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自然资源学报 >

2021 , Vol. 36 >Issue 12: 3261 - 3270

DOI: https://doi.org/10.31497/zrzyxb.20211218

其他研究论文

皖江经济带土壤Cd空间分布特征与生态风险评价

  • 周葆华 , 1 ,
  • 胡睿鑫 1 ,
  • 赵宽 , 1 ,
  • 万昕 1 ,
  • 汪瑜 1 ,
  • 梁玉辉 2 ,
  • 汤金来 2
展开
  • 1. 安庆师范大学资源环境学院,皖江流域水环境保护与污染控制安徽省教育厅重点实验室,安庆 246133
  • 2. 安徽省地质调查院,合肥 230001
赵宽（1986- ）,男,安徽池州人,博士,副教授,研究方向为环境生态毒理学。E-mail:

周葆华（1963- ）,女,安徽安庆人,教授,研究方向为生态环境调查与风险评估。E-mail:

收稿日期: 2020-08-16

  修回日期: 2020-11-25

  网络出版日期: 2022-02-28

基金资助

安徽省科技重大专项项目(17030701057)

安徽省自然科学基金项目(1908085QD149)

安徽省高等学校自然科学研究重点项目(KJ2018A0374)

版权

版权所有，未经授权，不得转载、摘编本刊文章，不得使用本刊的版式设计。
收起

Spatial distribution characteristic of Cd in soils and its ecological risk assessment in the economic belt of Yangtze River in Anhui

  • ZHOU Bao-hua , 1 ,
  • HU Rui-xin 1 ,
  • ZHAO Kuan , 1 ,
  • WAN Xin 1 ,
  • WANG Yu 1 ,
  • LIANG Yu-hui 2 ,
  • TANG Jin-lai 2
Expand
  • 1. School of Resource and Environment, Key Laboratory of Aqueous Environment Protection and Pollution Control of Yangtze River in Anhui of Anhui Provincial Education Department, Anqing Normal University, Anqing 246133, Anhui, China
  • 2. Anhui Institute of Geological Survey, Hefei 230001, China

Received date: 2020-08-16

  Revised date: 2020-11-25

  Online published: 2022-02-28

Copyright

Copyright reserved © 2021.
Fold

摘要

选取2.5 km×2.5 km网格布点法,在皖江经济带A、B、C三地分别采集土壤样品35个、34个、106个,利用ICP-AES分析测定Cd含量特征,运用单项污染指数法、地累积指数法和潜在生态风险指数法对三地土壤Cd污染状况进行生态风险评价。结果表明：（1）A、B、C三地土壤的Cd含量的算术平均值分别为0.40 mg∙kg -1、0.66 mg∙kg -1、0.84 mg∙kg -1,均高于江淮流域Cd含量土壤背景值;（2）三地土壤pH在5.06~7.58之间,整体上处于酸性和弱碱性之间,pH小于7.0的样品167个,占比95.43%;（3）研究区三个地块土壤Cd污染特征存在明显的空间分异,低污染区在空间上呈带状分布,高污染区在空间上呈岛状分布,污染区分布面积C地>B地>A地。（4）三地土壤环境均受重金属Cd污染的影响,存在生态安全风险,风险大小为C地>B地>A地,风险程度均为潜在生态风险高于地累积生态风险高于单项污染生态风险。本区域土壤农业安全利用需要加以重视并进行分类管控。

关键词： 土壤Cd; 空间分布; 风险评价; 皖江经济带

本文引用格式

周葆华 , 胡睿鑫 , 赵宽 , 万昕 , 汪瑜 , 梁玉辉 , 汤金来 . 皖江经济带土壤Cd空间分布特征与生态风险评价[J]. 自然资源学报, 2021 , 36(12) : 3261 -3270 . DOI: 10.31497/zrzyxb.20211218

