麥麥提吐爾遜·艾則孜，阿吉古麗·馬木提，艾尼瓦爾·買買提

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

耕地土壤環(huán)境質(zhì)量直接影響農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全[1]。耕地土壤環(huán)境安全不僅是耕地資源可持續(xù)開發(fā)與土地保護(hù)的關(guān)鍵，更是國家糧食安全的基礎(chǔ)[2]。隨著人類對土地資源開發(fā)利用程度的加劇，土壤環(huán)境安全問題正日趨嚴(yán)峻，其中重金屬污染是影響土地環(huán)境的主要因素之一[3]。重金屬由于具有潛伏性強(qiáng)、遷移速率慢、污染后果嚴(yán)重、生態(tài)環(huán)境效應(yīng)復(fù)雜等特點，不僅通過積累影響土壤環(huán)境質(zhì)量，阻礙植物生長，而且還通過食物鏈進(jìn)入人體，威脅人類的健康[4-6]，從而成為科學(xué)界關(guān)注的熱點問題。

新疆干旱區(qū)綠洲作為一種具有明顯小氣候效應(yīng)的異質(zhì)生態(tài)景觀，是干旱區(qū)資源、經(jīng)濟(jì)與人口綜合作用的載體，以5%左右的面積比重承載著95%以上的人口[7]。近年來，隨著新疆綠洲經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，國家政策調(diào)整以及東部地區(qū)產(chǎn)業(yè)轉(zhuǎn)移，新疆綠洲未經(jīng)人類活動擾動的土壤越來越少，土壤環(huán)境受到了不同程度的重金屬污染威脅[8]。雖然國內(nèi)學(xué)者對新疆綠洲耕地土壤重金屬污染及生態(tài)風(fēng)險方面已開展了研究評估[9-11]，但相對很少，較全面、系統(tǒng)的研究仍然缺乏。焉耆盆地是新疆最大的加工辣椒生產(chǎn)基地，加工辣椒種植面積約1.8萬hm2，辣椒加工產(chǎn)業(yè)已成為當(dāng)?shù)剞r(nóng)民增收的重點產(chǎn)業(yè)之一。盆地獨特的自然條件使得辣椒成熟上市早、品質(zhì)和產(chǎn)量優(yōu)于我國內(nèi)地其他省區(qū)，在國內(nèi)外市場具有很高的知名度和市場競爭力[12]。隨著焉耆盆地經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，人類活動擾動對土壤環(huán)境的干擾越來越加劇，盆地土壤環(huán)境受到了不同程度的重金屬污染威脅[13]。但對焉耆盆地辣椒地土壤中重金屬污染及生態(tài)風(fēng)險方面仍未見報道。

本文以焉耆盆地灌區(qū)辣椒地土壤重金屬污染及生態(tài)風(fēng)險為研究對象，通過采集代表性土壤樣品，測定其中砷(As)、鎘(Cd)、鉻(Cr)、銅(Cu)、錳(Mn)、鎳(Ni)、鉛(Pb)和鋅(Zn)等8種重金屬元素的含量，采用污染負(fù)荷指數(shù)法和潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法，對辣椒地土壤重金屬污染及潛在生態(tài)風(fēng)險進(jìn)行評估，采用生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)，分析生態(tài)風(fēng)險預(yù)警態(tài)勢，以期為焉耆盆地耕地土壤環(huán)境安全提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

