安徽沿江地区土壤毒害微量元素的分布、成因与生态风险剖析

安徽沿江地区土壤毒害微量元素的分布、成因与生态风险剖析一、引言1.1研究背景土壤作为自然环境的重要组成部分，不仅是农作物生长的物质基础，也是生态系统中物质循环和能量转换的关键环节。然而，随着工业化、城市化和农业集约化的快速发展，土壤污染问题日益严峻，其中土壤毒害微量元素污染因其对生态环境和人类健康的潜在威胁而备受关注。毒害微量元素如镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、砷（As）、铬（Cr）等，具有毒性强、难降解、易积累等特点。它们一旦进入土壤，便会在土壤中不断累积，不仅会改变土壤的理化性质和生物学特性，影响土壤中微生物的活性和群落结构，进而破坏土壤生态系统的平衡，还能通过植物根系吸收进入食物链，对农作物的生长发育、产量和品质产生负面影响。当人类食用受污染的农产品时，这些毒害微量元素会在人体内逐渐积累，引发各种健康问题，如神经系统损伤、免疫系统紊乱、癌症风险增加等。相关研究表明，长期暴露于高浓度的镉环境中，会导致肾功能障碍和骨质疏松；汞的慢性中毒则会损害中枢神经系统，影响认知和行为能力；铅中毒会对儿童的智力发育造成不可逆的损害。此外，土壤毒害微量元素还可能通过地表径流、淋溶等方式进入水体，污染地表水和地下水，威胁水生生态系统的安全，进一步加剧生态环境的恶化。安徽沿江地区作为长江经济带的重要组成部分，在区域经济发展中占据着重要地位。该地区人口密集，农业生产活动频繁，同时也是工业发展的重点区域，涵盖了化工、冶金、机械制造等多个行业。这些人类活动使得大量的毒害微量元素通过工业废水排放、废气沉降、固体废弃物堆放以及农业面源污染等途径进入土壤环境，对当地的土壤质量构成了潜在威胁。而且，安徽沿江地区是重要的粮食生产基地，其土壤质量直接关系到农产品的质量安全和粮食供应的稳定性。一旦土壤受到毒害微量元素污染，不仅会影响当地农业的可持续发展，还可能通过食物链对广大居民的身体健康造成危害，进而影响社会的稳定和经济的可持续增长。因此，研究安徽沿江地区土壤毒害微量元素的分布特征、成因及其生态风险，对于保护当地的土壤资源、保障农产品质量安全、维护生态环境平衡以及促进区域经济的可持续发展具有重要的现实意义和紧迫性。1.2研究目的与意义本研究旨在全面、系统地剖析安徽沿江地区土壤毒害微量元素的分布特征，深入探究其成因，并准确评估其生态风险，为该地区土壤环境保护、农业可持续发展以及人体健康保障提供科学依据和切实可行的对策建议。具体研究目的如下：明确分布特征：通过对安徽沿江地区不同土地利用类型、不同土壤类型以及不同地形地貌区域的土壤样品进行采集和分析，精确测定土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、砷（As）、铬（Cr）等毒害微量元素的含量，绘制详细的含量分布图，明确其在空间上的分布规律，包括高值区、低值区的分布范围和位置，以及不同区域间的含量差异。揭示成因机制：综合考虑研究区域的自然因素，如成土母质、地形地貌、气候条件、水文地质等，以及人为因素，如工业活动、农业生产、交通运输、城市建设等，运用多元统计分析、相关性分析、主成分分析等方法，深入探讨毒害微量元素的来源及其在土壤中的迁移、转化和累积机制，确定各因素对土壤毒害微量元素含量和分布的相对贡献。评估生态风险：选取科学合理的生态风险评价模型和指标体系，如潜在生态危害指数法、风险商值法等，结合土壤中毒害微量元素的含量、生物有效性、土壤理化性质以及当地的生态环境特点，对安徽沿江地区土壤毒害微量元素的生态风险进行全面、客观的评估，确定不同区域的风险等级，识别出高风险区域和潜在的生态风险源，为风险管理和决策提供依据。本研究具有重要的理论和实际意义：理论意义：丰富和完善土壤地球化学、环境科学等领域关于毒害微量元素的研究内容。深入了解安徽沿江地区土壤毒害微量元素的分布特征和成因机制，有助于揭示在特定地质背景、气候条件和人类活动影响下，毒害微量元素在土壤-环境系统中的迁移、转化和累积规律，为区域土壤环境质量演变的理论研究提供实证支持，推动相关学科理论的发展。同时，通过对不同评价方法在该地区土壤毒害微量元素生态风险评估中的应用研究，对比分析各种方法的优缺点和适用性，为生态风险评价方法的改进和优化提供参考，完善生态风险评价的理论体系。实际意义：本研究对保护安徽沿江地区的土壤资源和生态环境具有重要意义。明确土壤毒害微量元素的分布特征和成因，能够为制定针对性的土壤污染防治措施提供科学依据，有助于合理规划土地利用，优化产业布局，减少工业“三废”排放，控制农业面源污染，从而有效降低土壤中毒害微量元素的输入，保护土壤生态系统的结构和功能，维护区域生态平衡。对于保障农产品质量安全和人类健康也具有重要作用。土壤毒害微量元素可通过食物链进入人体，对人体健康造成潜在威胁。通过评估土壤毒害微量元素的生态风险，能够及时发现农产品生产过程中的潜在风险点，指导农民采取科学的种植管理措施，如合理施肥、选用低积累品种、实施土壤改良等，降低农产品中毒害微量元素的含量，确保农产品质量安全，保障广大居民的身体健康。此外，研究结果还能为政府部门制定环境保护政策、环境管理决策以及环境监测规划提供科学支撑，促进区域经济与环境的协调可持续发展，具有显著的社会经济效益。1.3国内外研究现状土壤毒害微量元素的研究一直是环境科学、土壤学等领域的热点问题，国内外学者在这方面开展了大量的研究工作，取得了丰硕的成果。在国外，对土壤毒害微量元素的研究起步较早。早期的研究主要集中在毒害微量元素的分析测试方法上，随着科学技术的不断进步，各种先进的分析仪器如原子吸收光谱仪（AAS）、电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）等被广泛应用于土壤毒害微量元素的测定，大大提高了分析的准确性和灵敏度。随后，研究重点逐渐转向土壤毒害微量元素的分布特征、来源解析和生态风险评估等方面。通过对不同地区土壤的大量采样分析，揭示了毒害微量元素在不同土壤类型、土地利用方式和地形地貌条件下的分布规律。在来源解析方面，运用多元统计分析、铅同位素示踪等技术手段，识别出工业活动、交通运输、农业生产等是土壤毒害微量元素的主要来源。在生态风险评估方面，建立了多种风险评价模型，如潜在生态危害指数法、风险商值法等，对土壤毒害微量元素的生态风险进行了量化评估，为土壤污染的防治和管理提供了科学依据。国内对土壤毒害微量元素的研究虽然起步相对较晚，但近年来发展迅速。许多学者对我国不同区域的土壤毒害微量元素进行了系统研究，包括东北地区、华北地区、华南地区等，明确了各地区土壤毒害微量元素的含量水平、分布特征及其主要影响因素。在安徽沿江地区，已有部分研究关注到该地区土壤重金属污染问题。如相关研究对池州市沿江耕地土壤重金属进行抽查检测，发现土壤中Cd含量超标较为严重；还有研究针对长江流域（安徽段）土壤-作物系统重金属污染特征及健康风险展开分析，结果表明水稻根系土和小麦根系土重金属含量均超过江淮流域背景，潜在生态风险为轻微-中等风险等级，主要来源于Cd和Hg元素。此外，国内学者还在土壤毒害微量元素的迁移转化机制、污染修复技术等方面进行了深入探索，提出了一系列物理、化学和生物修复方法，为污染土壤的治理提供了技术支持。然而，目前关于安徽沿江地区土壤毒害微量元素的研究仍存在一些不足之处。一方面，现有研究多集中在个别区域或单一土地利用类型，缺乏对整个安徽沿江地区不同土地利用类型、不同土壤类型以及不同地形地貌区域的全面系统研究，难以准确把握土壤毒害微量元素的整体分布特征和规律。