秦魚生，喻 華，馮文強，王正銀，涂仕華，*

(1.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，北碚 400716;2.四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，成都 610066)

隨著工農(nóng)業(yè)高速發(fā)展和城市化進程加快，工業(yè)“三廢”排放、礦山開采、城鎮(zhèn)生活垃圾處置不當、汽車尾氣和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)投入品等帶來的土壤污染問題日趨嚴重，特別是由此帶來的土壤重金屬污染更是引起了國內(nèi)外的廣泛關(guān)注［1-3］。據(jù)估計，我國受重金屬污染耕地面積已達2000多萬hm2，約占耕地總面積的1/5，每年產(chǎn)出的糧食中約有1200萬t受重金屬污染，合計經(jīng)濟損失200多億元［4］。土壤重金屬污染具有隱蔽性、滯后性、累積性、復(fù)合性、不可逆轉(zhuǎn)性和后果嚴重性等特點，一旦進入土壤后會導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品重金屬累積，并通過食物鏈進入人體而危害健康［5］。因此，進行土壤重金屬污染調(diào)查與評價，掌握土壤環(huán)境質(zhì)量對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和社會經(jīng)濟的發(fā)展都具有十分重要的意義。

成都平原素以“天府之國”著稱，一直以來都是四川乃至全國糧、油作物的重要生產(chǎn)基地。近年來，隨著城市化的快速擴張，工礦企業(yè)快速發(fā)展和農(nóng)藥、化肥等農(nóng)用物質(zhì)的大量使用等導(dǎo)致成都平原耕地污染日益加劇。劉紅櫻等［6］研究報道成都平原18.6%的區(qū)域受到重金屬不同程度污染。李冰等［7］研究指出成都平原土壤中鎘和鉛污染相對較嚴重，德陽、廣漢、新都工業(yè)集中區(qū)問題相對突出。劉東盛等［8］在成都平原約6萬km2區(qū)域上調(diào)查發(fā)現(xiàn)表層土壤有較嚴重的鎘、鉛、汞和砷等重金屬超標現(xiàn)象。然而，已有的研究多采用地質(zhì)累積指數(shù)法、單因子污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法或基于人體健康的風(fēng)險評價法對成都平原土壤重金屬污染進行評價，沒有考慮生物特性對重金屬毒性的響應(yīng)特征，缺乏區(qū)域內(nèi)土壤重金屬潛在的生態(tài)風(fēng)險評價，更沒有專門針對成都平原水稻土的重金屬生態(tài)風(fēng)險評價研究。成都平原水稻土面積占耕地面積的84.5%，是糧食生產(chǎn)的主體［9］，因此，為了確保農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)，對成都平原水稻土重金屬污染問題進行深入研究勢在必行。Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法將重金屬生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境效應(yīng)與毒理學(xué)聯(lián)系在一起，定量劃分重金屬的潛在風(fēng)險等級，既可為改善環(huán)境提供依據(jù)，還可為人們的健康生活提供科學(xué)參照，已經(jīng)越來越多的應(yīng)用于土壤重金屬污染評價研究中，姜菲菲等［10］運用Hakanson法對北京市農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染風(fēng)險等級進行了評價，Wang等［11］和Sun等［12］都運用Hakanson法對城市土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險進行了研究。本文在野外調(diào)查和室內(nèi)分析的基礎(chǔ)上，采用Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法對成都平原水稻土重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險進行綜合評價，并運用GIS和地統(tǒng)計學(xué)方法繪制研究區(qū)域重金屬元素生態(tài)風(fēng)險概率圖，以期為成都平原水稻土生態(tài)風(fēng)險預(yù)警和農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域位于成都平原西北部，介于東經(jīng) 103°54'至 104°20'，北緯 31°09'至 31°42'之間，海拔高度 504—4405 m;幅員面積約為1245.3 km2，山地占52.08%，平原占47.92%，耕地面積為33353 hm2，其中水田面積占耕地總面積的90.01%;主要礦藏有磷礦、鋁土礦、硫鐵礦、煤和天然氣等。研究區(qū)域的土壤類型為灰棕沖積水稻土和灰色沖積水稻土;屬亞熱帶溫濕氣候區(qū)，大陸性季風(fēng)氣候特點顯著，氣候溫和，降水充沛，四季分明，無霜期長，年均氣溫15.7℃，多年平均10℃以上活動積溫為4887.5℃，年均無霜期為285 d，年均降雨量為1040.8 mm，年均相對濕度為81%，年均蒸發(fā)量達1100.8 mm，年均日照時數(shù)為976.8 d，全年太陽輻射值平均為335.09 KJ/cm2。研究區(qū)域的河流屬沱江水系，都發(fā)源于龍門山脈，主要有綿遠河、石亭江等14條河流，由西北向東南呈樹狀分布。糧油作物有水稻、小麥、油菜、玉米、大麥、大豆、薯類等，是成都平原糧食生產(chǎn)的重要組成部分。

