全 文 ：中国生态农业学报 2016年 3月 第 24卷 第 3期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Mar. 2016, 24(3): 373383


* 国家自然科学基金项目(41171232, 41371512)和国家科技支撑计划项目(2013BAC08B03)资助
** 通讯作者: 陈志彪, 主要研究方向为资源环境与水土保持。E-mail: chenzhib408@vip.163.com
姜超, 主要研究方向为退化地生态过程。E-mail: jcjiangchengzi@163.com
收稿日期: 20150923 接受日期: 20151210
* Supported by the National Natural Science Foundation (No. 41171232, 41371512) and the National Key Technologies R & D Program of
China (No. 2013BAC08B03)
** Corresponding author, E-mail: chenzhib408@vip.163.com
Received Sep. 23, 2015; accepted Dec. 10, 2015
http://www.ecoagri.ac.cn
DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.151040
闽西南崩岗土壤重金属含量、分布、来源及生态风险*
姜 超1,2,3 陈志彪1,2,3** 陈志强1,2,3 赵纪涛1,2
(1. 福建师范大学地理科学学院 福州 350007; 2. 湿润亚热带山地生态国家重点实验室培育基地 福州 350007;
3. 福建师范大学地理研究所 福州 350007)
摘 要 选取福建省长汀县黄泥坑崩岗群内 2 处典型崩岗及附近一无崩岗山坡(对照区), 采样并测定了 63 份
0~20 cm土壤样品 Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、As、Cd含量, 运用相关分析与主成分分析进行重金属来源辨识, 并
应用 Hankanson 潜在生态风险指数法, 以福建省背景值和国家二级标准作为参比, 对研究区重金属进行潜在生
态风险评价。结果表明: 研究区土壤重金属含量从高到低的顺序依次为 Zn(105.56 mg·kg1)>Pb(67.21 mg·kg1)>
As(61.47 mg·kg1)>Cu(22.33 mg·kg1)>Cr(17.12 mg·kg1)>Ni(5.24 mg·kg1)>Cd(0.80 mg·kg1), Pb、Cd含量表现
为崩岗区>对照区, Cu、Zn、Ni、Cr、As、Cd含量与之相反。1号崩岗 Zn、Pb、As和 Cd平均值分别是福建
省背景值的 1.12倍、2.82倍、8.68倍和 13.33倍, 2号崩岗这 4种元素平均值分别是背景值的 1.11倍、1.36倍、
11.22 倍和 16.67 倍, 对照区该 4 种元素平均值分别是背景值的 1.58 倍、1.60 倍、5.14 倍和 14.44 倍; 与国家
土壤环境质量二级标准比较得出, 崩岗区和对照区 As 平均值分别超标 1.92 倍和 2.70 倍, Cd 平均值分别超标
2.31倍和 2.60倍。从集水坡面到沟道末端, 崩岗区 Pb、Zn、Cd含量呈增加趋势, Cu、Cr含量基本维持稳定, Ni
含量有所降低; 从坡面上部到下部, 对照区 Cu、Zn、Ni、Cr、Cd含量呈增加趋势, Pb含量略有降低; As含量
在研究区的分布无明显变化。Cu、Ni、Cr主要来源为成土母质, Zn主要来源于禽畜养殖, Cd、As的主要来源
包基岩风化稀土开采, Pb 主要来源于基岩矿化、煤炭燃烧及汽车尾气排放等复合污染源。以福建省背景值为
参比时, Cd潜在生态风险系数达到“极强风险”, As为“较强风险”, 其余均为“轻微风险”; 以国家二级标准为参
比时, Cd 属“较强风险”, 其余均为“轻微风险”。潜在生态风险指数(Ri)表现为 2 号崩岗>对照区>1 号崩岗。研
究区 Cd、As污染已较为严重, 应采取相应的安全防范措施。
关键词 水土流失 崩岗 土壤重金属 潜在生态风险
中图分类号: X825 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2016)03-0373-11
Content, distribution, source and ecological risk of heavy metals in soils
of Benggang areas in Southwest Fujian*
JIANG Chao1,2,3, CHEN Zhibiao1,2,3**, CHEN Zhiqiang1,2,3, ZHAO Jitao1,2
(1. College of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China; 2. Key Laboratory for Subtropical
Mountain Ecology, Ministry of Science and Technology and Fujian Province, Fuzhou 350007, China; 3. Institute of Geography,
Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China)
Abstract Sixty-three surface (020 cm) soil samples were collected in two typical Benggang areas (BG1 and BG2) in
Huangnikeng Benggang Group and an adjacent hillside without Benggang (CK) in Changting County of southwestern Fujian
Province. The contents of seven heavy metals in those samples were measured, and each heavy metal’s source was identified
by means of correlation and principal component analyses. Finally, the potential ecological risks of heavy metals were assessed
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on the basis of soil background values of Fujian Province and the second class standard of national soil environmental
quality. The results indicated that the order of contents of heavy metals in the investigated soil was Zn (105.56 mg·kg1) >
Pb (67.21 mg·kg1) > As (61.47 mg·kg1) > Cu (22.33 mg·kg1) > Cr (17.12 mg·kg1) > Ni (5.24 mg·kg1) > Cd (0.80 mg·kg1),
the contents of Pb and Cd in both BG1 and BG2 were higher than those in CK, while those of Cu, Zn, Ni, Cr, As and Cd were
opposite. The contents of Zn, Pb, As and Cd in BG1 were 1.12, 2.82, 8.68 and 13.33 times, BG2 were 1.11, 1.36, 11.22 and
16.67 times, and CK were 1.58, 1.60, 5.14 and 14.44 times the averages of soil background values in Fujian Province.
