基于田块尺度土壤重金属空间分布及其生态风险评价

王伟全，王雪，高珊，孙涛，孙约兵*

（1.东北农业大学资源与环境学院，哈尔滨 150030；2.农业农村部环境保护科研监测所，农业农村部产地环境污染防控重点实验室/天津市农业环境与农产品安全重点实验室，天津 300191）

土壤是人类赖以生存和发展的基石，是保障粮食安全生产的重要物质基础[1]。人类活动，如工业采矿、冶炼、交通运输、农业投入品使用导致土壤受重金属污染[2-3]。2014 年《全国土壤污染状况调查公报》显示，全国土壤总的超标率为16.1%，其中耕地土壤点位超标率为19.4%，土壤环境状况总体不容乐观[4]。重金属具有生物积累性、持久性和对生物群体的高毒性，会对整个陆地生态系统的结构和功能产生不利的影响[5-6]。据估计，目前我国受污染的耕地面积已达2 000 万hm2，每年产出重金属污染的粮食约1 200万t，导致我国农业经济遭受巨大的损失[7]。重金属还会伴随着农作物最终被人类吸收，从而对人体健康产生不良影响[8]，当前土壤重金属污染问题已成为国内外的研究热点。土壤重金属含量水平不仅影响着土壤的可持续利用，而且对粮食安全也有着直接的影响[9]，土壤重金属污染已经成为一个十分严重的问题。

近年来，已有学者对农田土壤重金属污染状况及生态风险评级进行了一些研究，刘瑞雪等[10]的研究表明湘潭县农田土壤综合潜在生态风险系数的均值为314.9，属于强生态风险水平。张云芸等[11]的研究表明浙江省典型农田土壤8 种重金属元素的平均质量分数均超出浙江省土壤环境背景值，存在明显的富集效应，其中Cd 的富集效应最突出，但均未超过《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）筛选值。LIU 等[12]的研究表明泉州市喀斯特地区农田土壤中Cd 是该地区污染程度最高的污染物。河南省是我国冬小麦主产区，在该区域开展土壤重金属调查及生态风险评价对于保障粮食安全具有重要意义。这不仅有利于后续制定科学的农田土壤修复措施，而且可以对农作物的种植提出合理的建议，对于环境管理决策和区域生态环境保护具有重要意义[13]。

目前对农田土壤重金属的调查尺度主要集中在大区域尺度[14-17]，对于田块尺度的土壤重金属调查研究较少。本研究以河南省新乡县翟坡镇某冬小麦种植农田表层和剖面土壤作为研究对象，分析土壤中重金属Cd、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni 和Mn 的含量及空间分布特征，运用地统计分析中克里格插值法（OK）以及4 种指数评价方法对研究区土壤重金属污染程度进行评价，同时采用主成分分析法（PCA）探讨研究区土壤中各重金属的可能来源，为研究区农田土壤重金属污染的管控提供科学参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

河南省新乡县位于113°30′～115°30′E、34°55′～35°50′N，属暖温带大陆性季风气候，夏季炎热多雨，冬季寒冷干燥，四季分明，7 月份最热，平均气温27.3 ℃，1月份最冷，平均气温0.2 ℃，无霜期220 d，年均降水量573.4 mm，主要集中在夏季。该研究区位于新乡县翟坡镇某污灌农田，以种植一年一熟制冬小麦为主，其面积为1.15 km2，西邻红林村，南临西孟姜女河，该河流向自西南至东北，河的上游分布居民区和工厂。

1.2 样品采集与处理

土壤样品采集于2020年5月，使用GPS记录采集点位的经纬度，共采集242个样品，其中包括202个表层0～20 cm 土壤样品和40 个剖面0～100 cm 土壤样品，采样点位置如图1 所示。由于南部紧邻污水河与主干道，且人为活动较为密集，因此对该区域采样点进行适当地加密，其他部分区域人为活动较少，布点较为稀疏。表层样品首先用铁铲从田里挖出，再用木铲刮去土壤样品与铁铲接触的部分，然后装入做好标记的自封袋内。剖面土壤样品分成5 个深度，分别为0～20、20～40、40～60、60～80、80～100 cm。使用土钻采集剖面土壤样品，并用木铲把土壤样品从土钻挖出放入做好标记的自封袋内。把所有样品带回实验室，从自封袋内取出摊开并使其自然风干，除去植物根系及其他杂质，用木槌及研钵对土壤样品进行研磨，过100 目筛以及20 目筛后，装入做好标记的自封袋备用。

