北京市密云區(qū)農(nóng)業(yè)土壤重金屬元素地球化學(xué)特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

段續(xù)川，李 蘋，黃 勇，林 赟，袁國禮，羅先熔

(1.桂林理工大學(xué) 地球科學(xué)學(xué)院，廣西 桂林 541006；2.中國地質(zhì)大學(xué)(北京) 地球科學(xué)與資源學(xué)院，北京 100083；3.北京市地質(zhì)勘察技術(shù)院，北京 102218)

0 引 言

土壤作為自然環(huán)境的構(gòu)成要素和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要自然資源，是人類和生物賴以生存的物質(zhì)基礎(chǔ)。土壤作為可再生的資源，在長期的人類生產(chǎn)和生活中，起到維護(hù)農(nóng)業(yè)生態(tài)平衡的重要作用，土壤的環(huán)境質(zhì)量對生物及人類健康均有著十分重要的影響[1-3]。

隨著城市化和工業(yè)化進(jìn)程的加快，目前城市土壤已明顯受到污染[4]。土壤重金屬污染具有潛伏性、不可抗逆性和長期性等特點(diǎn)，因其影響后果嚴(yán)重而受到高度重視[5]。國內(nèi)外諸多研究表明，由于交通、金屬冶煉、采礦、污水灌溉等人為活動(dòng)的影響，使得農(nóng)業(yè)土壤中重金屬含量顯著上升[6-10]，嚴(yán)重時(shí)會(huì)隨著食物鏈危害到人類的健康[11]。諸多研究報(bào)道顯示，我國城市地區(qū)土壤已受到嚴(yán)重的重金屬污染[12-14]，如天津、西安、杭州等地。

北京作為首都城市，同時(shí)是世界上最大的城市之一，正在發(fā)展都市型現(xiàn)代農(nóng)業(yè)，農(nóng)業(yè)類型由數(shù)量型向質(zhì)量型轉(zhuǎn)變[3]，農(nóng)業(yè)土壤環(huán)境質(zhì)量受到越來越多的關(guān)注。但在北京周邊農(nóng)業(yè)地區(qū)，尤其是居民區(qū)與農(nóng)業(yè)種植用地相結(jié)合的地區(qū)研究較少。

雖然眾多學(xué)者在土壤重金屬的污染來源、空間分布以及評價(jià)方法等方面進(jìn)行了大量的研究[15-18]，但是土壤重金屬的來源分析仍是一項(xiàng)基本且具有挑戰(zhàn)性的任務(wù)[19-20]，分析農(nóng)業(yè)區(qū)土壤重金屬的不同來源存在一定的困難。前人研究采用了數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，比如主成分分析(PCA)、聚類分析(CA)以及相關(guān)分析，來區(qū)分土壤重金屬的自然源和人為源[9,21-22]。除此之外，地質(zhì)統(tǒng)計(jì)分析，比如因子克里格法也對識(shí)別其來源有很大的作用[9,23-24]。分析土壤重金屬的可能來源及其影響因素，有助于控制其在農(nóng)業(yè)土壤中的累積。

本研究以密云區(qū)西南部居民區(qū)與農(nóng)業(yè)種植區(qū)相結(jié)合的農(nóng)業(yè)土壤中的重金屬為研究對象，分析了土壤中8種重金屬元素(Ni、V、Cr、As、Cd、Pb、Zn、Hg)的地球化學(xué)特征，結(jié)合多元統(tǒng)計(jì)法及空間分析法判別重金屬的可能的主要來源，并按照相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)對土壤環(huán)境質(zhì)量及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評價(jià)。

1 研究區(qū)概況

密云區(qū)(116°39′33″～117°30′25″E，40°13′7″～ 40°47′57N)位于北京市東北部、燕山山脈南麓、華北大平原北緣，是平原與山區(qū)交接地帶，分別與平谷區(qū)、順義區(qū)、懷柔區(qū)接壤。全區(qū)總面積2 229.45 km2,密云區(qū)四季分明，年平均氣溫10.8 ℃，年降水量600～700 mm；區(qū)內(nèi)有大小河流14條，潮河白河縱貫全境，中型以上水庫4座[25]。

研究區(qū)位于密云區(qū)西南的洪積沖積平原地帶，土地資源豐富，耕地及森林覆蓋率較高；交通便捷，主要交通線路有大廣(京承)高速、S203、S311等公路及京通、京承兩條鐵路。區(qū)內(nèi)旅游資源豐富，諸多知名景點(diǎn)遍布研究區(qū)。