1.2 土壤樣品采集與處理

根據(jù)研究區(qū)域水稻土的分布情況，在17個水稻土主要分布鄉(xiāng)鎮(zhèn)抽樣選取0—20 cm耕層土壤樣品158個(圖1)。采樣時用手持GPS儀準確記錄樣點位置，在GPS定位點田塊內(nèi)采用“S”采取10—15個樣點的混合樣，混合均勻后按四分法獲取0.5—1.0 kg樣品。采集的樣品帶回室內(nèi)在自然狀態(tài)下風(fēng)干，去除雜草、植物殘體、礫石等，然后用木棒捻細后用瑪瑙研缽研磨，分別過20目和100目尼龍篩，分別裝瓶，供pH值和重金屬全量分析用。

圖1 研究區(qū)位置與采樣點位分布圖Fig．1 Study area and distribution of the sampling points

1.3 樣品的分析與測定方法

土壤樣品pH值分析參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》［13］，采用水土比為1∶2.5的pH電位法測定。土壤重金屬元素Cr、Cu、Pb、Ni、Cd全量測定采用土壤過100目尼龍篩，硝酸-高氯酸-氫氟酸三酸消解后，Cr、Cu、Pb、Ni用火焰原子吸收分光光度計測定，Cd用石墨爐原子吸收分光光度計測定;As和Hg全量測定采用硝酸-硫酸消解后，用原子熒光光譜儀測定。土壤重金屬分析的質(zhì)量控制采用 GSS-14標準物質(zhì)進行加標回收，Cr、Cu、Pb、Ni、Cd、Hg和 As的回收率分別達 95.4%—103.2%、96.6%—102.5%、95.3%—103.7%、91.8%—99.6%、92.9%—105.1%、93.4%—98.3%和91.1%—97.9%。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究的土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計、Kolmogorov-Smirnov正態(tài)分布檢驗、相關(guān)分析、因子分析等統(tǒng)計采用SPSS19.0分析;相關(guān)圖件制作在ArcGIS 10.0中完成;在Excel 2007中以平均值加減3倍標準差的標準對原始數(shù)據(jù)進行異常值分析，結(jié)果顯示全部158個樣點的分析測試結(jié)果都為有效數(shù)據(jù)，無異常值樣點剔除，異常分析后進行重金屬污染評價的數(shù)據(jù)計算。

1.5 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法(Hakanson法)

潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法是由瑞典科學(xué)Hakanson在評價沉積物的重金屬污染時提出［14］，其計算公式如下:

重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)設(shè)定參照Hakanson和徐爭啟［16］研究結(jié)果，7種重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)分別為:Hg(40)＞Cd(30)＞As(10)＞Cu(5)=Pb(5)=Ni(5)＞Cr(2)。單因子重金屬污染指數(shù)、單因子重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)、區(qū)域多因子重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)RI和污染程度的關(guān)系采用張菊等［17］劃分的潛在生態(tài)風(fēng)險分級標準，單因子潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)40、80、160和320分別為輕度、中度、較強、很強和極強等級的閾值，區(qū)域多因子重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)150、300和600分別為輕度、中度、較強和很強等級的閾值。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻土重金屬含量統(tǒng)計特征分析

研究區(qū)域水稻土158個樣點7種重金屬含量的描述性統(tǒng)計結(jié)果見表1，采用姚延伸報道的成都平原水稻土背景值進行累積分析，采用《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB15618—1995)［18］中Ⅱ級標準進行污染狀況分析。從表1可以看到，水稻土不同重金屬元素含量差異較大，Cd 為 0.164—1.753 mg/kg，Cu 為 12.50—63.57 mg/kg，Pb 為 21.14—45.81 mg/kg，Cr為 52.84—126.21 mg/kg，Hg為0.08—0.38 mg/kg，As為2.31—14.37 mg/kg和Ni為21.42—50.59 mg/kg。Cd、Cu、Hg和Ni都有超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準的樣本分布，Cd超標樣本比例最大，達到87.34%;Ni、Cu和Hg超標樣本比例分別為8.23%、3.80%和3.80%，這說明研究區(qū)域水稻土存在這4種重金屬污染;而Pb、Cr和As與土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準相差較遠，表明研究區(qū)域水稻土尚未受到Pb、Cr和As污染。不同pH值范圍下的Cd、Cu、Hg和Ni這4種元素平均值與土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準對比分析來看，pH值＜6.5的土壤樣本Cd平均值超標1.64倍，pH值介于6.5—7.5之間的土壤樣本Cd平均值超標1.68倍，pH值＞7.5的土壤樣本Cd平均值超標1.12倍;Cu、Hg和Ni的平均值尚未超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準。

