韓晉仙，李二玲，班鳳梅

（1.山西財經(jīng)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，山西 太原 030006； 2.河南大學(xué)農(nóng)業(yè)與農(nóng)村可持續(xù)發(fā)展研究所/環(huán)境與規(guī)劃學(xué)院，河南 開封 475004）

土壤是自然地理環(huán)境的重要組成部分，也是人類賴以生存的重要資源。近年來，隨著工業(yè)化、城鎮(zhèn)化和農(nóng)業(yè)集約化進程的加快，土壤污染呈現(xiàn)加劇趨勢，尤其是土壤重金屬污染［1-3］。據(jù)我國首次土壤污染狀況調(diào)查公報顯示，從土地利用類型看，我國耕地土壤質(zhì)量堪憂，超標點位為19.4%；從污染物類型看，以無機污染為主，Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn、Ni 8種重金屬污染點位超標率分別為7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%［4］。目前，我國每年因重金屬污染而減產(chǎn)的糧食超過1 000萬t，因重金屬污染的糧食每年多達 1 200萬t，經(jīng)濟損失合計至少200億元［5］。耕地土壤重金屬含量即與成土過程和母質(zhì)有關(guān)，更與人類活動密不可分，如灌溉、農(nóng)藥、化肥、地膜、工業(yè)“三廢”、交通等，而進入耕地的重金屬很難通過自然降解，且會隨著時間的推移不斷累積［6-9］。這不僅會惡化土壤生態(tài)系統(tǒng)，還會降低農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量、危害人類健康，進而影響農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展［10-14］。由此可見，當前我國耕地土壤重金屬污染問題亟待解決。

目前，關(guān)于耕地土壤重金屬污染已經(jīng)開展了大量的研究，研究的內(nèi)容涵蓋耕地土壤重金屬的累積特征［3，5-6］、來源解析［7-9］、賦存形態(tài)［15］、污染評價［3，16］、生態(tài)與健康評價［5，9，14］以及空間分布特征［17］等，研究的地域主要涉及城郊［2］、礦區(qū)［3］、典型農(nóng)區(qū)［5］、污灌區(qū)［6］和工業(yè)區(qū)［17］等，這些研究為今后開展耕地土壤重金屬累積及生態(tài)風(fēng)險評價等相關(guān)研究奠定了堅實的基礎(chǔ)。這些研究大都涉及的是大尺度區(qū)域，單獨針對常規(guī)農(nóng)業(yè)村小尺度區(qū)域的耕地土壤重金屬污染的研究較少。村莊是我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)管理中最基本的單位，常規(guī)農(nóng)業(yè)是當前我國在實施運作上占主導(dǎo)地位的農(nóng)業(yè)發(fā)展模式，是傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)向現(xiàn)代農(nóng)業(yè)轉(zhuǎn)化過程中的一個發(fā)展階段，而耕地土壤重金屬污染是由傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)向現(xiàn)代農(nóng)業(yè)轉(zhuǎn)型過程中所面臨的最為棘手的環(huán)境問題之一。因此，研究認識常規(guī)農(nóng)業(yè)村耕地土壤重金屬污染狀況、空間分布及原因，對摸清我國常規(guī)農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染實況，推動農(nóng)業(yè)、農(nóng)村健康綠色發(fā)展以及鄉(xiāng)村振興均具有重要 意義。

壽陽縣位于山西省東部，素有“山西糧倉”之稱，是“全國糧食生產(chǎn)先進縣”和“全國無公害蔬菜生產(chǎn)示范基地縣”，旱作常規(guī)農(nóng)業(yè)是當?shù)卮迩f普遍實施的農(nóng)業(yè)發(fā)展模式。2017年6月21日至23日，習(xí)近平總書記在山西視察期間指出：“有機旱作是山西農(nóng)業(yè)的一大傳統(tǒng)技術(shù)特色，要堅持走有機旱作農(nóng)業(yè)的路子，完善有機旱作農(nóng)業(yè)技術(shù)體系，使有機旱作農(nóng)業(yè)成為我國現(xiàn)代農(nóng)業(yè)的重要品牌”。然而，近年來隨著人類活動的加劇，當?shù)爻Ｒ?guī)農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染的風(fēng)險加大，給農(nóng)業(yè)轉(zhuǎn)型、生態(tài)環(huán)境和人類健康帶來了威脅。

