姚成斌，周明忠*，熊康寧，楊樺，張迪，3，楊連升，王貴云

（1.貴州師范大學地理與環(huán)境科學學院，貴陽550001；2.貴州師范大學喀斯特研究院/國家喀斯特石漠化防治工程技術研究中心，貴陽550001；3.昭通學院地理科學與旅游學院，云南 昭通657000）

農業(yè)土壤重金屬元素污染對糧食安全和土壤環(huán)境質量的影響引起了世界范圍內的廣泛關注[1-4]，尤其在發(fā)展中國家，土壤污染較為嚴重[5-6]。重金屬主要通過母質風化和人類不合理的生產活動進入生態(tài)系統(tǒng)，然后通過食物鏈進入人體并不斷在人體中累積，對于人類健康和區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)平衡具有較大的影響[7-10]。重金屬具有持久性和非生物降解性的特點，因而具有較高的生物毒害作用[11-12]。

高地質背景區(qū)母巖的風化可能使其形成的土壤具有顯著的重金屬富集特征[13]。暢凱旋等[14]的研究發(fā)現，喀斯特地區(qū)由于其特殊的地貌及成土母質，土壤重金屬含量顯著高于其他非喀斯特地區(qū)。楊奇勇等[15]利用經典統(tǒng)計學和普通克里格法對云南廣南縣典型喀斯特地區(qū)土壤重金屬含量的空間變異性進行了分析，結果顯示喀斯特地區(qū)土壤重金屬含量顯著高于非喀斯特地區(qū)，各重金屬元素之間具有顯著的相關性。孫子媛等[16]采用內羅梅綜合污染指數法對貴州羅甸縣喀斯特碳酸鹽巖區(qū)土壤重金屬污染狀況進行評估，結果表明，碳酸鹽巖區(qū)石灰土重金屬元素超標程度嚴重，而碳酸鹽巖和泥質巖風化的地帶性黃壤重金屬元素超標程度不顯著。由此可見，喀斯特碳酸鹽巖地區(qū)土壤重金屬污染問題普遍存在，開展喀斯特地貌區(qū)土壤重金屬污染評價顯得尤為必要。

畢節(jié)撒拉溪石漠化治理示范區(qū)是西南地區(qū)典型的輕度-中度石漠化地區(qū)，示范區(qū)地表破碎，人地矛盾突出，生態(tài)環(huán)境脆弱。針對示范區(qū)生態(tài)環(huán)境的改善已有了大量的研究，例如，王璐等[17]對示范區(qū)不同經濟樹種及對應土壤中C、N、P和K含量及生態(tài)化學計量特征研究發(fā)現，凋落物中生態(tài)化學計量最高，其次是葉片，根區(qū)土壤最低；熊康寧等[18]在對示范區(qū)石漠化演變機制、地下漏失阻控、資源優(yōu)化調控、植被群落生態(tài)修復和生態(tài)產業(yè)協同耦合機制研究的基礎上，對示范區(qū)石漠化綜合治理與混農林業(yè)復合經營、生態(tài)經濟集約經營、生態(tài)產業(yè)規(guī)模經營、生物醫(yī)藥、生物能源和山地旅游的研究取得了突破性進展。最近，研究者們評估了該區(qū)土壤-農作物中Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的污染程度[19]。而目前對示范區(qū)耕地土壤、石漠化治理衍生產業(yè)經濟作物及區(qū)內居民自種蔬菜中重金屬（V、Sb、Mo、Tl、U和Mn）污染狀況調查和評價的研究尚未見到，這些元素的積累同樣具有潛在危害。示范區(qū)原有零星的煤礦開采和鉛鋅礦冶煉，煤礦開采產生的圍巖碎石及鉛鋅礦冶煉后產生的廢渣被隨機堆放于耕地附近，可能對示范區(qū)生態(tài)環(huán)境造成影響。因此，本研究運用地統(tǒng)計分析和GIS相結合的方法得出示范區(qū)重金屬的空間分布與成土母巖、煤礦開采及鉛鋅礦冶煉之間的關系，掌握示范區(qū)耕地土壤及農作物重金屬污染狀況，為示范區(qū)衍生產業(yè)布局、土地資源合理利用和生態(tài)環(huán)境保護提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

