摘要：為探明川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤重金屬元素污染狀況，采集四川東部典型丘陵區(qū)農(nóng)田土壤樣品108個（水田土壤51個，旱地土壤57個），分析土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As的含量特征，采用單因子污染指數(shù)、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)、地累積指數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)評估污染狀況和生態(tài)風(fēng)險，采用變異系數(shù)、地累積指數(shù)、相關(guān)性分析及聚類分析方法分析土壤重金屬污染來源。結(jié)果表明，研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As的平均含量分別為0.29、30.38、69.56、0.083 2、4.59 mg/kg；水田Cd、Hg含量比旱地分別高15.52%、21.00%，水田土壤中其他重金屬含量與旱地相近。5種重金屬含量均不同程度超過四川省土壤背景值；水田土壤中Cd和Hg、旱地土壤中Cd和Pb含量超過農(nóng)用地風(fēng)險篩選值，超標率分別為7.84%、1.96%、10.53%、1.75%。單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)分析發(fā)現(xiàn)，土壤重金屬以無污染（清潔）為主，少數(shù)點位Cd、Hg和Pb存在輕度污染。地累積指數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)評價表明，農(nóng)田土壤重金屬以Cd污染最重，潛在生態(tài)風(fēng)險最高，其次為Hg，Cd、Hg達到中度及以上污染等級的點位分別占64.81%、5.56%，達到較重及以上生態(tài)風(fēng)險等級的點位分別占82.46%、29.63%；其他重金屬污染較輕或無污染，生態(tài)風(fēng)險處于低風(fēng)險等級；水田土壤Cd、Hg的污染程度和生態(tài)風(fēng)險高于旱地。污染來源分析發(fā)現(xiàn)，Cd、Hg、As主要受農(nóng)業(yè)活動影響，Cr和Pb由自然成土和農(nóng)業(yè)活動2種途徑共同形成。川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤總體處于清潔水平，綜合潛在生態(tài)風(fēng)險以中風(fēng)險、低風(fēng)險為主，存在強風(fēng)險和極強風(fēng)險點位；水田土壤污染風(fēng)險高于旱地；Cd、Hg污染較重，潛在生態(tài)危害風(fēng)險較高。因此，應(yīng)加強對農(nóng)田土壤中Cd、Hg的長期監(jiān)測和控制。

關(guān)鍵詞：土壤重金屬污染；內(nèi)梅羅污染指數(shù)；地累積指數(shù)；潛在生態(tài)危害風(fēng)險指數(shù)；來源分析

中圖分類號：X53 "文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）14-0271-09

收稿日期：2023-08-06

基金項目：四川省達州市科技重點研發(fā)項目（編號：21ZDYF0014）；四川省“十四五”攻關(guān)項目（編號：2021YFYZ0019）。

通信作者：黃承建，博士，研究員，從事植物逆境生理生態(tài)研究。E-mail：chengjian268@126.com。

土壤重金屬污染因其持久性、毒性和非生物降解性而成為最重要的環(huán)境污染問題之一［1］。它不僅影響土壤環(huán)境質(zhì)量，造成生態(tài)系統(tǒng)污染風(fēng)險，還會通過向作物中轉(zhuǎn)移并積累直接影響糧食和其他農(nóng)產(chǎn)品安全［2-3］。近年來，農(nóng)田土壤重金屬污染問題越來越突出，從糧食生產(chǎn)五大主產(chǎn)區(qū)和旱地麥玉2熟輪作5個區(qū)域來看，不同主產(chǎn)區(qū)土壤重金屬污染情況各不相同，引起的生態(tài)風(fēng)險也各不相同［4-5］。即使是同一糧食主產(chǎn)區(qū)，但因具體地域和耕地類型不同，其土壤重金屬污染物的種類、污染程度和潛在生態(tài)風(fēng)險也不一樣。對黃淮海糧食產(chǎn)區(qū)農(nóng)田土壤進行研究，發(fā)現(xiàn)河北省香河縣水澆地和旱地土壤重金屬Cd、Pb和Zn污染相對嚴重，Hg污染最嚴重，Cd、Hg達到中等及以上潛在生態(tài)風(fēng)險，土壤以中等和強潛在生態(tài)風(fēng)險為主［2］；山西省太原市農(nóng)田土壤水澆地和旱地土壤呈中度污染，Hg和Pb污染指數(shù)最高［6］；河北省石家莊市欒城區(qū)農(nóng)用旱地Cd和Hg存在中等強度潛在生態(tài)風(fēng)險［7］；河南武陟縣農(nóng)田土壤As存在超標現(xiàn)象，潛在生態(tài)危害處于輕微風(fēng)險等級，旱地土壤污染程度輕于水田［8］。對四川盆地糧食產(chǎn)區(qū)耕地土壤的研究表明，成都平原稻田土壤Cd、Pb污染相對較大，少部分樣點受到Cr、Hg的污染［9］，而重慶稻田土壤Cd、Hg存在輕度污染和中度污染［10］；四川盆地西北部玉米地Cd、Cr超過風(fēng)險篩選值，重金屬綜合污染達輕度污染［11］；川中丘陵區(qū)Cd、Hg、Ni含量超過國家Ⅰ級標準，Hg、Ni、Cr、Pb等重金屬達輕度污染，Cd達中度污染［12］；麥玉2熟輪作區(qū)川中地區(qū)旱地As為輕微污染，潛在生態(tài)風(fēng)險為低風(fēng)險［4］。可見，不同地區(qū)產(chǎn)糧農(nóng)田重金屬污染狀況復(fù)雜，而針對不同重金屬污染的修復(fù)治理方法也有差異［13-14］。對糧食產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬污染進行研究，明確污染狀況和生態(tài)風(fēng)險，制定和采取有針對性的防控和治理措施，就成為十分緊迫的課題。