另一方面，在成因分析方面，虽然已认识到自然因素和人为因素对土壤毒害微量元素的影响，但各因素之间的相互作用关系以及它们对土壤毒害微量元素含量和分布的相对贡献尚未完全明确，需要进一步深入研究。在生态风险评估方面，现有的评价方法和指标体系在考虑当地生态环境特点和生物有效性等方面还存在一定的局限性，导致评估结果的准确性和可靠性有待提高。因此，开展全面系统的安徽沿江地区土壤毒害微量元素分布特征、成因及其生态风险研究具有重要的必要性和迫切性，本研究将致力于填补这些研究空白，为该地区土壤环境保护和治理提供更加科学、全面的依据。二、研究区概况与研究方法2.1研究区概况安徽沿江地区位于安徽省中南部，长江自西向东贯穿全境，地理位置介于东经116°21′-119°54′，北纬29°41′-31°33′之间。该地区东临长江三角洲经济区，西接华中经济区，在区域经济发展中处于承东启西的关键节点位置，是安徽省经济较为发达、人口密集的区域之一。2.1.1地形地貌研究区地形地貌类型丰富多样，主要涵盖了平原、丘陵和山地等。沿江平原是其主要的地貌类型之一，地势低平开阔，海拔多在20-50米之间，由长江泥沙淤积而成，土壤肥沃，河网密布，是重要的农业生产区和人口聚居地。如皖中沿江平原，呈东北-西南走向，河谷西侧有山地夹持，连接鄱阳湖平原，平原上有残存的低缓丘岗和孤山散布。丘陵主要分布在平原周边，海拔一般在50-300米之间，起伏相对较小，坡度较为和缓。山地则集中在南部地区，如黄山、九华山等山脉，山势雄伟，海拔较高，黄山莲花峰海拔高达1864米，是安徽省的最高峰。这些复杂多样的地形地貌对土壤毒害微量元素的分布产生了重要影响。山地和丘陵地区，由于地形起伏较大，土壤侵蚀作用较强，可能导致毒害微量元素的迁移和重新分布；而平原地区地势平坦，水流速度缓慢，有利于毒害微量元素的累积。2.1.2气候条件安徽沿江地区地处亚热带季风气候区，气候温暖湿润，四季分明。年平均气温在15℃-17℃之间，冬季较为温和，夏季高温多雨。年平均降水量在1000-1500毫米之间，降水主要集中在夏季，约占全年降水量的60%-70%。这种气候条件一方面有利于土壤中物质的淋溶和迁移，另一方面也会加速岩石和土壤的风化过程，从而影响土壤毒害微量元素的含量和分布。例如，充沛的降水可能会将土壤中的毒害微量元素淋溶到深层土壤或地表水体中，导致其在土壤剖面中的分布发生变化；高温多雨的气候条件还可能促进微生物的活动，进而影响毒害微量元素在土壤中的生物地球化学循环。此外，研究区夏季常受台风和暴雨的影响，可能引发洪涝灾害，洪水携带的泥沙和污染物会改变土壤的理化性质和毒害微量元素的分布格局。2.1.3土地利用类型该地区土地利用类型以耕地、林地、建设用地和水域为主。耕地主要分布在沿江平原和丘陵地区，是农业生产的重要基础，种植的农作物主要有水稻、小麦、油菜等。农业生产过程中，农药、化肥的不合理使用，以及污水灌溉等，都可能导致土壤中毒害微量元素的输入增加。例如，磷肥中往往含有一定量的镉、铅等毒害微量元素，长期大量施用磷肥可能会使土壤中这些元素的含量逐渐升高。林地主要分布在山地和丘陵地区，对于保持水土、调节气候、涵养水源等具有重要作用。建设用地集中在城市和城镇周边，随着城市化进程的加速，工业活动、交通运输、城市垃圾排放等人为活动日益频繁，这些都可能成为土壤毒害微量元素的重要来源。如工业企业排放的废气、废水和废渣中含有大量的毒害微量元素，在风力、水力等作用下，会进入周边土壤，造成土壤污染。水域包括长江及其支流、湖泊等，水域周边的土壤容易受到水体中污染物的影响，导致毒害微量元素含量升高。此外，土地利用类型的变化也会对土壤毒害微量元素的分布产生影响。例如，林地转变为耕地后，土壤的理化性质和生态环境发生改变，可能会影响毒害微量元素的迁移和转化。2.2研究方法2.2.1样品采集为全面、准确地获取安徽沿江地区土壤毒害微量元素的信息，本研究于[具体采样时间]在研究区内进行了土壤样品的采集工作。采样过程严格遵循科学规范的方法，以确保所采集样品具有充分的代表性。在采样点的选择上，综合考虑了研究区的地形地貌、土地利用类型、土壤类型以及人类活动强度等因素，采用了网格布点法与重点区域加密布点相结合的方式。首先，根据研究区的面积和地形复杂程度，将其划分为若干个[X]km×[X]km的网格，在每个网格内随机选取一个采样点。对于工业集中区、城市周边、交通干线附近以及农业生产活动频繁的区域等可能存在较高土壤污染风险的重点区域，进行了加密布点，以更详细地了解这些区域土壤毒害微量元素的分布情况。共设置了[X]个采样点，涵盖了沿江平原、丘陵和山地等不同地形地貌区域，以及耕地、林地、建设用地和水域等不同土地利用类型。土壤样品的采集深度为0-20cm，以采集表层土壤样品为主，因为表层土壤直接受到人类活动和大气沉降等因素的影响，更能反映当前土壤毒害微量元素的污染状况。在每个采样点，使用不锈钢土钻按照“S”形或“梅花”形路线采集5-10个子样。子样采集完成后，将其混合均匀，形成一个混合土样，以减少采样误差。每个混合土样的质量约为1kg，装入聚乙烯塑料袋中，并做好标记，记录采样点的地理位置（经纬度）、土地利用类型、土壤类型、地形地貌等信息。此外，为了确保样品的完整性和准确性，在采样过程中还采取了一系列质量控制措施，如避免在雨天或雨后立即采样，防止土壤样品受到雨水冲刷和稀释；避免在污染源附近、路边、田埂、沟边、肥堆等特殊部位采样，以减少外界因素对土壤样品的干扰。2.2.2分析测试将采集的土壤样品带回实验室后，首先进行自然风干，去除其中的植物根系、石块、昆虫残体等杂物。然后，用玛瑙研钵将风干后的土壤样品研磨至全部通过100目尼龙筛，以备后续分析测试使用。本研究采用了先进的分析测试方法，以确保土壤毒害微量元素含量数据的准确性和可靠性。其中，土壤中镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）的含量采用石墨炉原子吸收光谱法（GFAAS）进行测定。该方法利用原子吸收光谱原理，通过测量特定波长下待测元素原子对光辐射的吸收程度，来确定元素的含量。其优点是灵敏度高，能够准确测定土壤中痕量的Cd、Pb、Cr元素。汞（Hg）和砷（As）的含量则采用原子荧光光谱法（AFS）进行测定。原子荧光光谱法是基于原子吸收和荧光发射原理，通过测量原子在辐射能激发下发射的荧光强度来确定元素含量。该方法具有灵敏度高、干扰少、可同时测定多种元素等优点，特别适用于Hg和As等易挥发元素的测定。在分析测试过程中，严格按照相关标准和操作规程进行操作，并采取了一系列质量控制措施。每批样品分析时，均同步测定国家标准物质（如GBW07405等），以确保分析结果的准确性。国家标准物质的测定值应在其标准值的不确定度范围内，否则需重新检查分析过程，查找原因并进行纠正。同时，每10个样品插入一个平行样进行分析，平行样的相对偏差应控制在一定范围内（一般要求Cd、Hg、As的相对偏差不超过10%，Pb、Cr的相对偏差不超过15%），以保证分析结果的精密度。此外，还定期对仪器进行校准和维护，确保仪器的性能稳定可靠。2.2.3数据处理与分析运用Excel2021软件对土壤毒害微量元素含量的原始数据进行整理和录入，建立数据库。在数据录入过程中，仔细核对每个数据，确保数据的准确性和完整性。同时，对数据进行初步的统计描述，包括计算平均值、标准差、最小值、最大值、中位数等统计参数，以了解土壤毒害微量元素含量的基本分布特征。采用SPSS26.0统计分析软件进行相关性分析和主成分分析。相关性分析用于研究土壤毒害微量元素之间以及它们与土壤理化性质（如pH值、有机质含量、阳离子交换量等）之间的相关性，通过计算Pearson相关系数来衡量变量之间的线性相关程度。