撒拉溪示范區(qū)位于貴州省畢節(jié)市西部的撒拉溪鎮(zhèn)和野角鄉(xiāng)境內，屬六沖河流域支流區(qū)，地理坐標為105°02′01″～105°08′09″E、27°11′36″～27°16′51″N，距離畢節(jié)市約30 km，海拔在1 500～2 200 m。示范區(qū)總面積8 627.19 hm2，喀斯特地貌占示范區(qū)總面積的78%。氣候類型屬于北亞熱帶濕潤季風氣候，年平均降雨量為984.40 mm，年平均氣溫12.8℃。土壤類型以黃壤、黃棕壤和石灰?guī)r土為主。在地質構造上，撒拉溪示范區(qū)位于揚子準地臺西緣黔北臺隆的遵義斷拱畢節(jié)地區(qū)北東-南西向構造變形區(qū)，區(qū)內北東東-南西西向褶皺和斷裂構造發(fā)育，出露地層主要為二疊系棲霞組和茅口組，部分出露的有二疊系梁山組。區(qū)內二疊系棲霞組和茅口組巖性以泥晶生屑灰?guī)r和生屑泥晶灰?guī)r為主，梁山組巖性為黏土巖、石英砂巖及含煤巖系[20]。示范區(qū)內居民點呈散狀分布，示范區(qū)北部主要生長的植物有馬尾松、杉、蒿類、狗尾草、野菊等，且具有較豐富的煤炭資源，已有數十年的開采歷史，礦點主要分布于茅坪村鐵匠寨附近，開采出的煤矸石被隨機堆放于礦坑周邊的森林及耕地附近；南部以旱地種植玉米、馬鈴薯、豆類、核桃和刺梨為主[21]。示范區(qū)中部偏南區(qū)域原有一鉛鋅礦冶煉廠，冶煉后的廢渣被隨機堆放于耕地附近，可能對當地生態(tài)環(huán)境造成污染。

1.2 樣品采集與分析

采樣前查閱示范區(qū)相關文獻，了解示范區(qū)土地利用類型及主要農作物類型，采樣采用多點混合采樣方法，隨機選擇1 m2的樣地范圍內按“梅花形”于樣地的四周和中間布設5個采樣點，5個子樣組合為一個樣品，用木鏟采集（0～20 cm）表層土壤子樣，將采集的土樣充分混合，初步去除明顯的雜物，采用四分法取500 g土壤作為一個樣品，裝入樣品袋中依次進行編號。共采集表土壤樣品59個（圖1），其中林地土壤11個，旱地土壤48個。于部分土壤樣品采樣點上采集馬鈴薯樣品8個、玉米樣品3個、青菜樣品3個、大蒜樣品2個、核桃樣品7個、刺梨樣品4個，農作物樣品共27個，每個樣品質量1～2 kg。

土壤樣品經室內自然風干，剔除雜物（植物根系和石塊）后，采用瑪瑙研磨機研磨后過200目尼龍篩備用。采用HNO3-HCl-HClO4-HF四酸消解法進行前處理并進行適當稀釋。使用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS，型號Agilent 7900，美國）測試樣品中V、Sb、Mo、Tl、U和Mn含量。測試過程中加入空白，采用平行樣品，重復3次測定，相對標準偏差控制在5%以下，并采用國家一級土壤標準物質GSS-26（GBW07455）進行質量控制，檢出限為0.01 mg·kg-1，達到《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）檢出要求，各重金屬的回收率均大于85%。農作物樣品帶回實驗室先用自來水沖洗去除其表面污物，然后用去離子水沖洗3次，瀝去水分后在室溫下自然晾干，再在110℃殺青機內殺青0.5 h，然后在70℃恒溫箱內烘24 h，最后將烘干的樣品研磨后過100目尼龍篩。每個樣品精確稱取0.5 g，采用HNO3-HClO4（V∶V=2∶1）消解后，用ICPMS（Agilent VISTA，美國）測定樣品中V、Sb、Mo、Tl、U和Mn含量。為了保證分析結果的準確性，進行樣品測試時，每批樣品設置空白試驗和平行樣品，利用GSB-24（GBW10046）進行質量控制。采用國家標準植物樣品（CSV-3）進行回收，回收率范圍為95%～100%，符合分析質量控制要求。土壤和農作物樣品分析實驗均在澳實分析檢測（廣州）有限公司澳實礦物實驗室完成。