川東丘陵區(qū)是四川省農(nóng)業(yè)經(jīng)濟活躍區(qū)，也是四川省糧食主產(chǎn)區(qū)之一，在糧食生產(chǎn)上具有重要的戰(zhàn)略地位，研究該區(qū)域土壤重金屬的現(xiàn)狀對保障糧食的安全具有重要意義。已有報道對川中丘陵區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染及生態(tài)風(fēng)險進行研究［12］，但對川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的分析評價還未見報道。因此，本研究采集四川東部達州市西南盆地丘陵區(qū)農(nóng)田（包括水田和旱地）土壤，分析重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As的含量，并對土壤重金屬污染狀況和潛在生態(tài)風(fēng)險進行評價，為達州市土壤重金屬污染治理與防控提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于四川省東部丘陵區(qū)，包括大竹縣、渠縣、達川區(qū)（106°38′～107°50′E，30°20′～31°21′N，海拔高度220～500 m），為典型丘陵地帶，亞熱帶季風(fēng)氣候，四季分明，年平均氣溫14.7～17.6 ℃，降水量1 076～1 270 mm，日照時數(shù)1 313.4 h。土壤類型有水稻土、沖積土、紫色土、黃泥土等四大土類，主要種植水稻、玉米、油菜、馬鈴薯等作物。

1.2 采樣地設(shè)置與采樣

（1）樣地設(shè)置。為使樣品具有代表性，采用網(wǎng)格均勻布點采樣和典型污染區(qū)密點采樣相結(jié)合的方法，根據(jù)區(qū)域土類分布、土地利用類型（水田、旱地）、面積大小布點，采用分層隨機抽樣原則進行布點采集土樣。（2）土壤樣品的采集。在2022年5—11月，在達州市西南盆地丘陵區(qū)共采集有代表性的土壤樣品108個（水田土壤51個，旱地土壤57個），其中大竹縣58個，達川區(qū)25個，渠縣25個。以耕種的自然田（地）塊為取樣單元，避開田邊、路邊、溝邊和特殊地形的部位，根據(jù)地塊形狀采用5點取樣法或蛇形取樣法，在每個樣地選取5～20個采樣點，采集0～20 cm的耕作層土壤，去除樣品中雜草、礫石等雜物，利用四分法縮分為2 kg左右的樣品裝入聚乙烯塑料袋內(nèi)，帶回實驗室。樣品自然風(fēng)干混勻碾壓后過10目篩，篩下試樣混勻后分成2份，一份用于測定土壤pH值，另一份用瑪瑙研缽研磨后過100目篩，于磨口玻璃瓶密封保存，用于測定土壤重金屬含量。

1.3 樣品測試與分析方法

土壤pH值參考NY/T 1377—2007《土壤pH值的測定》采用電位法。土壤樣品重金屬含量參照GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準（試行）》中污染物的分析方法進行測定，其中Pb、Cd含量的測定采用石墨爐原子吸收分光光度法，Cr含量的測定采用火焰原子吸收分光光度法，Hg和As含量的測定采用原子熒光分光光度法。樣品分析按標準方法操作，測定過程中加入有證標準物質(zhì)進行質(zhì)量控制，試驗全程做空白樣和平行樣，保證數(shù)據(jù)的有效性和分析方法的準確性，所有元素含量測試結(jié)果的標準差均在10%以內(nèi)。

1.4 重金屬污染評價方法

1.4.1 單因子污染指數(shù)法

采用單因子污染指數(shù)法評價土壤中某一重金屬元素的污染情況，計算公式如下：

Pi=Ci/Si。

式中：Pi為土壤環(huán)境中污染物i的單因子污染指數(shù)；Ci為土壤環(huán)境中污染物i的實測值；Si為污染物i的評價標準值。采用GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準（試行）》中對應(yīng)農(nóng)用地（水田和旱地）土壤pH值下風(fēng)險篩選值作為參比值。Pi分級標準為：Pi≤1.0，無污染；1＜Pi≤2，輕度污染；2＜Pi≤3，中度污染；Pi＞3，重度污染［11］。

1.4.2 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法

內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法是對土壤中幾種重金屬的累積污染程度進行綜合評價，突出高濃度污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響［15］，計算公式如下：

