周會程，姚玉嬌，梁婷，張玉琪，張德罡*，孫斌，陳建綱

1. 甘肅農(nóng)業(yè)大學草業(yè)學院/草業(yè)生態(tài)系統(tǒng)教育部重點實驗室/甘肅省草業(yè)工程實驗室/中-美草地畜牧業(yè)可持續(xù)研究中心，甘肅 蘭州 730070；2. 甘肅省草原技術推廣總站，甘肅 蘭州 730070

土壤是人類生存的基礎條件，同時在自然界中占據(jù)重要的地位（陳江軍等，2018）。土壤重金屬污染是指由于土壤微生物不能分解重金屬導致重金屬累積，致使植物生長不良，通過食物鏈影響人類健康（Wang et al.，2019；Cheng et al.，2019）。土壤重金屬污染，因其隱蔽性、滯后性等特點，對環(huán)境造成破壞后不易修復，引起人們關注和研究（宋波等，2018）。近年來，國內(nèi)外學者對土壤重金屬污染方面做了諸多研究，如Zhong et al.（2020）對在華東地區(qū)多個個金屬礦山的土壤樣品，進行測定土壤重金屬和有效重金屬濃度、土壤理化性質和風險評估等，結果表明不同類型礦井的污染程度不同，但總體上不同地區(qū)礦井的污染特征相似，土壤 pH值是影響金屬有效性的最主要因素，土壤理化性質對金屬有效性影響較大。王德高等（2019）對采煤塌陷區(qū)周邊土壤樣品進行重金屬Cu、Zn、Ni等含量測定和土壤污染指數(shù)評價，結果表明土壤中重金屬來源相似，土壤重金屬含量二級超標，單因子Cd污染指數(shù)屬重度污染。陳為峰等（2019）對山東中部多個城市功能區(qū)綠地土壤重金屬含量測定，并評價土壤污染特征和生態(tài)風險，結果表明各個功能區(qū)土壤綠地表層土壤重金屬含量高于當?shù)刈匀槐尘爸?，Cd元素嚴重超標，該市綠地土壤處于輕微生態(tài)污染。張英英等（2019）對民勤綠洲耕層土壤理化性狀及重金屬含量的研究表明，免耕會增加重金屬含量，深松會降低重金屬Cd含量。目前我國大多數(shù)學者對礦區(qū)城區(qū)和農(nóng)田土壤的重金屬元素進行了大量研究，但涉及高寒草甸土壤重金屬的研究較少，尤其是對不同退化程度的高寒草甸土壤重金屬含量特征及重金屬污染狀況的研究結果甚少。

本文以東祁連山天?？h不同退化梯度高寒草甸土壤為研究對象，分析不同退化梯度下不同土層土壤重金屬含量及土壤理化性質的變化，利用單因子污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法以及潛在生態(tài)風險指數(shù)法對土壤中 6種重金屬銅（Cu）、鎘（Cd）、鉛（Pb）、鋅（Zn）、鎳（Ni）、鉻（Cr）的污染狀況及其生態(tài)風險進行分析和評價，以期為不同退化梯度高寒草甸土壤退化的治理和恢復提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)甘肅省武威市天?？h（36°31′—37°55′N，102°07′—103°46′E）處河西走廊東端，屬青藏高原東北邊緣，海拔在2040—3700 m之間。年均降水 416 mm，年均氣溫-8—4 ℃，雨季集中在7—9月，多為地形雨。土壤pH值7.0—8.2，年均氣溫-0.1 ℃，全年≥0 ℃積溫為 1380 ℃，無絕對霜期。以高山草甸土和亞高山草甸土為主要土壤類型，屬高寒草甸，植被類型復雜。

