北京市東南郊灌區(qū)土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量水平評估

李 艷， 劉洪祿

(1.揚州大學(xué)， 江蘇 揚州 225009； 2 北京市水科學(xué)技術(shù)研究院， 北京 100048；3.北京市非常規(guī)水資源開發(fā)利用與節(jié)水工程技術(shù)研究中心， 北京 100048)

干旱-半干旱地區(qū)由于水資源的短缺促進了污水/再生水資源的利用，其主要利用方式之一為農(nóng)業(yè)灌溉[1]。污水/再生水中含有的營養(yǎng)元素可促進作物生長[2]，但這些水中還含有一些潛在污染物，如重金屬等，這些污染物有可能通過河道入滲、農(nóng)田灌溉、作物吸收等過程對環(huán)境和人類產(chǎn)生一定的污染風險。有學(xué)者分別對河北、昆明和天津某些污灌區(qū)農(nóng)田土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量進行了研究，發(fā)現(xiàn)這些污灌區(qū)域表層土壤監(jiān)測點Cd、Pb等重金屬含量超標，甚至達到重度污染等級；部分小麥籽粒和蔬菜Cd、Pb含量超標[3-5]。隨著人們環(huán)保意識的增強以及污水處理技術(shù)的發(fā)展，人們逐漸開始使用處理后的污水(即再生水)進行農(nóng)業(yè)灌溉。美國再生水回用量中62%的水量用于農(nóng)業(yè)灌溉；以色列再生水回用率達到72%；日本從1997年開始將處理后的再生水回用于水稻和果園灌溉。我國從19世紀80年代逐步大力發(fā)展再生水回用技術(shù)，近幾年再生水農(nóng)業(yè)灌溉主要集中在華北地區(qū)和長江流域等區(qū)域[6-7]。雖然污水經(jīng)過處理成為再生水，其重金屬含量可降低43.8%～81.8%[8]，但這些重金屬可能隨灌溉水進入土壤對土壤環(huán)境等產(chǎn)生污染風險，因此其灌溉安全性問題一直是人們關(guān)注的焦點。

土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量主要受灌溉水質(zhì)和時間以及土壤母質(zhì)和作物類型等影響[9-10]。邢大韋等[11]研究發(fā)現(xiàn)洪水時渭河底泥被沖刷，導(dǎo)致重金屬再釋放，引起下游用水安全問題。Xu等[10]在洛杉磯的研究得出8 a和20 a再生水灌溉條件下表層土壤重金屬富集，且隨再生水灌溉年限的增加重金屬存在向下遷移的趨勢。北京市東南郊灌區(qū)長期歷史污灌和再生水灌溉引起表層土壤某些重金屬累積[12-13]，再生水灌溉并未導(dǎo)致地下水重金屬污染[14]。馬福生等[15]研究得出再生水灌溉與清水灌溉表層土壤重金屬含量無顯著差異。楊軍等[16]在北京東南郊(通州—大興)調(diào)查得出盡管再生水灌區(qū)土壤重金屬含量高于井灌區(qū)，但兩區(qū)小麥籽粒重金屬含量沒有顯著差異。辛宏杰等[17]和王愛芹等[18]研究得出玉米根和稈重金屬含量隨再生水灌溉水量、灌溉年限增加而增加；再生水灌溉未顯著影響玉米籽粒、小麥籽粒、麥稈、麥根重金屬含量。張明月等[19]研究得出再生水灌溉農(nóng)作物重金屬含量有所增加但差異不顯著，農(nóng)作物均未受到重金屬污染。詠梅等[20]和Zou等[21]利用單因子指數(shù)法和綜合污染指數(shù)法分別對山東省濱城區(qū)農(nóng)田土壤和北京郊區(qū)土壤重金屬環(huán)境質(zhì)量進行了評估，得出山東省濱城區(qū)農(nóng)田土壤Hg的單因子污染指數(shù)達到輕度污染，北京郊區(qū)土壤Hg平均值高于土壤環(huán)境質(zhì)量標準，其余重金屬含量屬于“安全”等級。