圖1 研究區(qū)位置及采樣點(diǎn)位Fig.1 The location of the study area and sampling sites

2 材料與方法

2.1 樣品采集與分析

本次研究在研究區(qū)內(nèi)按照0.5 km×0.5 km劃分采樣網(wǎng)格，為了減小隨機(jī)誤差，在每個(gè)網(wǎng)格內(nèi)采集5個(gè)表層土壤樣品，采樣深度為0～20 cm，每個(gè)樣品重約1.0 kg，混勻后制得混合樣品一份，共采集樣品1 065件(圖1)，GPS記錄采樣點(diǎn)實(shí)際坐標(biāo)。采集的土樣經(jīng)晾曬風(fēng)干、碾碎后過孔徑為70目的尼龍篩，再經(jīng)瑪瑙碾缽無污染粉碎后過100目篩，為避免金屬Hg的揮發(fā)，將土壤樣品儲(chǔ)存在陰涼環(huán)境下保存?zhèn)溆谩?/p>

由國家地質(zhì)實(shí)驗(yàn)測試中心參考國家土壤環(huán)境質(zhì)量相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)對樣品進(jìn)行分析測定，Ni、V、Cr、Pb、Zn、SiO2、Al2O3和Fe2O3的含量采用X射線熒光光譜法(RS-1818, HORNG JAAN) 測得，Cd的含量由石墨爐原子吸收分光光度法(AA6810 SONGPU)測定，Hg和As含量采用原子熒光光譜法(XGY-1011A)進(jìn)行測定。國家地質(zhì)實(shí)驗(yàn)測試中心為保證數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性，采取相關(guān)質(zhì)量保證和質(zhì)量控制(QA/QC)措施，各標(biāo)樣回收率均在92%～108%之間；并對其中20%樣品進(jìn)行了平行試驗(yàn)，標(biāo)準(zhǔn)偏差在5%以內(nèi)。

2.2 數(shù)據(jù)處理

地球化學(xué)統(tǒng)計(jì)分析及多元統(tǒng)計(jì)分析是用來判別污染源的有效工具，本文采用這些方法識(shí)別土壤中重金屬的主要來源。利用MapGis 6.7中的克里格插值法進(jìn)行空間制圖。數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS16.0中的Pearson相關(guān)性分析、主成分分析(PCA)和聚類分析(CA)方法進(jìn)行分析，其中主成分分析(PCA)采用最大方差旋轉(zhuǎn)法。

2.3 評價(jià)方法

單因子指數(shù)法是目前對土壤中單一重金屬元素污染評價(jià)所普遍采用的方法。計(jì)算公式為：

P(i)=Ci/Si

式中：P(i)為土壤中污染物(i為元素)的環(huán)境質(zhì)量指數(shù)；Ci為土壤中重金屬的實(shí)測濃度；Si為土壤中重金屬的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，本文采用北京市土壤背景值作為土壤重金屬的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。P(i)值分段評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)為：P(i)≤1表示未污染，1 3表示重污染[12]。

此外，本文還采用瑞典學(xué)者Hakanson于1980年提出的潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價(jià)土壤環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。Hakanson指數(shù)法綜合考慮了多元素的協(xié)同作用、毒性水平、污染濃度以及環(huán)境對重金屬污染敏感性等因素[13]；可以綜合反映重金屬對生態(tài)環(huán)境影響潛力，適合于大區(qū)域范圍沉積物和土壤的評價(jià)比較[14]。計(jì)算公式為：

E(i)=Ti×(Ci/C0)

式中：E(i)為單一重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)；Ti為單一重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)，各金屬的毒性系數(shù)分別為Ni= Pb = 5、Cr=V=2、As=10、Cd=30、Zn=1、Hg=40；Ci表示土壤重金屬的濃度；C0為土壤中重金屬的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，本文采用北京市土壤背景值作為重金屬評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。

各元素潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)E(i)之和，為該地區(qū)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(RI)。計(jì)算公式為：

RI=∑E(i)

根據(jù)各元素潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)和綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，可將土壤質(zhì)量分為輕度生態(tài)污染、中度生態(tài)污染、強(qiáng)度生態(tài)污染、很強(qiáng)生態(tài)污染及極強(qiáng)生態(tài)污染5個(gè)等級(表1)。

表1土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分級標(biāo)準(zhǔn)[26]

Table1Thevaluesfortheclassificationofpotentialecologicalriskofheavymetalsinthesoil

潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)E(i)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI污染程度<40<150輕度生態(tài)污染40≤E(i)<80150≤RI<300中度生態(tài)污染80≤E(i)<160300≤RI<600強(qiáng)度生態(tài)污染160≤E(i)<320≥600很強(qiáng)生態(tài)污染≥320—極強(qiáng)生態(tài)污染

