新疆焉耆縣耕地土壤重金屬垂直分布特征與污染風險

阿吉古麗·馬木提, 麥麥提吐爾遜·艾則孜, 艾尼瓦爾·買買提

(1.新疆師范大學 地理科學與旅游學院, 烏魯木齊 830054; 2.新疆大學 化學與化工學院, 烏魯木齊 830046)

重金屬元素在環境中的化學行為和生態環境效應具有復雜性[1-2]。土壤重金屬污染是由于人類活動將重金屬加入到土壤系統中，致使土壤重金屬含量超出原有含量，并造成土壤環境質量惡化的現象[3-6]。土壤中重金屬元素由于具有潛伏性強、遷移速率慢、生態環境效應復雜等特點，不僅通過積累導致土壤理化性質的惡化，阻礙植物正常生長，而且通過生態系統間的循環對生態系統安全以及人體健康產生嚴重威脅[7-9]。重金屬污染物在土壤上層積累后，在人為因素和自然因素作用下不斷遷移，并導致不同土層土壤遭受污染。進入農田土壤中的重金屬，受灌溉水淋溶作用發生橫向和縱向遷移，其中重金屬縱向分布反映不同元素的遷移能力和土壤污染的強度[10]。耕地土壤重金屬污染相關研究的焦點大多集中于耕地表層(0—20 cm)土壤中的重金屬，針對不同深度土層中重金屬的污染狀況及生態風險方面報道較少[10-12]。由于農作物根系能達到深層土壤，吸收深層土壤中的重金屬元素，針對不同土層中的重金屬污染風險進行研究是十分必要的。

隨著我國社會經濟的迅速發展，我國農田土壤重金屬含量超標問題頻頻出現，已成為影響農產品質量安全的重要因素之一，我國大約48%蔬菜和10%糧食存在質量安全問題[13-14]。2014年《全國土壤污染狀況調查公報》中指出，中國土壤污染類型以重金屬污染為主，耕地土壤污染點位超標率達19.4%[15]，受As，Cr，Cd，Hg和Pb污染的耕地總面積約2 000萬hm2，每年因重金屬污染而損失的糧食約1 000萬t[16]。隨著新疆開都河流域綠洲經濟的快速發展，人類活動對新疆綠洲土壤環境的干擾越來越加劇，綠洲土壤環境受到了不同程度的重金屬污染威脅[17]。因此，本文以新疆焉耆縣耕地土壤不同土層(0—20 cm和20—40 cm)土壤為研究對象，采用內梅羅綜合污染指數、潛在生態風險指數和生態風險預警指數，對耕地土壤重金屬污染風險的剖面分布特征進行對比分析，為研究區耕地土壤環境保護及污染防治提供數據基礎和科學依據。

1　材料與方法

1.1　研究區概況

焉耆縣位于新疆焉耆盆地腹地，東南與博湖縣相鄰，南與庫爾勒市接界，東北與和碩縣毗連，北與和靜縣接壤，是新疆綠洲經濟發展的核心示范區之一，也是新疆加工辣椒和加工番茄的主要產地。試驗區(86°10′—86°44′E，41°52′—42°10′N)位于焉耆縣平原灌區，總面積約550 km2(圖1)。氣候屬于暖溫帶大陸性干旱荒漠氣候，海拔1 050～1 100 m，多年平均降水量約68 mm，多年平均蒸發量約2 500 mm，多年平均氣溫約8.8℃，≥10℃積溫約3 700℃。研究區土壤類型主要為灌耕草甸土、灌耕棕漠土、灌耕沼澤土、灌漠土、灌耕風沙土、鹽土等土壤類型。自然植被以蘆葦(Phragmitescommunis)、紅柳(Tamarixramosissima)、駱駝刺(Alhagisparsifolia)、香蒲(Typhaorientalis)和麻黃(EphedraprzewalskiiStapf)等為主。農作物主要以加工辣椒、加工番茄和小麥等為主[17]。

