年平均氣溫10～13 ℃，降水季節(jié)分配很不均勻，全年降水的75%集中在夏季。

近年來，隨著北京市經(jīng)濟的快速發(fā)展、人口數(shù)量的迅猛增加，給城市土壤造成較大影響。結合北京市土地利用方式現(xiàn)狀，分別選取朝陽公園南路、海淀區(qū)魏公村、石景山高井熱電廠和北京植物園作為交通區(qū)、居民區(qū)、工業(yè)區(qū)和公園區(qū)4個功能區(qū)的代表，進行布點和取樣（圖1）。朝陽公園南路位于北三環(huán)與北四環(huán)之間，緊靠北京市四環(huán)以內最大的城市公園——朝陽公園，車流量大，綠化較好，樹種較多，養(yǎng)護管理工作相對到位；魏公村是北京市老居住區(qū)的典型代表地點，建成年代久，人口較為密集；高井熱電廠位于北京市石景山區(qū)，始建于1959年，在全市發(fā)電廠中規(guī)模較大；北京植物園建于1955年，坐落在西山腳下，距市中心23 km，園內栽種有大量類型各異的樹木和花草，環(huán)境質量良好，基本保持著自然土壤和生態(tài)環(huán)境特點。

圖1 4個功能區(qū)在北京市的分布Fig. 1 Distribution of 4 functional zones in Beijing, China

1.2 樣品的采集和處理

1.2.1 土壤樣品的采集及處理

土壤樣品的采集按照隨機多點混合的原則，采用S形線路在每個功能區(qū)內布設5個采樣點進行取樣。為便于進行比較分析及考慮城市土壤的混雜性，在每個采樣點采用深度間隔采樣法按 0～20、20～40、40～60 cm的層次，用土鉆分層取樣，將各層次采集到的5個土壤樣品就地混合為一個樣品，4個功能區(qū)共有12個土壤樣品。采到的土樣裝入塑料袋，注明采樣日期、采樣人、采樣地點和采樣土壤層后，帶回實驗室。土壤樣品在白紙上攤開，經(jīng)自然風干后，去除雜質，用高速萬能粉碎機粉碎，并過100目篩，裝入塑料袋備用。

表1 采樣點的基本情況Table 1 Basic situation of the sampling sites

1.2.2 TSP樣品的采集及處理

TSP樣品使用青島嶗山電子儀器廠生產(chǎn)的KB-120F智能中流量采樣器進行采集。每個功能區(qū)同時進行取樣，采樣時間為2014年4月28─29日，每天采樣時段為8:00—18:00。垂直采樣高度均為人體呼吸帶1.5 m處，采集流量為100 L·min-1，采樣濾膜為直徑90 mm（有效直徑80 mm）的玻璃纖維濾膜。同時，隔2 h記錄1次氣溫、氣壓、采樣流量、采集體積等數(shù)據(jù)。

1.3 重金屬元素分析方法

1.3.1 土壤重金屬元素的測定

土壤樣品采用混合酸（HF-HClO4）消化（中國林業(yè)科學研究院分析中心，1994）。準確稱量1.000 g土樣于聚四氟乙烯干鍋中，加入7 mL HClO4和7 mL HF，放置過夜，180 ℃電熱板上加熱至果凍狀，之后加入7 mL HF，繼續(xù)加熱至近干，加入20 mL蒸餾水，再次加熱至近干。冷卻后，加入體積分數(shù)3%HNO3溶液5 mL，稍微加熱，使之充分溶解，并定容至50 mL容量瓶中，同時做空白對照。通過美國Thermo公司的TRIS Intrepid II XSP等離子體發(fā)射光譜儀（簡稱 ICP）測定土壤中 Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn元素的濃度。

1.3.2 TSP中重金屬元素的測定

將整張濾膜剪成小塊置于Teflon燒杯中，加入10.0 mL HNO3-HCl混合溶液，使濾膜浸沒其中，蓋上表面皿，在100 ℃加熱回流2.0 h，然后冷卻。以超純水淋洗燒杯內壁，加入約10 mL超純水，靜止0.5 h進行浸提，過濾，定容至50.0 mL，待測，同時用空白濾膜做空白試驗（HJ 657-2013）。通過ICP測定TSP中各重金屬元素濃度。