圖1 研究區(qū)與采樣點位置圖Fig.1 Location of study area and sampling sites

新疆焉耆盆地(85°55′—87°30′E，41°50′—42°20′N)位于北天山主脈的依連哈比爾尕山及其支脈科克鐵克山、霍拉山中間的蒙爾賓山和南部的庫魯克塔格山組成的復(fù)雜地貌形態(tài)的中生代斷陷盆地，盆地灌區(qū)總面積約278000hm2，在行政區(qū)劃上屬于新疆維吾爾自治區(qū)和碩、和靜、焉耆和博湖縣(圖1)，是新疆綠洲經(jīng)濟(jì)發(fā)展的核心示范區(qū)之一。研究區(qū)氣候?qū)儆谂瘻貛Т箨懶愿珊祷哪畾夂颍０?050—1800m，多年平均降水量約68.1mm，多年平均蒸發(fā)量約2400mm，多年平均氣溫約8.63℃。盆地腹地是我國最大的內(nèi)陸淡水湖—博斯騰湖，因受博斯騰湖水域的調(diào)節(jié)，冷熱變化不十分劇烈，日照時間長，熱量較豐富，≥10℃積溫約3700℃，農(nóng)作物生長期為4—9月。焉耆盆地土壤類型主要為潮土、灌耕草甸土、灌耕棕漠土、灌耕沼澤土、灌漠土、灌耕石質(zhì)土、灌耕風(fēng)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(nóng)作物主要以辣椒、番茄、小麥、棉花和玉米等為主，是我國加工辣椒和加工番茄的重要產(chǎn)地[7]。

1.2 土壤樣品采集與測定

2016年8月在焉耆盆地進(jìn)行辣椒地表層(0—20cm)土壤樣品采樣，總采集105個代表性樣品。采樣過程中，參照《農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》(NY/T 395—2000)[14]，采用10m×10m內(nèi)“梅花形”布設(shè)5個子樣點，每個子樣點采集表層土壤200g左右，將其充分混合后裝入潔凈自封塑料袋內(nèi)。土樣室溫下風(fēng)干，用塑料棒碾碎，剔除沙礫及植物殘體等雜，充分混合后從中多點(約40點)取樣約20g，用瑪瑙研缽進(jìn)一步研磨，通過100目尼龍篩混勻后備用。測定土壤樣品As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb與Zn含量。土壤重金屬含量測定參考《土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》(HJ/T 166—2004)[15]，采用HNO3—HCI—HF—HClO4法電熱板加熱消解并處理后，Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn的含量用美國進(jìn)口的火焰原子吸收光譜儀(Agilent 200AA)測定，As含量用PERSEE原子熒光光度機(jī)(PF-7)測定。每批土樣做3次空白樣和平行樣，取平均值作為樣品的最終含量。測試過程中加入國家標(biāo)準(zhǔn)土壤參比物質(zhì)(GSS-12)進(jìn)行質(zhì)量控制，各重金屬的回收率均在國家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)的允許范圍內(nèi)。土壤pH值用瑞士進(jìn)口的Mettler Toledo pH計測定。土壤重金屬含量委托新疆大學(xué)理化測試中心測定。

1.3 污染評價方法

以新疆灌耕土重金屬背景值[16]為評價依據(jù)，采用單因子污染指數(shù)(contamination factor,CF)和Tomlinson提出的污染負(fù)荷指數(shù)(PLI)[17]對研究區(qū)辣椒地土壤重金屬進(jìn)行污染評價。以國家《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—1995)中的II級標(biāo)準(zhǔn)(pH>7.5)[18]為評價依據(jù)，采用H?kanson提出的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)評價辣椒地土壤重金屬污染的潛在生態(tài)風(fēng)險[19-20]，并采用Rapant等[21]提出的生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)(IER)對辣椒地土壤生態(tài)風(fēng)險進(jìn)行預(yù)警評估，為研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險可能出現(xiàn)的衰竭或危機(jī)而建立了報警。CF、PLI、RI以及IER的計算方法見表1。

表1 重金屬污染負(fù)荷指數(shù)、生態(tài)風(fēng)險指數(shù)與生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)評價方法

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究的土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計、相關(guān)分析與主成分分析等統(tǒng)計采用SPSS 19.0分析；相關(guān)圖件制作在ArcGIS 10.3中完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 辣椒地土壤重金屬含量統(tǒng)計特征

