衛寧平原農用地土壤重金屬污染特征與生態風險研究

劉志堅 ，董元華，張琇，卿成實

1. 寧夏回族自治區國土資源調查監測院，寧夏 銀川 750002；2. 中國科學院南京土壤研究所土壤環境與污染修復重點實驗室，江蘇 南京 210008；3. 北方民族大學生物科學與工程學院，寧夏 銀川 750021；4. 中國地質調查局成都地質調查中心，四川 成都 610081

土壤作為陸地生態系統的重要組成部分，保障了全球約95%以上的食物（張江周等，2022），不僅是全世界人類可持續發展目標中的焦點，也是中國保障農業可持續發展和生態文明建設的基礎。土壤的清潔程度是影響其生態功能健康與否的重要指標（沈仁芳等，2020）。隨著中國城鎮化、工業化的快速推進，直接或間接排放到土壤中的廢棄物導致土壤生態功能受損的問題日益凸顯。長期以來，土壤重金屬污染成為嚴重破壞土壤健康的主要因素之一，尤為受到人們的關注，究其原因是重金屬在土壤中遷移轉化速度慢，治理難度大、周期長、成本高，當其累積超過土壤可承載的安全負荷時更易加劇糧食安全風險（孫帥等，2021）。健康的土壤事關國家糧食安全和農業高質量發展，掌握土壤重金屬含量狀況，識別土壤重金屬生態風險，對強化精準、有效的土壤重金屬污染風險管控，具有重要意義（楊湜煙，2022）。

目前，對區域性土壤重金屬污染的評價方法主要有，內梅羅綜合污染指數法、污染負荷指數、單因子污染指數、地質累積指數、生態風險預警指數及 Hakanson潛在生態風險指數等。單一的評價方法存在一定局限性（劉娣等，2022），在對土壤中多個重金屬元素的污染特征進行評價研究時，應從綜合多個重金屬元素的綜合污染程度及生態風險兩個方面進行。無論哪種方法，通常都會選用地球化學背景值或農用地污染評價風險篩選值作為“參比值”。然而，地球化學背景值代表不包括人類活動影響在內的自然物質中元素的濃度（滕彥國等，2003），這與大多數平原地區擁有密集的城鎮區、工業區及農業區的現實不符；而以風險篩選值作為參比值，往往會存在“低地質背景疊加一定程度的人為源污染的地球化學異常區仍然被評定為清潔區”的問題（劉愛華，2005）。因此，選用能夠反應當下人類活動正常擾動下的土壤元素濃度的環境地球化學基線值作為參比值，更具合理性。

衛寧平原位于黃河流域上游，不但是中國著名地理標志產品“中寧枸杞”的唯一原產地，而且是西部內陸地區重要的糧食、蔬菜、飼料生產地，更享有“中國塞上硒谷”之美譽。由于地理條件優越，交通便利，水源豐富，衛寧平原擁有發達的農業及旅游業，緊臨其北側分布著以精細化工、鋼鐵冶煉、金屬材料及高分子材料制造為主的工業園區。隨著時間的累積，工業園區內金屬冶煉、新材料加工排放的廢棄物必然會對周邊一定范圍內的土壤健康造成影響（曾偉斌，2021）。然而，目前還沒有關于衛寧平原土壤重金屬污染程度與潛在生態風險方面的研究，由人類活動造成土壤重金屬的累積特征尚不清楚。因此，以衛寧平原農用地為主要對象，開展土壤重金屬累積特征、污染狀況及潛在生態風險研究，對實現“黃河流域生態保護和高質量發展戰略”具有重要意義。本文擬解決的科學問題如下：（1）分析衛寧平原土壤重金屬地球化學特征，采用標準化法計算重金屬元素環境地球化學基線值，以此用作污染評價的參比值；（2）采用污染負荷污染指數與Hakanson潛在生態風險指數相結合的方法，對土壤重金屬從污染程度與生態風險兩個方面進行評價研究；（3）基于GIS系統，將區域空間離散的土壤重金屬含量數據進行空間插值并疊加富集因子評價結果，闡明非自然源成因的土壤重金屬污染的空間分布特征。本研究結果有助于全面了解衛寧平原農用地土壤重金屬污染狀況、空間分布及其潛在風險，并為黃河上游地區的農用地土壤環境污染防治及生態風險管控工作提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 衛寧平原概況