圖1　研究區位置及采樣點分布

1.2　樣品采集與測定

2016年5月在焉耆縣灌區進行耕地(辣椒地與小麥地)土壤樣品采樣，樣品采集過程參照了《農田土壤環境質量監測技術規范》(NY/T395—2000)[18]。結合研究區農田土壤實際情況，設置22個點位(圖1)，每個點位分別采集0—20 cm和20—40 cm深度土壤樣品，總采集土樣44個。采樣過程中，采用10 m×10 m內“梅花形”布設5個子樣點，每個子樣點采集表層土壤200 g左右，將其充分混合后裝入潔凈自封塑料袋內。將采集的土樣帶回實驗室于室溫下風干，用塑料棒碾碎，剔除沙礫及植物殘體等雜物后裝入紙袋，最后將其充分混合，從中多點(約40點)取樣約20 g，用瑪瑙研缽進一步研磨，通過100目尼龍篩混勻后備用。

土壤重金屬含量委托新疆大學理化測試中心測定。重金屬含量測定方法參考了《土壤環境監測技術規范》(HJ/T166—2004)[19]。土壤As含量用PERSEE原子熒光光度機(PF-7)測定，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb與Zn含量用火焰原子吸收光譜儀(Agilent 200AA)測定。測試過程中加入國家標準土壤參比物質(GSS-12)進行質量控制，各重金屬的回收率均在國家標準參比物質的允許范圍內。

1.3　評價方法

以新疆灌耕土壤背景值[20]作為參比值，采用內梅羅綜合污染指數(NPI)[21]評價耕地土壤重金屬綜合污染水平。以國家《土壤環境質量標準》[22](GB15618—1995)中的二級標準(pH值>7.5)作為參比值，采用H?kanson[23]提出的潛在生態風險指數(RI)對耕地土壤重金屬污染的潛在生態風險態勢評價，重金屬元素毒性響應系數參照H?kanson提出的參考值。土壤重金屬生態風險預警評估采用Rapant等[24]提出的生態風險預警指數(IER)，以國家土壤環境質量二級標準作為參比值。NPI，RI和IER的計算方法見表1，NPI，RI和IER的分級標準見表2。

表1　土壤重金屬污染評價方法

表2　土壤重金屬污染指數、潛在生態風險與預警指數等級劃分

2　結果與分析

2.1　土壤剖面重金屬含量分析

從表3可見，焉耆縣耕地土壤0—20 cm土層As，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb和Zn含量變幅都較大，分別為2.15～63.87，0.07～0.53，45.81～76.0，24.27～73.12，406.71～535.96，26.18～45.13，1.98～72.06，58.76～88.06 mg/kg。As，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb和Zn的平均含量分別為8.47，0.18，54.90，31.03，465.22，36.14，28.76，69.56 mg/kg。土壤中As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb和Zn的平均值均未超出國家二級標準的限值。土壤中As，Cu和Mn含量的平均值未超出新疆灌耕土背景值，Cd，Cr，Ni，Pb和Zn含量的平均值分別超出新疆灌耕土背景值的1.50，1.39，1.37，2.13，4.14倍。

表3　0-20 cm土層土壤重金屬含量統計　(n=22)

偏度系數(Skewness)是描述數據分布形態的統計量，峰度系數(Kurtosis)是描述總體中所有取值分布形態陡緩程度的統計量[17]。研究區0—20 cm土層土壤中As，Cr和Cu的偏度、峰度系數較大，表明這3種元素在部分土壤樣本0—20 cm土層呈現高含量區，處于高積累狀況。變異系數(Coefficient of Variation)能反映各樣點重金屬含量的平均變異程度，變異系數越大，表明重金屬元素含量空間分布越不均勻，存在點源污染的可能性也越大[17]。研究區0—20 cm土層土壤中As和Pb的變異系數分別為1.92，0.83，變異比較明顯，表明As和Pb受某些局部污染源的影響比較明顯。Cu的變異系數為0.42，呈現中等變異，可能人為因素對土壤中Cu積累影響也較大。其他元素的變異系數均小于0.25，呈現弱變異，表明自然因素對這些重金屬元素的影響較明顯。