1.4 數(shù)據(jù)分析

利用Microsoft Excel2007軟件、SPSS17.0軟件對數(shù)據(jù)進行分析處理。

2 結果與分析

2.1 北京市不同功能區(qū)土壤中重金屬分布特征

2.1.1 北京市不同功能區(qū)土壤中重金屬的總體含量水平

北京市不同功能區(qū)土壤中7種重金屬元素質量分數(shù)范圍與平均值大不相同（表2），Cd的分布范圍為2.09～3.21 mg·kg-1；Cr為48.81～70.59 mg·kg-1；Cu為 3.58～20.78 mg·kg-1；Mn為 478.96～623.90 mg·kg-1；Ni為19.88～27.50 mg·kg-1；Pb為13.95～33.38 mg·kg-1；Zn為79.27～150.94 mg·kg-1。對同一功能區(qū)土壤中7種重金屬元素質量分數(shù)進行比較，發(fā)現(xiàn)，總體上4個功能區(qū)的變化規(guī)律基本一致，除工業(yè)區(qū)大小順序為 Mn>Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>Cd，其余 3個功能區(qū)從大到小依次為 Mn>Zn> Cr>Pb>Ni>Cu>Cd；對比不同功能區(qū)土壤中同一重金屬元素質量分數(shù)，其變化趨勢不明顯。

各功能區(qū)土壤中7種重金屬元素平均質量分數(shù)與北京市土壤重金屬背景值調查結果相比較（表2），可以看出，4個功能區(qū)土壤中Cd、Cr、Zn元素質量分數(shù)均高于背景值，Cu、Ni、Pb（居民區(qū)除外）元素質量分數(shù)均在背景值以內；與國家環(huán)保總局頒布的GB 15618-1995《土壤環(huán)境質量標準》一級標準比較，所采集土壤樣品中 Cd、Zn（工業(yè)區(qū)除外）元素質量分數(shù)均高于背景值，Cr、Cu、Ni、Pb元素質量分數(shù)均低于背景值?？傮w來看，北京市土壤中Cd、Zn受城市化進程影響較大，在整個市域范圍上都有所污染；其他重金屬元素質量分數(shù)都相對低于背景值，這可能與近幾年北京重工業(yè)企業(yè)外遷、經(jīng)濟結構轉型以及城市綠化覆蓋率的提升從而對重金屬進行阻隔、過濾和吸附作用有關。

表2 北京市不同功能區(qū)土壤重金屬元素質量分數(shù)Table 2 Soil heavy metal concentrations in different functional zones of Beijing city mg·kg-1

2.1.2 不同深度土壤中重金屬元素的空間分布特征

土壤中重金屬元素含量受多種因素的影響，如成土母質、植物富集、人為源等，導致不同城市區(qū)域土壤中重金屬變化較大，含量分布不均勻。表 3為北京市不同深度土壤中重金屬元素質量分數(shù)。

從不同深度土壤中 7種重金屬平均值來看，0～20 cm的空間分布表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)>居民區(qū)>交通區(qū)>公園區(qū)，20～40、40～60 cm均表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)>公園區(qū)>居民區(qū)>交通區(qū)；而對于不同深度土壤中各重金屬元素質量分數(shù)，其空間分布特征表現(xiàn)差異較大。

表3 北京市不同深度土壤中重金屬元素質量分數(shù)Table 3 Soil heavy metal concentrations in different depth of Beijing city mg·kg-1

0～20 cm土壤中7種重金屬元素質量分數(shù)在不同功能區(qū)存在明顯差異，規(guī)律性不一致，總體上，7種重金屬質量分數(shù)的最小值出現(xiàn)在或接近綠化較好的公園區(qū)，但是最大值存在較大差異。Cd、Mn、Ni在工業(yè)區(qū)，Cr、Pb、Zn在居民區(qū)，Cu在交通區(qū)有最大值。

20～40 cm土壤中7種重金屬元素質量分數(shù)在不同功能區(qū)表現(xiàn)各不相同，Cd工業(yè)區(qū)>居民區(qū)>公園區(qū)>交通區(qū)，Cr居民區(qū)>工業(yè)區(qū)>公園區(qū)>交通區(qū)，Cu居民區(qū)>交通區(qū)>工業(yè)區(qū)>公園區(qū)，Mn工業(yè)區(qū)>交通區(qū)>公園區(qū)>居民區(qū)，Ni居民區(qū)>工業(yè)區(qū)>公園區(qū)>交通區(qū)，Pb居民區(qū)>公園區(qū)>交通區(qū)>工業(yè)區(qū)，Zn公園區(qū)>交通區(qū)>居民區(qū)>工業(yè)區(qū)。

40～60 cm土壤中Cd、Cr元素質量分數(shù)規(guī)律一致，均為公園區(qū)>工業(yè)區(qū)>居民區(qū)>交通區(qū)；Cu、Pb元素質量分數(shù)在居民區(qū)有最大值，在工業(yè)區(qū)有最小值；Mn、Ni元素質量分數(shù)的最大值均出現(xiàn)在工業(yè)區(qū)，最小值分別在居民區(qū)和交通區(qū)；Zn元素的最大質量分數(shù)與中層土壤一致，出現(xiàn)在公園區(qū)，但最小質量分數(shù)在居住區(qū)。