農(nóng)田土壤重金屬主要是土壤母質(zhì)和人類活動共同作用的結(jié)果，較多學(xué)者利用皮爾遜相關(guān)分析、主成分分析和地統(tǒng)計學(xué)分析方法對土壤重金屬來源進行了解析[21-22]。如Wang等[23]研究得出江蘇省土壤中Cr、Cu、Zn和As主要受自然因素和人類活動影響，Cd和Pb主要來自工廠排放和交通污染，Hg主要來自石油化工生產(chǎn)。Zhao等[24]研究得出天津塘沽化工區(qū)土壤Cu、Pb和Zn主要來源交通和工業(yè)排放，Cd主要來源工業(yè)和人類活動廢棄物，As和Hg主要來源與煤燃燒和化工企業(yè)點源污染，Cr和Ni主要來源與土壤母質(zhì)。

北京是一個水資源嚴重短缺的城市，其東南郊區(qū)域從上世紀60年代便開始緩慢引用污水灌溉，2003年開始引用再生水灌溉。該區(qū)域是北京城區(qū)重要農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)地之一，所以有必要對該區(qū)域現(xiàn)狀土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量以及重金屬來源進行調(diào)查研究，可為今后開展再生水農(nóng)業(yè)灌溉工作安全性提供一定依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)及樣品采集

研究區(qū)域為北京新河灌區(qū)和南紅門灌區(qū)，區(qū)域為北緯39°26′～40°02′，經(jīng)度為東經(jīng)116°32′～116°43′(見圖1)。該區(qū)域近50年平均日照時數(shù)、平均氣溫和平均降水分別為2 459 h、 11℃～12℃和565 mm。0～20 cm表土層粉粒含量為46%～78.5%，黏粒為10.5%～27.5%，砂礫含量為1.5%～43.5%。從20世紀60年代開始該區(qū)域緩慢引用城市污水灌溉農(nóng)作物，2003年開始引用再生水灌溉農(nóng)作物，再生水來自高碑店、黃村和小紅門污水處理廠出水。根據(jù)污水灌溉歷史年限，該區(qū)域可分為3個區(qū)(見圖1)，區(qū)域1污灌歷史為40 a，區(qū)域2為30 a，區(qū)域3為20 a。

在3個不同歷史污灌年限區(qū)域沿主要渠道和河道周邊田塊布設(shè)土壤和農(nóng)產(chǎn)品采樣點，共計31個監(jiān)測點位，如圖1所示。采樣時間為2015年6月中旬和9月下旬，土樣采集時，每個監(jiān)測點位采集4個土樣均勻混合形成一個樣品，土樣樣品風干磨碎過60目篩待測。6月和9月在各監(jiān)測點位采集糧食作物籽粒(小麥、玉米)和各類蔬菜樣品，樣品個數(shù)見表1。利用自來水和蒸餾水沖洗農(nóng)作物樣品表面雜質(zhì)，75℃烘干磨碎過60目篩待測。

圖1 研究灌區(qū)示意圖

表1 農(nóng)產(chǎn)品樣品數(shù)

1.2 土壤和植物中重金屬以及農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)測定方法

土壤樣品重金屬采用HF-HNO3-HClO4法消解，農(nóng)產(chǎn)品樣品采用HNO3-H2O2法消煮，汞(Hg)和砷(As)采用原子熒光光譜法測定，鉻(Cr)和鉛(Pb)利用石墨爐-原子吸收光譜法測定，銅(Cu)和鋅(Zn)利用火焰-原子吸收光譜法測定[25]。

農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)主要測定可溶性總糖、粗蛋白、粗灰分、粗淀粉、粗纖維。可溶性總糖采用鹽酸水解-銅還原直接滴定法，粗灰分采用干式灰化法，粗淀粉采用蒽酮比色法測定，粗蛋白采用凱氏定氮法測定，粗纖維采用酸性洗滌劑法(ADF)測定[26-27]。

1.3 數(shù)據(jù)處理

1.3.1 土壤-農(nóng)產(chǎn)品系統(tǒng)中重金屬遷移系數(shù)計算如下[28]：

αbcf=Cplant/Csoil

(1)