Abstract

The numbers of 35, 34 and 106 of soil samples in the economic belt of the Yangtze River in Anhui were collected at A, B and C sampling sites by the grid points of 2.5 km× 2.5 km, respectively, the Cd content was measured by ICP-AES, and single factor pollution index, geoaccumulation index and potential ecological risk index were selected to assess the environmental risk of Cd at the three sites. The results showed that: (1) The average values of Cd content were 0.40, 0.66 and 0.84 mg∙kg -1 in soils of A, B and C sites, respectively, which were higher than the background values of Cd content in the soils of Yangtze-Huaihe river basin of Anhui. (2) The pH values of soils at the three sites were 5.06-7.58, which was between acidic and weakly alkaline. The number of samples with pH less than 7.0 was 167, accounting for 95.43% of the total number. (3) The low pollution area is distributed as a ribbon in space, while the high pollution area is distributed as an island in space of the three sites; different soil types have different pollution characteristics of Cd. (4) The assessment results were identical and presented as follows: site C > site B > site A by the single factor pollution index, the geoaccumulation index and the potential ecological risk index. In conclusion, we should focus on the safe utilization of soils and give targeted guidance to the study regions.

Key words： soil cadmium; spatial distribution; risk assessment; economic belt of Yangtze River in Anhui

镉（Cd）在土壤中具有较强的迁移性和较高的生物累积性,可通过食物链转移,对农作物生产安全和人体健康构成严重威胁,世界各国都将Cd作为土壤优先控制污染物之一[1,2,3]。据研究报道,Cd是我国土壤的主要污染物,超过其他重金属和有机污染物,点位超标率最高达7%[4]。因此,土壤重金属污染和安全利用日益引起各界的重视和关注[5,6,7,8]。当前我国对土壤重金属污染的研究分散在不同区域[9,10,11],皖江经济带地区的土壤重金属研究主要集中在小尺度的单个城市[12,13],对粮食生产区耕地土壤重金属研究更少[14,15,16,17],不能全面了解本区域耕地土壤Cd污染的“家底”,不利于全面掌握区域耕地污染风险。
皖江经济带农业资源条件优越,是我国长三角地区水稻、小麦、玉米等粮食作物重要产区和国家商品粮生产基地,耕地土壤重金属Cd污染将严重威胁农田生态系统安全和居民健康。为此,本文以此区域耕地土壤Cd污染为研究对象,在充分调查的基础上,通过耕地样点重金属Cd实测数据,采用多元评价法评估其耕地土壤Cd污染的风险特征和空间分布,探讨Cd污染耕地土壤的风险因素和来源,为其耕地土壤风险防控提供科学支撑。

1 研究方法与数据来源

1.1 研究区概况

研究区位于皖江经济带有色金属铜矿等矿产集中开采区,由于历史上矿山开采和选冶,排放的废水、废气和废渣污染了矿区周围土地生态系统,对人体健康构成了潜在危害。在进行皖江经济带土壤环境质量初查的基础上（采用7 km×7 km网格布点）,筛选出土壤重金属高背景的A地、B地和C地作为主要研究区（图1）。三地都位于安徽省长江经济带,C地矿藏规模大,矿点多,集铜矿开采与冶炼为一体;A地和B地矿藏规模较小且集中,仅有铜矿开采。三地地貌类型均以丘陵和平原为主,属于亚热带湿润季风气候,多年平均气温为14.5~16.6 ℃,多年平均降水量为1300~1500 mm,A地有月形河,B地有独山河,C地有红星河、新桥河、顺安河等河流,分别由南北向中部汇入长江。采样点土地类型均为耕地,土壤以红壤、水稻土、石灰岩土等为主,其中A地在皖江北岸,B地和C地在皖江南岸。
图1 研究区地貌类型与土壤采样范围、点位分布

Fig. 1 Geomorphic types and the sampling scope and point distribution in the study area

1.2 土壤样品采集

依据土壤环境监测技术规范（HJ/T 166-2004）,选取2.5 km×2.5 km网格采样布点和相应采样方法,利用佳明GPS62现场定位和标号,分别在A、B和C三地布设35个、34个和106个农田土壤样品采样点（图1）。每个采样点从20 m×20 m的正方形4个顶点和中心点共5个点采集0~20 cm表层土壤样品,将5个点土壤均匀混合后作为1个混合土样,用四分法取500 g土壤作为混合样品装入聚乙烯塑料袋密封备用。土样带回实验室后,经自然风干,去除其中的石块、残根等杂质,研磨后过100目尼龙网土壤筛,用四分法取500 g土壤作为混合样品装入聚乙烯塑料袋密封备用。