對同一土層7種重金屬元素分別進行ANOVA方差分析（表3），結果顯示除了交通區(qū)、公園區(qū)之間的Cr元素（0～20 cm），居民區(qū)、交通區(qū)之間的Cu元素（0～20 cm），居民區(qū)、公園區(qū)之間的 Mn元素（0～20 cm）、Ni元素（40～60 cm），工業(yè)區(qū)、公園區(qū)之間的Cu元素（20～40 cm）、Cd元素（40～60 cm）差異不顯著（P>0.05），以及居民區(qū)、公園區(qū)之間的Cd元素（20～40 cm）差異顯著（P<0.05）外，其它同一深度不同功能區(qū)土壤中同種重金屬元素之間均為差異極顯著（P<0.01）。

2.1.3 不同功能區(qū)土壤重金屬元素的垂直分布特征

與自然土壤相比，城市土壤受到各種各樣人為活動的強烈影響，如混合、填埋、踐踏及污染等，不僅使土壤本身的特性受到影響，而且土壤本身的發(fā)育層次也被打亂，主要表現(xiàn)為土壤剖面結構混亂、無層次、侵入體多等，造成城市不同地區(qū)或同一地區(qū)不同深度的土壤中重金屬元素含量不存在一致的規(guī)律性。

對比不同功能區(qū)土壤中7種重金屬元素的平均質量分數(shù)（表3），工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居民區(qū)0～20 cm層土壤中的重金屬質量分數(shù)均高于 20～40、40～60 cm層，存在一定程度上的表聚性；公園區(qū)土壤重金屬質量分數(shù)為 0～20 cm層<20～40 cm層<40～60 cm層，受人為活動干擾較小，自然屬性保存較好。

圖2為北京市不同功能區(qū)土壤中7種重金屬元素的垂直分布（其中Cd、Cu元素的質量分數(shù)擴大10倍）。

工業(yè)區(qū)土壤中7種重金屬元素的垂直分布特征為：Cd、Cr、Ni元素在3個土層中的質量分數(shù)較為接近，3種元素質量分數(shù)的最大值都出現(xiàn)在0～20 cm的土壤中，最小值因元素種類而異，Cd、Ni在20～40 cm層，Cr在40～60 cm層；Cu元素的質量分數(shù)變化趨勢比較明顯，0～20 cm層>20～40 cm層>40～60 cm層；Mn、Zn 2種元素在20～40 cm層中的質量分數(shù)低于0～20 cm層和40～60 cm層；Pb元素質量分數(shù)表現(xiàn)為“兩邊高，中間低”的分布趨勢，即0～20 cm層>40～60 cm層>20～40 cm層。

居民區(qū)土壤中7種重金屬元素的垂直分布特征為：Cd、Cr、Ni、Pb 4種元素變化趨勢一致，最小值均出現(xiàn)在40～60、0～20和20～40 cm層的質量分數(shù)基本一致；Cu元素的分布規(guī)律為20～40 cm>0～20 cm>40～60 cm；Mn、Zn元素質量分數(shù)分布特征與工業(yè)區(qū)Cu元素的分布相同。

圖2 不同功能區(qū)土壤重金屬元素的垂直分布Fig. 2 Vertical distribution of soil heavy metal concentrations in different functional zones

交通區(qū)土壤 7種重金屬元素的垂直分布特征為：除Zn元素質量分數(shù)的最大值分布在20～40 cm層，最小值在0～20 cm層以外，其余6種重金屬元素的最大值都在0～20 cm層，Cr、Cu、Mn、Ni元素的最小質量分數(shù)分布在40～60 cm層；Cd、Pb元素在20～40 cm層的質量分數(shù)略低于40～60 cm。

植物園土壤中7種重金屬元素的垂直分布特征為：Cd、Cr、Ni元素在剖面上的質量分數(shù)相差不大，表現(xiàn)為在40～60 cm層的質量分數(shù)略高于0～20 cm層和20～40 cm層；Cu、Pb、Zn元素最大質量分數(shù)出現(xiàn)在20～40 cm層，最小質量分數(shù)分別在40～60 cm層、40～60 cm層和0～20 cm層；Mn元素的質量分數(shù)分布為隨垂直深度的增加而逐漸升高。