3 結(jié)果與討論

3.1 土壤重金屬含量特征

富集系數(shù)是土壤重金屬的平均含量與該地區(qū)背景值的比值，富集比例為超過自然背景值的樣品個(gè)數(shù)占總樣品個(gè)數(shù)的比例。研究區(qū)各金屬元素平均值、富集系數(shù)以及北京地區(qū)背景值列于表2。結(jié)果顯示，研究區(qū)內(nèi)重金屬Ni、V、Cr、As、Cd、Pb、Zn、Hg的平均含量分別為21.773 mg/kg、70.642 mg/kg、55.476 mg/kg、6.957 mg/kg、0.144mg/kg、24.285 mg/kg、67.724 mg/kg、0.046 mg/kg。其中，與北京市土壤重金屬背景值相比，Ni、V、Cr、As、Hg元素的平均值較北京市背景值略低，這些元素的富集系數(shù)(EF)均小于1，分別為0.88、0.89、0.91、0.90、0.78；而Cd、Pb、Zn元素平均值大于北京市背景值，富集系數(shù)大于1，分別為1.21、1.03、1.18。

圖2 重金屬含量分布直方圖和箱圖Fig.2 Histogram and box-plot of heavy metal concentrations

元素的箱圖和直方分布圖常用來表示元素的分布特征(圖2)。有研究表明，自然狀態(tài)下，若元素?zé)o其他外界來源，則通常呈正態(tài)分布[21]。如圖2顯示，Ni、V、Cr、As元素近似地呈正態(tài)分布，推測其主要受自然因素的影響，受外源因素的影響較??；而Cd、Pb、Zn和Hg呈非正態(tài)分布，意味著這些元素可能有外源因素的輸入。此外，由箱圖可得出，Ni、V、Cr、As元素除了極少數(shù)異常值外，均近似地呈對稱分布；而Cd、Pb、Zn和Hg元素不僅有明顯的右偏趨勢，并在箱圖的兩端出現(xiàn)部分的異常值。

表2研究區(qū)土壤重金屬含量統(tǒng)計(jì)(wB/(mg/kg))

Table2Thestatisticaldataforheavymetalconcentrationsinthesoilsamplesofthestudyarea(mg/kg)

元素平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差最大值最小值北京市背 景值[20-21]富集系數(shù)Ni2180±90512800437247088V707±179223001670792089Cr555±270622001120608091As696±280304018577090Cd0144±0063074000480119121Pb243±52777901220237103Zn677±231262001810575118Hg0046±0133374000070059078

3.2 土壤重金屬空間分布

重金屬元素含量地球化學(xué)圖可以為元素的來源和污染范圍提供有效的信息[23]，本文采用累積頻率法分級，利用克里格插值法結(jié)合采樣點(diǎn)位置，繪制各元素含量空間分布圖(圖3)。如圖3所示：Ni、V、Cr、As元素呈現(xiàn)西部含量低，僅東部及北部小范圍區(qū)域內(nèi)出現(xiàn)高值的特點(diǎn)；此4種元素的富集比例較低，分別為30.89%、29.86%、32.2%、26.67%。研究區(qū)絕大部分地區(qū)被第四系沉積物覆蓋[24]，僅北部及東部少數(shù)地區(qū)出露小范圍的灰?guī)r和白云巖。由于巖石的風(fēng)化程度受環(huán)境因素、地形條件和暴露時(shí)間等因素的控制，風(fēng)化程度越徹底，Si、Al、Fe等元素的富集程度就越高；其中，Al2O3/SiO2是一種常用的計(jì)算風(fēng)化程度的指標(biāo)，可間接說明巖石的風(fēng)化程度，Al2O3/SiO2比值越大，則風(fēng)化程度越高[27]；而Fe2O3作為巖石風(fēng)化成土過程中的產(chǎn)物，是重要的土壤組成[28]，且Fe2O3可通過影響土壤表面的電荷性質(zhì)吸附土壤中的重金屬[29-30]，使得Cr、As等元素在山區(qū)周邊土壤中呈現(xiàn)明顯的高值，在北京南部地區(qū)有類似的研究報(bào)道[31]。由Fe2O3和Al2O3/SiO2空間分布圖可看出研究區(qū)北部和東部少數(shù)地區(qū)巖石風(fēng)化程度較高。Ni、V、Cr、As元素含量高值區(qū)域與巖石風(fēng)化程度較高地區(qū)相吻合，說明此4種元素主要受到巖石風(fēng)化的影響。