Compared with the second class standard of national soil environmental quality (GB15618—1995), the contents of As in
Benggangs and CK soils were 1.92 and 2.70 times, respectively, and the content of Cd was 2.31 and 2.60 times, respectively,
the nation standard. From upper slope to bottom of slope in Benggang systems, the contents of Pb, Zn and Cd increased, Cu
and Cr basically remained stable, while Ni decreased. From top to bottom of CK slope, Cu, Zn, Ni, Cr and Cd contents
increased, and Pb content decreased slightly. As content in study region kept relatively consistent. According to heavy metals
resources analysis with correlation and principal component analyses methods, Cu, Ni and Cr mainly came from parent
materials, Zn was associated with livestock breeding probably, Cd and As originated from substrate weathering and mining of
rare earth elements, and Pb were ascribed to compound pollution of bedrock mineralization, coal combustion, and exhaust
emission on provincial highway (No. 205). The potential ecological risk coefficients of Cd and As were classified as ‘extreme
strong level’ and ‘strong level’ respectively, and those of Cu, Zn, Ni, Pb, Cr were ranked as ‘slight level’ with soil background
values in Fujian Province as reference; while only Cd was ranked as ‘strong level’ and others were in range of ‘slight level’,
when the second class standard of national soil environmental quality was used as reference. The order of potential ecological
risk index was BG2>CK>BG1. The proper measures would be suggested to control the severe contamination of Cd and As in
this area.
Keywords Water and soil erosion; Benggang; Soil heavy metal; Potential ecological risk
崩岗被称为南方红壤侵蚀区“生态溃疡”, 是在
水力和重力交交互作用下土层甚至风化壳遭受剥
离、坍塌而形成的特殊侵蚀形式, 由集水坡面(位于
崩岗壁后缘的汇水面)、崩壁(发生坍塌的部位)、崩
积体(上方松散物质坠落堆积形成)、沟道和冲(洪)积
扇(沟道末端泻泥区)等侵蚀部位组成[13]。崩岗广泛
分布于长江流域、珠江流域及东南沿海诸河流域低
海拔丘陵地带, 其中崩塌面积≥60 m2 的崩岗已逾
239 000 处, 侵蚀面积约 1 200 km2, 年侵蚀总量
6 000万 t以上, 平均侵蚀模数高达 59 000 t·km2·a1[4]。
崩岗侵蚀具有发展速度快、突发性强, 侵蚀模数大、
危害严重, 土壤疏松瘠薄、酸性强及造林(草)难以成
