彭紅麗，譚海霞，王穎，魏建梅，馮陽

1.河北環(huán)境工程學院，河北 秦皇島 066102；2.企美實業(yè)集團有限公司，河北 邯鄲 056000

良好的土壤環(huán)境質(zhì)量是蔬菜品質(zhì)安全的保證，隨著現(xiàn)代常規(guī)農(nóng)業(yè)帶來的生態(tài)環(huán)境問題凸現(xiàn)，菜地土壤重金屬污染研究備受人們關(guān)注。土壤中重金屬不僅會影響蔬菜生長，而且還會通過蔬菜富集，沿著食物鏈危害人體健康（張懷志等，2017）。蔬菜不同種植模式下的水肥管理差異較大，開展有機種植模式下菜地土壤中重金屬總量、形態(tài)分布及污染風險評價研究，對保障有機產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量和有機產(chǎn)品安全具有重要意義。國內(nèi)外已開展了大量有關(guān)常規(guī)種植菜地土壤重金屬的研究工作，結(jié)果表明我國菜地土壤部分重金屬元素出現(xiàn)了明顯的累積增加現(xiàn)象（Vodyanitskii，2010；陳永等，2013；岳蛟等，2019；郭軍康等，2018；李杰等，2018；蔡云梅等，2019；趙瑾，2019；林小兵等，2020；苑學霞等，2020）。而目前有關(guān)有機種植菜地下土壤重金屬污染評價方面研究工作相對較少，研究主要集中在重金屬累積量和總量污染評價方面（Petra et al.，2003；Liu et al.，2007；Zaccone et al.，2010；盧東等，2005；姜瑢等，2015a；姜瑢等，2015b；李思萌，2016；梁蕾，2016；李思萌等，2017）。然而，隨著對重金屬累積和遷移行為研究工作的不斷深入，人們發(fā)現(xiàn)土壤重金屬總量雖然也能進行污染評估，但不能對重金屬污染狀況作出準確評價（王軍廣等，2019）。重金屬的生物危害性不僅與總量有關(guān)，更大程度取決于重金屬形態(tài)，重金屬形態(tài)特征直接影響著重金屬生物毒性（Gleyzes et al.，2002；Rieta et al.，2003；劉丹等，2017）。目前關(guān)于有機種植模式下土壤重金屬形態(tài)特征及根據(jù)形態(tài)進行風險評價等方面未有詳盡研究。因此本研究選取河北邯鄲典型的有機種植基地及附近條件相似的常規(guī)種植地塊，比較不同種植方式下土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)、空間變化及形態(tài)分布特征，在此基礎(chǔ)上，采用地累積指數(shù)法、潛在生態(tài)危害指數(shù)法和 RAC風險評價法對研究區(qū)土壤重金屬進行生態(tài)風險評價，以期為有機種植基地防治土壤重金屬污染、推動有機產(chǎn)業(yè)可持續(xù)發(fā)展提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 基地概況

本研究以河北省邯鄲有機蔬菜基地（114°41′37.5″E，36°37′12.8″N）為研究對象，常規(guī)種植地塊和有機蔬菜基地相鄰，土壤性狀、利用方式等方面基本一致。該地屬暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年均氣溫12.9 ℃，年均降水量503.6 mm，區(qū)域內(nèi)光、熱資源豐富，土壤類型為潮褐土，粉質(zhì)壤土。

有機蔬菜基地從2002年開始種植有機蔬菜，一年種植兩茬，采取辣椒（Capsicumannuum）和大蔥Alliumfistulosum（或洋蔥Alliumcepa）輪作，第二年輪作黃瓜Cucumissativus。當季作物為辣椒，種植面積1.8 hm2，平地種植，種植密度為0.30 m×0.55 m；施用羊糞和少量雞糞混合發(fā)酵的有機肥，基肥施用量為 30 t·hm-2，后期追兩次有機肥，每次 0.15 t·hm-2；病蟲害防治采用物理防治、除蟲菊素和魚藤酮生物農(nóng)藥。常規(guī)種植地塊面積為0.4 hm2，當季作物也為辣椒，主要施用尿素（施用量為 350 kg·hm-2）和磷酸二銨（施用量為 250 kg·hm-2）；采用傳統(tǒng)農(nóng)藥進行病蟲害防治。采收期土壤基本理化性質(zhì)見表1。

