段藝芳 ，任志遠，張翀，孫藝杰

1. 陜西師范大學地理科學與旅游學院，陜西 西安 710119；2. 聊城大學環(huán)境與規(guī)劃學院，山東 聊城 252000；3. 寶雞文理學院 陜西省災害監(jiān)測與機理模擬重點實驗室，陜西 寶雞 721013

當前，土壤重金屬污染已經成為了世界性的嚴重問題，引起了社會和學術界的巨大關注（Lv et al.，2013；Martín et al.，2013）。研究表明，土壤中重金屬含量主要受成土母質及人類活動影響，并且人類活動對土壤重金屬含量的貢獻往往超過自然來源，包括煤炭燃燒、汽車尾氣、工業(yè)“三廢”、采礦活動以及農藥化肥的施用等方面（鐘曉蘭等，2011；陳秀端等，2011；楚純潔等，2014；張鋰等，2008；Zhao et al.，2012；石占飛等，2013；岳榮等，2016；周艷等，2018）。陜北作為中國重要的能源富集區(qū)之一，蘊藏著豐富的煤炭、石油、天然氣資源，已探明儲量巨大，分布集中，是中國西煤東運、西氣東輸?shù)闹匾a給地與能源重化工基地。然而，長期的煤炭、石油、天然氣等能源的開采必然會使表層土壤重金屬不斷積累，直接造成土壤理化性質的改變，間接造成植被退化、大氣污染和水體污染，引起一系列的土壤污染與生態(tài)環(huán)境問題，使得原本就十分脆弱的生態(tài)環(huán)境中的土壤污染、地下水污染、大氣污染、植被破壞、水土流失等環(huán)境問題不斷加重，生態(tài)環(huán)境壓力逐漸增大，社會經濟發(fā)展受到制約，從而影響區(qū)域社會經濟的可持續(xù)發(fā)展。因此，客觀地掌握陜北能源區(qū)內的生態(tài)安全狀況以及土壤重金屬生態(tài)風險情況對陜北的環(huán)境保護與改善及社會經濟發(fā)展顯得至關重要。

近年來，許多學者對不同地域以及礦區(qū)土壤重金屬進行的研究，研究對象多為單一區(qū)域或單一類型的礦區(qū)，且主要針對重金屬污染評價（Zhao et al.，2012；石占飛等，2013；岳榮等，2016；周艷等，2018）、重金屬污染修復和治理（Wei et al.，2016；王英輝等，2006）、土壤重金屬化學形態(tài)——生物有效性（竇嘉等，2007；高軍俠等，2013）等。然而，結合生態(tài)安全指數(shù)確定土壤重金屬污染優(yōu)先保護區(qū)的研究還比較少，尤其是針對中國特大能源開發(fā)基地——陜北地區(qū)的相關研究鮮見報道。

本研究基于野外采樣點和土壤普查采樣點表層土壤中的8種重金屬數(shù)據(jù)，采用指示克里格法對陜北重金屬生態(tài)風險的空間差異進行分析，并將宏觀的生態(tài)安全評價與微觀的土壤重金屬綜合風險評價相結合，得到生態(tài)熱點保護區(qū)，在此基礎上結合實際生態(tài)環(huán)境狀況，確定了應對土壤重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)，旨在為土壤重金屬污染的控制和土壤保護與修復提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

陜北黃土高原地區(qū)位于黃土高原中部，地理位置介于 35°02′～39°35′N，107°15′～110°15′E，東隔黃河峽谷與晉西毗鄰，南靠北山與關中平原相接，西靠子午嶺與甘肅、寧夏兩省相鄰，北依鄂爾多斯高原與內蒙古自治區(qū)接壤。行政區(qū)劃上，主要包括榆林、延安兩個地級市，共23個縣級市和2個市轄區(qū)（圖1a），總面積9.25×104km2。地勢呈西北高東南低，北部長城沿線為風沙區(qū)，南部為丘陵溝壑區(qū)；屬于半濕潤向半干旱氣候的過渡區(qū)，年均溫7～1 2 ℃，年均降水量350～600 mm；該區(qū)是農牧與工礦的過渡區(qū)，煤炭、石油及天然氣三類能源開采區(qū)的具體空間分布情況見圖1a。

