廖启林 任静华 许伟伟 李文博 范 健 金 洋 崔晓丹 汪媛媛

(江苏省地质调查研究院，南京 210018)

耕地土壤重金属污染防治对于人多地少的我国具有特别重要的现实意义，研究耕地土壤中重金属分布特征与规律也是当前土壤科学所高度关注的问题，相关文献极为丰富[1-8]。最近10年内严连香等[4]、王梅等[5]、刘静等[6]、陈永等[7]均先后从土壤科学研究层面报道过高强度人类活动背景下农田土壤重金属积累与迁移分布，涉及重金属污染防治研究。镉（Cd）是典型的有毒有害重金属元素，农田土壤中Cd 较容易为水稻等吸收，是多学科或专业研究土壤污染防治的重点，也是农田土壤重金属分布特征及其规律研究的热点[1-3,7,8]。田块中土壤Cd 分布与其污染治理紧密相关，了解土壤Cd 分布状况是防治其污染的前提。之前的农田土壤重金属等不均匀分布[9-11]研究甚少专门针对田块，尽管大量的土壤重金属空间分异性研究成果[4-7,9,11]为Cd 污染分布不均匀等奠定了理论基础，但关于田块尺度土壤Cd 污染分布不均匀的问题则一直少见翔实报道及其相 应研究资料。而掌握农田土壤田块尺度的Cd 污染分布不均匀性这一规律，对于当前防治耕地Cd 污染又相当关键。为此，本文拟对相关田块土壤的Cd等环境地球化学调查结果做一归纳分析，专门探讨田块尺度上农田土壤Cd 污染分布的不均匀性问题，期望能为耕地Cd 污染防治研究等提供部分参考或借鉴。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

本研究区域位于长江三角洲（简称长三角，余同）地区，典型田块分别来自无锡市与泰州市。长三角是人口密集和耕地资源极为珍贵的地区，也是我国土壤重金属污染报道较多的区域[12-19]。当地雨水充沛，河网纵横，地势平坦，工业发达，交通便利，土地开发利用程度高，耕地资源相对分散化或破碎化程度也很高，经常能见到田块面积不足0.067 hm2的耕地（或农田，余同），而在长三角腹地苏、锡、常一带大多数耕地田块面积均小于0.33 hm2，像0.1 hm2左右的田块很常见。本区实行一年两熟制，夏季主要播种水稻，冬季多播种小麦或油菜。基本农田多配有完善的灌溉系统，除利用雨水灌溉外、从附近河流就地取水机灌是其主要供水保障。其土壤种类繁多，偏酸性的水稻土是常见土类。因地处改革开放初期的乡镇企业重要发源地，导致当今城镇化发展迅猛、且出现了代表人类工业化初期所形成的“点源式”农田土壤重金属污染，以Cd 污染暴露得更为明显。依据前人有关报道，当地涉及重金属的产业包括热电厂、电池厂、陶瓷工艺品加工、电子产品加工等[4,14,20-22]。其耕地Cd污染范围总体相对有限（其重度污染样点占比小于0.5%），但因为污染田块分布相对隐蔽，总结其污染分布特征仍十分必要。

1.2 样品采集与分析

借助专门工具、依据田块形状系统采集耕作层土壤样品，采样深度控制在地表20 cm 以上，每个田块采集5～15 个样品，所采集的样品尽量均匀分布在田块的不同部位、并能控制整个田块所分布的范围。长条形（含近似长条形）田块，实行等间距采样，按照灌溉水流方向从头至尾每间隔10 m 左右采集一个样品、每个样品由横切田块的代表该部位的一条线上的5 个点土壤混合组成；方块形（含近似方块形）田块，实行对角式采样，按照中心与四角各采集一个样品、每个样品由代表该部位的呈梅花状5 个点土壤混合组成。每个样品取土约1 000 g，每个散点取土约200 g，散点分布力求相对均匀，直线上的5 个点要求均匀分布于田块的一个边界到另一边界，呈梅花状的5 个点要求均匀分布在采样点10 m 范围内。土壤沉积剖面按照不同深度截取样品、采样量一般为300 g/样。

