土壤是人類賴以生存和發(fā)展的重要資源之一,也是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要的組成部分。近年來, 隨著我國城市化進程加快，礦產(chǎn)資源開發(fā)、金屬加工冶煉、化工生產(chǎn)、污水灌溉以及不合理的化肥農(nóng)藥施用等因素導(dǎo)致重金屬在農(nóng)田土壤中不斷富集[1~4]。重金屬作為土壤環(huán)境中一種具有潛在危害的污染物, 通常不隨水淋濾, 也不能被微生物所降解, 具有易積累、難揮發(fā)、毒性大和隱蔽性強等特點[5~7]。當(dāng)土壤遭受重金屬污染時，不僅會影響土壤生物的生長發(fā)育, 更重要的是重金屬元素還會通過食物鏈以及皮膚接觸等方式在人體中積累，嚴(yán)重威脅人體健康[8~10]。文獻[11]顯示,全國土壤污染物總超標(biāo)率為16.1%，其中耕地土壤點位超標(biāo)率為19.4%,其主要污染物包括鎘、鉻、鉛、銅、汞、砷以及部分有機污染物,由此可見我國農(nóng)田土壤污染形勢較為嚴(yán)峻。

鑒于目前農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂以及重金屬污染的長期危害性，近年來農(nóng)田土壤重金屬污染成為國內(nèi)外學(xué)者研究的熱點。當(dāng)前國內(nèi)研究多集中在典型耕地[12~14]、蔬菜地[15, 16]、果園[17]和工礦區(qū)[18, 19]等小尺度區(qū)域土壤重金屬的富集特征及空間分布, 而對中國農(nóng)田土壤重金屬的污染現(xiàn)狀進行系統(tǒng)地評價分析相對較少， 如Wei等[20]匯總了我國部分城市及農(nóng)田土壤重金屬數(shù)據(jù), 并對這些數(shù)據(jù)展開分析評價；宋偉等[21]根據(jù)138個典型耕地土壤重金屬數(shù)據(jù)庫計算了我國耕地土壤重金屬的污染概況, 結(jié)果顯示全國耕地土壤重金屬的污染率為16.67%；張小敏等[22]采用平均值法對我國農(nóng)田土壤鉛、鎘、銅、鋅和鉻這5種重金屬的富集情況及空間分布開展研究, 發(fā)現(xiàn)我國土壤重金屬的空間分布具有明顯區(qū)域特征；陳奕云等[23]基于文獻計量法對全國34個省級行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的污染狀況進行分析評價,結(jié)果顯示全國Pb和Cd的污染較為嚴(yán)重?？傮w上全國農(nóng)田土壤重金屬的空間分布研究存在以個別樣點值代替區(qū)域平均值、樣點偏少或未展開有效評價等問題, 難以全面反映中國農(nóng)田土壤重金屬的實際分布特征水平。因此，本文基于2002年以來可收集到的中國各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬實測含量數(shù)據(jù), 采用地理信息系統(tǒng)(GIS)及地統(tǒng)計法探討我國各行政區(qū)農(nóng)田土壤不同重金屬：Cr(鉻)、Cd(鎘)、Pb(鉛)、Cu(銅)、Zn(鋅)、As(砷)和Hg(汞)的污染情況及空間分布特征, 同時采用地累積指數(shù)法對其污染狀況展開評價。通過準(zhǔn)確掌握中國各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的實際污染狀況, 以期為建立農(nóng)田土壤空間數(shù)據(jù)庫、全面了解中國農(nóng)田土壤重金屬污染現(xiàn)狀、分布特征以及對未來農(nóng)田污染制定有效的防治策略提供科學(xué)的依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)來源與預(yù)處理