1.3 土壤重金属含量及形态的测定

准确称取0.1000 g上述风干、过筛后的土样,在聚四氟乙烯锅内用三酸（HNO3-HClO4-HF）高温消解后,利用电感耦合等离子发射光谱仪（Thermo Fisher Scientific ICAP6300）测定土壤样品中的镉（Cd）元素全量。同时,运用土壤标准物质GSS-5（北京万佳首化生物科技有限公司）进行加标回收,结果表明Cd的回收率为97.90%~105.11%。每个土样重复测定3次。
Cd的化学形态分析采用Tessier五步连续提取法。准确称取0.1000 g土样,依次加入1 mol∙L-1 MgCl2溶液（pH为7.0）、1 mol∙L-1 NaOAC溶液（用HAC调节pH为5.0）、0.04 mol∙L-1 NH2OH·HCl溶液（含25%乙酸溶液）和0.02 mol∙L-1 HNO3溶液和5 mL 30% H2O2溶液提取可交换态（EXC）、碳酸盐结合态（CARB）、铁锰氧化物结合态（RED）、有机结合态（OM）Cd分析液,再取离心后的残渣用HNO3-HClO4-HF高氯酸溶液经微波消解制备重金属残渣态（RES）Cd分析液,利用电感耦合等离子发射光谱仪（Thermo Fisher Scientific ICAP6300）测定Cd的五种形态含量。

1.4 土壤重金属污染风险评价

1.4.1 单项污染指数法
单项污染指数法主要运用于受单一污染物影响的区域或者某单个污染物污染严重的区域,能直观、快速地反映单个污染物污染程度和超标情况,评价模型[18]如式（1）：
P = C i C S
式中：P为土壤Cd污染指数; C i 为Cd全量的实测值（mg∙kg-1）;Cs为《土壤环境质量农用地污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）中重金属Cd农用地土壤污染风险筛选值（mg∙kg-1）。风险分级标准[18]为：当P≤1时,无污染;1<P≤2时,轻度污染;2<P≤3时,中度污染;P>3时,重度污染。
1.4.2 地累积指数法
地累积指数法是综合考虑受人为污染和地球化学背景共同影响,判别污染土壤生态风险程度的一种评价方法,其评价模型[19]如式（2）所示：
I geo = lo g 2 C i k Cd × B
式中：Igeo为Cd的地累积指数;B是Cd含量在土壤中的地球化学背景值,本文取安徽省江淮流域土壤元素Cd的背景值,即B=0.104 mg∙kg-1;kCd为背景值变动系数,kCd=1.5。污染程度分级标准[19]为：当Igeo ≤ 0时,无污染;当0 < Igeo ≤ 1时,轻度污染;当1<Igeo≤2时,偏中度污染;当2<Igeo≤3时,中度污染;当3<Igeo≤4时,偏重污染;当4<Igeo≤5,重污染;当Igeo>5时,严重污染。
1.4.3 潜在生态风险指数法
Hankson潜在生态风险指数法（The Potential Ecological Risk Index）将重金属的含量、生态学效应和环境毒理学效应等联系在一起,可系统、全面地评价土壤重金属污染状况。单个污染因子潜在生态风险指数 E r i 的评价模型[20]为式（3）：
E r i = T r i × C f i = T r i × C n i B n i
式中： E r i 为某区域Cd的潜在生态风险系数; T r i 为 Cd 的毒性响应系数 , T r i = 30 ; C f i 为某区域Cd的污染系数; C n i 为某区域Cd含量的实测值（mg∙kg-1）; B n i 为Cd元素的参比值（mg∙kg-1）,本文采用的是安徽省江淮流域土壤背景值,即 B n i =0.104 mg∙kg-1。生态风险指数分级标准[20]为：当 E r i <40时,低生态风险;当40≤ E r i <80时,中等生态风险;当80≤ E r i <160时,中高等生态风险;当160≤ E r i <320时,高等生态风险;当 E r i ≥320,极高生态风险。

1.5 数据统计与处理

应用软件Microsoft Excel 2010对监测数据进行统计分析,运用GeoIPAS V 3.2化探专业版软件进行离散数据网格化处理（幂指数加权法）和克里格插值法绘制空间分布图。