表1 研究區(qū)域土壤重金屬描述性統(tǒng)計Table 1 Summary statistics of heavy metal concentrations in the topsoil in the study area

圖2為研究區(qū)域水稻土重金屬元素含量的頻數(shù)分布圖。從圖中可以看出，Cd、Hg和Ni屬于偏態(tài)分布，Cu、Pb、Cr和As屬于正態(tài)分布。研究區(qū)域水稻土重金屬平均值與成都平原水稻土背景值對比分析表明，Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和Ni平均值都超過背景值，表明這7種重金屬元素在成都平原水稻土上都有一定程度的累積，其中Cd為背景值的4.12倍，Cu為1.21倍，Pb為1.36倍，Cr為1.17倍，Hg為1.05倍，As為1.13倍，Ni為1.18倍，這與賈琳等［19］和解文艷等［20］的研究結(jié)果相似，表明人類活動已經(jīng)導(dǎo)致研究區(qū)域水稻土Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和Ni含量的升高。Cd的累積效應(yīng)最大，這可能與研究區(qū)域北部山區(qū)為四川的主要磷礦產(chǎn)區(qū)相關(guān)，磷礦礦渣中的Cd隨地表水而排入研究區(qū)域的主要河流如綿遠河等，繼而造成下流污灌區(qū)耕地土壤中Cd的累積;Hg的累積效應(yīng)最小。

區(qū)域重金屬元素含量變異系數(shù)可以反映元素在該區(qū)域分布和污染程度的差異，變異系數(shù)越大，說明區(qū)域各采樣點在總體樣本中平均變異程度越大［21］。從表1可以看出，研究區(qū)域水稻土7種重金屬元素變異系數(shù)由大到小依次為Cd、Hg、Cu、As、Ni、Cr、Pb。變異系數(shù)大于30%的元素有Cd、Hg、Cu、As，其中Cd的變異系數(shù)達到49.03%，這說明研究區(qū)域水稻土Cd的分布差異較大。Hg、Cu、As變異系數(shù)都介于30%—40%間，存在污染程度相似性。Ni、Cr、Pb變異系數(shù)都在20%左右，且非常接近，變異系數(shù)相對較小，空間分布相對均勻。

圖2 土壤重金屬元素 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As、Ni含量和 pH 值頻數(shù)分布Fig．2 Frequency histograms of heavy metal concentrations and pH of the soils