與以上4種元素相比，Cd、Pb、Zn元素的富集比例較大，分別為66.29%、45.63%、63.38%，且在中部和西北部少數(shù)區(qū)域內(nèi)含量出現(xiàn)最大值。研究區(qū)中部為密云縣人口集中密度最大的區(qū)域，G101和京承高速公路貫穿域內(nèi)，研究區(qū)西北部有諸多知名景區(qū)和休閑度假村，推測這3種元素可能受到當(dāng)?shù)厝藶榛顒?dòng)的影響。

研究區(qū)內(nèi)土壤樣品中Hg元素的富集比例為14.37%，在中部居民區(qū)含量最高。因Hg元素具有揮發(fā)性且能夠在土壤和空氣之間廣泛地交換，故形成獨(dú)特的分布特征。

3.3 主成分分析及聚類分析

主成分分析是將多個(gè)指標(biāo)轉(zhuǎn)化為少數(shù)幾個(gè)綜合指標(biāo)來反映原始數(shù)據(jù)信息的方法，在土壤研究中用以區(qū)分各種金屬來源，在同一主成分上有較高載荷的元素可能有著相似的來源[32-33]。對研究區(qū)重金屬元素進(jìn)行主成分分析，結(jié)果顯示，8種重金屬元素共提取了3個(gè)主成分(表3)，此3組主成分累積能夠解釋總方差的78.51%，應(yīng)為主要組分，其他組分方差均小于10%，故本文主要討論這3組因素。

表3土壤重金屬主成分分析結(jié)果

Table3Theresultofprincipalcomponentanalysisforheavymetalconcentrationsinthesoilsamples

重金屬 主成分123Ni093201770059V090600980017Cr0899-0010-0036As052404130245Cd011108780069Pb-002308520078Zn023308250074Hg003601280977特征值346718990914方差/%433422374311427累積方差/%433426708578511

圖3 土壤中重金屬元素含量空間分布圖Fig.3 Spatial distribution of heavy metals in the soil

第一主成分占總變量方差的43.34%，第一主成分所占方差雖未超50%，但第一主成分所占方差在3類主成分中最大，說明第一主成分明顯地影響著該地區(qū)土壤重金屬的行為特征。Ni、V、Cr、As元素在第一主成分上有較高的載荷，以上4種元素富集系數(shù)較低(表2)，直方圖顯示其呈正態(tài)分布(圖2)，元素含量空間分布圖表明其高值出現(xiàn)在巖石風(fēng)化程度高的地區(qū)(圖3)。說明此類元素較少受到外源物質(zhì)的影響，主要由該地區(qū)成土母質(zhì)控制，與上述結(jié)論一致。

第二主成分占總變量方差的23.74%，Cd、Pb、Zn元素在第二主成分上有較高載荷。此3種元素的平均值均超過背景值且富集系數(shù)高(表2)，直方圖顯示其呈非正態(tài)分布(圖2)，元素含量空間分布圖指出以上元素在研究區(qū)中部和西北部區(qū)域出現(xiàn)高值(圖3)。當(dāng)?shù)胤N植農(nóng)作物、飼養(yǎng)家畜等農(nóng)業(yè)行為是影響土壤中Cd、Pb、Zn元素的主要原因。其中，為了給北京市區(qū)提供優(yōu)質(zhì)充足的農(nóng)產(chǎn)品，研究區(qū)內(nèi)種植大面積果園和菜園，曾經(jīng)可能會(huì)有使用化肥和農(nóng)藥的行為。Cd、Zn元素因有殺蟲和促增長的作用而成為磷肥和鋅肥的主要添加劑，化肥的施用是影響土壤中重金屬Cd、Zn的主要因素之一[34-35]；而含Pb殺蟲劑的使用也使得果園種植區(qū)Pb含量顯著增加[36]；當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)種植使用塑料膜的情況十分常見，土壤中殘留的塑料膜也同樣導(dǎo)致土壤中Cd含量的升高[37]。研究區(qū)內(nèi)以養(yǎng)豬和雞鴨等家禽為主的畜牧業(yè)發(fā)達(dá)，禽畜糞便被認(rèn)為是土壤Zn的良好供給源，長期施用有機(jī)肥亦可使土壤中Zn含量提高5%～30%；也有研究表明，隨著設(shè)施菜地種植年限的增加，土壤中Zn含量也會(huì)呈現(xiàn)累積的趨勢[38]。另外，景區(qū)和休閑度假村等娛樂場所的人為擾動(dòng)也可使得元素富集[39]。除了從成土母質(zhì)的繼承外，以上3種元素明顯受到人為因素的干擾。