中國農(nóng)田土壤重金屬含量統(tǒng)計數(shù)據(jù)均通過“某市(縣)重金屬”關(guān)鍵詞搜索，同一地區(qū)以最新年份文獻為準(zhǔn)。排除城鎮(zhèn)工業(yè)用地、大氣降塵以及海洋沉積物等非農(nóng)田土壤重金屬研究，共選出2002年以來公開發(fā)表的文獻603篇，包括614個典型農(nóng)田樣點重金屬實測數(shù)據(jù)(由于文獻資料有限，統(tǒng)計地區(qū)不包含西藏自治區(qū)、中國香港、澳門特別行政區(qū)、中國臺灣以及南海諸島)，具體的樣本點分布見圖1。其中樣本點坐標(biāo)為文獻中直接標(biāo)注的采樣點或通過反轉(zhuǎn)研究區(qū)地理坐標(biāo)位置獲取, 重金屬數(shù)據(jù)通過提取文獻中對應(yīng)的農(nóng)田土壤重金屬含量或根據(jù)污染指數(shù)反推得到?？傮w上各文獻多采用隨機采樣法，選擇在土壤表層(0~10cm或0~20cm)的深度范圍內(nèi)取樣，所有樣品經(jīng)室內(nèi)風(fēng)干、壓碎、過篩和消解后，用電感耦合等離子質(zhì)譜法以及原子熒光分光光度法等方法測定各樣本重金屬含量，并且保證樣品分析測試的平均偏差小于10%。

西藏自治區(qū)、中國香港及澳門特別行政區(qū)、中國臺灣和南海諸島的數(shù)據(jù)暫缺，下同

圖 1 農(nóng)田土壤重金屬樣本分布示意

由于部分研究中采樣點受礦區(qū)和工業(yè)區(qū)等因素影響較重, 可能導(dǎo)致區(qū)域某種重金屬含量值存在異常, 而異常值對變異函數(shù)的模型擬合具有一定的影響。因此為保證分析結(jié)果的可靠性, 在展開各項分析前需對重金屬樣本數(shù)據(jù)進行檢驗處理以剔除異常樣本，本文采用3倍標(biāo)準(zhǔn)差法處理各文獻數(shù)據(jù)，以X±3S為標(biāo)準(zhǔn), X表示某重金屬所有樣點的平均值，S為標(biāo)準(zhǔn)差，超出該范圍的數(shù)據(jù)則需剔除[24]。結(jié)果顯示,土壤Cr、Cd、Pb、Zn、Cu、As和Hg的異常值數(shù)分別為10、14、7、7、9、5和9個。

1.2 研究方法

1.2.1 普通克里金插值

由于土壤重金屬的富集程度在區(qū)域內(nèi)存在空間分異, 且部分地區(qū)無統(tǒng)計資料，簡單利用樣本數(shù)據(jù)展開分析評價難以準(zhǔn)確反映土壤實際狀況?？死锝鸱?Kriging)實質(zhì)上是利用區(qū)域化變量的原始數(shù)據(jù)以及變差函數(shù)的結(jié)構(gòu)特點去估計無數(shù)據(jù)區(qū)域的變量值，該方法能最大限度地利用樣點信息來確定未知樣點的估計值，這不僅考慮到無數(shù)據(jù)點與已知樣點的空間位置, 而且還能利用各鄰近樣點間的位置關(guān)系做出線性無偏的最小方差估計, 使評價結(jié)果更精確和更符合實際[25,26]。結(jié)合前人在土壤重金屬空間分布特征方面的研究[27~29]，本文選取克里金算法中的普通克里金法(Ordinary Kriging)確定中國農(nóng)田土壤重金屬的空間分布特征。

1.2.2 土壤污染評價

土壤污染評價方法采用國內(nèi)外普遍使用地累積指數(shù)法(Igeo),該法是由Muller在20世紀(jì)60年代提出的一種能夠定量評價土壤重金屬污染水平的方法, 地累積指數(shù)不僅能充分反映土壤各元素的自然分布特征和累積程度, 而且還能判斷土壤環(huán)境受自然背景和人類活動的影響[30~32],其計算公式為：

式中,Igeo指土壤重金屬i的地累積指數(shù)；Ci指土壤重金屬i的實際含量(mg·kg-1)；Si指土壤重金屬i的評價標(biāo)準(zhǔn)值(mg·kg-1), 評價標(biāo)準(zhǔn)采用各省、直轄市和自治區(qū)的土壤背景值；1.5是考慮各行政區(qū)土壤巖石差異引起背景值變動的修正系數(shù)。地累積指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)見表 1, 土壤重金屬i的Igeo值越大, 污染越嚴(yán)重；當(dāng)Igeo值大于0時, 表明土壤重金屬主要來源于人類活動而非成土母質(zhì)等自然因素。