1.2 樣地設置及土樣采集

依據(jù)草地退化程度劃分相關評價標準（蘇大學等，2003），在2019年8月對天?？h抓喜秀龍鄉(xiāng)草地植被進行調(diào)查，選擇4種退化草地（圖1），分別為：未退化草地（Non-degraded grassland，ND），輕度退化草地（Light degraded grassland，LD），中度退化草地（Moderate degraded grassland，MD）以及重度退化草地（Heavy degraded grassland，HD），在不同退化樣地分別選擇典型樣地 4個，樣地間距＞200 m，采用隨機布點法，每個樣地選取6個點，在0—10、10—20、20—30 cm土層用土鉆采樣，每個點采集3—4鉆混合為1個土樣，共采取48個土樣，將樣品帶回實驗室避光風干、粉碎，過60目篩（孔徑0.250 mm）篩，以備土壤理化性質、土壤重金屬含量測定用。

1.3 指標測定及方法

土壤全氮（Total Nitrogen，TN）采用凱氏蒸餾法測定其含量，土壤全碳（Total Carbon，TC）含量測定采用全自動碳分析儀測定。土壤全磷（Total Phosphorus，TP）含量測定采用鉬銻抗比色法。全鉀（Total Potassium，TK）采用火焰光度計測定，土壤pH采用水土比5∶1浸提電位法測定（鮑施旦，2000）。土壤重金屬采用微波消解（HNO3-HFHClO4）后，（Cu、Zn、Pb、Cr）采用火焰原子吸收法（FL-AAS）；（Cd、Ni）石墨爐原子吸收法（GFAAS）。

1.4 重金屬污染評價

1.4.1 內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法（徐爭啟，2008）

（1）單項污染指數(shù)計算見式（1）：

式中：Pi為土壤污染物i的單項污染指數(shù)；Ci為重金屬i的實測濃度，Di為重金屬i的評價標準，本實驗采用中國土壤元素背景值中的甘肅土壤均值為評價標準（夏家淇，1996）。

（2）綜合指數(shù)計算見式（2）：

式中：PN為內(nèi)羅梅綜合污染指數(shù)；(Ci/Di)max樣品中所有污染物中污染指數(shù)最大值；(Ci/Di)ave為各污染物污染指數(shù)平均值，其綜合反映各污染物對土壤污染程度。

單項污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法將土壤重金屬污染劃分成5個等級，詳情見表1。

圖1 樣地示意圖Fig. 1 Schematic diagram of sample plot

表1 內(nèi)梅羅綜合指數(shù)評價標準Table 1 Evaluation criteria of Nemero composite index

1.4.2 潛在危害生態(tài)指數(shù)法

潛在生態(tài)危害指數(shù)RI計算見式（3）（徐爭啟，2008）：

式中：RI為潛在生態(tài)危害指數(shù)；為單一重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)；為單個重金屬毒性相應系數(shù)；為單個重金屬的污染系數(shù)；為土壤重金屬的實測值；為土壤重金屬濃度的參比值，＜40，RI＜150，輕 微 生態(tài) 危害 ；40≤＜80 ，150≤RI＜300 ， 中 等 生 態(tài) 危 害 ； 80≤＜160 ，300≤RI＜600強生態(tài)危害；160≤＜320，RI≥600 很強生態(tài)危害；≥320，極強生態(tài)危害（徐爭啟，2008）。本文采用《國家土壤環(huán)境質量標準二級標準》為參比值（夏家淇，1996），詳情見表2。

2 結果分析

2.1 不同退化梯度土壤理化性質

本試驗土壤理化性質的統(tǒng)計結果如表3所示。在同土層（0—10 cm）不同退化程度下，HD樣地同ND樣地相比，全氮、全磷、全鉀和全碳含量分別下降16.88%、21.88%、6.36%、24.50%；在同土層（20—30 cm）不同退化程度下，HD樣地同ND樣地相比，全氮、全磷、全鉀和全碳含量分別下降6.40%、33.33%、17.23%、40.54%；同退化程度（ND）下20—30 cm與0—10 cm相比，同一退化隨土層加深，全氮、全磷和全碳含量分別下降 22.72%、1.56%和31.70%，全鉀含量上升了8.67%。同退化程度（HD）下20—30 cm與0—10 cm相比，同一退化隨土層加深，全氮、全磷和全碳含量分別下降12.98%、16.00%和46.21%，全鉀含量上升了4.10%。