為此，本文對壽陽縣7個典型常規(guī)農(nóng)業(yè)村土壤耕作層進行了采樣，分析了Cd、Hg、As、Cu、Pb、Ni、Cr、Zn 8種重金屬的含量。在此基礎(chǔ)上，應(yīng)用單因子污染指數(shù)法、污染負荷指數(shù)法、潛在生態(tài)風(fēng)險評價法和GIS技術(shù)對區(qū)域耕地重金屬污染現(xiàn)狀、空間分布及潛在生態(tài)影響進行了分析，旨在促進當?shù)鼐用窈侠砝酶刭Y源，推動有機旱作農(nóng)業(yè)發(fā)展，保護人類身體健康，并為常規(guī)農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染防治提供一個研究案例。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

黑水村、石河村、山底村、馮家寨、平頭村、路家河村、孫家莊村（以下簡稱研究區(qū)）隸屬于山西省壽陽縣，位于山西省晉中市東北部，地處東經(jīng)112°49′～112°56′，北緯37°55′～37°58′，地勢平坦，屬暖溫帶大陸性半干旱季風(fēng)氣候區(qū)，年均降水量570 mm，年平均氣溫7.4℃，日照時數(shù) 2 725 h。春季干燥多風(fēng)，夏季炎熱多雨，秋季天晴氣爽，冬季寒冷少雪，春、秋短促，冬、夏較長。土壤類型為褐土性土壤，本研究測定的土壤平均pH值為8.03。研究區(qū)種植歷史悠久，是典型的旱作常規(guī)農(nóng)業(yè)村，自20世紀90年代以來蔬菜產(chǎn)業(yè)已成為該區(qū)的一項富民產(chǎn)業(yè)。

1.2 樣品采集

本次研究中每個采樣地塊地勢平坦，面積約0.067 hm2，采集樣品為種植玉米和茴子白、西葫蘆等作物的耕作層土壤。在采樣時選取距離廠礦企業(yè)、公路、建設(shè)用地等較遠的地塊兒，而且研究區(qū)屬于小區(qū)域氣候，區(qū)域內(nèi)部的自然因素如氣候、成土母質(zhì)等條件差異較小，這樣可以最大程度地降低自然因素以及周邊環(huán)境對耕地重金屬含量造成的影響。采樣時每個地塊采用蛇形布點，土壤樣品的采集深度為0～20 cm，每個地塊采集5個子土樣，將其均勻混合成一個樣品裝入聚氯乙烯塑料袋密封后帶回實驗室。實際采樣過程中應(yīng)用GPS對采樣點進行定位，采樣點分布見圖1。

圖1 研究區(qū)位置及樣點分布

1.3 樣品處理與重金屬分析測試方法

所有樣品在實驗室自然風(fēng)干，剔除磚瓦塊、植物根系和垃圾等雜物，然后取50 g用木棍將樣品碾碎，全部通過2 mm尼龍篩，之后將其充分混合，用瑪瑙研缽進一步研磨，使之全部通過0.149 mm尼龍篩，保存在自封袋內(nèi)，待測。

用電子稱稱量0.100 0 g左右保存在自封袋內(nèi)研磨好的土壤樣本，采用“HNO3-HF-HClO4”消解樣本后，使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（美國X-Series型ICP-MS）測定土壤樣本Cr、Pb、Cu、Ni含 量（GB/T 17137-1997、GB/T 17141-1997、GB/T 17138-1997、GB/T 17139-1997），使用原子吸收分光光度計（安捷倫240FS-AA）測定土壤樣本中Cd和Zn含量（GB/T 17141-1997和GB/T 17138-1997）。用電子稱稱量0.200 0 g左右保存在自封袋內(nèi)研磨好的土壤樣本，采用王水在水浴鍋中消解樣本后，使用原子熒光光譜法（GB/T 22105.1-2008，北京海光KYS02型原子熒光光度計）測定土壤樣本中Hg和As含量。在測定過程中，所使用的試劑均為優(yōu)級純，所有樣品均平行試驗2次，并用國家標準土樣GSS-8和GSS-13進行回收試驗，國家標準土樣的檢測結(jié)果均在給定的范圍內(nèi)，說明所有土樣的檢測結(jié)果準確可靠。