表 1 土壤地累積指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)

1.3 數(shù)據(jù)分析

利用SPSS 19.0軟件對土壤重金屬樣本數(shù)據(jù)進行描述性分析和正態(tài)分布檢驗, 地統(tǒng)計分析在GS+9.0軟件中完成,克里金插值及空間分布圖的制作在ArcGIS 10.2軟件中完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量的描述性統(tǒng)計

剔除異常值后的中國農(nóng)田土壤重金屬描述性統(tǒng)計結(jié)果見表 2, 其中土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)采用《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618-2018)中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值的較嚴(yán)格項。結(jié)果顯示, 農(nóng)田土壤Cr、Cd、Pb、Cu、Zn、As和Hg的樣本平均值分別為59.97、0.240、32.73、28.91、86.52、10.40和0.118 mg·kg-1, 其中全國土壤Cr和As的平均含量均未超出中國土壤背景值,而Cd、Pb、Cu、Zn以及Hg的平均含量分別超出中國土壤背景值2.47、1.26、1.11、1.17和1.82倍, 此外各元素的平均含量均未超過土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。變異系數(shù)可以反映區(qū)域重金屬元素的分布差異,農(nóng)田土壤7種重金屬元素的變異系數(shù)大小順序為：Hg>Cd>Pb>As>Cu>Zn>Cr,均屬中等程度變異(0.10<CV<1.00)[33], 其中Cd和Hg的變異系數(shù)均超過0.75, 表明Cd和Hg受外界干擾比較大, 含量分布不均勻, 變異性較強；其余5種重金屬元素的變異系數(shù)較低, 說明它們受外源影響相對較小，從偏度和峰度值來看, 土壤Cd和Hg的偏度和峰度值較高, 表明土壤Cd和Hg呈現(xiàn)高累積狀態(tài)。

2.2 正態(tài)分布檢驗及半方差函數(shù)模型

普通克里金插值是區(qū)域化變量的線性估計, 它假設(shè)數(shù)據(jù)呈正態(tài)分布, 認為區(qū)域化的變量是未知的, 因此在插值前需對樣本數(shù)據(jù)進行正態(tài)分布檢驗, 而對于非正態(tài)分布序列則需通過轉(zhuǎn)換才能得到相應(yīng)序列，正態(tài)分布檢驗的結(jié)果表明(表 3), 除Cr元素外, 其余6種重金屬含量均偏離正態(tài)分布, 因此需采用對數(shù)方法進行標(biāo)準(zhǔn)化處理。經(jīng)檢驗, 轉(zhuǎn)換后的數(shù)據(jù)均符合正態(tài)分布, 在此基礎(chǔ)上采用半方差函數(shù)模型計算中國農(nóng)田土壤7種重金屬元素的半方差函數(shù)值, 在各向同性的情況下根據(jù)殘差平方和(RRS)最小以及決定系數(shù)(R2)最大的原則獲取最佳空間變異函數(shù)理論模型[34, 35]。結(jié)果顯示，只有Cd元素符合球形模型(Spherical)，其余6種重金屬元素均為指數(shù)模型(Exponential)。從塊基比看, 7種重金屬元素的C/(C+C0)值均大于0.5，較好反映了各自空間變異的結(jié)構(gòu)特征,為空間擬合的最佳模型。

