韩晋仙，李二玲，班凤梅

（1.山西财经大学资源环境学院，山西 太原 030006； 2.河南大学农业与农村可持续发展研究所/环境与规划学院，河南 开封 475004）

土壤是自然地理环境的重要组成部分，也是人类赖以生存的重要资源。近年来，随着工业化、城镇化和农业集约化进程的加快，土壤污染呈现加剧趋势，尤其是土壤重金属污染［1-3］。据我国首次土壤污染状况调查公报显示，从土地利用类型看，我国耕地土壤质量堪忧，超标点位为19.4%；从污染物类型看，以无机污染为主，Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn、Ni 8种重金属污染点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%［4］。目前，我国每年因重金属污染而减产的粮食超过1 000万t，因重金属污染的粮食每年多达 1 200万t，经济损失合计至少200亿元［5］。耕地土壤重金属含量即与成土过程和母质有关，更与人类活动密不可分，如灌溉、农药、化肥、地膜、工业“三废”、交通等，而进入耕地的重金属很难通过自然降解，且会随着时间的推移不断累积［6-9］。这不仅会恶化土壤生态系统，还会降低农产品质量、危害人类健康，进而影响农业的可持续发展［10-14］。由此可见，当前我国耕地土壤重金属污染问题亟待解决。

目前，关于耕地土壤重金属污染已经开展了大量的研究，研究的内容涵盖耕地土壤重金属的累积特征［3，5-6］、来源解析［7-9］、赋存形态［15］、污染评价［3，16］、生态与健康评价［5，9，14］以及空间分布特征［17］等，研究的地域主要涉及城郊［2］、矿区［3］、典型农区［5］、污灌区［6］和工业区［17］等，这些研究为今后开展耕地土壤重金属累积及生态风险评价等相关研究奠定了坚实的基础。这些研究大都涉及的是大尺度区域，单独针对常规农业村小尺度区域的耕地土壤重金属污染的研究较少。村庄是我国农业生产管理中最基本的单位，常规农业是当前我国在实施运作上占主导地位的农业发展模式，是传统农业向现代农业转化过程中的一个发展阶段，而耕地土壤重金属污染是由传统农业向现代农业转型过程中所面临的最为棘手的环境问题之一。因此，研究认识常规农业村耕地土壤重金属污染状况、空间分布及原因，对摸清我国常规农业土壤重金属污染实况，推动农业、农村健康绿色发展以及乡村振兴均具有重要 意义。

寿阳县位于山西省东部，素有“山西粮仓”之称，是“全国粮食生产先进县”和“全国无公害蔬菜生产示范基地县”，旱作常规农业是当地村庄普遍实施的农业发展模式。2017年6月21日至23日，习近平总书记在山西视察期间指出：“有机旱作是山西农业的一大传统技术特色，要坚持走有机旱作农业的路子，完善有机旱作农业技术体系，使有机旱作农业成为我国现代农业的重要品牌”。然而，近年来随着人类活动的加剧，当地常规农业土壤重金属污染的风险加大，给农业转型、生态环境和人类健康带来了威胁。

为此，本文对寿阳县7个典型常规农业村土壤耕作层进行了采样，分析了Cd、Hg、As、Cu、Pb、Ni、Cr、Zn 8种重金属的含量。在此基础上，应用单因子污染指数法、污染负荷指数法、潜在生态风险评价法和GIS技术对区域耕地重金属污染现状、空间分布及潜在生态影响进行了分析，旨在促进当地居民合理利用耕地资源，推动有机旱作农业发展，保护人类身体健康，并为常规农业土壤重金属污染防治提供一个研究案例。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

黑水村、石河村、山底村、冯家寨、平头村、路家河村、孙家庄村（以下简称研究区）隶属于山西省寿阳县，位于山西省晋中市东北部，地处东经112°49′～112°56′，北纬37°55′～37°58′，地势平坦，属暖温带大陆性半干旱季风气候区，年均降水量570 mm，年平均气温7.4℃，日照时数 2 725 h。春季干燥多风，夏季炎热多雨，秋季天晴气爽，冬季寒冷少雪，春、秋短促，冬、夏较长。土壤类型为褐土性土壤，本研究测定的土壤平均pH值为8.03。研究区种植历史悠久，是典型的旱作常规农业村，自20世纪90年代以来蔬菜产业已成为该区的一项富民产业。

1.2 样品采集

本次研究中每个采样地块地势平坦，面积约0.067 hm2，采集样品为种植玉米和茴子白、西葫芦等作物的耕作层土壤。在采样时选取距离厂矿企业、公路、建设用地等较远的地块儿，而且研究区属于小区域气候，区域内部的自然因素如气候、成土母质等条件差异较小，这样可以最大程度地降低自然因素以及周边环境对耕地重金属含量造成的影响。采样时每个地块采用蛇形布点，土壤样品的采集深度为0～20 cm，每个地块采集5个子土样，将其均匀混合成一个样品装入聚氯乙烯塑料袋密封后带回实验室。实际采样过程中应用GPS对采样点进行定位，采样点分布见图1。

