王偉全，王雪，高珊，孫濤，孫約兵*

（1.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150030；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300191）

土壤是人類賴以生存和發(fā)展的基石，是保障糧食安全生產(chǎn)的重要物質(zhì)基礎(chǔ)[1]。人類活動(dòng)，如工業(yè)采礦、冶煉、交通運(yùn)輸、農(nóng)業(yè)投入品使用導(dǎo)致土壤受重金屬污染[2-3]。2014 年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，全國土壤總的超標(biāo)率為16.1%，其中耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀[4]。重金屬具有生物積累性、持久性和對生物群體的高毒性，會對整個(gè)陸地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能產(chǎn)生不利的影響[5-6]。據(jù)估計(jì)，目前我國受污染的耕地面積已達(dá)2 000 萬hm2，每年產(chǎn)出重金屬污染的糧食約1 200萬t，導(dǎo)致我國農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)遭受巨大的損失[7]。重金屬還會伴隨著農(nóng)作物最終被人類吸收，從而對人體健康產(chǎn)生不良影響[8]，當(dāng)前土壤重金屬污染問題已成為國內(nèi)外的研究熱點(diǎn)。土壤重金屬含量水平不僅影響著土壤的可持續(xù)利用，而且對糧食安全也有著直接的影響[9]，土壤重金屬污染已經(jīng)成為一個(gè)十分嚴(yán)重的問題。

近年來，已有學(xué)者對農(nóng)田土壤重金屬污染狀況及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評級進(jìn)行了一些研究，劉瑞雪等[10]的研究表明湘潭縣農(nóng)田土壤綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)的均值為314.9，屬于強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平。張?jiān)剖|等[11]的研究表明浙江省典型農(nóng)田土壤8 種重金屬元素的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)均超出浙江省土壤環(huán)境背景值，存在明顯的富集效應(yīng)，其中Cd 的富集效應(yīng)最突出，但均未超過《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）篩選值。LIU 等[12]的研究表明泉州市喀斯特地區(qū)農(nóng)田土壤中Cd 是該地區(qū)污染程度最高的污染物。河南省是我國冬小麥主產(chǎn)區(qū)，在該區(qū)域開展土壤重金屬調(diào)查及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)對于保障糧食安全具有重要意義。這不僅有利于后續(xù)制定科學(xué)的農(nóng)田土壤修復(fù)措施，而且可以對農(nóng)作物的種植提出合理的建議，對于環(huán)境管理決策和區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護(hù)具有重要意義[13]。

目前對農(nóng)田土壤重金屬的調(diào)查尺度主要集中在大區(qū)域尺度[14-17]，對于田塊尺度的土壤重金屬調(diào)查研究較少。本研究以河南省新鄉(xiāng)縣翟坡鎮(zhèn)某冬小麥種植農(nóng)田表層和剖面土壤作為研究對象，分析土壤中重金屬Cd、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni 和Mn 的含量及空間分布特征，運(yùn)用地統(tǒng)計(jì)分析中克里格插值法（OK）以及4 種指數(shù)評價(jià)方法對研究區(qū)土壤重金屬污染程度進(jìn)行評價(jià)，同時(shí)采用主成分分析法（PCA）探討研究區(qū)土壤中各重金屬的可能來源，為研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染的管控提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

河南省新鄉(xiāng)縣位于113°30′～115°30′E、34°55′～35°50′N，屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，夏季炎熱多雨，冬季寒冷干燥，四季分明，7 月份最熱，平均氣溫27.3 ℃，1月份最冷，平均氣溫0.2 ℃，無霜期220 d，年均降水量573.4 mm，主要集中在夏季。該研究區(qū)位于新鄉(xiāng)縣翟坡鎮(zhèn)某污灌農(nóng)田，以種植一年一熟制冬小麥為主，其面積為1.15 km2，西鄰紅林村，南臨西孟姜女河，該河流向自西南至東北，河的上游分布居民區(qū)和工廠。