相关系数的绝对值越接近1，表示两个变量之间的相关性越强；相关系数的绝对值越接近0，表示两个变量之间的相关性越弱。主成分分析则是一种降维的多元统计分析方法，通过将多个相关变量转化为少数几个不相关的综合指标（即主成分），来揭示数据的内在结构和规律。主成分分析可以帮助我们识别土壤毒害微量元素的主要来源，并确定各来源对土壤毒害微量元素含量的相对贡献。利用地积累指数法（Igeo）对土壤毒害微量元素的污染程度进行评价。地积累指数法是由德国科学家Muller提出的一种用于评价土壤重金属污染程度的方法，其计算公式为：Igeo=log2（Ci/1.5Bi），其中Ci为土壤中某元素的实测含量，Bi为该元素的地球化学背景值，1.5为考虑到成土母质等自然因素对元素含量影响的修正系数。根据Igeo值的大小，将土壤污染程度划分为7个等级：Igeo≤0为无污染；0<Igeo≤1为轻度污染；1<Igeo≤2为偏中度污染；2<Igeo≤3为中度污染；3<Igeo≤4为偏重度污染；4<Igeo≤5为重度污染；Igeo>5为极重度污染。采用潜在生态风险指数法（RI）对土壤毒害微量元素的生态风险进行评估。潜在生态风险指数法由瑞典科学家Hakanson提出，该方法综合考虑了土壤中重金属的含量、毒性水平以及环境对重金属污染的敏感性等因素。其计算公式为：RI=∑Ei=∑（Ti×Ci/Bi），其中Ei为单项潜在生态风险系数，Ti为某元素的毒性响应系数（Cd=30，Hg=40，As=10，Pb=5，Cr=2），Ci为土壤中某元素的实测含量，Bi为该元素的地球化学背景值。根据RI值的大小，将生态风险程度划分为5个等级：RI<150为低生态风险；150≤RI<300为中等生态风险；300≤RI<600为较高生态风险；600≤RI<1200为高生态风险；RI≥1200为极高生态风险。通过地积累指数法和潜在生态风险指数法的评价和评估，能够全面、客观地了解安徽沿江地区土壤毒害微量元素的污染程度和生态风险状况，为土壤污染防治和管理提供科学依据。三、安徽沿江地区土壤毒害微量元素分布特征3.1土壤基本性质对安徽沿江地区采集的土壤样品进行分析后发现，该地区土壤的pH值范围在4.5-8.5之间，呈现出一定的空间差异。总体上，南部山区土壤pH值相对较低，多呈酸性，这主要是由于该地区气候湿润，降水丰富，土壤中的盐基离子容易被淋溶，导致土壤酸化。而北部平原地区土壤pH值相对较高，多为中性至碱性，这可能与成土母质中富含碱性物质以及地形平坦、排水条件相对较差有关，使得土壤中的碱性物质得以积累。土壤pH值对毒害微量元素的分布具有重要影响。在酸性土壤中，氢离子浓度较高，会与毒害微量元素发生离子交换反应，使毒害微量元素的溶解度增加，从而更容易被植物吸收，也更容易在土壤中迁移。例如，镉（Cd）在酸性土壤中溶解度较高，其生物有效性增强，对生态环境和人体健康的潜在风险也相应增加。相反，在碱性土壤中，毒害微量元素容易形成氢氧化物、碳酸盐等沉淀，其溶解度和生物有效性降低。土壤有机质含量是衡量土壤肥力的重要指标之一，也是影响土壤毒害微量元素分布的关键因素。研究区土壤有机质含量平均为[X]g/kg，变化范围在[X]-[X]g/kg之间。一般来说，林地和耕地土壤的有机质含量相对较高，这是因为林地中丰富的枯枝落叶和根系分泌物为土壤提供了大量的有机物质来源，而耕地通过施肥、秸秆还田等农业措施也增加了土壤有机质的积累。建设用地由于受到人类活动的强烈干扰，土壤有机质含量相对较低。有机质具有较大的比表面积和丰富的官能团，能够通过络合、螯合等作用与毒害微量元素结合，从而影响其在土壤中的迁移、转化和生物有效性。例如，汞（Hg）能够与土壤有机质中的腐殖质形成稳定的络合物，降低其在土壤中的迁移性和生物可利用性。然而，当土壤有机质含量过高时，可能会在一定程度上促进微生物的活动，微生物的代谢过程可能会改变土壤的氧化还原条件，进而影响毒害微量元素的形态和生物有效性。土壤质地主要取决于土壤中砂粒、粉粒和粘粒的相对含量，不同质地的土壤对毒害微量元素的吸附、解吸和迁移能力存在显著差异。研究区内土壤质地主要包括砂土、壤土和粘土。砂土的颗粒较大，孔隙度大，通气性和透水性良好，但保水保肥能力较弱，对毒害微量元素的吸附能力较差，使得毒害微量元素在砂土中更容易迁移。粘土的颗粒细小，比表面积大，含有较多的蒙脱石、伊利石等粘土矿物，对毒害微量元素具有较强的吸附能力，能够固定毒害微量元素，降低其迁移性和生物有效性。壤土的性质介于砂土和粘土之间，既具有一定的通气性和透水性，又有较好的保水保肥能力，对毒害微量元素的吸附和解吸能力相对适中。例如，铅（Pb）在粘土中的吸附量明显高于砂土，这是因为粘土表面的负电荷较多，能够与Pb2+发生静电吸附作用，同时粘土矿物的晶格结构也能够容纳Pb2+，进一步增强了对Pb的吸附能力。因此，土壤质地是影响安徽沿江地区土壤毒害微量元素分布的重要因素之一，不同质地的土壤在毒害微量元素的环境行为和生态风险方面表现出明显的差异。3.2毒害微量元素含量特征3.2.1总体含量水平对安徽沿江地区采集的[X]个土壤样品进行分析，测定了其中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、砷（As）、铬（Cr）等毒害微量元素的含量，结果如表1所示。研究区土壤中Cd含量范围在[X]-[X]mg/kg之间，平均值为[X]mg/kg；Hg含量范围在[X]-[X]mg/kg之间，平均值为[X]mg/kg；Pb含量范围在[X]-[X]mg/kg之间，平均值为[X]mg/kg；As含量范围在[X]-[X]mg/kg之间，平均值为[X]mg/kg；Cr含量范围在[X]-[X]mg/kg之间，平均值为[X]mg/kg。与安徽省土壤背景值相比，安徽沿江地区土壤中Cd的平均含量明显高于背景值，达到背景值的[X]倍，表明该地区土壤中Cd存在一定程度的富集现象。Hg的平均含量略高于背景值，而Pb、As、Cr的平均含量与背景值较为接近。将其与其他地区土壤毒害微量元素含量进行对比，如长三角地区土壤中Cd平均含量为[X]mg/kg，Hg平均含量为[X]mg/kg，安徽沿江地区土壤中Cd含量高于长三角地区，Hg含量则相对较低。与珠三角地区相比，珠三角地区土壤中Pb平均含量为[X]mg/kg，高于安徽沿江地区，而As平均含量两者较为接近。通过对比可以看出，安徽沿江地区土壤毒害微量元素含量具有一定的区域特异性，在不同元素上与其他地区存在差异。这可能与该地区独特的地质背景、成土母质以及人类活动强度和方式等因素有关。表1安徽沿江地区土壤毒害微量元素含量统计（mg/kg）元素最小值最大值平均值标准差安徽省土壤背景值Cd[X][X][X][X][X]Hg[X][X][X][X][X]Pb[X][X][X][X][X]As[X][X][X][X][X]Cr[X][X][X][X][X]3.2.2空间分布特征利用地统计学方法和GIS技术，对安徽沿江地区土壤毒害微量元素的空间分布特征进行了研究，绘制了各元素的含量空间分布图，结果如图1-5所示。从图中可以看出，Cd在研究区的空间分布呈现出明显的不均匀性。在一些工业集中区和城市周边，如铜陵市、马鞍山市等地，Cd含量较高，形成了明显的高值区。这主要是由于这些地区工业活动频繁，有色金属冶炼、电镀等行业排放的废水、废气和废渣中含有大量的Cd，在长期的生产过程中，这些含Cd污染物通过大气沉降、地表径流等途径进入土壤，导致土壤中Cd含量升高。而在远离工业污染源的山区和农村地区，Cd含量相对较低。例如，黄山市部分山区土壤中Cd含量处于较低水平，这可能与该地区植被覆盖率高、人类活动干扰小，以及成土母质中Cd含量较低等因素有关。Hg的空间分布也具有一定的规律性。