1. 引言
自20世纪70年代以来，土壤污染问题一直是多学科研究的活跃领域，且大多的研究集中在工业、生活废水、固体废物、农药化肥和大气降尘等物质的输入对土壤质量的影响，以及重金属在土壤中的积累效应和治理方法等方面[1] 。在黄土高原地区对于土壤重金属的污染研究主要集中在果园方面，如据梁俊等[2] 的研究结果表明陕西省白水无公害苹果生产示范区4项大气污染物、6项土壤重金属含量和6项灌溉水(井水和水库水)污染物均在国家颁布的无公害苹果环境质量指标范围内，该示范区存在潜在污染可能；张林森等[3] 对陕西省8个县86个苹果园土壤样品中砷、铅、汞、铬、镉和铜含量进行了测定，土壤中重金属含量均没有超过绿色食品产地环境规定的标准，无公害项目示范县老果园土壤重金属积累不明显，但砷和铬的含量较高，是今后监控的重点对象。同时，针对果园土壤和典型农业土壤的重金属污染也取得了一定的进展，如朱美玲等[4] 对洛川不同土地利用方式的土壤重金属污染进行分析研究表明不同利用方式下的土壤重金属污染及分布特征有明显区别；李丽霞等[5] 对黄土高原沟壑区6-36a苹果苹果园土壤重金属含量状况的研究发现，该区苹果园的高投入种植管理模式，能够影响重金属在土壤中的迁移与富集，使土壤重金属含量发生明显变化。而针对黄土高原坡耕地土壤重金属的分布特征研究较少。
对于重金属污染的研究评价，多集中于梯田[6] 、稻田[6] [7] 、湿地[8] [9] 、矿区[10] 、城区[11] 等方面；且针对旱地土壤重金属污染的评价仅局限于土壤质量标准及绿色食品产地环境规定的标准等方面[2] [3] ；缺乏从生态风险或潜在生态风险评价方面的内容。评价方法多集中在单项污染指数法与综合污染指数法[2] [3] 、TCLP (Toxicity Characteristic Leaching Procedure)法[12] 、内梅罗综合指数法[13] 等方法。本文拟从沉积学角度[14] ，采用应用比较广泛和先进的Håkanson的潜在生态评价指数法，根据重金属的毒性系数和元素各类，结合当地黄绵土背景值对黄土高原残塬沟壑区坡耕地土壤重金属污染与潜在的生态风险进行评价。
2. 材料与方法
2.1. 研究区基本概况
研究区位于黄土高原南部、淳化县境内的泥河沟流域，总土地面积9.48 km2。区内气候属暖温带半湿润气候。年平均气温9.8℃，一月均温−4.3℃，七月均温23.1℃，无霜期183天，初霜10月中旬，终霜4月中旬，最晚5月22日。≥0℃积温3899.2℃，历时269天，≥10℃积温3281℃，历时173天，太阳年辐射总量120.46 kcal/cm2，全年日照2372.1 h，日照百分率54%，多年平均降水量600.6 mm，7、8、9三个月集中率达50%以上，多形成暴雨。干燥度K值介于1.10~1.38之间。地貌为黄土残塬沟壑类型。流域塬面面积5.61 km2，占59.2%，沟壑面积为3.87 km2，占39.8%，海拔高度712~1193 m，沟壑密度4.71 km/km2。土壤以黄墡土为主，呈灰黄色，肥力低，有机质很少超过0.6%~0.8%，耕性好，经改良生产潜力大。流域地表径流来自暴雨超渗径流，年径流模数2.01万m3/km2左右，地下径流由黄土中潜水层被沟谷切割呈泉水出露，一般距塬面高差约100 m，流量小于10 L/s，干沟常流量约30 L/s。天然植被已残留极少，多分布在沟谷之中，以草本和灌木为主，属森林草原植被类型。
流域隶属3个乡，有7个行政村和1个国营林场。有3361人，劳力1501人，人均耕地0.21 hm2，劳均0.47 hm2。农村经济以种植业和林果业为主，2000年粮食亩产达262.5 kg，人均纯收入3100元，水土流失治理累计面积为8.2 km2，治理度达86.5%，土壤侵蚀模数由4000 t/
2∙年>下降到317 t/
2∙年>。
2.2. 样品采集与分析
在3˚、5˚、8˚、12˚、15˚与25˚等坡度的坡耕地采集耕层(0~20 cm)土壤样品，每个坡度沿坡上、中、下等3部位各设置1个样方，每个样方大小均为1 m × 1 m，在每个样方内进行3次随机取样，将混合样作为样方的样本，而3个样方的混合样作为每个坡度坡耕地的一个最终样。