1.2 樣品采集與處理

土壤樣品采集于2020年5月，使用GPS記錄采集點(diǎn)位的經(jīng)緯度，共采集242個(gè)樣品，其中包括202個(gè)表層0～20 cm 土壤樣品和40 個(gè)剖面0～100 cm 土壤樣品，采樣點(diǎn)位置如圖1 所示。由于南部緊鄰污水河與主干道，且人為活動(dòng)較為密集，因此對該區(qū)域采樣點(diǎn)進(jìn)行適當(dāng)?shù)丶用埽渌糠謪^(qū)域人為活動(dòng)較少，布點(diǎn)較為稀疏。表層樣品首先用鐵鏟從田里挖出，再用木鏟刮去土壤樣品與鐵鏟接觸的部分，然后裝入做好標(biāo)記的自封袋內(nèi)。剖面土壤樣品分成5 個(gè)深度，分別為0～20、20～40、40～60、60～80、80～100 cm。使用土鉆采集剖面土壤樣品，并用木鏟把土壤樣品從土鉆挖出放入做好標(biāo)記的自封袋內(nèi)。把所有樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，從自封袋內(nèi)取出攤開并使其自然風(fēng)干，除去植物根系及其他雜質(zhì)，用木槌及研缽對土壤樣品進(jìn)行研磨，過100 目篩以及20 目篩后，裝入做好標(biāo)記的自封袋備用。

圖1 研究區(qū)采樣點(diǎn)分布圖Figure 1 Distribution map of sampling sites

1.3 試驗(yàn)方法

土壤樣品采用HNO3-HF 進(jìn)行消解，稱取0.25 g土壤樣品，每份土壤樣品設(shè)定三個(gè)重復(fù)，每次消解設(shè)置三個(gè)空白，并使用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)SRM-2586 進(jìn)行控制，土壤樣品重金屬含量的測定采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀進(jìn)行測定[18]。土壤pH 采用Sartorius PB-10 pH計(jì)進(jìn)行測定（水土比為2.5∶1）。

1.4 研究方法

1.4.1 克里格插值法

以半變異函數(shù)為理論基礎(chǔ)的克里格插值法是地統(tǒng)計(jì)學(xué)的主要內(nèi)容之一，其原理是根據(jù)未知樣點(diǎn)有限鄰域內(nèi)的若干已知樣本點(diǎn)數(shù)據(jù)，考慮與未知樣點(diǎn)的空間關(guān)系，對未知樣點(diǎn)進(jìn)行最優(yōu)預(yù)測[19]。使用克里格插值法的數(shù)據(jù)必須符合正態(tài)分布，數(shù)據(jù)經(jīng)過整理后，發(fā)現(xiàn)原始數(shù)據(jù)中重金屬Cr、Mn、Ni、Cd 符合正態(tài)分布，Cu、Zn、Pb不符合正態(tài)分布，將其異常值剔除后，使其符合正態(tài)分布，經(jīng)過K-S檢驗(yàn)后結(jié)果如表1所示。

表1 正態(tài)分布檢驗(yàn)結(jié)果Table 1 Normal distribution test results

1.4.2 地質(zhì)累積指數(shù)

地質(zhì)累積指數(shù)又稱Muller 指數(shù)，于1969 年被德國海德堡大學(xué)的科學(xué)家Muller提出，該方法用于評價(jià)沉積物中重金屬的污染程度[20]。其計(jì)算公式為：

式中：Igeo為地質(zhì)累積指數(shù)；Ci為重金屬i元素在樣品中的實(shí)測值；Bi為重金屬i元素的背景值；k為考慮各地巖石差異可能會引起背景值的變動(dòng)而取的系數(shù)（一般取值為1.5）[21]。地質(zhì)累積指數(shù)按照污染程度一般分為7個(gè)等級，其分級程度如表2所示。

表2 地質(zhì)積累指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)Table 2 The classification standard of geological accumulation index

1.4.3 潛在生態(tài)危害指數(shù)

潛在生態(tài)危害指數(shù)法由瑞典科學(xué)家HAKANSON建立，該指數(shù)根據(jù)重金屬的性質(zhì)及其在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化的特點(diǎn)，從沉積學(xué)角度對土壤重金屬進(jìn)行評價(jià)[22-23]，能綜合反映重金屬對生態(tài)環(huán)境的影響潛力[22]。計(jì)算公式為：

式中：RI為綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)；為單項(xiàng)元素潛在生態(tài)危害指數(shù)；為重金屬元素i的毒性系數(shù)，本研究中Cd、Ni、Cu、Pb、Cr、Mn、Zn的毒性系數(shù)分別為30、5、5、5、2、1、1[24-25]；為重金屬元素i的實(shí)測值與背景值的比值，即重金屬富集指數(shù)。其分級標(biāo)準(zhǔn)如表3所示。

表3 潛在生態(tài)危害指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)Table 3 The classification standard of potential ecological hazard index

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2016 對數(shù)據(jù)進(jìn)行計(jì)算，數(shù)據(jù)正態(tài)檢驗(yàn)和異常值剔除選用SPSS 21進(jìn)行處理，用ArcMap 10.6繪制克里格插值圖及采樣點(diǎn)分布圖，其余相關(guān)圖表選擇Origin 9繪制。

