我國水蝕區(qū)坡耕地土壤重金屬空間分布及其污染評價

馬芊紅, 張光輝, 耿 韌, 王 兵

(1.北京師范大學(xué) 地表過程與資源生態(tài)國家重點實驗室, 北京 100875; 2.北京師范大學(xué) 地理科學(xué)學(xué)部, 北京 100875；3.黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國家重點實驗室 水土保持研究所 西北農(nóng)林科技大學(xué), 陜西 楊凌 712100)

我國水蝕區(qū)坡耕地土壤重金屬空間分布及其污染評價

馬芊紅1，2, 張光輝1,2, 耿 韌1，2, 王 兵3

(1.北京師范大學(xué) 地表過程與資源生態(tài)國家重點實驗室, 北京 100875; 2.北京師范大學(xué) 地理科學(xué)學(xué)部, 北京 100875；3.黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國家重點實驗室 水土保持研究所 西北農(nóng)林科技大學(xué), 陜西 楊凌 712100)

土壤重金屬污染已成為威脅國家糧食安全的重要因素，為探討我國東部水蝕區(qū)坡耕地土壤重金屬空間分布特征及污染狀況，依據(jù)土壤類型、土壤質(zhì)地等因素選取了36個采樣點，采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅污染指數(shù)法，以《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—2008)二級標(biāo)準(zhǔn)為評價依據(jù)，研究了As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn 7種土壤重金屬元素的空間分布特征及污染程度。結(jié)果表明：(1) Cd超標(biāo)率高達13.9%，是東部水蝕區(qū)最主要的土壤重金屬污染元素，As，Cr，Cu元素的污染概率較高，為5.6%；(2) 長江以南地區(qū)的坡耕地重金屬污染程度顯著高于長江以北地區(qū)，南方山地丘陵區(qū)是我國水蝕區(qū)六個二級分區(qū)中污染最嚴(yán)重的區(qū)域，其次為四川盆地及周圍山地丘陵區(qū)、云貴高原區(qū)、東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)、西北黃土高原區(qū)、北方山地丘陵區(qū)；(3) 湖南寧遠和廣東湛江兩點綜合污染指數(shù)最高，分別為2.73和2.51，屬中污染水平；(4) 36個采樣點中污染水平處于安全、警戒線、輕污染、中污染的比例分別是77.8%，8.3%，8.3%和5.6%，表明我國東部水蝕區(qū)絕大多數(shù)坡耕地(86.1%)重金屬含量未達到污染水平，但仍有13.9%的坡耕地受到不同程度的土壤重金屬污染。研究結(jié)果對明確我國水蝕區(qū)坡耕地土壤重金屬污染現(xiàn)狀，保護農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境，保障糧食安全具有重要意義。

重金屬污染; 單因子污染指數(shù); 內(nèi)梅羅污染指數(shù); 坡耕地; 水蝕區(qū)

重金屬是指密度在4 g/cm3或5 g/cm3以上的元素。環(huán)境污染方面所指的重金屬主要包括生物毒性顯著的鎘(Cd)、鉻(Cr)、鉛(Pb)、汞(Hg)、類金屬砷(As)，以及具有毒性的鎳(Ni)、銅(Cu)、鋅(Zn)、錫(Sn)、釩(V)等物質(zhì)[1]。隨著我國工業(yè)化和城市化的快速發(fā)展，越來越多的重金屬污染物通過大氣沉降、污水灌溉、化肥施用、廢棄物傾倒等途徑進入耕地土壤中[2-3]。由于重金屬在土壤中移動性差、滯留時間長、不能被微生物降解[4]，導(dǎo)致我國部分農(nóng)田重金屬累積，甚至超標(biāo)。同時，重金屬可通過溶解態(tài)和吸附態(tài)等形態(tài)，隨坡面徑流和侵蝕泥沙進入水體，引起面源污染。耕地土壤重金屬污染不僅直接影響食品安全和人體健康，而且給生態(tài)環(huán)境帶來巨大威脅，因此，坡耕地土壤重金屬的研究引起國內(nèi)外的廣泛關(guān)注。

