土壤重金属污染^[1]是指由于人类活动将重金属带入土壤中，致使土壤重金属含量明显高于其自然背景值，并造成生态破坏和环境质量恶化的现象。重金属污染物^[1]主要是指Hg、Cd、Pb、Cr、Cu，Ne、Co、Sn以及类金属As等，重金属在土壤中不易随水淋溶，不能被微生物分解，具有明显的生物富集作用，且主要通过对农作物产量和品质的影响来表现危害，因此具有较长潜伏期。我国的农作物种植深受其害，特别是一些重金属元素Pb、Hg、Cr造成的危害极大。陆泗进等^[2]测定了会泽某铅锌矿周边农田土壤中Cd、As、Pb、Cr、Cu、Zn、Ni的含量，利用地积累指数法和潜在生态指数法对该地区的土壤环境质量进行了评价，同时采用健康风险评价法初步评估了健康风险。范拴喜^[3]对宝鸡市长青镇冶炼厂周边居住区土壤重金属（Pb、Zn、Cd、Cr）的含量进行了测定分析，研究区域13个采样点表层土壤中重金属元素Pb、Zn、Cd和Cr的质量浓度分别为52.43~96.42、82.54~151.32、0.065~0.309和59.26~104.13 mg/kg，平均值分别为67.55、107.20、0.120和75.23 mg/kg。这些质量浓度值均高于陕西和中国的背景值，说明土壤受到了不同程度的污染。如何有效地控制及治理土壤重金属的污染、改良土壤质量，成为生态环境保护工作中的一项重要内容^[4]。

近年来，土壤重金属污染成为业内的一个研究热点。刘瑞雪等^[5]以湘潭县农田土壤为研究对象，运用潜在生态指数法分析了土壤重金属污染风险，结果表明Cd和Hg累积程度较高。邱海源^[6]研究分析了厦门市翔安区土壤重金属含量及分布特征。黄玉溢等^[7]采集桂西地区水稻主产区稻田50个0~20 cm耕层土壤样品，分析其重金属镉、铅、砷含量。肖武等^[8]认为巢湖流域农田土壤重金属污染以Cd、Hg污染为主，2种元素均来源于人为因素，但具体污染源存在差别。

黄河三角洲滨海滩涂湿地作为环渤海滨海湿地的重要组成部分^[9]，是渤海湾与莱州湾近岸海水水质净化的潜在天然场所^[10-11]。同时，其作为黄河三角洲湿地最主要的一类天然湿地，为东北亚内陆和环西太平洋鸟类迁徙提供了重要的中转站和越冬栖息地，对于全球生物多样性保护具有重要意义^[12]。黄河三角洲湿地是目前世界上土地面积自然增长最快的地区之一，是中国暖温带保存最完整、最广阔、最年轻的湿地生态系统，其无论是在中国经济发展上还是在环境建设上均具有重要地位^[12]。虽然滨海湿地通过物理、化学和生物作用过程可以对重金属等有毒污染物进行吸收、固定和转化，但当湿地沉积环境遭受严重的污染并超过其承受能力的限度，重金属将从悬浮物或沉积物中重新释放，形成二次污染，甚至会通过食物链威胁人类的生存^[13-15]。随着黄河三角洲农业生产的快速发展，农用薄膜、化肥和农药的使用量逐年增加，由此造成的农业土壤重金属污染的例子屡见不鲜。在黄河三角洲环境日益严峻的形势下，为服务土壤修复或治理而进行的土壤重金属环境调查尤为重要^[16]。

1.   研究区概况

研究区位于山东省东营市黄河三角洲地区，其作为海洋、河流和陆地的交汇地带，土壤盐渍化严重、生态本底极其脆弱。其属于暖温带大陆性季风气候，地势沿黄河走向自西南向东北倾斜，黄河穿境而过，基本气候特征为冬寒夏热，四季分明。年平均气温12.8℃，年平均降水量555.9 mm，且降水主要集中在夏季，占全年降水量的65%，降水量年际变化大，易形成旱涝灾害。研究区土壤类型主要为沿海滩涂、盐碱地、旱地、水浇地，主要农作物为水稻、小麦、玉米、棉花、高粱等。