2.2 水稻土重金屬元素相關(guān)性分析

同一區(qū)域內(nèi)相同類型土壤重金屬污染物的來源途徑可以是相同的，也可以是多途徑的，而同一來源的土壤重金屬元素之間通常存在一定的相關(guān)性，重金屬元素間相關(guān)性顯著和極顯著說明元素間一般具有同源關(guān)系或者存在復(fù)合污染［22］。Person相關(guān)分析結(jié)果表明(表2)，成都平原水稻土多數(shù)重金屬元素間存在相關(guān)性。Cd與Cu、Hg和Ni的相關(guān)性達極顯著水平(P＜0.01)，與As的相關(guān)系數(shù)為0.162，相關(guān)性達顯著水平(P＜0.05)。Cu與Hg、As、Ni的相關(guān)系數(shù)都大于0.224，相關(guān)性達極顯著水平(P＜0.01)。Pb與Cr、As的相關(guān)性達極顯著水平(P＜0.01)，與Hg、Ni的相關(guān)性達顯著水平(P＜0.05)。Cr與Ni和As與Ni的相關(guān)系數(shù)分別為0.237、0.344，相關(guān)性都達極顯著水平(P＜0.01)。這表明，研究區(qū)域水稻土Cd、Cu和Ni的來源相似性較大，呈現(xiàn)相互伴隨的復(fù)合污染現(xiàn)象;而Pb、Cr和As的來源途徑也可能相同;Hg的來源有一部分與Cd、Cu、Pb相似，而與As、Cr和Ni的來源途徑差異較大。土壤pH值與Cd、Cu和Ni的正相關(guān)性達顯著水平(P＜0.05)，而與Pb、Cr、Hg和As的相關(guān)性不顯著。通常土壤的酸堿度被認為是影響重金屬形態(tài)和活性的重要因素，低pH值土壤能促進重金屬的溶解和活化，所以在酸性條件下，重金屬Cd、Cu和Ni具有較高的溶解性，淋失量增加，土壤重金屬含量降低;另一方面，土壤的酸性將提高重金屬Cd、Cu和Ni等的生物有效性，增加地面植物對這些重金屬的吸收和帶走量，雖然每季的帶走量不能與重金屬超富積植物相比，但長期、多季的吸收和帶走仍能降低土壤中重金屬含量。然而，隨著土壤酸度的增加，重金屬在土壤中的移動性和生物有效性均顯著增加，更易被作物吸收累積，對人體健康的威脅更大，因此，在輕度重金屬污染土壤中，通過施用堿性物質(zhì)來提高土壤的pH值，降低這些重金屬的生物有效性仍然是作物安全生產(chǎn)的重要措施。不同的土壤類型、自然區(qū)域、土地利用類型和污染環(huán)境等條件下，土壤中的重金屬來源可能差異較大，肖思思等［23］對昆山市耕地土壤中重金屬的相關(guān)分析表明，Hg、Pb、Zn、Cd、Cr、Cu元素來源可能相似;Sun等［12］對沈陽市城市土壤重金屬元素的相關(guān)分析指出，土壤中Cd、Cu、Pb和Zn的來源具有相似性;而解文艷等［20］對太原市污染區(qū)土壤重金屬的相關(guān)分析認為Pb、Zn、Cu、Ni、Cr、As和Cd都可能具有相同的來源，因此，對土壤重金屬元素污染來源的判斷應(yīng)在數(shù)據(jù)分析的基礎(chǔ)上視其環(huán)境來判斷。

表2 土壤重金屬元素和pH值Person相關(guān)系數(shù)矩陣Table 2 Correlation matrix between heavy metal elements and pH

2.3 水稻土重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價

2.3.1 水稻土重金屬單項生態(tài)風(fēng)險評價

采用Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法評價的單項污染物風(fēng)險指數(shù)統(tǒng)計結(jié)果列于表3。Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和Ni的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)范圍分別為 28.62—305.8、2.22—11.31、4.58—9.92、1.50—3.59、16.57—83.54、3.60—22.38 和 3.97—9.27。從單項生態(tài)風(fēng)險指數(shù)平均值來看，7 種重金屬元素從高到低的排序為 Cd、Hg、As、Pb、Cu、Ni、Cr，其中 As、Pb、Cu、Ni、Cr這 5 種元素單項生態(tài)風(fēng)險指數(shù)平均值都小于40，全部樣點都處于低度生態(tài)風(fēng)險等級，對區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險貢獻較低，基本沒有影響。Cd的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)最高，只有4個樣本處于低度生態(tài)風(fēng)險等級，僅占2.53%;總樣本中48.10%的樣本達到較強生態(tài)風(fēng)險等級;中度、很強生態(tài)風(fēng)險等級的分布比例相同，各占24.68%，總體上生態(tài)風(fēng)險程度呈惡化趨勢。Hg元素樣本中，低生態(tài)風(fēng)險等級樣本數(shù)量占主體地位，其比例為62.66%;總樣本中34.18%的樣本處于中度生態(tài)風(fēng)險等級;其余3.16%的樣本達到較強生態(tài)風(fēng)險等級。Cd和Hg對區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險貢獻率分別為62.27%和20.78%，這表明Cd是該區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險的主導(dǎo)因子，一半以上的生態(tài)危害都是由其造成的。

表3 土壤重金屬單項生態(tài)風(fēng)險指數(shù)統(tǒng)計Table 3 Statistical analysis of the single ecological risk index of soil heavy metals