2.3 中國農(nóng)田土壤重金屬空間分布特征

利用ArcGIS 10.2軟件分別對經(jīng)過預(yù)處理的全國各省、直轄市和自治區(qū)的土壤重金屬含量數(shù)據(jù)進行普通克里金插值, 得到中國農(nóng)田土壤重金屬含量的空間插值圖(圖2)。結(jié)果顯示,云南、四川、上海以及福建和江西交界有大范圍的Cr高值區(qū),甘肅、陜西、山西和湖北等地出現(xiàn)次高值區(qū), 而青海和海南兩省土壤Cr含量較低；Cd在甘肅中部、新疆和江蘇北部、云南、廣西與貴州三省交界、河南與湖北交界、安徽與江西交界以及湖南出現(xiàn)高值, 表明這些區(qū)域可能存在明顯的Cd污染源, 全國其他地區(qū)土壤Cd含量較低且分布較為平均；總體上南方土壤Pb含量明顯高于北方, 其中以新疆農(nóng)田土壤的Pb含量最低, 而遼寧西部、陜西中部、重慶、云南、湖南、安徽以及福建等地則有較大范圍的高值區(qū)；土壤Cu含量在空間上分布較為均勻, 僅在新疆、內(nèi)蒙古中部、陜西、河南、天津、云南以及湖南等地含量較高；土壤Zn在全國多地出現(xiàn)連片高值區(qū), 包括四川、廣西、貴州、湖南、福建、廣東、浙江以及云南北部, 東北三省、內(nèi)蒙古、寧夏和陜西北部地區(qū)土壤Zn含量較低；As的空間分布較為復(fù)雜, 云南、四川和貴州三省交界土壤As含量最高, 湖南、廣西、廣東中部、青海南部、新疆和黑龍江北部以及內(nèi)蒙古東部存在次高值區(qū), 四川中部以及華北和華東地區(qū)的土壤As含量較低；Hg的高值區(qū)主要分布在浙江東部、廣東中部以及福建、湖南和貴州, 其他省份土壤Hg含量相對較低，從空間分布特征情況來看，土壤Cr、Pb、Cu、Zn和As的空間分布特征明顯, 而土壤Cd和Hg在空間分布上十分相似。

圖 2 中國農(nóng)田土壤重金屬含量插值

2.4 中國農(nóng)田土壤重金屬平均含量分布

在克里金插值基礎(chǔ)上利用ArcGIS軟件的區(qū)域分析工具對中國農(nóng)田土壤重金屬含量的插值結(jié)果進行分省統(tǒng)計, 得到各省、直轄市和自治區(qū)的農(nóng)田土壤重金屬含量平均值(表 4和圖 3)。其中土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)采用《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618-2018)中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值的較嚴(yán)格項。

圖 3 中國農(nóng)田土壤重金屬平均含量及超出背景值的倍率

根據(jù)中國農(nóng)田土壤重金屬平均含量統(tǒng)計,7種重金屬含量最高的行政區(qū)分別為：Cr 74.90 mg·kg-1(上海市)、Cd 0.400 mg·kg-1(重慶市)、Pb 52.48 mg·kg-1(福建省)、Cu 35.50 mg·kg-1(湖南省)、Zn 107.98 mg·kg-1(廣西壯族自治區(qū))、As 14.17 mg·kg-1(廣西壯族自治區(qū))以及Hg 0.225 mg·kg-1(福建省)。其中湖南、云南、貴州、四川、福建、廣西以及上海市農(nóng)田土壤重金屬平均含量總體較高, 而內(nèi)蒙古、黑龍江、青海、新疆、遼寧、吉林以及寧夏回族自治區(qū)的平均含量較低。

以各省、直轄市和自治區(qū)的土壤背景值為標(biāo)準(zhǔn)(表5), 計算各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量超出當(dāng)?shù)乇尘爸档谋堵?圖3)。結(jié)果顯示，各行政區(qū)農(nóng)田土壤Cr、Cd、Pb、Cu、Zn、As和Hg的平均含量超出當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸档谋壤?平均倍數(shù))分別為36.67%(0.93倍)、96.67%(2.33倍)、80.00%(1.28倍)、83.33%(1.23倍)、90.00%(1.20倍)、40.00%(1.03倍)以及93.33%(2.24倍)；農(nóng)田土壤平均含量超出背景值最多的行政區(qū)分別為：Cr1.25倍(內(nèi)蒙古自治區(qū))、Cd 4.44倍(福建省)、Pb 2.15倍(重慶市)、Cu 1.69倍(內(nèi)蒙古自治區(qū))、Zn 2.06倍(廣東省)、As 2.29倍(海南省)以及Hg 4.19倍(甘肅省)。其中土壤Cr和As在全國各行政區(qū)的超標(biāo)率僅為36.67%和40.00%, 平均超標(biāo)倍數(shù)也均低于其他幾種重金屬；各行政區(qū)Cd和Hg遠遠高于當(dāng)?shù)剞r(nóng)田土壤背景值,如福建和海南省的土壤Cd以及甘肅和山東省的土壤Hg均超出當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸档?倍以上, 僅貴州(0.55倍)的Cd以及廣西(0.95倍)和江蘇(0.42倍)的Hg元素未超出背景值, 表明全國范圍內(nèi)農(nóng)田土壤Cd和Hg存在明顯富集；土壤Pb除云南、新疆、山東、吉林、黑龍江和北京，Cu除云南、四川、湖北、貴州和廣西, Zn除吉林、黑龍江和北京外, 全國其他行政區(qū)的農(nóng)田土壤重金屬含量也均高于背景值, 但相對于Cd和Hg, 各行政區(qū)超出背景值的倍數(shù)相對較低。