2 结果分析

2.1 土壤重金属Cd全量统计特征

据统计学原理,变异系数可反映土壤重金属Cd全量的变化状况,变异系数越大,反映土壤中重金属Cd全量的空间分布越不均匀,若变异系数大于50%,说明土壤存在局地污染可能[6]。研究区A、B、C三地土壤重金属Cd的全量算术平均值分别为0.40 mg∙kg-1、0.66 mg∙kg-1、0.84 mg∙kg-1（表1）,均显著高于我国表层土壤Cd算术平均值0.097 mg∙kg-1,分别是安徽省江淮流域土壤Cd背景值0.104 mg∙kg-1的3.85倍、6.35倍和8.08倍,表明研究区A、B、C三地土壤均受到重金属Cd污染的影响,但污染程度空间差异较大,以C地污染最严重。土壤Cd全量的变异系数均大于50%,其中C地土壤Cd的变异系数大于100%,表明土壤中Cd主要是受局部污染源的影响。
表1 研究区土壤重金属Cd全量的统计特征

Table 1 The statistical characteristics of soil Cd content in the study area

pH 样品数/个 最大值/(mg∙kg-1) 最小值/(mg∙kg-1) 平均值/(mg∙kg-1) 标准差 变异系数/%
A (5.5, 6.5] 20 0.99 0.05 0.35 0.24 68.43
(6.5, 7.5] 15 0.88 0.15 0.46 0.22 47.05
总体情况 5.99~6.98 35 0.99 0.05 0.40 0.23 58.78
B ≤5.5 5 1.52 0.14 0.54 0.56 104.26
(5.5, 6.5] 21 1.25 0.15 0.61 0.31 51.73
(6.5, 7.5] 8 2.06 0.28 0.86 0.54 62.53
总体情况 5.06~7.36 34 2.06 0.14 0.66 0.42 63.43
C ≤5.5 6 2.31 0.35 1.07 0.69 63.92
(5.5, 6.5] 56 6.28 0.10 0.79 0.95 120.16
(6.5, 7.5] 43 3.96 0.19 0.89 0.80 89.73
>7.5 1 0.54 0.54 0.54 0 0
总体情况 5.26~7.58 106 6.28 0.10 0.84 0.87 103.01
研究区A、B、C三地的土壤样品pH依次分别在5.99~6.98、5.06~7.36和5.26~7.58之间,整体上处于酸性和弱碱性之间。在所采集的175个土壤样品中,pH大于7.5的土样1个,位于C地区;pH小于5.5的土样11个;其他土壤样品pH均位于5.5~7.5之间。pH小于7.0的样品167个,占比95.43%,这说明皖江经济带土壤总体偏酸性,土壤Cd的活性较强,对土壤农业安全利用的风险影响较大。

2.2 土壤重金属Cd的空间分布特征

以《土壤环境质量农用地污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）中的pH分级筛选为标准,制作出研究区三地Cd超标倍数空间分布图（图2）。
图2 研究区土壤重金属Cd污染分布

Fig. 2 Contamination distribution map of soil Cd in the study area

图2表明：研究区A、B、C三地中土壤重金属Cd污染程度存在明显的差异,从污染超标倍数来看,C地>B地>A地,从污染区分布的面积来看,C地>B地>A地,表明污染程度的高低和影响范围的大小与矿区开采规模和利用程度密切相关;低污染区在空间上主要沿河流周边呈带状分布,表明历史上有色金属开采造成的河流污染对周边土壤重金属Cd有明显影响;高污染区主要在C地,空间上呈岛状分散分布,表明不同地区重金属Cd具有不同的污染特征,土壤环境背景和环境因素均可能存在区域差异。

2.3 土壤重金属Cd的形态特征

土壤环境受重金属Cd污染产生的生态风险除受土壤重金属全量影响外,更大程度上受其形态特征的影响,客观反映其生态风险并不能单纯地看其全量[7]。不同的形态产生不同的环境行为,直接或间接影响着其环境迁移和生物累积毒性。可交换态重金属Cd与土壤结合较弱,最易被释放,具有很大的迁移性,易被植物吸收,含量越高土壤安全利用风险越大[21]。铁锰氧化物结合态Cd在还原条件下易溶解释放,增大植物累积毒性,增高土壤利用安全风险[22]。采用五步连续提取法,测定研究区土壤样品中Cd形态如图3所示。
图3 研究区土壤Cd形态分布特征