活的特点。据资料统计, 1949—2005年间, 全国崩岗
侵蚀造成沙压农田达 3 600 km2, 损毁房屋 52 100间、
道路 36 000 km、桥梁 10 000 余座、水库 8 947座、
堰塘 73 000 座, 直接经济损失 328 亿元, 受灾人口
917万[5]。因此, 崩岗侵蚀对区域生态安全、粮食安
全、防洪安全和人居安全造成重要威胁, 严重制约
了地方经济社会的可持续发展。
崩岗作为我国特有的称谓, 与集中分布于地中
海比利牛斯山地、内盖夫沙漠及亚平宁半岛等地区
的沟壑丛生、地表破碎的侵蚀地貌——劣地 [68]
(Badland)存在相似之处, 具体表现在: 侵蚀过程由
水力重力混合作用, 岩层结构遭到破坏, 稳定性降
低; 地表形态差异较大, 冲积崩积物堆置于下方低
凹处 ; 土壤有机质含量极低 , 矿质养分稀缺 , 植被
稀少等。崩岗研究具有世界可比性, 可作为热点研
究在亚热带湿润地区的典型个例。
土壤作为陆地生态系统中物质循环与能量流动
活跃的界面, 既是重金属的最终归宿之一, 又是向
大气、水体及生物迁徙的重要媒介[9]。通过基岩矿
化、降雨及粉尘沉降与人为活动等途径进入土壤的
重金属 , 滞留时效较长 , 难于被微生物降解 , 可由
食物链在生物体内不断累积, 最终威胁人类健康。
目前, 土壤重金属污染已成为全球环境科学研究的
热点 [1012]。然而, 纵观已有研究成果, 多集中在矿
区[10,13]、城市[1415]、农田[1617]、水域[1819]和海陆交
错带[2021]等土地类型, 而对花岗岩发育形成的崩岗
侵蚀区重金属污染特征及其影响因素有关研究尚少
涉及。与此同时, 自曾昭璇等[22]最早将“崩岗”的概
念引入地理地貌学 30余年来, 崩岗研究主要侧重于
侵蚀过程与机制以及灾害防治等方面[35,2327], 对于
“崩岗侵蚀引起的区内生态环境效应, 特别是剧烈的
侵蚀过程是否会造成土壤重金属重分布及生态风
险”的研究较为薄弱。
因此, 本文通过选取福建省西南部长汀县黄泥
坑崩岗群内 2 处典型崩岗, 并以毗邻的未发生崩岗
侵蚀的山坡作为对照区, 在测定 63份土样 Cu、Zn、
Ni、Pb、Cr、As、Cd等重金属含量的基础上, 分析
崩岗不同部位土壤重金属分布特征, 并探究各重金
第 3期 姜 超等: 闽西南崩岗土壤重金属含量、分布、来源及生态风险 375


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属间的相互作用及其影响因素, 最后采用潜在生态
风险指数法评价其潜在生态风险, 以期揭示崩岗侵
蚀区土壤重金属污染特征, 为崩岗区实施治理以及
生态恢复提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
长汀县位于福建省西南隅, 属中亚热带季风性
湿润气候 , 年均气温 18.5 , ℃ 历史极端最低气温
8.0 , ℃ 最高气温 39.5 , ℃ 最冷月 1月平均气温 4.2 ℃,
最热月 7月平均气温 33.1 , ℃ 年均降雨量 1 710 mm,
年均蒸发量 1 403 mm, 年均无霜期 260 d, ≥10 ℃积
温 4 100~4 650 ℃。全县共有各类崩岗 3 583处, 占
福建省崩岗总数的 13.77%, 侵蚀面积 7.28 km2, 占
全省崩岗侵蚀面积的 11.36%, 崩岗密度 1.16个km2,
年均侵蚀量达 30 000 t 以上。黄泥坑崩岗群
(25°31′49″N, 116°16′52″E)位于长汀县濯田镇西南约
20 km处, 205省道牛坑头村段西侧约 1 km处。共有崩
岗 34处, 侵蚀面积约 37 500 m², 主沟长度 200.34 m,
宽度 4.87~12.10 m。本研究在黄泥坑崩岗群内选取
土壤母岩相同、地形条件相似的两处毗邻崩岗和一
处未发生崩岗侵蚀的自然坡面作为研究对象, 其基
本情况如下:
1号崩岗: 集水坡面海拔 359 m, 坡度 18°, 坡向
南偏西 18°, 崩壁高度 9.43 m, 宽度 3.55~5.09 m, 沟
道长度 13.83 m, 宽度 2.20~4.50 m, 面积 542 m2; 表
层岩土近赤褐色, 白色粗粒石英颗粒随处可见, 形
成高约 1 cm的微土柱, 有 2 mm物理结皮覆盖, 植
被覆盖度仅为 2%。2号崩岗位于 1号崩岗西南方向
约 15 m处, 集水坡面海拔 318 m, 坡度 15°, 坡向南
偏东 26°, 崩壁高度 6.30 m, 宽度 2.70~3.42 m, 沟道
长度 16.48 m, 宽度 0.71~1.54 m, 面积 146 m2, 植被
覆盖度达 90%以上, 沟道内有 5~10 cm凋落物覆盖。