根據(jù)自然環(huán)境的差異，可以將我國東部水蝕區(qū)(454.4萬km2)劃分為六個二級分區(qū)，分別是西北黃土高原區(qū)(Ⅲ1)、東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(Ⅲ2)、北方山地丘陵區(qū)(Ⅲ3)、南方山地丘陵區(qū)(Ⅲ4)、四川盆地及周圍山地丘陵區(qū)(Ⅲ5)和云貴高原區(qū)(Ⅲ6)[5]。水蝕區(qū)是我國糧食主產(chǎn)區(qū)，九大商品糧基地均位于此。由于山地丘陵在水蝕區(qū)廣泛分布，坡耕地成為水蝕區(qū)重要的耕地資源。我國水蝕區(qū)重金屬礦藏豐富，尤其是南方地區(qū)，重金屬開采和冶煉過程中，廢氣、廢水、廢渣排放易造成坡耕地土壤重金屬污染[6]。隨著人地矛盾的日益突出，為保障糧食供應(yīng)，需要投入更多的農(nóng)藥化肥來維持坡耕地土地生產(chǎn)力，坡耕地利用強度的增加提高了坡耕地土壤重金屬污染風(fēng)險。坡耕地一旦發(fā)生重金屬污染，徑流會成為重金屬污染物運移載體，坡度為其提供動力，其結(jié)果是在造成本地土壤質(zhì)量下降的同時，增加了下游地區(qū)重金屬污染風(fēng)險。從重金屬污染空間分布來看，我國南方地區(qū)土壤重金屬污染重于北方地區(qū)，西南、中南地區(qū)重金屬超標(biāo)面積較大[7]，同時，中部地區(qū)重金屬污染概率高于東、西部地區(qū)。坡耕地土壤重金屬含量與土地利用方式、有機質(zhì)含量、耕作年限、坡度、農(nóng)藥化肥的施用量等因素密切相關(guān)。張利華等[8]認為土地利用方式是影響重金屬含量的重要因素，丹江口地區(qū)坡耕地重金屬含量低于菜地，同時發(fā)現(xiàn)坡耕地重金屬含量與土壤有機質(zhì)含量呈正相關(guān)。張玉斌等[9]對黃土高原殘塬溝壑區(qū)梯田的研究表明，土壤重金屬污染程度與耕作年限呈正相關(guān)，與坡度呈負相關(guān)。孫麗娜等[10]利用模糊綜合評判法研究了遼寧省臥龍泉河流域土壤重金屬污染現(xiàn)狀，結(jié)果表明耕作方式和作物類型是影響坡耕地重金屬元素活動性的重要因素。

綜合分析已有研究發(fā)現(xiàn)，目前對我國水蝕區(qū)坡耕地重金屬污染的研究多集中在中小尺度上，研究方法、研究內(nèi)容及采用的指標(biāo)都存在明顯差異，導(dǎo)致不同區(qū)域或不同研究者的評價結(jié)果可比性較差。因此，有必要對我國水蝕區(qū)坡耕地土壤重金屬污染進行系統(tǒng)的調(diào)查與評價。本文通過單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅污染指數(shù)法，對我國水蝕區(qū)36個采樣點重金屬含量的空間分布及其污染狀況進行評價，研究結(jié)果對于認識我國水蝕區(qū)坡耕地土壤重金屬空間分布特征及其污染現(xiàn)狀，改善土壤環(huán)境質(zhì)量，保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)與糧食安全具有重要的現(xiàn)實意義。

1 樣品采集與處理

1.1 樣品采集

土壤重金屬含量主要受兩個方面因素的影響，一是成土母質(zhì)和土壤屬性，如土壤類型、有機質(zhì)含量、pH值和黏粒含量等；二是人類社會活動，如土地利用方式、農(nóng)藥和化肥的施用量等。因此，綜合土壤類型、土壤質(zhì)地、土地利用等因素，在我國東部水蝕區(qū)19個省級行政區(qū)內(nèi)確定了36個土壤采樣點(表1)。采樣時間為2015年3月至5月，采樣時利用GPS到達采樣地點，選擇集中連片分布、作物長勢良好、有一定坡度的3個地塊作為具體樣地。采用“S”形5點采樣方法，利用竹鏟采集表層0—20 cm的土壤，3個樣地共15個分樣充分混合后再用四分法取舍，保留1 kg左右的土樣。同時用地質(zhì)羅盤測定采樣點坡度、坡向，觀察并記錄作物類型并目估蓋度(3個重復(fù))。