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)的獲取與處理

本研究所用土壤樣點數(shù)據(jù)包含2013年野外實測數(shù)據(jù)和1985年全國第二次土壤普查數(shù)據(jù)（如圖1b）?？紤]到能源開發(fā)的輻射面比較大，根據(jù)坡度、盛行風及地表植被覆蓋狀況設置采樣點，于 2013年7月10日—8月7日使用GPS對各采樣點進行精確定位，并采集0～20 cm表層土壤，剔除與金屬采樣器接觸的部分土壤后，放入內襯聚乙烯塑料袋的棉布專用樣品袋，共獲取可用土壤樣本304個。樣品帶回實驗室后，經過自然風干，磨碎，過0.2 mm孔徑篩子，測定表層土壤中8種重金屬元素含量：Hg、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Cd 和 Ni，其中 Hg 和As采用原子熒光光譜檢測，Cd和Pb采用石墨爐原子吸收分光光度法測定，其余重金屬采用火焰原子吸收法測定。測定過程的精密度RSD＜2%，并按照比例對樣品進行隨機檢查和異常點檢查，測試結果均符合監(jiān)控要求。對于20世紀80年代前后的土壤樣點數(shù)據(jù)，本研究采用212個1985年全國第二次土壤普查樣點數(shù)據(jù)進行分析。采用考慮了地形坡度影響因素的ANUSPLN空間插值法對陜北8種重金屬元素土壤樣點數(shù)據(jù)（包括土壤普查數(shù)據(jù)和野外實測數(shù)據(jù)）進行空間插值，生成空間分辨率為1 km的柵格表面數(shù)據(jù)。為了反映20世紀80年代到2010年前后20年間土壤重金屬元素的整體狀態(tài)，再將兩個時期的柵格表面數(shù)據(jù)進行求平均得到對應的8種重金屬元素數(shù)據(jù)的柵格數(shù)據(jù)，用于后續(xù)的柵格計算。

圖1 研究區(qū)概況Fig. 1 Summary of study area

本研究采用陜北1980年、1990年、2000年和2010年4期的各類遙感、氣象、統(tǒng)計數(shù)據(jù)來獲取對應的生態(tài)安全評價指標數(shù)據(jù)，對于統(tǒng)計數(shù)據(jù)中的缺失數(shù)據(jù)均采用基于雙因素無交叉方差分析的數(shù)據(jù)拾遺補缺處理方法進行補缺，最后將所有數(shù)據(jù)進行重采樣或插值成空間分辨率為1 km的柵格數(shù)據(jù)。土地利用程度數(shù)據(jù)由1980年、1990年、2000年和2010年的Landsat遙感數(shù)據(jù)解譯衍生出土地利用數(shù)據(jù)，再根據(jù)土地利用分級指數(shù)（劉紀遠，1996）和土地利用面積比重計算得到。植被覆蓋度數(shù)據(jù)由1980年、1990年、2000年和2010年的Landsat遙感數(shù)據(jù)解譯衍生出的植被覆蓋圖進一步計算得到。景觀多樣性、景觀破碎度和景觀形狀指數(shù)數(shù)據(jù)則由1980年、1990年、2000年和2010年的Landsat遙感數(shù)據(jù)解譯衍生出的景觀格局圖運用 Fragstats 4.2景觀分析軟件計算得到。生態(tài)服務功能數(shù)據(jù)則指綜合服務功能總價值柵格數(shù)據(jù)，即 NPP價值量、固碳釋氧價值量、水土保持價值量與涵養(yǎng)水源價值量的總和，其中，NPP價值量是通過光能利用模型估算NPP物質量后，再根據(jù)標煤價格計算出價值量；固碳釋氧價值量是根據(jù)光合作用方程式計算出固定的CO2的物質量，再采用盧志剛等（2011）介紹的發(fā)電廠優(yōu)化配置方案中 CO2捕捉與封存最低減排成本219.4 yuan·t-1換算成價值量；水土保持價值量是通過RUSLE模型估算土壤侵蝕物質量及價值量（許月卿等，2008）；涵養(yǎng)水源價值量是根據(jù)土壤的蓄水能力估算物質量，進而采用工程替代法估算價值量。最后，采用模糊綜合評價法對陜北能源富集區(qū)生態(tài)安全進行定量評價，計算生態(tài)安全指數(shù)，得到1980年、1990年、2000年、2010年陜北生態(tài)安全指數(shù)，最終計算出陜北20世紀80年代至2010年前后多年整體平均生態(tài)安全指數(shù)。