1.3 重金屬污染評價方法

1.3.1 地累積指數法

地累積指數法由德國科學家Muller于1969年提出，當時主要用于水環(huán)境沉積物重金屬污染物評價[22]，后來在土壤重金屬污染研究領域得到廣泛應用[23-24]。其計算公式如下：

式中：Igeo為地累積指數；Ci為重金屬i的實測濃度，mg·kg-1；Bi為所測元素i的土壤環(huán)境背景值，mg·kg-1；k為各地成巖作用可能引起背景值變化的修正系數，一般為1.5，本研究亦取1.5。Muller地累積指數分為7個等級，分別為：Igeo≤0，無污染；0＜Igeo≤1，輕度污染；1＜Igeo≤2，中度污染；2＜Igeo≤3，中度污染-重度污染；3＜Igeo≤4，重度污染；4＜Igeo≤5，重度-極度污染；Igeo＞5，極度污染。土壤重金屬i的Igeo值越大，表明污染越嚴重。

1.3.2 潛在生態(tài)風險指數法

該生態(tài)風險模型由研究者Hakanson提出，根據重金屬毒性和環(huán)境響應評估土壤污染等級[25]。它的主要功能是識別污染物的種類，確定污染研究的重點。計算公式如下所示：

式中：RI為土壤中重金屬所有風險值總和；Er i為單項生態(tài)風險值；Tr i為重金屬的毒性響應系數，V、Sb、Mo、Tl、U和Mn的毒性響應系數[26-30]分別為2、1、15、9、20和1，Cif為單一重金屬的污染系數；C0i為該元素的參比值，mg·kg-1，本研究采用貴州省土壤環(huán)境背景值作為參照標準[31]；Cri為土壤重金屬含量實測值，mg·kg-1；n為重金屬數量。大多數學者在應用該方法對土壤重金屬污染進行評價時，直接應用其等級劃分標準，沒有考慮重金屬的種類和毒性大小對等級劃分標準的影響。本研究根據Hakanson的研究結合徐爭啟等[26]和李一蒙等[32]的調整方法對潛在生態(tài)風險指數（Er i）和綜合潛在生態(tài)風險指數（RI）的風險等級劃分標準進行調整。調整方法如下：根據Hakanson的研究，Er i值風險分級的第一級上限值由非污染的污染系數（C=1）與參評污染物中最大毒性系數相乘得到，其他風險級別的上限值分別用上一級的分級值乘2得到。U的毒性系數最大（20），得到本研究Er i的輕微風險分級標準為＜20，其余依次乘2得到分級標準（表1）。RI的輕微風險（150）除以8種污染物的毒性系數總值（133），得到單位毒性系數的RI分級值（1.13）；將RI分級值（1.13）乘以本研究6種重金屬的毒性系數總值（48），得到RI第一級界限值（1.13×48=54.24≈54）；其他級別的分級值分別用上一級的分級值乘2得到分級標準（表1）。

表1潛在生態(tài)風險指數與危害程度分級關系Table 1 Relationship between potential ecological risk index and hazard degree classification