2 結(jié)果與討論

2.1 調(diào)查區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量特征與空間分布規(guī)律

2.1.1 土壤表層重金屬含量特征

研究區(qū)表層土壤pH 范圍在7.38～9.07 之間，整體上呈弱堿性。由表4 可知，土壤中Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb含量平均值分別為319.60、21.76、157.32、6.40、35.52、0.95 mg·kg-1和24.35 mg·kg-1，其中Cr、Cd、Pb含量全部點(diǎn)位超過河南省土壤重金屬含量背景值[26]，Ni、Zn 含量部分點(diǎn)位超過河南省土壤重金屬含量背景值，超標(biāo)率分別為12.38%、2.97%，Mn、Cu 含量均未超過河南省土壤重金屬含量背景值，表明除Mn、Cu以外該研究區(qū)土壤均受到一定程度的重金屬污染。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）可知，土壤中Cd含量全部超過該標(biāo)準(zhǔn)篩選值，Cr 含量部分超過該標(biāo)準(zhǔn)篩選值，超標(biāo)率為98%，但Ni、Cu、Zn、Pb含量未超過該標(biāo)準(zhǔn)篩選值。表層土壤中Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb 的變異系數(shù)分別為20.36%、11.68%、18.74%、27.18%、35.09%、13.38%、30.11%，其中Cr、Ni、Mn、Cd離散程度較小，Cu、Zn、Pb 離散程度較大，變異系數(shù)超過25%。變異系數(shù)較大，表明受人為干擾較為強(qiáng)烈，因此可判斷研究區(qū)土壤受人類活動(dòng)影響較大。根據(jù)以上分析可以得出，研究區(qū)土壤中Cr、Ni、Zn、Cd、Pb含量存在一定程度的污染，其中Cr、Cd污染程度較為嚴(yán)重，應(yīng)當(dāng)引起足夠的重視。

表4 表層土壤pH和重金屬含量Table 4 Topsoil pH and heavy metal content in the soil samples

2.1.2 調(diào)查區(qū)土壤重金屬空間分布規(guī)律

在對采樣點(diǎn)數(shù)據(jù)進(jìn)行異常值剔除后，數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布，并利用ArcMap10.6 中地統(tǒng)計(jì)向?qū)K對比采樣點(diǎn)數(shù)據(jù)，根據(jù)地統(tǒng)計(jì)分析向?qū)е械牡谖宀浇徊骝?yàn)證選擇半變異函數(shù)最佳的擬合模型，研究區(qū)表層土壤重金屬含量插值圖如圖2所示。

圖2 研究區(qū)土壤重金屬插值圖Figure 2 Spatial interpolation diagram of heavy metals in the soil of the study area

研究區(qū)中表層土壤重金屬分布存在一定規(guī)律，重金屬Cr 在研究區(qū)南部沿河區(qū)域含量最高，含量在328.13～489.70 mg·kg-1之間，由南向北逐漸降低。其次西部和東北部含量稍低于南部，中間區(qū)域含量較低，南部含量最高處是中部的2～3 倍；Ni 在南部含量最高，中部區(qū)域略低于南部，東部和西部含量較低；Mn含量主要在中部最高，西部和南部邊緣含量其次，其余部分含量較低；Cu 含量主要在東北部和南部較高，其余區(qū)域含量較低；Zn 含量較高處主要為小片面狀分布，在研究區(qū)域的中部、北部、南部、西南部均有分布；Cd 含量在南部、東部以及中北部含量較高，最高區(qū)域的含量在1.09～1.39 mg·kg-1之間，其余區(qū)域含量相對較低，為0.55～1.09 mg·kg-1；Pb 含量主要在研究區(qū)中東部、中北部較高，東南部含量稍低，其他區(qū)域含量較低。

重金屬污染的空間分布特征是鑒別土壤高污染區(qū)域以及污染來源的有效手段[27-28]。從研究區(qū)表層土壤重金屬含量插值圖來看，研究區(qū)土壤重金屬Cr、Ni、Cu 含量在南部的部分區(qū)域相對較高，其原因可能

是由于南部地區(qū)距離污水灌溉水泵較近，污水從水泵流出后，首先經(jīng)過南部區(qū)域，大部分重金屬被南部土壤吸收，所以導(dǎo)致南部區(qū)域重金屬含量較高。