式中：αbcf為土壤-農(nóng)產(chǎn)品系統(tǒng)中重金屬的遷移系數(shù)；Cplant為農(nóng)產(chǎn)品重金屬濃度含量，以干重表示，mg/kg；Csoil為土壤中重金屬濃度含量，mg/kg。

1.3.2 土壤重金屬污染程度評價

采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅(Nemerow)綜合污染指數(shù)法評估土壤重金屬污染等級，計算公式如下[29]：

Pi=Csoil/Si

(2)

(3)

式中：Pi為土壤重金屬元素i的單因子污染指數(shù)；Csoil為土壤樣品中重金屬實測值，mg/kg；Si為重金屬的評價標準，本研究選用《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》[30](GB 15618—2018)中的風險篩選值；Pn為第n個監(jiān)測點位6類重金屬元素綜合污染指數(shù)；Pmax為第n個監(jiān)測點位各重金屬元素單因子污染指數(shù)中的最大值；Pave為第n個監(jiān)測點位各重金屬元素單因子污染指數(shù)的平均值。

土壤重金屬污染程度根據(jù)單因子污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)劃分為5個等級：Ⅰ為安全級，Pi(Pn)≤0.7；Ⅱ為警戒級，0.7

1.3.3 土壤重金屬的潛在生態(tài)風險評價

參考科學(xué)家Hakanson[31]建議的方法評估土壤重金屬的綜合潛在生態(tài)風險，計算公式如下：

(4)

(5)

表2 Hakanson給出的各重金屬毒性系數(shù)

土壤重金屬的綜合潛在生態(tài)風險根據(jù)綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)劃分為5個等級：Ⅰ為低潛在生態(tài)風險，Ri<40；Ⅱ為中度潛在生態(tài)風險，40≤Ri<80；Ⅲ為較大潛在生態(tài)風險，80≤Ri<160；Ⅳ為高潛在生態(tài)風險，160≤Ri<320；Ⅴ為極強潛在生態(tài)風險，320≤Ri。

基于ArcGIS軟件和Microsoft excel 2007對試驗數(shù)據(jù)進行處理以及畫圖，基于SPSS 20.0軟件對試驗數(shù)據(jù)進行差異顯著性分析和主成分分析，三個歷史污灌區(qū)域糧食作物籽粒重金屬含量差異顯著性分析基于方差分析中LSD法完成(顯著性水平選取0.05)。

2 結(jié)果與討論

2.1 灌區(qū)表層土壤重金屬空間分布及潛在生態(tài)風險評價

2.1.1 灌區(qū)土壤重金屬空間分布

圖2顯示了2015年灌區(qū)土壤各重金屬含量空間分布情況。由圖2可知，土壤As、Cr、Cu、Hg、Pb和Zn含量范圍分別為6.78 mg/kg～12.81 mg/kg、35.5 mg/kg～56.07 mg/kg、15.18 mg/kg～34.18 mg/kg、0.03 mg/kg～0.53 mg/kg、10.50 mg/kg～36.00 mg/kg和36.42 mg/kg～81.9 mg/kg，均值分別為8.92 mg/kg、47.46 mg/kg、24.33 mg/kg、0.21 mg/kg、22.66 mg/kg和64.56 mg/kg。

灌區(qū)所有土壤采樣點各重金屬含量均低于國家《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》[30](GB 15618—2018)中的風險篩選值(土壤As、Cr、Cu、Hg、Pb和Zn風險篩選值分別為25.0 mg/kg、250.0 mg/kg、100.0 mg/kg、3.4 mg/kg、170.0 mg/kg和300.0 mg/kg)。葉文等[13]和Zou等[21]在北京研究得出表層土壤As、Cr、Cu、Pb、Zn、Hg均值分別為7.99 mg/kg～8.13 mg/kg、54.90 mg/kg～58.15 mg/kg、22.28 mg/kg～26.78 mg/kg、17.46 mg/kg～22.64 mg/kg、65.15 mg/kg～78.03 mg/kg和0.13 mg/kg，本研究中重金屬含量水平總體上與此相似。詠梅等[20]研究得出山東濱城農(nóng)田表層土壤As、Cr、Cu、Pb、Zn均值分別為7.85 mg/kg、19.94 mg/kg、23.51 mg/kg、22.28 mg/kg和54.35 mg/kg，本研究中Cr含量明顯高于山東濱城農(nóng)田表層土壤Cr含量，兩地其他重金屬含量相近。Hu等[32]調(diào)查天津污灌區(qū)得出土壤Cr、Cu、Zn、Pb含量均值分別為64.19 mg/kg、28.15 mg/kg、129.08 mg/kg和15.62 mg/kg，本研究中Cr和Zn含量遠低于天津污灌區(qū)土壤Cr和Zn含量，其他重金屬含量差異不大。