對土壤中重金屬元素之間的相關性進行分析，可以用來推測重金屬元素的來源是否相同，若重金屬元素含量之間有相關性，可以猜測其有相同來源，反之，來源不同（Robertson等，2003）。為探討各種重金屬的來源問題，對北京市不同功能區(qū)土壤中7種重金屬元素之間的相關性進行分析。結果如表4所示，除Cd和Cr、Mn之間，Cr和Ni之間存在極顯著相關性（P<0.01），Cd和Ni之間、Cu和 Pb之間存在顯著相關性（P<0.05）外，其他元素間的相關性均未達到統(tǒng)計上的顯著水平（P>0.05）。

表4 各重金屬元素在不同功能區(qū)土壤中的相關性Table 4 Correlations of soil heavy metal in different functional zones

2.2 TSP中重金屬元素分布特征

北京市不同功能區(qū)TSP中7種重金屬元素質量濃度分布情況如圖3所示。各重金屬元素都有不同的特點，其分布范圍分別為：Cd，0.0012～0.0031 μg·m-3；Cr，0.0073～0.0134 μg·m-3；Cu，0.0402～0.0878 μg·m-3；Mn，0.0783～0.2232 μg·m-3；Ni，0.0031～0.0266 μg·m-3；Pb，0.0365～0.1191 μg·m-3；Zn，4.3509～6.3349 μg·m-3。比較各重金屬質量濃度最高值與最低值的比值，從大到小依次為：Ni（4.73）>Pb（3.26）>Mn（2.85）>Cd（2.59）>Cu（2.19）>Cr（1.83）>Zn（1.46）。

圖3 不同功能區(qū)TSP中7種重金屬質量濃度Fig. 3 Concentrations of 7 kinds of heavy metals in TSP in different functional zones

從圖3可看出，Cr、Cu、Mn、Pb 5種元素都表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)、交通區(qū)的質量濃度高于居民區(qū)、植物園的質量濃度；Ni元素的空間分布表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)值最高，其次為植物園、居民區(qū)，交通區(qū)的質量濃度最低；Zn元素的質量濃度順序為居民區(qū)>植物園>工業(yè)區(qū)>交通區(qū)，但植物園、工業(yè)區(qū)和交通區(qū) 3個功能區(qū)的質量濃度差別不是很大。

表5 各重金屬元素在不同功能區(qū)TSP中的相關性Table 5 Correlations of TSP heavy metal in different functional zones

對北京市不同功能區(qū) TSP中各重金屬元素兩兩之間進行相關性分析（表 5），結果顯示，除 Cr與Cu極顯著相關（P<0.01），Cd、Mn與Pb之間

顯著相關（P<0.05）外，其他重金屬元素之間均不存在顯著或極顯著的相關性。

2.3 土壤和TSP中重金屬的相關性

當大氣中的重金屬超過一定限值時就會對人體健康產(chǎn)生直接傷害，此外，其中的一部分會隨降水、將塵而沉降到地面，對土壤生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生不良影響。

利用數(shù)據(jù)分析軟件SPSS 17.0對北京市不同功能區(qū)土壤重金屬含量與 TSP中重金屬進行 Person相關性分析（表6），可以看出，土壤與TSP中各重金屬元素之間的相關性各不相同。其中，僅土壤和TSP中的Cd-Ni、Pb-Zn、Zn-Mn元素之間存在顯著相關性（P<0.05），相關系數(shù)分別為 0.982、0.966、-0.989，其他元素之間均未達到顯著水平。

表6 不同功能區(qū)土壤與TSP中重金屬元素的相關性Table 6 Correlation of heavy metal concentrations between soil and TSP in different functional zones

對北京市不同土壤層與 TSP中各重金屬元素間的相關性進行進一步分析（表7），Person分析表明，不同土層與TSP中各重金屬元素間相關性有正有負，其中TSP與0～20 cm土壤層的Mn-Mn元素，與20～40 cm層的Mn-Mn元素，以及TSP中的Zn元素與40～60 cm層的Pb之間呈顯著正相關趨勢（P<0.05），相關系數(shù)分別為0.981、0.958、0.981；而TSP與20～40 cm層的Pb-Pb元素間呈顯著負相關趨勢（P<0.05），相關系數(shù)為-0.959。

表7 不同土壤層與TSP中重金屬元素的相關性Table 7 Correlation of heavy metal concentrations between different soil layer and TSP

3 結論與討論

3.1 結論

1）城市土壤重金屬含量受人為活動影響較大，不同種類的重金屬含量有所不同。北京市同一功能區(qū)土壤中 7種重金屬元素質量分數(shù)大小總體趨勢為：Mn>Zn>Cr>Pb>Ni>Cu>Cd。

2）北京市土壤中 7種重金屬分布特征研究結果表明，空間上，表層（0～20 cm）土壤中重金屬元素質量分數(shù)總體表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)、居民區(qū)、交通區(qū)的質量分數(shù)高于相對清潔的公園區(qū)；7種重金屬元素在工業(yè)區(qū)、居民區(qū)及交通區(qū)土壤剖面中的分布總體上以表層質量分數(shù)最高，在公園區(qū)土層中的分布則沒有很一致的規(guī)律性。

