卫宁平原农用地土壤重金属污染特征与生态风险研究

刘志坚 ，董元华，张琇，卿成实

1. 宁夏回族自治区国土资源调查监测院，宁夏 银川 750002；2. 中国科学院南京土壤研究所土壤环境与污染修复重点实验室，江苏 南京 210008；3. 北方民族大学生物科学与工程学院，宁夏 银川 750021；4. 中国地质调查局成都地质调查中心，四川 成都 610081

土壤作为陆地生态系统的重要组成部分，保障了全球约95%以上的食物（张江周等，2022），不仅是全世界人类可持续发展目标中的焦点，也是中国保障农业可持续发展和生态文明建设的基础。土壤的清洁程度是影响其生态功能健康与否的重要指标（沈仁芳等，2020）。随着中国城镇化、工业化的快速推进，直接或间接排放到土壤中的废弃物导致土壤生态功能受损的问题日益凸显。长期以来，土壤重金属污染成为严重破坏土壤健康的主要因素之一，尤为受到人们的关注，究其原因是重金属在土壤中迁移转化速度慢，治理难度大、周期长、成本高，当其累积超过土壤可承载的安全负荷时更易加剧粮食安全风险（孙帅等，2021）。健康的土壤事关国家粮食安全和农业高质量发展，掌握土壤重金属含量状况，识别土壤重金属生态风险，对强化精准、有效的土壤重金属污染风险管控，具有重要意义（杨湜烟，2022）。

目前，对区域性土壤重金属污染的评价方法主要有，内梅罗综合污染指数法、污染负荷指数、单因子污染指数、地质累积指数、生态风险预警指数及 Hakanson潜在生态风险指数等。单一的评价方法存在一定局限性（刘娣等，2022），在对土壤中多个重金属元素的污染特征进行评价研究时，应从综合多个重金属元素的综合污染程度及生态风险两个方面进行。无论哪种方法，通常都会选用地球化学背景值或农用地污染评价风险筛选值作为“参比值”。然而，地球化学背景值代表不包括人类活动影响在内的自然物质中元素的浓度（滕彦国等，2003），这与大多数平原地区拥有密集的城镇区、工业区及农业区的现实不符；而以风险筛选值作为参比值，往往会存在“低地质背景叠加一定程度的人为源污染的地球化学异常区仍然被评定为清洁区”的问题（刘爱华，2005）。因此，选用能够反应当下人类活动正常扰动下的土壤元素浓度的环境地球化学基线值作为参比值，更具合理性。

卫宁平原位于黄河流域上游，不但是中国著名地理标志产品“中宁枸杞”的唯一原产地，而且是西部内陆地区重要的粮食、蔬菜、饲料生产地，更享有“中国塞上硒谷”之美誉。由于地理条件优越，交通便利，水源丰富，卫宁平原拥有发达的农业及旅游业，紧临其北侧分布着以精细化工、钢铁冶炼、金属材料及高分子材料制造为主的工业园区。随着时间的累积，工业园区内金属冶炼、新材料加工排放的废弃物必然会对周边一定范围内的土壤健康造成影响（曾伟斌，2021）。然而，目前还没有关于卫宁平原土壤重金属污染程度与潜在生态风险方面的研究，由人类活动造成土壤重金属的累积特征尚不清楚。因此，以卫宁平原农用地为主要对象，开展土壤重金属累积特征、污染状况及潜在生态风险研究，对实现“黄河流域生态保护和高质量发展战略”具有重要意义。本文拟解决的科学问题如下：（1）分析卫宁平原土壤重金属地球化学特征，采用标准化法计算重金属元素环境地球化学基线值，以此用作污染评价的参比值；（2）采用污染负荷污染指数与Hakanson潜在生态风险指数相结合的方法，对土壤重金属从污染程度与生态风险两个方面进行评价研究；（3）基于GIS系统，将区域空间离散的土壤重金属含量数据进行空间插值并叠加富集因子评价结果，阐明非自然源成因的土壤重金属污染的空间分布特征。本研究结果有助于全面了解卫宁平原农用地土壤重金属污染状况、空间分布及其潜在风险，并为黄河上游地区的农用地土壤环境污染防治及生态风险管控工作提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 卫宁平原概况