全氮、全磷、全鉀和全碳含量在同土層隨著退化梯度加劇而減少，各退化梯度間，全氮含量差異不顯著（P＞0.05），全磷和全鉀在10—20 cm和20—30 cm差異顯著（P＜0.05），全碳在所有土層，含量差異顯著（P＜0.05）；pH、電導率隨著退化梯度加劇而增加，不同退化梯度間pH差異顯著（P＜0.05），電導率在 0—10 cm和 10—20 cm差異不顯著（P＞0.05）。全氮、全磷、全鉀、全碳和電導率在同一退化梯度隨著土層深度增大而減小，全氮在 ND樣地、LD樣地、HD樣地；TC在ND樣地、MD樣地、HD樣地；電導率在所有退化梯度；差異顯著（P＜0.05），TP在HD樣地差異顯著（P＜0.05），TK差異不顯著（P＞0.05）；pH隨著土層深度增大而增大，在LD樣地差異不顯著（P＞0.05）。

表2 高寒草甸土壤重金屬含量特征Table 2 Characteristics of heavy metal content in soil

表3 不同退化梯度高寒草甸土壤理化性狀Table 3 Physical and chemical properties of alpine meadow soil with different degradation gradients

2.2 土壤重金屬總體分布特征

通過對不同退化程度高寒草甸的土壤重金屬含量分析可以看出（表2），土壤重金屬元素 Cu、Cd、Pb、Zn、Ni和 Cr的平均值分別是 38.68、0.11、47.53、87.19、38.33、130.35 mg·kg-1。除Cd小于甘肅省土壤背景值外，其余均為土壤背景值的 1—2倍，Pb、Zn、Cd、Cr含量小于國標一級標準，Cu、Ni含量均大于自然背景，而小于一級標準。變異系數(shù)是反映土壤重金屬含量變異程度的一個標量，變異系數(shù)越大，表明受外界條件影響越大。所有重金屬的變異系數(shù)均小于0.5，屬于較低差別變異，重金屬來源受外界影響小。

2.3 不同退化梯度下土壤重金屬含量

不同退化梯度高寒草甸土壤重金屬含量變化特征如表4所示。在同一土層（0—10 cm）不同退化程度下，HD樣地同ND樣地相比，Cu、Zn和Ni

降低26.13%，30.59%和53.57%，Cd、Pb和Cr上升了 50.00%，13.58%和 61.09%；在同一土層（20—30 cm）不同退化程度下，HD樣地同ND樣地相比，Cu、Zn和Ni降低19.53%，9.41%和47.27%，Cd、Pb和Cr上升了33.33%，9.04%和45.71%；在同一退化（ND樣地）中20—30 cm與0—10 cm相比，Cu，Zn和Cr含量下降9.60%，30.79%和11.65%；Cd、Pb和Ni上升12.50%，11.61%和9.76%，在同一退化（HD樣地）中20—30 cm與0—10 cm相比，Cu，Zn和Cr含量下降1.79%，9.68%和20.08%；Pb和Ni上升7.15%和24.65%，重金屬元素Cu、Zn、Ni含量同土層隨著退化梯度加劇而減少，各退化梯度之間重金屬含量差異顯著（P＜0.05）；Cu、Zn、Ni含量在同退化梯度隨著土層深度增大，含量減小，其中，Cu含量差異不顯著（P＞0.05），Zn和Ni在MD、HD樣地含量差異顯著（P＜0.05）。重金屬Cd、Pb、Cr含量隨退化梯度的加劇而增大，差異顯著（P＜0.05）；Cd含量在同退化梯度隨著土層深度增大而增大，在ND、MD和HD樣地差異不顯著（P＞0.05），Pb隨著土層深度增大而增大，在ND、LD和HD樣地差異顯著（P＜0.05），Cr隨著土層深度增大而減小，在 ND、LD和 HD樣地差異顯著（P＜0.05）。詳見表 4。