由描述性統(tǒng)計分析結(jié)果可知(表2)，焉耆盆地辣椒地土壤中重金屬As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb與Zn含量分別介于0.97—53.95g、0.05—0.69g、35.38—95.04g、19.94—73.12g、375.55—789.68g、19.94—55.97g、13.15—96.36、45.25—848.96mg/kg，平均含量分別為6.28、0.20、55.41、31.19、503.91、34.95、43.33、107.82mg/kg。Mn沒有可比的國家標(biāo)準(zhǔn)值外，As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量平均值均未超出國家土壤環(huán)境質(zhì)量Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的限值。辣椒地土壤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1.67、1.40、1.32、3.21倍和6.42倍。辣椒地As和Mn含量的平均值未超出新疆土壤重金屬背景值[8]，Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量的平均值分別超出新疆土壤背景值的1.67、1.12、1.17、1.31、2.23、1.57倍。土壤pH值變化范圍介于7.93—9.46之間，平均值為8.52，超出新疆土壤背景值，呈現(xiàn)堿性。焉耆盆地辣椒地As、Cd和Zn的超標(biāo)率分別為0.95%、0.95%和4.76%，Cr、Cu、Ni和Pb均未超標(biāo)，說明焉耆盆地辣椒地土壤中重金屬As、Cd和Zn有不同程度的積累，As、Cd和Zn污染可能比較顯著和普遍。土壤Cr、Cu、Mn、Ni與Pb含量均未超標(biāo)，污染較低。

表2 焉耆盆地辣椒地土壤重金屬含量統(tǒng)計

變異系數(shù)能反映各樣點重金屬含量的平均變異程度，若變異系數(shù)大于0.5，說明重金屬含量空間分布不均勻，存在點源污染可能，有外源物質(zhì)進(jìn)入所致[22]。研究區(qū)土壤中重金屬As、Pb和Zn的變異系數(shù)分別為0.95、0.58和1.10，變異比較明顯，表明As、Pb和Zn受某些局部污染源的影響。Cd的變異系數(shù)為0.40，呈現(xiàn)中等變異，表明人為因素對重金屬積累影響較大。Cr、Cu、Mn和Ni的變異系數(shù)均小于0.25，呈現(xiàn)弱變異，說明其含量受外界的影響較小。土壤pH值變異系數(shù)為0.04，空間分布較均勻。偏度系數(shù)(Skewness)是描述數(shù)據(jù)分布形態(tài)的統(tǒng)計量，其描述的是總體取值分布的對稱性，偏度的絕對值越大表示其分布形態(tài)的偏斜程度越大。峰度系數(shù)(Kurtosis)是描述總體中所有取值分布形態(tài)陡緩程度的統(tǒng)計量，峰度的絕對值越大表示其分布形態(tài)的陡緩程度與正態(tài)分布的差異程度越大。研究區(qū)重金屬元素As、Cd、Cu和Zn的偏度系數(shù)(分別為5.26、2.06、2.63和4.95)和峰度系數(shù)(分別為38.99、11.48、14.51和27.12)較大，表明部分土壤樣本存在As、Cd、Cu和Zn高含量區(qū)，處于高積累狀況。

2.2 辣椒地土壤重金屬來源

相關(guān)分析法和因子分析法可以用來解析土壤中重金屬的來源[23]。對焉耆盆地辣椒地土壤重金屬含量進(jìn)行Person相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，多數(shù)重金屬元素間存在相關(guān)性(表3)。其中，Cd與Zn，Cr與Mn、Ni、Pb，Cu與Mn、Ni，Mn與Ni以及Ni與Pb之間的相關(guān)性達(dá)到極顯著水平(P<0.01)，存在很強(qiáng)的相關(guān)關(guān)系。As與Pb、Zn，Cd與Mn之間的相關(guān)性達(dá)顯著水平(P<0.05)，存在較強(qiáng)的相關(guān)性。由此可以初步推斷，研究區(qū)辣椒地土壤As、Pb和Zn的來源可能相同，而 Cr、Mn、Ni和Cu的來源途徑相似性也較大；Cd的來源可能與Mn、Zn相似，呈現(xiàn)相互伴隨的復(fù)合污染現(xiàn)象。

表3 研究區(qū)土壤重金屬元素之間相關(guān)系數(shù)

*相關(guān)性在0.05水平上顯著(2-tailed)；**相關(guān)性在 0.01 水平上顯著(2-tailed)