1.4 土壤重金屬污染評價方法

1.4.1 單因子污染指數(shù)法

利用實測值與標準值對比，能簡單直觀反映土壤各重金屬的污染程度。計算公式為：

式中：Pi為土壤中重金屬i的單因子污染指數(shù)；Ci為土壤中重金屬i的實測值；Cn為重金屬i的標準值，本研究采用山西省元素背景值，Ci和Cn單位為mg/kg。關(guān)于P的分級標準為P≤0.7為無污染/清潔（Ⅰ），0.73.0為重度污 染（Ⅴ）。

1.4.2 污染負荷指數(shù)法

綜合考慮了土壤各重金屬污染指數(shù)，可以綜合反映研究區(qū)土壤重金屬污染狀況。計算公式為：

式中：PLI為各樣點土壤污染負荷指數(shù)，Pi同上。關(guān)于PLI的污染分級標準，Tomlinson等最初將PLI<1定為無污染，PLI>1定為污染［18］。之后有學(xué)者對其進行了進一步劃分［19］：PLI<1.0屬 無污染，1.03.0屬極強度污染。再之后有學(xué)者認為缺失了“輕度污染”，故又將PLI劃分為：PLI≤1.0屬無污染，1.03.0屬重度污染［20］。 鑒于前人研究對PLI≤1.0的情況劃分過于簡單，本研究將PLI污染分級標準調(diào)整為：PLI≤0.7屬無 污 染/清 潔，0.73.0屬重度污染。

1.5 潛在生態(tài)風(fēng)險評價法

采用瑞典科學(xué)家（H?kanson）提出的潛在生態(tài)風(fēng)險評價法［21］對研究區(qū)進行土壤重金屬污染潛在生態(tài)風(fēng)險評價。其計算公式如下：

表1 本研究與Hkanson研究中RI和E分級標準的比較

1.6 數(shù)據(jù)處理與空間分析方法

在SPSS 19.0中對原始數(shù)據(jù)進行單樣本K-S檢驗，符合正態(tài)分布的采用算術(shù)均值，符合對數(shù)正態(tài)分布的采用幾何均值，不符合正態(tài)和對數(shù)正態(tài)分布的采用中位數(shù)描述重金屬的平均含量。在SPSS 19.0中對研究區(qū)8種土壤重金屬綜合污染指數(shù)（PLI）和潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（RI）原始數(shù)據(jù)分別進行單樣本K-S檢驗（表2），均符合正態(tài)分布，故在Arcmap 10.0支持下采用Kriging（普通克里格）空間插值技術(shù)，揭示研究區(qū)8種土壤重金屬綜合污染指數(shù)（PLI）和潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（RI）的空間分布。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量分析

土壤重金屬元素含量的統(tǒng)計特征見表2。對比山西省元素背景值（表2）可知，除As的平均含量低于背景值外，其余重金屬元素平均含量均高于背景值，Cu、Ni、Pb、Zn、Cr、Hg和Cd的平均含量分別為山西省元素背景值的1.03、1.03、1.13、1.15、1.72、2.26和1.55倍，說明研究區(qū)內(nèi)由于人類活動的影響，耕地土壤已經(jīng)出現(xiàn)不同程度重金屬累積的現(xiàn)象。對比《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準》（GB 15618-2018，pH>7.5）可知，所有重金屬的含量均未超出該標準限值。從變異系數(shù)（CV）來看，Hg、Zn、As為高度變異（CV>36%），其中Hg CV最高，達82%，Cu、Ni、Pb、Cr和Cd為 中 等 強 度 變 異（15%