表1 研究區(qū)土壤主要理化性質(zhì)Table 1 Main physical and chemical properties of soil in the study area

1.2 土壤樣品采集與測定方法

于2021年8月在辣椒（成熟期）有機種植基地和常規(guī)種植地塊按面積分成3個小區(qū)，在每個小區(qū)按棋盤式布點20個，共設(shè)置了120個采樣點，均勻采集0—20 cm和20—40 cm的土壤，每個小區(qū)同層等量多點混合，得到 12份混合樣品。樣品經(jīng)自然風干后按項目的測定要求磨細，過0.15 mm的尼龍篩，用于土壤重金屬總量及形態(tài)的測定。

土壤重金屬總量用硝酸-鹽酸-高氯酸-氫氟酸消解，表層土壤重金屬形態(tài)參照 BCR 3步提取法（中華人民共和國國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗檢疫總局,2011）進行提取，重金屬質(zhì)量分數(shù)及形態(tài)均用ICP-MS（ICAP RQ，賽默飛世爾科技（中國）有限公司）測定，外標法定量，使用在線內(nèi)標監(jiān)測和校正基體效應(yīng)，減少非質(zhì)譜干擾，鉛元素使用了干擾校正方程。為減少誤差，實驗中使用標準土樣GBW07427進行質(zhì)量控制，BCR提取的4種重金屬形態(tài)質(zhì)量分數(shù)之和與總量相比，回收率在 80%—120%之間。每個樣品做3個平行樣。

1.3 土壤重金屬污染評價方法

1.3.1 地累積指數(shù)法

地累積指數(shù)法（index of geo-accumulation，Igeo）是由Müller（1969）提出的重金屬污染評價方法，考慮了人為因素和土壤環(huán)境背景值的影響，能定量地反映重金屬在土壤中的累積程度（Alhaidarey et al.，2015）。

1.3.2 潛在生態(tài)危害指數(shù)法

潛在生態(tài)風險指數(shù)法（potential ecological risk index，RI）是由瑞典科學家 Hakanson（1980）提出的重金屬污染評價方法，該方法以土壤重金屬背景值為基礎(chǔ)，結(jié)合重金屬的生物毒性系數(shù)，對單項重金屬潛在生態(tài)危害系數(shù)（Ei）和多種重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)（RI）進行計算（張塞等，2020）。

1.3.3 RAC風險評價法

RAC風險評價法目前被廣泛應(yīng)用于污染物潛在風險評估中，該方法以重金屬形態(tài)分析為評價基礎(chǔ)（Jain，2004；Guillén et al.，2012）。各評價方法的具體分級標準詳見表2。

表2 重金屬污染評價標準Table 2 Standard classification of of heavy metal pollution

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

測定數(shù)據(jù)用 WPS Office軟件進行整理。用GraphPad Prism 8及WPS Office進行圖形繪制。運用SPSS 19.0進行單因素方差分析，采用新復(fù)極差法進行差異顯著性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同種植方式下土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)分布差異

研究區(qū)土壤 6種重金屬（Cr、Cu、Zn、As、Cd和 Pb）質(zhì)量分數(shù)描述性統(tǒng)計見表 3。所有土壤樣品pH值測定范圍為8.2—8.6，根據(jù)pH值對照標準，只有常規(guī)種植土壤中Cd的平均質(zhì)量分數(shù)（包括0—20 cm和20—40 cm）超過農(nóng)用地土壤風險篩選值（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部，2018），其余重金屬均未超標，符合國家農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境標準的要求。常規(guī)種植土壤中的Cd可能對辣椒存在質(zhì)量安全風險，原則上應(yīng)采取安全利用措施。

表3 研究區(qū)土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)Table 3 Mass fraction of heavy metal elements in soil of the study area