從圖2還可以看出總體上土壤各重金屬含量較高值主要分布在灌區(qū)東北部和中部，其次是灌區(qū)西部和西南部，灌區(qū)東南部土壤重金屬含量最低。該灌區(qū)東北地區(qū)污灌歷史年限最長(40 a)，其次為西南地區(qū)(30 a)，東南地區(qū)污灌歷史年限較短(20 a)，這顯示出土壤重金屬含量總體上隨污水灌溉年限增加而增加，但各區(qū)域之間并未形成顯著差異(P>0.05)。

圖2 土壤As、Cr、Cu、Hg、Pb、Zn空間分布圖

2.1.2 灌區(qū)土壤重金屬污染指數(shù)

土壤重金屬單因子污染指數(shù)空間分布規(guī)律與重金屬空間分布規(guī)律一致，即總體上土壤各重金屬單因子污染指數(shù)較高值主要分布在灌區(qū)東北部和中部，其次是灌區(qū)西部和西南部，灌區(qū)東南部土壤重金屬單因子污染指數(shù)最低。

灌區(qū)土壤As、Cr、Cu、Hg、Pb和Zn單因子污染指數(shù)分別為0.27～0.51、0.14～0.22、0.15～0.34、0.01～0.16、0.06～0.21和0.12～0.27，均值分別為0.36、0.19、0.24、0.06、0.13和0.22。所有土壤樣品同一采樣點As的單因子污染指數(shù)均大于其他重金屬污染指數(shù)，Hg的污染指數(shù)總體上小于其他重金屬單因子污染指數(shù)。依據(jù)土壤重金屬污染程度劃分等級，土壤各重金屬污染等級屬于安全級別(Pi≤0.7)。

圖3顯示了2015年灌區(qū)土壤6類重金屬(As、Cr、Cu、Hg、Pb和Zn)綜合污染指數(shù)(Pn)空間分布情況。灌區(qū)土壤重金屬Pn在0.23～0.40之間，均值為0.29。參考土壤重金屬污染程度劃分等級，土壤重金屬綜合污染等級屬于安全級別(Pn≤0.7)。Pn最大值分布在灌區(qū)東北部張家灣鎮(zhèn)，其次為灌區(qū)西部和中部，灌區(qū)東部和東南部Pn值最小。這說明土壤重金屬綜合污染程度總體上隨污灌年限增加而增加，各區(qū)域目前均處于安全級別。

圖3 2015年土壤各重金屬綜合污染指數(shù)空間分布圖

2.1.3 灌區(qū)土壤重金屬綜合潛在生態(tài)風險

圖4為土壤6類重金屬(As、Cr、Cu、Hg、Pb和Zn)綜合潛在生態(tài)風險(Ri)指數(shù)空間分布圖。灌區(qū)土壤重金屬Ri在5.77～12.17之間，均值為8.5。參考土壤重金屬綜合潛在生態(tài)風險劃分等級，本研究區(qū)域土壤重金屬綜合潛在生態(tài)風險為最低級別，屬于低潛在生態(tài)風險(Ri<40)。Ri較高值分布在灌區(qū)中部馬駒橋鎮(zhèn)和灌區(qū)東北部張家灣鎮(zhèn)，其次為灌區(qū)西部和南部，灌區(qū)東部和東南部地區(qū)Ri最小。