无崩岗侵蚀山坡对照区(CK)位于 1、2号崩岗西南侧
约 100 m处, 海拔 323 m, 坡度 8°, 南偏东 24°, 坡面
长度 22.78 m, 宽度 4.86~5.20 m。植物生长状况好于
崩岗区。研究区乔木仅有马尾松(Pinus massoniana)
和杉木(Cunninghamia lanceolata), 灌木主要有岗松
(Baeckea frutescens)、毛冬青(Ilex pubescens)、石斑
木(Rhaphiolepis indica)、黄瑞木(Adinandra millettii)、
轮叶蒲桃(Syzygium buxifolium)、胡枝子(Lespedeza
bicolor)、枫香(Liquidambar formosana)、油茶(Camellia
oleifera)及木荷(Schima superba)等 , 草本主要有五
节芒 (Miscanthus floridulus)与芒萁 (Dicranopteris
dichotoma)等。土壤类型为由花岗岩风化形成的侵蚀
性红壤。
1.2 样品采集与处理
按 S1、S2、S3、S4、S5、S6、S7进行采样, 其
中崩岗区分别表示集水坡面(S1)、崩壁顶部(S2)、崩
壁中部(S3)、崩壁底部(S4)、崩积体上部(S5)、崩壁
下部(S6)和沟道末端沟口(S7)等侵蚀部位, 对照区各
点平均间距约 4 m(根据崩壁和主沟总长度测算得
出)。采用竹制撬铲垂直于地面采集各样点内 0~20 cm
表层土壤, 经 5 点混合均匀, 样品原始重量约 1 kg,
并在各样点同一等高线设置 3个重复(左、中、右端),
样品合计 63份。将重复土样均匀混合, 四分法取约
0.5 kg装入聚乙烯密封袋中, 分别贴上标签, 暂时放
置于保温箱内。另外, 考虑到降雨可能会对地表土
壤重金属含量造成影响[28], 选择在前 15 d内未曾发
生降雨的时段进行(2014年 7月 1日至 15日)。
1.3 样品测试
土样迅速带回实验室后, 剔除植物根系、残体
及石砾等杂物。置于通风处自然风干后, 用玛瑙研
钵磨细, 将样品分成 2份, 其中一份过 100目尼龙筛,
装入洁净纸袋内, 用于土壤重金属测定; 另一份过
25目和 100目尼龙筛用于土壤性质测定。
1.3.1 土壤重金属含量
重金属测定的预处理采用电热板消解法[29]: 准
确称取样品(40.0±0.5) mg 放入 Teflon 消解罐中, 加
入混合酸(HF︰HNO3=3︰1)2 mL, 150 ℃加热 12 h。
样品冷却后加入 0.25 mL HClO4, 于 150 ℃电热板
上蒸至近干, 加 2 mL 超纯水和 1 mL HNO3, 150 ℃
回溶 12 h。用超纯水定容 40 mL, 待测; 为避免样
品在测试过程中发生次生污染, 试验过程中所有玻
璃器皿、消解罐在使用之前均使用浓度为 5%硝酸浸
泡 24 h, 冲洗后烘干, 所用试剂均为优级纯, 水均为
18.2 M超纯水。采用美国 X-SerieⅡ型 ICP-MS 质
谱仪测试 Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、As、Cd 含量, 平
行测试 RSD%<5%, 同时采用国家标准物质黄红壤
(GBW 07405)和砖红壤(GBW 07407)进行监测和校
正, 标样测试值与标准值偏差在 10%以内, 测试过
程中选用 5 μg·L1的铟(In)和铹(Re)作为在线双内标
元素同步测定, 回收率为 85%~115%, 已达到美国
环境保护局 80%~120%标准要求。上述试验过程在
福建师范大学湿润亚热带山地生态国家重点实验室
培育基地完成。
1.3.2 土壤基本理化性质
采用常规方法对土壤基本理化性质进行测定。
土壤全碳、全氮采用碳氮元素分析仪 (Elementar
Vario MAX, 德国)测定; 全磷、速效磷和速效氮(氨
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氮+硝氮)采用连续流动分析仪(Skalar san++, 荷兰)
测定; 全钾和速效钾采用火焰分光光度仪测定; 土
壤容重及含水量采用环刀铝盒测定 ; 颗粒组成采
用粒径分析系统(SEDIMAT4-12, 德国)测定 ; 酸碱
度采用便携式 pH计(STARTER 300)测定。试验区土
壤基本理化性质见表 1。
表 1 试验区土壤基本理化性质
Table 1 Physico-chemical properties of soils of the investigated plots
调查区
Investigated plot
pH
容重
Bulk density
(g·cm3)
有机质
