2017, Vol. 36文章信息
- 麦麦提吐尔逊·艾则孜, 阿吉古丽·马木提, 买托合提·阿那依提, 艾尼瓦尔·买买提
- Mamattursun EZIZ, Ajigul MAMUT, Mattohti ANAYIT, Anwar MOHAMMAD
- 焉耆盆地小麦地土壤重金属污染及生态风险
- The soil heavy metal pollution and ecological risk assessment of wheat fields in Yanqi Basin
- 农业环境科学学报, 2017, 36(5): 921-929
- Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(5): 921-929
- http://dx.doi.org/10.11654/jaes.2016-1633
文章历史
- 收稿日期: 2016-12-20
2. 丝绸之路经济带城市发展研究中心, 新疆师范大学, 乌鲁木齐 830054;
3. 新疆大学化学与化工学院, 乌鲁木齐 830046
2. Research Center for Urban Development in Silk Road Economic Belt, Xinjiang Normal University, Urumqi 830054, China;
3. College of Chemistry and Chemical Engineering, Xinjiang University, Urumqi 830046, China
农产品质量安全与农田土壤环境质量有着密切联系[1]。重金属由于具有迁移速率慢、污染后果严重以及生态环境效应复杂等特点，不仅影响土壤与农产品质量安全，而且还通过生态系统间的循环进入人体，威胁人类的健康，因而受到普遍关注[2-4]。
2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》指出，我国土壤污染类型以重金属污染为主，农田土壤污染点位超标率达19.4%[5]。我国受重金属As、Cr、Cd、Hg和Pb污染的耕地总面积约2×107 hm2，每年因重金属污染而损失的粮食约1×107 t[6]。我国学者采用Nemerow污染指数与Håkanson潜在生态风险指数在我国不同区域农田土壤重金属污染及潜在生态风险评价方面开展了大量研究[7-14]，但关于我国内陆盆地绿洲农田土壤重金属污染及生态风险方面研究很少。近年来，随着我国内陆盆地绿洲人类活动对土地资源开发利用程度的加剧，绿洲土壤环境安全正日趋严峻，其中重金属污染是影响绿洲农田土壤环境安全的主要因素之一[15-16]。
基于此，本文通过采集新疆焉耆盆地小麦地土壤样品，测定其中As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn 8种重金属元素的含量，采用Nemerow污染指数和Håkanson潜在生态风险指数，对焉耆盆地小麦地土壤重金属污染及潜在生态风险进行评估，以期为焉耆盆地农田土壤环境安全提供综合参考，同时为干旱区绿洲农田土壤环境保护及污染防治提供数据基础和科学依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区 (86°15′~86°45′ E，41°50′~42°10′ N) 位于新疆焉耆盆地腹地，博斯腾湖西部，开都河下游地区，总面积约120 000 hm2，在行政区划上属于新疆维吾尔自治区焉耆县和博湖县 (图 1)。
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| 图 1研究区与采样点位置 Figure 1Location of study area and sampling sites |
研究区气候属于暖温带大陆性干旱荒漠气候，海拔1050~1120 m，多年平均降水量约70 mm，多年平均蒸发量约2500 mm，多年平均气温约8.6 ℃。研究区东部是我国最大的内陆淡水湖--博斯腾湖，因受博斯腾湖水域的调节，研究区冷热变化较小，热量较丰富，≥10 ℃积温约3700 ℃，农作物生长期为4-9月。研究区土壤类型主要为灌耕草甸土、灌耕棕漠土、灌耕沼泽土、潮土、灌漠土、灌耕石质土、灌耕风沙土、盐土等。自然植被以红柳 (Tamarix ramosissima)、芦苇 (Phragmites communis)、香蒲 (Typha orientalis)、骆驼刺 (Alhagi sparsifolia) 和麻黄 (Ephedrap rzewalskii Stapf) 等为主[15]。