衛寧平原位于黃河上游的寧夏中衛市與吳忠市部分地區（圖1），面積約1350 km2，其中農用地面積約為981 km2，地貌以黃河沖、洪積平原為主，洪積傾斜臺地次之，屬于大陸性氣候，降水稀少，蒸發強烈，生態環境脆弱。衛寧平原所屬區域大地構造位置為柴達木—華北板塊，阿拉善微陸塊，騰格里早古生代增生楔（王成等，2017），區內無基巖出露，主要土地利用類型有水澆地、旱地、水田、草地、園地等，種植水稻、小麥、玉米、枸杞、蔬菜等，主要的土壤類型有灌淤土、潮土、新積土、灰鈣土、鹽土，成土母質多為全新統河流沖洪積物，次為更新統洪積層。衛寧平原產業布局以農業、養殖業為主，鄉鎮企業發達，在其北側分布有以精細化工、鋼鐵冶煉、金屬材料及高分子材料制造為主的工業園區。

圖1 衛寧平原區域位置示意圖Figure 1 Regional location of Weining Plain

1.2 樣品采集

采用“網格法”控制預設采樣點的空間均勻性，在此基礎上以研究區第三次全國土地調查圖斑數據為參照依據，對樣點位置進行調整，確保大部分采樣點布設在農用地范圍（中華人民共和國國土資源部，2016）。2021年10—11月，在衛寧平原共采集表層土壤樣品2830件。農用地樣品密度為每平方公里4件，共采2444件；其它用地樣品密度為每平方公里2件，共采386件。每件樣品均由5件子樣品等量均勻混合而成，各子樣點間距20 m。采樣工具為非金屬材質，在剝離表層浮土后采掘地表往下20 cm范圍內的土壤，挑揀出樣品中的石塊、蟲體以及殘余根系等雜物，然后將各子樣品充分混合后裝入清潔布袋，送往樣品流轉中心進行初步加工。采回的樣品首先在流轉中心陰涼處進行自然風干，然后過20目（孔徑0.84 mm）尼龍篩，充分混勻后縮分稱取800 g裝入清潔樣瓶，送往實驗室檢測。

1.3 樣品分析測試方法

在實驗室對土壤樣品進行自然風干，采用四分法縮分后，分取一部分樣品用于pH分析；分取一部分部樣品進行星球磨機研磨，過100目篩（孔徑0.15 mm）用于元素分析。樣品分析測試執行《多目標區域地球化學調查規范（1∶250000）》（DZ/T 0258—2014），樣品分析項目及其分析方法、檢出限見表1。在分析測試過程中，每500件樣品插入12個土壤國家一級標準物質（GBW07407、GBW07447、GBW07449、GBW07451、GBW07452、GBW07453、GBW07455、GBW07431-GBW07435）控制分析測試準確度，在與其他樣品同等分析條件下對標準物質進行 12次分析檢驗，分別計算每個標準物質元素平均值與標準值之間的對數偏差；精密度控制采用4個兼顧大部分元素高、中、低含量的土壤一級標準物質進行監控，每 45件分析樣品中，以密碼樣品插入4件國家一級標準物質，計算每種元素的4件標準物質單次測定值與標準值之間的相對標準偏差。樣品檢測在湖北省地質實驗測試中心完成，通過準確度和精密度控制樣品分析測試質量，標準物質測量值與標準值對數差要求小于或等于0.12，準確度合格率達到98%；密碼樣檢驗數據計算相對雙差要求小于或等于 25%單元素一次重復性檢驗合格率達到96%。

表1 土壤樣品分析項目及其測試方法和檢出限Table 1 Analysis items, method and detection limits of samples

1.4 環境地球化學基線值計算方法

環境地球化學基線可以評價經濟社會發展變化后表生環境中化學物質濃度變化及環境影響（章海波等，2010），相比較于地球化學背景值是不包含人類活動影響在內的自然物質中元素的濃度，地球化學基線不排除人為干擾，是在人類擾動地區測量的元素濃度。基于環境地球化學基線，區分環境背景和環境異常是進行環境評價和了解環境演變的基礎（滕彥國等，2001；張秀芝等，2006）。

采用標準化法計算衛寧平原土壤重金屬環境地球化學基線值。用重金屬元素As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn與地殼穩定元素做相關性分析（Newman et al.，2007），將相關性好的地殼穩定元素作為標準化因子，代入基線計算模型：

