云南某区典型农田土壤重金属污染和潜在生态风险评价

阮彦楠,吕本春,王志远,王应学,王 伟,陈检锋,尹 梅,陈 华,付利波*

(1.云南省农业科学院农业环境资源研究所,云南昆明 650205;2.昆明学院,云南昆明 650214)

我国首次土壤污染状况调查结果显示,污染土壤的重金属超标率达到16.1%,Cd、Cu、Hg、As、Pb、Cr和Zn等重金属元素均呈现不同程度超标[1]。随着过量的重金属进入土壤中,土壤的生产力和粮食安全也随之下降[2]。重金属通过食物链在生物体内富集,将不可避免地对人类和生态系统构成威胁[3]。据调查,由于采矿活动造成了150万hm2受污染的荒地,而这些荒地正在以46 700 hm2/a的速度增加[4]。目前,随着可耕地面积越来越少,这些污染的农田不断被用于农业生产,农田土壤作为农业生产中不可或缺的部分,在农业生态系统中发挥物质和能量交换的重要作用,探明其重金属污染情况、来源和潜在风险对于云南某区农田土壤重金属污染的防治具有重要意义。

云南某区矿产资源丰富,目前探明的矿产资源主要有Cu、Fe、Pb等[5]。矿产在开采过程中会产生了大量的尾矿,其中含有一定量的Cd、Pb、Cu、Ni和Zn等重金属,这些重金属往往以氧化物和硫化物等有毒物质的形式存在,然后通过风化过程释放到土壤环境中,对矿区周围农田造成严重污染的同时对附近的居民造成潜在的健康风险[6]。许多研究也报告了尾矿泄漏而造成的重金属污染事件,如梁雅雅等[7]通过对广东省某铅锌尾矿库周边农田土壤重金属污染状况分析发现,部分土壤样品的重金属含量超过土壤环境质量标准二级标准值;Xiao等[8]对陕西省潼关矿区周边农田土壤分析发现,谷物和蔬菜中的Hg和Pb含量超过了食品安全标准;张浩等[9]对洛阳市西南部某铅锌尾矿库山林区、生活区、农田区表层土壤和农田区8种重金属含量分析发现,农田区Pb、Zn、Cr、Cd和As平均含量均高于土壤风险筛选值。但目前来说,对于几年前云南某区矿区废水排放进入小江流域对沿岸农田土壤重金属污染的研究还鲜有报道。因此,有必要对云南省某区典型农田土壤的重金属污染程度进行评价。该研究以云南某区典型农田土壤为研究对象,采用主成分分析、相关性分析、单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态危害指数法结合GIS插值来评价土壤重金属Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr和Hg污染情况、来源和潜在风险,以期为研究区重金属污染农田的安全利用和整治提供科学参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况研究区位于云南省东北部某区,地处云贵高原边缘,川滇经向构造带与华夏东北构造带结合过渡部位,属于亚热带高原季风气候,年平均气温为14.9 ℃,年降水量1 000.5 mm,降雨主要集中在5—9月。目前,当地主要农作物为水稻。

1.2 样品采集为了解农田土壤重金属垂直分布,于2020年6月采集剖面土壤样品,在研究区域内随机选取18个采样点,每个采样点从地面向下垂直挖60 cm,并分别从0～20、20～40、40～60 cm进行采集,共54个土壤样品,采集土壤样品时,为了减少不均匀性和不确定性,对每个采样点采用10 m×10 m 内“梅花形”布设5个子样点,每个子样点在不同层次采集土壤样品,充分混合后利用四分法选取约1 kg土壤样品,并挑去土壤样品中的石子和植物残体等异物后,装入洁净自封塑料袋内。采样点分布见图1。