1.2 土壤样品采集与测定2016年5月在研究区采集小麦地表层 (0~20 cm) 土壤样品35个。样品采集过程中，参照《农田土壤环境质量监测技术规范》(NY/T 395-2000)[17]。土壤样品室温下风干，用塑料棒碾碎，剔除沙砾及植物残体等，充分混合后从中多点 (约40点) 取样20 g，用玛瑙研钵进一步研磨，通过0.15 mm尼龙筛混匀后备用。小麦地土壤样品中As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb与Zn含量的测定方法参考《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166-2004)[18]，采用HNO3-HCl-HF-HClO4法电热板加热消解并处理后，As含量用PERSEE原子荧光光度计 (PF-7) 测定，Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn含量用火焰原子吸收光谱仪 (Agilent 200AA) 测定。每批土样做3次空白样和平行样，取平均值作为样品重金属元素的最终含量。测试过程中加入国家标准土壤参比物质 (GSS-5) 进行质量控制，各重金属的回收率均在国家标准参比物质的允许范围内。土壤重金属含量委托新疆大学理化测试中心测定。
1.3 污染评价方法以新疆灌耕土背景值[19]作为参比值，采用单因子污染指数 (Pi) 对研究区小麦地单一重金属元素污染水平进行评价。以《土壤环境质量标准》[20](GB 15618-1995) 的二级标准 (pH>7.5) 作为参比值，采用内梅罗综合污染指数 (NPI)[21]评价小麦地土壤重金属综合污染水平。采用Håkanson潜在生态风险指数 (RI)[22]对耕地土壤重金属污染的潜在生态风险态势进行评价，重金属元素毒性响应系数参照Håkanson提出的参考值[22-24]；采用Rapant等提出的生态风险预警指数 (IER)[25-26]，对小麦地土壤重金属污染生态风险进行生态风险预警评估。Pi、NPI、RI和IER的计算方法见表 1，污染水平与生态风险级别的分级标准见表 2。
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由统计分析结果可知 (表 3)，研究区小麦地土壤中重金属As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn含量平均值分别为7.92、6.67、52.32、31.04、480.78、38.98、43.37、75.03 mg·kg-1。Cd含量平均值超出国家土壤环境质量标准二级标准的11.12倍，As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量平均值均未超出国家土壤环境质量二级标准的限值。小麦地土壤As、Cu和Mn含量的平均值未超出新疆灌耕土背景值，Cd、Cr、Ni、Pb、Zn含量的平均值分别超出新疆灌耕土背景值的55.58、1.32、1.48、3.21、4.47倍。As和Mn含量的平均值未超出新疆土壤背景值[27]，Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn含量的平均值分别超出新疆土壤背景值的55.58、1.06、1.16、1.47、2.24、1.09倍。研究区小麦地As和Cd的超标率分别为5.56%和100%，Cr、Cu、Ni、Pb和Zn均未超标。
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变异系数反映各采样点重金属元素含量的平均变异程度，变异系数越大，表明重金属含量空间分布越不均匀，存在点源污染可能性也越大[28]。研究区土壤中重金属As和Pb的变异系数分别为1.43和0.64，变异比较明显，表明As和Pb很可能受某些局部污染源的影响；Cd、Cr、Ni和Zn的变异系数分别为0.32、0.33、0.32和0.39，呈现中等变异，表明人为因素对重金属积累有一定的影响；Cu和Mn的变异系数均小于0.25，呈现弱变异，表明其含量受人为因素的影响较小。