2.   材料与方法

2.1   样品采集与处理

本研究采样区域以山东省东营市近代黄河三角洲为代表性研究区域，即以垦利宁海为顶点，北起套尔河口，南至支脉沟口的扇形地带（37°31.807′~38°07.664′ N，118°15.858′~119°13.384′ E），地跨东营市河口区、垦利区和利津县，面积约5400 km²，其中5200 km²在东营市境内。样品总体分布均匀（图1），布样时兼顾样点的代表性和典型性，确保每类土地均有样品覆盖，共布设样品点22个，其中水浇地8个、旱地5个、盐碱地5个以及沿海滩涂4个。2020年6月，依据研究区内的布设点位，对0~20 cm土壤表层进行采样工作。利用梅花取样法采集5个子样（子样之间间隔约20 m），形成1个混合样。利用四分法获取重量大于1 kg的土壤样品装入样袋。样品经自然风干后剔除根系及杂质，过100目筛后送往实验室进行下一步的分析。

图  1  研究区地理位置及采样点分布

Figure  1.  Geographical location and distribution of sampling points in the study area

下载: 全尺寸图片 幻灯片

2.2   样品分析

土壤样品使用酸度计测定pH；采用盐酸—硝酸混合液体系经水浴法消解，通过原子荧光光度计（AFS−2202a，北京万拓）对As、Hg含量进行测定；采用盐酸—硝酸混合液经电热板或微波消解仪消解后，再经电感耦合等离子质谱仪（ICP−MS，X Series2，美国热电公司）对Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Cd含量进行测定。在样品测试中，设置重复样和标准物质（国家土壤标准样品GSS−1和GSS−4）进行质量控制，标样回收率为70%~125%，符合质量控制标准。

2.3   污染评价标准

本研究依据《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）（以下简称“标准GB 15618—2018”）对Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn等8种重金属进行研究。针对土地重点问题，利用内梅罗综合污染指数法和潜在生态危害指数法评价研究区的重金属污染状况和生态风险，了解并掌握研究区内重金属污染的现状，且对区域内不同土地类型的土壤重金属特征进行分析比较，查明不同土地类型现状。

在标准GB 15618—2018中对不同pH值农用地土壤重金属污染风险管控值^[17]给出了标准，本研究根据风险筛选值和风险管控值对土壤重金属做出评价，其标准见表1。由于标准GB 15618—2018对风险筛选值列出了8种元素，对风险管控值列出5种元素，因此，本研究针对给出风险管控值的5种重金属元素进行了单项污染风险评价。

表  1  土壤重金属单项污染风险评价标准

Table  1.  Risk assessment standards for soil single heavy metal pollution

风险等级	单项重金属含量（X）	风险等级特征
①	X≤风险筛选值	污染风险低，一般情况下可忽略
②	风险筛选值＜X≤风险管控值	可能存在土壤污染风险
③	X＞风险管控值	土壤污染风险高

下载: 导出CSV 

| 显示表格

2.4   评价方法

2.4.1   内梅罗综合污染指数法

内梅罗综合指数法（nemerow index）是归纳了单因子污染指数平均值和最大值的综合污染评价方法^[18]，是一种对土壤重金属污染评价的传统指数评价法^[19]。具体计算公式如下：

式（1）中：P表示内梅罗综合指数；C_i表示土壤中第i种金属的实测值；S_i表示标准GB 15618—2018中农用地土壤污染风险筛选值；$\dfrac{{{C}}_{{i}}}{{{S}}_{{i}}}$表示单因子污染指数；${\left(\dfrac{{{C}}_{{i}}}{{{S}}_{{i}}}\right)}_{\mathrm{m}\mathrm{a}\mathrm{x}}$表示i种金属中单因子污染指数的最大值。综合污染指数等级划分标准见表2。

表  2  污染指数等级划分标准

Table  2.  Pollution index classification standards

污染指数	污染等级
P≤0.7	安全（清洁）
0.7＜P≤1.0	警戒线（尚清洁）
1.0＜P≤2.0	污染轻度
2.0＜P≤3.0	污染中度
P＞3.0	污染重度

下载: 导出CSV 

| 显示表格

2.4.2   潜在生态危害指数法

潜在生态危害指数法（the potential ecological risk index）是1980年Hakanson提出的一种评价重金属潜在生态危害的方法^[18]，许多专家将其用于土壤重金属污染的评价^[18]。计算公式如下：