為了進(jìn)一步了解土壤中重金屬的來源，進(jìn)行主成分分析。主成分分析結(jié)果表明(表4)，前4個主成分的特征值大于1，累計解釋了總方差的86.24%，符合分析要求，對所有指標(biāo)基本給出充分的概括。第一主成分(PC1)的方差貢獻(xiàn)率為32.78%， Cu、Mn與Ni在PC1上具有較大載荷，均大于0.75。PC2上重金屬As和Pb具有較高的載荷，分別為0.79與0.78。PC3上重金屬Cd和Zn具有較高的載荷，分別為0.76和0.78。PC4上重金屬Cr具有較高的載荷，為0.77。

表4 土壤重金屬元素因子載荷

2.3 辣椒地土壤重金屬污染評價

以新疆灌耕土重金屬背景值作參比值，計算得到焉耆盆地辣椒地土壤重金屬在各樣點的單項污染指數(shù)(CF)及污染負(fù)荷指數(shù)法(PLI)，并根據(jù)分級標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行了污染評價。評價結(jié)果表明，焉耆盆地辣椒地土壤As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn單項污染指數(shù)平均值從大到小依次為： Zn(6.42)、Pb(3.22)、Cd(1.65)、Cr(1.40)、Ni(1.32)、Cu(0.87)、Mn(0.73)、As(0.69)。Pb和Zn屬于重度污染，Cd、Cr和Ni輕度污染，As、Mn和Cu無污染。從各重金屬元素不同污染級別土壤樣本數(shù)占樣本總數(shù)的比例來看，絕大部分樣點As、Cu和Mn的CF屬于無污染，無污染樣點數(shù)分別占樣點總數(shù)的84.76%、85.71%和98.10%。絕大部分樣點Cd、Cr和Ni的CF屬于輕度污染，輕度污染樣點數(shù)分別占樣點總數(shù)的66.67%、93.33%和90.48%。大部分樣點Pb和Zn的CF屬于重度污染，重度污染樣點數(shù)分別占樣點總數(shù)的48.57%和97.14%(表5)。

表5 不同污染級別樣點數(shù)占樣點總數(shù)的百分?jǐn)?shù)

基于GIS技術(shù)，繪制焉耆盆地辣椒地土壤重金屬單項污染指數(shù)(CF)和污染負(fù)荷指數(shù)(PLI)空間分布圖(圖2與圖3)。由圖2可知，辣椒地8種重金屬元素單項污染指數(shù)空間分布格局各不相同。Zn是研究區(qū)污染程度最高的元素，大部分區(qū)域以重度污染為主；Pb是研究區(qū)土壤污染程度第二高的元素，除焉耆縣東北部與和碩縣西南部有污染低值區(qū)外，其他區(qū)域污染較嚴(yán)重。Cd是土壤污染程度第三高的元素，大部分區(qū)域以輕度污染為主；Cr在研究區(qū)內(nèi)大部分區(qū)域表現(xiàn)為輕度污染態(tài)勢，在和靜縣縣城東部與焉耆縣縣城西南部存在中度污染區(qū)。Ni在研究區(qū)內(nèi)大部分區(qū)域表現(xiàn)為輕度污染態(tài)勢。Cu和Mn在研究區(qū)內(nèi)大部分區(qū)域表現(xiàn)為無污染態(tài)勢。As在博湖縣南部與和靜縣西部出現(xiàn)污染高值區(qū)以外，大部分區(qū)域基本表現(xiàn)為無污染，基本屬于清潔水平。此外，Cr、Cu、Mn和Ni在和靜縣縣城東部幾個樣點的污染程度相對較高。

圖2 焉耆盆地辣椒地土壤重金屬的CF空間分布Fig.2 Spatial distribution of CF value of soil heavy metal of pepper field in Yanqi Basin

研究區(qū)土壤重金屬污染負(fù)荷指數(shù)(PLI)變化范圍介于0.88—2.34之間，平均值為1.40，呈現(xiàn)輕度污染，PLI最大值呈現(xiàn)中度污染水平。屬于無污染、輕度和中度污染的樣點數(shù)分別占樣點總數(shù)的6.67%、92.38%和0.95%。從PLI空間分布格局來看(圖3)，和碩縣與博湖縣的樣點全部表現(xiàn)為輕度污染。和靜縣和焉耆縣無污染、輕度和中度污染樣點都出現(xiàn)，污染態(tài)勢較復(fù)雜。