Pn=［（Pimax2+Piave2）/2］1/2。

式中：Pn為綜合考慮所有評價重金屬元素的第n個采樣點綜合污染指數(shù)；Pimax為第n個采樣點中所有評價重金屬元素單因子污染指數(shù)的最大值；Piave為第n個采樣點中所有評價重金屬元素單因子污染指數(shù)的平均值。Pn分級標準為：Pn≤0.7，清潔；0.7＜Pn≤1，尚清潔；1＜Pn≤2，輕度污染；2＜Pn≤3，中度污染；Pn＞3，重度污染［11］。

1.4.3 地累積指數(shù)法

用地累積指數(shù)（Igeo）來表示土壤中重金屬的單一污染程度［16］，計算公式為：

Igeo=log2［Wi/（1.5Bi）］。

式中：Wi為元素i在土壤中實測值，mg/kg；Bi為參比值，即該元素的地球化學(xué)背景值或當?shù)赝寥辣尘爸?，采用四川省土壤背景值作為參比值（Pb，30.90 mg/kg；Cr，79.00 mg/kg；Hg，0.061 mg/kg；As，10.40 mg/kg；Cd，0.079 mg/kg）［17］；1.5為常數(shù)，是環(huán)境作用（如成巖作用）對背景值影響的變動系數(shù)。

地累積指數(shù)的分級標準：Igeo≤0時，為未污染；0lt;Igeolt;1時，為輕污染；1≤Igeolt;2時，為中污染；2≤Igeolt;3時，為中-強污染；3≤Igeolt;4時，為強污染；4≤Igeolt;5時，為強-極強污染；Igeo≥5時，為極強污染［10］。

1.4.4 潛在生態(tài)危害指數(shù)法

潛在生態(tài)危害指數(shù)（RI）利用土壤中重金屬背景值和相應(yīng)重金屬的生態(tài)毒性系數(shù)來描述重金屬生態(tài)危害強度［18］，是目前國內(nèi)外常用的生態(tài)危害評價方法之一，計算公式為：

RI=∑Ei=∑［Ti（Cis/Cin）］。

式中：Ei為重金屬i的潛在生態(tài)危害指數(shù)；Ti為重金屬i的生物毒性系數(shù)；Cis為土壤中重金屬i的實測值，mg/kg；Cin為土壤中重金屬的背景值，采用四川省土壤背景值［17］；Ti為第i種重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)，反映重金屬的毒性水平和各生物對重金屬污染的敏感程度。參考Hakanson提出的數(shù)據(jù)，各重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)分別為TPb=5，TCd=30，TCr=2，THg=40，TAs=10；多種重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（RI）為各個重金屬Ei之和［18］。

根據(jù)Ei評價單一重金屬污染的生態(tài)風(fēng)險程度，利用RI評價重金屬總的生態(tài)風(fēng)險程度。單因子污染物的生態(tài)風(fēng)險程度分級劃分如下：Ei≤40，為低風(fēng)險；40＜Ei≤80，為中風(fēng)險；80＜Ei≤160，為較重風(fēng)險；160＜Ei≤320，為嚴重風(fēng)險；Ei＞320，為極重風(fēng)險［18-19］。綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)的生態(tài)風(fēng)險程度分級劃分如下：RI≤150，為低風(fēng)險；150＜RI≤300，為中等風(fēng)險；300＜RI≤600，為強風(fēng)險；RI＞600，為極強風(fēng)險［18-19］。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用IBM SPSS 18.0作土壤重金屬的相關(guān)性分析（皮爾遜相關(guān)性分析）和聚類分析并制圖。采用Excel 2019和Graphpad Prism 8進行土壤重金屬含量及相關(guān)指標的描述性統(tǒng)計等分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 達州市農(nóng)田土壤重金屬含量分析

由表1可知，達州市農(nóng)田土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As含量變化范圍較大，平均含量分別為0.29、30.08、69.56、0.083 2、4.59 mg/kg，不同程度超過四川省土壤背景值，超過點位比例為Cd（100.00%）＞Hg（42.59%）＞Pb（33.10%）＞Cr（14.82%）＞As（4.63%），平均超過倍數(shù)以Cd最高，為3.67倍；其次為Hg，2.24倍；Pb、Cr、As較低，分別為1.21、1.10、1.31倍?？梢?，農(nóng)田土壤Cd、Hg超過背景值的比例和倍數(shù)較高，表明Cd、Hg積累較重，Pb、Cr和As積累相對較輕。

從耕地類型看，水田土壤中Cd、Hg平均含量明顯高于旱地18.52%、21.00%；Cr、Pb和As的含量水田與旱地差異較小。水田和旱地土壤中重金屬含量也不同程度超過四川省土壤背景值，超過比例和倍數(shù)也以Cd、Hg較高（表1），表明水田和旱地土壤中Cd、Hg積累均較重。

農(nóng)田土壤重金屬Cd、Pb和Hg超出農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值的點位比例分別為9.26%、0.93%、0.93%，其中水田Cd、Hg超標點位比例分別為7.84%、1.96%，旱地Cd、Pb超標點位比例分別為10.53%、1.75%（表1），Cd超標點位較多，而Hg和Pb僅個別點位超標。