Organic matter
(g·kg1)
全氮
Total N
(g·kg1)
全磷
Total P
(g·kg1)
全钾
Total K
(g·kg1)
速效磷
Available P
(mg·kg1)
速效钾
Available K
(mg·kg1)
1号崩岗 BG1 5.10±0.15a 1.41±0.08a 1.28±0.81b 0.21±0.04a 0.06±0.00b 4.06±1.33b 0.66±0.19a 23.78±7.13b
2号崩岗 BG2 4.82±0.25b 1.31±0.17b 10.75±6.38a 0.64±0.36a 0.07±0.01b 5.63±1.74a 0.35±0.14b 21.53±12.03b
对照区 CK 4.65±0.13c 1.25±0.14b 13.65±7.60a 0.65±0.24a 0.47±0.17a 4.49±2.72ab 0.40±0.16b 31.94±7.08a
BG1和 BG2分别代表崩岗水土流失严重的两处地区, CK 为未发生崩岗侵蚀的自然坡面对照。同列不同字母表示在 5%水平上差异显著。
下同。BG1 and BG2 are two Benggang plots with serious soil erosion; CK is a natural slope without Benggang erosion. Different small letters in the
same column mean significant difference at 5% level. The same below.

1.4 数据分析
1.4.1 数据处理
数据经Microsoft Excel 2003整理后, 采用 SPSS
19.0 软件进行统计分析 , 并采用单因子方差分析
(One-Way ANOVA)对数据进行显著性检验(LSD 法,
α=0.05), 采用 Pearson 相关分析各重金属与土壤基
本理化性状间的相关性, 用 Origin 8.0完成绘图。
1.4.2 潜在生态风险
采用 Hakanson 潜在生态危害指数法[30](Ri)评价
土壤重金属危害程度。该方法可于土壤及水域沉积
物重金属潜在生态风险定量评价, 将重金属环境效
应与致毒参数结合起来, 既可反映单一重金属元素
环境危害 , 也能表征多种重金属污染源综合效应 ,
已成为重金属污染风险评价广泛应用的方法[10,17,19],
其计算公式如下:
i
i rR E  (1)
i
ji i
r r i
k
C
E T
C
  (2)
式中: ijC 为重金属 i 实测含量; ikC 为重金属 i 参比值;
i
rT 为重金属 i 毒性响应系数, 本文参考 Hakanson[30]和
徐争启等[31]计算方法, 各重金属毒性响应系数分别
为: Cd(30)、As(10)、Pb=Cu=Ni(5)、Cr(2)、Zn(1)。 irE
为重金属 i潜在生态风险系数, Ri为潜在生态危害指
数, 参考李一蒙等[14]计算方法, 对 irE 和 Ri分级标准
进行调整: irE <30 为“轻微风险”, 30≤ irE <60 为“中
等风险”, 60≤ irE <120 为“较强风险”, 120≤ irE <240
为“很强风险”, irE ≥240为“极强风险”; Ri<70为“轻
微风险”, 70≤Ri<140为“中等风险”, 140≤Ri<280为
“较强风险”, Ri≥280 为“极强风险”; 为了反映不同
参比值下崩岗土壤重金属潜在生态风险指数差异 ,
本文分别以福建省土壤重金属背景值[32]及国家土壤
环境质量二级标准[33]作为参比。
2 结果与分析
2.1 土壤重金属含量特征
如表 2 所示, 研究区内土壤重金属含量特征存在差
异, 各重金属含量从高到低依次为 Zn(105.56 mg·kg1)>
Pb(67.21 mg·kg1)>As(61.47 mg·kg1)>Cu(22.33 mg·kg1)>
Cr(17.12 mg·kg1)>Ni(5.24 mg·kg1)>Cd(0.80 mg·kg1)。
Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、As、Cd在 1号崩岗平均含量
分别为 12.37 mg·kg1、93.34 mg·kg1、4.49 mg·kg1、
98.39 mg·kg1、7.59 mg·kg1、50.16 mg·kg1和 0.72 mg·kg1,
2号崩岗平均含量分别为 12.01 mg·kg1、92.08 mg·kg1、
4.55 mg·kg1、47.35 mg·kg1、11.12 mg·kg1、64.85 mg·kg1