2.2 土壤重金属污染评价焉耆盆地小麦地土壤重金属元素单项污染指数 (Pi) 的平均值从大到小依次为Cd (55.45)、Zn (4.47)、Pb (3.24)、Ni (1.47)、Cr (1.31)、As (0.86)、Cu (0.85)、Mn (0.70)，其中Cd、Pb和Zn呈现重度污染，Cr和Ni呈现轻度污染，As和Cu呈现轻微污染，Mn呈现无污染。从各重金属元素不同污染级别样点数占样点总数的比例来看 (表 4)，大部分样点As和Mn的Pi呈现无污染，As和Mn无污染样点数分别占样点总数的68.58%和62.86%；大部分样点Ni的Pi呈现轻度污染，其占样点总数的91.42%；所有样点Cd和Zn的Pi呈现重度污染；大部分样点Cr的Pi呈现轻度污染，其占样点总数的91.43%；大部分样点Cu的Pi呈现轻微污染，其占样点总数的54.29%；Pb呈现无污染、轻微污染、轻度污染、中度污染和重度污染样点数分别占样点总数的14.29%、8.57%、11.43%、8.57%和57.14%。小麦地土壤重金属综合污染指数 (NPI) 的变化范围介于5.07~14.62之间，平均值为7.93，所有样点NPI均呈现重度污染态势。
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基于GIS技术，绘制焉耆盆地小麦地各重金属元素Pi的空间分布图 (图 2)。由图可知，小麦地8种重金属元素Pi的空间分布格局各不相同。Cd、Zn与Pb的Pi从研究区北部向南部呈现逐渐增加趋势；As在博湖县南部出现污染高值区，其他大部分区域基本属于清洁水平；Cr在研究区内大部分区域分布比较均匀，主要呈现轻度污染态势；Cu和Mn在研究区内大部分区域表现为无污染态势，含量高值区主要分布于博湖县南部与焉耆县西部；Ni在研究区内大部分区域表现为轻度污染态势，博湖县南部与北部存在污染高值点。可以看出：Cd是污染程度最高的元素，所有样点土壤Cd含量均表现为重度污染态势；Zn是研究区污染程度第二高的元素，其态势以重度污染为主；Pb是研究区土壤污染程度第三高的元素，在研究区南部以重度污染为主。
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| 图 2焉耆盆地小麦地土壤重金属的Pi空间分布 Figure 2Spatial distribution of Pi value of soil heavy metal of wheat fields in Yanqi Basin |
焉耆盆地小麦地土壤重金属单项潜在生态风险指数 (Eji) 的平均值从大到小依次为Cd (333.69)＞Ni (3.25)＞As (3.17)＞Cu (1.55)＞Pb (0.62)＞Cr (0.42)＞Zn (0.25)。所有样本As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的Eji均小于40，处于轻微生态风险水平；Cd的潜在生态风险程度极高，其Eji的变化范围介于212.50~614.00之间，平均值呈现极强生态风险水平，是研究区主要的生态风险因子。研究区综合潜在生态风险指数 (RI) 变化范围介于145.66~626.57之间，平均值为342.95，属于较强生态风险水平，其中属于轻微、中等、较强和很强生态风险级别的样本数分别占样本总数的2.86%、42.86%、48.57%和5.71%(表 5)。
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从小麦地RI的空间分布格局可见 (图 3)，属于很强生态风险态势的区域主要分布于博湖县南部，属于较强生态风险的区域主要分布于焉耆县与博湖县南部，研究区北部区域主要表现为中等生态风险态势。总体上，RI从研究区北部向南部呈现逐渐增加的趋势。
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| 图 3焉耆盆地小麦地土壤重金属RI空间分布 Figure 3Spatial distribution of RI value of heavy metal of wheat fields in Yanqi Basin |
生态风险预警评价源于生态风险评价，它更强调对生态系统可能存在风险的警示研究[26]。生态风险预警评价结果表明，研究区生态风险预警指数 (IER) 的平均值为5.68，属于重警级别，IER变化范围介于1.10~15.60之间。按照生态风险预警级别划分标准，焉耆盆地小麦地属于无警、预警、轻警、中警和重警级别的样本数分别占样本总数的2.86%、0%、22.86%、20.0%和54.28%。从各样点IER的空间分布情况可以看出 (图 4)，研究区IER的空间分布格局与RI的空间分布格局基本一致，呈现较明显的地带性分布规律，从北部向南部呈现逐渐增加趋势。