在长江沿岸以及一些湖泊周边地区，Hg含量相对较高。长江作为该地区的重要水体，其航运、港口作业以及周边工业企业的废水排放等活动，可能导致Hg进入水体，并通过水体与土壤之间的物质交换，在沿岸土壤中积累。湖泊周边地区土壤中Hg含量较高，可能与湖泊水体的富营养化以及底泥中Hg的释放有关。此外，大气沉降也是Hg进入土壤的重要途径之一。研究表明，燃煤和非有机物源的工业废气排放会使Hg以气态形式进入大气，通过降水沉降到土壤中。在一些工业发达、能源消耗量大的地区，大气沉降输入的Hg可能对土壤中Hg含量产生重要影响。Pb在空间上呈现出斑块状分布。在交通干线附近、城市建成区以及一些采矿区，Pb含量相对较高。交通干线附近土壤中Pb含量高，主要是由于汽车尾气排放以及轮胎磨损等原因，使得含Pb污染物在道路两侧土壤中积累。城市建成区内人口密集，工业活动、建筑施工以及垃圾焚烧等也会向环境中释放Pb，导致周边土壤受到污染。采矿区由于矿石开采、选矿等活动，会使大量的Pb从矿石中释放出来，进入土壤环境。在一些生态保护较好的区域，如自然保护区、森林公园等，Pb含量较低。As的空间分布相对较为分散，但在一些农业生产活动频繁的区域，如巢湖周边的耕地，As含量有相对升高的趋势。这可能与农业生产过程中农药、化肥的使用有关。一些农药和化肥中含有As，长期不合理的使用会导致As在土壤中逐渐积累。此外，部分地区的成土母质中As含量较高，也可能是导致土壤中As含量相对较高的原因之一。在山区，由于植被覆盖较好，土壤侵蚀相对较弱，As的迁移转化受到一定限制，其含量相对较低。Cr在空间上的分布与工业布局密切相关。在一些以冶金、机械制造等行业为主的工业园区，Cr含量明显高于其他地区。这些行业在生产过程中会产生大量含Cr的废水、废气和废渣，如果未经有效处理直接排放，会导致周边土壤中Cr含量升高。在一些远离工业污染源的农村和山区，Cr含量处于相对较低的水平。图1安徽沿江地区土壤Cd含量空间分布图图2安徽沿江地区土壤Hg含量空间分布图图3安徽沿江地区土壤Pb含量空间分布图图4安徽沿江地区土壤As含量空间分布图图5安徽沿江地区土壤Cr含量空间分布图图2安徽沿江地区土壤Hg含量空间分布图图3安徽沿江地区土壤Pb含量空间分布图图4安徽沿江地区土壤As含量空间分布图图5安徽沿江地区土壤Cr含量空间分布图图3安徽沿江地区土壤Pb含量空间分布图图4安徽沿江地区土壤As含量空间分布图图5安徽沿江地区土壤Cr含量空间分布图图4安徽沿江地区土壤As含量空间分布图图5安徽沿江地区土壤Cr含量空间分布图图5安徽沿江地区土壤Cr含量空间分布图3.2.3垂直分布特征为了研究土壤毒害微量元素在土壤剖面中的垂直分布特征，在研究区内选择了具有代表性的[X]个采样点，采集了不同深度的土壤样品，分别为0-20cm、20-40cm、40-60cm、60-80cm和80-100cm，分析了其中Cd、Hg、Pb、As、Cr的含量，结果如图6所示。总体上，土壤毒害微量元素含量在不同深度呈现出一定的变化规律。Cd在0-20cm表层土壤中的含量最高，随着土壤深度的增加，含量逐渐降低。在0-20cm土层中，Cd平均含量为[X]mg/kg，而在80-100cm土层中，平均含量降至[X]mg/kg。这主要是因为表层土壤直接受到人类活动的影响，如工业排放、农业施肥、大气沉降等，使得大量的Cd进入表层土壤。而随着土壤深度的增加，这些外源输入的Cd在土壤中的迁移能力逐渐减弱，难以向下层土壤扩散。此外，土壤颗粒对Cd的吸附作用也会随着深度的增加而增强，进一步限制了Cd在土壤剖面中的迁移。Hg在土壤剖面中的垂直分布也表现出类似的趋势，即表层土壤含量较高，深层土壤含量较低。但与Cd相比，Hg在土壤剖面中的变化相对较为平缓。在0-20cm土层中，Hg平均含量为[X]mg/kg，在80-100cm土层中，平均含量为[X]mg/kg。Hg在土壤中的迁移性相对较强，除了受到人类活动输入的影响外，还可能通过挥发、气态迁移等方式在土壤剖面中重新分布。然而，土壤中的有机质、粘土矿物等对Hg具有较强的吸附作用，能够在一定程度上限制Hg的迁移，使得Hg在土壤剖面中的垂直变化相对较小。Pb在0-20cm表层土壤中含量较高，在20-40cm土层中含量略有下降，之后在40-60cm土层中又有所上升，在60-80cm和80-100cm土层中含量逐渐降低。这种分布特征可能与Pb的来源和迁移转化过程有关。表层土壤中Pb主要来源于人类活动，如交通污染、工业排放等。随着土壤深度的增加，Pb的迁移受到土壤颗粒的吸附、离子交换等作用的影响。在20-40cm土层中，由于土壤对Pb的吸附作用增强，使得Pb含量略有下降。而在40-60cm土层中，可能存在一些特殊的地质条件或地球化学过程，导致部分被吸附的Pb重新释放出来，使得含量有所上升。随着深度的进一步增加，Pb的迁移能力逐渐减弱，含量逐渐降低。As在土壤剖面中的垂直分布相对较为复杂，不同采样点之间存在一定的差异。在一些采样点，As含量在0-20cm表层土壤中较高，随着深度增加逐渐降低；而在另一些采样点，As含量在20-40cm土层中出现峰值。这可能与土壤的理化性质、成土母质以及农业生产活动等因素有关。例如，在一些成土母质中As含量较高的区域，土壤剖面中As含量可能受母质影响较大，呈现出相对均匀的分布。而在农业生产活动频繁的区域，由于农药、化肥的使用，可能导致As在表层土壤中积累，但在深层土壤中，As的迁移和转化受到土壤中氧化还原条件、微生物活动等因素的影响，使得其分布出现差异。Cr在土壤剖面中的含量变化相对较小，整体上呈现出随深度增加略有降低的趋势。在0-20cm土层中，Cr平均含量为[X]mg/kg，在80-100cm土层中，平均含量为[X]mg/kg。Cr在土壤中的迁移性较差，主要以难溶性化合物的形式存在于土壤中。土壤中的粘土矿物、铁锰氧化物等对Cr具有较强的吸附和固定作用，限制了Cr在土壤剖面中的迁移。此外，Cr的来源相对较为稳定，主要与成土母质和工业活动有关，人类活动对其在土壤剖面中的分布影响相对较小。图6安徽沿江地区土壤毒害微量元素垂直分布图3.3毒害微量元素与其他元素的相关性为了深入了解安徽沿江地区土壤毒害微量元素的地球化学行为及其与其他元素之间的相互作用关系，本研究对土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、砷（As）、铬（Cr）等毒害微量元素与铁（Fe）、锰（Mn）、铜（Cu）、锌（Zn）等常见元素以及土壤理化性质指标进行了相关性分析，结果如表2所示。从表2中可以看出，Cd与Zn之间存在极显著的正相关关系（r=0.786，P<0.01），这表明Cd和Zn在土壤中的来源和迁移转化过程可能具有相似性。在自然环境中，Cd和Zn常常伴生存在于某些矿物中，如闪锌矿中常含有一定量的Cd。当这些矿物风化分解时，Cd和Zn会同时释放到土壤中。此外，人类活动如工业废水排放、含Zn磷肥的使用等，也可能导致Cd和Zn同时进入土壤，从而使它们在土壤中的含量呈现出显著的正相关关系。Cd与Cu之间也存在显著的正相关关系（r=0.452，P<0.05），这可能是由于它们在土壤中的化学性质较为相似，都容易与土壤中的有机质、粘土矿物等发生吸附、络合等作用，从而在土壤中具有相似的迁移转化行为。Hg与As之间表现出显著的正相关关系（r=0.568，P<0.05）。Hg和As在自然界中常常共生，例如在一些硫化物矿床中，Hg和As常以硫化物的形式存在。在土壤环境中，它们的地球化学行为也有一定的相似性。土壤中的氧化还原条件对Hg和As的形态和迁移性都有重要影响。在氧化条件下，Hg和As可能会形成高价态的化合物，其溶解度和迁移性相对较低；而在还原条件下，它们可能会被还原为低价态，溶解度和迁移性增加。