表2 土壤重金屬元素含量的統(tǒng)計特征

與山西省晉中市其他縣城［22-25］耕地土壤重金屬含量相比（表3），研究區(qū)耕地土壤平均As含量遠低于其他縣城，Hg、Pb和Ni含量稍低于其他縣城，而Cu和Zn含量稍高于其他縣城，Cr和Cd含量分別是其他縣城平均含量的2.08和1.54倍。這與各區(qū)域土壤元素背景和人類活動差異有關(guān)。

表3 晉中市內(nèi)不同縣城的耕地土壤重金屬含量比較 （mg·kg-1）

2.2 土壤重金屬污染的特征

以山西省土壤元素背景值為參考，研究區(qū)耕地土壤單個重金屬污染指數(shù)（P）平均值的順序依次為：Hg（2.255）>Cr（1.781）>Cd（1.549）>Zn（1.211）> Pb（1.131）>Cu（1.072）>Ni（1.052）>As（0.211），對比P分級標準可知，研究區(qū)土壤Hg為中度污染，Cr、Cd、Zn、Pb、Cu、Ni為 輕 度 污 染，As為清潔無污染。不同污染程度樣點數(shù)占總樣點數(shù)的比例（表4）能詳細地說明研究區(qū)各重金屬元素的污染狀況。研究區(qū)8種重金屬元素中As處于清潔水平的樣點比例為100%；Cu、Ni和Pb輕度污染的樣點比例分別為53.97%、54.76%和66.67%，三者處于清潔-警戒水平的樣點占比分別為44.44%、43.65%和33.33%，Ni和Cu出現(xiàn)個別 中度污染樣點，無重度污染樣點，Pb則未出現(xiàn)中度污染以上樣點；Cr和Cd絕大多數(shù)樣點污染較輕，輕度污染樣點占比均為88.89%，但分別有11.11%和8.73%的耕地土壤出現(xiàn)了中度-重度污染；Zn和Hg的P較其他重金屬分散，在各個污染程度都有樣點分布，其中Zn占比最多的為輕度污染樣點，達62.70%，清潔-警戒水平的樣點占比為31.74%，中、重度污染占比分別為3.97%和1.59%；而Hg占比最多的為清潔-警戒水平的樣點，為34.13%，輕、中度污染的樣點占比分別為11.90%和26.19%，重度污染樣點達27.78%。說明該區(qū)域耕地土壤Hg、Cr和Cd污染較為嚴重，除As外其余重金屬的污染也要引起 關(guān)注。

表4 不同污染程度樣點數(shù)占總樣點數(shù)的比例 （%）

參照公式（2）計算，研究區(qū)耕地土壤8種重金屬綜合污染指數(shù)PLI平均為1.09，屬于輕度污染。從研究區(qū)耕地土壤8種重金屬綜合污染指數(shù)不同污染程度樣點數(shù)占總樣點數(shù)的比例（表4）看，輕度污染樣點數(shù)占總樣點數(shù)的60.32%，警戒、清潔的樣點分別占37.30%和2.38%，說明該區(qū)域多數(shù)土壤樣點已經(jīng)被重金屬污染，但總體污染較輕。

2.3 土壤重金屬污染的潛在生態(tài)風(fēng)險評價

以山西省土壤元素背景值作參比，計算得到研究區(qū)耕地土壤8種重金屬E值和各樣點RI值，并根據(jù)表1所列分級標準進行潛在生態(tài)風(fēng)險評價 （表5）。