Fig. 3 The form characteristics of soil Cd in the study area

图3表明研究区A、B、C三地重金属Cd的形态含量特征总体上均以可交换态（EXC）、铁锰氧化物结合态（RED）和残渣态（RES）为主,三地可交换态的含量均超过30%,为30.29%~37.02%,铁锰氧化物结合态含量为22.48%~35.23%,残渣态所占比例顺序为A地（33.99%）>C地（28.25%）>B地（17.85%）,碳酸盐结合态和有机态的Cd含量较低,其含量约占Cd总量的5%~7%之间,故受重金属Cd污染的影响,三地土壤具有农业安全利用风险,尤其是在淹水的环境下,铁锰氧化物结合态Cd易释放,进一步增加了安全利用风险。考虑到三地土壤Cd的全量（表1）,综合来看生态风险C地最高,A地最小。

2.4 土壤重金属Cd污染风险评价

2.4.1 单项污染指数法评价结果
据《土壤环境质量农用地污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）中的pH分级,运用单项污染指数法分析出研究区三地土壤Cd的生态风险结果（表2）。
表2 研究区土壤Cd单项污染指数

Table 2 The single pollution index of soil Cd in the study area

区域 pH 样本数/个 P值范围 P平均值 样本超标数/个 (超标率/%)
无污染 轻污染 中度污染 重度污染
A (5.5, 6.5] 20 0.11~2.48 0.87 14(70.00) 5(25.00) 1(5.00) 0(0)
(6.5, 7.5] 15 0.25~1.46 0.77 12(80.00) 3(20.00) 0(0) 0(0)
区域总体评价 5.99~6.98 35 0.11~2.48 0.82 26(74.28) 8(22.86) 1(2.86) 0(0)
B ≤5.5 5 0.48~5.06 1.81 3(60.00) 1(20.00) 0(0) 1(20.00)
(5.5, 6.5] 21 0.37~3.13 1.51 7(33.33) 9(42.86) 4(19.05) 1(4.76)
(6.5, 7.5] 8 0.46~3.43 1.43 3(37.50) 4(50.00) 0(0) 1(12.50)
区域总体评价 5.06~7.36 34 0.37~5.06 1.54 13(38.23) 14(41.18) 4(11.77) 3(8.82)
C ≤5.5 6 1.16~7.69 3.58 0(0) 1(16.67) 2(33.33) 3(50.00)
(5.5, 6.5] 56 0.24~15.70 1.98 17(30.36) 22(39.28) 10(17.86) 7(12.50)
(6.5, 7.5] 43 0.32~6.61 1.48 24(55.81) 6(13.95) 10(23.26) 3(6.98)
>7.5 1 0.67 0.67 1(100) 0(0) 0(0) 0(0)
区域总体评价 5.26~7.58 106 0.24~15.70 1.85 42(39.62) 29(27.36) 22(20.76) 13(12.26)
表2显示,研究区土壤Cd的含量A地有9个点位超过农用地风险筛选值,超标率为25.72%;B地有21个点位超过农用地风险筛选值,超标率为61.77%;C地有64个点位超过农用地风险筛选值,其中7个点位超过风险管控值,超标率为60.38%。从超标位数来看,A地超标1~2倍,B地超标3~4倍,C地超标5~6倍。总体来看,三地土壤都存在Cd污染风险,其中A地污染较轻,C地污染最重,有33.02%的采样点Cd达到或超过中度污染。
2.4.2 地累积指数法评价结果
利用地累积指数法,通过筛分不同pH范围,研究区三地土壤Cd的评价结果如表3。
表3 研究区土壤Cd地累积指数