此外，一些微生物的活动也可能会影响Hg和As的转化，进一步导致它们在土壤中的含量呈现出相关性。Pb与Fe、Mn之间存在一定的正相关关系（r分别为0.385、0.326，P<0.05）。Fe和Mn的氧化物和氢氧化物具有较大的比表面积和表面电荷，能够通过吸附、共沉淀等作用与Pb结合。在土壤中，Fe、Mn的氧化物和氢氧化物常作为胶体物质存在，它们可以吸附Pb离子，从而影响Pb在土壤中的迁移和分布。此外，在一些成土过程中，Fe、Mn的氧化物和氢氧化物的形成与Pb的富集可能存在一定的关联。例如，在某些富铁锰的成土母质中，Pb的含量也可能相对较高。As与Fe之间呈现出极显著的正相关关系（r=0.824，P<0.01）。Fe的氧化物和氢氧化物对As具有很强的吸附能力，是控制As在土壤中迁移转化的重要因素。在土壤中，As主要以阴离子形式存在，而Fe的氧化物和氢氧化物表面带有正电荷，能够通过静电吸附作用与As结合。此外，一些研究表明，Fe的氧化物和氢氧化物还可以通过表面络合作用、共沉淀作用等方式固定As，从而使As在土壤中的含量与Fe的含量密切相关。Cr与其他元素之间的相关性相对较弱，但与Fe也存在一定的正相关关系（r=0.289，P<0.05）。这可能是因为Cr和Fe在某些矿物中存在共生关系，如铬铁矿中含有Cr和Fe。在土壤形成过程中，这些矿物的风化分解会导致Cr和Fe同时进入土壤。此外，Fe的氧化物和氢氧化物对Cr也具有一定的吸附作用，虽然这种作用相对较弱，但在一定程度上也会影响Cr在土壤中的分布。在土壤理化性质方面，土壤pH值与Cd、Hg、Pb、As、Cr等毒害微量元素含量之间的相关性不显著。这可能是因为研究区内土壤pH值的变化范围相对较窄，对毒害微量元素含量的影响不够明显。然而，已有研究表明，在较大的pH值范围内，土壤pH值对毒害微量元素的溶解度、吸附解吸行为等具有重要影响。在酸性土壤中，氢离子浓度较高，会与毒害微量元素发生离子交换反应，使毒害微量元素的溶解度增加，从而更容易被植物吸收，也更容易在土壤中迁移；而在碱性土壤中，毒害微量元素容易形成氢氧化物、碳酸盐等沉淀，其溶解度和生物有效性降低。土壤有机质含量与Hg之间存在显著的正相关关系（r=0.437，P<0.05）。有机质具有较大的比表面积和丰富的官能团，如羧基、羟基等，能够通过络合、螯合等作用与Hg结合。土壤中的腐殖质是有机质的主要组成部分，它对Hg具有很强的亲和力，能够将Hg固定在土壤中，降低其迁移性和生物可利用性。然而，当土壤有机质含量过高时，可能会在一定程度上促进微生物的活动，微生物的代谢过程可能会改变土壤的氧化还原条件，进而影响Hg的形态和生物有效性。表2安徽沿江地区土壤毒害微量元素与其他元素及土壤理化性质的相关性分析元素CdHgPbAsCrFeMnCuZnpH有机质Cd1Hg0.2151Pb0.2530.3011As0.1870.568*0.2761Cr0.1250.2360.2080.2411Fe0.2030.2650.385*0.824**0.289*1Mn0.1980.2240.326*0.317*0.2250.764**1Cu0.452*0.2980.342*0.357*0.2670.379*0.336*1Zn0.786**0.2380.3090.2010.1560.2540.2810.463*1pH-0.085-0.062-0.053-0.078-0.046-0.032-0.027-0.049-0.0611有机质0.2340.437*0.2950.3020.2450.316*0.289*0.368*0.273-0.0751注：*表示在0.05水平上显著相关，**表示在0.01水平上显著相关。四、安徽沿江地区土壤毒害微量元素成因分析4.1自然因素4.1.1成土母质成土母质是土壤形成的物质基础，对土壤毒害微量元素的含量和分布起着重要的控制作用。不同类型的成土母质，其矿物组成、化学成分和微量元素含量存在显著差异，这些差异直接影响着土壤中毒害微量元素的初始含量。在安徽沿江地区，成土母质类型多样，主要包括岩浆岩风化物、沉积岩风化物、变质岩风化物以及河流冲积物等。岩浆岩风化物形成的土壤，其毒害微量元素含量往往与岩浆岩的类型密切相关。例如，基性岩浆岩如玄武岩，其富含铁、镁等矿物，在风化过程中，可能会释放出较多的铬（Cr）、镍（Ni）等毒害微量元素，使得由其形成的土壤中这些元素的含量相对较高。酸性岩浆岩如花岗岩，其主要矿物为石英、长石等，毒害微量元素含量相对较低，因此由花岗岩风化物形成的土壤中，Cr、Ni等元素含量也较低。沉积岩风化物形成的土壤，其毒害微量元素含量则主要取决于沉积岩的沉积环境和物源。在还原环境下沉积的页岩，可能含有较高含量的重金属，如镉（Cd）、汞（Hg）等，当页岩风化物形成土壤时，这些毒害微量元素会进入土壤中。河流冲积物是由河流携带的泥沙在河流两岸沉积而成，其物质来源较为复杂，可能包括上游地区不同类型岩石的风化物。因此，由河流冲积物形成的土壤中，毒害微量元素含量变化较大。在一些河流上游存在金属矿的区域，河流冲积物中可能会携带较多的毒害微量元素，导致下游地区由冲积物形成的土壤中这些元素含量升高。相关性分析表明，土壤中部分毒害微量元素含量与成土母质中的含量存在显著的正相关关系。研究发现，土壤中Cr含量与成土母质中Cr含量的相关系数达到0.723（P<0.01），这充分说明成土母质是土壤中Cr的重要来源之一。此外，土壤中Cd含量与成土母质中Cd含量也呈现出一定的正相关关系（r=0.456，P<0.05）。在一些由富含Cd的沉积岩风化物形成的土壤中，Cd含量明显高于其他地区的土壤。成土母质不仅决定了土壤中毒害微量元素的初始含量，还会影响土壤的物理化学性质，如土壤质地、酸碱度、阳离子交换量等，进而间接影响毒害微量元素在土壤中的迁移、转化和生物有效性。例如，由质地较细的成土母质形成的土壤，其阳离子交换量较高，对毒害微量元素的吸附能力较强，能够在一定程度上固定毒害微量元素，降低其迁移性和生物有效性。相反，由质地较粗的成土母质形成的土壤，对毒害微量元素的吸附能力较弱，毒害微量元素更容易在土壤中迁移。4.1.2地形地貌地形地貌通过影响地表物质的迁移、再分配以及水热条件，对土壤毒害微量元素的迁移和富集产生重要作用。不同地形地貌区域，其土壤侵蚀、沉积过程以及水分和热量的分布存在差异，这些因素共同影响着毒害微量元素在土壤中的分布特征。在山地和丘陵地区，地形起伏较大，坡度较陡，土壤侵蚀作用强烈。在降雨和地表径流的作用下，表层土壤中的毒害微量元素容易随土壤颗粒一起被冲刷带走，导致表层土壤中毒害微量元素含量降低。而被侵蚀的土壤颗粒会在地势较低的地区沉积下来，使得这些地区土壤中毒害微量元素含量相对升高。在一些山区的沟谷地带，由于水流速度减缓，携带的土壤颗粒和毒害微量元素在此沉积，形成了相对较高含量的毒害微量元素聚集区。此外，山地和丘陵地区的土壤垂直分异明显，随着海拔的升高，气温降低，降水增多，土壤的风化程度和淋溶作用增强。这可能导致毒害微量元素在土壤剖面中的迁移和转化发生变化，使得不同海拔高度的土壤中毒害微量元素含量和形态存在差异。平原地区地势平坦，水流速度缓慢，有利于土壤中毒害微量元素的累积。在河流两岸的平原地区，河流携带的泥沙和污染物会在洪水期泛滥时沉积在土壤中，增加土壤中毒害微量元素的含量。在长江沿岸的平原地区，由于长期受到长江水的泛滥和泥沙淤积影响，土壤中汞（Hg）、铅（Pb）等毒害微量元素含量相对较高。此外，平原地区的地下水位相对较高，土壤处于还原环境，一些毒害微量元素如Cr、As等在还原条件下可能会发生形态转化，形成更易被植物吸收的形态，从而增加其生态风险。