Hg所在的第三主成分占總變量方差的11.43%，因Hg具有一定的揮發(fā)性而不同于其他元素，故單獨(dú)分為一類。人口密集區(qū)的建筑設(shè)施、醫(yī)療設(shè)施等極大地提高了環(huán)境中Hg的含量；同時(shí)，當(dāng)?shù)鼐用裎鬯喔取⒗贌壬罘绞揭彩怯绊慔g元素含量的重要的原因之一[40-41]。

因子得分空間分布圖(圖4)展示，第一主成分(F1)包括Ni、V、Cr、As 4種元素，此類元素由于受到巖石風(fēng)化及土壤母質(zhì)的影響而在研究區(qū)北部及東部少數(shù)地區(qū)含量較高；第二主成分(F2)包括Cd、Pb、Zn 3種元素，在研究區(qū)人口密集的區(qū)域含量較高，受人類活動(dòng)影響較大；第三主成分(F3)中的Hg元素在研究區(qū)內(nèi)高值區(qū)主要受大氣沉降的影響。

圖4 主成分分析因子得分空間分布圖Fig.4 Spatial distribution of factor scores from principle component analysis

聚類分析是根據(jù)變量間的親密程度將變量進(jìn)行分類的方法。通過聚類分析可以把特征相似、行為相近的變量聚為一類，因此在統(tǒng)計(jì)分析中得到了廣泛應(yīng)用。聚類分析在地學(xué)中的應(yīng)用可以把相同物質(zhì)來源的元素聚為一類，不同物質(zhì)來源的元素區(qū)分開來[42]。聚類分析的距離代表元素間的親密程度。聚類的距離越近，代表元素之間的關(guān)系越親密[43]。本次研究根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)距離15～20，將8種重金屬元素劃分為3類(圖5)。聚類分析與主成分分析得出了相似的結(jié)果。

Ⅰ類：Ni、V、Cr、As元素。這4種元素在土壤樣品中的分布符合正態(tài)分布，富集系數(shù)小于1，在第一主成分中占有較高的載荷，僅在巖石風(fēng)化程度較高的地區(qū)出現(xiàn)較高值，說明Ni、V、Cr、As元素在研究區(qū)內(nèi)分布較均勻，該類重金屬主要受自然因素的影響，來源于當(dāng)?shù)貛r石風(fēng)化形成的成土母質(zhì)。

Ⅱ類:Cd、Pb、Zn元素。直方圖顯示以上3種元素呈非正態(tài)分布，富集系數(shù)大于1，且在第二主成分中占有較高的載荷。這一類元素為土壤污染較為嚴(yán)重的元素，諸多文獻(xiàn)報(bào)道過此類元素的污染情況[20,38,44-45]。

重金屬元素Pb、Zn被稱為交通污染元素[46]，越靠近道路則Pb含量往往也越高[45]，且含量的累積與交通流量有密切的關(guān)聯(lián)[42]。Pb被認(rèn)為是機(jī)動(dòng)車污染的標(biāo)志性元素，含鉛汽油的燃燒使汽車尾氣成為土壤中Pb的重要來源之一。盡管我國從2000年開始禁止使用含鉛汽油[40]，但由于Pb元素的穩(wěn)定性強(qiáng)且難以降解，在該地區(qū)的含量較高則明顯地反映了過去含Pb汽油污染情況的嚴(yán)重性。環(huán)境中Pb、Zn元素有著十分相似的來源[45]，機(jī)動(dòng)車輛的行駛、機(jī)動(dòng)車潤滑油的氧化作用[47]、剎車和輪胎的磨損[42]以及油漆的脫落等，均影響著土壤中Zn的累積。Cd是一種較為典型的由于人類活動(dòng)而進(jìn)入環(huán)境的元素[45]。研究區(qū)內(nèi)包裝制品廠、金屬加工廠等工業(yè)活動(dòng)，如：金屬冶煉、塑料穩(wěn)定劑及添加劑和電池的生產(chǎn)、化石燃料的燃燒以及工業(yè)廢棄物的生產(chǎn)[46]等，均可影響土壤中Cd元素的含量。

Ⅲ類：Hg元素。由于京津冀地區(qū)使用燒煤供暖的方式在近幾十年中顯著增加[48-49]，而煤炭燃燒釋放的Hg直接排放到環(huán)境中，同樣使得Hg以大氣沉降的方式存留于土壤中。