Table 3 The index of geoaccumulation of soil Cd in the study area

区域 pH 样本数/个 Igeo
范围		 Igeo
平均值		 样本超标数/个 (超标率/%)
无污染 轻污染 偏中度污染 中度污染 偏重污染 重污染 严重污染
A (5.5, 6.5] 20 -1.79~2.67 0.76 4(20.00) 6(30.00) 8(40.00) 2(10.00) 0(0) 0(0) 0(0)
(6.5, 7.5] 15 -0.06~2.49 1.41 1(6.67) 3(20.00) 8(53.33) 3(20.00) 0(0) 0(0) 0(0)
总体评价 5.99~6.98 35 -1.79~2.67 1.35 5(14.29) 9(25.71) 16(45.71) 5(14.29) 0(0) 0(0) 0(0)
B ≤5.5 5 -0.12~3.28 1.28 1(20.00) 2(40.00) 1(20.00) 0(0) 1(20.00) 0(0) 0(0)
(5.5, 6.5] 21 -0.07~3.00 1.74 1(4.76) 3(14.29) 7(33.33) 9(42.86) 1(4.76) 0(0) 0(0)
(6.5, 7.5] 8 0.82~3.72 2.25 0(0) 1(12.50) 2(25.00) 4(50.00) 1(12.50) 0(0) 0(0)
总体评价 5.06~7.36 34 -0.12~3.72 2.07 2(5.88) 6(17.65) 10(29.41) 13(38.24) 3(8.82) 0(0) 0(0)
C ≤5.5 6 1.16~3.89 2.54 0(0) 0(0) 1(16.67) 3(50.00) 2(33.33) 0(0) 0(0)
(5.5, 6.5] 56 -0.67~5.33 1.86 2(3.57) 7(12.50) 26(46.43) 14(25.00) 3(5.36) 3(5.36) 1(1.78)
(6.5, 7.5] 43 0.29~4.67 2.10 0(0) 5(11.63) 19(44.19) 6(13.95) 11(25.58) 2(4.65) 0(0)
>7.5 1 1.79 1.79 0(0) 0(0) 1(100) 0(0) 0(0) 0(0) 0(0)
总体评价 5.26~7.58 106 -0.67~5.33 2.43 2(1.89) 12(11.32) 47(44.34) 23(21.70) 16(15.09) 5(4.72) 1(0.94)
表3显示,研究区A、B、C三地土壤Cd污染风险指数分别为85.71%、94.12%、98.11%,其中C地偏重以上污染点位数为20.75%,显著高于A地（0）和B地（8.82%）,这说明C地不仅污染严重,而且重度污染的范围相对较大,污染风险表现为C地>B地>A地。
2.4.3 潜在生态风险指数法评价结果
为进一步评估研究区土壤重金属Cd的污染风险,利用潜在生态风险指数法对三个地区不同pH范围下的土壤Cd污染进行评价（表4）。
表4 研究区土壤Cd潜在生态风险指数

Table 4 The potential ecological risk index of soil Cd in the study area

pH 样本数/个 Eri范围 Eri平均值 样本超标数/个 (超标率/%)
低 中等 中高等 高等 极高
A (5.5, 6.5] 20 13.04~286.01 100.73 3(15.00) 7(35.00) 6(30.00) 4(20.00) 0(0)
(6.5, 7.5] 15 42.98~253.27 133.39 0(0) 3(20.00) 9(60.00) 3(20.00) 0(0)
总体评价 5.99~6.98 35 13.04~286.01 114.73 3(8.57) 10(28.57) 15(42.86) 7(20.00) 0(0)
B ≤5.5 5 41.48~438.39 156.25 0(0) 3(60.00) 1(20.00) 0(0) 1(20.00)
(5.5, 6.5] 21 42.94~360.69 174.53 0(0) 3(14.29) 7(33.33) 9(42.86) 2(9.52)
(6.5, 7.5] 8 79.38~594.20 247.82 0(0) 1(12.50) 2(25.00) 4(50.00) 1(12.50)
总体评价 5.06~7.36 34 41.48~594.20 189.09 0(0) 7(20.59) 10(29.41) 13(38.24) 4(11.76)
C ≤5.5 6 100.33~665.25 309.85 0(0) 0(0) 1(16.67) 3(50.00) 2(33.33)
(5.5, 6.5] 56 28.21~1811.22 228.05 1(1.78) 5(8.93) 29(51.79) 14(25.00) 7(12.50)
(6.5, 7.5] 43 55.10~1143.81 255.81 0(0) 4(9.30) 18(41.86) 7(16.28) 14(32.56)
>7.5 1 155.39 155.39 0(0) 0(0) 1(100) 0(0) 0(0)
总体评价 5.26~7.58 106 28.21~1811.22 243.26 1(0.94) 9(8.49) 49(46.23) 24(22.64) 23(21.70)
表4显示,研究区三地土壤Cd污染潜在生态风险大小为C地>B地>A地,其中B地和C地属于高等生态风险,A地属于中高等生态风险。A、B和C地的潜在生态风险指数低于40的样本分别占8.57%、0.94%和0,B和C地生态风险指数高于320的样本分别为4个和23个,C地土壤Cd的潜在生态风险指数最高可达1811.22,这说明C地的Cd污染严重,其生态风险相对最高。