式（2）和式（3）中：${{E}}_{\text{r}}^{{i}}$表示重金属元素i的潜在生态危害指数；${{T}}_{\text{r}}^{{i}}$表示重金属i的毒性响应系数（元素Hg、Cd、As、Pb、Cu、Cr、Zn的毒性响应系数分别为40、30、10、5、5、2、1）^[20]；${{C}}^{{i}}$表示重金属i的实测值；${{C}}_{{n}}^{{i}}$表示重金属i的评价参考值，本研究采用山东省土壤元素背景值^[21]；I_R表示多种重金属综合潜在生态危害指数。本研究只对评价方法中给出毒性响应系数的7种元素进行评价，重金属潜在生态危害指数分级标准见表3。

表  3  重金属潜在生态风险指数分级标准

Table  3.  Grading standards of the heavy metal potential ecological risk index

${E}_{{\rm{r}}}^{i}$	单个污染物潜在生态风险程度	$I_R$	综合潜在生态风险程度
${E}_{{\rm{r}}}^{i}$＜40	轻	$I_R$＜150	轻
40≤${E}_{{\rm{r}}}^{i}$＜80	中	150≤$I_R$＜300	中
80≤${E}_{{\rm{r}}}^{i}$＜160	强	300≤$I_R$＜600	强
160≤${E}_{{\rm{r}}}^{i}$＜320	很强	600≤$I_R$＜1 200	很强
${E}_{{\rm{r}}}^{i}$＞320	极强	$I_R$＞1 200	极强

下载: 导出CSV 

| 显示表格

2.5   数据处理

描述性统计分析利用Excel 2016和SPSS 22.0软件完成，用MAP GIS 6.7进行制图。

3.   结果与分析

3.1   土壤重金属含量特征

研究区土壤pH值的范围为8.03~8.88，平均值为8.33，整体属于碱性土壤。在8种土壤重金属元素中，As、Cr、Ni、Zn、Cd含量高于山东省土壤元素背景值，Hg、Pb、Cu含量低于山东省土壤元素背景值（表4）。元素As平均含量为山东省背景值的1.2倍，在研究区表现出了富集现象。

表  4  研究区土壤重金属含量特征

Table  4.  Characteristics of soil heavy metal contents in the study area

项目	最小值/（mg·kg−1）	最大值/（mg·kg−1）	算数平均值/（mg·kg−1）	标准差	变异系数	山东省背景值/（mg·kg−1）	偏度	峰度	超标率/%
As	7.50	16.30	10.53	1.93	0.18	8.60	1.14	2.54	81.82
Hg	0.01	0.04	0.02	0.01	0.50	0.03	1.33	1.30	4.55
Cr	54.00	84.00	63.73	6.61	0.10	62.00	1.33	3.28	54.55
Pb	16.00	50.00	20.50	7.09	0.34	23.60	3.77	15.65	86.36
Ni	24.00	39.00	30.05	3.54	0.12	27.10	0.46	0.94	27.27
Cu	16.20	29.20	21.11	3.06	0.14	22.60	0.56	1.07	50.00
Zn	52.00	132.00	67.68	16.34	0.24	63.30	3.13	11.95	54.55
Cd	0.10	0.25	0.14	0.04	0.24	0.13	1.51	2.74	9.09
pH	8.03	8.88	8.33	0.20	0.24	—	—	—	—

下载: 导出CSV 

| 显示表格

重金属元素变异程度表现为Hg＞Pb＞Cd＞Zn＞As＞Cu＞Ni＞Cr（实际计算值Zn的变异系数为0.236，Cd的变异系数为0.241），均为中等变异。其中，元素Hg的变异系数为最高，表明研究区表层土壤受外界影响较大；元素Cr的变异系数最小，表明Cr相对于其他元素受外界干扰偏小。

3.2   土壤重金属单项污染风险评价

对研究区内对Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn 8种元素进行单项污染风险评价，结果显示在22件样品中，100%的样品污染风险处于①级水平，重金属含量小于等于风险筛选值，表明土壤污染风险低。所有样品重金属含量低于风险管制值，污染程度均在①级。

3.3   土壤重金属综合污染风险评价

研究区重金属综合污染风险评价的结果显示（表5），100%的土壤样品综合污染指数在警戒线以下，无轻度污染和中度污染样品，4种土地类型样品均在安全线以内。总体来说，研究区农用地土壤重金属污染风险程度较低。