圖4 2015年土壤各重金屬綜合潛在生態(tài)風險

2.2 灌區(qū)主要農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)和重金屬含量

研究灌區(qū)不同污灌歷史區(qū)域冬小麥籽粒和夏玉米籽粒品質(zhì)指標，冬小麥和夏玉米粗蛋白、粗灰分、粗纖維、粗淀粉、可溶性總糖含量分別為17.10%～19.30%、0.99%～1.68%、3.82%～4.20%、68.90%～72.10%、1.21%～1.43%和9.16%～10.55%、1.29%～1.57%、3.48%～3.89%、73.23%～74.76%、1.91%～2.13%，每一項品質(zhì)指標各區(qū)域沒有顯著差異(P>0.05)，這顯示出冬小麥籽粒和夏玉米籽粒品質(zhì)沒有顯著受到不同污水灌溉歷史的影響。

表3顯示灌區(qū)糧食作物和蔬菜的重金屬含量。糧食作物(冬小麥、夏玉米)籽粒和蔬菜可食用部位6類重金屬含量均小于《食品安全國家標準 食品中污染物限量》[33](GB 2762—2017)限量值。雖然區(qū)域1和區(qū)域2冬小麥籽粒Cu、Zn和Pb濃度稍稍高于區(qū)域3冬小麥籽粒相應(yīng)重金屬濃度，但糧食作物(冬小麥、夏玉米)籽粒重金屬濃度在這三個區(qū)域之間沒有形成顯著差異；這與Bao等[12]在該研究區(qū)域得出的歷史污灌年限沒有顯著影響冬小麥和夏玉米籽粒重金屬含量結(jié)論一致。本研究中農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量遠低于土耳其東南部污水灌溉條件下農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量[34]。

表3 灌區(qū)不同區(qū)域農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量(蔬菜鮮重計) 單位：mg/kg

冬小麥籽粒的Pb、Zn和Cu濃度明顯比夏玉米籽粒相應(yīng)重金屬濃度高，這主要是作物重金屬含量除受土壤含量影響外，還受灌溉水和大氣沉降等影響。冬小麥生育期內(nèi)灌溉用水較夏玉米生育期多，且冬小麥生育期內(nèi)大氣重金屬元素沉降量高于夏玉米生育期[35]，因此冬小麥可從灌溉水和大氣沉降中獲得更多的重金屬。

2.3 再生水灌區(qū)糧食作物重金屬遷移系數(shù)

研究重金屬在土壤-冬小麥、夏玉米和蔬菜中的遷移系數(shù)，冬小麥和夏玉米籽粒重金屬遷移系數(shù)大小排序為Zn>Cu>Hg>Cr>As>Pb，6月份蔬菜重金屬遷移系數(shù)大小排序為Zn>Cu>Hg>Cr>Pb>As，9月份蔬菜對重金屬富集系數(shù)大小排序為Zn>Cu>Cr>Pb>Hg>As，整個灌區(qū)糧食作物和蔬菜對Zn、Cu的遷移能力較強?？傮w上冬小麥籽粒對Zn、Cu的遷移能力高于夏玉米，而夏玉米籽粒對Hg、Cr的遷移能力高于冬小麥籽粒。不同污灌年限區(qū)域內(nèi)土壤-冬小麥、夏玉米重金屬遷移系數(shù)沒有顯著差異(P>0.05)。Bao等[12]在該研究區(qū)域得出土壤-冬小麥/夏玉米系統(tǒng)中，Zn和Cu遷移能力高于其他重金屬遷移能力，這與本研究結(jié)論相似。Meng等[5]在天津污灌區(qū)研究得出Cd和Cu在土壤-蔬菜中的遷移能力高于其他重金屬遷移能力，遷移系數(shù)為0.14～1.82；而Zn在土壤-蔬菜系統(tǒng)中的遷移系數(shù)僅為0.03～0.08，Zn遷移系數(shù)顯著低于本研究中結(jié)果，這主要是天津污灌區(qū)土壤Zn含量遠遠高于(表層土壤均值276.4 mg/kg)本研究中表層土壤Zn含量(64.56 mg/kg)。