图1 研究区采样点分布Fig.1 Distribution of sampling points in the study area

1.3 样品处理与分析土壤样品置于阴凉处自然风干后研磨,过20目、100目尼龙筛。土壤pH测定时将水、土以体积比为2.5∶1混合后用pHS-3C型酸度计测定[8]。重金属Cd、Pb、Cu、Zn和Cr采用HCl-HNO3-HClO4-HF混合酸消解,消解后样品采用原子吸收分光光度计(AA-6880F/AAC)测定。重金属As、Hg采用HCl-HNO3混合酸消解,使用原子荧光分光光度计(AFS-2100)测定。消解的样品每10个土样做一个平行并加入空白样和国家标准样品(GBW07456)进行质量分析控制,质控样测定均值和偏差都在规定要求范围内,平行样测定含量相对偏差均在10%以内[10]。为保证精度,试验中所有玻璃器皿均利用10%硝酸浸泡一夜,然后用去离子水清洗干净。试验中所用试剂均为优级纯。

1.4 耕地土壤重金属污染评价方法

1.4.1单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法。单因子污染指数法是以污染物的环境质量标准为基准的一种评价方法,该方法针对单一重金属污染因子进行评价,不能反映多个污染因子导致的整体污染水平[11],表达式如下:

Pi=Ci/Si

(1)

式中:Pi为i重金属元素的污染指数;Ci为重金属含量实测值(mg/kg);Si为污染物i的评价标准(国家风险筛选标准值),mg/kg。Pi≤1.0 时表示样品未受污染,Pi>1.0 时表示样品受到污染,其Pi值越大说明样品受污染的程度越高。

当土壤同时被多种重金属污染时,需要将单因子污染指数按一定方法综合运用进行评价。内梅罗综合污染指数法就是将单因子污染指数的平均值和最大值归纳到一起进行综合污染评价的方法[12-13],表达式如下:

(2)

式中:PN为综合污染指数;Pimax为土壤重金属元素中污染指数Pi的最大值;Piave为土壤重金属元素中污染指数Pi的平均值。PN≤0.7时土壤样品为清洁,0.73.0时为重度污染。

1.4.2潜在生态危害指数法 。潜在生态危害指数法是1980年瑞典科学家Hakanson提出,评价重金属污染程度和潜在生态危害的一种方法[14]。这种方法除了考虑重金属的含量之外,还考虑了污染物的类型、浓度、毒性水平和环境响应[15]。采用具有可比的、等价指数分级法进行评价,表达式如下:

RI=∑Ei=∑(Ti×Pi)

(3)

式中:RI 是研究区多种重金属综合潜在生态危害指数;Ei是单一金属元素i的潜在生态危害系数;Ti是金属元素i的毒性系数,瑞典科学家Hakanson制定的标准化重金属毒性系数从小到大依次为Zn(1)

1.4.3评价标准。研究区土壤重金属评价标准参考《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)[16]与云南省土壤背景值[17]。

1.5 数据分析处理利用Microsoft Excel 2010和SPSS 10.0 软件对试验数据进行统计分析,采用GIS 插值方法分析重金属污染状况和空间分布定位,同时使用ArcGIS 10.1完成空间插值图。

表1 重金属潜在生态风险分级标准Table 1 Classification criteria for potential ecological risk of heavy metals

2 结果与分析

2.1 剖面土壤

2.1.1剖面土壤重金属含量分析。由表2可知,研究区土壤pH随着土壤深度的增加而增加,整体属于碱性土壤。重金属Cd、As、Cu含量在土壤不同深度均高于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)中的风险筛选值。相比之下,Pb、Zn、Cr和Hg含量则均未超过风险筛选值,表明重金属Pb、Zn、Cr和Hg在土壤中不会对食品安全构成威胁。而重金属Cd、As、Cu、Zn和Hg含量在不同深度均显著高于云南省土壤背景值。在0～20 cm的表层土壤中,Cd、As、Cu、Zn和Hg含量分别是土壤背景值的6.09、1.71、7.79、1.89、5.78倍;20～40 cm的中层土壤中,Cd、As、Cu、Zn和Hg含量分别是土壤背景值的4.82、1.62、8.12、1.76、3.55倍;40～60 cm的底层土壤中,Cd、As、Cu、Zn和Hg含量分别是土壤背景值的7.00、1.44、8.90、1.68、5.40倍。而只有重金属Pb和Cr含量在不同深度均未超过土壤背景值。说明重金属Cd、As、Cu、Zn、Hg是研究区土壤的主要污染物,而Pb和Cr在不同深度土壤中累积含量较低。