表  5  不同土地类型重金属综合污染风险

Table  5.  Comprehensive pollution risks of heavy metals in various land types

污染等级	滩涂			水浇地			旱地			盐碱地			总计
	样品数	占比/%		样品数	占比/%		样品数	占比/%		样品数	占比/%		样品数	占比/%
安全	4	100		8	100		5	100		5	100		22	100
警戒线	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0
轻度污染	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0
中度污染	0	0		0	0		0	0		0	0		1	0
重度污染	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0

下载: 导出CSV 

| 显示表格

3.4   土壤重金属潜在生态风险评价

本研究用潜在生态危害指数法来评价重金属的污染程度，结果如图2所示。土壤样品中8种重金属潜在风险指数由高到低依次为Cd、Hg、As、Ni、Cu、Pb、Cr、Zn，其中Hg、As、Ni、Cu、Pb、Cr、Zn处于轻微潜在生态风险程度，极少数Hg、Cd样品达到中等潜在生态风险程度。

图  2  土壤重金属潜在生态风险特征

Figure  2.  Potential ecological risk characteristics of soil heavy metals

下载: 全尺寸图片 幻灯片

研究区土地综合潜在生态风险指数如表6所示，研究区内土壤样品以轻微生态风险为主，极少数的Hg、Cr样品达到中等程度。水浇地、旱地、盐碱地和沿海滩涂土地类型潜在生态风险大致相同，均以轻微风险为主。

表  6  不同土地类型重金属潜在生态风险

Table  6.  Potential ecological risks of heavy metals in various land types

生态风险等级	滩涂			水浇地			旱地			盐碱地			总计
	样品数	占比/%		样品数	占比/%		样品数	占比/%		样品数	占比/%		样品数	占比/%
轻微	4	100		8	100		5	100		5	100		22	100
中等	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0
强	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0
很强	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0
极强	0	0		0	0		0	0		0	0		0	0

下载: 导出CSV 

| 显示表格

3.5   土壤重金属元素相关性和主成分分析

在研究区相同的背景下，若能说明重金属元素之间的相关性，证明重金属元素来源可能相同；反之，则证明重金属元素来源不相同^[22]。Pearson的相关性分析结果（表7）说明，Cd与As、Hg、Cr、Ni、Zn、Pb元素之间现出了中等相关（0.50≤r＜0.8），As与Cr、Ni、Cu，Cu与Cd，Zn与Pb之间的相关系数r＞0.8，表现出了强相关，表明这几种元素具有相近或者相同的来源。Pb与As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn各元素之间的相关性并不明显，表明其来源并不相同。

表  7  土壤中8种重金属相关性分析

Table  7.  Correlation analysis among 8 heavy metals in soil

重金属元素	As	Hg	Cr	Ni	Cu	Zn	Cd	Pb
As	1
Hg	0.69**	1
Cr	0.89**	0.70**	1
Ni	0.88**	0.68**	0.96**	1
Cu	0.87**	0.73**	0.90**	0.95**	1
Zn	0.35	0.48*	0.34	0.36	0.41	1
Cd	0.75**	0.75**	0.71**	0.72**	0.84**	0.63**	1
Pb	0.29	0.38	0.26	0.26	0.29	0.98**	0.55**	1
注：** 在 0.01 级别（双尾），相关性显著；* 在 0.05 级别（双尾），相关性显著。

下载: 导出CSV 

| 显示表格

为了更好地查清重金属来源，采用主成分分析法（ principal component analysis，PCA）进行再分析。在主成分分析中KMO检验值为0.718，表明结果适合进行主成分分析。

主成分分析共提取出特征值大于1的2个主成分，累计贡献为89.13%，能够反映出8种重金属数据的大部分信息，旋转后的结果如表8所示。主成分1的贡献为68.94%，主要包括Cu、Ni、Cr、Cd、As、Hg共6种重金属；主成分2的贡献度为20.18%，主要为Pb、Zn。分析结果表明，8种重金属的来源大体可以分为2种，该结果与相关性分析的结果较为一致。其中，主成分1是当地土壤环境质量的主要影响因子。

表  8  主成分分析结果及各变量的主成分载荷

Table  8.  Principal component analysis results and principal component loads for each variable