從表4可見，研究區20—40 cm土層土壤中As，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb和Zn含量變幅分別為2.90～32.85，0.09～0.47，45.74～69.40，22.96～47.19，413.96～548.56，25.38～44.27，0.98～65.85，63.28～208.47 mg/kg，這些元素平均含量分別為7.87，0.19，52.31，31.25，472.96，35.11，28.77，81.62 mg/kg。20—40 cm土層土壤中，除Mn沒有可比的國家標準值以外，As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb和Zn的平均值均低于國家二級標準(pH值>7.5)的限值。土壤中As，Cu和Mn含量的平均值未超出新疆灌耕土背景值，Cd，Cr，Ni，Pb和Zn含量的平均值分別超出新疆灌耕土背景值的1.58，1.32，1.33，2.13，4.86倍。研究區20—40 cm土層土壤As和Zn偏度、峰度系數較大，表明As和Zn在部分土壤樣本20—40 cm土層處于高積累狀況。土壤中重金屬As和Pb的變異系數分別為1.00，0.83，變異比較明顯，表明As和Pb受某些局部污染源的影響比較明顯。Zn的變異系數為0.48，呈現中等變異，可能人為因素對重金屬積累影響也較大。其他元素的變異系數均小于0.25，呈現弱變異，表明自然因素對這些重金屬元素的影響較明顯。

表4　20-40 cm層土壤重金屬含量統計　(n=22)

從0—20 cm和20—40 cm土層土壤重金屬含量特征來看，各層土壤As，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb和Zn含量的平均值基本相等，表明土壤重金屬元素在0—40 cm土層中縱向分布規律很均勻。As，Cr和Ni在0—20 cm土層的含量略高出20—40 cm土層，Cd，Cu，Mn和Zn在0—20 cm土層的含量略低于20—40 cm土層。0—20 cm土層土壤中As，Cr，Cu和Pb的積累較明顯，20—40 cm土層土壤中As，Cu，Mn和Zn的積累較明顯。

2.2　土壤重金屬污染的剖面分布特征

從研究區耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層重金屬單項污染指數(Pi)與綜合污染指數(NPI)可知(表5)，焉耆縣耕地土壤0—20 cm土層土壤各重金屬元素單項污染指數平均值大小順序依次為：Zn(4.14)>Pb(2.13)>Cd(1.57)>Cr(1.39)>Ni(1.37)>As(0.93)>Cu(0.87)>Mn(0.68)；研究區20—40 cm土層土壤各重金屬元素單項污染指數平均值大小順序依次為：Zn(4.86)>Pb(2.13)>Cd(1.62)>Ni(1.33)>Cr(1.32)>As(0.87)=Cu(0.87)>Mn(0.69)?？梢钥闯?，研究區0—20 cm和20—40 cm土層土壤中Zn呈現重度污染，Pb呈現中度污染，Cd，Ni和Cr呈現輕度污染，Cu和As呈現輕微污染，Mn無污染。研究區0—20 cm土層土壤重金屬綜合污染指數的變化范圍介于0.73～1.92，平均值為1.56，呈現輕度污染。20—40 cm土層土壤綜合污染指數變化范圍介于0.77～1.89，平均值為1.61，呈現輕度污染。

從研究區耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層重金屬污染特征來看，各層土壤As，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb和Zn的單項污染指數與土壤綜合污染指數平均值基本相等，表明土壤重金屬元素在0—40 cm土層中污染情況較均勻。As，Cr和Ni在0—20 cm土層的單項污染指數略高出20—40 cm土層，Cd，Mn和Zn在0—20 cm土層單項污染指數略低于20—40 cm土層。0—20 cm土層土壤綜合污染指數略低于20—40 cm土層。