2.2 研究方法

2.2.1 生態(tài)安全評價方法

國內外學者對生態(tài)安全的研究相對比較成熟，從評價模型來看，“壓力-狀態(tài)-響應”（Pressure-State-Response，PSR）模型能精確地反映生態(tài)系統(tǒng)內自然、經濟和社會因素之間的關系，在土地生態(tài)安全評價中的應用最廣泛；從評價方法上，綜合評價法在不丟失關鍵指標信息的基礎上簡化了評估過程，已被廣泛應用于評價地理典型區(qū)域或生態(tài)系統(tǒng)（黃寶強等，2012；張艷麗等，2011；鄒長新等，2015；李春燕等，2015；程淑杰等，2017）。目前，生態(tài)系統(tǒng)服務功能定量評估可定量反映出生態(tài)系統(tǒng)為人類提供的利益，是生態(tài)學、經濟學、環(huán)境學等多學科研究的熱點，將生態(tài)系統(tǒng)服務功能納入生態(tài)安全評價指標體系中，能在一定程度上提高生態(tài)安全評價結果的可靠性及精確性（李雙成，2014；歐陽威等，2018）。鑒于此，本研究以柵格為單元，搜集大量相關數(shù)據(jù)，并將生態(tài)系統(tǒng)服務功能引入到PSR模型中，建立評價指標體系，對陜北生態(tài)安全進行綜合評價。在遵循科學性、代表性、綜合性、簡明性和可操作性五項原則，并咨詢專家意見的情況下，針對性地為生態(tài)壓力、生態(tài)狀態(tài)和生態(tài)響應三大類選取了對應指標，構建陜北生態(tài)安全評價指標體系（表1）。

經指標標準化處理后，采用模糊綜合評價法對陜北生態(tài)安全進行評價，具體評價模型如下（徐建華，2002）：

評價對象的因素集：

評語等級集：

模糊關系矩陣：

評價因素的權向量：

模糊綜合評價結果向量：

式中，m代表評價指標數(shù)，i=1, 2, ……, m；n代表生態(tài)安全級別，j=1, 2, ……, n；rij表示被評價對象從因素 ui來看對vj等級模糊子集的隸屬度；bi為被評價對象對vj等級模糊子集的隸屬度?！啊ぁ笔悄：C合運算符，即模糊算子，本研究中采用乘與和算子。

對于確定權重的方法，熵權法能更準確地反映評價指標所包含的眾多信息量，可有效解決生態(tài)安全評價信息量大、量化難的問題（賈艷紅等，2006）。因此，本研究選擇熵權法確定生態(tài)安全各指標的權重。具體過程如下（邱蔻華，2002）：

第i樣本第j項指標值的比重：

表1 陜北土地生態(tài)安全評價指標體系Table 1 The evaluation indicator system of land ecological security in northern Shaanxi