卫宁平原位于黄河上游的宁夏中卫市与吴忠市部分地区（图1），面积约1350 km2，其中农用地面积约为981 km2，地貌以黄河冲、洪积平原为主，洪积倾斜台地次之，属于大陆性气候，降水稀少，蒸发强烈，生态环境脆弱。卫宁平原所属区域大地构造位置为柴达木—华北板块，阿拉善微陆块，腾格里早古生代增生楔（王成等，2017），区内无基岩出露，主要土地利用类型有水浇地、旱地、水田、草地、园地等，种植水稻、小麦、玉米、枸杞、蔬菜等，主要的土壤类型有灌淤土、潮土、新积土、灰钙土、盐土，成土母质多为全新统河流冲洪积物，次为更新统洪积层。卫宁平原产业布局以农业、养殖业为主，乡镇企业发达，在其北侧分布有以精细化工、钢铁冶炼、金属材料及高分子材料制造为主的工业园区。

图1 卫宁平原区域位置示意图Figure 1 Regional location of Weining Plain

1.2 样品采集

采用“网格法”控制预设采样点的空间均匀性，在此基础上以研究区第三次全国土地调查图斑数据为参照依据，对样点位置进行调整，确保大部分采样点布设在农用地范围（中华人民共和国国土资源部，2016）。2021年10—11月，在卫宁平原共采集表层土壤样品2830件。农用地样品密度为每平方公里4件，共采2444件；其它用地样品密度为每平方公里2件，共采386件。每件样品均由5件子样品等量均匀混合而成，各子样点间距20 m。采样工具为非金属材质，在剥离表层浮土后采掘地表往下20 cm范围内的土壤，挑拣出样品中的石块、虫体以及残余根系等杂物，然后将各子样品充分混合后装入清洁布袋，送往样品流转中心进行初步加工。采回的样品首先在流转中心阴凉处进行自然风干，然后过20目（孔径0.84 mm）尼龙筛，充分混匀后缩分称取800 g装入清洁样瓶，送往实验室检测。

1.3 样品分析测试方法

在实验室对土壤样品进行自然风干，采用四分法缩分后，分取一部分样品用于pH分析；分取一部分部样品进行星球磨机研磨，过100目筛（孔径0.15 mm）用于元素分析。样品分析测试执行《多目标区域地球化学调查规范（1∶250000）》（DZ/T 0258—2014），样品分析项目及其分析方法、检出限见表1。在分析测试过程中，每500件样品插入12个土壤国家一级标准物质（GBW07407、GBW07447、GBW07449、GBW07451、GBW07452、GBW07453、GBW07455、GBW07431-GBW07435）控制分析测试准确度，在与其他样品同等分析条件下对标准物质进行 12次分析检验，分别计算每个标准物质元素平均值与标准值之间的对数偏差；精密度控制采用4个兼顾大部分元素高、中、低含量的土壤一级标准物质进行监控，每 45件分析样品中，以密码样品插入4件国家一级标准物质，计算每种元素的4件标准物质单次测定值与标准值之间的相对标准偏差。样品检测在湖北省地质实验测试中心完成，通过准确度和精密度控制样品分析测试质量，标准物质测量值与标准值对数差要求小于或等于0.12，准确度合格率达到98%；密码样检验数据计算相对双差要求小于或等于 25%单元素一次重复性检验合格率达到96%。

表1 土壤样品分析项目及其测试方法和检出限Table 1 Analysis items, method and detection limits of samples

1.4 环境地球化学基线值计算方法

环境地球化学基线可以评价经济社会发展变化后表生环境中化学物质浓度变化及环境影响（章海波等，2010），相比较于地球化学背景值是不包含人类活动影响在内的自然物质中元素的浓度，地球化学基线不排除人为干扰，是在人类扰动地区测量的元素浓度。基于环境地球化学基线，区分环境背景和环境异常是进行环境评价和了解环境演变的基础（滕彦国等，2001；张秀芝等，2006）。

采用标准化法计算卫宁平原土壤重金属环境地球化学基线值。用重金属元素As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn与地壳稳定元素做相关性分析（Newman et al.，2007），将相关性好的地壳稳定元素作为标准化因子，代入基线计算模型：