表2 各深度土壤重金属含量Table 2 Contents of heavy metals in different depths of soil

2.1.2剖面土壤重金属垂直迁移分布特征。由表2可知,除As、Zn含量随土壤深度增加而降低,Cu含量随土壤深度的增加而增加,其余重金属Cd、Pb、Cr和Hg含量随土壤深度增加先降低后升高,说明研究区重金属大部分不仅来源于底层土壤母质,还在表层土壤中富集。这与史锐等[18]的研究结果一致,可能是由于中层土壤通透性较好,而深层土壤密度大、保水性好的情况下,重金属的垂直分布会出现先降低后升高的趋势。但与窦韦强等[19]、郑影怡等[20]、Mapanda 等[21]通过土壤垂直分布迁移发现Cd、Pb、Cu等重金属大部分在表层土壤富集的结论不一致,这可能是由于土壤母质和土壤理化性质共同作用下,使得底层土壤重金属含量高。研究区重金属As主要富集在土壤表层且随土壤深度增加而降低,在土壤中表现出高迁移能力。一般而言,重金属在土壤中表现出高迁移率,其迁移率和到达的深度取决于其总含量和土壤理化性质,如土壤pH、黏土含量和土壤有机质含量等[8]。而该研究区域中As高迁移能力可能就是由于土壤pH较高的原因。

2.2 表层土壤

2.2.1表层土壤重金属含量分析。由表3可知,研究区表层土壤重金属含量存在较大差异。Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr和Hg含量分别为0.58～2.90、17.10～55.90、2.09～55.80、117.00～851.00、136.00～410.00、32.50～90.70、0.07～0.75 mg/kg,其平均值分别为1.34、31.52、21.96、360.61、187.00、59.15、0.35 mg/kg。部分表层土壤样品中Cd、As、Cu、Zn含量高于风险筛选值,重金属超标率顺序为Cu(100.00%)>Cd(83.33%)>As(66.67%)>Zn(5.56%)>Pb (0.00%)=Cr(0.00%)=Hg(0.00%),表明研究区域的表层土壤存在不同程度Cd、As、Cu、Zn超标现象。而与云南省土壤背景值相比,表层土壤重金属超标率顺序为Cu(100.00%)=Cd(100.00%)=Zn(100.00%)=Hg (100.00%)> As (83.33%)>Cr(33.33%)>Pb(11.11%),表明人类活动已经导致研究区农田土壤中重金属Cu、Cd、Zn、Hg、As、Cr和Pb的含量升高。

表3显示,Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr和Hg变异系数(CV)分别为46.27%、49.11%、74.45%、57.81%、31.55%、32.76%、62.86%,根据变异系数分类,Zn、Cr具有中度变异(15%36%)[22]。这种空间异质性是人类活动(如采矿和冶炼活动以及与之相关的废物排放)的典型指标[23]。有研究表明,受自然来源影响的重金属变异系数相对较低,而受人为来源影响的重金属变异系数相对较高[24]。可以看出,Zn和Cr变异系数低于其他重金属,表明不同的采样点Zn和Cr含量变化差异较小。说明重金属Cr更多与自然来源有关。