圖5 土壤重金屬系統(tǒng)聚類分析Fig.5 Hierarchical clustering for heavy metals in the soil

4 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估

計(jì)算8種重金屬元素的單項(xiàng)污染指數(shù)和生態(tài)危害指數(shù)，統(tǒng)計(jì)各元素的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)及在不同單項(xiàng)污染程度下的樣品數(shù)量，結(jié)果列于表4。結(jié)果顯示，8種元素絕大部分采樣點(diǎn)都未受到污染，僅個(gè)別重金屬的極少數(shù)采樣點(diǎn)單項(xiàng)污染指數(shù)(P(i))值略大于中等污染程度的數(shù)值范圍；其中，Cd元素單項(xiàng)污染指數(shù)平均值最大(P(Cd)mean=1.21)，其次為Zn和Pb(P(Zn)mean=1.18，P(Pb)mean=1.03)，前人研究得出相似的結(jié)論[20]；其余5種元素的單項(xiàng)污染指數(shù)平均值均小于1(P(Cr)mean=0.91，P(As)mean=0.90，P(V)mean=0.89，P(Ni)mean=0.88，P(Hg)mean=0.78)，表明土壤未受到污染。按照單因子污染指數(shù)平均值排序Cd>Zn>Pb>Cr>As>V>Ni>Hg。

利用Hakanson評價(jià)方法對研究區(qū)8種重金屬元素進(jìn)行潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)，分別計(jì)算了8種重金屬元素的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)(E(i))以及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(RI)。結(jié)果表明，8種重金屬元素E(i)值均低于40，單因子生態(tài)污染風(fēng)險(xiǎn)程度低。

表4 土壤元素風(fēng)險(xiǎn)評估表

結(jié)合采樣點(diǎn)位繪制潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)圖(圖6)，可得出研究區(qū)內(nèi)超過94%采樣點(diǎn)RI值低于150，說明當(dāng)?shù)刂亟饘贊撛谏鷳B(tài)危害指數(shù)較低，處于輕度生態(tài)污染水平之下，極少量高值出現(xiàn)于當(dāng)?shù)鼐用駞^(qū)范圍內(nèi)，說明當(dāng)前土壤環(huán)境保護(hù)較好，建議持續(xù)維持目前土壤保護(hù)措施，創(chuàng)造良好生存環(huán)境。

圖6 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)空間分布 Fig.6 Spatial distribution of the potential ecological riskindices (RI) for heavy metals in the soil

5 結(jié) 論

本次研究在北京市密云區(qū)西南部地區(qū)采集1 065件土壤樣品，對其中8種重金屬進(jìn)行了分析研究。利用空間分析和多元統(tǒng)計(jì)相結(jié)合的方法，闡明了土壤中重金屬的分布特征，并探討了影響其分布特征的主要因素。結(jié)果表明：Ni、V、Cr、As元素含量平均值低于北京地區(qū)背景值，直方圖呈正態(tài)分布，且在主成分分析的第一主成分上占有較高載荷，元素含量空間分布圖顯示Ni、V、Cr、As元素在研究區(qū)北部及東部巖石風(fēng)化程度高的地區(qū)含量較高，說明其分布主要受成土母質(zhì)的影響；Pb、Zn、Cd元素平均含量相比北京地區(qū)背景值較高，富集系數(shù)大于1，含量直方圖不服從正態(tài)分布且在主成分分析中的第二主成分上有較高載荷，這3種元素在人口密集且活動(dòng)范圍較大的區(qū)域含量較高，其可能受到當(dāng)?shù)亟煌?、農(nóng)業(yè)及旅游業(yè)等人為因素的影響；Hg元素呈非正態(tài)分布且獨(dú)自被分為第三主成分，因其具可揮發(fā)性，故其分布特征主要受大氣沉降的影響。

通過計(jì)算密云區(qū)各重金屬元素的單項(xiàng)污染指數(shù)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，得出密云區(qū)土壤重金屬元素各項(xiàng)指數(shù)均較低，處于輕度污染水平以下。但長久的人類活動(dòng)可能會(huì)導(dǎo)致重金屬的不斷累積，將來可能對土壤質(zhì)量產(chǎn)生威脅，應(yīng)注意保護(hù)土壤質(zhì)量安全，防患于未然。

[1] 劉慶,杜志勇,史衍璽,等. 山東省壽光市土壤重金屬環(huán)境質(zhì)量評價(jià)[J]. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2009,31(1):144-148.

[2] 黃勇,楊忠芳. 土壤質(zhì)量評價(jià)國外研究進(jìn)展[J]. 地質(zhì)通報(bào),2009,28(1):130-136.

[3] 李曉秀,陸安祥,王紀(jì)華,等. 北京地區(qū)基本農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量分析與評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2006,22(2):60-63.