指標信息熵：

信息熵冗余度：

指標權重：

式中，Xij表示第 i個樣本第 j項評價指標的數(shù)值；k=1/lnp，其中，p為評價年數(shù)；m為評價指標數(shù)。

2.2.2 指示克里格

指示克里格可以估算出空間上各個地理位置超過某一閾值的概率（Goovaerts，1997；姚榮江等，2011），該閾值將連續(xù)數(shù)據(jù)轉換為0或1的二進制變量，適合處理有偏數(shù)據(jù)（Brus et al.，2002），包括單因子指示克里格和多因子指示克里格。本研究采用這兩種方法對陜北土壤重金屬的單因子和綜合因子生態(tài)風險進行估算。多因子指示克里格將多個單因子指示克里格指標合成為綜合指標，其中每個單因子指示克里格指標均具有不同的閾值，原理如下：

式中，zk為閾值，本研究各重金屬元素的閾值為其陜西地球化學背景值（表2）；z(u)為原始數(shù)據(jù)；i(u, zk)為樣點u的二進制變換值；i(ua, zk)為樣點ua的二進制變換值；λa為i(ua, zk)的權重；i*(u0, zk)為插值點u0處的估計值；γi為閾值選定的情況下，ua與uβ以及ua與u0之間的指示半方差；n為插值樣點數(shù)；i(u, zp)為多因子綜合二進制變換值；wk為第k個重金屬元素權重，rk為第k個重金屬元素的毒性參數(shù)（表2）。利用等間距法將計算得到的陜北土壤重金屬單因子和綜合因子生態(tài)風險綜合指標值分為5級（表3），經檢驗，單因子和綜合因子生態(tài)風險空間分異與主成分插值結果基本一致，說明指示克里格用于重金屬生態(tài)風險評價的合理性。

表2 陜西地球化學背景值和毒性參數(shù)Table 2 The geochemical background values and toxic parameter

表3 陜北土壤重金屬綜合潛在風險等級劃分Table 3 The grading standard of comprehensive potential risk of soil heavy metals in Northern Shaanxi

3 結果分析

3.1 生態(tài)安全評價

為實現(xiàn)生態(tài)安全的定量評價，本研究將評語集定量化為 V=（0.9，0.7，0.5，0.3，0.1），采用 ESV=BV來計算生態(tài)安全指數(shù)，得到1980年、1990年、2000年、2010年陜北生態(tài)安全指數(shù)，進而計算出陜北多年平均生態(tài)安全指數(shù)（圖2a），并根據(jù)陜北生態(tài)環(huán)境實際情況，將生態(tài)安全分為5個等級，即高度安全、中度安全、低度安全、臨界安全和不安全等級（表4）。經計算得知陜北多年生態(tài)安全指數(shù)均值為0.28，即20年來陜北生態(tài)環(huán)境整體上處于臨界安全狀態(tài)。

從空間分布可以看出，地處風沙區(qū)的西北部地區(qū)生態(tài)安全處于不安全等級，一是因為該區(qū)本身生態(tài)環(huán)境比較惡劣，二是因為該區(qū)內分布著榆神煤炭開采區(qū)及定靖天然氣開采區(qū)，人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的影響也很大；而高度安全和中度安全等級主要分布在南部的富縣、黃陵縣、黃龍縣以及宜川縣大部分地區(qū)，雖然黃陵煤礦位于該區(qū)，但很明顯“退耕還林”工程對此區(qū)域的生態(tài)改善效果超過了能源開發(fā)的負面影響；值得一提的是，陜北中東部的米脂縣與子洲縣等地處于生態(tài)臨界安全等級，今后應對分布在子洲縣與米脂縣的天然氣開采區(qū)加強環(huán)境保護管理，或者加大退耕還林力度，確保該區(qū)生態(tài)安全等級穩(wěn)中上升是關鍵。

對不同能源典型開采區(qū)進行統(tǒng)計（表5）可知，煤炭典型開采I區(qū)、石油典型開采區(qū)與天然氣典型開采區(qū)生態(tài)環(huán)境均處于臨界安全狀態(tài)，生態(tài)安全指數(shù)分別為0.204、0.289和0.201，其中，石油典型開采區(qū)相對接近低度安全狀態(tài)；煤炭典型開采Ⅱ區(qū)生態(tài)安全指數(shù)為0.472，處于中度安全級別。