2 結果與討論

2.1 示范區(qū)土壤重金屬含量分析

示范區(qū)林地土壤和旱地土壤重金屬描述性統(tǒng)計結果見表2。由表2可見，林地土壤和旱地土壤重金屬V、Sb、Mo、Tl、U、Mn含量的平均值分別為125.18、1.50、4.68、0.59、4.16、232.18 mg·kg-1和241.25、1.98、3.38、0.71、5.02、1 056.35 mg·kg-1，其中林地土壤Mo的平均含量和旱地土壤V、Mo、Mn的平均含量與貴州省土壤環(huán)境背景值相接近，而林地土壤V、Sb、Tl、U的平均含量和旱地土壤Sb、Tl和U的平均含量均低于貴州省土壤環(huán)境背景值。變異系數可以反映區(qū)域重金屬元素的分布差異，示范區(qū)林地土壤和旱地土壤6種重金屬的變異系數大小順序為：Mn＞Mo＞Sb＞U＞Tl＞V和Mn＞Mo＞V＞Tl＞U＞Sb，其中林地土壤Mn、Mo的變異系數分別為1.06和0.69，屬于中等至高等變異，含量分布不均勻，變異性較強；旱地土壤Mn、Mo和V的變異系數分別為0.57、0.45和0.40，屬于中等變異，離散性較強，可能受外界干擾[33-34]。從偏度和峰度值來看，2種類型土壤Mn和Mo偏度和峰度值均較高，表明土壤Mn和Mo呈現高累積狀態(tài)。與張建等[35]報道的喀斯特地區(qū)（遵義蝦子鎮(zhèn)與貴陽花溪區(qū)）的Mn（805.00 mg·kg-1）含量相比，示范區(qū)土壤Mn含量與其較接近。由此可見，喀斯特地貌區(qū)發(fā)育的土壤普遍存在Mn富集現象。對于Mo元素，示范區(qū)土壤Mo含量略高于王玉軍等[36]對江蘇省徐州市農田土壤重金屬研究給出的Mo含量（0.71 mg·kg-1）和Domingo等[37]報道的亞洲水稻土壤中Mo含量（2.91 mg·kg-1）。總體而言，研究區(qū)土壤V、Sb、Tl、U和Mn的含量特征為旱地＞林地，原因可能是林地土壤主要受到多年前零星煤礦開采影響，且林地土壤森林較為茂密，土壤有機質含量較高，可促進重金屬從土壤中向植物體內遷移[38]，從而降低土壤重金屬含量；旱地土壤可能受鉛鋅礦冶煉產生的廢氣、廢渣和廢水的直接排放影響，由于喀斯特山區(qū)土地貧瘠，大量化肥農藥的投入施用以及農業(yè)活動導致母巖的風化程度較大，從而導致旱地土壤和林地土壤中重金屬含量差異，呈現出旱地土壤高于林地土壤的含量特征。林地土壤Mo平均含量大于旱地土壤，可能是由于土壤粒度和質地對元素含量有一定影響，黏質土壤Mo含量高于砂質土壤[39]。對示范區(qū)單一重金屬污染現狀總體評價發(fā)現：2種類型土壤Sb含量均低于世界衛(wèi)生組織（WHO）推薦的土壤中Sb的最大允許濃度3.50 mg·kg-1[40]，處于安全水平，我國土壤中Sb的背景含量范圍為0.38～2.98 mg·kg-1[41]，研究區(qū)表層土壤Sb含量在其范圍內。

2.2 示范區(qū)土壤重金屬地累積指數評價

以貴州省土壤環(huán)境背景值為評價標準，計算示范區(qū)林地土壤和旱地土壤6種重金屬的地累積指數（圖2）。示范區(qū)林地土壤和旱地土壤地累積指數大小依次 為Mo＞V＞Tl＞U＞Sb＞Mn和V＞Mo＞Mn＞Tl＞U＞Sb，其中林地土壤Mo和旱地土壤V的地累積指數（Igeo）分別為0.13和0.10，對應的污染程度評價等級為輕度污染，其他重金屬地累積指數（Igeo）均小于0，污染程度評價等級為無污染。地累積指數還考慮到各種重金屬的累積程度[42]，由圖2可知，林地土壤Mn的地累積指數（Igeo）分布在-1.09～1.89，其他重金屬的地累積指數（Igeo）均小于0，屬無污染；地累積指數污染評價結果表明旱地土壤V、Mo和Mn存在輕微污染，分別占旱地土樣品數的52.1%、33.3%和41.7%，其他重金屬的地累積指數（Igeo）均小于0，屬無污染。總體來看，示范區(qū)土壤V、Sb、Mo、Tl、U和Mn的地累積指數（Igeo）均小于0，表明示范區(qū)沒受到這6種重金屬的污染，土壤環(huán)境質量較好。

