常規農業村土壤重金屬污染及潛在生態風險評價
——山西壽陽縣為例

韓晉仙，李二玲，班鳳梅

（1.山西財經大學資源環境學院，山西 太原 030006； 2.河南大學農業與農村可持續發展研究所/環境與規劃學院，河南 開封 475004）

土壤是自然地理環境的重要組成部分，也是人類賴以生存的重要資源。近年來，隨著工業化、城鎮化和農業集約化進程的加快，土壤污染呈現加劇趨勢，尤其是土壤重金屬污染［1-3］。據我國首次土壤污染狀況調查公報顯示，從土地利用類型看，我國耕地土壤質量堪憂，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有關，更與人類活動密不可分，如灌溉、農藥、化肥、地膜、工業“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系統，還會降低農產品質量、危害人類健康，進而影響農業的可持續發展［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，關于耕地土壤重金屬污染已經開展了大量的研究，研究的內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［15］、污染評價［3，16］、生態與健康評價［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［3］、典型農區［5］、污灌區［6］和工業區［17］等，這些研究為今后開展耕地土壤重金屬累積及生態風險評價等相關研究奠定了堅實的基礎。這些研究大都涉及的是大尺度區域，單獨針對常規農業村小尺度區域的耕地土壤重金屬污染的研究較少。村莊是我國農業生產管理中最基本的單位，常規農業是當前我國在實施運作上占主導地位的農業發展模式，是傳統農業向現代農業轉化過程中的一個發展階段，而耕地土壤重金屬污染是由傳統農業向現代農業轉型過程中所面臨的最為棘手的環境問題之一。因此，研究認識常規農業村耕地土壤重金屬污染狀況、空間分布及原因，對摸清我國常規農業土壤重金屬污染實況，推動農業、農村健康綠色發展以及鄉村振興均具有重要 意義。

壽陽縣位于山西省東部，素有“山西糧倉”之稱，是“全國糧食生產先進縣”和“全國無公害蔬菜生產示范基地縣”，旱作常規農業是當地村莊普遍實施的農業發展模式。2017年6月21日至23日，習近平總書記在山西視察期間指出：“有機旱作是山西農業的一大傳統技術特色，要堅持走有機旱作農業的路子，完善有機旱作農業技術體系，使有機旱作農業成為我國現代農業的重要品牌”。然而，近年來隨著人類活動的加劇，當地常規農業土壤重金屬污染的風險加大，給農業轉型、生態環境和人類健康帶來了威脅。

為此，本文對壽陽縣7個典型常規農業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。在此基礎上，應用單因子污染指數法、污染負荷指數法、潛在生態風險評價法和GIS技術對區域耕地重金屬污染現狀、空間分布及潛在生態影響進行了分析，旨在促進當地居民合理利用耕地資源，推動有機旱作農業發展，保護人類身體健康，并為常規農業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）隸屬于山西省壽陽縣，位于山西省晉中市東北部，地處東經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氣候區，年均降水量570 mm，年平均氣溫7.4℃，日照時數 2 725 h。春季干燥多風，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。研究區種植歷史悠久，是典型的旱作常規農業村，自20世紀90年代以來蔬菜產業已成為該區的一項富民產業。

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、公路、建設用地等較遠的地塊兒，而且研究區屬于小區域氣候，區域內部的自然因素如氣候、成土母質等條件差異較小，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。實際采樣過程中應用GPS對采樣點進行定位，采樣點分布見圖1。

圖1 研究區位置及樣點分布

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，待測。

用電子稱稱量0.100 0 g左右保存在自封袋內研磨好的土壤樣本，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果均在給定的范圍內，說明所有土樣的檢測結果準確可靠。

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；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 污染負荷指數法

綜合考慮了土壤各重金屬污染指數，可以綜合反映研究區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，Pi同上。關于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 潛在生態風險評價法

采用瑞典科學家（H?kanson）提出的潛在生態風險評價法［21］對研究區進行土壤重金屬污染潛在生態風險評價。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 數據處理與空間分析方法

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

2 結果與分析

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，說明研究區內由于人類活動的影響，耕地土壤已經出現不同程度重金屬累積的現象。對比《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》（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（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。這與各區域土壤元素背景和人類活動差異有關。

表3 晉中市內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，研究區耕地土壤單個重金屬污染指數（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占總樣點數的比例（表4）能詳細地說明研究區各重金屬元素的污染狀況。研究區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出現個別 中度污染樣點，無重度污染樣點，Pb則未出現中度污染以上樣點；Cr和Cd絕大多數樣點污染較輕，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 關注。