图1 研究区位置及样点分布

1.3 样品处理与重金属分析测试方法

所有样品在实验室自然风干，剔除砖瓦块、植物根系和垃圾等杂物，然后取50 g用木棍将样品碾碎，全部通过2 mm尼龙筛，之后将其充分混合，用玛瑙研钵进一步研磨，使之全部通过0.149 mm尼龙筛，保存在自封袋内，待测。

用电子称称量0.100 0 g左右保存在自封袋内研磨好的土壤样本，采用“HNO3-HF-HClO4”消解样本后，使用电感耦合等离子体质谱仪（美国X-Series型ICP-MS）测定土壤样本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计（安捷伦240FS-AA）测定土壤样本中Cd和Zn含量（GB/T 17141-1997和GB/T 17138-1997）。用电子称称量0.200 0 g左右保存在自封袋内研磨好的土壤样本，采用王水在水浴锅中消解样本后，使用原子荧光光谱法（GB/T 22105.1-2008，北京海光KYS02型原子荧光光度计）测定土壤样本中Hg和As含量。在测定过程中，所使用的试剂均为优级纯，所有样品均平行试验2次，并用国家标准土样GSS-8和GSS-13进行回收试验，国家标准土样的检测结果均在给定的范围内，说明所有土样的检测结果准确可靠。

1.4 土壤重金属污染评价方法

1.4.1 单因子污染指数法

利用实测值与标准值对比，能简单直观反映土壤各重金属的污染程度。计算公式为：

式中：Pi为土壤中重金属i的单因子污染指数；Ci为土壤中重金属i的实测值；Cn为重金属i的标准值，本研究采用山西省元素背景值，Ci和Cn单位为mg/kg。关于P的分级标准为P≤0.7为无污染/清洁（Ⅰ），0.73.0为重度污 染（Ⅴ）。

1.4.2 污染负荷指数法

综合考虑了土壤各重金属污染指数，可以综合反映研究区土壤重金属污染状况。计算公式为：

式中：PLI为各样点土壤污染负荷指数，Pi同上。关于PLI的污染分级标准，Tomlinson等最初将PLI<1定为无污染，PLI>1定为污染［18］。之后有学者对其进行了进一步划分［19］：PLI<1.0属 无污染，1.03.0属极强度污染。再之后有学者认为缺失了“轻度污染”，故又将PLI划分为：PLI≤1.0属无污染，1.03.0属重度污染［20］。 鉴于前人研究对PLI≤1.0的情况划分过于简单，本研究将PLI污染分级标准调整为：PLI≤0.7属无 污 染/清 洁，0.73.0属重度污染。

1.5 潜在生态风险评价法

采用瑞典科学家（Håkanson）提出的潜在生态风险评价法［21］对研究区进行土壤重金属污染潜在生态风险评价。其计算公式如下：

表1 本研究与Hkanson研究中RI和E分级标准的比较

1.6 数据处理与空间分析方法

在SPSS 19.0中对原始数据进行单样本K-S检验，符合正态分布的采用算术均值，符合对数正态分布的采用几何均值，不符合正态和对数正态分布的采用中位数描述重金属的平均含量。在SPSS 19.0中对研究区8种土壤重金属综合污染指数（PLI）和潜在生态风险指数（RI）原始数据分别进行单样本K-S检验（表2），均符合正态分布，故在Arcmap 10.0支持下采用Kriging（普通克里格）空间插值技术，揭示研究区8种土壤重金属综合污染指数（PLI）和潜在生态风险指数（RI）的空间分布。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量分析

土壤重金属元素含量的统计特征见表2。对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，其余重金属元素平均含量均高于背景值，Cu、Ni、Pb、Zn、Cr、Hg和Cd的平均含量分别为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，说明研究区内由于人类活动的影响，耕地土壤已经出现不同程度重金属累积的现象。对比《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618-2018，pH>7.5）可知，所有重金属的含量均未超出该标准限值。从变异系数（CV）来看，Hg、Zn、As为高度变异（CV>36%），其中Hg CV最高，达82%，Cu、Ni、Pb、Cr和Cd为 中 等 强 度 变 异（15%

表2 土壤重金属元素含量的统计特征

与山西省晋中市其他县城［22-25］耕地土壤重金属含量相比（表3），研究区耕地土壤平均As含量远低于其他县城，Hg、Pb和Ni含量稍低于其他县城，而Cu和Zn含量稍高于其他县城，Cr和Cd含量分别是其他县城平均含量的2.08和1.54倍。这与各区域土壤元素背景和人类活动差异有关。