0—20 cm的表層土壤中，有機種植Cr、Cu、Zn、Cd、Pb和常規(guī)種植Cr、Cd、Pb平均質(zhì)量分數(shù)均超過河北土壤環(huán)境背景值（中國環(huán)境監(jiān)測總站，1990），表現(xiàn)出不同程度的積累。其中常規(guī)種植土壤中Cd的平均質(zhì)量分數(shù)是土壤背景值的9.68倍，有機種植為2.77倍，表明常規(guī)種植比有機種植有較高程度的富集。其余重金屬的平均質(zhì)量分數(shù)均未超過土壤背景值的1.5倍，表明這些重金屬在土壤中富集程度相對較輕。6種重金屬元素中，只有常規(guī)種植的Cu、Cd變異系數(shù)大于10%，為中等強度變異，其余均小于10%，為弱變異，表明Cu、Cd受到了一定程度的人類干擾。土壤中 Cr、Cu、Zn、Pb的平均質(zhì)量分數(shù)表現(xiàn)為有機種植高于常規(guī)種植，均有顯著差異（P<0.05），其中 Zn達到極顯著水平（P<0.01）。相對于常規(guī)種植，土壤中Cr、Cu、Zn、Pb的平均質(zhì)量分數(shù)分別提高了 10.95%、27.53%、50.88%、9.55%，其中Zn的提高量最大，表現(xiàn)出較高程度的富集。而土壤中重金屬As和Cd平均質(zhì)量分數(shù)均低于常規(guī)種植，差異顯著（P<0.05），其中As含量，有機種植降低了34.48%，Cd含量下降幅度較大，為71.43%。

20—40 cm的深層土壤，有機種植Cr、Cu、Cd、Pb和常規(guī)種植Cd、Pb平均質(zhì)量分數(shù)均超過河北土壤環(huán)境背景值。其中常規(guī)種植土壤中Cd的平均質(zhì)量分數(shù)是土壤背景值的 7.55倍，有機種植為 2.23倍，表明Cd累積現(xiàn)象比較明顯，而且常規(guī)種植累積程度高于有機種植；其余重金屬超過土壤背景值的倍數(shù)均在1倍左右，累積程度相對較輕。常規(guī)種植下土壤中Cd變異系數(shù)為13.58%，大于10%，為中等強度變異，其余均為弱變異。兩種種植方式下土壤中的重金屬平均質(zhì)量分數(shù)差異顯著（P<0.05），Zn為極顯著差異（P<0.01）。相對于常規(guī)種植，有機種植土壤中Cr、Cu、Zn、Pb的平均質(zhì)量分數(shù)分別增加了8.87%、26.21%、38.20%、10.71%，As、Cd的平均質(zhì)量分數(shù)分別降低43.29%、70.72%，可見深層分布規(guī)律基本相同于表層土壤。在40 cm土壤剖面的研究結(jié)果表明，不同種植方式土壤中6種重金屬的平均質(zhì)量分數(shù)都表現(xiàn)為0—20 cm高于20—40 cm，表明重金屬有表層聚集的現(xiàn)象。