表5　不同土層土壤重金屬污染情況

從0—20 cm和20—40 cm土層土壤中各重金屬元素不同污染級別樣本數占樣本總數的比例來看(表6)，各層土壤大部分樣本As呈現無污染，其中0—20 cm和20—40 cm土層無污染樣本數分別占樣本總數63.64%與86.36%；各層土壤大部分樣本Cd呈現輕度污染，其中0—20 cm和20—40 cm土層輕度污染樣本數分別占樣本總數59.08%與54.55%；Zn在0—20 cm和20—40 cm土層所有樣本均呈現重度污染；所有樣本中Cr在0—20 cm和20—40 cm土層均呈現輕度污染；各土層大部分樣本Cu呈現輕微污染，其中0—20 cm和20—40 cm土層土壤Cu呈現輕微污染樣本數分別占樣本總數77.27%與63.64%；各土層大部分樣本Mn呈現無污染，其中0—20 cm和20—40 cm土層土壤Mn呈現無污染樣本數分別占樣本總數的68.18%與72.73%；Ni在各土層基本處于輕度污染水平，其中0—20 cm和20—40 cm土層土壤Ni呈現輕度污染樣本數分別占樣本總數的100%與86.36%；研究區0—20 cm土層土壤Pb呈現無污染、輕微、輕度、中度和重度污染的樣本數分別占樣本總數的27.27%，4.55%，27.27%，9.09%和31.82%，20—40 cm土層土壤Pb呈現無污染、輕微、輕度、中度和重度污染的樣本數分別占樣本總數的31.82%，4.55%，27.26%，4.55%和31.82%；各土層土壤所有樣本綜合污染指數均呈現輕度污染態勢，進一步說明0—20 cm和20—40 cm土層土壤重金屬污染狀況基本相同。

表6　不同污染級別樣本數占總樣本數的百分數

注：Ⅰ指無污染，Ⅱ輕微污染，Ⅲ輕度污染，Ⅳ中度污染，Ⅴ重度污染。

2.3　重金屬污染生態風險的剖面分布特征

潛在生態風險指數(RI)能反映單個重金屬元素的污染水平，也能表達參加評選的所有重金屬元素的聯合效應[6]。從計算得到的研究區耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層重金屬單項生態風險指數(E)、綜合生態風險指數(RI)與生態風險預警指數(IER)可知(表7)，焉耆縣耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層重金屬單項生態風險指數(Ei)平均值大小順序均為：Cd>As>Ni>Cu>Cr>Pb>Zn。

表7　不同土層土壤重金屬生態風險情況

研究區各土層所有樣本As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb和Zn的潛在生態風險指數均小于40，呈現輕微生態風險態勢。0—20 cm和20—40 cm土層Cd的潛在生態風險指數平均值最大，分別為10.13，10.17，呈現輕微生態風險態勢。耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層所有樣本Cd及其他元素均呈現為輕微生態風險態勢?？梢钥闯?，Cd是研究區耕地土壤最主要的潛在生態風險因子。研究區0—20 cm土層土壤重金屬綜合潛在生態風險指數(RI)的變化范圍介于8.62～42.36，平均值為18.12，呈現輕微生態風險態勢。20—40 cm土層土壤綜合潛在生態風險指數變化范圍介于8.69～42.27，平均值為18.19，呈現輕微生態風險態勢。所有樣本潛在生態風險指數均呈現輕微生態風險態勢。

生態風險預警評估源于生態風險評價，它更強調對生態系統可能存在風險的警示研究[24]。以國家土壤環境質量二級標準作參比值，進行土壤重金屬污染生態風險預警評估。分析結果表明，研究區0—20 cm土層土壤生態風險預警指數(IER)介于-5.46～-1.65，平均值為-4.82，呈現無警狀態。20—40 cm土層土壤生態風險預警指數介于-5.38～-1.74，平均值為-4.73，呈現無警狀態。從研究區耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層重金屬Ei，NPI，RI和IER來看，各層土壤As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb和Zn的Ei平均值大小基本相等，NPI，RI和IER也基本相等。這表明土壤重金屬元素在0—40 cm土層生態風險態勢基本相同。RI和IER在0—20 cm土層的平均值略低于20—40 cm土層。