Hm——重金属的测量质量分数，mg·kg-1；

Ce——地壳稳定元素的测量质量分数，mg·kg-1；

a、b——回归常数。

通过绘制线性回归曲线，落在95%置信区间内的样品代表基线的取值范围，落在95%置信区间外的样品代表受到人为污染的样品，须予以剔除（Abraham，1998）。通过统计分析及数据处理可获得回归参数a和b的值，根据卫宁平原地壳稳定元素的背景含量，可以求得重金属的平均预测值，模型如下：

Bm——土壤重金属m的环境地球化学基线值，单位 mg·kg-1；

1.5 土壤重金属污染评价

1.5.1 污染负荷指数法

污染负荷指数（P）是用于评价土壤中多种重金属的综合污染程度的一种评价方法（刘雪松等，2022），适用于区域土壤重金属污染程度评价，能直观反映各个重金属对污染的贡献程度及多个重金属元素的综合污染程度（张云芸等，2019），通过实测含量与参照元素含量值之比来衡量重金属的污染程度，将污染指数相乘再开根可得综合污染负荷指数（Suresh et al.，2012）。计算公式为：

Ci——重金属i的单项污染指数；

wi——土壤样品重金属i的质量分数，mg·kg-1；

wji——参照元素的质量分数，在此选用重金属i的环境地球化学基线值，单位mg·kg-1；

P——重金属综合污染负荷指数；

n——参加评估的重金属元素个数。单元素污染等级分5等：无污染（Ci≤0.7），轻微污染（0.7＜Ci≤1），轻度污染（1＜Ci≤2），中度污染（2＜Ci≤3），重度污染（Ci≥3）。污染分级标准（李一蒙等，2015）为：P≤0.7属于无污染，0.7＜P≤1属于轻微污染，1＜P≤2属于轻度污染，2＜P≤3属于中度污染，P≥3属于重度污染。

1.5.2 潜在生态风险指数法

Hakanson潜在生态危害指数法是在综合考虑重金属元素沉积特征和毒理学效应的基础上，评价土壤重金属污染程度和生态风险（周亚龙等，2021），评价模型如下：

R——综合潜在生态风险值；

Ci——重金属i的实测值；

1.6 土壤重金属富集因子评价方法

富集因子法是定量评价污染程度与污染来源的重要指标，选择地壳中稳定且未受到人为活动扰动的元素作为参照元素，样品中污染元素含量与参照元素含量的比值与背景区中二者含量比值的比率即为富集因子（E）（张秀芝等，2006），计算模型如下：

X/Y——表层土壤重金属含量相对参照元素含量的比值；

Xm/Ym——重金属背景值相对参考元素背景值的比值。参考环境地球化学基线计算过程，选择Al作为参照元素，通过迭代剔除大于或小于3倍标准差的异常数据后，求出Al的背景值，即为Ym值；Xm值为上文求得的重金属环境地球化学基线值。通常情况下，认为E＜2代表土壤重金属为自然源，E＞2则代表土壤重金属的积累很大程度是受到人为源贡献（N'guessan et al.，2008）。

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属环境地球化学基线

将地壳稳定元素（Al、Li、Ti、Sc）作为备选标准因子进行地球化学参数统计分析，结果见表 2。这些元素的变异系数为0.11—0.14，空间分布稳定。迭代剔除大于或小于3倍标准差的“异常值”后计算 Al、Li、Ti、Sc 平均值分别为 10.97、31.8、3171.73、9.73 mg·kg-1。用 SPSS22 软件对 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn 和 Al、Li、Ti、Sc 进行相关性，结果见表 3。Al与 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn的相关系数（r）分别为0.77、0.80、0.58、0.78、0.87、0.90、0.88、0.92，相关性显著优于Li、Sc、Ti。由此确定Al为标准因子，基于环境地球化学基线模型计算 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn 环境地球化学基线值分别为14.51、0.29、79.61、0.05、34.57、26.42、23.95、73.49 mg·kg-1，见表 4。

表2 土壤稳定元素含量统计特征Table 2 Statistical results of stable elements contents in the soils of the research region

表3 土壤重金属与Al、Li、Sc、Ti相关系数表Table 3 Correlation coefficients between heavy metal elements and Al, Li, Sc, Ti

表4 土壤重金属环境地球化学基线值Table 4 The environmental geochemical baseline values of the heavy metal in the soils