2.3 示范區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價

選取貴州表層土壤元素背景值為參比值，計算示范區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)危害指數（表3）。由表3可知，示范區(qū)土壤V、Sb、Mo、Tl、U和Mn單項潛在生態(tài)危 害 指 數 變 化 范 圍 為1.07～6.57、0.47～1.48、9.38～83.13、2.87～9.44、8.46～31.54和0.07～3.39；平均值分別為3.16、0.84、22.64、5.80、18.69和1.14，單項潛在生態(tài)風險按順序排列為Mo＞U＞Tl＞V＞Mn＞Sb；表層土壤中危害最大的重金屬元素是Mo，其中有28個樣點（占樣品總數的47.5%）存在中等生態(tài)危害；元素U存在25個樣點（占樣品總數的42.4%）存在中等生態(tài)危害，其他4種重金屬元素所有樣點潛在危害指數均未超過20，處于輕微生態(tài)危害。示范區(qū)耕地土壤綜合潛在生態(tài)風險指數為52.28，小于多元素生態(tài)危害指數的最小值（54），處于輕微生態(tài)危害?？傮w來看，示范區(qū)土壤重金屬污染風險較小，但因前期煤礦零星開采和鉛鋅礦冶煉存在一定程度的點源污染，應引起重視。

表2示范區(qū)土壤重金屬描述性統(tǒng)計（mg·kg-1）Table 2 Descriptive statistics of soil heavy metals of the demonstration area（mg·kg-1）

表3示范區(qū)土壤重金屬單因子生態(tài)危害和綜合潛在生態(tài)危害Table 3 Singlefactor ecological risk level and potential ecological risk level of heavy metalsin soil

2.4 示范區(qū)農作物重金屬含量分析

對示范區(qū)農作物重金屬含量進行描述性統(tǒng)計分析結果見表4。由表4可知，6種農作物樣品中Mn的含量最高，其次是V，Mo次之，Sb、Tl和U含量在不同種農作物中無規(guī)律變化。Sb在農作物中的平均含量從大到小依次為玉米＞馬鈴薯＞刺梨＞青菜＞核桃=大蒜；Tl為馬鈴薯＞青菜＞玉米＞核桃＞刺梨=大蒜；U為玉米＞馬鈴薯＞青菜=核桃=刺梨＞大蒜。Mn、V和Mo在6種農作物中的含量相對較其他重金屬高，與土壤具有相似特征，即土壤中重金屬元素的含量越高，農作物中重金屬的含量亦高。Mo在青菜中的平均含量為1.26 mg·kg-1，6種農作物中處于最大。農作物Mo耐性極強，一般情況下大多數農作物并無不良反應[43]。重金屬V在玉米和馬鈴薯中的含量顯著高于其他農作物，呈現出糧食類農作物V高于蔬菜類的特征，張迪等[44]報道了遵義松林地區(qū)可食用農作物（水稻、玉米、甘薯、白菜、辣椒和蘿卜）中V的平均含量為：20.38、22.09、21.50、16.30、18.93 mg·kg-1和19.79 mg·kg-1，顯著高于本研究區(qū)農作物中V的平均含量。對于Tl元素，Schoer[45]報道了生長于未受污染土壤上的植物中的Tl含量變化范圍為0.01～0.25 mg·kg-1，示范區(qū)馬鈴薯、玉米、青菜、大蒜、核桃和刺梨中Tl含量分別為：0.14、0.05、0.11、0.03、0.04 mg·kg-1和0.03 mg·kg-1，均在0.01～0.25 mg·kg-1。農作物中Mn、V和Mo較高含量值與土壤中這3種重金屬含量較高有關，土壤中重金屬由根系轉運至植株上部過程中，受到不同作物轉運能力、遷移距離、根際環(huán)境、植物重金屬螯合肽等多重影響因素控制[46]。