3）通過對北京市土壤和大氣重金屬進行Person相關分析發(fā)現(xiàn)，不同功能區(qū)土壤和TSP中僅Cd-Ni、Pb-Zn、Zn-Mn元素之間存在顯著相關性（P<0.05），不同土層和TSP中7種重金屬只有Mn、Zn、Pb元素在兩者之間呈顯著相關，而其他元素之間未達到統(tǒng)計上的顯著相關。

3.2 討論

3.2.1 北京市土壤重金屬污染評價

土壤重金屬污染指土壤中的重金屬過量積累，導致含量過高超過背景值。目前，單因子指數(shù)法是國內評價土壤重金屬污染程度的一種常用方法，采用公式重金屬元素污染指數(shù)=重金屬元素的實測濃度/參考的土壤環(huán)境標準值（采用GB 15618-1995土壤環(huán)境質量標準中各重金屬的一級標準限值），若污染指數(shù)≤1，表示土壤未受污染；指數(shù)>1，表示已受污染；污染指數(shù)越大表示受污染程度越嚴重（徐燕等，2008）。表8為北京市土壤重金屬元素污染指數(shù)，可以看出，單因子污染指數(shù)從大到小依次為Cd>Zn>Pb>Cr>Ni>Cu，其中Cd、Zn元素污染指數(shù)超過1，表明北京市土壤已受到Cd、Zn的污染，Cd元素污染尤為嚴重，土壤中的重金屬可通過土壤懸浮顆粒物直接或間接的對人體健康造成危害，尤其是對兒童的危害要更大，因此，要特別加強這兩種重金屬來源的分析與治理。

表8 北京市土壤重金屬元素污染指數(shù)Table 8 Soil pollution index of heavy metal in Beijing city

鎘的污染源主要來自工業(yè)源，如電池、電鍍、塑料穩(wěn)定劑等，隨著備戰(zhàn) 2008年奧運會，北京市實施經(jīng)濟轉型，大型污染企業(yè)都已經(jīng)外遷，污染源減少，但是由于重金屬污染的隱蔽性、不可逆轉性和長期性等特點，北京城市土壤中已經(jīng)有一定量的鎘積累；另外，煤炭中也潛存有一定量的 Cr元素（楊景輝，1995），冬季北京市有些地區(qū)通過燃煤供暖，產(chǎn)生飄塵將重金屬元素釋放到大氣環(huán)境中，然后沉降富集到土壤中。隨著北京市汽車保有量的不斷增加，交通活動引起的重金屬污染問題不容忽視，如汽車輪胎磨損及發(fā)動機潤滑油的燃燒是Zn、Cd的主要來源（Markus和Mcbratney，1996；Wilcke等，1998），此外路面安全欄的腐蝕、防腐鍍鋅汽車板的使用所產(chǎn)生的大量含 Zn粉塵（Al-Khashman，2007），都會導致土壤中重金屬元素的增加。

一些研究也表明，北京市土壤重金屬污染除與人類活動有關外，城市土壤本身固有的理化性質也是影響城市土壤重金屬污染的重要因素（Navas和Machin，2002），如北京市土壤pH值呈堿性、有機質含量低、肥力差等，使土壤對外來重金屬元素具有一定的吸收、固定和積累作用（龐靜，2008）。

3.2.2 北京市土壤重金屬的分布特征

（1）空間上。自然土壤中重金屬含量主要受成土母質和生物殘體的影響，因此元素含量水平波動較小，分布規(guī)律較為穩(wěn)定。但隨著社會的進步，城市化進程的加快，各種新的污染源相繼出現(xiàn)，人為活動的干擾作用也越來越強烈，具體表現(xiàn)為不同土地利用方式下城市土壤重金屬污染特征呈現(xiàn)出顯著差異?？傮w來說，工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居民區(qū)等人類活動較為密集的地區(qū)，重金屬污染較為嚴重；而公園、風景區(qū)、城郊等人為活動較少的地區(qū)，其重金屬污染較輕或未受污染（徐福銀和胡艷燕，2014；郭偉等，2013；盧德亮等，2012），本研究結果與此基本一致。此外，土壤重金屬污染強度也與距污染源遠近、氣候環(huán)境、時間長短等因素有關，方鳳滿等（方鳳滿等，2010）對蕪湖燃煤電廠周邊土壤中砷汞的研究表明，距電廠1 km處最大，1 km內次之，1 km以外隨距離增大而減小，其中汞隨距離衰減明顯，此外，土壤中汞含量在東南—西北主導風向上明顯大于東北—西南非主導方向；陳瀟霖等（2012）研究顯示，公園外重金屬含量超過公園內，車流量大、堵車嚴重地區(qū)土壤重金屬含量較高；鄭袁明等（2002）對北京市公園土壤的試驗結果表明，土壤 Pb含量隨公園建園時間的延長呈不斷增長的趨勢。