对所采集的土壤样品进行晾干、剔除草根等杂物后，揉碎、过0.85 mm 孔径尼龙筛，分取150 g送实验室分析化验（取50 g 做pH 分析、取100 g做Cd 等重金属分析），剩余样品留存备用。样品分析测试指标为Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Hg、As、Sb、Se、pH、TOC 等，pH 采用过0.85 mm 孔径筛的土样直接经去离子水处理后上仪器分析，其他指标采用磨细至0.075 mm 粒径以下的细颗粒进行分析。Cd 采用电感耦合等离子体质谱法（酸溶ICP- MS）分析，Cu、Pb、Zn、Cr、Ni 等采用X 射线荧光光谱法（XRF）分析，Hg、As、Sb、Se 采用原子荧光光谱法（AFS）分析，pH 测定采用电位法，TOC测试采用重铬酸钾容量法。

1.3 数据获取

自2013年开始，分别在江苏长三角地区的无锡锡山区、宜兴市及泰州高港区等地针对典型农田土壤重金属污染进行了田块尺度的调查取样分析，获取了5 个不同田块42 个土壤样品的Cd 等重金属分析数据，每个田块的基本信息见表1，田块采样点分布情况见图1。表中所列5 个田块中，E 属于非污染田块、其余均为污染田块。田块A 的污染源为镍镉电池厂，排污时间超过15年；田块B、C 的污染源为附近的河泥，排污时间超过20年；田块A 的污染源为有色玻璃厂（使用含镉颜料），排污时间超过10年。

1.4 土壤污染等级确定

参照《土壤环境质量标准》（GB15618-2018）的风险筛选值，利用调查获取的土壤Cd 含量等数据计算上述田块土壤的各个样点的Cd 污染指数Pi。Pi=Cs/Ci，Cs 为土壤Cd 含量实测值，Ci 为农用地土壤污染风险筛选值（依据土壤pH 差异分别限定为0.3、0.6 mg·kg-1，mg·kg-1= μg·g-1=10-6，余同）。依据Pi 值大小或变化范围将耕地土壤Cd 污染划分为：

清洁（或无污染）：Pi ＜1.0；轻微污染：Pi=1.0～2.0；轻度污染：Pi=2.0～3.0；中度污染：Pi=3.0～5.0；重度污染：Pi＞5.0，重度污染亦称为严重污染。

2 结果与讨论

2.1 典型田块中土壤Cd 等分布特征

相对于各地土壤背景值而言，每个田块土壤Cd 含量均明显偏高，这与上述5 个田块均选择在污染区及其附近有关。表2列出了上述5 个典型田块土壤中相关样品的Cd 等分析测试结果，可看出这5个田块土壤中Cd 多呈不均匀分布，具有如下特征：

表1 典型污染田块背景资料 Table1 Basic information of the surveyed farmland plots

图1 田块采样示意图 Fig.1 Distribution map of soil sampling points in the every farmland plots

表2 污染田块土壤Cd 等元素分布调查分析结果 Table2 Contents of 11 studied elements in the surveyed polluted farmlands

续表

（1）土壤Cd ＞ 1.0 mg·kg-1的田块中，其同一田块土壤中Cd 含量均存在显著差异、呈不均匀分布。例如，田块A 采集10 个土样，其土壤中Cd 最高含量为89.5 mg·kg-1、最低含量仅为0.34 mg·kg-1，二者相差263 倍多，其10 个土壤样品的Cd 含量变异系数（CV，余同）为176%；田块B 也采集10 个土样，其土壤中Cd 最高含量为11.0 mg·kg-1、最低含量仅为1.14 mg·kg-1，二者相差近10 倍，Cd 含量变异系数为104%；此外，田块C、D 中土壤Cd 分布也呈不均匀态势。