農(nóng)田土壤pH值為4.30～8.50，平均值為6.42，顯示農(nóng)田土壤總體呈微酸性；水田土壤pH值為 5.0～8.2，平均值6.62，水田土壤總體呈中性；旱地土壤pH值為4.30～8.50，平均值為6.23，旱地土壤總體為弱酸性（表1）。

變異系數(shù)反映重金屬含量的波動情況：CV＜15%，為弱變異，15%≤CV＜100%，為中等變異；CV≥100%，為強變異［20］。變異系數(shù)的大小反映重金屬含量受外界因素的影響情況，如果重金屬的變異系數(shù)為弱變異，說明主要來源于成土過程，與母巖地球化學(xué)繼承性有關(guān)；如果呈現(xiàn)中等及以上強度的變異，說明重金屬受人為活動影響強烈［20-22］。研究區(qū)農(nóng)田總體變異系數(shù)為Hg＞As＞Cd＞Pb＞Cr，水田為Hg＞Cd＞As＞Pb＞Cr，旱地為Hg＞As＞Pb＞Cd＞Cr；水田Cr為弱變異，旱地Cr為中等變異，表明2種土壤中Cr含量來源不同，前者主要受成土因素影響，后者主要受人為因素影響；水田和旱地土壤中的Pb均為中等變異，表明2種土壤中Pb含量除受成土因素影響外，還受人為因素的影響；水田和旱地土壤中的Cd、As為中強度變異，Hg為強變異，表明3個元素的含量受人為活動影響大。

2.2 達州市農(nóng)田土壤重金屬污染評價結(jié)果

2.2.1 單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評

價結(jié)果

由表2可知，研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬單因子污染指數(shù)Pi平均值表現(xiàn)為Cd（0.67）＞Cr（0.33）＞Pb（0.29）＞As（0.16）＞Hg（0.10），各重金屬Pi平均值≤1.0，表明均處于無污染等級。其中，土壤Cd以無污染為主，有6.48%的點位處于輕度污染水平；Pb和Hg也以無污染為主，分別有0.93%、0.93%的點位處于輕度污染水平，結(jié)合Pb和Hg的Pi最大值， 表明土壤受Pb和Hg污染的風(fēng)險很低，

但存在個別點位Pb、Hg污染異常的情況；Cr、As處于無污染水平。

不同耕地類型的Pi平均值顯示，水田Cd和Hg均以無污染為主，分別有5.88%、1.96%的點位處于輕度污染；旱地土壤中Cd和Pb均以無污染為主，分別有7.00%、1.80%的點位處于輕度污染；水田和旱地土壤中其他重金屬均處于無污染水平（表2）。

由表3可知，研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)Pn平均值為0.53，表明農(nóng)田土壤重金屬綜合污染處于清潔水平；土壤重金屬總體以清潔為主，還有12.04%的點位為尚清潔，1.85%的點位達輕度污染。從耕地類型看，Pn平均值表現(xiàn)為水田（0.49）＜旱地（0.58），顯示水田綜合污染程度輕于旱地；水田和旱地土壤中均以清潔為主，少數(shù)點位為尚清潔，個別點位達輕度污染。

2.2.2 地累積指數(shù)評價結(jié)果

由表4可知，研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬地累積指數(shù)（Igeo）變化范圍差異較大，Igeo平均值表現(xiàn)為Cd（1.25）＞Hg（-0.03）＞Pb（-0.60）＞Cr（-0.81）＞As（-1.94），表明Cd處于中污染等級，其他重金屬處于無污染等級。從不同污染等級點位占比看，Cd以中-強污染、輕污染為主，Hg以無污染、輕污染為主，Cd、Hg還存在中-強污染、強污染點位，中污染及以上等級點位分別占64.82%、5.56%。Pb、As以無污染等級為主，個別點位Pb、As為輕污染。研究區(qū)農(nóng)田土壤主要存在Cd和Hg的污染，且Cd的污染程度重于Hg。

不同耕地類型Igeo平均值顯示，水田土壤中Cd處于中污染等級，Hg為輕污染等級，Pb、Cr和As處于無污染等級；旱地土壤中Cd處于中污染等級，Hg、Pb、Cr和As處于無污染等級。從不同污染等級點位占比看，水田和旱地土壤中Cd均以中污染、輕污染為主，Hg均以無污染、輕污染為主，Cd、Hg還存在中-強污染、強污染點位；水田土壤中Cd、Hg中污染及以上點位分別占72.55%、5.88%，旱地土壤中Cd、Hg中污染及以上點位分別占57.90%、5.26%，表明水田土壤中Cd、Hg的污染程度重于旱地。

當?shù)乩鄯e指數(shù)Igeo≥0，表示土壤中的重金屬主要來自人為活動；反之，當?shù)乩鄯e指數(shù)Igeolt;0， 表示土壤中的重金屬來自自然成土的貢獻［5］。農(nóng)田土壤中Cd的Igeo＞0，Hg的Igeo接近0，初步判定農(nóng)田土壤中Cd、Hg主要來源于人為污染源；Pb、Cr和As的Igeolt;0，其主要來自于自然成土過程。