自人們認識到土壤重金屬的危害以來，不斷采取各種物理、化學、生物措施對其進行治理，如減少污染源、利用植物的吸收作用來降低土壤中重金屬含量等等。而城市土壤中重金屬以人為源為主，通過減少污染源會對不同功能區(qū)同一種重金屬元素分布格局產(chǎn)生影響。如本研究中 Pb元素表現(xiàn)為居民區(qū)含量大于交通區(qū)，主要在于無 Pb汽油的使用減少了交通區(qū) Pb的污染源，而居民區(qū)除受大氣降塵影響外，還與含重金屬的電池、金屬裝飾器材等日常垃圾的污染有關。因此，對重金屬來源進行分析有非常重要的意義。

（2）垂直剖面。除公園區(qū)外，北京市其他3個功能區(qū)土壤在垂直剖面上，表層土壤存在一定程度的重金屬積累，一方面說明人類活動是其重要來源，土壤母質作為內源是北京市土壤重金屬含量的次要來源；另一方面，土壤重金屬的表聚性與土壤中存在著的有機膠體、無機膠體和有機—無機復合膠體有關，它們對重金屬有較強的吸附和螯合能力，限制了重金屬在土壤中的遷移能力（李夢紅，2009）。雖然，北京市土壤重金屬存在表聚現(xiàn)象，但其表聚性較弱，7種重金屬元素含量在剖面各層次中的差異性較小，垂直分布規(guī)律較差，主要原因可能在于人類對城市土壤的擾動打破了土壤原有的自然垂直分布狀態(tài)，使土壤剖面上下層之間在發(fā)生學上的聯(lián)系被破壞、擾亂；其次北京市有些土壤，特別是行道樹下的土壤，是經(jīng)從其他地方運來后填埋而成，可能對垂直分布產(chǎn)生一定影響。此外，土壤重金屬可以隨水分的流動而進行遷移，北京市土壤水分除受到降雨影響外，在對北京市城市綠地管理、養(yǎng)護過程中的灌溉措施也對其有較大作用，進而影響重金屬的分布。

相比其他功能區(qū)，公園區(qū)要遠離各污染源，土壤中重金屬元素含量表現(xiàn)為：表層土壤重金屬元素的外來性不是很明顯，中、下層土壤中重金屬含量要高于表層土壤，公園區(qū)土壤表現(xiàn)為很好的原始性。

3.2.3 大氣沉降對土壤重金屬累積的影響

土壤中重金屬的含量除了受污水灌溉、固體廢棄物、過量施用農(nóng)藥化肥等污染外，大氣沉降是土壤重金屬元素污染的一個主要來源，如 Kloke（1984）研究發(fā)現(xiàn)，相比其他各種外源輸入因子，大氣降塵對工業(yè)發(fā)達國家土壤系統(tǒng)中重金屬的累積貢獻率居于首位。

大氣中的重金屬主要來自機動車尾氣、大氣飄塵、粉塵和工業(yè)廢氣，它們經(jīng)過自然的沉降、雨水的淋溶進入土壤，因此，大氣中重金屬濃度高低直接影響大氣沉降對土壤重金屬的輸入量，鄒海明等（2006）對焦作市的研究表明不同區(qū)域大氣污染狀況與大氣沉降輸入土壤重金屬的量的順序一致，礦區(qū)高，近郊和市區(qū)次之，遠郊和公園最低；王定勇等（1999）發(fā)現(xiàn)土壤中Hg含量隨大氣Hg濃度的升高而升高，土壤系統(tǒng)中Hg累積量與大氣Hg濃度有顯著的相關性。

北京市土壤和大氣重金屬的相關性分析結果，一方面說明大氣干濕沉降作為影響土壤重金屬含量的一種外援輸入途徑并未使北京市土壤中重金屬含量產(chǎn)生顯著變化，可能與土壤中元素的含量受多種因素的控制有關，如成土母質、風化作用、土壤礦物組成特征及人為活動等；另一方面可能與北京市大氣沉降中的元素來自遠源有關，如沙塵天氣會帶來外源降塵，在一定程度上會削弱本地物質來源的貢獻（叢源等，2008）。

AL-KHASHMAN O A. 2007. The investigation of metal concentrations in street dust samples in Aqaba City, Jordan[J]. Environment Geochemistry Health, 29: 197-207.