Hm——重金屬的測量質量分數，mg·kg-1；

Ce——地殼穩定元素的測量質量分數，mg·kg-1；

a、b——回歸常數。

通過繪制線性回歸曲線，落在95%置信區間內的樣品代表基線的取值范圍，落在95%置信區間外的樣品代表受到人為污染的樣品，須予以剔除（Abraham，1998）。通過統計分析及數據處理可獲得回歸參數a和b的值，根據衛寧平原地殼穩定元素的背景含量，可以求得重金屬的平均預測值，模型如下：

Bm——土壤重金屬m的環境地球化學基線值，單位 mg·kg-1；

1.5 土壤重金屬污染評價

1.5.1 污染負荷指數法

污染負荷指數（P）是用于評價土壤中多種重金屬的綜合污染程度的一種評價方法（劉雪松等，2022），適用于區域土壤重金屬污染程度評價，能直觀反映各個重金屬對污染的貢獻程度及多個重金屬元素的綜合污染程度（張云蕓等，2019），通過實測含量與參照元素含量值之比來衡量重金屬的污染程度，將污染指數相乘再開根可得綜合污染負荷指數（Suresh et al.，2012）。計算公式為：

Ci——重金屬i的單項污染指數；

wi——土壤樣品重金屬i的質量分數，mg·kg-1；

wji——參照元素的質量分數，在此選用重金屬i的環境地球化學基線值，單位mg·kg-1；

P——重金屬綜合污染負荷指數；

n——參加評估的重金屬元素個數。單元素污染等級分5等：無污染（Ci≤0.7），輕微污染（0.7＜Ci≤1），輕度污染（1＜Ci≤2），中度污染（2＜Ci≤3），重度污染（Ci≥3）。污染分級標準（李一蒙等，2015）為：P≤0.7屬于無污染，0.7＜P≤1屬于輕微污染，1＜P≤2屬于輕度污染，2＜P≤3屬于中度污染，P≥3屬于重度污染。

1.5.2 潛在生態風險指數法

Hakanson潛在生態危害指數法是在綜合考慮重金屬元素沉積特征和毒理學效應的基礎上，評價土壤重金屬污染程度和生態風險（周亞龍等，2021），評價模型如下：

R——綜合潛在生態風險值；

Ci——重金屬i的實測值；

1.6 土壤重金屬富集因子評價方法

富集因子法是定量評價污染程度與污染來源的重要指標，選擇地殼中穩定且未受到人為活動擾動的元素作為參照元素，樣品中污染元素含量與參照元素含量的比值與背景區中二者含量比值的比率即為富集因子（E）（張秀芝等，2006），計算模型如下：

X/Y——表層土壤重金屬含量相對參照元素含量的比值；

Xm/Ym——重金屬背景值相對參考元素背景值的比值。參考環境地球化學基線計算過程，選擇Al作為參照元素，通過迭代剔除大于或小于3倍標準差的異常數據后，求出Al的背景值，即為Ym值；Xm值為上文求得的重金屬環境地球化學基線值。通常情況下，認為E＜2代表土壤重金屬為自然源，E＞2則代表土壤重金屬的積累很大程度是受到人為源貢獻（N'guessan et al.，2008）。

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬環境地球化學基線

將地殼穩定元素（Al、Li、Ti、Sc）作為備選標準因子進行地球化學參數統計分析，結果見表 2。這些元素的變異系數為0.11—0.14，空間分布穩定。迭代剔除大于或小于3倍標準差的“異常值”后計算 Al、Li、Ti、Sc 平均值分別為 10.97、31.8、3171.73、9.73 mg·kg-1。用 SPSS22 軟件對 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn 和 Al、Li、Ti、Sc 進行相關性，結果見表 3。Al與 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn的相關系數（r）分別為0.77、0.80、0.58、0.78、0.87、0.90、0.88、0.92，相關性顯著優于Li、Sc、Ti。由此確定Al為標準因子，基于環境地球化學基線模型計算 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn 環境地球化學基線值分別為14.51、0.29、79.61、0.05、34.57、26.42、23.95、73.49 mg·kg-1，見表 4。

表2 土壤穩定元素含量統計特征Table 2 Statistical results of stable elements contents in the soils of the research region

表3 土壤重金屬與Al、Li、Sc、Ti相關系數表Table 3 Correlation coefficients between heavy metal elements and Al, Li, Sc, Ti

表4 土壤重金屬環境地球化學基線值Table 4 The environmental geochemical baseline values of the heavy metal in the soils