圖2 陜北土壤重金屬潛在風險與與優(yōu)先保護格局Fig. 2 The potential risk of soil heavy metals and the priority protection pattern in northern Shaanxi

表4 陜北土地生態(tài)安全分級標準Table 4 The evaluation criterion of land ecological security in Northern Shaanxi

3.2 土壤重金屬統(tǒng)計分析

從陜北土壤重金屬統(tǒng)計特征（表6）來看，表層土壤中 Hg、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Cd 和 Ni含量均值分別為 0.07、8.54、21.51、14.52、65.59、21.74、0.30和16.66 mg·kg-1；其中Cd平均含量與國家二級標準相當（GB15618—1995，1997），其他重金屬均未超過國家二級標準，但Hg、Pb、Zn、Cd平均含量均超過了陜西省土壤背景值（中國環(huán)境監(jiān)測總站，1990），尤其是Cd、Pb和Hg的平均含量分別達到了 0.30、21.51、0.07 mg·kg-1，分別是相應背景值的3、1.46和1.40倍；雖然As、Cu、Ni平均含量低于土壤背景值，但其最大值均超過了背景值，此外，Cd的最大值超過國家二級標準，說明陜北土壤重金屬呈聚集態(tài)勢。

從偏度來看，8種土壤重金屬元素的偏度值均大于0，即為正偏度，偏度由大到小依次為Cu>Hg>Pb>Ni>Zn>Cd>As>Cr。從變異系數(shù)來看，Cr（14.89%）為弱變異，其他元素均屬于中度變異，其變異程度表現(xiàn)為Cd>Zn>Pb>Cu>Hg> Ni>As，其中Cd、Zn、Pb的變異系數(shù)遠大于其他元素，說明其空間異質性較大。而變異程度的強弱則主要取決于重金屬的來源以及不同區(qū)域外源性污染物質輸入量的差異（Sajn et al.，2011），Cr的平均含量遠小于陜西省背景值，主要源于受地質背景控制的自然環(huán)境，因此呈現(xiàn)弱變異；而其他元素受農業(yè)污染以及工業(yè)污染的影響相對較大，且不同區(qū)域所接收的來自于農藥、化肥以及采礦、冶煉、燃料和化工等“三廢”等污染物質的輸入量亦有較大差異，因此空間變異性較大。

表5 能源開采區(qū)及其緩沖區(qū)平均生態(tài)安全與土壤重金屬潛在風險指數(shù)Table 5 The indicators of ecological security and soil heavy metals potential risk in energy exploitation district and its buffer zone

表6 陜北土壤重金屬統(tǒng)計值Table 6 Statistical value of soil heavy metals in northern Shaanxi

3.3 土壤重金屬生態(tài)風險分析

采用單因子指示克里格法對8種土壤重金屬生態(tài)風險指數(shù)進行估算，并生成各種土壤重金屬潛在風險概率分布圖（圖3），可發(fā)現(xiàn) 8種土壤重金屬生態(tài)風險在空間上均表現(xiàn)出由南向北、由東南向西北逐漸增加的趨勢。此外，8種土壤重金屬生態(tài)風險概率空間分布具有很強的相似性，且高值區(qū)的空間分布規(guī)律與陜北能源開采區(qū)所在區(qū)位基本一致，這也間接地證明了陜北土壤重金屬的同源性以及能源開發(fā)等人為活動對土壤重金屬生態(tài)風險的作用。

圖3 陜北各種土壤重金屬潛在風險概率分布圖Fig. 3 The spatial distribution of potential risk probability of soil heavy metals in northern Shaanxi