2.2.2表层土壤重金属空间分布特征。通过利用ArcGIS 10.1中的反距离权重法(IDW)对表层土壤中不同重金属含量空间分布进行研究,IDW是一种地理空间插值技术,可以预测样本点周围位置的变量值。由图2可知,重金属Cd、Pb和Cr在研究区表层土壤中分布相似,其含量空间分布均表现为研究区域从东向西逐渐下降。这与位于研究区域东部小江流域有关,由于河流在流经研究区域周围时,水流会从沿岸慢慢向四周土壤渗透。在渗透的过程中,水中可溶性重金属通过与土壤基质的吸附-解吸反应迁移到土壤中。此外,含有重金属的矿石也会以颗粒或悬浮物的形式直接随着水流进入土壤[25],使得水流所携带的重金属等污染物会在土壤中不断沉积,因此靠近河流的采样点重金属元素含量偏高,其中Pb和Cr均未超过国家标准。As、Zn高值区主要分布在研究区的西南部,而低值区则处于东北部;这与当地主导风向为西南风有关,由于B村工厂中工业废气的无组织排放,随着大气扩散在农田土壤中沉降,从而增加土壤中重金属含量,随着距离越远,土壤中重金属含量越低,因此靠近B村的采样点As、Zn含量较高。参照于国家土壤环境质量二级标准,研究区中Cu含量整体较高,所有区域采样点Cu含量均处于受污染状态,且部分区域污染状态较为严重,Cu含量空间分布呈西北高、东南低;这是由于A村中养殖场中养殖废水大多被用于污水灌溉,动物粪便被用于有机肥施入农田[26],因此靠近A村的采样点Cu含量较高。而Hg在土壤中分布不均匀,与其他重金属分布不相同,呈明显的点状分布;这与位于研究区域中心高速路段有关,由于该高速路段南北横贯研究区,研究区域采样点容易受到汽车尾气和粉尘所携带的重金属污染,且所有采样点与高速路段的距离相近,因此采样点中重金属Hg呈不均匀的点状分布。

表3 表层土壤重金属含量统计描述Table 3 Descriptive statistics of heavy metal content in the soil

图2 研究区重金属空间分布Fig.2 Spatial distribution of heavy metals in the study area

2.3 表层土壤重金属污染评价由图3可知,从7种重金属单因子污染指数(Pi)来看,Cd、As和Cu污染指数Pi范围较大,而Pb、Zn、Cr 和Hg污染指数Pi范围相对较小。7种重金属Pi平均值从大到小依次为Cu(3.61)> Cd(1.67)> As(1.58)>Zn(0.62)>Hg(0.35)> Cr(0.17)> Pb(0.09),其中Cu、Cd、As的Pi均大于1.00,其他4种重金属Pi均小于1.00,且土壤中Cu的Pi超过3.00,表明研究区的土壤在受到Cd和As不同程度污染的同时也受到Cu的严重污染。从综合污染指数(PN)结果来看,PN为1.85～6.14,平均值为2.95,达到重度污染(PN>3.0)的比例占38.89%;表明研究区污染较为严重,总体污染水平处于中度污染等级。

从7种重金属潜在生态危害系数(Ei)平均值来看,从大到小依次为Cd(50.15)>Cu(18.03)>As(15.76)> Hg(13.88)>Zn (0.62)>Pb(0.46)>Cr(0.34),且Cd潜在生态风险程度轻度、中等、较强分别占总样品数的16.66%、55.56%、27.78%,以中等生态风险危害为主, 故Cd是最主要的生态风险因子。这一方面与Cd的毒性系数较大有关,另一方面因为所调查的土壤样品中Cd的浓度普遍较高。其次是Cu,其潜在生态风险程度轻度、中等占总样品数的94.44%、5.56%,以轻度生态风险危害为主。而As、Pb、Zn、Cr、Hg皆以轻度生态风险危害为主,且均占总样品数的100.00%。由表2可知,As的各土壤深度含量(26.49～31.52 mg/kg)已经超过GB 15618—2018受污染的临界值,但其生态危害程度较轻(Ei=15.76),其原因可能是由于有些重金属元素虽然在表层土壤富集程度较高,但由于其具有亲颗粒性,容易被其他颗粒物迁移进入土壤中矿化埋藏使他们对生物的毒性降低[27]。从潜在生态风险指数(RI)来看,RI平均值为99.2,属于轻度生态风险污染。总体来说,研究区土壤生态危害程度虽然较轻,但单一重金属的污染仍需引起重视。