1.2 樣品處理與分析

將采集的土樣及時風(fēng)干，同時翻動土樣，捏碎土塊，防止酸堿和灰塵污染，剔除石塊殘根等雜物。將風(fēng)干后的土樣經(jīng)瑪瑙研缽研細后，過2 mm尼龍篩測定土壤pH值(電位法，2個重復(fù))；過0.149 mm尼龍篩測定重金屬元素(As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn)含量(等離子體光譜法，3個重復(fù))。樣品的預(yù)處理采用HNO3-HF-ClHO消煮法，使用ST-60型自動消解儀完成土樣消解后，用ICP-AES光譜儀測定土壤樣品消煮液中重金屬元素As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn的全量，分析過程中加入國家標(biāo)準(zhǔn)土壤樣品GSS-1[1]。

表1 采樣點基本信息

在Excel 2010中進行數(shù)據(jù)預(yù)處理；在SPSS 18.0中對重金屬元素含量進行描述性統(tǒng)計分析，對重金屬含量與采樣點信息進行Pearson相關(guān)分析，對長江南北采樣點綜合污染指數(shù)進行獨立樣本T檢驗，通過單因素方差分析中的Duncan檢驗對比水蝕區(qū)六個二級分區(qū)綜合污染指數(shù)均值的差異。

2 污染評價標(biāo)準(zhǔn)及方法

2.1 評價標(biāo)準(zhǔn)

結(jié)合采樣點的土壤pH值，以2008年版《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—2008)為依據(jù)進行評價。該標(biāo)準(zhǔn)把土壤環(huán)境質(zhì)量分為3個等級，其中一級標(biāo)準(zhǔn)用于區(qū)域土壤元素背景值評價，各地自行制定標(biāo)準(zhǔn)；二級標(biāo)準(zhǔn)用于保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、維護人體健康的區(qū)域土壤污染限值評價；而三級標(biāo)準(zhǔn)用于維持農(nóng)林業(yè)生產(chǎn)和植物正常生長的臨界值評價。為了使評價結(jié)果具有較好的可比性，本文統(tǒng)一選用二級標(biāo)準(zhǔn)作為土壤污染評價標(biāo)準(zhǔn)，各重金屬二級標(biāo)準(zhǔn)見表2。與國際同類標(biāo)準(zhǔn)相比，目前中國所執(zhí)行的土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中，Cd的最高允許濃度比美國、加拿大、歐共體的標(biāo)準(zhǔn)更嚴(yán)格；As，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn的最高允許濃度與加拿大、歐共體的限值相比較為寬松[11]。

表2 土壤重金屬污染評價二級標(biāo)準(zhǔn) mg/kg

2.2 評價方法

本文采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅污染指數(shù)法[1]，利用36個采樣點7個重金屬觀測數(shù)據(jù)，對比分析不同采樣點重金屬污染程度。

單因子污染指數(shù)法以土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)為依據(jù)評價某種重金屬元素的污染累積程度，計算公式如下：

(1)

式中：Pij第j個采樣點第i個重金屬元素的污染指數(shù);Cij為第j個采樣點第i個重金屬含量實測值;Si為第i個重金屬元素土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值(表2)。

內(nèi)梅羅污染指數(shù)既可以兼顧單因子污染指數(shù)平均值，又可以突出土壤中污染程度最大的重金屬元素，計算公式如下：

(2)

式中：P綜j為第j個采樣點土壤重金屬綜合污染指數(shù);Pijmax為第j個采樣點單因子污染指數(shù)中的最大值;n為土壤重金屬元素總數(shù)，本研究中n=7。

參照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—2008)，單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅污染指數(shù)的分級標(biāo)準(zhǔn)[1]見表3。

表3 土壤重金屬污染水平分級標(biāo)準(zhǔn)

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤重金屬含量空間分布

研究區(qū)36個采樣點土壤重金屬含量統(tǒng)計特征見表4。As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn的均值分別為13.68±16.92，0.24±0.20，59.68±46.40，29.11±16.92，31.61±31.55，26.39±16.59，73.76±38.17 mg/kg。各元素含量均值都沒有超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—2008)規(guī)定的二級標(biāo)準(zhǔn)(6.5