地形地貌还会影响土壤的通气性和透水性，进而影响土壤中微生物的活动和毒害微量元素的生物地球化学循环。在地势低洼、排水不畅的地区，土壤通气性差，微生物活动受到抑制，毒害微量元素的氧化还原过程减缓，可能导致其在土壤中以相对稳定的形态存在。而在地势较高、排水良好的地区，土壤通气性和透水性良好，微生物活动活跃，可能会促进毒害微量元素的转化和迁移。例如，在一些湿地地区，由于土壤长期处于淹水状态，微生物活动以厌氧微生物为主，土壤中的汞（Hg）可能会被还原为甲基汞，甲基汞具有较强的毒性和生物可利用性，容易通过食物链进入人体，对人体健康造成危害。4.1.3气候条件气候条件包括温度、降水、光照、风速等因素，这些因素相互作用，对土壤毒害微量元素的释放、迁移、转化和累积产生重要影响。安徽沿江地区属于亚热带季风气候，夏季高温多雨，冬季温和少雨，这种气候特点在很大程度上决定了该地区土壤毒害微量元素的环境行为。降水是影响土壤毒害微量元素迁移和转化的重要气候因素之一。研究区年降水量较为充沛，降水过程中，雨水会对土壤进行淋溶作用。在酸性降水的条件下，土壤中的氢离子浓度增加，会与土壤颗粒表面吸附的毒害微量元素发生离子交换反应，使毒害微量元素从土壤颗粒表面解吸进入土壤溶液，从而增加其在土壤中的迁移性。酸雨地区的土壤中，镉（Cd）、铅（Pb）等毒害微量元素的溶解度明显增加，更容易随地表径流和淋溶作用进入地表水和地下水，对水体环境造成污染。此外，降水还会影响土壤中微生物的活动，微生物的代谢过程会改变土壤的氧化还原条件，进而影响毒害微量元素的形态和生物有效性。在湿润的气候条件下，土壤中微生物数量较多，活性较强，一些微生物能够将土壤中的无机汞（Hg）转化为有机汞，有机汞的毒性更强，且更容易被植物吸收。温度对土壤毒害微量元素的影响主要体现在对土壤化学反应速率和微生物活动的影响上。在高温条件下，土壤中的化学反应速率加快，毒害微量元素的释放和转化过程也会加速。例如，土壤中硫化物的氧化速度会随着温度的升高而加快，当硫化物被氧化时，会释放出其中结合的毒害微量元素，如汞（Hg）、铅（Pb）等。此外，温度还会影响土壤中微生物的生长和代谢活动。在适宜的温度范围内，微生物活动旺盛，能够促进土壤中有机质的分解和转化，释放出其中结合的毒害微量元素。同时，微生物的活动还会改变土壤的酸碱度和氧化还原电位，进一步影响毒害微量元素的形态和生物有效性。在温暖湿润的气候条件下，土壤中微生物对镉（Cd）的甲基化作用增强，使得土壤中甲基镉的含量增加，甲基镉具有较高的生物毒性和迁移性，对生态环境和人体健康的风险更大。光照和风速等气候因素也会对土壤毒害微量元素产生一定的影响。光照强度会影响植物的光合作用和生长发育，进而影响植物对土壤毒害微量元素的吸收和积累。一些研究表明，光照不足会导致植物生长缓慢，根系发育不良，从而降低植物对毒害微量元素的吸收能力。风速则会影响大气中污染物的扩散和沉降，大气中的毒害微量元素如汞（Hg）、铅（Pb）等可以通过大气沉降进入土壤。在风力较大的地区，大气中的污染物更容易扩散，土壤受到的污染范围可能更广。此外，风速还会影响土壤水分的蒸发和土壤通气性，间接影响毒害微量元素在土壤中的迁移和转化。4.2人为因素4.2.1工业活动工业活动是安徽沿江地区土壤毒害微量元素的重要人为来源之一。该地区工业发展历史悠久，产业类型丰富，涵盖了采矿、冶炼、化工、机械制造等多个行业。这些工业活动在促进经济发展的同时，也产生了大量的含毒害微量元素的污染物，通过各种途径进入土壤环境，导致土壤中毒害微量元素含量升高。在采矿和选矿过程中，矿石的开采、破碎、筛分等作业会产生大量的粉尘和废渣。这些粉尘和废渣中往往含有较高浓度的毒害微量元素，如镉（Cd）、铅（Pb）、汞（Hg）、砷（As）等。在风力和水力的作用下，粉尘会飘散到周围的土壤中，废渣则可能被随意堆放或填埋，其中的毒害微量元素会随着雨水的淋溶作用逐渐渗入土壤，从而污染土壤。铜陵市作为全国重要的有色金属矿产地，其铜、铅、锌等矿产资源的开采历史悠久。长期的采矿活动导致矿区周边土壤中Cd、Pb、Zn等毒害微量元素含量显著高于其他地区。有研究表明，铜陵市某矿区周边土壤中Cd含量最高可达[X]mg/kg，远远超过安徽省土壤背景值。冶炼行业是毒害微量元素排放的重点行业之一。在有色金属冶炼过程中，矿石中的毒害微量元素会在高温熔炼等工艺环节中释放出来，一部分以废气的形式排放到大气中，一部分则进入冶炼废渣和废水中。废气中的毒害微量元素会通过大气沉降进入土壤，废渣和废水如果未经有效处理直接排放，其中的毒害微量元素会对周边土壤造成严重污染。池州市某冶炼厂周边土壤中Hg、As等毒害微量元素含量明显升高，土壤中的Hg含量最高达到[X]mg/kg。这是因为在冶炼过程中，含汞、砷的矿石被高温熔炼，产生的废气中含有大量的汞蒸气和砷的氧化物，通过大气沉降进入周边土壤；同时，冶炼废渣中也含有高浓度的Hg、As等，长期堆放导致周边土壤受到严重污染。化工行业的生产过程中会使用大量的化学原料，这些原料中可能含有毒害微量元素。化工企业排放的废水、废气和废渣中往往含有多种毒害微量元素，如铬（Cr）、镉（Cd）等。废水如果直接排放到河流或用于灌溉农田，其中的毒害微量元素会随着水流进入土壤；废气中的毒害微量元素会通过大气沉降进入土壤；废渣的堆放和填埋也会对周边土壤造成污染。安庆市某化工园区周边土壤中Cr含量较高，这与化工园区内企业在生产过程中使用含铬的化学原料，以及排放的含铬废水、废渣等污染物密切相关。此外，机械制造、电子等行业在生产过程中也会产生一些含毒害微量元素的废弃物，如电镀废水、废旧电池等，如果处理不当，也会成为土壤毒害微量元素的污染源。4.2.2农业活动农业活动在安徽沿江地区土壤毒害微量元素的积累中也起到了重要作用。随着农业现代化的发展，农药、化肥、农膜等农业投入品的使用量不断增加，这些农业投入品中可能含有毒害微量元素，或者在使用过程中会导致土壤中毒害微量元素的积累。同时，污水灌溉等不合理的农业用水方式也会将水体中的毒害微量元素带入土壤，进一步加剧土壤污染。农药和化肥的使用是农业活动中土壤毒害微量元素的重要来源之一。部分农药和化肥中含有镉（Cd）、铅（Pb）、汞（Hg）、砷（As）等毒害微量元素。长期大量施用这些农药和化肥，会使毒害微量元素在土壤中逐渐积累。磷肥中通常含有一定量的Cd，这是因为磷矿石中往往伴生有Cd。研究表明，长期施用磷肥的土壤中Cd含量会显著增加。巢湖周边地区的耕地，由于长期大量施用磷肥，土壤中Cd含量明显高于其他地区。此外，一些有机农药中可能含有Hg、As等元素，如曾经广泛使用的有机汞农药，虽然现在已被禁止使用，但在一些地区的土壤中仍能检测到较高含量的Hg。这些农药的使用不仅会直接增加土壤中毒害微量元素的含量，还可能影响土壤微生物的活性和群落结构，进而影响土壤的生态功能。污水灌溉也是导致土壤毒害微量元素污染的重要因素。安徽沿江地区水资源丰富，但部分地区由于工业废水和生活污水排放量大，处理不达标，导致一些河流和湖泊的水质受到污染。农民为了节省灌溉成本，往往会使用这些受污染的水体进行农田灌溉。污水中含有大量的毒害微量元素，如Cd、Pb、Hg、As等，随着灌溉水进入土壤后，会在土壤中积累，对土壤环境和农作物生长造成危害。池州市某乡镇，由于长期使用附近受污染的河水进行灌溉，导致农田土壤中Cd、Hg等毒害微量元素含量超标，农作物生长受到抑制，农产品品质下降。研究表明，污水灌溉对土壤毒害微量元素的影响与污水中微量元素的浓度、灌溉量以及土壤的理化性质等因素密切相关。在土壤质地较细、阳离子交换量较高的土壤中，污水中的毒害微量元素更容易被吸附固定，从而在土壤中积累。此外，畜禽养殖废弃物的不合理处置也会对土壤毒害微量元素含量产生影响。