2.2 土壤重金属污染评价

2.2.1 土壤重金属污染

卫宁平原土壤 pH范围为 7.72—9.64，中值为8.56，表层土壤重金属地球化学参数特征见表5，土壤As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn的平均含量均低于环境地球化学基线值，但分别为黄河流域土壤背景值（奚小环等，2021）的1.12、1.68、1.03、1.76、1.02、1.04、1.02、1.05倍，超出此背景值的样点比例由大到小依次为 Cd（76.61%）、Hg（70.64%）、Cr（68.48%）、As（67.24%）、Ni（53.50%）、Cu（53.46%）、Zn（53.00%）、Pb（51.38%），总体上相对富集且分布均匀。Cd、Hg表现为强分异性，其变异系数分别达到0.54及0.69，代表了人为活动对这两种元素在土壤中的积累造成显著影响（张利，2020）。与《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中的“农用地土壤污染风险筛选值（pH＞7.5）”（中华人民共和国生态环境部，2018）相比，研究区土壤重金属仅As、Cd、Hg、Zn分别在不同的4件样品中含量略高于“风险筛选值”，但远远低于“风险管制值”，表明研究区土壤中重金属含对当地农产品质量安全、农作物生长以及土壤生态环境的风险较低，一般情况下可以忽略。

表5 土壤重金属含量统计表Table 5 Statistical results of heavy metal content in soils mg·kg-1

尽管土壤重金属含量总体低于国家土壤污染风险筛选值，为探究人为源在低地质背景区域内造成的土壤污染程度，以重金属元素环境地球化学基线值为，采用污染负荷指数法进行污染程度评价。结果表明，卫宁平原土壤重金属单项污染指数（Ci）平均值依次为 Cd（1.45）、Hg（1.26）、Pb（1.12）、Zn（1.01）、As（0.99）、Ni=Cu=Cr（0.98）。As、Cr、Cu、Ni属于轻微污染水平，Zn、Pb、Hg、Cd属于轻度污染水平。不同污染程度样点数占总样点数百分比见表6，As、Cr、Ni总体上污染程度较低，达到轻度污染的样点比例分别为 39.26%、39.19%和46.71%，无中度及以上等级的污染样点；Cd、Hg、Cu、Pb、Zn相对较高，达到轻度污染的样点比例分别为39.30%、48.20%、44.49%、47.03%、46.78%和40.39%，达到中度污染的样点比例分别为1.45%、6.47%、0.11%、0.11%和0.14%。Cd、Hg、Pb、Zn还存在重度污染的样点，比例分别为0.35%、1.84%、0.07%和0.11%，相比其它元素Cd、Hg的污染贡献率最高。综合污染指数评价（P）结果表明，卫宁平原轻微污染样点占比 39.82%，轻度污染样点占比46.01%，中度污染样点占比3.32%，总体以轻度污染为主，无重度污染。

表6 不同污染等级样点数百分比Table 6 Percentage of sample points of different contamination levels %

2.2.2 土壤重金属生态风险评价

图2 土壤重金属单指标潜在生态危害风险Figure 2 Potential ecological risk of individual heavy metal in soils

表7 土壤Cd、Hg潜在生态风险等级Table 7 Potential ecological risk of Cd and Hg in soils

2.3 讨论

土壤重金属富集因子（E）评价结果见表8，主要由人为源贡献（E＞2）造成富集的样点比例由大到小依次为 Hg（18.94%）、Cd（5.41%）、As（0.81%）、Cu（0.64%）、Zn（0.57%）、Pb（0.46%）、Ni（0.39%）、Cr（0.14%）。叠加土壤重金属污染评价结果可知，那些达到“轻微污染”的样点均为人为源造成，表明人类活动对于土壤重金属的输入作用显著。有1%的样点虽然目前属于清洁无污染，但至少一种重金属元素富集因子（E）大于2，表明这些样点重金属元素累积主要由人类活动输入造成，随着重金属的不断输入，那些尚处于“清洁”状态的样地，土壤重金属污染的风险也会逐渐显现。