多因子指示克里格法對土壤重金屬綜合生態(tài)風險指數(shù)的估算結果見圖2b，具體來看，土壤重金屬潛在生態(tài)危害極強區(qū)分布于陜北西北部和西部（圖 2b），集中分布于神木縣與榆林市、府谷縣的交界處，其次在靖邊縣中部、吳旗縣西南部，子長縣和延長縣也有小面積分布，該生態(tài)危害極強區(qū)分布范圍最廣，占研究區(qū)面積的33.21%，這種空間分布格局正好與北部的榆神府礦區(qū)、西部的定靖地區(qū)及延安—延長—安塞天然氣和石油開采區(qū)的空間分布格局極為吻合（圖1a），這也說明了煤炭、石油及天然氣的開采已直接或間接地促使該區(qū)成為了土壤重金屬的高值區(qū)。其次，土壤重金屬潛在生態(tài)危害輕微區(qū)主要分布在陜北中南部地區(qū)（圖2b），面積占研究區(qū)總面積的18.96%，主要原因是陜北南部分布有子午嶺和黃龍山，其森林植被茂密，加之近年來的植被恢復，森林結構較為完整，所以受人類活動影響較小，屬于土壤重金屬污染生態(tài)危害較低區(qū)，但值得關注的是，該區(qū)域內的黃陵煤炭開采區(qū)因受煤炭開采的影響卻屬于生態(tài)危害較強區(qū)，因此，能源開采對土壤重金屬污染的危害性已顯現(xiàn)。

由表5可知，不同類型能源典型開采區(qū)的土壤重金屬綜合潛在風險表現(xiàn)為天然氣典型開采區(qū)>煤炭典型開采Ⅰ區(qū)>石油典型開采區(qū)>煤炭典型開采Ⅱ區(qū)，即煤炭典型開采Ⅱ區(qū)的綜合潛在風險在四大能源開采區(qū)中位居末位，但該區(qū)周邊區(qū)域即緩沖區(qū)的綜合潛在風險卻高于該開采區(qū)，分析其原因主要為緩沖區(qū)內本地的重金屬污染再加上開采區(qū)內污染源向該緩沖區(qū)遷移擴散的程度較強所致，而其他三大開采區(qū)的綜合潛在風險均高于其各自的緩沖區(qū)，即說明此三大開采區(qū)內污染源向周邊擴散遷移的程度較弱。

從各種重金屬潛在風險平均值來看（表5），煤炭典型開采Ⅰ區(qū)土壤中Cd、Cu平均潛在風險與其緩沖區(qū)相當，而其他重金屬均高于其緩沖區(qū)，說明煤炭典型開采Ⅰ區(qū)土壤中的Cd、Cu已向周邊地區(qū)發(fā)生遷移；對于煤炭典型開采Ⅱ區(qū)，其土壤重金屬潛在風險差異較大，開采區(qū)的Ni、As、Cr與Pb的風險與其緩沖區(qū)風險相當，說明煤炭典型開采Ⅱ區(qū)土壤中的Ni、As、Cr與Pb已向周邊地區(qū)發(fā)生遷移，而緩沖區(qū)的Hg、Cu、Cd、Zn風險高于開采區(qū)，表明開采區(qū)周邊土壤中Hg、Cu、Cd、Zn污染除受煤炭開采的影響外，同時也受周邊企業(yè)工業(yè)生產、農業(yè)生產等人類活動的影響；對于石油典型開采區(qū)，開采區(qū)Cr、As、Pb、Zn、Ni重金屬的風險與其緩沖區(qū)風險相當，而開采區(qū)潛在風險高于緩沖區(qū)的重金屬表現(xiàn)為Cd>Hg>Cu，表明石油開采及其相關企業(yè)已使Cr、As、Pb、Zn、Ni向周邊地區(qū)發(fā)生遷移，而Cd、Hg、Cu的擴散效應不明顯；對于天然氣典型開采區(qū)，開采區(qū)內各種重金屬潛在風險均高于緩沖區(qū)，說明天然氣開采造成開采地土壤各種重金屬污染嚴重，但是擴散程度不高。

3.4 生態(tài)熱點保護區(qū)