然而, 由于圖 3是在圖 2的基礎(chǔ)上計算出的區(qū)域平均值，因此某個行政區(qū)可能會出現(xiàn)在局部具有全國最高(最低)值，但該地區(qū)整體平均值并非為全國最高(最低)值。此外, 各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的平均含量與土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)相比, 除Cd外其余6種重金屬的平均含量均在標(biāo)準(zhǔn)限定范圍內(nèi), 表明當(dāng)前中國農(nóng)田土壤重金屬的含量基本處于安全范圍,各大種植區(qū)均可放心種植農(nóng)作物, 但仍需注意土壤Cd的潛在風(fēng)險。

2.5 農(nóng)田土壤重金屬污染評價

以各省、直轄市和自治區(qū)的土壤背景值為標(biāo)準(zhǔn), 計算各行政區(qū)農(nóng)田土壤7種重金屬的地質(zhì)累積指數(shù)(表 6)。從平均地質(zhì)累積指數(shù)來看(表 7),全國農(nóng)田土壤地累積指數(shù)大小依次為：Cd>Hg>Pb>Cu>Zn>As>Cr。其中各省、直轄市和自治區(qū)農(nóng)田土壤Cr的Igeo值均小于0, 并且各行政區(qū)土壤Pb、Cu、Zn和As的Igeo值也多數(shù)小于0, 表明這5種重金屬主要來源于地質(zhì)因素；而全國農(nóng)田土壤Cd和Hg的平均Igeo值分別為0.50和0.44, 表明這2種元素主要來源于人類活動。

地累積指數(shù)還考慮到各種重金屬的累積程度[40], 綜合分析表 6和表7可知,中國農(nóng)田土壤重金屬的污染比重為30.00%, 以福建、廣東、海南、浙江、陜西、河南、湖南省和重慶市最為嚴(yán)重。其中, 各行政區(qū)土壤Cr的污染等級均屬無污染；除部分行政區(qū)土壤Pb(浙江、陜西、山西、河南省和重慶市)、Cu(浙江、陜西、河南、吉林省和內(nèi)蒙古自治區(qū))、Zn(海南和廣東省)以及As(黑龍江和海南省)的地累積指數(shù)分布在0~1之間外, 其他行政區(qū)的Igeo值均小于0, 屬無污染；各省、直轄市和自治區(qū)的土壤Cd和Hg的地累積污染等級較高, 分別有80.00%和86.67%的區(qū)域?qū)佥p度污染及以上, 僅云南、山西、青海、貴州、廣西和上海的土壤Cd以及湖北、北京、廣西和江蘇的土壤Hg污染等級屬無污染, 而四川、陜西、湖南、河南、天津、海南和福建Cd以及陜西、山西、寧夏、甘肅Hg屬中度污染, 表明這些區(qū)域農(nóng)田土壤Cd或Hg污染較重?？傮w來看, 各省、直轄市和自治區(qū)農(nóng)田土壤Cd與Hg的Igeo值較高, 而平均地累積指數(shù)也表明農(nóng)田土壤Cd和Hg的污染較重, 這與2.4節(jié)中各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的平均含量分布以及Wei等[20]的研究結(jié)果一致。