土壤样品采集后，带回实验室待自然风干后分析。根据《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)及实验室的条件，对所采土样进行了汞(Hg)、砷(As)、铜(Cu)、铬(Cr)、锌(Zn)、镍(Ni)等重金属的检测。分析方法如下：汞(Hg)，硝酸–硫酸–五氧化二钒消解，冷原子吸收法测定；砷(As)，硝酸–盐酸–高氯酸消解，硼氢化钾–硝酸银分光光度法测定；铜(Cu)、锌(Zn)、镍(Ni)，硝酸–盐酸–高氯酸消解，火焰原子吸收分光光度法测定；铬(Cr)硫酸–硝酸–氢氟酸消解，氯化铵液–火焰原子吸收分光光度法测定[15] 。
2.3. 土壤重金属潜在生态风险评价
用Håkanson潜在生态危害指数法[14] 对土壤重金属的潜在危害进行评价。根据潜在生态危害指数法，某一坡地土壤中第
种重金属的潜在生态危害系数(the potential ecological risk factor)
及土壤中多种重金属的综合潜在生态危害指数(the potential ecological risk index)
可分别表示为：
(1)
(2)
(3)
(4)
式中，
为重金属的富集系数；
为重金属
的实测含量；
为计算所需的参比值；
为多种重金属的富集系数，反映重金属的污染程度；
为重金属
的毒性系数，它主要反映重金属的毒性水平和生物对重金属污染的敏感程度。
本文评价指标见表1。对于参比值的选择，各国学者的差别较大，Håkanson提出以现代工业化前沉积物的重金属的最高背景值为参比值[14] ，有的采用当地背景值[6] ，本文采用了黄土高原黄绵土土壤元素背景值[16] [17] 作为参比值。
3. 结果与分析
3.1. 坡耕地耕层土壤中重金属的分布特征
对所有坡耕地土壤重金属含量进行统计描述，得到最大值、最小值和算术平均值计算，具体如表2所示。可知，土壤中重金属铜和锌的含量要大于黄绵土土壤元素背景值；而铬、汞、砷和镍的含量要远低于背景值。与土壤环境质量标准(GB15618-1995)相比，耕层土壤中铜的含量仅能达到三级标准，且已远大于使作物减产10%的临界浓度值(100 mg/kg)[18] [19] ；其他重金属元素汞、砷、铬、镍和锌在耕层土壤中的含量均达到一级标准。由不同坡耕地重金属含量的变异系数，可知坡耕地重金属元素分布和污染程度的差异[20] ；由表2表明，土壤中所有重金属的变异系数均大于1，Cu与As变异系数小于6、Cr与Zn变异系数小于9，而Hg的变异系数为10.8，Ni的变异系数最大为31.1；这说明不同坡度坡耕地表层土壤中重金属含量均存在很大的差异，其中，Cu与As的分布相对较为均匀，Ni的分布差异最大。6个坡度各重金属含量平均值与黄绵土背景值的平均值进行单样本T检验，在95%水平上检验差异显著性，所有重金属单样本T检验的显著性水平不仅小于0.05，且都小于0.01，故黄土高原残塬沟壑区坡耕地土壤重金属平均值与黄绵土背景值的差异性有统计意义。
由图1可知，坡耕地中汞与锌的含量随坡度的增大而呈缓慢增长的趋势，这可能是二者在石灰性土壤中的环境容量较大，而且随坡度的增大人为因素的干扰少等原因造成的；铬的含量在3˚~15˚间呈增大趋势，在15˚时最大，在25˚时变小仍大于3˚~12˚时的含量；坡耕地土壤中砷含量在8˚时最低，在12˚突然增大后变化平缓；镍含量在12˚时突然降至最低并随着坡度的增大而突然增大；铜含量在12˚时最高，随后突然降低且变化平缓。这可能与小流域内试验样点的随机布设有关，导致重金属在表层土壤中随坡度的变化规律较为复杂；也可能受到附近果园农药的大量使用的影响[19] 。
3.2. 重金属相关性分析
对各坡度坡耕地的重金属元素进行相关分析，分析结果如表3。可知，Hg和Cu有显著的负相关性；同时，由图1和表2中可以看出Hg和Cu在坡耕地的平均含量差异较大，且其随坡度的变化特征并不一致，这可能与成土母质、人类干扰强度有关，也可能与农药在农田的使用及坡耕地与果园相邻与否有关。
Table 1. Toxicity coefficients of heavy metals and consult values
表1. 重金属毒性系数及参比值
Figure 1. Change of the contents of heavy metals in different slope farmland
图1. 不同坡度坡耕地土壤重金属含量的变化
已有研究表明，重金属的活性、生态毒性、环境迁移行为等特性不但受到土壤pH值、有机质、机械组成与离子交换量等理化性质的影响[21] ，且成土母质、污染源(如施肥、农药等)、耕作制度和区域环境的变化也对重金属的含量和迁移分布规律产生影响[22] ，同时重金属之间存在的拮抗作用和协同作用也会对重金属的特性产生影响[23] 。由于坡地随水土流失的原因，养分供应不足，导致大量化肥的施用，特别是磷肥的过量施用导致磷肥中含有的Hg、As、Cu、Cr等重金属进入土壤，致使土壤中重金属含量偏高[24] ；另外，农药在农田的使用也可能导致重金属的输入和积累，如波尔多液的使用会导致土壤中Cu的累积[25] 。