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| 图 4焉耆盆地小麦地IER空间分布 Figure 4Spatial distribution of IER value of wheat fields in Yanqi Basin |
相关分析法可以用来判别土壤中重金属的来源。若重金属元素间相关性极显著，则说明重金属元素间可能具有相似的来源途径[29]。利用SPSS 19.0软件计算得到小麦地土壤中各重金属元素间相关系数 (表 6)。由表 6可见，小麦地土壤Pb与Ni之间的Person相关系数较高，通过了0.01水平的显著性检验；As与Cd，Cr与Mn、Pb，Cu与Mn，Pb与Zn之间的相关系数也较高，并通过了0.05水平的显著性检验。这表明小麦地土壤中Pb-Ni、As-Cd、Cu-Mn、Pb-Zn和Cr-Mn-Pb元素可能具有相同来源。
因子分析是用于区分重金属元素自然来源和人为来源常用的一类方法[7]。因子分析结果表明 (表 7)，前3个主成分特征值大于1，累计方差贡献率达到70.56%，符合分析要求，对分析的指标能给出较充分的概括。
第一主成分 (F1) 的方差贡献率为29.51%，Ni、Pb与Zn在F1上具有较大载荷，分别为0.72、0.83、-0.61。研究区小麦地土壤中Ni、Pb和Zn的变异系数呈现中等或强变异 (表 3)，表明人为因素对Ni、Pb和Zn积累影响较大。此外，Ni、Pb和Zn含量的平均值分别超出新疆灌耕土背景值的1.48、3.21、4.47倍 (表 3)。以上分析可以看出，F1能代表“人为源因子”，研究区农业生产活动带入的重金属很可能是导致小麦地土壤中Ni、Pb和Zn累积的重要因素。
第二主成分 (F2) 上Cr、Cu与Mn具有较高的载荷，分别为0.67、0.69、0.66。相关研究认为[30]，土壤中Cr、Cu和Mn等元素主要受地球化学成因影响，主要为地质来源。由于研究区Cu和Mn平均含量低于新疆灌耕土背景值，Cr平均含量与新疆灌耕土背景值较接近 (表 3)，故研究区小麦地土壤Cr、Cu和Mn主要受到土壤地球化学特征 (成土母质和地形条件) 的控制。因此，F2可以代表“自然源因子”。
第三主成分 (F3) 上重金属元素As与Cd具有较高的载荷，为0.68与0.69。从As含量空间分布图来看，虽然大部分区域处于清洁水平，但是研究区南部存在2个污染高值点。这表明As在部分区域受到人类活动导致的点源污染的影响，其他区域主要受到土壤地球化学特征的影响。Cd含量从研究区北部向南部呈现有规律的变化趋势，Cd的变异系数也较小 (表 3)，表明成土母质一定程度控制Cd含量。相关研究表明[31]，Cd一般可作为施用化肥与农药等农业活动的标识元素。因此，可以认为研究区小麦地土壤中As与Cd含量受自然因素和人类活动共同控制。以上分析可以看出，F3可以代表“自然-人为源复合因子”。
2.5.3 聚类分析聚类分析可以直观地反映重金属元素之间的相互联系[15]。首先对重金属元素含量数据进行标准化处理，然后采用欧氏距离衡量数据之间的距离，并基于离差平方和法绘制8种重金属元素的聚类树状图。由图 5可见，焉耆盆地小麦地土壤中As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn可归为3类，即Ni-Pb-Zn、Cu-Mn-Cr以及As-Cd。聚类分析分类结果与因子分析结果相对应，进一步验证因子分析结果的可靠性。
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| 图 5重金属元素聚类分析树状图 Figure 5Clustering tree of heavy metal elements |
结合相关分析、因子分析和聚类分析结果可知，焉耆盆地小麦地土壤中8种重金属元素分为3组：第一组元素包括Ni、Pb与Zn，主要受人类活动的影响；第二组元素包括Cu、Mn和Cr，主要受成土母质和地形条件的控制；第三组元素包括As和Cd，受人为因素和自然因素共同影响。
3 结论(1) 焉耆盆地小麦地各重金属元素含量有一定的积累，其中Cd、Pb和Zn污染严重。小麦地土壤RI呈现较强生态风险水平，IER呈现重警态势。Cd是主要的污染因子，研究区耕地土壤Cd污染值得关注。
(2) 小麦地各重金属元素Pi反映的污染水平空间分布格局不相同。RI和IER值的空间分布格局均呈现明显的水平地带性分布规律，并从研究区北部向南部呈现逐渐增加趋势。
(3) 小麦地土壤中Ni、Pb与Zn受到人为污染源的影响，Cu、Mn和Cr主要受到土壤地球化学特征的控制，As和Cd则受人为因素和自然因素共同影响。
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