2.2.3 單項潛在生態(tài)危害指數(shù)及綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)評價結(jié)果

研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬單項潛在生態(tài)危害指數(shù)Ei平均值表現(xiàn)為Cd（108.85）＞Hg（55.47）＞Pb（4.87）＞As（4.41）＞Cr（1.76），表明Cd的潛在生態(tài)風(fēng)險處于較重風(fēng)險等級，Hg處于中風(fēng)險等級，Pb、As、Cr為低風(fēng)險等級。從不同風(fēng)險等級點位占比看，Cd的潛在生態(tài)風(fēng)險以較重風(fēng)險為主，Hg以中、低風(fēng)險為主，Cd、Hg生態(tài)風(fēng)險處于較重風(fēng)險及以上等級的點位分別占84.27%、29.63%，少數(shù)點位達嚴重風(fēng)險，個別點位達極重風(fēng)險；Cd、Hg存在較高水平生態(tài)風(fēng)險，Cd的潛在生態(tài)風(fēng)險大于Hg；Cd、Hg是主要的潛在生態(tài)風(fēng)險因子（表5）。

不同耕地類型Ei平均值顯示，水田和旱地土壤中Cd生態(tài)風(fēng)險均處于較重風(fēng)險等級，Hg處于中風(fēng)險等級。從不同風(fēng)險等級點位占比看，水田土壤中Cd生態(tài)風(fēng)險以較重風(fēng)險等級為主，還存在嚴重風(fēng)險和極重風(fēng)險點位；水田土壤中Hg以較重風(fēng)險和中風(fēng)險等級為主，還存在極重風(fēng)險點位；水田土壤中Cd、Hg處于較重風(fēng)險等級及以上點位分別占92.15%、56.86%。旱地土壤中Cd生態(tài)風(fēng)險以較重風(fēng)險等級為主，且存在嚴重風(fēng)險點位；旱地土壤中Hg以低風(fēng)險、中風(fēng)險等級為主，還存在嚴重風(fēng)險和極重風(fēng)險點位；旱地土壤中Cd、Hg處于較重風(fēng)險等級及以上點位分別占77.19%、5.26%。說明水田Cd、Hg潛在生態(tài)風(fēng)險高于旱地（表5）。

如表6所示，研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)RI平均值＞150，表明研究區(qū)農(nóng)田綜合生態(tài)風(fēng)險處于中風(fēng)險等級。從不同風(fēng)險等級點位占比看，農(nóng)田綜合潛在生態(tài)風(fēng)險以低風(fēng)險、中風(fēng)險為主，還存在強風(fēng)險、極強風(fēng)險點位，中風(fēng)險、強風(fēng)險和極強風(fēng)險點位占到較高比例（50.93%）。

不同耕地類型RI平均值顯示，水田和旱地綜合生態(tài)風(fēng)險均為中風(fēng)險等級。從不同風(fēng)險等級點位占比看，水田綜合潛在生態(tài)風(fēng)險以中風(fēng)險、低風(fēng)險為主，還存在強風(fēng)險和極強風(fēng)險點位；旱地以低風(fēng)險、中風(fēng)險為主，還存在強風(fēng)險點位；水田、旱地中風(fēng)險以上風(fēng)險點位分別占68.63%、35.09%。說明水田綜合潛在生態(tài)風(fēng)險高于旱地（表6）。

2.3 相關(guān)性分析和聚類分析

2.3.1 土壤重金屬元素之間的相關(guān)性分析

土壤重金屬含量之間的相關(guān)性可用來推測其來源是否相同，若重金屬含量之間呈顯著正相關(guān)，說明其來源可能相同，具有較強的伴生關(guān)系［23］。由表7可知，土壤Cd含量與土壤Pb、As含量呈顯著、極顯著正相關(guān)，土壤Hg含量與土壤Pb、As含量呈極顯著正相關(guān)， 土壤As含量與Pb含量之間也呈極顯著正相關(guān)，表明土壤Cd、Hg與As、Pb之間，土壤As與Pb之間具有同源關(guān)系，來源相同。土壤Cd含量與Hg含量之間相關(guān)性不顯著，土壤Cr含量與其他重金屬含量之間相關(guān)性不顯著，表明Cd與Hg之間、Cr與其他重金屬之間相關(guān)性較弱，來源不同。

2.3.2 聚類分析

聚類分析如圖1所示，As、Cd、Hg聚為一類，表明As與Cd、Hg來源相同，具有相關(guān)性。Pb和Hg在聚類分析軸上的距離很近，即Pb含量和Hg含量之間有顯著的相關(guān)性；Cr為一類，來源與其他重金屬來源不同，與其他重金屬沒有相關(guān)性。聚類分析與相關(guān)性分析的結(jié)果一致。