圖3 研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬PLI空間分布 Fig.3 Spatial distribution of PLI value of farmland soil heavy metal in study area

從各縣辣椒地土壤重金屬污染PLI來看，焉耆縣、博湖縣、和靜縣與和碩縣PLI平均值分別為1.17、1.63、1.39和1.44，都呈現(xiàn)輕度污染態(tài)勢。焉耆縣屬于無污染與輕度污染的樣點數(shù)分別占樣點總數(shù)的30.0%和70.0%；博湖縣所有樣點屬于輕度污染；和靜縣屬于無污染、輕度與中度污染的樣點數(shù)分別占樣點總數(shù)的2.44%和95.12%與2.44%；和碩縣所有樣點屬于輕度污染態(tài)勢(表6)?？梢钥闯觯┖h辣椒地土壤重金屬污染程度最高，焉耆縣最低。

表6 不同區(qū)域不同PLI級別樣點數(shù)占樣點總數(shù)的百分?jǐn)?shù)/%

2.4 耕地土壤重金屬污染的生態(tài)風(fēng)險評價

以國家土壤環(huán)境質(zhì)量II級標(biāo)準(zhǔn)作參比值，采用H?kanson潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法，計算得到焉耆盆地辣椒地土壤重金屬在各樣點的單項潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(E)及綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)，并根據(jù)潛在生態(tài)風(fēng)險分級標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行了生態(tài)風(fēng)險評價。重金屬元素As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn的毒性系數(shù)分別取10、30、2、5、1、5、5和1[19]。結(jié)果表明，焉耆盆地辣椒地土壤重金屬單項潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的平均值從大到小依次為：Cd(9.91)>Ni(2.91)>As(2.51)>Cu(1.56)>Pb(0.67)>Cr(0.44)>Zn(0.38)。所有樣本As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的單項潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均小于40，處于輕微生態(tài)風(fēng)險水平。研究區(qū)綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)變化范圍介于8.74—45.36之間，平均值為18.40，按照H?kanson的評價標(biāo)準(zhǔn)，焉耆盆地辣椒地所有土壤樣本均屬于輕微生態(tài)風(fēng)險水平(表7)。

從焉耆盆地辣椒地各樣點土壤重金屬污染的綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)的空間分布格局來看(圖4)，RI空間分布呈現(xiàn)較明顯的地帶性分布規(guī)律。其中，博湖縣南部、和碩縣和和靜縣東南部區(qū)域生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較大；和靜縣西部靠近綠洲-荒漠交錯帶的區(qū)域生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較小。研究區(qū)內(nèi)沒有出現(xiàn)中等及以上生態(tài)風(fēng)險區(qū)。

從焉耆盆地各縣辣椒地土壤重金屬污染RI值來看，焉耆縣、博湖縣、和靜縣與和碩縣RI平均值分別為15.91、23.00、17.14和19.23，均呈現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險態(tài)勢。博湖縣辣椒地潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)最高，焉耆縣潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)最低。各縣所有樣點均屬于輕微生態(tài)風(fēng)險態(tài)勢。

2.5 耕地土壤重金屬污染的生態(tài)風(fēng)險預(yù)警

生態(tài)風(fēng)險預(yù)警評估源于生態(tài)風(fēng)險評價，它更強(qiáng)調(diào)對生態(tài)系統(tǒng)可能存在風(fēng)險的警示研究，不但具有污染評價方法定量的特點，還能通過定量評價值與警度內(nèi)涵的關(guān)聯(lián)，實現(xiàn)定性分析[24]。以國家土壤環(huán)境質(zhì)量II級標(biāo)準(zhǔn)作參比值，進(jìn)行焉耆盆地辣椒地土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險預(yù)警評估。分析結(jié)果表明，研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)(IER)的平均值為-4.78，屬于無警級別，變化范圍介于-5.62—-1.44之間。按照生態(tài)風(fēng)險預(yù)警等級劃分標(biāo)準(zhǔn)，焉耆盆地辣椒地所有樣品均屬于無警態(tài)勢。