图1 研究区采样点分布图Figure 1 Distribution map of sampling sites

1.3 试验方法

土壤样品采用HNO3-HF 进行消解，称取0.25 g土壤样品，每份土壤样品设定三个重复，每次消解设置三个空白，并使用标准物质SRM-2586 进行控制，土壤样品重金属含量的测定采用电感耦合等离子体质谱仪进行测定[18]。土壤pH 采用Sartorius PB-10 pH计进行测定（水土比为2.5∶1）。

1.4 研究方法

1.4.1 克里格插值法

以半变异函数为理论基础的克里格插值法是地统计学的主要内容之一，其原理是根据未知样点有限邻域内的若干已知样本点数据，考虑与未知样点的空间关系，对未知样点进行最优预测[19]。使用克里格插值法的数据必须符合正态分布，数据经过整理后，发现原始数据中重金属Cr、Mn、Ni、Cd 符合正态分布，Cu、Zn、Pb不符合正态分布，将其异常值剔除后，使其符合正态分布，经过K-S检验后结果如表1所示。

表1 正态分布检验结果Table 1 Normal distribution test results

1.4.2 地质累积指数

地质累积指数又称Muller 指数，于1969 年被德国海德堡大学的科学家Muller提出，该方法用于评价沉积物中重金属的污染程度[20]。其计算公式为：

式中：Igeo为地质累积指数；Ci为重金属i元素在样品中的实测值；Bi为重金属i元素的背景值；k为考虑各地岩石差异可能会引起背景值的变动而取的系数（一般取值为1.5）[21]。地质累积指数按照污染程度一般分为7个等级，其分级程度如表2所示。

表2 地质积累指数分级标准Table 2 The classification standard of geological accumulation index

1.4.3 潜在生态危害指数

潜在生态危害指数法由瑞典科学家HAKANSON建立，该指数根据重金属的性质及其在环境中迁移转化的特点，从沉积学角度对土壤重金属进行评价[22-23]，能综合反映重金属对生态环境的影响潜力[22]。计算公式为：

式中：RI为综合潜在生态危害指数；为单项元素潜在生态危害指数；为重金属元素i的毒性系数，本研究中Cd、Ni、Cu、Pb、Cr、Mn、Zn的毒性系数分别为30、5、5、5、2、1、1[24-25]；为重金属元素i的实测值与背景值的比值，即重金属富集指数。其分级标准如表3所示。

表3 潜在生态危害指数分级标准Table 3 The classification standard of potential ecological hazard index

1.5 数据分析

采用Excel 2016 对数据进行计算，数据正态检验和异常值剔除选用SPSS 21进行处理，用ArcMap 10.6绘制克里格插值图及采样点分布图，其余相关图表选择Origin 9绘制。

2 结果与讨论

2.1 调查区农田土壤重金属含量特征与空间分布规律

2.1.1 土壤表层重金属含量特征

研究区表层土壤pH 范围在7.38～9.07 之间，整体上呈弱碱性。由表4 可知，土壤中Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb含量平均值分别为319.60、21.76、157.32、6.40、35.52、0.95 mg·kg-1和24.35 mg·kg-1，其中Cr、Cd、Pb含量全部点位超过河南省土壤重金属含量背景值[26]，Ni、Zn 含量部分点位超过河南省土壤重金属含量背景值，超标率分别为12.38%、2.97%，Mn、Cu 含量均未超过河南省土壤重金属含量背景值，表明除Mn、Cu以外该研究区土壤均受到一定程度的重金属污染。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）可知，土壤中Cd含量全部超过该标准筛选值，Cr 含量部分超过该标准筛选值，超标率为98%，但Ni、Cu、Zn、Pb含量未超过该标准筛选值。表层土壤中Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb 的变异系数分别为20.36%、11.68%、18.74%、27.18%、35.09%、13.38%、30.11%，其中Cr、Ni、Mn、Cd离散程度较小，Cu、Zn、Pb 离散程度较大，变异系数超过25%。变异系数较大，表明受人为干扰较为强烈，因此可判断研究区土壤受人类活动影响较大。根据以上分析可以得出，研究区土壤中Cr、Ni、Zn、Cd、Pb含量存在一定程度的污染，其中Cr、Cd污染程度较为严重，应当引起足够的重视。

表4 表层土壤pH和重金属含量Table 4 Topsoil pH and heavy metal content in the soil samples

2.1.2 调查区土壤重金属空间分布规律

在对采样点数据进行异常值剔除后，数据符合正态分布，并利用ArcMap10.6 中地统计向导模块对比采样点数据，根据地统计分析向导中的第五步交叉验证选择半变异函数最佳的拟合模型，研究区表层土壤重金属含量插值图如图2所示。