GRACE N, HANNINGTON O, MIRIAM D. 2006. Assessment of lead, cadmium, and zinc contamination of roadside soils, surface films, and vegetables in Kampala City, Uganda[J]. Environmental Research, 101: 42-52.

MARKUS J A, MCBRATNEY A B. 1996. An urban soil study: heavy metals in Glebe, Australia[J]. Australian Journal of Soil Research, 34(3): 453-465.

NAVAS A, MACHIN J. 2002. Spatial distribution of heavy metals and arsenic in soils of Aragon: Controlling factors and environmental implications[J]. Applied Geochemistry, 17: 962-973.

ROBERTSON D J, TAYLOR K G, HOON S R. 2003. Geochemical and mineral magnetic characterization of urban sediment particulates, Manchester, U K[J]. Applied Geochemistry, 18(2): 269-282.

WILCKE W, MULLER S, KANCHANAKOOL N, et al. 1998. Urban soil contamination in Bangkok: heavy metal and aluminium partitioning in topsoils[J]. Geoderma, 86(3/4): 211-228.

陳立新, 趙淑蘋, 段文標. 2007. 哈爾濱市不同綠地功能區(qū)土壤重金屬污染及評價[J]. 林業(yè)科學, 43: 65-71.

陳同斌, 鄭袁明, 陳煌, 等. 2004. 北京市土壤重金屬含量北京值得系統(tǒng)研究[J]. 環(huán)境科學, 25(1): 117-122.

陳瀟霖, 楊丹, 胡迪青, 等. 2012. 北京土壤重金屬分布及評價—以五環(huán)以內為例[J]. 環(huán)境科學與技術, 35(12J): 78-81.

叢源, 陳岳龍, 楊忠芳, 等. 2008. 北京平原區(qū)元素的大氣干濕沉降通量[J]. 地質通報, 27(2): 257-264.

GB15618-1995, 土壤環(huán)境質量標準[S].

HJ 657-2013, 空氣和廢氣顆粒物中鉛等金屬元素的測定 電感耦合等離子體質譜法[S].

方鳳滿, 楊丁, 汪琳琳, 等. 2010. 蕪湖燃煤電廠周邊土壤中砷汞的分布特征研究[J]. 水土保持學報, 24(1): 109-113.

郭偉, 孫文惠, 趙仁鑫, 等. 2013. 呼和浩特市不同功能區(qū)土壤重金屬污染特征及評價[J]. 環(huán)境科學, 34(4): 1561-1567.

黃春雷, 宋金秋, 潘衛(wèi)豐. 2011. 浙東沿海某地區(qū)大氣干濕沉降對土壤重金屬元素含量的影響[J]. 地質通報, 30(9): 1434-1441.

李夢紅. 2009. 農(nóng)田土壤重金屬污染狀況與評價——以新泰市為例[D].山東: 山東農(nóng)業(yè)大學: 2.

劉候俊, 韓曉日, 李軍, 等. 2012. 土壤重金屬污染現(xiàn)狀與修復[J]. 環(huán)境保護與循環(huán)經(jīng)濟, (7): 4-8.

劉艷. 2009. 北京市崇文區(qū)綠地表層土壤質量研究與評價[D]. 北京: 中國林業(yè)科學研究院: 30-54.

盧德亮, 喬璐, 陳立新, 等. 2012. 哈爾濱市區(qū)綠地土壤重金屬污染特征及植物富集[J]. 林業(yè)科學, 48(8): 16-24.

龐靜. 2008. 北京市耐土壤重金屬污染城市綠化植物的篩選與評價[D].北京: 北京林業(yè)大學: 25.

王定勇, 牟樹森. 1999. 酸沉降地區(qū)大氣汞對土壤-植物系統(tǒng)汞累積影響的調查研究[J]. 生態(tài)學報, 19(1): 140-144.

吳新民, 李戀卿, 潘根興, 等. 2003. 南京市不同功能區(qū)城區(qū)土壤中重金屬Cu、Zn、Pb和Cd的污染特征[J]. 環(huán)境科學, 24(3): 105-111.

徐福銀, 胡艷燕. 2014. 重慶市不同功能區(qū)城市綠地土壤重金屬分布特征與評價[J]. 土壤通報, 45(1): 27-231.

徐燕, 李淑芹, 郭書海, 等. 2008. 土壤重金屬污染評價方法的比較[J].安徽農(nóng)業(yè)科學, 36(11): 4615-4617.

楊景輝. 1995. 土壤污染與防治[M]. 北京: 科學出版社.

張甘霖, 朱永官, 傅伯杰. 2003. 城市土壤質量演變及其生態(tài)環(huán)境效應[J]. 生態(tài)學報, 23(3): 539-546.