和 0.90 mg·kg1; 对照区平均含量分别为 42.62 mg·kg1、
131.26 mg·kg1、8.61 mg·kg1、55.89 mg·kg1、32.66 mg·kg1、
69.39 mg·kg1和 0.78 mg·kg1, 是 1号崩岗的 3.45倍、
1.41 倍、1.92 倍、0.57 倍、4.30 倍、1.38 倍和 1.08
倍, 是 2 号崩岗的 3.55 倍、1.43 倍、1.89 倍、1.18
倍、2.93倍、1.07倍和 0.87倍。除 1号崩岗 Pb和 2
号崩岗Cd以外, 对照区土壤重金属含量显著高于崩
岗区, 说明崩岗侵蚀能削减、降低土壤重金属含量,
各元素降低幅度顺序分别为 Cu≈Cr>Ni>Zn>As>Cd>
Pb。除 Cu、Ni和 Cr以外(对照区 Cu平均含量已超
福建省背景值), 1号崩岗 Zn、Pb、As和 Cd含量平
均值分别为福建省土壤背景值 1.12倍、2.82倍、8.68
倍和 13.33倍, 2号崩岗该 4种元素含量平均值分别
为福建省背景值 1.11倍、1.36倍、11.22倍和 16.67
倍, 对照区该 4 种元素平均值分别为福建省背景值
1.58 倍、1.60 倍、5.14 倍和 14.44 倍。进一步与国
家土壤环境质量二级标准(GB15618—1995)比较后
发现, 对照区 Cu、Zn的极大值已经超过标准, 整个
第 3期 姜 超等: 闽西南崩岗土壤重金属含量、分布、来源及生态风险 377


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研究区内As平均含量分别超标 1.92倍和 2.70倍, Cd
平均含量分别超标 2.31 倍和 2.60 倍。变异系数
(coefficient of variation, CV)反映数据的离散状况,
可以表征各重金属元素空间差异程度。崩岗区土壤
Pb的变异系数最大(54.06%), Cd次之(44.44%), Cu、
Zn、Ni、Cr、As 的变异系数均相对较小 , 介于
15.09~34.07%; 对照区土壤 Cu、Cr、Zn、Pb的变异
系数相对较大, 分别为 46.72%、32.55%、31.48%、
20.16%, 其余元素的变异系数均低于 20%。整个研
究区内土壤重金属的变异系数从大到小顺序为 Cu
(82.49%)>Cr(75.06%)>Pb(50.05%)>Ni(41.60%)>Cd
(37.50%)>Zn(31.69%)>As(22.40%)。
表 2 试验区土壤重金属含量描述统计结果
Table 2 Description statistic results of soil heavy metals concentrations in the investigated plots
调查区域
Investigated plot
统计量
Statistical item
Cu Zn Ni Pb Cr As Cd
极大值 Maximum (mg·kg1) 17.28 129.40 10.91 146.90 11.12 69.00 1.60
极小值 Minimum (mg·kg1) 6.50 54.08 2.85 41.94 6.56 22.47 0.28
平均值 Average (mg·kg1) 12.37b 93.34b 4.49b 98.39a 7.59c 50.16b 0.72b
标准差 Standard deviation (mg·kg1) 2.34 18.73 1.74 32.56 1.81 14.12 0.44
1号崩岗
BG1
变异系数 Coefficient of variation (%) 17.50 20.07 38.75 33.09 23.85 28.15 61.11
极大值 Maximum (mg·kg1) 15.36 128.60 7.57 109.10 17.24 50.25 1.23
极小值 Minimum (mg·kg1) 10.56 65.10 2.97 19.44 7.22 79.46 0.47
平均值 Average (mg·kg1) 12.01b 92.08b 4.55b 47.35b 11.12b 64.85a 0.90a
标准差 Standard deviation (mg·kg1) 1.41 19.19 1.35 27.43 2.89 9.36 0.24
2号崩岗
BG2
变异系数 Coefficient of variation (%) 11.74 20.84 29.67 57.93 25.99 14.43 26.67
极大值 Maximum (mg·kg1) 76.01 239.50 10.44 78.71 52.12 79.36 1.01