图2 研究区土壤重金属插值图Figure 2 Spatial interpolation diagram of heavy metals in the soil of the study area

研究区中表层土壤重金属分布存在一定规律，重金属Cr 在研究区南部沿河区域含量最高，含量在328.13～489.70 mg·kg-1之间，由南向北逐渐降低。其次西部和东北部含量稍低于南部，中间区域含量较低，南部含量最高处是中部的2～3 倍；Ni 在南部含量最高，中部区域略低于南部，东部和西部含量较低；Mn含量主要在中部最高，西部和南部边缘含量其次，其余部分含量较低；Cu 含量主要在东北部和南部较高，其余区域含量较低；Zn 含量较高处主要为小片面状分布，在研究区域的中部、北部、南部、西南部均有分布；Cd 含量在南部、东部以及中北部含量较高，最高区域的含量在1.09～1.39 mg·kg-1之间，其余区域含量相对较低，为0.55～1.09 mg·kg-1；Pb 含量主要在研究区中东部、中北部较高，东南部含量稍低，其他区域含量较低。

重金属污染的空间分布特征是鉴别土壤高污染区域以及污染来源的有效手段[27-28]。从研究区表层土壤重金属含量插值图来看，研究区土壤重金属Cr、Ni、Cu 含量在南部的部分区域相对较高，其原因可能

是由于南部地区距离污水灌溉水泵较近，污水从水泵流出后，首先经过南部区域，大部分重金属被南部土壤吸收，所以导致南部区域重金属含量较高。

2.1.3 土壤剖面重金属含量特征

图3 为研究区剖面土壤重金属含量分布情况，重金属Cr 在土层深度0～20、20～40、40～60、60～80 cm 和80～100 cm 的含量分别为376.95、385.03、386.95、386.11 mg·kg-1和382.35 mg·kg-1，在土层深度40～60 cm 含量最高。Mn 在土层深度0～100 cm 间含量分别为196.54、199.22、204.36、198.67 mg·kg-1和192.79 mg·kg-1。重金属Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 含量随着土层深度的增加而显著降低，Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 在0～20 cm含量最高，分别为27.70、6.84、27.14、0.92 mg·kg-1和30.15 mg·kg-1，在80～100 cm 含量最低，分别为24.76、5.12、17.75、0.49 mg·kg-1和17.65 mg·kg-1。本研究表明Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 这些元素向下迁移不显著（P>0.05），其表层含量较高可能和人类活动（如耕作、灌溉等）有关。Cr、Cd、Pb 含量在0～100 cm 土层深度下均超过河南省土壤重金属含量背景值，Ni 含量在0～80 cm 土层深度均超过河南省背景值，其他重金属含量均未超过河南省背景值。

图3 研究区剖面土壤重金属含量Figure 3 Soil heavy metal content in the study area profile

综合来看，研究区Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 主要集中在0～20 cm 土层，含量远高于其他土层，表明研究区表层土壤有较明显的外部扰动。而Cr、Mn 在各土层深度之间无显著差异，相关研究表明，Cr 在土壤中的迁移受到土壤理化性质的影响[29]，本研究区中表层土壤为弱碱性土壤，pH 范围为9.07～7.38，王学锋等[30]的研究表明pH 升高增强了Cr 在土壤中的移动性，由于表层土壤pH值较高，加之重力作用导致重金属Cr 向深层土壤迁移。而Mn 含量低于背景值，表层与深层含量无显著差异（P>0.05），说明Mn 没有外源污染。

2.2 土壤重金属来源解析

采用主成分分析法对表层土壤重金属可能来源进行分析，如表5 所示，研究区重金属Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb 污染主要由3 个主成分构成，其累计方差贡献率为69.350%。主成分1 的方差贡献率25.497%，主成分因子为Mn、Cd 和Pb；主成分2 的方差贡献率为22.602%，主成分因子为Cr、Ni；主成分3的方差贡献率为21.251%，主成分因子为Cu、Zn。由于该研究区主要采用污水灌溉，结合实际情况推断主成分1 来源于污水灌溉。人类的工业活动会使重金属Cr、Ni 随着大气沉降到地表，并污染土壤[31-32]，而Cr、Ni 为主成分2 的因子，因此推断主成分2 可能来源于大气沉降对研究区土壤的污染。有机肥可以为作物提供生长所必需的元素，但同时也会在施用过程中增加土壤重金属的含量，提高作物吸收重金属的风险[33-34]。研究表明，与施化肥处理相比，连续7 年施用鸡粪的处理显著增加了耕层土壤Cu、Zn 和Cr 含量[35]，因此主成分3 可能主要来源于有机肥的施用。