（2）与上述污染田块中土壤Cd 呈不均匀分布相比较，同一块污染稻田土壤中，其他重金属元素则未显示类似特征。例如，田块B、C、D 均为Cd污染田块，其各自田块土壤中 Cu、Pb、Cr、Ni、As、Hg 等重金属元素分布差异均不显著，同一田块中每个元素含量的最大值与最小值相差均不超过2倍（绝大部分相差不超过1.5 倍）、元素含量变异系数CV 全部小于50%，表明田块中的Cu、Pb、Cr、Ni、As、Hg 等未呈现显著不均匀分布。

（3）田块A 属于苗圃地（旱地、先前为耕地），该田块土壤表现为Cd 等多个重金属元素呈不均匀分布。在其10 个土壤样品测试数据中，Cd、Pb、Zn、Ni、Hg、Se 等均呈现不均匀分布，每个元素的最高含量与最低含量相差达到2 倍以上、且元素含量变异系数多大于50%，以Cd、Ni 分布不均匀特征最为明显。与田块A 相反的是，田块E 中所有元素几乎均呈现相对均匀分布。说明田块尺度土壤中Cd 等分布不均匀有多种表现形式，而旱地土壤中Cd 等分布不均匀可能更甚于稻田。在未发生污染的稻田中，其田块尺度上土壤Cd 等重金属分布以相对均匀为主，预示着田块尺度上土壤Cd 分布不均匀主要是外源污染所致。

（4）除田块A 外，其余4 个田块中土壤pH 相对稳定。田块A 中10 个土壤样品的pH 变化范围为4.35～6.80，田块B 中10 个土壤样品的pH 变化范围为5.27～5.60，田块C 中10 个土壤样品的pH 变化范围为6.26～6.60，田块D 中6 个土壤样品的pH 变化范围为7.57～7.76，田块E 中6 个土壤样品的pH变化范围为7.89～8.06。田块A属于苗圃用地（旱作），其余4 个田块均为稻田（水田）。对比旱地田块及水稻田块的土壤Cd 及pH 的变异关系，发现旱地田块的Cd 污染呈现不均匀分布时、其土壤pH 分布也呈现了很大差异性，但水稻田块呈现Cd 污染分布不均匀时、其土壤pH 分布则未显示出明显差异，表明田块的利用方式对土壤Cd 污染不均匀分布及其pH 分布等有直接影响。

（5）在田块土壤Cd 污染分布不均匀的同时，其TOC（总有机碳）分布也呈现了相似的不均匀分布。如田块B 的10 个土壤样品的TOC 极值差却为0.91、极值差同其均值比达到29.6%。其余各田块中，土壤TOC 的最大值与最小值也存在一定差异。

2.2 田块尺度土壤Cd 污染及其变化

利用表2中的调查数据，对上述5 个田块的Cd污染状况进行评价，结果列于表3。从该表可看出，4 个污染田块A、B、C、D 中仅田块C 全部达到重度污染，田块A 分别达到了轻微—重度污染，田块B、D 全部为中度—重度污染。除无污染的田块E 及面积最小的田块C 外，其余3 个田块中土壤Cd 的污染程度均可分为不同的污染等级，进一步证实当地田块尺度上土壤Cd 污染分布具有普遍的不均匀性。

表3 田块土壤Cd 污染评价结果 Table3 Assessment results of Cd pollution in soils from the above stated plots

对于近似长方形（或长条形）的田块而言，污染分布在空间上呈近似指数衰减特征。距离污染源头最近的一端，其土壤Cd 含量相对最高，随着远离污染源头、其土壤Cd 含量渐次降低，直至逐步衰减至当地土壤正常Cd 含量，这方面的典型实例有田块A、B。