表4示范區(qū)農作物重金屬分布特征（mg·kg-1）Table 4 Distribution of selected heavy metals of crop plants in demonstration area（mg·kg-1）

2.5 土壤-農作物系統(tǒng)中重金屬元素富集特征

土壤中重金屬元素向農作物中遷移富集，人體通過攝食農作物而攝入重金屬，這是人體接觸重金屬最主要的途徑[47]。生物富集系數（BCF）能夠表征農作物從土壤中吸收富集重金屬元素的能力，BCF=C農作物/C根系土，C農作物為元素在農作物中的含量，mg·kg-1；C根系土為元素在農作物對應根系土中的含量，mg·kg-1。圖3為示范區(qū)農作物中重金屬元素的生物富集系數。重金屬元素在葉菜類（青菜和大蒜）中平均生物富集系數大小順序為Mo＞Tl＞Mn＞Sb＞V＞U，在馬鈴薯和核桃中平均生物富集系數大小順序為Mn＞Mo＞Tl＞Sb＞V＞U，在玉米和刺梨中Mo、Mn、Tl和Sb均呈規(guī)律變化，平均生物富集系數大小順序為Mo＞Mn＞Tl＞Sb，V和U平均生物富集系數則相反，在玉米中為V大于U，在刺梨中為U大于V。研究發(fā)現，6種農作物中Mn和Mo的富集系數相對較高，這可能與土壤中Mn和Mo含量較高以及Mn和Mo是農作物生長所必需的重金屬元素有關[48]。本研究中玉米中V的平均生物富集系數為0.03，與張迪等[44]對遵義松林Ni-Mo多金屬礦區(qū)周邊農作物（玉米）微量金屬元素V的平均生物富集系數0.04較接近。對不同農作物中重金屬元素富集系數的分析發(fā)現，Mo在青菜中的富集系數最大，為0.37，可能是由于葉類蔬菜葉片等器官末端的蒸發(fā)量較大且較易受到大氣粉塵中重金屬的污染[49]。Tl在青菜中的富集系數僅次于Mo，Jia等[50]對Tl在甘藍中的分配特征研究發(fā)現，葉菜類蔬菜的葉是Tl的主要儲存組織。

2.6 土壤重金屬主成分分析

主成分分析是通過正交變換將多個具有相關性的變量轉換為具有一定載荷值的線性不相關綜合變量的多元統(tǒng)計方法，它可以發(fā)現數據復雜體系中各分量的貢獻值，是判別土壤中重金屬來源的可靠方法[51-52]。表5和圖4為土壤重金屬因子載荷矩陣及因子載荷空間分布，其中前兩個主成分特征值均大于1且累計貢獻率達74.62%，故將6種重金屬分為2個主成分。

第一主成分的特征值為3.21，方差貢獻率為53.44%，V、Sb、Tl、U和Mn金屬元素載荷值均大于0.6，撒拉溪示范區(qū)70%以上為喀斯特地貌，成土母質類型主要為碳酸鹽巖，土壤中重金屬元素受碳酸鹽巖化學風化影響較大，V、Sb、Tl、U和Mn等重金屬元素會高于其他部分母質發(fā)育土壤中的含量，王銳等[53]對重慶市黔江區(qū)典型喀斯特區(qū)土壤Mn富集特征研究發(fā)現，Mn元素來源于二疊系碳酸鹽巖的風化。研究區(qū)土壤V、Sb、Tl、U和Mn含量與貴州省土壤環(huán)境背景值相當，因此判斷第一主成分主要受到成土母質的控制，V、Sb、Tl、U和Mn元素在土壤中為自然來源。第二主成分方差貢獻率為21.18%，金屬元素Mo的因子載荷值為0.931。以背景值為參照標準，Mo元素大于背景值的樣點數占樣點總數的76.3%，由于示范區(qū)北部有多年的煤礦開采歷史，開采的圍巖碎石被隨機堆放于森林及耕地附近，在雨水淋溶作用下圍巖及礦坑里的廢水易流向海拔較低的耕地，導致Mo元素在土壤中富集。研究區(qū)廢棄煤礦坑周邊林地土壤Mo含量（4.68 mg·kg-1）高于南部旱地土壤Mo含量（3.38 mg·kg-1），由此可見土壤Mo主要來源于梁山組含煤巖系及茅口組和棲霞組鉛鋅礦床以碳酸鹽巖為主的賦礦圍巖。