表5 研究区表层土壤重金属含量主成分分析Table 5 Principal component analysis of heavy metal content in surface soil in the study area

2.3 研究区土壤重金属污染生态风险评价

2.3.1 地质累积指数法

利用Origin 9.0 绘制地质累积指数箱型图，其结果如图4 所示。根据地质累积指数分级标准来判断研究区重金属污染程度，研究区土壤重金属污染地质累积指数评价结果按照由重至轻依次为Cd>Cr>Pb>Ni=Mn=Cu=Zn。重金属Cr 有50%点位处于中度至强度污染，另外50%点位处于中度污染；Ni、Mn、Cu、Zn的Igeo指数小于0，即本研究区Ni、Mn、Cu、Zn 无污染；Cd 的Igeo指数全部在2～3 之间，属于中度至强度污染，在研究区内属于主要污染元素；Pb 的Igeo指数有75%点位介于0～1 之间，属于轻度污染，另外25%的点位Igeo指数小于0，显示研究区内无Pb污染。从地质累积指数法来看，研究区Cd生态风险水平较高，因此应当采取一定措施防止Cd 进入农产品当中，以保证粮食安全。

图4 研究区土壤重金属地质累积指数箱型图Figure 4 Box diagram of heavy metal accumulation index in surface soil of the study area

2.3.2 潜在生态危害指数法

通过潜在生态危害指数法对研究区重金属污染情况进行评价，其结果如表6、表7 所示。根据潜在生态危害指数分级标准，研究区各重金属风险指数平均值由大到小依次为Cd>Cr>Pb>Ni>Cu>Zn>Mn，研究区中除重金属Cd 外，其余单项潜在生态危害指数全部低于40，属于低生态危害程度，重金属Cd 在研究区中单项潜在生态危害指数最大值为463.33，最小值为183.33，平均值为316.67，对研究区的土壤潜在生态风险贡献率最高，根据分级标准判断属于严重危害程度。

表6 土壤重金属单项元素潜在生态危害指数和样点分布频率Table 6 Single potential ecological hazard index and sample point distribution frequency of heavy metals in soil

表7 研究区土壤综合潜在生态危害指数和样点分布频率Table 7 Comprehensive potential ecological hazard index and sample point distribution frequency of soil in the study area

从样点分布频率来看，在202个采样点中，有111个点位属于严重危害程度，91 个属于极严重危害程度。从单项潜在生态风险指数来看，重金属Cd 在研究区存在较强的积累，有较高的生态风险。研究区综合潜在生态危害指数最大值为516.35，最小值为205.33，平均值为342.77，根据分级标准判断研究区综合潜在生态危害指数为重度危害程度，说明研究区存在较重潜在生态风险。从样点分布频率来看，综合潜在生态危害指数为中等危害程度的点位有31 个，重度危害程度的点位有171 个，表明其综合潜在生态危害程度比较重，说明研究区有比较严重的外源污染。鉴于此，该研究区农田应采取系统的措施来进行风险管控，或者对重金属污染土壤进行修复，并密切监测研究区土壤重金属含量的变化。

3 结论

（1）从土壤重金属表层含量看，土壤Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb 含量平均值分别为319.60、21.76、157.32、6.40、35.52、0.95 mg·kg-1和24.35 mg·kg-1。从空间分布看，研究区土壤Cr、Ni、Cu 在南部的部分区域含量较高，Cd 在南部、东部及中北部含量较高。其中，Cr、Cd和Pb含量全部点位超过河南省土壤重金属含量背景值；Ni 和Zn 部分点位超过河南省土壤重金属含量背景值。而表层土壤Cd 含量全部点位超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）筛选值。

（2）从土壤重金属剖面分布特征看，土壤重金属含量随垂直深度增加而降低。从重金属污染来源看，该地区土壤重金属污染可能源于污水灌溉、大气沉降和有机肥施用。

（3）两种生态风险评价结果不尽相同，因两者引入的系数不同，地质累积指数法中各元素的系数均为1.5，而毒性响应系数因不同元素对环境的毒性不同而有较大的差异。但从综合角度来看，两种方法中Cd 污染相对于其他重金属污染更严重。因此，研究区农田土壤中Cd污染较为严重，对环境影响较大，应当采取一定的措施来修复研究区土壤中的Cd污染。