3 討論

3.1 土壤重金屬污染評價方法分析

國內(nèi)外對農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量評價方法較多，其中單因子污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法、地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法是土壤重金屬污染評價的幾種常用方法［2，24-25］。本研究使用這4種方法對研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的污染程度和存在的生態(tài)風(fēng)險進行分析，評價結(jié)果有一定的差異。這是因為它們的側(cè)重點不同，計算方法也有一定的差異。單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法以農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值作為參比值，著重考察重金屬元素的平均污染狀況和高濃度污染物的影響［12，26］。從重金屬元素Pi和Pn平均值看，研究區(qū)重金屬以無污染（清潔）等級為主，水田土壤中Cd和Hg、旱地土壤中Cd和Pb存在高濃度污染點位導(dǎo)致輕度污染（表2），水田污染等級低于旱地（表3）；Cd、Hg、Pb為主要污染因子。

地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法以區(qū)域土壤背景值作為參比值，并引入重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)，著重考察單個重金屬元素的污染程度和對環(huán)境的潛在生態(tài)危害風(fēng)險［2，19，26］。農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值與四川省土壤背景值差異極大；Cd和Hg是毒性最強的2種元素，毒性系數(shù)明顯高于Pb、As、Cr，計算結(jié)果顯示，研究區(qū)農(nóng)田土壤Cd、Hg不僅存在部分輕度污染和中風(fēng)險點位，中度污染和較重風(fēng)險等級點位占到了較高的比例，并存在中度、重度污染和嚴重、極重風(fēng)險點位；而Pb、As、Cr以無污染等級為主，處于低風(fēng)險等級（表4、表5）。地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法降低了Pb的污染程度和風(fēng)險等級，反而提升了Cd、Hg的污染程度和風(fēng)險等級?？傮w上來看，單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法計算出的污染程度相對安全［2］；地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價提升Cd、Hg的污染程度和生態(tài)風(fēng)險等級，進而提升整個農(nóng)田（包括水田、旱地）重金屬綜合污染程度和綜合風(fēng)險等級，使人們更加重視土壤重金屬對環(huán)境的影響［7，10］。

綜合不同評價方法發(fā)現(xiàn)，川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染總體處于清潔水平，潛在生態(tài)風(fēng)險以中風(fēng)險、強風(fēng)險為主，Cd和Hg是主要的污染和潛在生態(tài)危害風(fēng)險因子；Cd的污染程度和潛在生態(tài)危害風(fēng)險程度大于Hg，水田土壤中Cd、Hg的污染程度和潛在生態(tài)危害風(fēng)險程度大于旱地。本研究的評價結(jié)果與前人對重慶市稻田［10］、河北省石家莊市欒城區(qū)旱地［8］、河北省香河縣水澆地和旱地［2］土壤重金屬污染風(fēng)險的評價結(jié)論有相似之處。因此，為客觀全面地反映出土壤重金屬的污染情況，在對土壤重金屬污染分析時需將多種評價方法結(jié)合使用。

3.2 研究區(qū)土壤重金屬污染現(xiàn)狀、來源及防控措施

土壤中重金屬元素的總量可以作為判別土壤污染程度的重要指標之一。本研究結(jié)果顯示，川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤5種重金屬均不同程度超過四川省土壤背景值，表明5種重金屬均有一定積累。從重金屬極值范圍、超過四川省土壤背景值的點位比例、平均倍數(shù)、風(fēng)險篩選值的超標率以及污染程度、潛在生態(tài)危害風(fēng)險來看，研究區(qū)水田和旱地均以Cd、Hg積累較重，污染程度和潛在生態(tài)風(fēng)險較高，是研究區(qū)土壤污染和生態(tài)危害的主要風(fēng)險因子。對四川盆地其他區(qū)域的研究表明，重慶市東北部、三峽庫區(qū)重慶段、四川巴中市和萬源市典型農(nóng)業(yè)區(qū)的農(nóng)田土壤Cd超標率較高，污染較重，潛在生態(tài)風(fēng)險達中度、重度污染風(fēng)險［3，27-29］；重慶市稻田土壤Cd輕污染點位占19.57%，Hg中污染點位占0.43%［10］；成都平原稻田土壤重金屬Cd、Hg分別有41.11％、43.65％的點位超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準的1級水平，Cd還有8.63％的樣點超過2級標準［9］；成都平原水旱輪作稻田土壤Cd超標率為61.54%［30］。可見，Cd、Hg是四川盆地農(nóng)田土壤重金屬污染和潛在生態(tài)危害較高的2種重金屬，這在本研究中進一步得到證實；同時也說明四川盆地農(nóng)田土壤重金屬Cd和Hg的污染形勢極其嚴峻。分析Cd和Hg等重金屬的來源，從源頭有針對性地制定Cd和Hg等重金屬的控制和治理措施［31］，是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)面臨的一個重要任務(wù)。