表5土壤金屬元素因子載荷和特征值Table 5 Factors matrix and eigenvalues of metal elements in soil

2.7 土壤重金屬含量空間分布特征

圖5為示范區(qū)6種重金屬含量的空間分布，從圖中可以看出各元素含量值空間分布特征與上述主成分分析結果大致相同，表明克里金插值法在土壤重金屬污染風險評價方面具有一定的可靠性[54]?？傮w來看，示范區(qū)土壤重金屬空間分布呈中東部污染風險較高，西部逐漸下降的趨勢。其中重金屬元素Tl、Sb和U的空間分布特征基本一致，最高值集中分布于示范區(qū)中東部區(qū)域，可能一定程度上受鉛鋅礦冶煉的影響，而鉛鋅礦冶煉產生的廢渣廢水只能導致局部小區(qū)域含量升高，該3種重金屬含量平均值均低于貴州省土壤背景值，存在污染風險的可能性較小。重金屬V和Mn在示范區(qū)分布較為均勻，除示范區(qū)北部較小部分地區(qū)外，區(qū)域內含量分異較小，主要受到成土母巖風化控制，與區(qū)內碳酸鹽巖分布相吻合，進一步證實第一主成分為自然來源。土壤Mo元素含量最高值主要分布于示范區(qū)北部，其他區(qū)域呈遞減趨勢，這與示范區(qū)北部廢棄煤礦點分布規(guī)律非常一致。綜上所述，本課題組認為示范區(qū)土壤重金屬空間規(guī)律主要與成土母巖（碳酸鹽巖）的分布格局大致相同，局部區(qū)域受人類活動影響呈帶狀分布。

3 結論

（1）示范區(qū)林地土壤和旱地土壤重金屬V、Sb、Mo、Tl、U和Mn平均含量分別為125.18、1.50、4.68、0.59、4.16、232.18 mg·kg-1和241.25、1.98、3.38、0.71、5.02、1 056.35 mg·kg-1，林地土壤Mo和旱地土壤V存在富集現象，污染程度最高，為輕度污染，其余元素含量均低于背景值，處于安全警戒范圍。

（2）農作物重金屬元素V、Sb、Mo、Tl、U和Mn平均含量分別為2.93、0.06、0.58、0.08、0.05 mg·kg-1和182.90 mg·kg-1，Mn的累積程度最高，Sb和U在農作物中含量相對較低。馬鈴薯和玉米中Sb、V和U富集系數顯著高于其他農作物，葉類蔬菜（青菜和大蒜）中Tl富集系數較高，Mn和Mo富集系數無明顯規(guī)律。

（3）潛在生態(tài)風險評價結果顯示，重金屬Mo處于中等生態(tài)危害，其他均處于輕微生態(tài)危害；6種重金屬綜合潛在生態(tài)危害指數為52.28，均處于輕微生態(tài)危害。

（4）土壤中V、Sb、Tl、U和Mn的富集主要受成土母巖影響，Mo主要受到煤礦開采影響，同時受母質控制。總體來看，整個示范區(qū)土壤重金屬含量空間分布與成土母質的分布格局基本一致，局部點源污染受人類活動影響。

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