表7 不同生態(tài)風(fēng)險級別樣點數(shù)占樣點總數(shù)的百分?jǐn)?shù)/%

圖4 研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬RI 空間分布 Fig.4 Spatial distribution of RI value of farmland soil heavy metal in study area

從焉耆盆地各縣辣椒地土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)(IER)來看，焉耆縣、博湖縣、和靜縣與和碩縣IER平均值分別為-5.08、-4.50、-4.80和-4.72，均呈現(xiàn)無警狀態(tài)。博湖縣辣椒地土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)最高，焉耆縣生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)最低。各縣所有樣點生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)均屬于無警態(tài)勢(表8)。

從各樣點生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)(IER)的空間分布情況可以看出(圖5)，研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)的空間分布格局與研究區(qū)潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)以及污染負(fù)荷指數(shù)(PLI)的空間分布格局基本一致，呈現(xiàn)較明顯的地帶性分布規(guī)律。從研究區(qū)東部區(qū)域向研究區(qū)西部區(qū)域辣椒地重金屬RI、PLI、IER均呈現(xiàn)逐漸減少趨勢。

3 討論

3.1 耕地土壤重金屬來源解析

土壤中重金屬元素的來源途徑非常廣泛，主要包括農(nóng)業(yè)來源、工業(yè)來源、交通運輸來源、土壤地球化學(xué)來源等。同一區(qū)域內(nèi)相同類型重金屬元素的來源途徑可以是相同的，也可以是多途徑的，相同來源的重金屬元素間相關(guān)性一般較高，重金屬元素間較高的相關(guān)關(guān)系說明元素間可能具有同源關(guān)系或者存在復(fù)合污染[25]。對焉耆盆地辣椒地土壤重金屬含量相關(guān)分析與主成分分析結(jié)果來看，Cu、Mn與Ni在PC1上具有較大載荷，均大于0.75。對照描述性統(tǒng)計結(jié)果，Cu、Mn和Ni的平均值接近新疆土壤背景值，這些元素之間的相關(guān)性也較強(qiáng)(P<0.1)。相關(guān)研究[26]認(rèn)為，土壤中Cu、Mn和Ni等元素主要受地球化學(xué)成因影響，主要為地質(zhì)來源。由此可以推出，研究區(qū)耕地土壤Cu、Mn和Ni一定程度上受到土壤地球化學(xué)作用和成土母質(zhì)的控制。PC2上重金屬As和Pb具有較高的載荷，As和Pb平均含量與新疆土壤背景值差距較大，這說明研究區(qū)人類活動對農(nóng)田土壤中As和Pb污染的影響較明顯?，F(xiàn)有研究表明，As主要來源于農(nóng)藥和化肥等人類活動[27]，農(nóng)藥和殺蟲劑中含有Pb[28]，干旱區(qū)綠洲灌耕土對Pb的吸附能力很大[29]?？梢钥闯觯芯繀^(qū)農(nóng)田土壤As和Pb主要受到人類活動的影響。PC3上重金屬Cd和Zn具有較高的載荷，Cd和Zn平均含量與新疆土壤環(huán)境背景值差距很大，表明人類活動對耕地土壤中Cd和Zn污染的影響較明顯。相關(guān)研究表明，Cd一般可作為施用農(nóng)藥、化肥和有機(jī)肥等農(nóng)業(yè)活動的標(biāo)識元素，農(nóng)藥中含有Zn[28]。結(jié)合采樣點實際情況，Cd、Pb、Zn含量較高的采樣的主要分布于研究區(qū)內(nèi)人口密集的城鎮(zhèn)周邊的農(nóng)田和交通主干道(國道G30、南疆鐵路線以及省道S205、S306、S305)周邊的農(nóng)田。這些交通干道兩側(cè)耕地土壤重金屬Cd、Pb、Zn很可能來自汽車輪胎和含鉛汽油的燃燒和部分隨飄散的在空氣或通過干濕降塵沉積在公路兩側(cè)土壤[30-31]。因此，PC3在PC2的基礎(chǔ)上，進(jìn)一步反映研究區(qū)農(nóng)田土壤As、Pb、Cd和Zn等元素主要受到人類活動的影響。PC4上重金屬Cr具有較高的載荷，考慮到Cr平均含量與新疆土壤環(huán)境背景值很接近，Cr與Mn、Ni等自然源元素之間存在極顯著相關(guān)性，Cr來源很可能受成土母質(zhì)、地球化學(xué)作用的影響。綜合上述，焉耆盆地辣椒地土壤As、Cd、Pb與Zn等元素來源主要受到人類活動的影響，Cr、Cu、Mn和Ni來源主要受到土壤地球化學(xué)作用的控制。