2.2 土壤重金屬污染評價

2.2.1 土壤重金屬污染

衛寧平原土壤 pH范圍為 7.72—9.64，中值為8.56，表層土壤重金屬地球化學參數特征見表5，土壤As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn的平均含量均低于環境地球化學基線值，但分別為黃河流域土壤背景值（奚小環等，2021）的1.12、1.68、1.03、1.76、1.02、1.04、1.02、1.05倍，超出此背景值的樣點比例由大到小依次為 Cd（76.61%）、Hg（70.64%）、Cr（68.48%）、As（67.24%）、Ni（53.50%）、Cu（53.46%）、Zn（53.00%）、Pb（51.38%），總體上相對富集且分布均勻。Cd、Hg表現為強分異性，其變異系數分別達到0.54及0.69，代表了人為活動對這兩種元素在土壤中的積累造成顯著影響（張利，2020）。與《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的“農用地土壤污染風險篩選值（pH＞7.5）”（中華人民共和國生態環境部，2018）相比，研究區土壤重金屬僅As、Cd、Hg、Zn分別在不同的4件樣品中含量略高于“風險篩選值”，但遠遠低于“風險管制值”，表明研究區土壤中重金屬含對當地農產品質量安全、農作物生長以及土壤生態環境的風險較低，一般情況下可以忽略。

表5 土壤重金屬含量統計表Table 5 Statistical results of heavy metal content in soils mg·kg-1

盡管土壤重金屬含量總體低于國家土壤污染風險篩選值，為探究人為源在低地質背景區域內造成的土壤污染程度，以重金屬元素環境地球化學基線值為，采用污染負荷指數法進行污染程度評價。結果表明，衛寧平原土壤重金屬單項污染指數（Ci）平均值依次為 Cd（1.45）、Hg（1.26）、Pb（1.12）、Zn（1.01）、As（0.99）、Ni=Cu=Cr（0.98）。As、Cr、Cu、Ni屬于輕微污染水平，Zn、Pb、Hg、Cd屬于輕度污染水平。不同污染程度樣點數占總樣點數百分比見表6，As、Cr、Ni總體上污染程度較低，達到輕度污染的樣點比例分別為 39.26%、39.19%和46.71%，無中度及以上等級的污染樣點；Cd、Hg、Cu、Pb、Zn相對較高，達到輕度污染的樣點比例分別為39.30%、48.20%、44.49%、47.03%、46.78%和40.39%，達到中度污染的樣點比例分別為1.45%、6.47%、0.11%、0.11%和0.14%。Cd、Hg、Pb、Zn還存在重度污染的樣點，比例分別為0.35%、1.84%、0.07%和0.11%，相比其它元素Cd、Hg的污染貢獻率最高。綜合污染指數評價（P）結果表明，衛寧平原輕微污染樣點占比 39.82%，輕度污染樣點占比46.01%，中度污染樣點占比3.32%，總體以輕度污染為主，無重度污染。

表6 不同污染等級樣點數百分比Table 6 Percentage of sample points of different contamination levels %

2.2.2 土壤重金屬生態風險評價

圖2 土壤重金屬單指標潛在生態危害風險Figure 2 Potential ecological risk of individual heavy metal in soils

表7 土壤Cd、Hg潛在生態風險等級Table 7 Potential ecological risk of Cd and Hg in soils

2.3 討論

土壤重金屬富集因子（E）評價結果見表8，主要由人為源貢獻（E＞2）造成富集的樣點比例由大到小依次為 Hg（18.94%）、Cd（5.41%）、As（0.81%）、Cu（0.64%）、Zn（0.57%）、Pb（0.46%）、Ni（0.39%）、Cr（0.14%）。疊加土壤重金屬污染評價結果可知，那些達到“輕微污染”的樣點均為人為源造成，表明人類活動對于土壤重金屬的輸入作用顯著。有1%的樣點雖然目前屬于清潔無污染，但至少一種重金屬元素富集因子（E）大于2，表明這些樣點重金屬元素累積主要由人類活動輸入造成，隨著重金屬的不斷輸入，那些尚處于“清潔”狀態的樣地，土壤重金屬污染的風險也會逐漸顯現。