极小值 Minimum (mg·kg1) 24.07 82.68 6.52 41.64 18.44 42.04 0.59
平均值 Average (mg·kg1) 42.62a 131.26a 8.61a 55.89b 32.66a 69.39a 0.78b
标准差 Standard deviation (mg·kg1) 19.91 41.32 1.45 11.27 10.63 9.40 0.14
对照区
CK
变异系数 Coefficient of variation (%) 46.72 31.48 16.84 20.16 32.55 13.55 17.95
福建省土壤背景值[30]
Soil background value in Fujian Province (mg·kg1)
21.6 82.7 13.50 34.9 41.3 5.78 0.054
土壤环境质量国家二级标准[31] (pH<6.5 )
National second soil environmental quality standard (mg·kg1)
50 200 40 250 150 30 0.30

2.2 土壤重金属分布特征
研究区内土壤各重金属分布特征存在差异(图 1)。
沿集水坡面、崩壁顶部、崩壁中部、崩壁底部、崩
积体上部、崩积体下部到沟道末端, 崩岗区 Cu、Cr
含量基本维持稳定, Zn、Cd含量表现出增加趋势, Ni
含量有所降低, Pb 含量在崩积体处有所下降, 总体
上亦呈增加趋势 ; 而对照区 , 从坡面上部到下部 ,
大多数重金属(Cu、Zn、Ni、Cr和 Cd)含量呈增加趋
势, Pb含量略有降低; As含量在研究区内呈波动变
化规律。总体而言, 除 Pb和 As以外, 崩岗系统土壤
重金属含量在不同部位间表现较强的稳定性, 空间
差异较小。
2.3 土壤重金属来源解析
2.3.1 相关分析
重金属元素间相关分析有助于辨识重金属来
源 [9,3436]。由表 3得知, 研究区内重金属元素 Cu、
Zn、Ni、Cr之间具有较强的相关性, Cu-Zn、Cu-Ni、
Cu-Cr、Zn-Cr 和 Ni-Cr 均呈极显著正相关, 其相关
系数分别达到 0.806、0.775、0.946、0.737和 0.659,
说明 Cu、Zn、Ni和 Cr可能具有相同的来源。Pb、
As 和 Cd 间的相关系数具有明显差异, 其中 Pb 与
Cr呈显著负相关, Pb-Cr相关系数为0.318, 说明 Pb
与 Cr来源可能不同; As-Cu、As-Zn和 As-Cr的相关
系数分别为 0.385、0.317和 0.434, 呈显著或极显著
正相关, 而 As-Pb的相关系数为0.369, 呈极显著负
相关, 说明 As 可能受到多因素的混合影响; Cd-Zn
呈显著正相关 , 相关系数为 0.268, 与其他重金属
元素均无相关性, 据此推测 Cd 可能来自于外源污
染源。
与此同时, 与本地区地带性植被米槠林土壤[37]
比较, 土壤 pH、容重较大, 而有机质、全氮、全磷、
全钾含量明显偏低, 研究区土壤理化性质总体上呈
现出明显的侵蚀特征(表 1)。土壤理化性质对重金属生
态活性、生物毒性及其环境迁徙等具有重要影响[36,38]。
378 中国生态农业学报 2016 第 24卷


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图 1 不同调查区域土壤重金属空间分布特征
Fig. 1 Spatial distribution characteristics of soil heavy metals
in different investigation plots
崩岗区 S1 为集水坡面, S2 为崩壁顶部, S3 为崩壁中部, S4
为崩壁底部, S5为崩积体上部, S6为崩积体下部, S7为沟道出口;
对照区 S1至 S7为从坡面上部到下部样点。图 2同。 In Benggang
plots, S1 is water-collecting slope, S2 is top section of collapsing
slope, S3 is middle section of collapsing slop, S4 is bottom section of
collapsing slope, S5 is upper section of colluvial deposit, S6 is lower
section of colluvial deposit, S7 is channel outlet. For CK, S1 to S7 are
spots from top to bottom of slope. The same as the figure 2.