从图4可以看出,Cd和Cu的生态危害分布与研究区表层土壤重金属空间分布特征相似,RI的生态危害分布与Cd生态危害分布相似。说明重金属在空间上分布特征直接影响了其生态危害分布,而Cd的生态危害直接影响RI的生态危害分布。证实上文中Cd是最主要的生态风险因子,其潜在生态危害系数Ei平均值最大(Ei=50.15)。综上所述,重金属Cu污染程度最为严重(Pi=3.61),且Cd危害程度最大(Ei=50.15)。

图3 研究区土壤重金属单因子污染指数(Pi)、综合污染指数(PN)和潜在生态危害指数(RI)评价结果箱式图Fig.3 Box plots of single pollution index (Pi),Nemerow synthesis pollution index (PN),and potential ecological hazard index (RI) for heavy metals of soil in the study area

图4 土壤重金属污染的潜在生态危害分布Fig.4 Potential ecological hazard distribution of heavy metal pollution in soil

2.4 表层土壤重金属元素相关性和主成分分析相关性分析常用于识别多个变量之间的关系,从而有助于理解影响因素以及化学成分的来源[28],该研究利用Pearson相关分析得出7种重金属相关系数。由表4可知,Cd与Pb、Cd与Cr、Pb与Cr、As与Zn含量之间均呈显著正相关(P<0.05)。Zhao等[29]研究表明,土壤中重金属之间的强正相关可能反映了这些重金属具有相似的污染水平和相似的污染源。所以Cd与Pb、Cr之间可能来自同一污染源,As与Zn来自另一相同的污染源。而Hg与Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr无显著相关性,说明Hg可能有与其他重金属不同的污染源。这与Cai等[30]和Liu等[31]的试验结果相似,因为与其他重金属不同,土壤表面积累的Hg可以释放到空气中,并在土壤和空气之间广泛交换,远距离迁移[32]。因此,表层土壤中Hg的来源可能会不同于研究区的其他元素。

表4 表层土壤重金属的相关性分析Table 4 Correlation analysis of heavy metals in topsoil

主成分分析作为最有效的多元分析方法之一,被广泛用于减少数据和提取少量独立因素(主成分)来分析变量之间的关系。它的结果很容易解释为最终得分和加载图,以便进行目视检查[33-34]。有研究发现,同一主成分上负荷较高的金属可能具有相同的来源[35]。从表5～6可以看出,7种重金属主成分分析发现前2个主成分(PC1、PC2)的累计方差贡献率达66.670%。PC1的主要成分载荷包括As、Zn和Hg,累计方差贡献率为45.294%;As(0.895)、Zn(0.672)在PC1有较高的载荷,而Hg(0.515)在PC1有中等载荷。PC2的主要成分载荷包括Cd、Pb、Cr,累计方差贡献率为21.376%; Cd(0.847)、Pb(0.848)和Cr(0.688)均在PC2有较高的载荷。

表5 重金属主成分分析的总方差解释Table 5 Interpretation of total variance for principal component analysis of heavy metals

表6 重金属主成分分析的成分矩阵Table 6 Composition matrix for principal component analysis of heavy metals

基于相关性分析、主成分分析的结果,可以将重金属元素的来源分为4组。第一组重金属元素包括As和Zn,两者之间呈显著正相关(表4),且皆在PC1上有较高的载荷(表6),在表层土壤中空间分布相似(图3),同时As与Zn在土壤中均值含量高于土壤背景值(表3)。分析重金属在表层土壤中空间分布发现土壤中As和Zn受到工业废气无组织排放沉降的影响,如Xiao等[36]根据PC1中重金属的分组可以推断As与Zn富集主要是由于工业废气排放导致。因此有理由推断出As和Zn为人为来源,可能与工业废气排放有关。