為了分析重金屬含量空間分布的地帶性規(guī)律，將各采樣點重金屬元素含量與經(jīng)度、緯度、海拔、坡度信息進行Pearson相關(guān)分析(表5)。從表中可以看出研究區(qū)各重金屬含量與采樣點海拔、坡度間沒有顯著相關(guān)關(guān)系，這可能是由于選取的采樣點與村落距離適中且坡度較小，因此本研究中不同海拔與坡度的坡耕地受人類活動的影響差別并不明顯。部分重金屬含量與經(jīng)度或緯度間相關(guān)顯著。其中，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn與緯度間呈顯著負相關(guān)，表明這些重金屬元素的含量呈南高北低的變化趨勢；Cr，Cu，Zn與經(jīng)度呈負相關(guān)，說明隨著采樣點自東向西，這些元素的含量呈逐漸增加趨勢。

表4 采樣點重金屬含量統(tǒng)計特征值

表5 采樣點重金屬含量與采樣點信息相關(guān)系數(shù)

注：**和*分別表示在0.01水平(雙側(cè))和0.05水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)。

我國鎘礦南多北少的分布特征是引起Cd元素含量南多北少的重要原因。不同類型土壤吸附Cr元素的能力不同，其中紅壤對Cr吸附能力最強，黃棕壤次之，黑土對Cr的吸附能力較弱，從而引起土壤中Cr含量呈南高北低的空間變化特征。中部地區(qū)引污水灌溉是造成土壤中Cr含量比東部地區(qū)高的重要原因，污水中Cr3+易被土壤吸附固定，而Cr6+進入土壤中會被有機質(zhì)還原為Cr3+，隨之被吸附固定[14]。我國銅礦資源南多北少、西多東少的分布格局，可能是導(dǎo)致Cu元素含量空間變化的根本原因。土壤Pb和Ni含量南高北低的分布特點與我國土壤中Pb，Ni元素背景值南高北低密切相關(guān)。Zn含量分布特點與劉錚認為的我國土壤中鋅含量呈南多北少，東多西少的分布格局相同，Zn含量受土壤類型和成土母質(zhì)的影響，南方酸性土壤中Zn含量高于北方石灰性土壤[15]。

對比我國水蝕區(qū)六個二級分區(qū)重金屬含量發(fā)現(xiàn)，As，Ni，Pb，Zn含量在各分區(qū)間不存在顯著差異，Cd，Cr，Cu含量在各分區(qū)間差異顯著，其中四川盆地及周圍山地丘陵區(qū)(Ⅲ5)Cd含量顯著高于東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(Ⅲ2)、北方山地丘陵區(qū)(Ⅲ3)和云貴高原區(qū)(Ⅲ6)(p<0.05)；南方山地丘陵區(qū)(Ⅲ4)和云貴高原區(qū)(Ⅲ6)Cr含量顯著高于東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(Ⅲ2)(p<0.05)；云貴高原區(qū)(Ⅲ6)Cu含量顯著高于西北黃土高原區(qū)(Ⅲ1)、東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(Ⅲ2)、北方山地丘陵區(qū)(Ⅲ3)(p<0.05)(圖1)。差異產(chǎn)生的原因可能是南方地區(qū)是我國重要的重金屬礦區(qū)，重金屬開采和冶煉過程中產(chǎn)生的廢水、廢氣、廢渣排放到環(huán)境中，增加了坡耕地土壤重金屬污染風(fēng)險[6]。