表8 不同預(yù)警級別樣點數(shù)占樣點總數(shù)的百分?jǐn)?shù)/%

圖5 研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬IER 空間分布 Fig.5 Spatial distribution of IER value of farmland soil heavy metal in study area

3.2 耕地土壤重金屬污染及風(fēng)險特征

本研究顯示，焉耆盆地辣椒地土壤Cd含量在84.76%樣點超出背景值，形成較嚴(yán)重的Cd污染。從辣椒地土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果來看，Cd是研究區(qū)辣椒地土壤生態(tài)風(fēng)險等級最高的重金屬元素，對研究區(qū)土壤重金屬污染負(fù)荷指數(shù)(PLI)、潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)和生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)(IER)的貢獻(xiàn)非常大。相關(guān)研究表明[32]，我國耕地土壤Cd含量不同程度地受到人為活動干擾，耕地土壤Cd總含量中約56%來源于農(nóng)業(yè)活動，耕地土壤Cd含量明顯高出土壤背景值。Cd是我國土壤污染面積最大，污染最突出的重金屬污染元素[33]。隨著我國工業(yè)的發(fā)展，由于農(nóng)藥與化肥的大量施用以及重金屬大氣沉降的日益增加，土壤中Cd的含量明顯增加，土壤Cd污染狀況越發(fā)嚴(yán)重，Cd污染土壤的面積已達(dá)2×105km2，占耕地總面積的1/6[34]。2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》[35]也顯示，全國土壤總的點位超標(biāo)率為16.1%，其中輕微、輕度、中度和重度污染點位比例分別為11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。耕地土壤點位超標(biāo)率為19.4%，土壤Pb、As、Cu、Pb、Cr和Zn等無機(jī)污染物點位超標(biāo)率分別為7.0%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%和0.9%，Cd是耕地的主要污染物之一。吳洋等的研究表明[36]，廣西都安縣耕地土壤Cd超標(biāo)率70.6%，Cd含量平均值超出《國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的6.85倍，Cd對耕地土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率達(dá)到88%。郭朝暉等的研究表明[37]，湘江中下游耕地土壤Cd超標(biāo)率68.5%，Cd含量平均值為2.5mg/kg，超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的6.85倍。劉洪蓮等的研究表明[38]，太湖地區(qū)耕地土壤重金屬Cd、Pb污染嚴(yán)重，Cd含量超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的9.24倍，污染很嚴(yán)重，已經(jīng)不適于農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)。趙筱青等的研究表明[39]，云南沘江流域耕地土壤Cd含量超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的75.03倍，耕地土壤Cd污染十分嚴(yán)重。李曉勇等的研究表明[40]，株洲市耕地土壤Cd含量平均值為4.27mg/kg，超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的8.05倍。王爽等的研究表明[41]，陜西潼關(guān)農(nóng)田土壤Cd超標(biāo)率57.1%，Cd含量平均值超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的1.7倍。楊克燕等的研究表明[42]，都江堰市城區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬Cd含量平均值超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的1.58倍。葉嘉敏的研究表明[43]，鄱陽湖流域農(nóng)田重金屬Cd含量平均值超出國家土壤環(huán)境Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)的2.22倍，大部分農(nóng)產(chǎn)品中的 Cd 超出安全基準(zhǔn)值，且樣品中 Cd 的目標(biāo)致癌風(fēng)險均超過了美國環(huán)保署推薦的可接受風(fēng)險值和國際輻射防護(hù)委員會推薦的最大可接受風(fēng)險值。