3 討論

通常土壤重金屬主要來自成土母巖, 自然成土過程中各種微量重金屬在次生層中的再分配造成了土壤重金屬富集[41], 而各行政區(qū)成土母質(zhì)的差異正是造成中國農(nóng)田土壤重金屬空間分布特征存在差異的部分原因.綜合分析表 4、表 5和圖 3發(fā)現(xiàn), 各行政區(qū)的背景值差異導(dǎo)致農(nóng)田土壤重金屬平均含量的空間分布特征與實際超出背景值倍數(shù)的分布特征存在顯著差異, 例如云南、貴州以及廣西農(nóng)田土壤重金屬含量總體偏高,尤其以Cr、Cd、Zn和As最為明顯, 而這些區(qū)域土壤背景值也同樣較高, 因此這三省農(nóng)田土壤重金屬的污染等級并不高。實際上中國西南地區(qū)地質(zhì)構(gòu)造復(fù)雜，火成巖或石灰?guī)r母質(zhì)中的重金屬含量較高, 故而在自然風(fēng)化過程中土壤Cr、Cd、Zn和As等重金屬的平均含量要顯著高于風(fēng)沙母質(zhì)地區(qū)[42, 43]。另外, 由于區(qū)域經(jīng)濟的發(fā)展也存在一定差異, 因此土壤重金屬在空間上的后期累積程度存在略微差異。

隨著城市及農(nóng)村經(jīng)濟的快速發(fā)展, 土壤成為承接各種污染物的首要目標(biāo),以人為因素為主導(dǎo)的工業(yè)活動、污水灌溉以及化肥農(nóng)藥施用等方式產(chǎn)生的重金屬直接或間接通過大氣沉降、降雨、地表徑流以及地下徑流等方式進入土壤生態(tài)系統(tǒng), 給土壤環(huán)境造成了一定的破壞[44]。

首先,化工、機械制造、電鍍及火力發(fā)電等工業(yè)活動會釋放大量的Cd、Cu、Zn、As和Hg等重金屬元素, 同時采礦、金屬冶煉加工會引起Cd、Pb和Hg等重金屬污染[45]。前已敘述, 如福建、廣東、海南、湖南、陜西和甘肅等地農(nóng)田土壤重金屬含量與當(dāng)?shù)乇尘爸迪啾炔钪递^高, 而這些地區(qū)多以第二產(chǎn)業(yè)為主導(dǎo)經(jīng)濟, 頻繁的工業(yè)活動很可能是造成這些區(qū)域土壤重金屬污染的因素之一。此外另有研究顯示中國農(nóng)田土壤Cd、Cu、Pb和Zn的年大氣輸入量分別為0.4、10.67、20和64.08 mg·m-2[46], 汽車尾氣排放、垃圾焚燒以及能源、冶金和建筑材料粉塵等因素產(chǎn)生的重金屬微粒通過特定途徑沉降到農(nóng)田土壤, 進一步加劇土壤重金屬污染。

其次, 我國普遍存在利用工業(yè)廢水及生活污水灌溉農(nóng)田,這些污水通常含有微量Cr、Zn、Cu和Cd等重金屬元素, 長期灌溉必然會造成土壤重金屬富集[47]。相關(guān)資料顯示[48],中國污水灌溉面積占全國農(nóng)田總面積的7.3%, 這些污灌區(qū)主要分布于水資源嚴(yán)重短缺的海、遼、黃、淮四大流域, 并且面積還在不斷增加, 如何趨利避害及實現(xiàn)水資源的最大化利用將成為未來防治農(nóng)田土壤重金屬污染的重大課題。

第三, 化肥農(nóng)藥的不合理施用也是造成農(nóng)田土壤污染的途徑之一,化肥農(nóng)藥中通常含有微量Cd、Zn、Cu、As和Hg等重金屬元素,即便是符合國家標(biāo)準(zhǔn)的化肥農(nóng)藥, 在長期施用的過程中農(nóng)田土壤也會不斷富集重金屬。例如, 作為一個工業(yè)欠發(fā)達地區(qū), 海南省除Cr元素外其余重金屬都具有較低的土壤背景值, 但相比于其他省份海南農(nóng)田土壤污染指數(shù)偏高。據(jù)統(tǒng)計[49],海南島農(nóng)用地利用程度較高, 化肥農(nóng)藥的施用量遠高于全國平均值, 而且其利用率極低,約有70%的化肥和農(nóng)藥在雨水淋溶作用下隨滲濾水向四周土壤遷移，造成土壤Cd和As大量富集。此外, 使用含Cu、Zn和As的飼料添加劑, 含Cd和Pb的地膜覆蓋物等同樣會影響土壤環(huán)境, 直接或間接威脅到土壤生物甚至人類的生命健康安全。