圖1 六個二級分區(qū)Cd，Cr，Cu含量對比

3.2 土壤重金屬污染評價

3.2.1 單因子污染指數(shù)法 單因子污染指數(shù)法計算的各點土壤重金屬污染指數(shù)表明，As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn單因子污染指數(shù)的均值分別為0.45±0.56，0.55±0.53，0.34±0.39，0.41±0.30，0.39±0.53，0.33±0.21，0.32±0.20，均小于0.7，屬于安全水平，各元素污染程度順序為Cd>As>Cu>Ni>Cr>Pb>Zn。盡管從總體上來講，我國水蝕區(qū)坡耕地處于安全水平，但并不代表無重金屬污染之憂，從小區(qū)域來看，個別地區(qū)坡耕地土壤重金屬元素仍存在超標(biāo)風(fēng)險。通過計算7種土壤重金屬元素超標(biāo)概率(超標(biāo)概率=受到污染的采樣點數(shù)/采樣點總數(shù)×100%)，可以明確我國東部水蝕區(qū)耕地土壤重金屬污染的主要元素及其概率。由表6可知，Cd超標(biāo)率為13.9%，雖然低于曾希柏等[12]認為我國菜地土壤中Cd元素24.1%的超標(biāo)率，也低于宋偉等[8]認為我國耕地土壤中Cd元素25.2%的超標(biāo)率，但遠高于本研究中其他6種重金屬元素，是我國東部水蝕區(qū)坡耕地最主要的土壤重金屬污染元素。磷肥中含有大量的Cd元素，長期施用磷肥是造成我國坡耕地土壤中Cd元素累積，甚至超標(biāo)的重要原因[2]。其次，As，Cr，Cu超標(biāo)概率都為5.6%，污染風(fēng)險較大；Ni，Pb超標(biāo)概率為2.8%，有發(fā)生污染的可能。在36個采樣點中，Zn單因子污染指數(shù)均小于1，未達到污染程度。

表6 單因子污染指數(shù)超標(biāo)概率及超標(biāo)點

3.2.2 綜合污染指數(shù)法 由內(nèi)梅羅污染指數(shù)法計算的綜合污染指數(shù)(圖2)可知，36個采樣點綜合污染指數(shù)的平均值為0.63±0.56，說明總體上東部水蝕區(qū)耕地土壤重金屬污染處于安全水平，但非常接近警戒線。36個采樣點中，湖南寧遠和廣東湛江兩點綜合污染指數(shù)最高，分別為2.73，2.51，屬中污染水平。湖南省寧遠縣有色金屬礦產(chǎn)豐富且以重金屬工業(yè)為經(jīng)濟支柱，采礦和冶煉中廢水、廢渣、降塵等增加了坡耕地重金屬污染風(fēng)險。廣東湛江地區(qū)的土壤類型為玄武巖發(fā)育的磚紅壤，與其他成土母質(zhì)相比，玄武巖母質(zhì)中重金屬元素含量較高，特別是Cr和Ni[16]。綜合污染指數(shù)與緯度間呈顯著負相關(guān)關(guān)系(p<0.05)，表明土壤重金屬污染程度呈南高北低的變化趨勢。獨立樣本T檢驗結(jié)果表明，長江以南地區(qū)的坡耕地重金屬污染顯著大于長江以北地區(qū)(p<0.01)。西北黃土高原區(qū)(Ⅲ1)、東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(Ⅲ2)、北方山地丘陵區(qū)(Ⅲ3)、南方山地丘陵區(qū)(Ⅲ4)、四川盆地及周圍山地丘陵區(qū)(Ⅲ5)、云貴高原區(qū)(Ⅲ6)的綜合污染指數(shù)的均值分別為0.40±0.08，0.41±0.24，0.38±0.15，1.18±0.85，0.81±0.09，0.63±0.03。單因素方差分析結(jié)果表明，6個二級分區(qū)間綜合污染指數(shù)均值差異顯著(p<0.05)。Duncan分析結(jié)果表明，南方山地丘陵區(qū)(Ⅲ4)綜合污染指數(shù)均值顯著高于西北黃土高原區(qū)(Ⅲ1)、東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(Ⅲ2)、北方山地丘陵區(qū)(Ⅲ3)(p<0.05)(圖3)。南方山地丘陵區(qū)有色金屬種類眾多且儲量豐富，未妥善處理的尾礦中含有大量重金屬，在地表生物地球化學(xué)作用下釋放并遷移到土壤及河流中，受污染的河水又通過灌溉方式進入耕地[6]；另外，南方山地丘陵區(qū)紅壤面積大，土壤酸性較強，增加了重金屬的活性，因此南方山地丘陵區(qū)坡耕地土壤重金屬綜合污染指數(shù)較高。

圖2 各采樣點綜合污染指數(shù)