Cd 由于其自然背景值和國家標(biāo)準(zhǔn)中的限量低，富集程度非常高[44]，在污染評價中，對PLI、RI與IER的影響也很突出，在一定程度上增加土壤重金屬污染程度和污染范圍。任華麗等[45]的研究表明，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法在土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險評價中，重金屬元素的價態(tài)效應(yīng)、環(huán)境條件不同所造成的生物效應(yīng)差異和評價角度不同對重金屬元素毒性系數(shù)確定的差異等都將影響重金屬的評價結(jié)果，是重金屬評價應(yīng)用中要重點考慮和解決的問題?？芍?，由于PLI、RI與IER突出單項污染指數(shù)最大的重金屬元素對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響和作用，使其對土壤環(huán)境質(zhì)量評價的靈敏性不夠高，導(dǎo)致Cd、Zn與Pb等元素在研究區(qū)PLI、RI與IER中占據(jù)了較大的比重，并沒有完全反映重金屬綜合污染特征。

本研究結(jié)果表明，焉耆盆地辣椒地土壤Cd污染較突出。土壤中Cd除了其母質(zhì)風(fēng)化釋放一部分外，主要來自于研究區(qū)各種人類活動。Cd是毒性極強(qiáng)的重金屬元素，對農(nóng)作物生長和發(fā)育而言屬于非必需的元素，Cd污染導(dǎo)致植物根莖縮短，葉片干枯萎黃，降低營養(yǎng)元素吸收，減少葉綠素含量，擾亂水分平衡，導(dǎo)致細(xì)胞損傷，進(jìn)而抑制植物生長[46-47]。Cd在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移直接影響到植物生長發(fā)育和生理生化特征，從而影響作物的產(chǎn)量和品質(zhì)[48]。因此，焉耆盆地農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中必須做好辣椒地土壤重金屬的污染防治工作，尤其要防范耕地土壤Cd 的污染風(fēng)險，科學(xué)利用耕地資源。

4 結(jié)論

(1)焉耆盆地辣椒地各種金屬元素含量有一定的積累，表明人類活動對農(nóng)田土壤中重金屬含量具有一定的負(fù)面影響。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1.67、1.40、1.32、3.21、6.42倍。

(2)焉耆盆地辣椒地重金屬的單項污染指數(shù)反映的環(huán)境風(fēng)險空間分布格局各不相同。Pb和Zn屬于重度污染，Cd、Cr和Ni輕度污染，As、Mn和Cu無污染。土壤PLI平均值為1.40，呈現(xiàn)輕度污染。各重金屬元素單項生態(tài)風(fēng)險指數(shù)從大到小依次為：Cd、Ni、As、Cu、Pb、Cr與Zn。土壤RI平均值為18.40，屬于輕微生態(tài)風(fēng)險。土壤IER平均值為-4.78，屬于無警態(tài)勢。

(3)研究區(qū)土壤污染負(fù)荷指數(shù)(PLI)、潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)以及生態(tài)風(fēng)險預(yù)警指數(shù)(IER)的空間分布格局基本一致，均呈現(xiàn)較明顯的地帶性分布規(guī)律。從研究區(qū)東部區(qū)域向研究區(qū)西部區(qū)域辣椒地重金屬RI、PLI、IER均呈現(xiàn)逐漸減少趨勢。博湖縣RI、PLI、IER等級最高，焉耆縣RI、PLI、IER等級最低。

(4)各重金屬元素之間存在較強(qiáng)的相關(guān)性。Cr、Cu、Mn與Ni主要受到土壤地球化學(xué)成因的控制，As、Cd、Pb與Zn主要受到人類活動的影響。Cd是生態(tài)風(fēng)險等級最高的重金屬元素，對研究區(qū)土壤PLI、RI和IER的貢獻(xiàn)非常大。研究區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中必須要防范耕地土壤Cd 的污染風(fēng)險。

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