2.4 灌區(qū)重金屬來源分析

本研究主要利用皮爾遜相關(guān)分析、主成分分析和地統(tǒng)計學(xué)分析方法對土壤重金屬來源進行分析。

2.4.1 土壤重金屬與其他元素間的皮爾遜相關(guān)分析

表4展示了研究灌區(qū)土壤重金屬元素之間的皮爾遜(Pearson)相關(guān)系數(shù)和相應(yīng)的顯著性水平。兩元素皮爾遜相關(guān)系數(shù)較高則說明它們可能來自相同污染源。由表4可以看出As與Cu表現(xiàn)出極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，As與Cr表現(xiàn)出顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)；Cr與Cu表現(xiàn)出顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)；Cu與Zn之間表現(xiàn)出極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，剩余元素之間沒有顯著相關(guān)關(guān)系。表4說明土壤Cu與As、Cr、Zn有相似來源，As與Cr也有相似來源。

表4 重金屬元素之間皮爾遜相關(guān)系數(shù)(N=31)

表5展示了研究區(qū)土壤理化指標與重金屬元素之間的皮爾遜相關(guān)關(guān)系。土壤pH值和全鹽量與本研究中6類重金屬均無顯著相關(guān)性。土壤中全氮與As和Cu極顯著相關(guān)(P<0.01)，與Zn顯著相關(guān)(P<0.05)；土壤速效氮與Cu極顯著相關(guān)(P<0.01)；土壤有效磷與Hg顯著相關(guān)(P<0.05)；其他元素間無顯著相關(guān)性。表5說明土壤As與全氮有關(guān)，Cu與全氮、速效氮有關(guān)，Hg與土壤有效磷有關(guān)， Zn與全氮有關(guān)， Cr和Pb與土壤養(yǎng)分元素關(guān)系不大。

表5 重金屬元素與土壤其他元素及

2.4.2 土壤重金屬元素主成分分析(PCA)

本研究灌區(qū)土壤重金屬的PCA結(jié)果如表6所示，三個主成分解釋了全部變量的80.807%，其中主成分1(PCA1)、主成分2(PCA2)和第三主成分(PCA3)分別解釋了39.017%、23.327%和18.462%。Cu、Zn、As在PCA1中具有較高的正載荷，分別為0.904、0.768和0.686(見表7)，表明與PCA1緊密聯(lián)系；Pb在PCA2和PCA3均具有較高的正載荷，分別為0.640和0.700。從表7可以看出土壤Cu 、Zn來源相同，Pb來源與Cu、Zn不同，As、Cr來源相似且As、Cr部分來源與Cu、Zn相同，Hg部分來源與Cu、Zn相同。

表6 各主成分對總體的解釋

表7 各元素在主成分中的載荷

2.4.3 土壤重金屬地統(tǒng)計學(xué)分析

本文主要利用地統(tǒng)計學(xué)方法對本研究灌區(qū)土壤重金屬空間分布主要影響因素進行探討。學(xué)者們常常利用塊金值(C0)和基臺值(C0+C1)的比來探討土壤元素空間相關(guān)程度，基臺值為塊金值和偏基臺值(C1)之和。當某元素塊金值與基臺值之比小于0.25則說明該元素在其相應(yīng)變程內(nèi)空間相關(guān)性較為強烈，結(jié)構(gòu)性因素是該元素產(chǎn)生空間變異的主要原因；當某元素塊金值與基臺值之比大于0.25且小于0.75，說明該元素空間相關(guān)性為中等；當某元素塊金值與基臺值之比大于0.75，說明該元素空間相關(guān)性較弱，隨機性因素是該元素產(chǎn)生空間變異的主要原因。研究區(qū)土壤重金屬指標擬合的最優(yōu)半變異函數(shù)模型參數(shù)見表8，重金屬的塊金效應(yīng)為：Zn

表8 灌區(qū)土壤重金屬的空間變異參數(shù)和精度參數(shù)