2.3.2 水稻土重金屬區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險評價

研究區(qū)域水稻土Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和 Ni的綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)最小值為 84.87，最大值為 398.56，平均值為198.65，區(qū)域整體達到中度潛在生態(tài)風(fēng)險等級。從不同潛在生態(tài)風(fēng)險等級頻數(shù)分步來看(表4)，大部分樣本都達到中度及其以上等級的潛在生態(tài)風(fēng)險等級，其中，66.46%的樣本處于中度潛在生態(tài)風(fēng)險，8.86%的樣本達到較強潛在生態(tài)風(fēng)險，僅24.68%的樣本處于低度潛在生態(tài)風(fēng)險。這表明研究區(qū)域水稻土已經(jīng)存在較為嚴重的潛在生態(tài)風(fēng)險，應(yīng)引起相關(guān)部門的充分重視。張菊等［17］和寧曉波等［24］研究指出單因子指數(shù)法、綜合指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法的評價結(jié)果具有較好的一致性，在本研究結(jié)果中，Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法的評價結(jié)果顯示研究區(qū)域水稻土受到Cd和Hg的生態(tài)危害，而采用內(nèi)梅羅指數(shù)法的評價結(jié)果顯示研究區(qū)域水稻土受到Cd、Ni、Cu和Hg的污染，這種不一致性主要與兩種評價方法的標準不一樣有關(guān);另一方面，Cd、Ni、Cu和Hg的毒性系數(shù)差異應(yīng)是導(dǎo)致這兩種方法評價結(jié)果略有差異的主要原因。任華麗等［25］就指出Hakanson法在土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險評價中，元素的價態(tài)效應(yīng)、環(huán)境條件不同所造成的生物效應(yīng)差異和評價角度不同對重金屬元素毒性系數(shù)確定的差異等都將影響重金屬的評價結(jié)果，是重金屬評價應(yīng)用中要重點考慮和解決的問題。

表4 區(qū)域土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)統(tǒng)計Table 4 Statistical analysis of the potential ecological risk index of soil heavy metals

2.3.3 水稻土生態(tài)風(fēng)險因子空間分布與概率圖

為了直觀、準確了解研究區(qū)域主要生態(tài)風(fēng)險因子Cd和Hg的空間分布情況，對這兩個元素的單項生態(tài)風(fēng)險指數(shù)進行插值，結(jié)果見圖3。從中可以看出，土壤Cd元素生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較高，分布復(fù)雜，沒有Cd低度生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級的成片分布;Cd中度生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級分布較為零散，主要在玉泉、什地兩鎮(zhèn)有大面積成片分布;Cd很強生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級分布范圍較廣，主要分布在研究區(qū)域東北部;Cd較強生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級在所有鄉(xiāng)鎮(zhèn)都有大面積分布。從Hg的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級分布來看，主要有低度和中度兩個等級的分布，Hg低度生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級主要分布在研究區(qū)域北部和西南部，而Hg中度生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級主要分布在城區(qū)周邊及南部，西北部沿龍門山區(qū)有帶狀分布。

圖3 土壤Cd、Hg生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(Er)等級空間分布Fig．3 Spatial distribution of the ecological risk index of Cd and Hg in soils

風(fēng)險概率分布圖可以說明不同區(qū)域超過風(fēng)險閾值概率的大小。根據(jù)Hakanson生態(tài)風(fēng)險指數(shù)分級標準，40和80為單因子重金屬污染物生態(tài)風(fēng)險低度和中度等級的臨界值，在GIS中采用指示克里格法，分別以這兩個值為閾值對Cd和Hg元素的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)進行插值，結(jié)果見圖4。Cd生態(tài)風(fēng)險概率整體較高，以低度指數(shù)為閾值(40)，研究區(qū)域的概率都超過0.75;以中度指數(shù)為閾值(80)，絕大部分研究區(qū)域的Cd中度生態(tài)風(fēng)險概率都超過0.50，其中概率大于0.75的區(qū)域主要分布在城區(qū)周邊、東部和東南部，概率低于0.50的區(qū)域僅在玉泉有小面積分布。Hg的生態(tài)風(fēng)險概率較Cd低，在低度指數(shù)閾值下(40)，Hg低度生態(tài)風(fēng)險概率大于0.50的區(qū)域主要分布在城區(qū)周邊及南部區(qū)域;以中度指數(shù)為閾值(80)，Hg中度生態(tài)風(fēng)險概率大于0.50的區(qū)域分布呈斑點狀，主要分布在孝德以及孝德與玉泉結(jié)合部，面積較小，總體概率不大。

圖4 土壤Cd、Hg生態(tài)風(fēng)險指數(shù)高于40和80的風(fēng)險概率圖Fig．4 Risk probability map of soil Cd and Hg with ecological risk index ＞ 40 and 80(A和B分別為Cd和Hg生態(tài)風(fēng)險指數(shù)高于40風(fēng)險概率圖，C和D分別為Cd和Hg生態(tài)風(fēng)險指數(shù)高于80風(fēng)險概率圖)

潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)Kriging插值圖見圖5。研究區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)等級分布以中度等級面積最大，在所有鄉(xiāng)鎮(zhèn)都有分布，占據(jù)90%以上區(qū)域。潛在生態(tài)風(fēng)險低度等級面積較小，分布在3塊，包括玉泉鎮(zhèn)大部，什地、富新和齊天鎮(zhèn)結(jié)合部以及拱星、漢旺北部相鄰區(qū)。較強區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險等級僅在孝德鎮(zhèn)的北部有一小斑塊分布，在3種類型中面積最小。潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)低度閾值風(fēng)險概率圖見圖6。從圖中可以看到，潛在生態(tài)風(fēng)險達到中度水平的概率整體較高，絕大部分研究區(qū)域的風(fēng)險概率都超過0.50。與Cd和Hg單重金屬污染風(fēng)險概率圖對比發(fā)現(xiàn)，區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險中度風(fēng)險概率與Cd中度閾值風(fēng)險概率圖空間分布基本一致，這也說明Cd是研究區(qū)域重金屬元素中潛在生態(tài)風(fēng)險最大的元素，其對區(qū)域水稻土重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險貢獻尤其突出。圖6還可以看出，區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險中度等級概率大于0.75的區(qū)域主要分布在城區(qū)周邊、東部和東南部，呈條帶狀;概率低于0.50的區(qū)域分布在玉泉鎮(zhèn)及其周邊，北部龍門山帶沿線有零星分布。

圖5 土壤區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI)等級空間分布Fig．5 Spatial distribution of regional potential ecological risk of the soil

圖6 土壤區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)高于150風(fēng)險概率圖Fig．6 Risk probability map of RI ＞150

3 結(jié)論

通過對成都平原北部區(qū)域水稻土Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和Ni 7種重金屬元素含量的統(tǒng)計分析和對土壤重金屬污染狀況和潛在生態(tài)風(fēng)險的評價，得出以下結(jié)論:

(1)研究區(qū)域水稻土Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和Ni平均含量都超過背景值，呈現(xiàn)不同程度的積累，Cd超過背景值312.2%，其余元素超過背景值5.0%—36.5%，Cd積累最明顯，Hg積累最不明顯。Cd平均含量超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準，其余元素平均含量都低于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準，特別是Pb、Cr和As與土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準相距較遠。

(2)研究區(qū)域水稻土重金屬變異差別較大，Cd的變異最大，變異系數(shù)接近50.0%;Hg、Cu、As變異系數(shù)介于30%—40%，屬中度變異;Ni、Cr、Pb變異系數(shù)約為20.0%，變異較小。Cd、Hg和Ni呈對數(shù)正態(tài)分布，Cu、Pb、Cr和As屬正態(tài)分布。外界人為活動對研究區(qū)域水稻土Cd的影響非常大，而對Ni、Cr、Pb和As的影響較小，Cu和Hg受到一定的影響。

(3)水稻土重金屬元素的相關(guān)分析結(jié)果表明:Cd、Cu、Hg和Ni元素間以及Pb、Cr和As間都具有極顯著的相關(guān)性，表現(xiàn)為相互伴隨的復(fù)合污染現(xiàn)象。7種重金屬元素來源分3類:Cu、Ni和Cd的來源相同，受人為影響較多，主要來源于工業(yè)污染;Pb、Cr和As的主要來源于成土母質(zhì);Hg受到人為和自然雙重的影響，可能來源于地質(zhì)和工、農(nóng)業(yè)活動。

(4)水稻土整體表現(xiàn)為中等潛在生態(tài)風(fēng)險等級，超過約70.0%的樣本達到中度或較強潛在生態(tài)風(fēng)險。Cd是研究區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險的主導(dǎo)因子，其貢獻率為62.27%;其次為Hg，對區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險貢獻率為20.78%;As、Pb、Cu、Ni、Cr都處于低生態(tài)風(fēng)險等級，對區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險貢獻很少。從重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險的概率分布特征來看，城區(qū)周邊及綿遠河中、下游為區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險的高風(fēng)險區(qū)，城區(qū)周邊主要為Hg元素的生態(tài)危害貢獻，而綿遠河中、下游主要為Cd元素的生態(tài)危害貢獻。

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