聶超甲，劉慧琳，楊雪玲，葛 暢，孔晨晨，黃元仿，張世文*

(1.安徽理工大學 地球與環(huán)境學院，安徽 淮南 230001；2.浙江大學 土水資源與環(huán)境研究所，浙江 杭州 310058；3.中國農(nóng)業(yè)大學 資源與環(huán)境學院，北京 100193)

土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，能夠提供植物生長所需的養(yǎng)分[1]。隨著城市化的快速發(fā)展，各種污染作用致使重金屬元素富集在土壤之中，引起土壤污染，影響大氣與水環(huán)境質(zhì)量，威脅人類健康[2-3]。農(nóng)業(yè)用地的土壤直接關(guān)系著民生民計，對社會經(jīng)濟穩(wěn)步發(fā)展、人們生活質(zhì)量以及生態(tài)系統(tǒng)平衡有著不可忽視的影響。因此，針對性地研究土壤中重金屬的分布特點及來源，進行風險評價，并定性分析其影響因素等可為土壤污染防治提供理論依據(jù)。

土壤是一個具有高度空間異質(zhì)性的復雜的復合體。近年來，土壤污染問題也受到許多學者的廣泛關(guān)注。Khosravi Y[4]等通過地統(tǒng)計學方法和自相關(guān)指數(shù)研究了鉛鋅工廠周圍土壤重金屬空間分布及影響因素，認為農(nóng)藥、化肥、地球化學和人為來源是重金屬空間變化的主要因素。Salas P M[5]等利用富集因子、地富集指數(shù)、污染負荷指數(shù)等污染指數(shù)評估了重金屬的積聚、污染狀況及生態(tài)毒理作用?；粝瞿莸确治隽吮本┦懈赝寥乐亟饘貱r、Ni、Zn和Hg空間結(jié)構(gòu)的尺度效應[6]，同時對北京耕地土壤重金屬空間自回歸模型及影響因素進行了探究分析[7]。王彬武[8]等對耕地土壤重金屬的時空變化進行研究，運用潛在生態(tài)風險和指示克里格法對比分析了1985和2006年的耕地表層土壤重金屬含量。姜菲菲[9]等采用潛在生態(tài)危害指數(shù)對北京農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染環(huán)境風險等級進行評價，結(jié)果表明重金屬中Cd 和Hg 元素污染風險最高，Cr、Ni、Zn 元素生態(tài)風險較低。李福燕[10]等同時利用GIS技術(shù)和多元統(tǒng)計相結(jié)合的方法，研究了重金屬的分布特征和來源，從整體上把握了海南農(nóng)田土壤重金屬污染狀況和大體趨勢。韓平[11]等對北京順義區(qū)土壤重金屬污染生態(tài)風險進行了評估研究。胡艷霞[12]等對北京水源保護地土壤重金屬空間變異及污染特征進行了分析。索琳娜[13]等采用單項和綜合污染指數(shù)法對菜地土壤重金屬現(xiàn)狀進行分析評價，表明菜地土壤環(huán)境總體安全，處于非污染狀態(tài)，但重金屬Cd、Cr、Cu、Zn存在累積污染風險。以上學者主要采用地統(tǒng)計學與GIS相結(jié)合的方法、空間自相關(guān)分析方法、單因子與綜合污染指數(shù)法、潛在生態(tài)風險評價法等從空間、時間角度對土壤重金屬的分布特征進行研究，大部分側(cè)重于對重金屬的空間分布及環(huán)境質(zhì)量評價等進行探究，而針對重金屬的垂直分布特征及其影響因素探究報道較少，因此，針對北京市平原區(qū)土壤特點，從多角度出發(fā)，探究水平和垂直方向上的土壤重金屬Hg的分布特征，并定性對重金屬的影響因素進行探究具有重要的研究價值。

以北京市平原區(qū)農(nóng)田土壤為研究對象，基于所監(jiān)測土壤數(shù)據(jù)及土壤基本理化性質(zhì)和相關(guān)環(huán)境因子，運用經(jīng)典統(tǒng)計分析、地統(tǒng)計分析結(jié)合Hakanson潛在生態(tài)風險評價，從水平和垂直角度上分析土壤重金屬Hg含量分布特征，并從不同的農(nóng)業(yè)功能區(qū)、種植模式以及母質(zhì)類型等定性分析重金屬Hg的影響因素。研究成果將為北京平原區(qū)農(nóng)業(yè)土壤重金屬的防治管護提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于北京東南部，北京屬于暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年平均溫度11.8 ℃，多年平均降雨量440～670 mm，且年內(nèi)分配不均，多集中在7、8月份。平原區(qū)高程≤100 m，面積為7 779.12 km2。主要包括農(nóng)業(yè)保障區(qū)的順義、房山、大興、通州區(qū)，水源保護區(qū)的昌平、懷柔、密云、平谷區(qū)，都市生活區(qū)的豐臺、海淀共3個功能區(qū)10個區(qū)縣，平原區(qū)農(nóng)用地種植模式主要為耕地、園地、菜地3種類型，土壤類型以潮土、褐土為主兼有部分水稻土。成土母質(zhì)包括沖積物、洪沖積物、鈣質(zhì)巖類風化物、黃土物質(zhì)、紅黃土性物質(zhì)和頁片巖類風化物等。