项目	主成分
	1	2
Cu	0.94	−0.24
Ni	0.91	−0.31
Cr	0.91	−0.31
Cd	0.90	0.13
As	0.90	−0.26
Hg	0.83	−0.009
Pb	0.54	0.83
Zn	0.63	0.77
特征值	5.52	1.62
贡献率（%）	68.94	20.18
累计贡献（%）	68.94	89.13

下载: 导出CSV 

| 显示表格

4.   讨论

土壤是一种形态和演化过程都十分复杂的历史自然综合体，其属性的空间分布特征作为评价土壤污染治理、土地管理、现代农业的重要依据^[23]。近年来，有研究表明，由于我国城市化、工业化快速发展，化工行业、金属冶炼加工、矿产开采、畜禽养殖等人类活动成为了土壤污染的主要源头^[24-26]。

研究区土地总体质量状况良好，分析可能有以下2个原因：其一，黄河是一条高悬沙质河流，下游河道由于大量泥沙淤积，成为悬河，几乎无支流汇入，工业排污也不易进入黄河，所以虽然上中游工矿企业排污量较大，但由于河中悬浮物较多，大部分重金属就近沉积在河床，能随河流达到河口的重金属较少^[27]；其二，从土地利用情况来看，由于东营人口数量相对较少，耕地面积较少，未利用土地面积较大。2009年国家正式批复的《黄河三角洲高效生态经济区发展规划》将黄河三角洲地区的发展上升为国家战略，提出“生态高效”的增长模式，促进了资源型城市向复合服务型城市转型，而且东营政府积极推进土地利用政策调整，鼓励退耕还林、还草，并且加大了对环境治理和修复的力度，使土地利用与生态环境的交互耦合关系向着良好的方向发展^[28]。

研究区不同类型土地其重金属污染程度和生态风险差别不明显。在研究区内4种土地类型中，盐碱地含有大量的对植物生长有害的化合物，致使大部分植物生长受到抑制，甚至不能生长，造成当地的土地使用率低，水浇地、旱地和滩涂分布较散且周围被盐碱地包围，淡水资源短缺^[29]，不适应耕种，从而降低了人为因素带来的影响。As元素在研究区内存在明显的富集，但由于其毒性系数偏低，潜在生态风险指数较其他元素不够明显突出，土地综合潜在风险偏高很大程度上是由于Cd、Hg引起的。大部分学者认为，施有机肥、农药、工业生产、交通运输、大气沉降、污水灌溉等是土地Cd、Hg的污染来源^[30-32]。

5.   结论

研究区土壤pH平均为8.33，为碱性，重金属元素As、Cr、Cd、Zn和Ni存在富集现象，平均值分别为山东省土壤元素背景值的1.22倍、1.03倍、1.06倍、1.07倍和1.11倍，Hg、Pb和Cu平均值低于山东省背景值，分别为背景值的0.65倍、0.87倍和0.93倍。数据表明，研究区土地总体质量状况良好，综合污染程度处于轻微污染状态，潜在生态风险程度较低，土壤重金属污染风险程度低，且不同类型土地其重金属污染程度和生态风险差别不明显。

研究区土地表层土壤中的8种重金属元素的平均含量排序为Zn＞Cr＞Ni＞Cu＞Pb＞As＞Cd＞Hg。从主成分分析看，Cu、Ni、Cr、Cd、As、Hg为同一污染源，Pb、Zn为同一污染源。

研究区样品数据经相关性和主成分分析显示，Cd、Hg的来源相同，变异系数低，各土地类型的重金属元素富集程度水浇地＞盐碱地＞旱地＞滩涂。由于东营近海海域^[33]是我国重要的渔业作业区和养殖区，是多种海洋生物的产卵场、索饵场和传统渔场，有东营港、广利港等港口，并且化工企业也相对集中，该地区Cd、Hg的污染来源最可能是其港口码头的船舶电镀和防护、海水蒸发。

建议当地加大对重金属Cd和Hg的关注，加强管控外来污染物，同时注意黄河三角洲石油开采、水产养殖等带来的重金属富集的影响。除此之外，因该区受海水作用强烈，与土壤盐渍化相关的金属元素如Na、Ca、Mg等也不容忽视^[34]，积极采取合理的防范措施。