第二组重金属元素包括Cd、Pb和Cr,三者之间具有显著正相关(表4),在PC2上有较高的载荷(表6),表层土壤中空间分布相似(图2)。Pb和Cr在土壤中均值含量均低于土壤背景值,且Cr变异系数较低(表3)。大多数研究表明, Cr主要来源于成土母质,如岩石风化和土壤侵蚀[15,33]。Cai等[30]根据相关系数分析发现Cr与部分的Pb主要为自然来源。也有研究表明,重金属如Cd和Pb可能是通过风化过程从尾矿中释放出来的[37-38]。Li等[39]提出在自然界中Cd和Pb是共生的,特别是在原生矿床中,Cd作为Zn精炼的副产品被释放出来。考虑到研究区域土壤在历史上受到矿区废水排放的河流灌溉导致重金属在农田土壤表面积累。因此可以得出重金属Pb和Cr为自然来源和人为来源的混合来源,Pb和Cr为自然来源,主要来自成土母质;而Cd以及部分Pb和Cr为人为来源,可能来源于污灌。

第三组、四组重金属元素分别为Hg和Cu,虽然Hg在PC1有中等载荷(表6),但Hg在相关性分析中与其他重金属无显著相关性(表4),Cu与其他大部分重金属无显著相关系,仅存在Cu和As呈显著负相关(表4),但Cu在PC2中的载荷较低(表6),综合两者皆为相对孤立的元素。Cu和Hg在土壤中均值含量均高于土壤背景值(表3)。前人的研究发现,土壤中Hg富集最有可能是由于Hg挥发后通过干湿沉降进入农田土壤中[40]。Li等[41]研究发现表层土壤中Hg主要来源于人为输入。该研究通过重金属在表层土壤中空间分布发现土壤Cu的累积受到养殖场废水排放和动物粪便的影响。据报道,我国市售猪饲料Cu含量平均达到200～300 mg/kg[42],动物在食用这些饲料的过程中产生的有机肥料含有高浓度的重金属,如果将这些有机肥料反复施用到土地的限值区域,从长远来看,会导致重金属在土壤中大量累积。因此可说明Cu和Hg皆为人为来源,Cu可能来自有机肥料,而Hg可能是由于重金属粉尘的大气干湿沉降导致的。

综上所述,Pb和Cr主要来自成土母质,Cd以及部分Pb和Cr可能来源于污灌,As和Zn可能与工业废气排放有关,Cu可能来自有机肥料,而Hg可能是由于重金属粉尘的大气沉降导致的。

3 讨论

此次对云南省某区典型农田土壤调查结果显示,在剖面土壤重金属含量的分析发现,重金属Cd、As、Cu是研究区剖面土壤的主要污染物,在不同深度土壤中累积含量均超过《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)中的风险筛选值,达到污染水平,且在不同土壤深度呈现出不同的垂直迁移分布特征。表层土壤重金属含量分析发现,土壤重金属含量存在较大差异,与云南省土壤背景值相比,表层土壤重金属超标率从大到小依次为Cu(100.00%)=Cd(100.00%)=Zn(100.00%)=Hg (100.00%)>As (83.33%)>Cr(33.33%)>Pb(11.11%)。表层土壤垂直迁移分布特征分析发现,重金属Cd、Pb和Cr在研究区表层土壤中分布相似,其含量空间分布均表现为研究区域从东向西逐渐下降,而且当地表层土壤重金属的分布还受工业废气的沉降、养殖废水及动物粪便施入农田和高速路段汽车尾气和粉尘的影响。无论是剖面土壤还是表层土壤,其重金属Cd、As、Cu都是主要污染物,对于农田生态系统而言,土壤中元素含量快速变化,主要是由各种人为活动引起,表明人类活动已经导致研究区农田土壤中重金属Cu、Cd、Zn、Hg、As、Cr和Pb的含量升高。Cd、As、Cu会严重危害人体健康,能引起急性中毒、代谢综合征和器官损伤等疾病[43-45]。