1.2 樣品采集與數(shù)據(jù)處理

根據(jù)平原區(qū)農(nóng)用地(耕地、園地、菜地)的分布情況，采取網(wǎng)格布點，分層抽樣，共布置94個采樣點，于2015年6月分層采集0～25 cm、25～50 cm不同深度土壤樣品。研究區(qū)采樣點分布圖如圖1所示。在采樣、樣品保存和樣品處理過程中均采用非金屬容器，避免樣品污染，采樣時用GPS定位樣點坐標，同時詳細記錄種植模式、功能分區(qū)等樣點信息，并查閱相關(guān)資料和進行實地調(diào)查，獲取母質(zhì)類型等。土壤重金屬Hg采用冷原子吸收法進行測試,采用標準物質(zhì)GBW07405( GSS-5)進行質(zhì)量控制。

采用SPSS 21.0進行描述性統(tǒng)計分析、方差分析，空間插值、等值線繪制采用ArcGIS 10.2完成。

圖1 研究區(qū)采樣點分布圖

1.3 研究方法

(1)潛在生態(tài)風險評價。潛在生態(tài)危害指數(shù)法根據(jù)重金屬性質(zhì)及環(huán)境行為，能夠綜合反映重金屬對生態(tài)環(huán)境影響潛力的指標，適合于區(qū)域范圍內(nèi)對土壤潛在的生態(tài)危害進行評價，劃分出重金屬潛在危害的程度，體現(xiàn)生物有效性以及地理空間差異等特點[14]。文章采用該方法對農(nóng)田土壤重金屬Hg進行風險評價，如式(1)所示：

(1)

(2)經(jīng)驗貝葉斯克里格插值。空間插值是分析空間數(shù)據(jù)的常用方法，傳統(tǒng)的克里格法是利用區(qū)域化變量的原始數(shù)據(jù)和半變異函數(shù)的結(jié)構(gòu)特點，對未采樣點的區(qū)域化變量的取值進行線性無偏最優(yōu)估計。由于其具有較強的平滑和趨中效應，所預測值通常較為集中，極差范圍較小，不能夠完全反應出土壤本身的性質(zhì)特點[17-21]。研究中則采用經(jīng)驗貝葉斯克里格法，該方法通過估計基礎半變異函數(shù)來說明所引入的誤差。其可以準確預測一般程度上的不穩(wěn)定性，對于小型數(shù)據(jù)集較其他克里格方法更為準確，預測的標準誤差也更為準確。其預測范圍較廣，能夠反映出土壤受外界擾動時所發(fā)生的變異情況等。該方法較適合土壤重金屬Hg的空間格局分析，進一步探究土壤重金屬Hg的影響因素。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬Hg含量描述性統(tǒng)計分析

基于SPSS 21.0對各區(qū)縣不同深度(0～25 cm， 25～50 cm)土壤重金屬Hg含量特征進行描述性統(tǒng)計分析，結(jié)果如表1所示。由表1可知,從整個研究區(qū)來看，各區(qū)縣0～25 cm土層重金屬Hg的均值含量均高于25～50 cm土壤重金屬Hg含量，表明隨著土層深度的增加，重金屬Hg含量減少。各區(qū)縣中海淀、豐臺Hg平均含量最高，0～25 cm含量為0.53 mg/kg、0.39 mg/kg，25～50 cm含量為0.38 mg/kg、0.18 mg/kg，且25～50 cm重金屬Hg含量比其他地區(qū)0～25 cm重金屬Hg的含量都高。懷柔、平谷Hg含量最低，0～25 cm土層含量僅為0.09 mg/kg、0.05 mg/kg。變異系數(shù)(CV)反應了總體樣本中各采樣點重金屬含量的平均變異程度[22]。對0～25 cm土層而言，密云、通州Hg的變異系數(shù)大于1，為強變異程度，該區(qū)可能受到外源因子影響較大，表層受外源干擾較重，其他地區(qū)均為中等程度變異。而25～50 cm土層Hg變異程度相對減小，均為中等程度變異。同時，從極差范圍來看，0～25 cm土層通州、密云、昌平、大興、豐臺極差范圍是其均值含量的2～4倍，其他區(qū)域極差接近于均值含量，而25～50 cm極差相對減小，趨于穩(wěn)定。這充分說明隨著土層深度的增加，土壤受外源影響逐漸減少，性質(zhì)趨于穩(wěn)定。