表3 晋中市内不同县城的耕地土壤重金属含量比较 （mg·kg-1）

2.2 土壤重金属污染的特征

以山西省土壤元素背景值为参考，研究区耕地土壤单个重金属污染指数（P）平均值的顺序依次为：Hg（2.255）>Cr（1.781）>Cd（1.549）>Zn（1.211）> Pb（1.131）>Cu（1.072）>Ni（1.052）>As（0.211），对比P分级标准可知，研究区土壤Hg为中度污染，Cr、Cd、Zn、Pb、Cu、Ni为 轻 度 污 染，As为清洁无污染。不同污染程度样点数占总样点数的比例（表4）能详细地说明研究区各重金属元素的污染状况。研究区8种重金属元素中As处于清洁水平的样点比例为100%；Cu、Ni和Pb轻度污染的样点比例分别为53.97%、54.76%和66.67%，三者处于清洁-警戒水平的样点占比分别为44.44%、43.65%和33.33%，Ni和Cu出现个别 中度污染样点，无重度污染样点，Pb则未出现中度污染以上样点；Cr和Cd绝大多数样点污染较轻，轻度污染样点占比均为88.89%，但分别有11.11%和8.73%的耕地土壤出现了中度-重度污染；Zn和Hg的P较其他重金属分散，在各个污染程度都有样点分布，其中Zn占比最多的为轻度污染样点，达62.70%，清洁-警戒水平的样点占比为31.74%，中、重度污染占比分别为3.97%和1.59%；而Hg占比最多的为清洁-警戒水平的样点，为34.13%，轻、中度污染的样点占比分别为11.90%和26.19%，重度污染样点达27.78%。说明该区域耕地土壤Hg、Cr和Cd污染较为严重，除As外其余重金属的污染也要引起 关注。

表4 不同污染程度样点数占总样点数的比例 （%）

参照公式（2）计算，研究区耕地土壤8种重金属综合污染指数PLI平均为1.09，属于轻度污染。从研究区耕地土壤8种重金属综合污染指数不同污染程度样点数占总样点数的比例（表4）看，轻度污染样点数占总样点数的60.32%，警戒、清洁的样点分别占37.30%和2.38%，说明该区域多数土壤样点已经被重金属污染，但总体污染较轻。

2.3 土壤重金属污染的潜在生态风险评价

以山西省土壤元素背景值作参比，计算得到研究区耕地土壤8种重金属E值和各样点RI值，并根据表1所列分级标准进行潜在生态风险评价 （表5）。

表5 不同潜在生态风险级别样点数占总样点数的比例 （%）

研究区耕地土壤各重金属平均E值的排序为：Hg（90.190）>Cd（46.482）>Pb（5.656）>Cu（5.359）>Ni（5.262）>Cr（3.562）>As（2.105）>Zn（1.211）。参照E值分级标准，研究区耕地土壤Hg含量总体上处于强烈生态风险水平以上，其中强烈-很强烈-极强烈生态风险水平样点占比为53.97%，轻度-中度生态风险水平样点占比为46.03%；土壤Cd含量总体处于中度生态风险水平，轻度、中度和强烈生态风险水平的样点数分别占总样点数的26.98%、71.43%和1.59%；其他重金属的生态风险很低，Zn、Pb、Cu、Ni、Cr、As所有样点均属于轻度生态风险水平。研究区耕地土壤8种重金属的潜在生态风险等级差异较大，造成这一现象的主要原因有两方面，一方面是由于各种重金属的毒性系数差异所致，毒性系数较大的重金属对E值具有更大的贡献，如Hg毒性系数为40，Cd毒性系数为30，而Zn毒性系数为1，Cr毒性系数为2；另一方面则是由于Hg和Cd的平均含量高出山西省元素背景值比较多，造成其单因子污染指数相对其他重金属较高，因而导致Hg和Cd单因子潜在生态风险指数突出，其他重金属潜在生态风险指数较低。

参照公式（3）计算，研究区耕地土壤8种重金属综合潜在生态风险指数（RI）平均为151.470，对比RI的分级标准，属于中度生态风险水平。从研究区耕地土壤不同RI生态风险级别样点数占总样点数的比例（表5）来看，中度生态风险水平的样点数占比较高，为52.38%，轻度和强烈生态风险水平的样点数分别占总样点数的35.71%和11.90%。因此，该区域耕地土壤重金属污染呈现一定程度的潜在生态危害，Hg和Cd是主要生态风险贡献因子。