張甘霖. 2005. 城市土壤的生態(tài)服務功能演變與城市生態(tài)環(huán)境保護[J].科技導報, 23(3): 16-19.

趙鳳蘭, 高原, 劉彩玲. 2013. 土壤重金屬污染與修復方法研究進展[J].環(huán)境科學與技術, 36(12M): 232-235.

趙慶齡, 張乃弟, 路文如. 2010. 土壤重金屬污染研究回顧與展望II——基于三大學科的研究熱點與前沿分析[J]. 環(huán)境科學與技術, 33(7): 102-106, 137.

趙思妍. 2013. 城市土壤重金屬污染的現(xiàn)狀與治理方法[J]. 能源與環(huán)境科學, (7): 196.

鄭袁明, 陳同斌, 陳煌, 等. 2003. 北京市近郊區(qū)土壤鎳的空間結構及分布特征[J]. 地理學報, 58(3): 470-476.

鄭袁明, 余軻, 吳泓濤, 等. 2002. 北京城市公園土壤鉛含量及污染評價[J]. 地理研究, 21(4): 418-424.

中國林業(yè)科學研究院分析中心. 1994. 現(xiàn)代實用儀器分析方法[M]. 北京:中國林業(yè)出版社.

鄒海明, 李粉茹, 官楠, 等. 2006. 大氣中TSP和降塵對土壤重金屬累積的影響[J]. 中國農(nóng)學通報, 22(5): 393-395.

Study on Heavy Metals Distribution and Correlation in Soil and TSP of Beijing

HAN Yuli, QIU Erfa, WANG Yafei, TANG Liqing
Forestry Research Institute of the CAF, Research Center of Urban Forest of the State Forestry Administration, Key Laboratory of Forest Cultivation of the State Forestry Administration, Beijing, 100091, China

As the major component of urban ecosystem, soil and air are the basic material environment for urban residents to survive. Thereby, heavy metal pollution has been become a hot research topic. With different degrees of human activities, the distributions of heavy metal in urban soil and air are not homogenous with different land use manners. Thus in the paper the contents of heavy metals（Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb and Zn）in soil and TSP samples were determined by the electricity plate digestion and Inductively Coupled Plasma(ICP), which were collected from four different functional zones(industrial, traffic, residential, park)in Beijing, China, And the distribution characteristics of 7 kinds of heavy metals in different soil layers, different functional zones soil and TSP as well as the correlations between them were studied. Meanwhile, in this paper also were analyzed the spatial distribution characteristics of heavy metal in soil and TSP and their correlationship, which was beneficial to correctly recognize the influence of human activities on urban soil and air environment and provide theoretical basis for the Beijing environmental protection and management. The results showed that: 1) the average contents of Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb and Zn in urban soil were 2.62, 61.34, 11.87, 533.82, 23.45, 24.36, 116.42 mg·kg-1, respectively. In addition, according to the single factor pollution index, the average contents of Cd and Zn exceeded class I of the soil environmental quality standard and their pollution index were respectively 13.1, 1.16, which was greater than 1 and indicated that soil had been contaminated by cadmium and zinc. 2) In space, the heavy metal concentrations of surface soil in industrial, residential and traffic zones were relatively higher than that in park. In soil vertical cross section, the heavy metals in industrial, residential and traffic zones showed a weak table cohesion, and the soil in park zone maintained a good natural features. 3）The ratio of maximum content value and minimum value of 7 kinds of heavy metal in TSP was (from high to low): Ni(4.73)>(3.26)>Mn(2.85)>Cd(2.59)>Cu(2.19)>Cr(1.83)>Zn(1.46). 4) The correlation between heavy metal contents in soil and that in TSP was not strong, which indicated that atmospheric deposition didn’t produced a significant change to the heavy metal contents of soil in Beijing city.

Beijing; soil; TSP; heavy metal; distribution characteristics; correlation

X131.3；X131.1

A

1674-5906（2015）01-0146-10

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.01.022

韓玉麗，邱爾發(fā)，王亞飛，唐麗清. 北京市土壤和TSP中重金屬分布特征及相關性研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2015, 24(1): 146-155.

HAN Yuli, QIU Erfa, WANG Yafei, TANG Liqing. Study on Heavy Metals Distribution and Correlation in Soil and TSP of Beijing [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(1): 146-155.

國家“十二五”科技支撐計劃項目（2011BAD38B03）

韓玉麗（1988年生），女，碩士研究生，主要研究方向為城市林業(yè)*通訊作者：邱爾發(fā)（1968年生），男，副研究員，博士，主要從事森林培育研究。E-mail：efqiu@163.com

2014-10-14