3.3. 潜在生态危害评价分析
利用Håkanson潜在生态危害指数法及公式(1)~(4)对上述坡耕地重金属的潜在生态危害进行评价，结果如表4所示。可知，该研究区
(多种重金属的富集系数)均大于背景值(6.00)，这说明该区坡耕地存在一定的生态危害程度。其中5˚坡耕地的富集系数最高(12.87)，而15˚坡耕地的最低(11.61)，总体呈随坡度的增大而富集系数降低的趋势。
根据Håkanson的生态危害划分等级
，该研究区的潜在生态危害系数表明(表4)，6个坡度的坡耕地中，Cu潜在生态危害系数最高(平均55.612)，达到了中度危害，当坡度为5˚时其生态危害系数最高(59.146)，但仍为中度危害，应注意Cu的污染状况。其他重金属的潜在生态危害系数数值都很小且均小于1。其中，As的潜在生态危害系数最小且基本相当(平均0.012)，当坡度为8˚时最小(0.010)，其他坡度均为0.012；Cr的潜在生态危害系数平均为0.048，在25˚时最大(0.056)，呈现随坡度增大而增大的趋势；Hg的潜在生态危害系数平均为0.283，在12˚时最大(0.313)，呈先增大后减小的趋势；Ni的潜在生态危害系数平均为0.235，在5˚时最大(0.309)；Zn的潜在生态危害系数平均为0.969，在12˚时最大(1.085)，呈不规律变化。
根据Håkanson的生态危害划分等级
，该研究区的潜在生态危害指数均为轻微生态危害，且均小于背景值的生态危害指数(63.00)，所有坡耕地的危害指数均5˚坡耕地的危害指数最高(60.71)，最小的为12˚坡耕地(54.52)。总体呈现为5˚后随坡度的增大而减小的趋势。
综合潜在生态危害系数和指数来看，该研究区的潜在生态危害主要贡献因子为Cu，次之为Zn。虽
Table 2. The distribution of heavy metals in top soil of farmland (mg/kg)
表2. 坡耕地表层土壤中重金属的分布(mg/kg)
注：*，表示符号“/”前面的数值为农田标准，后面的数值为果园标准，“-”为缺失。
Table 3. Correlation analysis between elements
表3. 重金属相关性
**P < 0.01。
Table 4. The potential ecological risk factor and index
表4. 潜在生态危害系数与危害指数
然Cu和Zn是生物必需的营养元素，但当其含量超过土壤环境容量时仍会对环境产生污染与危害，应注意其危害。
已有的评价等级划分均建立在底泥[14] 或针对水成土壤(水稻土) [6] 、湿地[8] 、矿区土壤[10] [12] 上，对旱作土壤的生态危害评价是否适用，仍需要大量的数据进行验证和进一步的深入研究。
4. 结论
1) 与黄绵土表土土壤元素背景值算术平均值相比，6个坡耕地的铜和锌的含量要大于黄绵土土壤元素背景值，铬、汞、砷和镍的含量要远低于背景值；与土壤环境质量标准(GB15618-1995)相比，耕层土壤中铜的含量仅能达到三级标准，且已远大于使作物减产10%的临界浓度值(100 mg/kg)；其他重金属元素汞、砷、铬、镍和锌在耕层土壤中的含量均达到一级标准。
2) 不同坡度坡耕地重金属的变化中，汞与锌的含量随坡度的增大而呈缓慢增长的趋势，其他元素变化相对较为复杂且不规律。
3) 对重金属元素之间进行相关性分析，Hg和Cu有显著的负相关性，其他重金属之间不存在显著相关性。
4) 由潜在生态危害指数法可知，该研究区
(多种重金属的富集系数)均大于背景值(6.00)，这说明该区坡耕地存在一定的生态危害程度；6个坡度的坡耕地的潜在生态危害系数中，Cu潜在生态危害系数最高(平均55.612)并达到了中度危害，而其他重金属的潜在生态危害系数数值都很小且均小于1，应注意Cu的污染状况；其潜在生态危害指数均为轻微生态危害；潜在生态危害主要贡献因子为Cu，次之为Zn。
5) 针对旱地土壤重金属污染的潜在生态危害等级划分需要进一步的研究。
基金项目
本研究得到十二五农村领域国家科技计划课题(2012BAD04B02-3)资助。
NOTES
*第一作者。
#通讯作者。