2.1.3 土壤剖面重金屬含量特征

圖3 為研究區(qū)剖面土壤重金屬含量分布情況，重金屬Cr 在土層深度0～20、20～40、40～60、60～80 cm 和80～100 cm 的含量分別為376.95、385.03、386.95、386.11 mg·kg-1和382.35 mg·kg-1，在土層深度40～60 cm 含量最高。Mn 在土層深度0～100 cm 間含量分別為196.54、199.22、204.36、198.67 mg·kg-1和192.79 mg·kg-1。重金屬Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 含量隨著土層深度的增加而顯著降低，Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 在0～20 cm含量最高，分別為27.70、6.84、27.14、0.92 mg·kg-1和30.15 mg·kg-1，在80～100 cm 含量最低，分別為24.76、5.12、17.75、0.49 mg·kg-1和17.65 mg·kg-1。本研究表明Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 這些元素向下遷移不顯著（P>0.05），其表層含量較高可能和人類活動(dòng)（如耕作、灌溉等）有關(guān)。Cr、Cd、Pb 含量在0～100 cm 土層深度下均超過河南省土壤重金屬含量背景值，Ni 含量在0～80 cm 土層深度均超過河南省背景值，其他重金屬含量均未超過河南省背景值。

圖3 研究區(qū)剖面土壤重金屬含量Figure 3 Soil heavy metal content in the study area profile

綜合來看，研究區(qū)Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb 主要集中在0～20 cm 土層，含量遠(yuǎn)高于其他土層，表明研究區(qū)表層土壤有較明顯的外部擾動(dòng)。而Cr、Mn 在各土層深度之間無顯著差異，相關(guān)研究表明，Cr 在土壤中的遷移受到土壤理化性質(zhì)的影響[29]，本研究區(qū)中表層土壤為弱堿性土壤，pH 范圍為9.07～7.38，王學(xué)鋒等[30]的研究表明pH 升高增強(qiáng)了Cr 在土壤中的移動(dòng)性，由于表層土壤pH值較高，加之重力作用導(dǎo)致重金屬Cr 向深層土壤遷移。而Mn 含量低于背景值，表層與深層含量無顯著差異（P>0.05），說明Mn 沒有外源污染。

2.2 土壤重金屬來源解析

采用主成分分析法對表層土壤重金屬可能來源進(jìn)行分析，如表5 所示，研究區(qū)重金屬Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb 污染主要由3 個(gè)主成分構(gòu)成，其累計(jì)方差貢獻(xiàn)率為69.350%。主成分1 的方差貢獻(xiàn)率25.497%，主成分因子為Mn、Cd 和Pb；主成分2 的方差貢獻(xiàn)率為22.602%，主成分因子為Cr、Ni；主成分3的方差貢獻(xiàn)率為21.251%，主成分因子為Cu、Zn。由于該研究區(qū)主要采用污水灌溉，結(jié)合實(shí)際情況推斷主成分1 來源于污水灌溉。人類的工業(yè)活動(dòng)會使重金屬Cr、Ni 隨著大氣沉降到地表，并污染土壤[31-32]，而Cr、Ni 為主成分2 的因子，因此推斷主成分2 可能來源于大氣沉降對研究區(qū)土壤的污染。有機(jī)肥可以為作物提供生長所必需的元素，但同時(shí)也會在施用過程中增加土壤重金屬的含量，提高作物吸收重金屬的風(fēng)險(xiǎn)[33-34]。研究表明，與施化肥處理相比，連續(xù)7 年施用雞糞的處理顯著增加了耕層土壤Cu、Zn 和Cr 含量[35]，因此主成分3 可能主要來源于有機(jī)肥的施用。

表5 研究區(qū)表層土壤重金屬含量主成分分析Table 5 Principal component analysis of heavy metal content in surface soil in the study area

2.3 研究區(qū)土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

2.3.1 地質(zhì)累積指數(shù)法

利用Origin 9.0 繪制地質(zhì)累積指數(shù)箱型圖，其結(jié)果如圖4 所示。根據(jù)地質(zhì)累積指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)來判斷研究區(qū)重金屬污染程度，研究區(qū)土壤重金屬污染地質(zhì)累積指數(shù)評價(jià)結(jié)果按照由重至輕依次為Cd>Cr>Pb>Ni=Mn=Cu=Zn。重金屬Cr 有50%點(diǎn)位處于中度至強(qiáng)度污染，另外50%點(diǎn)位處于中度污染；Ni、Mn、Cu、Zn的Igeo指數(shù)小于0，即本研究區(qū)Ni、Mn、Cu、Zn 無污染；Cd 的Igeo指數(shù)全部在2～3 之間，屬于中度至強(qiáng)度污染，在研究區(qū)內(nèi)屬于主要污染元素；Pb 的Igeo指數(shù)有75%點(diǎn)位介于0～1 之間，屬于輕度污染，另外25%的點(diǎn)位Igeo指數(shù)小于0，顯示研究區(qū)內(nèi)無Pb污染。從地質(zhì)累積指數(shù)法來看，研究區(qū)Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平較高，因此應(yīng)當(dāng)采取一定措施防止Cd 進(jìn)入農(nóng)產(chǎn)品當(dāng)中，以保證糧食安全。