表1 土壤重金屬Hg含量描述性統(tǒng)計分析

2.2 土壤重金屬Hg含量空間分布特征及其潛在風險評價

(1)土壤重金屬Hg含量空間分布格局。根據(jù)經(jīng)驗貝葉斯克里格插值方法，基于ArcGIS 10.2地統(tǒng)計學功能，對其進行挖掘分析來進一步探究0～25 cm與25～50 cm土層的重金屬Hg的空間分布規(guī)律(其參數(shù)子集大小為100，重疊因子為1，模擬次數(shù)300次)。所預測空間分布等值線繪制如圖2所示。由圖2可知，從空間分布格局來看，0～25 cm重金屬Hg的預測范圍為0.89～0.016 mg/kg，25～50 cm Hg的預測范圍在0.672～0.007 mg/kg之間，所預測的極差范圍較廣，能夠反應出不穩(wěn)定因素對土壤的干擾。從整體來看，0～25 cm和25～50 cm土壤都是以海淀、豐臺等城區(qū)為主，土壤中Hg含量明顯高于其他地區(qū)，以城區(qū)周圍為中心，Hg含量向外逐漸減小，而0～25 cm的Hg含量等值線明顯比25～50 cm的等值線密集，且兩個土層在空間分布格局上較為一致，充分說明隨著土壤深度的增加，Hg含量逐漸減小。在東北和東南方向上，密云、平谷、順義、懷柔、大興、房山等地區(qū)Hg含量明顯減少，以懷柔地區(qū)含量最少，這和表1的分析結(jié)果是一致的。人類活動，尤其是化石燃料、燃煤、石油冶煉等排放的氣體導致大氣中Hg含量增加。交通密集區(qū)域，汽車尾氣排放等也導致大氣污染加重，含Hg的氣體通過大氣濕沉降和干沉降等進入土壤中，使土壤中Hg大量富集，而這些人類活動主要發(fā)生在城區(qū)周圍。因此，在北京人類活動密集的城區(qū)周圍，土壤中Hg含量顯著高于其他地區(qū)。同時，生活污水和工業(yè)污水的灌溉也導致土壤中出現(xiàn)重金屬富集，存在潛在風險。

圖2 0～25 cm與25～50 cm土壤Hg含量的空間分布格局

(2)土壤重金屬Hg潛在生態(tài)風險評價。根據(jù)土壤Hg含量的插值結(jié)果，參照前人相關(guān)研究的潛在生態(tài)風險分級標準[23]，利用ArcGIS 10.2的重分類功能，將Hg的潛在生態(tài)風險進行分級，得到整個研究區(qū)潛在生態(tài)風險評價圖如圖3所示。由圖3可知， 0～25 cm土層中，研究區(qū)有39.55%的土壤處于較高及以上水平，7.11%的土壤處于低生態(tài)風險，53.34%的土壤處于中等生態(tài)風險，說明表層土壤中存在潛在污染風險。25～50 cm土層中有16.31%的土壤處于較高水平，31.98%的土壤處于低生態(tài)風險。總體而言，隨著土壤深度的增加，Hg的潛在生態(tài)風險逐漸降低。在海淀、豐臺地區(qū)以及城區(qū)周圍的通州、大興、房山、昌平等部分區(qū)域Hg的毒性響應系數(shù)較高(毒性響應系數(shù)為40)，存在較高的生態(tài)風險。此城區(qū)周圍應加強污染防控，對農(nóng)用地安全利用等級進行劃分，分區(qū)、分類利用與管控。另外，在密云、平谷、順義等區(qū)域，0～25 cm土壤雖處于中等風險水平，也應合理利用土壤資源，以防止污染發(fā)生。