2.4　耕地土壤重金屬來源解析

多元統計分析法可以用來判別土壤中重金屬的來源[7]。若重金屬元素間相關性極顯著，則說明元素間可能具有相似的來源途徑。利用SPSS 19.0分析研究區0—20 cm土層耕地土壤中As，Cd，Cr，Cu，Mn，Ni，Pb和Zn的Person相關系數(表8)。

表8　0-20 cm土層土壤重金屬元素之間相關系數　(n=22)

注：**表示p<0.01，*表示p<0.05。

由表8可見，研究區耕地土壤As-Cd，Cd-Cr-Ni-Pb，Mn-Ni和Ni-Pb之間的Person相關系數較高，達到了0.01的顯著性水平。這表明0—20 cm土層耕地土壤中這些元素來源可能相同。As-Ni-Pb，Cr-Pb和Cu-Mn之間的Person相關系數也較高，并通過了0.05水平的顯著性檢驗。Zn與其他重金屬元素之間并無很顯著的相關性，表明Zn可能與其他重金屬的來源途徑不同。為進一步了解各重金屬元素間的相互關系和來源，進行因子分析。因子分析結果表明(表9)，前3個主成分特征值大于1，累計解釋了總方差的74.89%，符合分析要求，對所有指標給出較充分的概括。

表9　土壤重金屬元素因子載荷

第一主成分(F1)的方差貢獻率為40.86%，As，Cd，Ni和Pb在F1上具有較大載荷，分別為0.73，0.86，0.80與0.83。0—20 cm土層土壤中As，Cd，Ni和Pb平均含量均與新疆灌耕土背景值之間的差異較大。相關研究表明[25-26]，農田土壤As，Cd與Pb主要來源于農藥、殺蟲劑和化肥。因此，研究區0—20 cm土層As，Cd，Ni和Pb主要受到人類活動的影響；F2上重金屬Cu，Mn具有較高的載荷，分別為0.76與0.80。土壤中Cu和Mn一般主要受土壤地球化學成因的影響，主要為地質來源[27]。研究區0—20 cm土層Cu和Mn平均含量與新疆灌耕土背景值很接近，故研究區耕地土壤Cu與Mn主要受到土壤地球化學特征的影響。F3上重金屬Zn具有較高的載荷，為0.79。0—20 cm土層土壤Zn平均含量超出新疆灌耕土背景值的4.14倍，表明受人為因素的影響較大。于此同時，Cr在F1和F2上均具有較高的載荷，分別為-0.57與0.45，這表明Cr很可能受人為污染和自然因素共同控制。綜合上述，研究區0—20 cm土層土壤中As，Cd，Ni，Pb和Zn主要受人為因素的影響，Cu和Mn主要受土壤地球化學特征的影響，Cr受自然因素和人類活動共同影響。

3　結 論

新疆焉耆縣耕地土壤0—20 cm和20—40 cm土層重金屬元素含量有一定的積累現象。各土層土壤中Cd，Cr，Ni，Pb和Zn含量的平均值均超出新疆灌耕土背景值。各土層土壤中Zn屬于重度污染，Pb屬于中度污染，Cd，Ni和Cr屬于輕度污染，Cu和As屬于輕微污染，Mn屬于無污染。0—20 cm土層土壤NPI平均值為1.56，20—40 cm土層土壤NPI平均值為1.61，均呈現輕度污染。0—20 cm和20—40 cm土層RI平均值分別為18.12，18.19，均呈現輕微生態風險態勢。0—20 cm和20—40 cm土層IER平均值分別為-4.82和-4.73，均呈現無警狀態。研究區耕地土壤重金屬元素污染與生態風險剖面分布情況整體上基本相同。0—20 cm土層土壤中As，Cd，Ni，Pb和Zn主要受人為因素的影響，Cu和Mn主要受土壤地球化學特征的影響，Cr受自然因素和人類活動共同影響。Cd是兩個土層生態風險等級最高的重金屬元素，對耕地土壤PLI，RI和IER的貢獻較大。農業生產過程中必須要防范耕地土壤Cd的污染風險。

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