3 讨论与结论

3.1 讨论

（1）矿山废水对土壤重金属Cd的影响。铜矿的开采和冶炼是土壤Cd的主要人为源之一,铜矿废渣中含有Cd等重金属化合物,随着酸性矿山废水,通过地表径流、河流灌溉等方式污染周边农田土壤[23]。研究区C受上游堆浸铜矿的影响,沿河两侧的农田因历史上使用河水灌溉,土壤中Cd全量超过农用地土壤污染风险管控标准（GB15618-2018）的监测点位占到60.38%,且表现出矿区上游周边农田土壤中Cd的污染程度高于下游周边农田的现象。这是因为下游地区农田距离矿区较远,受污染的河水中的重金属Cd因河水稀释和沿河沉积等影响,导致农田土壤Cd含量衰减。
（2）pH值和土壤类型对土壤重金属Cd的影响。土壤是一个复杂的生态环境系统,pH值和土壤类型等因素会影响土壤对重金属Cd的吸附数量。研究统计数据表明,pH值在5.5~6.5之间时全Cd的超标点位分布最广,占总超标点位的63.83%最高,pH值在6.5~7.5之间时全Cd的超标点位占28.72%,pH值小于5.5时全Cd的超标点位占7.45%最低。土壤类型为红壤水稻土时超标率最高,超标点位出现的频率为81.91%。
（3）不同污染源对土壤重金属Cd的影响。可交换态重金属对环境变化敏感,易于迁移转化,反映了人类活动排放污染物的影响[24],铁锰氧化物结合态重金属主要以细粉散颗粒和矿物的外囊物存在,受土壤中pH值和氧化还原条件变化的影响较大,一般氧化还原电位和pH值较高时,易形成铁锰氧化物,铁锰氧化物结合态重金属Cd反映了人类活动对环境的污染[25],残渣态Cd一般存在于原生和次生矿物等土壤晶格中,是自然地质风化过程的结果[26]。研究统计数据表明A、B、C三地重金属Cd的形态含量特征为：可交换态含量B地（37.02%）>C地（33.34%）>A地（30.29%）,铁锰氧化物结合态含量B地（35.23%）>C地（26.19%）>A地（22.48%）,残渣态所占比例A地（33.99%）>C地（28.25%）>B地（17.85%）,说明B地土壤中的重金属Cd主要受人类活动影响最大,三地土壤重金属Cd外源影响大小为B地>C地>A地。

3.2 结论

（1）皖江经济带铜矿、硫铁矿等矿产集中开采区周边农用地土壤重金属Cd的全量均超过安徽省江淮流域土壤Cd背景值,175个耕地土壤实测点,点位超农用地风险筛选值的比例为53.71%,超农用地风险管控值的比例为4%,本区域耕地存在生态系统安全风险,需要根据耕地污染特征和环境因素的差异性进行分类安全利用管控。
（2）皖江经济带受Cd污染的土壤具有明显的空间分异特征,从污染超标倍数、超标率和超标点位分布范围来看,表现为C地>B地>A地。
（3）单项指数法、地累积指数法和潜在生态风险指数法均表明三地都存在土壤Cd污染生态安全风险,生态风险大小评价结果均表明C地>B地>A地,但三种评价法在生态风险程度的判定上具有明显差异,三地的生态风险评价结果都为潜在生态风险程度>地累积生态风险程度>单项生态风险程度。

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