田块A 的污染源头锁定为某一镍镉电池厂，东端紧邻电池厂所在的围墙、西端距离电池厂约200 m，该田块中土壤Cd 污染从东向西呈渐次衰减，Cd 含量从89.5 mg·kg-1降低至1.0 mg·kg-1之下，距离电池厂的距离从20 m 内增加至200 m，田块中土壤Cd 含量从东端向西端成规则性的指数衰减趋势，与田块土壤Cd 呈类似衰减的还有Ni，如图2所示。田块B 的Cd 污染由河水灌溉所致，附近的河流底泥中因为陶瓷品加工之“三废”排放而聚集了大量的Cd，再通过抽取该河流的水（夹带污泥）灌溉田块B，而形成了局地Cd 污染。该田块是入水口附近的土壤Cd 最高、达到11.0 mg·kg-1，出水口附近的土壤Cd 最低、仅为1.0～2.0 mg·kg-1，在总长度不到100 m 的范围内从入水口到出水口其土壤Cd 也呈近似指数衰减特征。

图2 田块A 土壤中Cd、Ni 衰变特征 Fig.2 Variation of Cd and Ni contents in soils from the plot A

对于近似正方形（或方块形）的田块而言，土壤Cd 污染变化在空间上无明显的方向性，其典型实例为田块D，在该田块共测试了6 个土壤样品，4个角落与中心点土壤的Cd 含量呈无规则变化，但靠近污染源头那个角落附近土壤Cd 含量最高，达 到13.2 mg·kg-1，其余3 个角落及中心点附近土壤Cd 含量全部介于2.0～3.0 mg·kg-1之间，整个田块采用4 角落+中心点组合采样所得到的均一化土壤Cd含量为3.91 mg·kg-1。该方形田块土壤Cd 污染空间变化呈无规则状，但靠近污染源附近土壤中Cd 污染最严重的趋势依然存在。

表4展示了取自田块B 中一个土壤沉积剖面的 Cd 等元素含量分析结果，可看出该田块中的Cd 主要富集在0～20 cm 深度的表层土壤中、20～40 cm 深度的土壤有轻度的Cd 相对富集，在0～20 cm深度土层中还伴随有Pb、Zn、Sb、TOC 等相对富集，这一深度土壤的pH 则相对偏低，反映了污染田块耕作层土壤不仅聚集了Cd 等、还同时会伴随土壤的相对酸化。在其他Cd 污染田块进行土壤沉积剖面调查分析的结果也与此类似，说明在类似长三角这类地区的Cd 污染田块中，耕地Cd 污染主要还是集中在耕作层土壤中，耕作层以下深度土壤中甚少出现Cd 污染、至少未重现严重的Cd污染。

2.3 田块土壤Cd 污染不均匀分布的主控因素

依据土壤沉积剖面的重金属等元素分布特征来鉴别污染成因已被前人所广泛运用[21-24]，上述长三角典型地区的耕地Cd 污染成因主要来自人为活动的影响、而非先天的地质作用，这一点也被大量的土壤沉积剖面的元素地球化学调查结果所证实[21,24]。耕作层土壤作为表生地质作用与人类活动共同孕育的产物，继承了土壤作为非均质体的基本结构特征及其相关的元素分布空间差异性[25-29]，同时也蕴藏了缘于人类活动的随机因素所导致的部分物质组成演化之不可预测性[3,9,27]。对于上述出现的田块尺度上农田土壤中Cd 污染分布不均匀，与土壤本身非均质体、同时受多种人为因素影响有关。

通常认为向农田土壤输送Cd 的路径主要有3条，分别为工业“三废”排放（含降尘等）、灌溉（含带入污泥等）、施肥（含各种农药与添加剂添加等）[2,20,22,30-31]。落实到具体田块，其土壤Cd 的相对富集很可能来自上述3 个途径的某一种或某几种的叠加。与之前报道的农田土壤Cd 污染多源于矿业、特殊磷肥施用及大规模污灌等所不同的是，像长三角这类平原区的局地农田土壤Cd 污染更多的是源于一些非主流的人为活动，如陶瓷工艺品与有色玻璃生产中用到的Cd 和Se 颜料、Ni-Cd 电池厂的废气排放、富Cd 淤泥的就近转移等，这些因素形成的局部农田土壤Cd 污染在空间分布上难以用常理去推测或预测，但其分布范围相对比较有限，在表现形式上污染分布不均匀性特征鲜明。