將36個采樣點綜合污染指數(shù)，根據(jù)土壤重金屬污染水平分級標(biāo)準(zhǔn)進行等級劃分，結(jié)果表明，湖南寧遠和廣東湛江2點屬中污染水平，江西宜豐、廣西賀州、廣西都安3點屬輕污染水平，四川平昌、甘肅隴南、內(nèi)蒙古根河3點處于警戒狀態(tài)，其余28個采樣點均處于安全水平。36個采樣點污染水平處于安全、警戒線、輕污染、中污染的比例分別是77.8%，8.3%，8.3%和5.6%。據(jù)此推斷，我國東部水蝕區(qū)受到重金屬污染的坡耕地面積約占坡耕地總面積13.9%，低于宋偉等[13]人認為我國受重金屬污染的耕地面積占耕地總面積的16.7%，也低于2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》中耕地19.4%的污染概率[7]。從空間分布來看，5個輕污染或中污染的采樣點全部位于南方山地丘陵區(qū)，且集中分布于江西宜豐南至廣東湛江一線。西北黃土高原區(qū)、北方山地丘陵區(qū)、云貴高原區(qū)、東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)(除9號內(nèi)蒙古根河外)的采樣點均屬于安全水平。四川盆地及周圍山地丘陵區(qū)采樣點均屬警戒狀態(tài)，表明該區(qū)坡耕地受重金屬污染的風(fēng)險較大。

圖3 六個二級分區(qū)綜合污染指數(shù)均值

4 結(jié) 論

(1) 土壤重金屬含量測定結(jié)果表明，As，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn含量均值分別為13.68±16.92，0.24±0.20，59.68±46.40，29.11±16.92，31.61±31.55，26.39±16.59，73.76±38.17 mg/kg。各元素含量均值都沒有超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618—2008)二級標(biāo)準(zhǔn)(6.5

(2) 單因子污染評價結(jié)果表明，Cd單因子污染指數(shù)與超標(biāo)概率均最高，是東部水蝕區(qū)最主要的土壤重金屬污染元素；其次，As，Cr，Cu各有2個超標(biāo)點，污染概率均為5.6%。

(3) 東部水蝕區(qū)綜合污染指數(shù)均值為0.63±0.56，接近警戒線水平，長江以南地區(qū)的坡耕地重金屬污染程

度顯著高于長江以北地區(qū)。南方山地丘陵區(qū)是六個二級分區(qū)中污染最嚴(yán)重的區(qū)域，5個輕污染或中污染水平的采樣點均位于該區(qū)。東北低山丘陵和漫崗丘陵區(qū)、西北黃土高原區(qū)、北方山地丘陵區(qū)綜合污染指數(shù)較低

(4) 36個采樣點中污染水平處于安全、警戒線、輕污染、中污染的比例分別是77.8%，8.3%，8.3%和5.6%，表明我國東部水蝕區(qū)絕大多數(shù)坡耕地(86.1%)重金屬含量未達到污染水平，而受到重金屬污染的坡耕地約為坡耕地總面積的13.9%。

[1] 范拴喜.土壤重金屬污染與控制[M].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,2011.

[2] 丁真真.中國農(nóng)田土壤重金屬污染與其植物修復(fù)研究[J].水土保持研究,2007,14(3):19-20.

[3] Giannis A, Pentari D, Wang J Y, et al. Application of sequential extraction analysis to electrokinetic remediation of cadmium, nickel and zinc from contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,184(1/3):547-554.

[4] 李麗君,張強,白光潔,等.改良劑與油菜對土壤重金屬有效態(tài)的影響[J].水土保持學(xué)報,2014,28(1):246-252.

[5] 唐克麗.中國水土保持[M].北京:科學(xué)出版社,2004.

[6] 張美欽.南方重金屬礦區(qū)的重金屬污染現(xiàn)狀及治理[J].亞熱帶農(nóng)業(yè)研究,2006,2(3):212-215.

[7] 環(huán)境保護部,囯土資源部.全囯土壤污染狀況調(diào)查公報[R].2014.

[8] 張利華,龍昱,李輝,等.基于137Cs示蹤的丹江口市農(nóng)用地土壤侵蝕與有機質(zhì)流失分析[J].水土保持學(xué)報,2008,22(2):54-57.

[9] 張玉斌,曹寧,佘雕,等.黃土高原殘塬溝壑區(qū)梯田土壤重金屬分布特征[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2009,25(12):252-256.