圖3 0～25 cm與25～50 cm土壤Hg的潛在風險評價成果空間分布圖

2.3 土壤重金屬Hg含量影響因素分析

(1)不同功能區(qū)土壤重金屬Hg的分布特征。結(jié)合北京平原地區(qū)農(nóng)用地的3種不同功能分區(qū)，農(nóng)業(yè)保障區(qū)的順義、房山、大興、通州區(qū)，水源保護區(qū)的昌平、懷柔、密云、平谷區(qū)，都市生活區(qū)的豐臺、海淀，對0～25 cm、25～50 cm不同土層的重金屬Hg進行比較分析。為定量分析不同功能區(qū)下土壤重金屬含量差異是否顯著，對其進行方差分析，根據(jù)方差齊次性檢驗結(jié)果可知，0～25 cm、25～50 cm土層的3組數(shù)據(jù)均不滿足方差齊性(P>0.05)，采用Games-Hewoll(A)法進行兩兩比較，且組間有差異如圖4所示。由圖4可看出，3種功能分區(qū)下，0～25 cm Hg含量均高于25～50 cm土層，隨著土壤深度的增加，重金屬含量減少，且都市生活區(qū)顯著減少，農(nóng)業(yè)保障區(qū)和水源保護區(qū)略微減少。從整體來看，對于0～50 cm土層，都市生活區(qū)Hg含量明顯高于農(nóng)業(yè)保障區(qū)和水源保護區(qū)，都市生活區(qū)0～25 cm Hg含量達到0.448 mg/kg，是農(nóng)業(yè)保障區(qū)和水源保護區(qū)的4倍多，差異顯著。

(2)不同種植模式下土壤重金屬Hg的分布特征。北京市平原區(qū)農(nóng)用地的主要種植模式為耕地、園地、菜地3種類型，為定量分析不同種植模式下土壤重金屬Hg的平均含量差異是否顯著，分別對0～25 cm、25～50 cm土層Hg平均含量進行方差分析如圖5所示。3種種植模式下，0～25 cm Hg平均含量均高于25～50 cm土層。0～25 cm土層，菜地Hg含量最高，其次為園地、耕地，差異不顯著；而25～50 cm土層，園地Hg含量最高，其次為菜地、耕地，差異不顯著。

圖4 不同功能區(qū)重金屬Hg含量分布特征 圖5 不同種植模式下重金屬Hg含量分布特征

(3)不同母質(zhì)類型下土壤重金屬Hg含量的分布特征。母質(zhì)是土壤形成的物質(zhì)基礎，土壤中重金屬含量主要受成土母質(zhì)及人類活動的影響，成土母質(zhì)是影響土壤重金屬含量的內(nèi)在因素[24]。結(jié)合北京土壤環(huán)境背景特點分析了不同母質(zhì)類型(主要包括沖積物、鈣質(zhì)鹽類風化物、紅黃土性物質(zhì)、洪沖積物、黃土物質(zhì)和其他類型)土壤重金屬Hg的含量變化特征，如圖6所示。由圖6可知，不同母質(zhì)類型下，0～25 cm土層Hg含量高于25～50 cm土層。無論0～25 cm土層，還是25～50 cm土層，均是由洪水沖積物所形成的土壤Hg的含量最高，為0.18 mg/kg、0.132 mg/kg，是其他母質(zhì)類型的1～3倍。而黃土物質(zhì)形成的土壤含量較低，僅有0.053 mg/kg、0.052 mg/kg，且兩個土層均值含量相差不大。沖積物、鈣質(zhì)鹽類風化物、紅黃土性物質(zhì)所形成的土壤，0～25 cm土壤的Hg含量較為一致，分別為0.144 mg/kg、0.157 mg/kg、0.145 mg/kg，相差不大；25～50 cm土壤中，以鈣質(zhì)鹽類風化物含量較低，另兩種含量相差較小。