2.4 土壤重金屬和土壤理化的關系

通過對6種土壤重金屬與土壤理化的相關分析結果來看（圖2），土壤重金屬Cu與全磷、全鉀、Zn、Cr具極顯著正相關（P＜0.01），與pH、Cd具極顯著負相關（P＜0.01），與全氮具正相關（P＜0.05）。Cd與pH、Pb、Ni具極顯著正相關（P＜0.01），與全磷、全鉀、土壤電導率、Zn、Cr具極顯著負相關（P＜0.01），與全碳呈正相關（P＜0.05）。Pb與全氮、全碳呈極顯著負相關（P＜0.01），與Zn呈顯著負相關（P＜0.05）。Zn與全氮、全磷、電導率、全碳呈極顯著正相關（P＜0.01），與 pH 具負相關（P＜0.05）。Ni與電導率具正相關（P＜0.05）。Cr與全磷具正相關（P＜0.05）。

2.5 土壤重金屬污染評價

對高寒草甸不同退化梯度土壤進行污染評價，結果如表5所示。0—10 cm土層LD樣地、10—20、20—30 cm土層 ND樣地的內(nèi)梅羅綜合指數(shù)為1＜PN＜2，表明其土壤受重金屬污染為輕度污染，其主要污染物為 Pb；其他樣地內(nèi)梅羅指數(shù)均屬于2＜PN＜3，土壤受重金屬污染為中度污染，其主要污染物為 Pb、Cr、Cu、Zn和Ni污染指數(shù)Pi同一土層隨著退化梯度加劇呈下降趨勢；Cd、Pb、Cr污染指數(shù)Pi隨著退化梯度加劇呈上升趨勢。內(nèi)梅羅綜合指數(shù)PN隨著退化梯度加劇呈上升趨勢。

表4 不同退化梯度高寒草甸土壤重金屬含量變化Table 4 Changes of heavy metal content in alpine meadow soil with different degradation gradients

圖2 不同退化下高寒草甸土壤理化性質和重金屬含量相關分析Fig. 2 Correlation analysis of physicochemical properties and heavy metal content in alpine meadow soil under different degradation conditions

2.6 土壤重金屬潛在生態(tài)風險評估

本研究對高寒草甸不同退化梯度土壤進行生態(tài)風險評估（表6），可知：不同退化梯度下高寒草甸土壤中的 6種重金屬元素的潛在危害生態(tài)系數(shù)均＜40，潛在生態(tài)危害指數(shù)RI均＜150，其中Cd元素的潛在危害生態(tài)系數(shù)最高為12.54—18.65，Cu元素次之。Cu、Cd、Zn、Ni金屬元素同一土層隨著退化梯度加劇，呈下降趨勢；Pb、Cr元素隨著退化梯度加劇，呈上升趨勢。潛在危害生態(tài)指數(shù)RI隨著退化梯度加劇，呈上升趨勢，重金屬富集現(xiàn)象明顯。

表6 高寒草甸不同退化下土壤重金屬的 和RI值Table 6 and RI values of heavy metals in soil under different degradation conditions in alpine meadow

表6 高寒草甸不同退化下土壤重金屬的 和RI值Table 6 and RI values of heavy metals in soil under different degradation conditions in alpine meadow

深度Depth/cm退化梯度Degraded E i r RI Cu Cd Pb Zn Ni Cr ND 2.38 12.54 0.9 0.49 2 1.04 19.35 0-10LD 1.76 15.38 0.86 0.38 1.68 0.92 20.98 MD 1.84 16.33 0.89 0.37 1.12 1.07 21.62 HD 1.88 18.38 0.98 0.34 0.93 1.48 23.99 ND 2.19 12.89 0.94 0.37 2.06 0.96 19.41 10-20LD 1.78 16.07 0.93 0.34 1.73 0.88 21.73 MD 1.81 17.19 0.92 0.32 1.24 0.97 22.45 HD 1.93 18.62 1 0.32 1.07 1.38 24.32 ND 2.15 12.76 0.96 0.34 2.19 0.9 19.3 20-30LD 1.73 16.59 0.96 0.31 1.94 0.81 22.34 MD 1.85 17.22 1.01 0.31 1.3 0.91 22.6 HD 1.93 18.65 1.05 0.31 1.15 1.18 24.27