何以在一个长仅20～200 m、宽仅5～80 m 的田块中同时出现不同程度的土壤Cd 污染？综合对比分析认为，有两方面的因素发挥了突出作用。其一，田块平整度暨微地貌或地势的差异是导致田块土壤Cd 污染分布不均匀的主要内因；其二，土壤Cd 输入的随机性是导致田块Cd 污染分布不均匀的主要外因。诸如微地貌差异可导致同一田块存在积水坑、地势低洼等，使灌溉水等并非处于同一水平面上流动，形成土壤中的污染物容易随着水流向地势最低的地段汇集，而抽水灌溉又是向耕地输送Cd 的常见方式，像在无锡宜兴、泰州高港等地的田块中均发现了积水地段土壤Cd 含量相对最高的现象，表明微地貌差异的确是导致田块尺度土壤Cd 污染分布不均匀的控制因素。再如，通过施肥、三废排放等向田块输送Cd 有一定的随机性，像人工撒肥、小工厂或作坊的排放等均是不可控的，带有一定的随机性或偶然性，好比一块旧电池被扔进田块、一把富含Cd 的肥料被随机播撒到某个部位，均可以导致同一田块中土壤Cd 污染分布不均匀。距离污染源头的远近不同，也能导致田块土壤Cd 污染分布不均匀性。

总之，上述田块度农田土壤中的Cd 污染分布不均匀是土壤的非均质性与多种人为因素干扰的综合作用结果，缘于相关内因与外因的共同作用，不可控的人为干扰之影响作用甚大。人为活动与农田土壤的重金属污染成因之间的探讨早已不再是新鲜课题[30-33]，随着田块尺度土壤重金属污染评价研究的深入，包含一些成熟的土壤空间分布差异性分析技术的日趋完善与推广应用[34-35]，尤其是伴随我国农业现代化的逐步推进，相关农田土壤重金属污染的防治研究及其规律总结将趋向定量化、系统化、实用化[36-37]，对相关田块尺度上农田土壤Cd等污染分布不均匀的认识及其成因探讨也会更加精准全面。

表4 污染田块中典型土壤沉积剖面采样分析结果 Table4 Analytical results of heavy metals，pH and TOC in the vertical soil profile within a plot

3 结 论

在耕地等农田分布破碎化程度极高的长三角地区，田块尺度上农田土壤Cd 污染分布不均匀具有普遍性。同一田块若存在Cd ＞ 1.0 mg·kg-1的土壤、其不同部位Cd 含量多有显著差异，最高与最低含量之间可相差几十倍。在一块面积不足0.13 hm2、长不足百米、宽不足十米的稻田中，可同时存在轻、中、重度等Cd 污染。土壤的非均质特性与不可控的人为干扰等共同作用是导致田块尺度土壤Cd 污染分布不均匀的主要原因。田块尺度土壤Cd 污染分布不均匀主要表现在水平方向上，在垂直方向上田块土壤中Cd 污染主要聚集在耕作层深度范围内即20 cm 以上（或以浅）的表层。尽管田块中出现了土壤Cd 污染分布不均匀，但稻田中其他重金属如Cu、Pb、Zn、As、Cr 等分布则并未出现类似现象，这些重金属在田块尺度上的水田土壤中总体以均匀分布为主。准确认识并把握田块尺度上存在土壤Cd 污染分布不均匀的规律，对于有效开展耕地Cd 等污染修复治理有重要价值。

致 谢参加该项研究的还有汤志云、华明、朱伯万等，江苏省地质调查研究院的有关领导及专家对本项研究给予了大力支持帮助，中国科学院南京土壤研究所史学正、黄标研究员提供了重要指导与帮助，谨诚致谢忱！