總體來看, 當(dāng)前中國農(nóng)田土壤重金屬空間分布的特征差異十分明顯。從平均值分布來看,南方農(nóng)田土壤重金屬含量明顯高于北方；而從農(nóng)田土壤污染等級來看, 福建、廣東、海南、浙江、湖南、陜西、甘肅、河南、重慶、山西、天津、內(nèi)蒙古以及安徽等地農(nóng)田土壤重金屬富集程度較高。綜合土壤重金屬的分布特征及污染評價結(jié)果可以確定Cd和Hg元素為農(nóng)田土壤優(yōu)先控制重金屬。然而, 由于資料限制, 本研究采用的樣本數(shù)據(jù)分布并不完全均勻, 如中國東部地區(qū)樣本點較密集, 而西部的青海省和內(nèi)蒙古自治區(qū)樣本數(shù)較少且分散；此外, 已發(fā)表文獻多傾向于在具有一定污染的區(qū)域展開研究, 或農(nóng)業(yè)與工業(yè)園區(qū)的界限模糊以及存在土壤性質(zhì)以及氣候差異等因素, 因此最終評價結(jié)果可能會存在一些偏差。但農(nóng)田土壤重金屬污染依舊不可忽視, 針對當(dāng)前我國農(nóng)田土壤重金屬的分布特征及污染現(xiàn)狀, 人們應(yīng)采取更多切實有效的措施來防治農(nóng)田土壤污染, 如重視工業(yè)生產(chǎn)運輸過程中重金屬的泄漏問題、取締無法處理重金屬污染的工廠、合理采用達到農(nóng)業(yè)回用水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的污水灌溉、減少或避免含高重金屬化肥的使用以及提高化肥農(nóng)藥的利用率等,從各行業(yè)的角度來改變現(xiàn)狀, 推進農(nóng)田土壤重金屬污染防治工作。

4 結(jié)論

(1)克里金插值結(jié)果表明，湖南、云南、貴州、四川、福建、廣西以及上海市農(nóng)田土壤重金屬的平均含量較高，而內(nèi)蒙古、黑龍江、青海、新疆、遼寧、吉林和寧夏的平均含量較低。其中, 上海市Cr含量最高, Pb和Hg則在福建省達到最高值, Zn和As在廣西壯族自治區(qū)含量最高, 而Cd和Cu含量最高的省份分別為重慶市和湖南省。從空間分布特征情況來看,土壤Cr、Pb、Cu、Zn和As的空間分布特征明顯, 而土壤Cd和Hg在空間分布上十分相似。

(2) 以各省、直轄市和自治區(qū)的土壤背景值為標(biāo)準(zhǔn),中國各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量超出當(dāng)?shù)乇尘爸档谋壤謩e為36.67%(Cr)、96.67%(Cd)、80.00%(Pb)、83.33%(Cu)、90.00%(Zn)、40.00%(As)以及93.33%(Hg)。其中全國各行政區(qū)土壤Cd和Hg的平均含量與當(dāng)?shù)乇尘爸迪啾炔钪迪鄬^高, 表明全國農(nóng)田土壤Cd和Hg存在明顯富集, 而各行政區(qū)土壤Cr和As含量基本低于或略高于當(dāng)?shù)乇尘爸怠？傮w而言, 除重金屬Cd外, 各行政區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的平均含量均在中國農(nóng)業(yè)土壤污染物的最高允許濃度標(biāo)準(zhǔn)限定之內(nèi)。

(3) 土壤污染評價結(jié)果表明,中國農(nóng)田土壤7種重金屬的污染程度大小依次為：Cd>Hg>Pb>Cu>Zn>As>Cr, 其中福建、廣東、海南、浙江、湖南、陜西、甘肅、河南、重慶、山西、天津、內(nèi)蒙古以及安徽等地農(nóng)田土壤重金屬富集程度較高；各行政區(qū)農(nóng)田土壤Cd與Hg的地累積指數(shù)較高, 平均地累積指數(shù)也表明農(nóng)田土壤Cd和Hg的污染較重。