2.2 不同種植方式下表層土壤重金屬形態(tài)分布差異

重金屬形態(tài)不同，環(huán)境行為和毒性不同，其中弱酸態(tài)對外界環(huán)境變化極為敏感，易在環(huán)境下釋放，具有極高的遷移性和生物可利用性，為生物直接可利用態(tài)；可還原態(tài)和可氧化態(tài)相對較穩(wěn)定，生物有效性不如弱酸態(tài)，但在適當環(huán)境下釋放產(chǎn)生危害，為生物潛在可利用態(tài)；殘渣態(tài)是重金屬最穩(wěn)定的形態(tài)，短期內(nèi)一般不具有生物有效性和環(huán)境風險（方鳳滿等，2013；王書航等，2013；向語兮等，2020）。不同種植方式下表層土壤重金屬形態(tài)占比如圖1所示。土壤中Cr、Cu、Zn、As均以殘渣態(tài)為優(yōu)勢形態(tài)，殘渣態(tài)占比順序為Cr>As>Cu>Zn。其中，兩種種植方式下 Cr各形態(tài)占比均呈現(xiàn)為殘渣態(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)>弱酸態(tài)，Cu、Zn、As為殘渣態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>弱酸態(tài)。常規(guī)種植土壤中Cd的主要形態(tài)為弱酸態(tài)和還原態(tài)，形態(tài)占比表現(xiàn)為弱酸態(tài) (45.99%)>可還原態(tài) (38.82%)>殘渣態(tài)(11.91%)>可氧化態(tài) (3.28%)；而有機種植下為殘渣態(tài) (35.97%)>可還原態(tài) (29.36%)>弱酸態(tài)(25.79%)>可氧化態(tài) (8.89%)，主要形態(tài)為殘渣態(tài)、可還原態(tài)和弱酸態(tài)。兩種種植方式下土壤中Cd形態(tài)差別較大，可能受到土壤pH、有機質(zhì)等理化性質(zhì)的影響。雖然有機種植的有機質(zhì)含量高，但可還原態(tài)占比高于氧化態(tài)，可能是由于土壤中較高量的Fe、Mn氫氧化物吸附所致。兩種種植方式下土壤中Pb的主要形態(tài)均為可還原態(tài)和殘渣態(tài)，常規(guī)種植表現(xiàn)為可還原態(tài) (48.73%)>殘渣態(tài) (45.89%)>可氧化態(tài)(5.18%)>弱酸態(tài) (0.21%)，有機種植為殘渣態(tài)(47.42%)>可還原態(tài) (46.53%)>可氧化態(tài) (5.85%)>弱酸態(tài) (0.20%)。土壤6種元素中，Cd的弱酸態(tài)占比最高，表明 Cd最易于在土壤中遷移轉(zhuǎn)化而被植物吸收，具有較高的生態(tài)風險；Cr、Cu、Zn和As均以殘渣態(tài)為主，表明穩(wěn)定性較強，遷移性和生態(tài)危害風險較低；而Pb可還原態(tài)含量較高，潛在生態(tài)風險較高，當土壤環(huán)境一旦發(fā)生變化，Pb的生物可利用性會隨著土壤環(huán)境的變化而迅速增大。

圖1 不同種植方式下表層土壤中重金屬形態(tài)分布Figure 1 Distribution of heavy metal fraction in topsoil of different planting patterns

相比常規(guī)種植，有機種植土壤中Cu、As、Cd、Pb的殘渣態(tài)形態(tài)占比分別增加 1.36%、8.89%、201.95%、3.31%，Cr、Zn的殘渣態(tài)占比分別降低0.75%、6.84%，其中殘渣態(tài)Cd增幅最大，說明有機種植能顯著提高Cd的穩(wěn)定性；有機種植As、Cd的弱酸態(tài)分別降低51.20%、43.92%，Cr、Cu、Zn、Pb的弱酸態(tài)分別增加 4.76%、5.82%、225.46%、8.65%，可見有機種植弱酸態(tài)As、Cd下降幅度、弱酸態(tài)Zn增加幅度較大；有機種植土壤中Cr、Zn的生物潛在可利用態(tài)分別增加 0.66%、4.13%，Cu、As、Cd、Pb的生物潛在可利用態(tài)比常規(guī)種植分別降低4.68%、33.74%、9.16%、2.86%。

弱酸態(tài)為生物可直接利用態(tài)，有效性高，而殘渣態(tài)一般不具生物有效性。以上數(shù)據(jù)表明有機種植基地土壤中As、Cd的遷移性和生物有效性低于常規(guī)種植，而Cr、Cu、Zn、Pb的生物有效性高于常規(guī)種植，尤其Zn的生物有效性顯著增加。

2.3 不同種植方式下表層土壤重金屬污染評價

2.3.1 地累積指數(shù)法評價

以河北省土壤環(huán)境背景值為參比值，對研究區(qū)土壤重金屬污染情況進行評價，結(jié)果如圖2所示。參照表2的分級標準，兩種種植方式土壤中重金屬元素Cr、Cu、Zn、As和Pb的地累積指數(shù)均小于0，表明以上重金屬元素均未造成土壤污染。而重金屬元素Cd，有機種植土壤中的地累積指數(shù)為0.88，達到輕度污染水平，常規(guī)種植地塊值為2.69，達到中度污染水平?？梢娧芯繀^(qū)的污染元素是Cd，但有機種植污染風險遠低于常規(guī)種植。

圖2 不同種植方式下土壤中重金屬的地累積指數(shù)Figure 2 Geo-accumulation indexes of heavy metals in soils of different planting patterns