2.4.4 土壤重金屬來源及累積成因綜合分析

基于主成分分析、皮爾遜相關(guān)分析和地統(tǒng)計學(xué)分析結(jié)果對研究灌區(qū)土壤6類重金屬來源進行了綜合分析。相關(guān)分析和主成分分析顯示Cu、Zn來源相同，且與土壤氮元素相關(guān)。因此Cu、Zn來源與氮肥施入有關(guān)；同時該研究區(qū)早期用于農(nóng)業(yè)灌溉的污水中Zn和Cu濃度較高(Cu濃度為18 μg/L～190 μg/L，Zn濃度為150 μg/L～570 μg/L)[36]，早期經(jīng)過處理后的污水其Zn、Cu含量濃度仍較高，長期灌溉向土壤輸入了較多Cu、Zn。綜上灌區(qū)土壤Cu、Zn的主要來源應(yīng)是農(nóng)業(yè)施肥和污水灌溉。

地統(tǒng)計學(xué)分析結(jié)果說明土壤Pb、Cr空間變異更多是由隨機因素引起，如灌溉、施肥、大氣沉降等。相關(guān)分析結(jié)果顯示土壤Pb、Cr均與養(yǎng)分元素之間沒有顯著相關(guān)性，說明受施肥的影響較小。主成分分析顯示土壤Pb來源與Cu、Zn不同，土壤Cr部分來源與Cu、Zn相同。Peng等[37]年研究得出北京地區(qū)主城區(qū)游樂場所土壤Pb含量高于其他地區(qū)，主城區(qū)和發(fā)展較快的通州區(qū)游樂設(shè)施粉塵Pb含量高于其他地區(qū)；粉塵Pb主要來源長距離大氣傳輸和大氣沉降，土壤中Pb主要來源為當?shù)亟煌?。綜上土壤Pb主要來源為大氣沉降，Cr主要來源為污水灌溉和大氣沉降。

相關(guān)分析顯示As與Cu、全氮極顯著相關(guān)，As與Cr顯著相關(guān)，主成分分析顯示As部分來源與Cu、Zn、Cr相同。姜曉璐等[38]在廣東省南部菜地和水田研究得出土壤As主要來源為污水灌溉和廢氣沉降。本研究中污灌歷史較長區(qū)域土壤As含量較高。說明土壤As累積分布主要受污水灌溉影響。

主成分分析顯示Hg部分來源與Cu、Zn相似，且受施肥的影響較小。本研究灌區(qū)污灌歷史較長區(qū)域Hg的累積最為明顯，同時早期污灌所使用污水中Hg含量相對較高(0.63 μg/L～25 μg/L)，因此可以認為污水灌溉是其來源之一。黃勇等[39]研究發(fā)現(xiàn)北京市1987年至2005年由于煤改氣和工廠搬遷等使土壤Hg含量明顯下降，且土壤Hg含量從城中心向周邊逐漸降低，說明大氣沉降是北京城市土壤Hg的主要來源之一。所以本研究區(qū)土壤Hg的主要來源為污水灌溉和大氣沉降。

3 結(jié) 論

總體上灌區(qū)土壤重金屬含量隨污水灌溉歷史年限增加而增加，但各區(qū)域未形成顯著差異。灌區(qū)土壤重金屬含量均低于國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準限值。灌區(qū)土壤重金屬綜合污染水平屬于安全級別，重金屬綜合潛在生態(tài)風險為最低級別，屬于低潛在生態(tài)風險。不同污水灌溉歷史年限區(qū)域糧食作物品質(zhì)和重金屬含量沒有顯著差異，且農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量均低于標準規(guī)定的限量值。Zn、Cu在土壤-農(nóng)產(chǎn)品系統(tǒng)中遷移能力比其他重金屬的遷移能力強，不同污灌年限區(qū)域內(nèi)土壤-冬小麥、夏玉米重金屬遷移系數(shù)沒有顯著差異。

灌區(qū)土壤Cu、Zn的主要來源是農(nóng)業(yè)施肥和污水灌溉，土壤Pb主要來源為大氣沉降，Cr和Hg主要來源為污水灌溉和大氣沉降，土壤As累積分布主要受污水灌溉影響。