3 討論

碳、氮、磷、鉀等元素是植被生長不可缺少的元素（劉志鵬，2013；賽牙熱木，2018）。王玉琴等（2019）對不同退化程度高寒草甸土壤養(yǎng)分研究，其結果表明同土層隨著退化梯度的加劇，全碳、有機質含量呈下降趨勢，這與本研究結果不同，本試驗發(fā)現(xiàn)同土層不同退化梯度全氮、全磷、全鉀、全碳都呈下降趨勢，這可能是當?shù)氐耐寥鲤B(yǎng)分不足導致的退化，建議在退化草地進行施肥。本試驗發(fā)現(xiàn)在同退化梯度隨著土層的加深，TN、TC含量呈下降趨勢，這與李海云等（2018）對高寒草地退化養(yǎng)分研究結果一致，全鉀含量在同一退化隨土層的加深量呈遞增趨勢，這能是由于當?shù)剽浐控S富，土壤表層全鉀含量以滿足植物需求；全磷含量在退化梯度和土層變化過程具有波動性。張建貴等0對東祁連山不同退化草地土壤養(yǎng)分研究，其結果發(fā)現(xiàn)隨著退化的加劇電導率和pH呈增加趨勢，這與本試驗結果一致，這可能是由于隨著退化的加劇，導致土壤鹽類離子浸出增多，土壤酸化、次生鹽漬化，草地產(chǎn)草量下降。

表5 高寒草甸不同退化土壤重金屬污染評價指數(shù)Table 5 Evaluation indexes of heavy metal pollution in different degraded soils in alpine meadow

由于重金屬的毒性、遷移在不同的環(huán)境中會產(chǎn)生不同的效應（Ayangbenro et al.，2019；Chaoua et al.，2019；Sulaiman et al.，2019；Wu et al.，2019；Mao et al.，2019）。如城市化進程加快、現(xiàn)代畜禽養(yǎng)殖方式向集約化發(fā)展，有機肥料中重金屬的殘留的增加，在土壤中會累積形成不同的污染情況，導致植被污染或不能正常生長（陸泗進等，2014；宋姿蓉等，2019）。本研究中，Cu、Zn、Ni、Cd、Pb、Cr等 6種重金屬元素在高寒草甸土層中的含量差異顯著（P＜0.05）。Ni的變異系數(shù)最大為 0.29，其來源可能受到的外界影響較大；Pb的變異系數(shù)最小，受外界因素小。這與其他研究者的結果類似，如李天才等（2012）對青海湖北岸退化與封育草地土壤與優(yōu)勢植物的研究發(fā)現(xiàn)，退化草地植物中微量元素Cu、Zn等含量的蓄積性的強弱與草地退化變化的的過程有顯著關系。盧楠等（2017）對金礦區(qū)尾礦渣周邊土壤的重金屬研究時，發(fā)現(xiàn)姚青村和來福溝的Pb屬于極嚴重污染，而Cr、Ni則未達到污染水平。這與本試驗結果不同，本試驗發(fā)現(xiàn)試驗地土壤重金屬含量都小于二級標準，這可能是由于研究地區(qū)不同，研究地遠離礦區(qū)受到人類活動的干預較少，同時由于氣候、植被、水分、海拔等的不同，重金屬含量較少的原因。同時Cu是多種酶的組成成分與植物的碳素同化、氮素代謝、吸收作用等均有密切聯(lián)系，Zn在植物體內(nèi)的主要參與生長素的代謝，既能影響生長素的形成，還是植物體內(nèi)許多酶的組成成分和活化劑，Ni多以無機和有機絡合物的形式溶解于水已流失，所以Cu、Zn、Ni含量隨土層的加深，會有含量減少的現(xiàn)象。Cd、Cr、Pb不易被植物被吸收或在土壤中沉淀。因此，重金屬含量不同退化梯度或不同土層的含量都有很大的差異。