表4 不同污染程度樣點數占總樣點數的比例 （%）

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

2.3 土壤重金屬污染的潛在生態風險評價

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

表5 不同潛在生態風險級別樣點數占總樣點數的比例 （%）

研究區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，研究區耕地土壤Hg含量總體上處于強烈生態風險水平以上，其中強烈-很強烈-極強烈生態風險水平樣點占比為53.97%，輕度-中度生態風險水平樣點占比為46.03%；土壤Cd含量總體處于中度生態風險水平，輕度、中度和強烈生態風險水平的樣點數分別占總樣點數的26.98%、71.43%和1.59%；其他重金屬的生態風險很低，Zn、Pb、Cu、Ni、Cr、As所有樣點均屬于輕度生態風險水平。研究區耕地土壤8種重金屬的潛在生態風險等級差異較大，造成這一現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差異所致，毒性系數較大的重金屬對E值具有更大的貢獻，如Hg毒性系數為40，Cd毒性系數為30，而Zn毒性系數為1，Cr毒性系數為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相對其他重金屬較高，因而導致Hg和Cd單因子潛在生態風險指數突出，其他重金屬潛在生態風險指數較低。

參照公式（3）計算，研究區耕地土壤8種重金屬綜合潛在生態風險指數（RI）平均為151.470，對比RI的分級標準，屬于中度生態風險水平。從研究區耕地土壤不同RI生態風險級別樣點數占總樣點數的比例（表5）來看，中度生態風險水平的樣點數占比較高，為52.38%，輕度和強烈生態風險水平的樣點數分別占總樣點數的35.71%和11.90%。因此，該區域耕地土壤重金屬污染呈現一定程度的潛在生態危害，Hg和Cd是主要生態風險貢獻因子。

2.4 土壤重金屬污染和潛在生態風險的空間分布

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據轉換為連續的數據曲面。對各樣點的土壤綜合污染指數和綜合潛在生態風險指數進行空間插值可以直觀地反映出研究范圍內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（反距離加權插值法）。采用SPSS的K-S法檢驗發現研究區8種重金屬PLI值符合正態分布（在P=0.05水平下，Sig.=0.615），且RI值亦符合正態分布（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［26］得到研究區耕地土壤8種重金屬綜合污染指數（PLI）和綜合潛在生態風險指數（RI）的空間分布圖（圖2和圖3）。從中可以看出，研究區耕地土壤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風險峰值，并向周邊呈遞減趨勢，這有可能對當地蔬菜種植和居民身體健康產生危害，應引起 關注。

圖2 研究區耕地土壤重金屬PLI的空間分布

圖3 研究區耕地土壤重金屬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的影響，也受到人為活動的擾動，尤其是人為活動導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（研究區土壤呈堿性反應），很難發生垂直遷移，但會隨著時間的推移逐漸富集，給農作物和人類健康帶來風險。研究區耕地土壤中除As外，Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、Cr和Hg均有產生不同程度的累積，這與王宣等［27］常規農業生產區的土壤重金屬污染明顯較高的研究結論一致。雖然總體污染較輕，但仍存在一定的生態風險，而研究區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象，霧霾往往也是各種重金屬污染物的載體；（2）研究區內有一家始建于1983年、設計能力6萬t·年-1地方國營煤礦（圖1），雖然該煤礦已經在2000年破產關閉，但該煤礦在近20年生產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燃煤技術，煙囪較矮且沒有除塵技術，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、農藥、有機肥以及除草劑的大量施用是常規農業生產的主要手段，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、農藥及有機肥等的長期施用而不斷積累［32-33］。研究區自然地理條件基本一致，土壤質地均勻，母質差異很小，因此，上述因素可能是造成該區土壤重金屬含量全面增高的重要原因。

從研究區8種重金屬PLI和RI的空間分布來看，該區存在一定的污染和生態風險峰值。這說明該區土壤重金屬含量出現了空間差異，而在局部環境條件基本一致的情況下，農戶行為差異可能是造成部分地塊土壤重金屬污染和生態風險突出的原因之一。如不同農戶的施肥、農藥噴灑、對環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論一致。實地調研發現，污染突出的地塊上化肥和農藥施用強度較其他地塊大，且農戶在作物種植過程中會施用雞糞，絕大多數農戶未參加過農業技術培訓，影響了其在農業投入選擇上的科學性，提高了土壤重金屬污染的風險。

因此，使用清潔的能源，指導農戶合理施用化肥、農藥和有機肥并接受農業生產的相關技術培訓等是防止土壤重金屬累積、促進土壤健康可持續利用、保障綠色有機旱作農業生產的重要舉措。

4 結論

研究區耕地土壤中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，表明該常規農業村耕地存在不同程度重金屬累積的現象，應引起重視。

從單因子污染指數看，該區土壤Hg處于中度污染，Cd、Cu、Ni、Pb、Zn、Cr處于輕度污染。從綜合污染指數看，該區所有樣點8種重金屬總體上屬于輕度污染。從綜合潛在生態風險指數看，該區總體屬于中度生態風險水平，其中Hg和Cd生態危害突出，其他重金屬潛在生態風險較低。

從研究區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風險峰值。說明在局部自然地理條件差異不大的情況下，該區耕地土壤重金屬累積與霧霾、燃煤、煤礦生產以及農業生產等人類活動密切相關。