圖6 不同母質(zhì)類型下重金屬Hg含量分布特征

3 討論

土壤重金屬Hg污染多被認為受人為因素影響較大。宋澤峰[25]等在研究河北平原土壤中Hg的地球化學分布特征時發(fā)現(xiàn)，Hg含量高值區(qū)與城鎮(zhèn)分布吻合性極好，表現(xiàn)出人類活動對土壤Hg有強烈影響；單平[26]等對燃煤電廠周邊不同距離、不同風向下土壤Hg含量的分布特征進行了分析，認為污染程度隨燃煤電廠距離的增大而遞減；李津津[27]等對中山市不同地理位置土壤進行了污染評價，受人為活動影響最大的中部區(qū)域土壤Hg污染程度大于其他區(qū)域；馮玲[28]等探討了鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)發(fā)展迅猛的玉樹縣和人口稀少、以牧業(yè)為主的瑪多縣的土壤Hg含量分布特征，認為土壤Hg含量與城鎮(zhèn)發(fā)展成熟度和產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)有關(guān)，較高主要集中在人口密集的城鎮(zhèn)或交通樞紐周圍。根據(jù)不同影響因素分析發(fā)現(xiàn)，3種功能分區(qū)下，0～25 cm Hg含量均高于25～50 cm土層，隨著土壤深度的增加，重金屬含量減少，且都市生活區(qū)顯著減少，農(nóng)業(yè)保障區(qū)和水源保護區(qū)略微減少，說明都市生活區(qū)受外界干擾強烈。從整體來看，對于0～50 cm土層，都市生活區(qū)Hg含量明顯高于農(nóng)業(yè)保障區(qū)和水源保護區(qū)，說明都市生活區(qū)土壤受外源污染嚴重。工礦業(yè)活動、汽車尾氣排放、大氣沉降等外界環(huán)境致使Hg含量顯著高于其他地區(qū)，使都市生活區(qū)Hg處于較高水平，存在一定程度的潛在風險，在后續(xù)的土地資源利用過程中應進行合理防控。3種種植模式下，對于0～25 cm土層，菜地土壤Hg含量高于園地、耕地；對于25～50 cm土層，園地高于菜地、耕地。這可能是因為不同種植模式下，耕作方式、培肥方式、灌溉措施、化肥農(nóng)藥等管理措施的不同，使土壤本身理化性質(zhì)和功能有所差異。農(nóng)藥化肥的施用致使表層土壤Hg富集，園地表層土壤板結(jié)，重金屬可能向下遷移轉(zhuǎn)化，使25～50 cm土壤Hg含量略高于其他兩種種植模式。無論是功能區(qū)角度還是種植模式角度，都表明重金屬Hg空間分布特征與人為因素有關(guān)。

同時，從成土母質(zhì)的角度做了探究，針對土壤母質(zhì)時，黃土物質(zhì)形成的土壤含量Hg較低，表明黃土物質(zhì)熟化的土壤類型，雖有其他各種外源因素影響，但隨著土壤深度的增加，Hg的含量并沒有顯著的下降趨勢，這可能與土壤本身的性質(zhì)結(jié)構(gòu)相關(guān)，以結(jié)構(gòu)性因素為主，其他外界干擾并沒有使其發(fā)生較大的變化。沖積物、鈣質(zhì)鹽類風化物、紅黃土性物質(zhì)所形成的土壤，0～25 cm土壤的Hg含量較為一致，這可能與其本身組成成分及土壤結(jié)構(gòu)有關(guān)。25～50 cm土壤中，鈣質(zhì)鹽類風化物含量較低，另兩種含量相差不大，表明土層加深，重金屬發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，表層受環(huán)境影響強烈，深層土壤受隨機因素影響較弱，而受其本身性質(zhì)結(jié)構(gòu)影響較大。由此可見，母質(zhì)因素的影響會導致Hg含量的明顯差異。土壤中Hg的分布是在復雜的環(huán)境下，各種因素共同作用形成的，土壤肥力、耕作方式、耕作制度、土壤酸堿度和母質(zhì)類型等一系列因素的綜合影響致使Hg的分布特征不同。

4 結(jié)論

研究區(qū)各區(qū)縣土壤Hg的均值含量0～25 cm土層均高于25～50 cm土層。隨著土壤深度的增加，重金屬Hg含量減少。海淀、豐臺土壤的Hg平均含量最高，懷柔、平谷土壤的Hg含量較低。密云、通州土壤的Hg的變異系數(shù)大于1，為強變異程度，其他地區(qū)均為中等程度變異。土壤Hg含量空間格局表現(xiàn)為海淀、豐臺等城區(qū)土壤中Hg含量較高，以城區(qū)為中心，Hg含量向外逐漸減小，且0～25 cm的Hg含量等值線明顯比25～50 cm的等值線密集，土層在空間分布格局上較為一致。根據(jù)潛在生態(tài)風險評價結(jié)果，整個研究區(qū)處于中等生態(tài)風險水平，隨著土壤深度的增加，Hg的潛在生態(tài)風險也逐漸降低。其中，0～25 cm土壤中，有20%的樣點都處于較高及以上水平，主要分布在海淀、豐臺地區(qū)。從空間范圍看，在海淀、豐臺以及城區(qū)周圍的通州、大興、房山、昌平等部分區(qū)域都存在較高的生態(tài)風險。根據(jù)影響因素分析結(jié)果，都市生活區(qū)土壤Hg含量明顯高于農(nóng)業(yè)保障區(qū)和水源保護區(qū)。不同種植模式下， 0～25 cm土層Hg含量是菜地>園地>耕地，25～50 cm土層是園地>菜地>耕地，無顯著差異。研究區(qū)域中以成土母質(zhì)洪水沖積物所形成的土壤Hg含量最高。