土壤重金屬的來源可采用變異系數(shù)、地累積指數(shù)Igeo、相關(guān)性分析和聚類分析等方法進行初步判定［2，10，20，22-23］，但單一方法不足以解釋其來源，需幾種方法結(jié)合進行判斷。本研究采用這幾種方法綜合分析發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)Cd、Hg、As主要來源于人為活動造成的污染，Pb部分來源于人為活動，部分來源于成土過程，Cr主要來源于自然成土過程。研究區(qū)位于達州市大竹縣、渠縣和達川區(qū)，均是產(chǎn)糧大縣，自然經(jīng)濟以農(nóng)業(yè)為主，采樣點均為非礦區(qū)普通農(nóng)田，人為活動造成的污染主要來源于長期的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)投入活動，其中化肥、有機肥、農(nóng)藥的過量施用和農(nóng)膜的長期使用也給耕地帶來不同程度的重金屬污染［20，32-34］，可能是造成土壤中重金屬元素污染的主要途徑之一。因此，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，一要控制Cd、Hg、As等重金屬含量明顯偏高的磷酸鹽礦物肥料的使用，施用優(yōu)質(zhì)肥料［32-33］；二要減少化學(xué)農(nóng)藥特別是含Hg、As等重金屬元素農(nóng)藥的使用，通過綠色防控技術(shù)、施用生物農(nóng)藥等方法來控制和防治病蟲草害；三要提高農(nóng)膜質(zhì)量，對廢舊農(nóng)膜進行回收，減少農(nóng)膜碎片遺留在土壤中的數(shù)量。通過肥料、農(nóng)藥、農(nóng)膜種類及用量的管控，從源頭上降低農(nóng)田土壤重金屬的含量。

4 結(jié)論

川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As的平均含量分別為0.29、30.38、69.56、0.083 2、4.59 mg/kg；水田土壤中Cd、Hg含量分別比旱地高15.52%、21.00%，水田土壤中Pb、Cr、As的含量與旱地相近。5種重金屬含量均超過四川省土壤背景值，水田土壤中Cd和Hg、旱地土壤中Cd和Pb少數(shù)點位超過農(nóng)用地風(fēng)險篩選值。

單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)分析發(fā)現(xiàn)，農(nóng)田總體以無污染（清潔）等級為主，Cd、Hg、Pb有輕度污染點位。地累積指數(shù)評價表明，農(nóng)田土壤Cd、Hg污染較重，Cd、Hg達到中度污染及以上的點位分別占64.91%、5.56%，其他重金屬污染水平較低或幾乎污染；水田Cd、Hg的污染程度重于旱地。潛在生態(tài)危害指數(shù)分析表明，農(nóng)田潛在生態(tài)危害以低、中風(fēng)險為主，存在強、極強風(fēng)險點位；水田綜合潛在生態(tài)風(fēng)險高于旱地；Cd、Hg是土壤污染和潛在生態(tài)危害的主要風(fēng)險因子。農(nóng)田重金屬污染主要源于自然成土過程及農(nóng)業(yè)投入活動。

川東丘陵區(qū)農(nóng)田土壤總體處于清潔水平，潛在生態(tài)風(fēng)險處于中、低風(fēng)險水平，水田污染風(fēng)險高于旱地，Cd、Hg存在較高污染風(fēng)險。應(yīng)加強對水田、旱地土壤中Cd、Hg的長期監(jiān)測和控制。

參考文獻：

［1］Sojka M，Jaskua J，Barabach J，et al. Heavy metals in lake surface sediments in protected areas in Poland：concentration，pollution，ecological risk，sources and spatial distribution［J］. Scientific Reports，2022，12（1）：15006.

［2］陳瑜佳，屈星辰，張 斌，等. 香河縣農(nóng)田土壤重金屬污染生態(tài)與健康風(fēng)險評價［J］. 環(huán)境科學(xué)，2022，43（12）：5728-5741.

［3］蒲 剛，蒙 麗，譚 林，等. 重慶某地質(zhì)高背景區(qū)土壤重金屬富集特征與污染風(fēng)險［J］. 地球與環(huán)境，2023，51（3）：299-307.

［4］李 鵬，張惠娟，徐 莉，等. 麥玉輪作區(qū)農(nóng)田土壤重金屬調(diào)查及評價［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2022，41（1）：46-54.

［5］尚二萍，許爾琪，張紅旗，等. 中國糧食主產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬時空變化與污染源分析［J］. 環(huán)境科學(xué)，2018，39（10）：4670-4683.

［6］滑小贊，程 濱，趙瑞芬，等. 太原市農(nóng)田土壤重金屬污染評價與空間分布特征［J］. 灌溉排水學(xué)報，2021，40（3）：101-109.

［7］孟曉飛，郭俊娒，楊俊興，等. 石家莊市欒城區(qū)農(nóng)田土壤重金屬分布特征及作物風(fēng)險評價［J］. 環(huán)境科學(xué)，2022，43（9）：4779-4790.

［8］麻冰涓，高彩玲，王海鄰，等. 武陟縣農(nóng)田土壤重金屬污染評價［J］. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2015，44（3）：71-76.

［9］李 冰，王昌全，譚 婷，等. 成都平原土壤重金屬區(qū)域分布特征及其污染評價［J］. 核農(nóng)學(xué)報，2009，23（2）：308-315.