2.3.2 潛在生態(tài)風險評價

以河北省土壤環(huán)境背景值為參比值，對研究區(qū)土壤重金屬污染進行潛在生態(tài)風險評價，分析結(jié)果如表4所示。兩種種植方式下土壤中6種元素的潛在生態(tài)風險系數(shù)均值大小順序略有不同，有機種植表現(xiàn)為 Cd>Pb>Cu>As>Cr>Zn，常規(guī)種植為Cd>Pb>As>Cu>Cr>Zn?？梢姡瑵撛谏鷳B(tài)風險系數(shù)最大的均為Cd，其次為Pb，最小的是Cr和Zn。對照表2的分級標準，有機種植土壤中Cd元素Ei平均值為 82.98，表現(xiàn)為強度生態(tài)危害，常規(guī)種植為290.43，表現(xiàn)為很強水平的生態(tài)危害。其他各元素潛在生態(tài)風險系數(shù)均值均小于40，不存在生態(tài)危害的風險。有機種植下土壤中6種重金屬的綜合潛在風險指數(shù)（RI）值為101.92（<150），呈現(xiàn)為輕微生態(tài)危害水平，而常規(guī)種植 RI均值為 308.67，表現(xiàn)為強度生態(tài)危害水平。以上結(jié)果顯示，兩種種植方式下土壤中重金屬潛在生態(tài)風險的主要貢獻因子是Cd，且有機種植Cd的潛在生態(tài)危害程度低于常規(guī)種植。

表4 土壤中重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)Table 4 Potential ecological hazard coefficients and potential ecological risk indexes of heavy metals in soil

2.3.3 RAC風險評價

活性形態(tài)占比如圖3所示。依據(jù)表2的標準，結(jié)果表明，有機種植和常規(guī)種植下土壤中的Cr、Cu和Pb無風險；Zn常規(guī)種植活性形態(tài)占比均值為0.43%，不存在污染風險，而有機種植活性形態(tài)占比均值為1.41%，為低風險；As有機種植和常規(guī)種植都為低風險，且有機種植 (2.36%)<常規(guī)種植 (5.51%)；Cd有機種植表現(xiàn)為中風險，常規(guī)種植為高風險，有機種植(25.79%)<常規(guī)種植 (45.96%)。由 RAC 風險評價結(jié)果可知，有機種植土壤中Zn、As、Cd和常規(guī)種植土壤中 As、Cd均存在生態(tài)風險，但有機種植土壤中As和Cd的生態(tài)風險等級低于常規(guī)種植。

圖3 不同種植方式下土壤重金屬活性形態(tài)占比Figure 3 The proportion of active form of heavy metals in soil of different planting patterns