本研究通過設定宏觀的壓力、狀態(tài)、響應等生態(tài)安全評價指標計算得到土地生態(tài)安全綜合指數(shù)，以反映區(qū)域整體生態(tài)安全狀況，再根據(jù)微觀的具體的8個土壤重金屬指標估算出土壤重金屬潛在風險值，以反映研究區(qū)乃至能源開采區(qū)內具體到土壤重金屬方面的潛在風險狀況，進而將此宏觀的土地生態(tài)安全綜合指數(shù)與微觀的土壤重金屬潛在風險值相結合，通過MATLAB軟件的柵格統(tǒng)計分析篩選出土地生態(tài)安全級別在高度安全到臨界安全之間，同時土壤重金屬潛在風險在輕微到中等的區(qū)域，得到生態(tài)保護價值高且土壤重金屬風險較低的區(qū)域，并將其作為應對土壤重金屬污染的生態(tài)熱點保護區(qū)（圖2c），簡稱（生態(tài)）熱點區(qū)。如圖2c所示，白色區(qū)域為非熱點區(qū)域，即生態(tài)保護價值低-土壤重金屬風險較高的區(qū)域，非白色區(qū)域是不同等級的生態(tài)熱點保護區(qū)，即生態(tài)保護價值高-土壤重金屬風險較低的區(qū)域。

由圖 2c可知，非熱點區(qū)面積最大，占總面積的 77.34%；而不同等級的熱點區(qū)面積僅占區(qū)域總面積的 22.66%，其中，高熱點區(qū)主要分布于黃陵縣、黃龍縣中南部和富縣西北部，該區(qū)域氣候較為濕潤，植被茂密，人類活動相對較弱，生態(tài)環(huán)境安全，面積在熱點區(qū)中比重最小，為4.74%；中熱點區(qū)主要分布于延安市南部、甘泉縣中部、宜川縣南部，相對于高熱點區(qū)該區(qū)域人口較為密集，社會經濟發(fā)展較快，生態(tài)環(huán)境受到人類活動影響較大，其面積占總面積的6.14%；低熱點區(qū)在熱點區(qū)中面積最大，占總面積的 11.77%，主要分布在陜北南部的洛川縣、北部的吳旗—志丹—安塞—子長一帶和延安—延長—宜川區(qū)域。

結合陜北實際生態(tài)環(huán)境狀況可知，陜北南部的高熱點區(qū)氣候條件較好，生態(tài)環(huán)境安全，能源開采雖對該區(qū)域存在影響但不大；而延安地區(qū)中部的中—低熱點區(qū)的過渡區(qū)以及洛川縣的生態(tài)環(huán)境雖屬低度安全級別，該區(qū)人口較為密集，且地下石油儲量豐富，石油開采范圍較廣，相關部門應加強對該區(qū)域生態(tài)環(huán)境的監(jiān)測，特別是要控制土壤重金屬污染程度。由此確定出陜北應對土壤重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)域為延安地區(qū)中部的中—低熱點區(qū)的過渡區(qū)及洛川縣。

由表5可知，能源開采區(qū)內的土地生態(tài)安全綜合指數(shù)與重金屬污染綜合潛在風險高度吻合，即土地生態(tài)安全指數(shù)高，則重金屬潛在風險低，土地生態(tài)安全指數(shù)低，則重金屬潛在風險高。其中，煤炭典型開采 I區(qū)、石油典型開采區(qū)和天然氣典型開采區(qū)及各自緩沖區(qū)的土地生態(tài)安全指數(shù)均小于0.3，屬于臨界安全等級，重金屬綜合潛在風險均大于0.4，風險等級介于生態(tài)危害較強與極強之間，表明這些區(qū)域的生態(tài)環(huán)境安全問題已經比較嚴重，應注意通過植樹造林、加強廢水廢氣等工業(yè)污染治理方法等改善生態(tài)環(huán)境；只有煤炭典型開采Ⅱ區(qū)及其緩沖區(qū)的土地生態(tài)安全指數(shù)屬于中度安全級別同時重金屬污染綜合潛在風險等級是中等級別，滿足劃為生態(tài)熱點保護區(qū)的條件，因此，可將煤炭典型開采Ⅱ區(qū)及其緩沖區(qū)劃定為應對土壤重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)。然而，優(yōu)先保護區(qū)內的土壤重金屬綜合潛在風險指數(shù)為0.319和0.391，已接近生態(tài)危害較強等級，因此，也應做好對煤礦區(qū)及相關企業(yè)的監(jiān)督與檢查工作，加大環(huán)保措施力度，加強生態(tài)環(huán)境的保護和修復，使該區(qū)的生態(tài)環(huán)境保持可持續(xù)性。