表8 重金屬富集因子評價結果Table 8 The enrichment factors evaluation results of heavy metal

基于ArcGIS 10.2進行空間分析，采用反距離權重空間插值法對衛寧平原范圍內所有地類圖斑進行元素含量數據插值、賦值，將圖斑的富集因子評價與重金屬污染評價結果進行疊加后與空間信息關聯，由此提取出由人為源輸入（E＞2）所導致的土壤重金屬富集的地塊圖斑，面積共計 190 km2。再將富集因子評價結果疊加重金屬污染程度評價結果，得到“土壤重金屬污染風險圖”（圖 3）。結果顯示，“無風險區”面積為7.0 km2；“低風險區”面積為176.2 km2，集中分布在城鎮—農用地交錯帶與工業園區-農用地交錯帶，其污染因子組合分別為 Cd、Hg、Pb、Zn、Cu 與 Cd、Hg、Pb、Zn。“中度風險區”面積為9.8 km2，零星分布于工業園區—農用地交錯帶及城區—農用地交錯帶，污染因子組合為Cd、Hg。排除自然背景的因素，土壤重金屬污染主要由工礦廢棄物排放、城市生活廢棄物排放、交通污染及農業活動污染等因素造成（紀小鳳等，2016）。相比而言，那些遠離城市和工業園區的農用地，均為“清潔區”，說明農業生產中的灌溉、施肥、農藥噴灑等對土壤重金屬的貢獻作用有限，而且隨著中國國民環保意識增強、城市管理能力提升、人居環境改善，幾乎不存在城市生活廢棄物的隨意排放現象。衛寧平原污染地塊呈現出沿黃河以北城鎮周圍、工業園區周圍密集分布的特征，這些區域人口密度大、大型工業企業與鄉鎮企業發達、公路及鐵路交通路線密集，這些都是造成衛寧平原土壤重金屬污染的主要原因。有大量研究表明，城鎮及密集的交通路線是車流量較大的地區，交通運輸過程中汽車尾氣排放、輪胎磨損顆粒釋放、潤滑油燃燒的廢氣排放及剎車機械磨損的顆粒物釋放等都是土壤中Cd、Cu、Zn、Pb的主要來源（張磊等，2004；史正軍等，2007；馬建華等，2008；李偉迪等，2019）；緊鄰衛寧平原北側的工業園區分布有鋼鐵冶煉、金屬材料加工制造企業，這類企業在生產中排放的廢氣及煙塵含有大量的Cd、Pb、Zn（王喬林等，2021；胡杰等，2022）；在實地調查中發現，聚集在鄉鎮周邊的企業都存在燃煤及大量儲煤現象，工業園區的鋼鐵冶煉企業生產中常年需要燃燒大量的煤，而工業燃煤正是導致Hg的大量釋放典型因素（李夢婷等，2021）。這些企業地勢略高于平原區，排放的廢棄物經由大氣及水系沉積物會持續地補充到衛寧平原北側的農用地土壤中，致使這些重金屬元素在附近的土壤中不斷積累。

圖3 土壤重金屬污染風險分區Figure 3 The risk zone subarea of heavy metals contamination in soils

3 結論

（1）衛寧平原土壤 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn環境地球化學基線值分別為 14.51、0.29、79.61、0.05、34.57、26.42、23.95、73.49 mg·kg-1；各重金屬元素平均含量顯著高于黃河流域土壤背景值，但均未超出《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的風險篩選值，表明現階段土壤重金屬含量水平對當地農產品質量安全的風險可以忽略；Cd與 Hg空間分異性強，其它重金屬元素分布較為均勻。

（2）污染負荷指數與潛在生態風險指數評價結果較為一致。土壤As、Cr、Ni污染程度較低，Cu、Pb、Zn污染程度相對較高，Cd、Hg污染程度最高；綜合污染指數（P）達到輕度污染的樣點比例為46.01%，中度污染樣點比例為3.32%，總體以輕度污染為主，無重度污染。土壤重金屬綜合潛在生態風險指數（R）值介于33.39—588.94，平均值128.85，總體以“中度風險”為主，無“很強風險”級別的樣點，土壤Cd與Hg是導致衛寧平原綜合潛在生態風險點比例較高的最主要因子。

（3）污染地塊集中分布在城市—農用地交錯帶和工業園區—農用地交錯帶，Cd、Cu、Pb和Zn主要來源于密集的交通運輸活動和工業園區鋼鐵冶煉、金屬材料加工制造排放的廢氣及煙塵；Hg主要來源于鄉鎮企業及工業園區鋼鐵冶煉生產中的燃煤煙塵。相比而言，農業生產對土壤重金屬的貢獻作用有限。

本研究基于以上分析，劃定出土壤重金屬污染風險等級分區空間范圍，研究成果能夠提升對受人為活動影響的農用地土壤重金屬污染風險的管控水平。