表8 重金属富集因子评价结果Table 8 The enrichment factors evaluation results of heavy metal

基于ArcGIS 10.2进行空间分析，采用反距离权重空间插值法对卫宁平原范围内所有地类图斑进行元素含量数据插值、赋值，将图斑的富集因子评价与重金属污染评价结果进行叠加后与空间信息关联，由此提取出由人为源输入（E＞2）所导致的土壤重金属富集的地块图斑，面积共计 190 km2。再将富集因子评价结果叠加重金属污染程度评价结果，得到“土壤重金属污染风险图”（图 3）。结果显示，“无风险区”面积为7.0 km2；“低风险区”面积为176.2 km2，集中分布在城镇—农用地交错带与工业园区-农用地交错带，其污染因子组合分别为 Cd、Hg、Pb、Zn、Cu 与 Cd、Hg、Pb、Zn。“中度风险区”面积为9.8 km2，零星分布于工业园区—农用地交错带及城区—农用地交错带，污染因子组合为Cd、Hg。排除自然背景的因素，土壤重金属污染主要由工矿废弃物排放、城市生活废弃物排放、交通污染及农业活动污染等因素造成（纪小凤等，2016）。相比而言，那些远离城市和工业园区的农用地，均为“清洁区”，说明农业生产中的灌溉、施肥、农药喷洒等对土壤重金属的贡献作用有限，而且随着中国国民环保意识增强、城市管理能力提升、人居环境改善，几乎不存在城市生活废弃物的随意排放现象。卫宁平原污染地块呈现出沿黄河以北城镇周围、工业园区周围密集分布的特征，这些区域人口密度大、大型工业企业与乡镇企业发达、公路及铁路交通路线密集，这些都是造成卫宁平原土壤重金属污染的主要原因。有大量研究表明，城镇及密集的交通路线是车流量较大的地区，交通运输过程中汽车尾气排放、轮胎磨损颗粒释放、润滑油燃烧的废气排放及刹车机械磨损的颗粒物释放等都是土壤中Cd、Cu、Zn、Pb的主要来源（张磊等，2004；史正军等，2007；马建华等，2008；李伟迪等，2019）；紧邻卫宁平原北侧的工业园区分布有钢铁冶炼、金属材料加工制造企业，这类企业在生产中排放的废气及烟尘含有大量的Cd、Pb、Zn（王乔林等，2021；胡杰等，2022）；在实地调查中发现，聚集在乡镇周边的企业都存在燃煤及大量储煤现象，工业园区的钢铁冶炼企业生产中常年需要燃烧大量的煤，而工业燃煤正是导致Hg的大量释放典型因素（李梦婷等，2021）。这些企业地势略高于平原区，排放的废弃物经由大气及水系沉积物会持续地补充到卫宁平原北侧的农用地土壤中，致使这些重金属元素在附近的土壤中不断积累。

图3 土壤重金属污染风险分区Figure 3 The risk zone subarea of heavy metals contamination in soils

3 结论

（1）卫宁平原土壤 As、Cd、Cr、Hg、Ni、Cu、Pb、Zn环境地球化学基线值分别为 14.51、0.29、79.61、0.05、34.57、26.42、23.95、73.49 mg·kg-1；各重金属元素平均含量显著高于黄河流域土壤背景值，但均未超出《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中的风险筛选值，表明现阶段土壤重金属含量水平对当地农产品质量安全的风险可以忽略；Cd与 Hg空间分异性强，其它重金属元素分布较为均匀。

（2）污染负荷指数与潜在生态风险指数评价结果较为一致。土壤As、Cr、Ni污染程度较低，Cu、Pb、Zn污染程度相对较高，Cd、Hg污染程度最高；综合污染指数（P）达到轻度污染的样点比例为46.01%，中度污染样点比例为3.32%，总体以轻度污染为主，无重度污染。土壤重金属综合潜在生态风险指数（R）值介于33.39—588.94，平均值128.85，总体以“中度风险”为主，无“很强风险”级别的样点，土壤Cd与Hg是导致卫宁平原综合潜在生态风险点比例较高的最主要因子。

（3）污染地块集中分布在城市—农用地交错带和工业园区—农用地交错带，Cd、Cu、Pb和Zn主要来源于密集的交通运输活动和工业园区钢铁冶炼、金属材料加工制造排放的废气及烟尘；Hg主要来源于乡镇企业及工业园区钢铁冶炼生产中的燃煤烟尘。相比而言，农业生产对土壤重金属的贡献作用有限。

本研究基于以上分析，划定出土壤重金属污染风险等级分区空间范围，研究成果能够提升对受人为活动影响的农用地土壤重金属污染风险的管控水平。