［10］余鴻燕，唐子茜，王 娜，等. 重慶稻田土壤重金屬污染特征分析及風(fēng)險評價［J］. 西南農(nóng)業(yè)學(xué)報，2023，36（5）：1066-1072.

［11］馬成衛(wèi)，孟建軍，上官宇先，等. 四川盆地西北部農(nóng)田土壤-玉米作物重金屬富集及相關(guān)性評價［J］. 農(nóng)業(yè)研究與應(yīng)用，2022，35（3）：59-67.

［12］趙 旭. 川中丘陵區(qū)土壤重金屬污染及其生態(tài)風(fēng)險評價［D］. 成都：成都理工大學(xué)，2013.

［13］沈棟梁，袁 宏，白苒楠，等. 四川省典型土壤重金屬污染修復(fù)案例研究［J］. 環(huán)境保護與循環(huán)經(jīng)濟，2020，40（6）：22-25，39.

［14］周步蟾，陳偉江，賴志鵬，等. 典型農(nóng)田重金屬污染鈍化修復(fù)技術(shù)進展［J］. 應(yīng)用化工，2022，51（12）：1-7.

［15］Nemerow N L. Stream，lake，estuary，and ocean pollution［M］. New York：Van Nostrand Reinhold Publishing Co，1985：20-23.

［16］Muller G. Index of geoaccumulation in the sediments of the Rhine River［J］. Geojournal，1969：108-118.

［17］曾宜君，黃思靜，闞澤忠，等. 宜賓市宋家地區(qū)土壤元素背景值研究及其意義［J］. 沉積與特提斯地質(zhì)，2007，27（1）：97-102.

［18］Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control：a sedimentological approach［J］. Water Research，1980，14（8）：975-1001.

［19］謝 飛，吳俊鋒，任曉鳴. 江蘇省典型工業(yè)開發(fā)區(qū)土壤重金屬污染及其潛在生態(tài)風(fēng)險評價［J］. 安全與環(huán)境學(xué)報，2016，16（2）：387-391.

［20］李春芳，王 菲，曹文濤，等. 龍口市污水灌溉區(qū)農(nóng)田重金屬來源、空間分布及污染評價［J］. 環(huán)境科學(xué)，2017，38（3）：1018-1027.

［21］段友春. 基于GIS的魯東南典型丘陵平原區(qū)農(nóng)田土壤養(yǎng)分空間變異特征及影響因素研究［J］. 中國農(nóng)學(xué)通報，2021，37（23）：61-68.

［22］Xia X Q，Ji J F，Yang Z F，et al. Cadmium risk in the soil-plant system caused by weathering of carbonate bedrock［J］. Chemosphere，2020，254：126799.

［23］劉春早，黃益宗，雷 鳴，等. 湘江流域土壤重金屬污染及其生態(tài)環(huán)境風(fēng)險評價［J］. 環(huán)境科學(xué)，2012，33（1）：260-265.

［24］孟源思，高琳琳，李子杰，等. 農(nóng)田土壤重金屬污染風(fēng)險評價模型與方法研究［J］. 地球與環(huán)境，2020，48（4）：489-495.

［25］胡永興，宿 虎，張 斌，等. 土壤重金屬污染及其評價方法概述［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2020，48（17）：33-39.

［26］劉春早，黃益宗，雷 鳴，等. 湘江流域土壤重金屬污染及其生態(tài)環(huán)境風(fēng)險評價［J］. 環(huán)境科學(xué)，2012，33（1）：260-265.

［27］石 磊. 巴中市農(nóng)田土壤重金屬分布及生態(tài)風(fēng)險評價［J］. 中國農(nóng)業(yè)資源與區(qū)劃，2018，39（4）：176-180.

［28］羅友進，韓國輝，余 端，等. 三峽庫區(qū)土壤重金屬污染評價及其來源［J］. 長江流域資源與環(huán)境，2018，27（8）：1800-1808.

［29］石建凡. 四川萬源典型農(nóng)業(yè)區(qū)土壤元素地球化學(xué)特征及質(zhì)量評價［D］. 成都：成都理工大學(xué)，2016.

［30］上官宇先，黑兒平，曾祥忠，等. 水旱輪作稻田土壤與稻米重金屬含量關(guān)聯(lián)分析及健康風(fēng)險評價［J］. 中國稻米，2022，28（3）：26-33，41.

［31］曹 越，吳曉敬，李淑巖. 土壤重金屬污染來源及修復(fù)技術(shù)研究［J］. 環(huán)境科學(xué)與管理，2010，35（3）：62-64.

［32］穆虹宇，莊 重，李彥明，等. 我國畜禽糞便重金屬含量特征及土壤累積風(fēng)險分析［J］. 環(huán)境科學(xué)，2020，41（2）：986-996.

［33］Nziguheba G，Smolders E. Inputs of trace elements in agricultural soils via phosphate fertilizers in European countries［J］. Science of the Total Environment，2008，390（1）：53-57.

［34］Li G，Lu N，Wei Y，et al. Relationship between heavy metal content in polluted soil and soil organic matter and ph in mining areas［J］. IOP Conference Series Materials Science and Engineering，2018，394（5）：52081.