3 討論

重金屬的測定結(jié)果顯示不同種植方式下土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)差異較大，說明種植方式對研究區(qū)土壤重金屬產(chǎn)生了一定的影響。在研究區(qū)，有機種植降低了Cd、As在土壤中富集的風險，增加了Cr、Cu、Zn和Pb在土壤中富集的風險，這與有機種植基地種植投入的肥料、農(nóng)藥等攜帶的重金屬大小有關(guān)。相關(guān)研究（張樹清等，2005；陳林華等，2009；黃青青等，2014）表明，磷肥等無機肥中重金屬Cd質(zhì)量分數(shù)較高。本研究中有機種植基地未施用化肥，減少了Cd的來源途徑，因而在土壤中的質(zhì)量分數(shù)相對較低，而常規(guī)種植因大量施用不合格化肥導(dǎo)致土壤中Cd的累積。Cr、Cu、Zn和Pb是常用的飼料添加劑，隨著畜禽糞便作為有機肥的原料使用而產(chǎn)生污染。有研究（劉榮樂等，2005；陳麗娜等，2008）發(fā)現(xiàn)來源于畜禽糞便的有機肥含有較高的Cu、Zn、Cr等元素，華北地區(qū)畜禽糞便有機肥Pb的超標率高達 80.56%（王飛等，2013）。有機辣椒種植基地長期施用有機肥，因而土壤中Cr、Cu、Zn和Pb較常規(guī)種植有明顯的富集現(xiàn)象。Zaccone et al.（2010）研究表明，有機種植增加了 Pb、Zn的質(zhì)量分數(shù)；盧東等（2005）研究表明，有機種植土壤中 Cu、Zn增幅較大；姜瑢（2015a，2015b）等研究表明，有機種植降低土壤Cd的質(zhì)量分數(shù)，提高了Cu、Zn、Pb的質(zhì)量分數(shù)，與本文研究結(jié)果一致。As 也是畜禽養(yǎng)殖業(yè)常用的一種飼料添加劑，會隨著有機肥的施用可能造成有機種植土壤中 As的質(zhì)量分數(shù)高于常規(guī)種植（姜瑢等，2015a，2015b）。而本研究結(jié)果為有機種植土壤中的 As質(zhì)量分數(shù)顯著低于常規(guī)種植，原因是常規(guī)種植施用磷酸二銨會導(dǎo)致土壤 As的累積，王衛(wèi)星等（2017）研究發(fā)現(xiàn)磷酸二銨肥料中As平均質(zhì)量分數(shù)為22.70 mg·kg-1；而且常規(guī)菜地病蟲害頻發(fā)，農(nóng)戶經(jīng)常噴施殺蟲劑、除草劑等含有 As的農(nóng)藥所致。有機種植基地限制了磷酸二銨及化學農(nóng)藥的使用，因而有效地減少了As的富集。李思萌（2016）、李思萌等（2017）的研究也得出有機種植降低了土壤中 As質(zhì)量分數(shù)的結(jié)論。研究區(qū)20—40 cm重金屬由于受到表層重金屬的影響，所以變化規(guī)律相同于深層。同時 0—20 cm的表層土壤重金屬均高于20—40 cm的深層，表現(xiàn)為表層聚集現(xiàn)象，這與梁蕾（2016）研究結(jié)果一致。

研究區(qū)重金屬形態(tài)分布顯示，不同重金屬形態(tài)分布規(guī)律不同。土壤中Cr、Cu、Zn和As以殘渣態(tài)占比最高，Cd以弱酸態(tài)、Pb以可還原態(tài)占比較高，所以6種元素中，Cr、Cu、Zn和As的穩(wěn)定性高，Cd生物有效態(tài)含量最高，生態(tài)風險最大，而Pb潛在生態(tài)風險較高。金皋琪等（2019）研究發(fā)現(xiàn)農(nóng)田土壤Cr、Cu、Zn殘渣態(tài)占比最高；來雪慧等（2020）研究發(fā)現(xiàn)農(nóng)田土壤Cu、Zn殘渣態(tài)占比較高；蔡奎等（2017）研究發(fā)現(xiàn) Cd的有效態(tài)含量（弱酸態(tài)）占全量比重最大；韋壯綿等（2020）研究發(fā)現(xiàn)，As、Cu以殘渣態(tài)為主，弱酸態(tài)的Cd（46.03%）占比較大，Pb可還原態(tài)（49.75%）占比較高，與本文研究結(jié)果一致。弱酸態(tài)是生物有效性組分，生物有效態(tài)含量越高，生物有效性和遷移能力越強；其他態(tài)相對穩(wěn)定，生物有效性和遷移能力低（Adamo et al.，2014）。因此，本研究以弱酸態(tài)作為重金屬的生物有效態(tài)來表征生物的有效性。有機種植模式下土壤弱酸態(tài)As、Cd顯著低于常規(guī)種植，說明有機種植降低了 As、Cd生物有效性，抑制As、Cd向植物可吸收態(tài)轉(zhuǎn)化的能力，在一定程度上保證了農(nóng)產(chǎn)品的安全；而有機種植弱酸態(tài)Cr、Cu、Zn和Pb高于常規(guī)種植，說明有機種植增加了Cr、Cu、Zn和Pb的生物有效性，尤其Zn增加明顯，但由于Zn是植物生長的必須元素，所以相對也是安全的。土壤重金屬的形態(tài)分布及生物有效性會受到土壤重金屬總量及土壤 pH、有機質(zhì)等理化性質(zhì)的影響。有研究（侯明等，2008；蔡奎等，2017；亓麗，2018；王軍廣等，2019；來雪慧等，2020）結(jié)果表明重金屬弱酸態(tài)和重金屬含量具有較高的正相關(guān)性。本研究不同種植方式下生物有效態(tài)的這種變化規(guī)律和重金屬總量對比結(jié)果表現(xiàn)出較高的一致性，這說明土壤中重金屬的生物有效性受到總量的影響。土壤pH對重金屬的生物有效性也起著重要的作用。有研究（劉霞等，2003）表明，土壤中重金屬的生物有效性和pH具極其顯著的負相關(guān)性，pH的降低導(dǎo)致土壤中的有機質(zhì)、粘土礦物及水合氧化物表面的負電荷減少，提高了H+的競爭能力，降低了固相對重金屬的吸附能力。而有機質(zhì)一方面通過直接吸附、絡(luò)合等反應(yīng)固定重金屬，從而降低重金屬的生物有效性（Udom et al.，2004）；另一方面，有機質(zhì)能和重金屬形成絡(luò)合物或螯合物，顯著提高重金屬的有效性（李順江等，2014）。有機種植模式下土壤只施用有機肥，土壤pH均值為8.25，有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為18.81 g·kg-1，而常規(guī)種植地塊土壤pH均值為8.57，有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為14.90 g·kg-1。有機種植有效降低土壤 pH，增加了土壤有機質(zhì)含量，這可能也是有機種植Cr、Cu、Zn和Pb的生物有效性高于常規(guī)種植的原因。