2.4 土壤重金属污染和潜在生态风险的空间分布

空间插值是通过已知样点的特征值及样点间的空间位置，采用一定的方法，推断出未知样点的特征值，从而将离散点的测量数据转换为连续的数据曲面。对各样点的土壤综合污染指数和综合潜在生态风险指数进行空间插值可以直观地反映出研究范围内的重金属污染程度及分布情况。目前，常用的空间插值法有Kriging（克里金插值法）和IDW（反距离加权插值法）。采用SPSS的K-S法检验发现研究区8种重金属PLI值符合正态分布（在P=0.05水平下，Sig.=0.615），且RI值亦符合正态分布（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）插值技术［26］得到研究区耕地土壤8种重金属综合污染指数（PLI）和综合潜在生态风险指数（RI）的空间分布图（图2和图3）。从中可以看出，研究区耕地土壤8种重金属PLI和RI的空间分布格局基本一致，在个别村庄存在一定的污染和生态风险峰值，并向周边呈递减趋势，这有可能对当地蔬菜种植和居民身体健康产生危害，应引起 关注。

图2 研究区耕地土壤重金属PLI的空间分布

图3 研究区耕地土壤重金属RI的空间分布

3 讨论

耕地土壤重金属含量既受到土壤母质的影响，也受到人为活动的扰动，尤其是人为活动导致耕地土壤重金属含量增加，而进入土壤的重金属在碱性条件下（研究区土壤呈碱性反应），很难发生垂直迁移，但会随着时间的推移逐渐富集，给农作物和人类健康带来风险。研究区耕地土壤中除As外，Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、Cr和Hg均有产生不同程度的累积，这与王宣等［27］常规农业生产区的土壤重金属污染明显较高的研究结论一致。虽然总体污染较轻，但仍存在一定的生态风险，而研究区耕地土壤重金属含量较山西省土壤元素背景值增加的原因主要有：（1）21世纪以来每年约有30多次覆盖整个晋中盆地的重雾霾天气现象，雾霾往往也是各种重金属污染物的载体；（2）研究区内有一家始建于1983年、设计能力6万t·年-1地方国营煤矿（图1），虽然该煤矿已经在2000年破产关闭，但该煤矿在近20年生产过程中排放的含重金属的废气通过大气沉降进入了土壤表层中；（3）研究区人口密集且属典型的燃煤型地域，家庭取暖和日常生活采用传统燃煤技术，烟囱较矮且没有除尘技术，原煤燃烧废气中含Cd、Cr、Hg、Pb等重金属的气溶胶随固相、液相沉降进入土壤［28］，富集于土壤表层；（4）化肥、农药、有机肥以及除草剂的大量施用是常规农业生产的主要手段，其中含有不同量值的重金属元素［29-31］，耕地土壤中的重金属含量会随着化肥、农药及有机肥等的长期施用而不断积累［32-33］。研究区自然地理条件基本一致，土壤质地均匀，母质差异很小，因此，上述因素可能是造成该区土壤重金属含量全面增高的重要原因。

从研究区8种重金属PLI和RI的空间分布来看，该区存在一定的污染和生态风险峰值。这说明该区土壤重金属含量出现了空间差异，而在局部环境条件基本一致的情况下，农户行为差异可能是造成部分地块土壤重金属污染和生态风险突出的原因之一。如不同农户的施肥、农药喷洒、对环境保护的认知水平等均影响土壤重金属的含量［34-35］。这与闫姣等［36］对村级土壤重金属空间分布及原因分析的研究结论一致。实地调研发现，污染突出的地块上化肥和农药施用强度较其他地块大，且农户在作物种植过程中会施用鸡粪，绝大多数农户未参加过农业技术培训，影响了其在农业投入选择上的科学性，提高了土壤重金属污染的风险。

因此，使用清洁的能源，指导农户合理施用化肥、农药和有机肥并接受农业生产的相关技术培训等是防止土壤重金属累积、促进土壤健康可持续利用、保障绿色有机旱作农业生产的重要举措。

4 结论

研究区耕地土壤中8种重金属含量除As的平均含量低于山西省土壤元素背景值外，其余重金属元素平均含量均高于背景值，Cu、Ni、Pb、Zn、Cd、Cr和Hg的平均含量分别为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，表明该常规农业村耕地存在不同程度重金属累积的现象，应引起重视。

从单因子污染指数看，该区土壤Hg处于中度污染，Cd、Cu、Ni、Pb、Zn、Cr处于轻度污染。从综合污染指数看，该区所有样点8种重金属总体上属于轻度污染。从综合潜在生态风险指数看，该区总体属于中度生态风险水平，其中Hg和Cd生态危害突出，其他重金属潜在生态风险较低。

从研究区8种重金属PLI和RI的空间分布来看，二者分布格局基本一致，存在一定的污染和生态风险峰值。说明在局部自然地理条件差异不大的情况下，该区耕地土壤重金属累积与雾霾、燃煤、煤矿生产以及农业生产等人类活动密切相关。