表5 不同潛在生態(tài)風(fēng)險級別樣點數(shù)占總樣點數(shù)的比例 （%）

研究區(qū)耕地土壤各重金屬平均E值的排序為：Hg（90.190）>Cd（46.482）>Pb（5.656）>Cu（5.359）>Ni（5.262）>Cr（3.562）>As（2.105）>Zn（1.211）。參照E值分級標準，研究區(qū)耕地土壤Hg含量總體上處于強烈生態(tài)風(fēng)險水平以上，其中強烈-很強烈-極強烈生態(tài)風(fēng)險水平樣點占比為53.97%，輕度-中度生態(tài)風(fēng)險水平樣點占比為46.03%；土壤Cd含量總體處于中度生態(tài)風(fēng)險水平，輕度、中度和強烈生態(tài)風(fēng)險水平的樣點數(shù)分別占總樣點數(shù)的26.98%、71.43%和1.59%；其他重金屬的生態(tài)風(fēng)險很低，Zn、Pb、Cu、Ni、Cr、As所有樣點均屬于輕度生態(tài)風(fēng)險水平。研究區(qū)耕地土壤8種重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險等級差異較大，造成這一現(xiàn)象的主要原因有兩方面，一方面是由于各種重金屬的毒性系數(shù)差異所致，毒性系數(shù)較大的重金屬對E值具有更大的貢獻，如Hg毒性系數(shù)為40，Cd毒性系數(shù)為30，而Zn毒性系數(shù)為1，Cr毒性系數(shù)為2；另一方面則是由于Hg和Cd的平均含量高出山西省元素背景值比較多，造成其單因子污染指數(shù)相對其他重金屬較高，因而導(dǎo)致Hg和Cd單因子潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)突出，其他重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較低。

參照公式（3）計算，研究區(qū)耕地土壤8種重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（RI）平均為151.470，對比RI的分級標準，屬于中度生態(tài)風(fēng)險水平。從研究區(qū)耕地土壤不同RI生態(tài)風(fēng)險級別樣點數(shù)占總樣點數(shù)的比例（表5）來看，中度生態(tài)風(fēng)險水平的樣點數(shù)占比較高，為52.38%，輕度和強烈生態(tài)風(fēng)險水平的樣點數(shù)分別占總樣點數(shù)的35.71%和11.90%。因此，該區(qū)域耕地土壤重金屬污染呈現(xiàn)一定程度的潛在生態(tài)危害，Hg和Cd是主要生態(tài)風(fēng)險貢獻因子。

2.4 土壤重金屬污染和潛在生態(tài)風(fēng)險的空間分布

空間插值是通過已知樣點的特征值及樣點間的空間位置，采用一定的方法，推斷出未知樣點的特征值，從而將離散點的測量數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為連續(xù)的數(shù)據(jù)曲面。對各樣點的土壤綜合污染指數(shù)和綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)進行空間插值可以直觀地反映出研究范圍內(nèi)的重金屬污染程度及分布情況。目前，常用的空間插值法有Kriging（克里金插值法）和IDW（反距離加權(quán)插值法）。采用SPSS的K-S法檢驗發(fā)現(xiàn)研究區(qū)8種重金屬PLI值符合正態(tài)分布（在P=0.05水平下，Sig.=0.615），且RI值亦符合正態(tài)分布（在P=0.05水平下，Sig.=0.106），故本研究在Arcmap 10.0支持下，采用Kriging（普通克里格）插值技術(shù)［26］得到研究區(qū)耕地土壤8種重金屬綜合污染指數(shù)（PLI）和綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（RI）的空間分布圖（圖2和圖3）。從中可以看出，研究區(qū)耕地土壤8種重金屬PLI和RI的空間分布格局基本一致，在個別村莊存在一定的污染和生態(tài)風(fēng)險峰值，并向周邊呈遞減趨勢，這有可能對當?shù)厥卟朔N植和居民身體健康產(chǎn)生危害，應(yīng)引起 關(guān)注。