圖4 研究區(qū)土壤重金屬地質(zhì)累積指數(shù)箱型圖Figure 4 Box diagram of heavy metal accumulation index in surface soil of the study area

2.3.2 潛在生態(tài)危害指數(shù)法

通過潛在生態(tài)危害指數(shù)法對研究區(qū)重金屬污染情況進(jìn)行評價(jià)，其結(jié)果如表6、表7 所示。根據(jù)潛在生態(tài)危害指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)，研究區(qū)各重金屬風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)平均值由大到小依次為Cd>Cr>Pb>Ni>Cu>Zn>Mn，研究區(qū)中除重金屬Cd 外，其余單項(xiàng)潛在生態(tài)危害指數(shù)全部低于40，屬于低生態(tài)危害程度，重金屬Cd 在研究區(qū)中單項(xiàng)潛在生態(tài)危害指數(shù)最大值為463.33，最小值為183.33，平均值為316.67，對研究區(qū)的土壤潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率最高，根據(jù)分級標(biāo)準(zhǔn)判斷屬于嚴(yán)重危害程度。

表6 土壤重金屬單項(xiàng)元素潛在生態(tài)危害指數(shù)和樣點(diǎn)分布頻率Table 6 Single potential ecological hazard index and sample point distribution frequency of heavy metals in soil

表7 研究區(qū)土壤綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)和樣點(diǎn)分布頻率Table 7 Comprehensive potential ecological hazard index and sample point distribution frequency of soil in the study area

從樣點(diǎn)分布頻率來看，在202個(gè)采樣點(diǎn)中，有111個(gè)點(diǎn)位屬于嚴(yán)重危害程度，91 個(gè)屬于極嚴(yán)重危害程度。從單項(xiàng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)來看，重金屬Cd 在研究區(qū)存在較強(qiáng)的積累，有較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。研究區(qū)綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)最大值為516.35，最小值為205.33，平均值為342.77，根據(jù)分級標(biāo)準(zhǔn)判斷研究區(qū)綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)為重度危害程度，說明研究區(qū)存在較重潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。從樣點(diǎn)分布頻率來看，綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)為中等危害程度的點(diǎn)位有31 個(gè)，重度危害程度的點(diǎn)位有171 個(gè)，表明其綜合潛在生態(tài)危害程度比較重，說明研究區(qū)有比較嚴(yán)重的外源污染。鑒于此，該研究區(qū)農(nóng)田應(yīng)采取系統(tǒng)的措施來進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)管控，或者對重金屬污染土壤進(jìn)行修復(fù)，并密切監(jiān)測研究區(qū)土壤重金屬含量的變化。

3 結(jié)論

（1）從土壤重金屬表層含量看，土壤Cr、Ni、Mn、Cu、Zn、Cd、Pb 含量平均值分別為319.60、21.76、157.32、6.40、35.52、0.95 mg·kg-1和24.35 mg·kg-1。從空間分布看，研究區(qū)土壤Cr、Ni、Cu 在南部的部分區(qū)域含量較高，Cd 在南部、東部及中北部含量較高。其中，Cr、Cd和Pb含量全部點(diǎn)位超過河南省土壤重金屬含量背景值；Ni 和Zn 部分點(diǎn)位超過河南省土壤重金屬含量背景值。而表層土壤Cd 含量全部點(diǎn)位超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）篩選值。

（2）從土壤重金屬剖面分布特征看，土壤重金屬含量隨垂直深度增加而降低。從重金屬污染來源看，該地區(qū)土壤重金屬污染可能源于污水灌溉、大氣沉降和有機(jī)肥施用。

（3）兩種生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果不盡相同，因兩者引入的系數(shù)不同，地質(zhì)累積指數(shù)法中各元素的系數(shù)均為1.5，而毒性響應(yīng)系數(shù)因不同元素對環(huán)境的毒性不同而有較大的差異。但從綜合角度來看，兩種方法中Cd 污染相對于其他重金屬污染更嚴(yán)重。因此，研究區(qū)農(nóng)田土壤中Cd污染較為嚴(yán)重，對環(huán)境影響較大，應(yīng)當(dāng)采取一定的措施來修復(fù)研究區(qū)土壤中的Cd污染。