从表层土壤重金属单因子污染指数(Pi)来看,Cd、As和Cu污染指数Pi范围较大,而Pb、Zn、Cr 和Hg污染指数Pi范围相对较小,表明研究区的土壤受到Cd、As和Cu的污染较为突出。综合污染指数PN结果来看,总体污染水平处于中度污染等级。潜在生态风险指数考虑了重金属的生物毒性水平,对人类健康生活更具指导意义[46]。从7种重金属潜在生态危害系数(Ei)和潜在生态危害指数(RI)来看, Cd是最主要的生态风险因子,危害程度最大,这可能与Cd的毒性系数较大和所调查的土壤样品中Cd的浓度普遍较高有关。而Cu以轻度生态风险危害为主,且Cu污染程度最为严重。综合潜在生态危害指数(RI)平均值为99.2,说明研究区土壤属于轻度生态风险污染,土壤环境整体较为清洁,但单一重金属(Cd和Cu)的污染仍需引起重视。表层土壤重金属元素相关性和主成分分析得出,7种重金属元素中,因子1中As与Zn元素富集主要是由于工业废气排放导致[36],王越等[47]研究发现As与Zn元素主要受铅锌矿选冶和有色金属冶炼等工业活动影响;因子2中重金属Pb和Cr为自然来源和人为来源的混合来源,Pb和Cr为自然来源,主要来自成土母质,而Cd以及部分Pb和Cr为人为来源,可能来源于污灌[15,39];因子3中Cu和Hg元素皆为人为来源,Cu可能来自有机肥料,而Hg可能是由于重金属粉尘的大气干湿沉降导致[40-42]。

4 结论

(1)从剖面土壤重金属含量分析来看,重金属Cd、As、Cu、Zn和Hg含量在不同深度平均值均显著高于云南省土壤背景值,且Cd、As、Cu均高于风险筛选值。从重金属垂直分布来看,除As、Zn含量随土壤深度增加而降低,Cu随土壤深度的增加而增加,其余重金属Cd、Pb、Cr、Hg含量随土壤深度增加先降低后升高。

(2)从表层土壤重金属含量分析来看,研究区域除Pb和Cr,其他重金属超背景值率均在80%以上。部分表层土壤样品中重金属Cd、As、Cu、Zn平均含量高于风险筛选值,重金属超标率顺序为Cu>Cd>As>Zn> Pb=Cr=Hg。从重金属的空间分布上看,重金属Cd、Pb和Cr在研究区表层土壤中分布相似,其含量空间分布均表现为在研究区域从东向西逐渐下降;As与Zn高值区主要分布在研究区的西南部,Cu含量空间分布呈西北高、东南低、Hg在土壤中分布不均匀。

(3)单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法评价结果表明,重金属Cu、Cd、As单因子污染指数(Pi)均大于1.00,且采样点土壤中Cu的Pi超过3.00,综合所有采样点,研究区域重金属总体水平处于中度污染等级。潜在生态危害指数法评价结果表明,Cd是最主要的生态风险因子,以中等生态风险危害为主,研究区污染程度为轻度生态风险污染。总体来说,云南省某区周围农田土壤潜在生态危害状况不是很严重,但单一重金属的污染仍需引起重视。

(4)相关性分析和主成分分析结果表明,Pb和Cr主要来自成土母质,Cd以及部分Pb和Cr可能来源于污灌,As和Zn可能与工业废气排放有关,Cu可能来自有机肥料,而Hg可能是由于重金属粉尘的大气沉降导致的。