[10] 孫麗娜,孫鐵珩,金成洙.臥龍泉河流域土壤重金屬污染的模糊評價[J].水土保持研究,2006,13(1):126-129.

[11] 周國華,秦緒文,董巖翔.土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制定原則與方法[J].地質(zhì)通報,2005,24(8):721-727.

[12] 曾希柏,李庭芳,梅旭榮.中國蔬菜土壤重金屬含量及來源分析[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2007,40(11):2507-2517.

[13] 宋偉,陳百明,劉琳.中國耕地土壤重金屬污染概況[J].水土保持研究,2013,20(2):293-298.

[14] 肖文丹.典型土壤中鉻遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和污染診斷指標(biāo)[D].杭州:浙江大學(xué),2014.

[15] 劉錚.中國土壤中鋅含量的分布規(guī)律[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),1994,27(1):30-37.

[16] 楊國義,張?zhí)毂?萬洪富,等.廣東省典型區(qū)域農(nóng)業(yè)土壤中重金屬污染空間差異及原因分析[J].土壤,2007,39(3):387-392.

SoilHeavyMetalSpatialDistributionandPollutionAssessmentofSlopingFarmlandintheWaterErosionZoneofChina

MA Qianhong1，2, ZHANG Guanghui1,2, GENG Ren1，2, WANG Bing3

(1.StateKeyLaboratoryofEarthSurfaceProcessandResourceEcology,BeijingNormalUniversity,Beijing100875,China; 2.FacultyofGeographicalScience,BeijingNormalUniversity,Beijing100875,China; 3.StateKeyLaboratoryofSoilErosionandDrylandFarmingontheLoessPlateau,InstituteofSoilandWaterConservation,NorthwestA&FUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China)

Soil heavy metal pollution has become an important factor which threatens the national food security. To investigate the spatial distribution of soil heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) and pollution situations of sloping farmland in the water erosion zone of China, 36 sampling points were selected according to soil types and soil textures. The single factor pollution index and the Nemerow pollution index were calculated, and the pollution degree was classified according to the second grade values from the Standard of Soil Environment Quality (GB15618—2008). The results showed that: (1) the pollution probability of Cd was 13.9%, which significantly exceeded the pollution levels of other heavy metals, so Cd was the most important soil heavy metal pollution factor in this region; in addition, As, Cr and Cu had a high pollution probability, and the rate was 5.6%; (2) compared with the north area of the Yangtze River, soil heavy metal pollution of the sloping farmland in the south area was significantly serious; the soil heavy metal pollution of southern mountain and hill region was the most serious among the six secondary erosion regions，followed by the Sichuan Basin and surrounding hill region, the Yunnan—Guizhou Plateau region, the northeast low mountain and rolling hill region, the Loess Plateau region, and the northern mountain and hill region; (3) compared with other sampling points, Ningyuan of Hu′nan Province and Zhanjiang of Guangdong Province had the highest Nermerow indices(2.73 and 2.51)，which belonged to the moderate pollution level; (4) the proportions of pollution degrees ranked as safety, warning line, light pollution, moderate pollution were 77.8%, 8.3%, 8.3% and 5.6% of the total area of sloping farmland, respectively. The proportions showed that most sloping farmland (about 86.1%) in the water erosion zone of China was relatively safe, but about 13.9% of sloping farmlands might suffer from heavy metal pollution. These results had great significance for identifying soil heavy metal pollution situation of sloping farmland, protecting agroecological environment and ensuring the food security in the water erosion zone of China.

heavy metal pollution; single factor pollution index; Nemerow pollution index; sloping farmland; the water erosion zone of China

2016-01-03

：2016-04-13

國家自然科學(xué)基金重點項目(41530858);國家自然科學(xué)基金創(chuàng)新研究群體項目(41621061)

馬芊紅(1991—),女,河北保定人,碩士研究生,主要從事水文與水資源研究。E-mail:maqianhong@mail.bnu.edu.cn

張光輝(1969—),男,甘肅靜寧人,博士,教授,主要從事水土保持與土壤侵蝕研究。E-mail:ghzhang@bnu.edu.cn

X825

：A

：1005-3409(2017)02-0112-07