[4] 馬旺海,曹斌,楊進(jìn)峰,等. 城市重金屬污染特征[J]. 中央民族大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2008,17(1):66-73.

[5] 任麗敏. 達(dá)里諾爾湖重金屬的環(huán)境地球化學(xué)研究[D].呼和浩特：內(nèi)蒙古大學(xué),2012:9.

[6] 陳同斌,鄭袁明,陳煌,等. 北京市不同土地利用類型的土壤砷含量特征[J]. 地理研究,2005,24(2):229-235.

[7] VAROL M.Assessment of heavy metal contamination in sediments of the Tigris River (Turkey) using pollution indices and multivariate statistical techniques[J].Journal of Hazardous Materials,2011,195:355-364.

[8] JIN Yongqing, WANG Xiaojuan, LU Juliang,et al.Effects of modern and ancient human activities on mercury in the environment in Xi’an area, Shaanxi Province, P.R.China[J].Environmental Pollution,2008,153(2)：342-350.

[9] 白曉宇,袁峰,李湘凌,等. 銅陵礦區(qū)土壤重金屬元素的空間變異及污染分析[J]. 地學(xué)前緣,2008,15(5):256-263.

[10] 欒文樓,溫小亞,馬忠社,等. 冀東平原土壤中重金屬元素的地球化學(xué)特征[J]. 現(xiàn)代地質(zhì),2008,22(6):939-947.

[11] 廖國禮,周音達(dá),吳超. 尾礦區(qū)重金屬污染濃度預(yù)測模型及其應(yīng)用[J]. 中南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2004,35(6):1009-1013.

[12] 劉申,劉鳳枝,李曉華,等. 天津公園土壤重金屬污染評價(jià)及其空間分析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2010,19(5):1097-1102.

[13] 陳濤,常慶瑞,劉京,等. 長期污灌農(nóng)田土壤重金屬污染及潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,31(11):2152-2159.

[14] 何云峰,朱廣偉,陳英旭,等. 運(yùn)河(杭州段)沉積物中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究[J]. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)(農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版),2002,28(6):82-87.

[15] COLGAN A,HANKARD P K,SPURGEON D J,et al.Closing the loop: a spatial analysis to link observed environmental damage to predicted heavy metal emissions[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2003, 22(5):970-976.

[16] BERNHARD A, CHE F I, MIKE J M,et al. Heavy metals in soils and crops in southeast Asia.
1. Peninsular Malaysia[J].Environmental Geochemistry and Health,2004, 26(3/4): 343-357.

[17] 付華,吳雁華,魏立華. 北京南部地區(qū)農(nóng)業(yè)土壤重金屬分布特征與評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2006,25(1):182-185.

[18] 胡克林,張鳳榮,呂貽忠,等. 北京市大興區(qū)土壤重金屬含量的空間分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2004,24(3):463-468.

[19] 陳同斌,鄭袁明,陳煌,等. 北京市土壤重金屬含量背景值的系統(tǒng)研究[J]. 環(huán)境科學(xué),2004,25(1):117-122.

[20] 姜菲菲,孫丹峰,李紅,等. 北京市農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)等級評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2011,27(8):330-337.

[21] ZHAO Yongcun,WANG Zhigang,SUN Weixia,et al.Spatial interrelations and multi-scale sources of soil heavy metal variability in a typical urban-rural transition area in Yangtze River Delta region of China[J].Geoderma,2010, 156(3/4):216-227.

[22] MAMAT Z,YIMIT H,ROU Z J,et al.Source identification and hazardous risk delineation of heavy metal contamination in Yanqi basin, northwest China[J].Science of the Total Environment,2014, 493: 1098-1111.

[23] BRADL H B.Adsorption of heavy metal ions on soils and soils constituents[J].Journal of Colloid and Interface Science,2004, 277(1):1-18.

[24] 張蚌蚌,劉秀萍,王數(shù). 基于巖性分區(qū)的北京市密云縣土地利用分析[J]. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2013,18(1):188-194.

[25] 崔良滿. 北京密云菜園地土壤重金屬污染評價(jià)分析[J]. 江西農(nóng)業(yè),2016(5):76-79.

[26] 趙卓亞, 王志剛, 畢擁國, 等. 保定市城市綠地土壤重金屬分布及其風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 32(2): 16-20.

[27] 張玉芬,李長安,熊德強(qiáng),等. “巫山黃土”氧化物地球化學(xué)特征與古氣候記錄[J]. 中國地質(zhì),2013,40(1):352-360.

[28] 刁桂儀,文啟忠. 黃土風(fēng)化成土過程中主要元素遷移序列[J]. 地質(zhì)地球化學(xué),1999,27(1):21-26.