圖2 研究區(qū)耕地土壤重金屬PLI的空間分布

圖3 研究區(qū)耕地土壤重金屬RI的空間分布

3 討論

耕地土壤重金屬含量既受到土壤母質(zhì)的影響，也受到人為活動的擾動，尤其是人為活動導(dǎo)致耕地土壤重金屬含量增加，而進入土壤的重金屬在堿性條件下（研究區(qū)土壤呈堿性反應(yīng)），很難發(fā)生垂直遷移，但會隨著時間的推移逐漸富集，給農(nóng)作物和人類健康帶來風(fēng)險。研究區(qū)耕地土壤中除As外，Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、Cr和Hg均有產(chǎn)生不同程度的累積，這與王宣等［27］常規(guī)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)區(qū)的土壤重金屬污染明顯較高的研究結(jié)論一致。雖然總體污染較輕，但仍存在一定的生態(tài)風(fēng)險，而研究區(qū)耕地土壤重金屬含量較山西省土壤元素背景值增加的原因主要有：（1）21世紀以來每年約有30多次覆蓋整個晉中盆地的重霧霾天氣現(xiàn)象，霧霾往往也是各種重金屬污染物的載體；（2）研究區(qū)內(nèi)有一家始建于1983年、設(shè)計能力6萬t·年-1地方國營煤礦（圖1），雖然該煤礦已經(jīng)在2000年破產(chǎn)關(guān)閉，但該煤礦在近20年生產(chǎn)過程中排放的含重金屬的廢氣通過大氣沉降進入了土壤表層中；（3）研究區(qū)人口密集且屬典型的燃煤型地域，家庭取暖和日常生活采用傳統(tǒng)燃煤技術(shù)，煙囪較矮且沒有除塵技術(shù)，原煤燃燒廢氣中含Cd、Cr、Hg、Pb等重金屬的氣溶膠隨固相、液相沉降進入土壤［28］，富集于土壤表層；（4）化肥、農(nóng)藥、有機肥以及除草劑的大量施用是常規(guī)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的主要手段，其中含有不同量值的重金屬元素［29-31］，耕地土壤中的重金屬含量會隨著化肥、農(nóng)藥及有機肥等的長期施用而不斷積累［32-33］。研究區(qū)自然地理條件基本一致，土壤質(zhì)地均勻，母質(zhì)差異很小，因此，上述因素可能是造成該區(qū)土壤重金屬含量全面增高的重要原因。

從研究區(qū)8種重金屬PLI和RI的空間分布來看，該區(qū)存在一定的污染和生態(tài)風(fēng)險峰值。這說明該區(qū)土壤重金屬含量出現(xiàn)了空間差異，而在局部環(huán)境條件基本一致的情況下，農(nóng)戶行為差異可能是造成部分地塊土壤重金屬污染和生態(tài)風(fēng)險突出的原因之一。如不同農(nóng)戶的施肥、農(nóng)藥噴灑、對環(huán)境保護的認知水平等均影響土壤重金屬的含量［34-35］。這與閆姣等［36］對村級土壤重金屬空間分布及原因分析的研究結(jié)論一致。實地調(diào)研發(fā)現(xiàn)，污染突出的地塊上化肥和農(nóng)藥施用強度較其他地塊大，且農(nóng)戶在作物種植過程中會施用雞糞，絕大多數(shù)農(nóng)戶未參加過農(nóng)業(yè)技術(shù)培訓(xùn)，影響了其在農(nóng)業(yè)投入選擇上的科學(xué)性，提高了土壤重金屬污染的風(fēng)險。

因此，使用清潔的能源，指導(dǎo)農(nóng)戶合理施用化肥、農(nóng)藥和有機肥并接受農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的相關(guān)技術(shù)培訓(xùn)等是防止土壤重金屬累積、促進土壤健康可持續(xù)利用、保障綠色有機旱作農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要舉措。

4 結(jié)論

研究區(qū)耕地土壤中8種重金屬含量除As的平均含量低于山西省土壤元素背景值外，其余重金屬元素平均含量均高于背景值，Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、Cr和Hg的平均含量分別為山西省元素背景值的1.03、1.03、1.13、1.15、1.55、1.72和2.26倍，表明該常規(guī)農(nóng)業(yè)村耕地存在不同程度重金屬累積的現(xiàn)象，應(yīng)引起重視。

從單因子污染指數(shù)看，該區(qū)土壤Hg處于中度污染，Cd、Cu、Ni、Pb、Zn、Cr處于輕度污染。從綜合污染指數(shù)看，該區(qū)所有樣點8種重金屬總體上屬于輕度污染。從綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)看，該區(qū)總體屬于中度生態(tài)風(fēng)險水平，其中Hg和Cd生態(tài)危害突出，其他重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險較低。

從研究區(qū)8種重金屬PLI和RI的空間分布來看，二者分布格局基本一致，存在一定的污染和生態(tài)風(fēng)險峰值。說明在局部自然地理條件差異不大的情況下，該區(qū)耕地土壤重金屬累積與霧霾、燃煤、煤礦生產(chǎn)以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等人類活動密切相關(guān)。