本試驗發(fā)現(xiàn)重金屬與土壤理化性質之間呈極顯著相關（P＜0.01）。其結果表明重金屬含量的變化與土壤理化性質的變化有密切的聯(lián)系。有研究發(fā)現(xiàn)，距離礦區(qū)越近，土壤有機質和全氮含量越低，有機質與Pb、Cr、Cu和As呈顯著負相關，全氮與Pb具極顯著負相關（劉軍等，2019）。王大偉等（2019）對大沽河流域土壤養(yǎng)分和重金屬含量研究時，其結果表明鎘元素與氮、磷、鉀、有機質的相關性高。米雅竹等（2019）對會澤鉛鋅礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬含量研究發(fā)現(xiàn)，土壤養(yǎng)分和重金屬呈顯著相關，距離礦區(qū)越近重金屬濃越高，土壤養(yǎng)分越低。辛國省等（2012）對青藏高原東北緣放牧草地土壤礦物元素含量研究發(fā)現(xiàn)，土壤中礦物元素與土壤養(yǎng)分之間具有一定的相關性，元素Cu和Zn與pH呈負相關性，這與本試驗結果一致。重金屬含量過高或過低會對土壤養(yǎng)分產(chǎn)生一定的拮抗或協(xié)同作用。

本研究發(fā)現(xiàn)重金屬之間極顯著相關性（P＜0.01）。這說明6種重金屬元素之間密切相關，互相影響，來源相似。如謝薇等（2019）對天津遠郊或近郊菜地土壤研究時發(fā)現(xiàn)，菜地中Se與Zn均表現(xiàn)極顯著相關性（P＜0.01）。這與本試驗結果相似，這說明草地中土壤重金屬來源主要來自母質，外界來源對土壤重金屬含量干擾較少。

本研究發(fā)現(xiàn)高寒草甸土壤重金屬在 ND樣地0—10 cm土層，內(nèi)梅羅綜合指數(shù)為1＜PN＜2，表明土壤受重金屬污染為輕度污染，其主要污染物為金屬元素Pb；其他樣地內(nèi)梅羅指數(shù)均屬于2＜PN＜3，土壤受重金屬污染為中度污染，其主要污染物為Pb、Cr。說明隨退化的加劇，重金屬富集明顯，Pb和 Cr元素的污染來源除了自身富集外，可能存在其他來源，如交通運輸，人類活動等。如李吉玫等（2019）對烏魯木齊林帶不同功能區(qū)土壤重金屬研究時，其結果顯示土壤重金屬污染綜合程度為工業(yè)區(qū)林帶＞道路林帶＞生活區(qū)林帶＞公園林帶，功能區(qū)不同對土壤污染產(chǎn)生效果不同，說明重金屬的來源與外界有很大關系。6種重金屬元素的潛在危害生態(tài)系數(shù)均＜40，潛在生態(tài)危害指數(shù)RI均＜150，屬于輕微生態(tài)危害，但均表現(xiàn)出隨退化梯度的加劇和土層的加深重金屬含量有累積趨勢。

4 結論

高寒草甸土壤養(yǎng)分隨退化梯度的增加，全氮、全磷、全鉀、全碳，呈下降趨勢；pH和電導率呈上升趨勢。隨土層加深，全氮、全碳含量呈下降趨勢；全鉀、pH、電導率呈上升趨勢；全鉀具波動性。土壤重金屬總體分布中，（除Cd元素外）其他金屬元素平均值均大于甘肅土壤元素背景值。均小于國家土壤二級標準，變異系數(shù)小。隨退化梯度的增加，重金屬元素Cu、Zn、Ni含量呈下降趨勢，Cd、Pb、Cr呈上升趨勢。隨土層加深，Cu、Zn、Cr含量呈下降趨勢，Cd、Pb、Ni含量呈上升趨勢。重金屬元素含量與全氮、全磷、全鉀、全碳、pH和電導率之間呈極顯著相關關系，6重金屬含量之間呈極顯著相關性關系。中度和重度樣地土壤為中度污染，主要污染物是Pb、Cr；未退化和輕度退化表層樣地為輕度污染，主要污染物是Pb。6種重金屬元素在土壤中的潛在危害生態(tài)系數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)屬于輕微生態(tài)危害。