[29] 倪善芹,侯泉林,琚宜文,等. 北京下古生界碳酸鹽巖地層中微量元素遷移富集規(guī)律[J]. 中國科學(xué)：D輯,2009,39(4):488-496.

[30] 鄭順安. 我國典型農(nóng)田土壤中重金屬的轉(zhuǎn)化與遷移特征研究[D].杭州：浙江大學(xué),2010：11-16.

[31] 倪善芹,琚宜文,侯泉林,等. 鐵氧化物在重金屬元素遷移風(fēng)化過程中的作用對比及碳酸鹽巖中重金屬元素的富集[J]. 自然科學(xué)進(jìn)展,2009,19(1):61-68.

[32] HAN Yongming, DU Peixuan, CAO Junji,et al. Multivariate analysis of heavy metal contamination in urban dusts of Xi’an, Central China [J]. Science of the Total Environment, 2006, 355(1/3): 176-186.

[33] WEI Luo, WANG Tieyu, LUO Yonglong, et al. Landscape ecology of the Guanting Reservoir, Beijing, China: Multivariate and geostatistical analyses of metals in soils [J]. Environmental Pollution, 2007, 146(2):567-576.

[34] CAI Limei,XU Zhencheng,REN Mingzhong,et al.Source identification of eight hazardous heavy metals in agricultural soils of Huizhou, Guangdong Province, China[J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 78(3): 2-8.

[35] 王孝忠,田娣,鄒春琴. 鋅肥不同施用方式及施用量對我國主要糧食作物增產(chǎn)效果的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2014,20(4):998-1004.

[36] EFSTRATIONS K.Accumulation of heavy metals in agricultural soils of Mediterranean: Insights from Argolida basin, Peloponnese, Greece[J].Geoderma,2014, 221:82-90.

[37] 鄭袁明,羅金發(fā),陳同斌,等. 北京市不同土地利用類型的土壤鎘含量特征[J]. 地理研究,2005,24(4):542-548.

[38] 白玲玉,曾希柏,李蓮芳,等. 不同農(nóng)業(yè)利用方式對土壤重金屬累積的影響及原因分析[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,43(1):96-104.

[39] 喬敏敏,季宏兵,朱先芳,等. 密云水庫入庫河流沉積物中重金屬形態(tài)分析及風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013,33(12):3324-3333.

[40] YANG Zhongping.Assessment of heavy metals contamination in urban topsoil from Changchun City, China[J].Journal of Geochemical Exploration,2011, 108(1):27-38.

[41] YU Jiang, HUANG Zhiyong, CHEN Ting, et al.Evaluation of ecological risk and source of heavy metals in vegetable-growing soils in Fujian Province, China[J].Environmental Earth Sciences,2012,65(1)：29-37.

[42] 韓鵬,孫天河,袁國禮,等. 首鋼地區(qū)表層土壤重金屬的分布特征及污染評價(jià)[J]. 現(xiàn)代地質(zhì),2012,26(5):963-971.

[43] FACCHINELLI A , SACCHI E , MALLEN L. Multivariate statistical and GIS-based approach to identify heavy metal sources in soils [J]. Environmental Pollution, 2001, 114(3):313-324.

[44] 賈琳,楊林生,歐陽竹,等. 典型農(nóng)業(yè)區(qū)農(nóng)田土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2009,28(11):2270-2276.

[45] 鄭袁明,宋波,陳同斌,等. 北京市不同土地利用方式下土壤鋅的積累及其污染風(fēng)險(xiǎn)[J]. 自然資源學(xué)報(bào),2006,21(1):64-72.

[46] SUN Chunyuan, ZHAO Wenji, ZHANG Qianzhong, et al. Spatial distribution, sources apportionment and health risk of metals in topsoil in Beijing, China[J].Internation Journal of Environmental Research and Public Health,2016, 13(7):727.

[47] BAI Yang, WANG Min, PENG Chi,et al. Impacts of urbanization on the distribution of heavy metals in soils along the Huangpu River, the drinking water source for Shanghai[J].Environmental Science and Pollution Research,2016, 23(6)：5222-5231.

[48] CHEN Haiyang, TENG Yanguo, LU Sijin,et al.Source apportionment and health risk assessment of trace metals in surface soils of Beijing metropolitan, China[J].Chemosphere,2016, 144:1002-1011.

[49] YU Lei,CHENG Jiemin,ZHAN Jincheng, et al.Environmental quality and sources of heavy metals in the topsoil based on multivariate statistical analyses: a case study in Laiwu City, Shandong Province, China[J].Natural Hazards,2016, 81(3)：1435-1445.