4 結論與討論

4.1 結論

在對陜北20年間生態(tài)安全和土壤重金屬污染平均狀態(tài)進行分析的基礎上，通過宏觀與微觀層面的結合，劃定了生態(tài)熱點保護區(qū)，并提出了應對土壤重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)。主要研究結論有：

（1）20年間，陜北土地生態(tài)系統(tǒng)整體處于臨界安全狀態(tài)，其中西北部安全等級最低，南部等級最高，而能源開采區(qū)中只有煤炭典型開采Ⅱ區(qū)處于中度安全級別，其余各能源區(qū)均處于臨界安全狀態(tài)。

（2）20年間，陜北地區(qū)土壤重金屬存在明顯聚集現(xiàn)象，污染較為嚴重，且Cd、Zn、Pb的空間異質性較大。

（3）陜北各種重金屬生態(tài)風險在空間上均表現(xiàn)出由南向北、由東南向西北逐漸增加的趨勢。陜北土壤重金屬受能源開采影響明顯，3類能源開采對土壤重金屬影響的程度表現(xiàn)為天然氣>煤炭>石油。

（4）陜北生態(tài)熱點區(qū)中的高熱區(qū)主要分布在黃陵縣、黃龍縣中南部和富縣西北部；中熱區(qū)主要分布在延安市南部、甘泉縣中部、宜川縣南部；而低熱區(qū)主要分布在陜北南部的洛川縣、北部的吳旗—志丹—安塞—子長一帶和延安—延長—宜川區(qū)域。

（5）陜北應對土壤重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)域為延安地區(qū)中部的中—低熱點區(qū)的過渡區(qū)及洛川縣。對于能源開采區(qū)而言，煤炭開采Ⅱ區(qū)及其 10 km緩沖區(qū)也可劃定為應對重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)，但該保護區(qū)內的土壤重金屬綜合潛在風險指數(shù)已接近生態(tài)危害較強等級，因此，也應適當加強生態(tài)環(huán)境的保護和修復，使該區(qū)的生態(tài)環(huán)境保持可持續(xù)性。

4.2 討論

與以往單一區(qū)域或單一類型能源區(qū)內單純的土壤重金屬風險評價研究相比，本研究將宏觀的土地生態(tài)安全與微觀的土壤重金屬綜合潛在風險評價相結合，探測了陜北生態(tài)熱點區(qū)，并結合實際生態(tài)環(huán)境狀況，劃定了應對土壤重金屬污染的優(yōu)先保護區(qū)。該方法為生態(tài)環(huán)境優(yōu)先保護區(qū)范圍的確定提供了一種新的思考模式，同時為相關部門生態(tài)修復和生態(tài)環(huán)境管理與保護提供了理論依據(jù)。

不足之處在于，應用ANUSPLN空間插值法進行土壤重金屬數(shù)據(jù)插值處理的過程中，雖然考慮了地形坡度的影響，但盛行風、交通線、水流方向等因素也對土壤重金屬的遷移擴散有一定影響，因缺乏相關數(shù)據(jù)故未將其考慮在內；另外，由于野外實測采集數(shù)據(jù)量較少，能反映一定的規(guī)律，但在研究精度上尚有欠缺，有待進一步提高。在今后的研究中將進一步加大相關數(shù)據(jù)的搜集及野外數(shù)據(jù)的采集，增加第一手實測數(shù)據(jù)量，以實現(xiàn)對礦區(qū)小尺度范圍內的生態(tài)安全及土壤重金屬污染評價進行更加細致的動態(tài)實證分析。