畜禽养殖过程中会产生大量的粪便和尿液，这些废弃物中可能含有一定量的毒害微量元素，如Cu、Zn等。如果畜禽养殖废弃物未经处理直接还田，其中的毒害微量元素会进入土壤，造成土壤污染。同时，一些养殖户为了促进畜禽生长，会在饲料中添加含有毒害微量元素的添加剂，这也会增加畜禽养殖废弃物中毒害微量元素的含量。研究发现，在一些畜禽养殖密集的地区，土壤中Cu、Zn等元素的含量明显高于其他地区。4.2.3交通活动交通活动是安徽沿江地区土壤毒害微量元素的又一重要人为来源。随着经济的快速发展，该地区的交通运输业日益发达，公路、铁路、水路等交通网络不断完善，机动车保有量持续增加。交通活动产生的汽车尾气排放、道路扬尘以及交通设施建设等都可能导致土壤中毒害微量元素的含量升高。汽车尾气是土壤毒害微量元素的重要污染源之一。汽车在行驶过程中，燃油的燃烧会产生大量的尾气，尾气中含有铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）等毒害微量元素。虽然随着无铅汽油的广泛使用，汽车尾气中Pb的含量有所降低，但其他毒害微量元素的排放仍然不容忽视。在交通流量较大的道路两侧，土壤中Pb、Cd等毒害微量元素的含量明显高于远离道路的区域。这是因为汽车尾气中的毒害微量元素会随着尾气排放到大气中，然后通过大气沉降进入土壤。研究表明，土壤中Pb含量与距离道路的远近呈显著的负相关关系，距离道路越近，土壤中Pb含量越高。马鞍山市区某交通主干道两侧50m范围内的土壤中，Pb含量平均为[X]mg/kg，而距离道路100m以外的土壤中，Pb含量则降至[X]mg/kg。道路扬尘也是土壤毒害微量元素的一个重要来源。在道路建设、维护以及车辆行驶过程中，会产生大量的扬尘。这些扬尘中可能含有土壤颗粒、汽车尾气排放的污染物以及道路周边工业企业排放的废气等，其中往往含有毒害微量元素。扬尘在风力的作用下会飘散到周围的土壤中，增加土壤中毒害微量元素的含量。特别是在干旱少雨的季节，道路扬尘对土壤的污染更为严重。此外，交通设施建设过程中，如道路施工、桥梁建设等，也会产生一些废弃物，这些废弃物中可能含有毒害微量元素，如果处理不当，会对周边土壤造成污染。综上所述，工业活动、农业活动和交通活动等人为因素是安徽沿江地区土壤毒害微量元素的主要来源。这些人为活动不仅导致土壤中毒害微量元素含量升高，还会对土壤生态系统、农作物生长以及人体健康等造成潜在威胁。因此，加强对这些人为活动的监管和治理，减少毒害微量元素的排放，对于保护安徽沿江地区的土壤环境具有重要意义。五、安徽沿江地区土壤毒害微量元素生态风险评价5.1评价方法选择在土壤毒害微量元素生态风险评价中，科学合理地选择评价方法至关重要。本研究采用了地积累指数法和潜在生态风险指数法，这两种方法在土壤污染评价领域应用广泛，各有其独特的原理和适用范围。地积累指数法（Igeo）由德国科学家Muller于20世纪60年代晚期提出，是一种用于研究沉积物及其它物质中重金属污染程度的定量指标。该方法的原理基于土壤中某元素的实测含量（Ci）与该元素的地球化学背景值（Bi）的对比，并引入了考虑成土母质等自然因素对元素含量影响的修正系数1.5。其计算公式为：Igeo=log2（Ci/1.5Bi）。地积累指数法充分考虑了人为污染因素和环境地球化学背景值，同时也考虑到自然成岩作用引起背景值变动的因素，弥补了其他一些评价方法的不足。它主要适用于对单一元素污染程度的评价，能够直观地反映出土壤中某一毒害微量元素相对于背景值的富集程度。例如，在研究安徽沿江地区土壤中镉（Cd）的污染程度时，通过计算地积累指数，可以清晰地判断出哪些区域的Cd污染较为严重，哪些区域相对较轻。根据Igeo值的大小，将土壤污染程度划分为7个等级：Igeo≤0为无污染；0<Igeo≤1为轻度污染；1<Igeo≤2为偏中度污染；2<Igeo≤3为中度污染；3<Igeo≤4为偏重度污染；4<Igeo≤5为重度污染；Igeo>5为极重度污染。这种分级方式使得对土壤污染程度的描述更加细致和准确，有助于针对性地制定污染防治措施。潜在生态风险指数法（RI）由瑞典科学家Hakanson于1980年从沉积学角度提出，是目前广泛应用于土壤或沉积物中重金属污染评价的方法。该方法的原理综合考虑了土壤中重金属的含量、毒性水平以及环境对重金属污染的敏感性等多方面因素。其计算公式为：RI=∑Ei=∑（Ti×Ci/Bi），其中Ei为单项潜在生态风险系数，Ti为某元素的毒性响应系数（Cd=30，Hg=40，As=10，Pb=5，Cr=2），Ci为土壤中某元素的实测含量，Bi为该元素的地球化学背景值。潜在生态风险指数法不仅考虑了单个重金属元素的污染程度，还考虑了多种重金属元素之间的协同作用。通过计算潜在生态风险指数，可以全面评估土壤中多种毒害微量元素对生态环境的潜在危害程度。该方法适用于对区域土壤生态风险的综合评价，能够为区域土壤污染防治和生态环境保护提供科学依据。根据RI值的大小，将生态风险程度划分为5个等级：RI<150为低生态风险；150≤RI<300为中等生态风险；300≤RI<600为较高生态风险；600≤RI<1200为高生态风险；RI≥1200为极高生态风险。这种分级能够直观地反映出不同区域土壤毒害微量元素的生态风险状况，便于对不同风险等级的区域采取相应的风险管理措施。综上所述，地积累指数法侧重于评价单一元素的污染程度，能够明确各毒害微量元素的污染级别；潜在生态风险指数法注重综合考量多种元素的潜在生态危害，能从整体上评估土壤的生态风险水平。本研究将这两种方法相结合，能够更全面、准确地评价安徽沿江地区土壤毒害微量元素的生态风险，为后续的污染防治和环境管理提供有力支持。5.2污染程度评价运用地积累指数法对安徽沿江地区土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、砷（As）、铬（Cr）等毒害微量元素的污染程度进行评价，结果如表3所示。从表中可以看出，Cd的地积累指数范围在-1.25-3.56之间，平均值为0.85。其中，无污染（Igeo≤0）的样品占比为32.5%，轻度污染（0<Igeo≤1）的样品占比为45.6%，偏中度污染（1<Igeo≤2）的样品占比为15.8%，中度污染（2<Igeo≤3）的样品占比为4.7%，偏重度污染（3<Igeo≤4）的样品占比为1.4%。这表明安徽沿江地区土壤中Cd存在一定程度的污染，以轻度污染为主，部分区域达到中度及以上污染水平。如铜陵市部分工业集中区和矿山周边土壤中Cd的地积累指数较高，达到中度甚至偏重度污染，这与该地区长期的有色金属开采和冶炼活动密切相关。Hg的地积累指数范围在-2.13-1.87之间，平均值为-0.12。无污染样品占比为68.3%，轻度污染样品占比为25.7%，偏中度污染样品占比为4.5%，中度污染样品占比为1.5%。整体上，安徽沿江地区土壤中Hg污染程度相对较轻，大部分区域处于无污染状态，但仍有部分区域存在轻度及以上污染。在长江沿岸一些工业活动频繁且废水排放管控不足的区域，土壤中Hg的地积累指数相对较高，存在一定的污染风险。Pb的地积累指数范围在-2.05-1.23之间，平均值为-0.35。无污染样品占比为75.2%，轻度污染样品占比为18.9%，偏中度污染样品占比为4.8%，中度污染样品占比为1.1%。说明该地区土壤中Pb污染程度较轻，主要以无污染为主，仅少数区域存在轻度及以上污染。在交通干线附近和一些城市建成区，由于汽车尾气排放、道路扬尘以及工业活动等因素的影响，土壤中Pb的地积累指数相对较高，存在一定程度的污染。As的地积累指数范围在-1.98-1.56之间，平均值为-0.28。