地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法關(guān)注的是重金屬總量造成的生態(tài)風險，而 RAC風險評價與重金屬總量無關(guān)，重點關(guān)注重金屬活性形態(tài)造成的生態(tài)風險，結(jié)合總量評價和形態(tài)學評價更能準確地對研究區(qū)土壤重金屬生態(tài)風險進行評估。3種評價方法均表明，研究區(qū)土壤中Cd具有生態(tài)風險，有機種植降低了土壤中重金屬污染生態(tài)風險，同時減輕了土壤中重金屬潛在生態(tài)危害。這和姜瑢（2015a）的研究結(jié)果一致。但3種方法的評價結(jié)果也略有差異，地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)風險法評價結(jié)果表明，有機種植和常規(guī)種植污染元素只是Cd。而 RAC風險評價結(jié)果表明有機種植土壤中元素Zn、As和Cd存在著生態(tài)風險，而常規(guī)種植為As和Cd，但As和Cd的生態(tài)風險等級表現(xiàn)為有機種植低于常規(guī)種植。Cd在河北土壤環(huán)境背景值很低，僅為0.094，人為生產(chǎn)活動很容易引起土壤中Cd的質(zhì)量分數(shù)升高，因而生態(tài)風險程度高于其他元素。由于活性形態(tài)占比和重金屬總量具有較高的正相關(guān)性，這也是有機種植重金屬元素 Zn生態(tài)風險高于常規(guī)種植，As和Cd的生態(tài)風險等級低于常規(guī)種植的原因。

4 結(jié)論

（1）與常規(guī)種植相比，有機種植能有效降低土壤中Cd和As的質(zhì)量分數(shù)，但因長期施用有機肥增加了土壤中Cr、Cu、Zn和Pb的富集風險。

（2）研究區(qū)土壤中各重金屬元素形態(tài)分布差異較大。Cr、Cu、Zn、As均以殘渣態(tài)為主；Pb主要形態(tài)為可還原態(tài)和殘渣態(tài)；Cd在土壤中形態(tài)差距較大，常規(guī)種植主要形態(tài)為弱酸態(tài)和可還原態(tài)，有機種植為殘渣態(tài)、可還原態(tài)和弱酸態(tài)。有機種植土壤中As、Cd弱酸態(tài)的形態(tài)占比低于常規(guī)種植，Cr、Cu、Zn、Pb弱酸態(tài)的形態(tài)占比高于常規(guī)種植，因而有機種植降低了As、Cd的生物有效性，增加了Cr、Cu、Zn、Pb的生物有效性。

（3）地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)評價結(jié)果表明，研究區(qū)土壤污染元素是Cd，有機種植降低了重金屬污染的程度；RAC風險評價表明有機種植存在著Zn、As和Cd污染的生態(tài)風險，而常規(guī)種植為As和Cd，但有機種植As和Cd的生態(tài)風險等級低于常規(guī)種植，所以有機種植降低了重金屬污染程度和污染風險。