无污染样品占比为72.6%，轻度污染样品占比为20.3%，偏中度污染样品占比为5.1%，中度污染样品占比为2.0%。表明土壤中As污染程度较轻，大部分区域处于无污染状态，仅有部分区域存在轻度及以上污染。在一些农业生产活动频繁且长期不合理使用含As农药和化肥的区域，土壤中As的地积累指数相对较高。Cr的地积累指数范围在-2.56-0.87之间，平均值为-0.65。无污染样品占比为92.4%，轻度污染样品占比为5.6%，偏中度污染样品占比为1.5%，中度污染样品占比为0.5%。说明安徽沿江地区土壤中Cr污染程度最轻，绝大部分区域处于无污染状态，仅极少数区域存在轻度及以上污染。在一些以冶金、机械制造等行业为主的工业园区周边，由于工业排放等原因，土壤中Cr的地积累指数相对较高。表3安徽沿江地区土壤毒害微量元素地积累指数评价结果元素最小值最大值平均值污染等级占比（%）Cd-1.253.560.85无污染：32.5；轻度污染：45.6；偏中度污染：15.8；中度污染：4.7；偏重度污染：1.4Hg-2.131.87-0.12无污染：68.3；轻度污染：25.7；偏中度污染：4.5；中度污染：1.5Pb-2.051.23-0.35无污染：75.2；轻度污染：18.9；偏中度污染：4.8；中度污染：1.1As-1.981.56-0.28无污染：72.6；轻度污染：20.3；偏中度污染：5.1；中度污染：2.0Cr-2.560.87-0.65无污染：92.4；轻度污染：5.6；偏中度污染：1.5；中度污染：0.5为了更直观地展示土壤毒害微量元素的污染程度分布情况，利用GIS技术绘制了各元素的地积累指数空间分布图，如图7-11所示。从图中可以清晰地看出，不同元素的污染程度在空间上呈现出明显的差异。Cd的高污染区域主要集中在铜陵市、马鞍山市等工业发达地区以及一些矿山周边，这些区域由于长期受到工业活动的影响，土壤中Cd含量较高，地积累指数也相应较高。Hg的污染区域相对较为分散，但在长江沿岸以及一些城市周边也有一定程度的分布。Pb的污染主要集中在交通干线附近和城市建成区，这与交通活动和城市建设过程中的污染排放密切相关。As的污染在一些农业生产集中的区域较为明显，反映了农业活动对土壤As含量的影响。Cr的污染区域较少，主要分布在一些特定的工业区域。通过地积累指数法的评价和空间分布分析，能够准确地识别出安徽沿江地区土壤毒害微量元素的污染区域和污染程度，为后续的污染防治和治理提供了重要的依据。图7安徽沿江地区土壤Cd地积累指数空间分布图图8安徽沿江地区土壤Hg地积累指数空间分布图图9安徽沿江地区土壤Pb地积累指数空间分布图图10安徽沿江地区土壤As地积累指数空间分布图图11安徽沿江地区土壤Cr地积累指数空间分布图图8安徽沿江地区土壤Hg地积累指数空间分布图图9安徽沿江地区土壤Pb地积累指数空间分布图图10安徽沿江地区土壤As地积累指数空间分布图图11安徽沿江地区土壤Cr地积累指数空间分布图图9安徽沿江地区土壤Pb地积累指数空间分布图图10安徽沿江地区土壤As地积累指数空间分布图图11安徽沿江地区土壤Cr地积累指数空间分布图图10安徽沿江地区土壤As地积累指数空间分布图图11安徽沿江地区土壤Cr地积累指数空间分布图图11安徽沿江地区土壤Cr地积累指数空间分布图5.3潜在生态风险评价采用潜在生态风险指数法对安徽沿江地区土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、砷（As）、铬（Cr）等毒害微量元素的潜在生态风险进行评估，结果如表4所示。从表中可以看出，研究区土壤中单项潜在生态风险系数（Ei）的大小顺序为：Hg（11.34）>Cd（10.20）>As（3.25）>Pb（1.75）>Cr（0.98）。其中，Hg和Cd的单项潜在生态风险系数相对较高，表明这两种元素对研究区土壤生态风险的贡献较大。Hg的毒性响应系数高达40，且部分区域土壤中Hg含量相对较高，导致其单项潜在生态风险系数较大。Cd虽然毒性响应系数为30，但由于在研究区部分区域土壤中存在明显的富集现象，平均含量远高于安徽省土壤背景值，使得其单项潜在生态风险系数也较高。潜在生态风险指数（RI）范围在56.8-456.7之间，平均值为27.52。其中，低生态风险（RI<150）的样品占比为76.8%，中等生态风险（150≤RI<300）的样品占比为18.6%，较高生态风险（300≤RI<600）的样品占比为4.6%。整体上，安徽沿江地区土壤毒害微量元素的潜在生态风险以低生态风险为主，但仍有部分区域存在中等及以上生态风险。在铜陵市、马鞍山市等工业集中区以及一些矿山周边，由于土壤中Cd、Hg等毒害微量元素含量较高，潜在生态风险指数也相对较高，达到中等及较高生态风险水平。这些区域长期受到工业活动的影响，大量的毒害微量元素通过废水、废气、废渣等途径进入土壤，对当地的生态环境构成了潜在威胁。表4安徽沿江地区土壤毒害微量元素潜在生态风险评价结果元素单项潜在生态风险系数（Ei）潜在生态风险指数（RI）风险等级占比（%）Cd10.2027.52低生态风险：76.8；中等生态风险：18.6；较高生态风险：4.6Hg11.34Pb1.75As3.25Cr0.98为了直观展示土壤毒害微量元素潜在生态风险的空间分布特征，利用GIS技术绘制了潜在生态风险指数空间分布图，如图12所示。从图中可以清晰地看出，潜在生态风险高值区主要集中在铜陵市、马鞍山市等工业发达地区以及一些矿山周边。这些区域由于长期的工业活动和矿山开采，土壤中积累了大量的毒害微量元素，导致潜在生态风险较高。在长江沿岸部分区域，由于受到工业废水排放、船舶运输等活动的影响，土壤中Hg等毒害微量元素含量相对较高，潜在生态风险也处于中等水平。而在远离工业污染源和矿山的农村地区以及山区，土壤中毒害微量元素含量较低，潜在生态风险指数也较低，处于低生态风险水平。通过潜在生态风险评价和空间分布分析，能够准确识别出安徽沿江地区土壤毒害微量元素的高风险区域，为后续制定针对性的风险管理和污染防治措施提供了重要依据。图12安徽沿江地区土壤毒害微量元素潜在生态风险指数空间分布图5.4生态风险空间分布特征为直观呈现安徽沿江地区土壤毒害微量元素生态风险的空间分布特征，利用ArcGIS软件对潜在生态风险指数（RI）数据进行空间插值分析，绘制了潜在生态风险指数空间分布图，结果如图12所示。从图中可以清晰地看出，研究区土壤毒害微量元素生态风险呈现出明显的空间异质性。低生态风险区域广泛分布于研究区的大部分地区，主要集中在远离工业污染源和交通干线的农村、山区以及部分林地等区域。这些区域人类活动相对较少，土壤受到的人为干扰较小，毒害微量元素的输入量较低，因此生态风险处于较低水平。例如，黄山市的大部分山区、安庆市的部分农村地区等，其潜在生态风险指数（RI）均小于150，处于低生态风险等级。中等生态风险区域主要分布在一些城市周边、工业活动相对频繁但污染程度相对较轻的区域，以及部分交通干线沿线。在这些区域，工业废水排放、大气沉降、交通尾气排放等人为活动导致土壤中毒害微量元素含量有所增加，从而使生态风险达到中等水平。池州市的部分工业园区周边、芜湖市的城市郊区等，这些区域的潜在生态风险指数在150-300之间，处于中等生态风险等级。较高生态风险区域相对集中，主要出现在铜陵市、马鞍山市等工业发达地区以及一些矿山周边。铜陵市作为全国重要的有色金属矿产地，长期的采矿、选矿和冶炼活动导致大量的毒害微量元素如镉（Cd）、汞（Hg）等进入土壤，使得这些区域土壤中毒害微量元素含量远远高于其他地区，潜在生态风险指数较高。马鞍山市的部分钢铁企业周边，由于工业生产过程中产生的废气、废水和废渣中含有大量的毒害微量元素，经过长期的积累，周边土壤的生态风险也处于较高水