通过与土壤基本理化性质相关分析可知(表 4), 崩岗
土壤 Cu、Cr与有机质、全氮、全磷和速效钾呈极显
著正相关, 与 pH、土壤容重和全钾呈显著负相关;
Zn 与速效钾无相关性, 与土壤理化性质的相关性与
Cu、Cr较为相似; Ni与全磷、速效钾呈极显著相关;
Pb与 pH、土壤容重、速效磷呈极显著正相关, 与有
机质、全氮呈极显著负相关, 与全磷、速效钾呈显
著负相关(与 Cu、Cr恰好相反); As与有机质、全氮、
全磷呈极显著正相关 , 但相关系数较低 , 分别为
0.465、0.378和 0.376, 与 pH、土壤容重呈极显著负
相关; Cd仅与全钾具有相关性(R=0.254*)。
2.3.2 主成分分析
为进一步准确解析土壤重金属来源, 对土壤重
金属及其理化性质 15个指标进行主成分分析(表 5)。
KMO和 Bartlett球形检验值分别为 0.683和 0, 说明
对这 15个指标进行主成分分析是适合的。极大化方
差旋转后的因子载荷矩阵中, 前 7 个主成分累积方
差贡献率达 87.42%, 已可以解释 15个指标的绝大部
分信息。PC1的方差贡献率为 23.51%, Cu、Ni和 Cr
载荷分别达到 0.982、0.788和 0.890; 对照表 2发现,
Cu、Ni、Cr 平均含量明显低于福建省背景值(对照
区 Cu除外), 因此将 PC1归为“自然源因子”; PC3的
方差贡献率为 12.58%, Zn的载荷达 0.807, 结合相关
分析结果, Zn可能来自于禽畜养殖; PC5的方差贡献
率为 8.28%, 主要表达 Cd 的信息, 载荷为 0.939;
PC7 的方差贡献率为 8.86%, As 的载荷高达 0.934,
Cd 与 As 的来源可能与成土母质和该县稀土开采活
动有关; Pb在各主成分中均有分布, 推测 Pb可能受
到基岩风化、附近居民煤炭燃烧以及省道 205 的汽
车尾气排放及轮胎磨损等复合污染源综合影响。另
外, 从表 5 可看出, 仅有全磷的载荷在 PC1 达到了
0.929, 其他土壤理化性质指标的因子载荷分布于
不同主成分中, 说明崩岗侵蚀对土壤理化性质影响
较大。
2.4 土壤重金属潜在生态风险
表 6 为研究区各重金属单因子潜在生态风险系
数表现。从表 6可以看出, Cu、Zn的生态风险系数
为对照区>1号崩岗>2号崩岗, Ni、Cr、As为对照区>
2 号崩岗>1 号崩岗, Pb 为 1 号崩岗>对照区>2 号崩
岗, Cd 为 2 号崩岗>对照区>1 号崩岗。以福建省土
壤背景值为参比时, 研究区 7 种重金属单因子潜在
生态风险系数平均值从大到小的顺序为 Cd>As>Pb>
Cu>Ni>Zn>Cr。其中 Cd 污染最为严峻, 已达到“极
强风险”, As污染亦比较严重, 属“较强风险”, 其余
第 3期 姜 超等: 闽西南崩岗土壤重金属含量、分布、来源及生态风险 379


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表 3 试验区土壤重金属元素间的相关系数
Table 3 Correlation coefficients of soil heavy metals in the investigated plots
Cu Zn Ni Pb Cr As Cd
Cu 1.000
Zn 0.806** 1.000
Ni 0.775** 0.139 1.000
Pb 0.208 0.035 0.128 1.000
Cr 0.946** 0.737** 0.659** 0.318* 1.000
As 0.385** 0.317* 0.234 0.369** 0.434** 1.000
Cd 0.114 0.268* 0.211 0.242 0.068 0.185 1.000
*和**分别表示在 P<0.05和 P<0.01水平显著, 下同。* and ** mean significant correlation at 0.05 and 0.01 levels, respectively. The same
below.
表 4 试验区土壤重金属元素与理化性质的相关系数
Table 4 Correlation coefficients between soil heavy metals and physico-chemical properties in the investigated plots
酸碱度
pH
容重
Bulk density
有机质
Organic matter
全氮
Total N
全磷
Total P
全钾
Total K
速效磷
Available P
速效钾
Available K
Cu 0.519** 0.451** 0.653** 0.464** 0.943** 0.413** 0.211 0.333**
Zn 0.416** 0.462** 0.566** 0.352** 0.719** 0.321* 0.040 0.091
Ni 0.156 0.101 0.032 0.103 0.603** 0.085 0.255 0.505**
Pb 0.700** 0.391** 0.639** 0.490** 0.275* 0.214 0.565** 0.205*
Cr 0.580** 0.395** 0.629** 0.476** 0.935** 0.280* 0.291* 0.413**
As 0.439** 0.276** 0.465** 0.378** 0.376** 0.004 0.241 0.204
Cd 0.020 0.040 0.211 0.214 0.059 0.254* 0.150 0.146
表 5 试验区土壤重金属元素及其基本理化性质因子载荷
Table 5 Factor loadings of soil heavy metals and physico-chemical properties in the investigated plots
旋转后因子载荷 Rotated component matrix
指标 Index
PC1 PC2 PC3 PC4 PC5 PC6 PC7
Cu 0.982 0.008 0.018 0.003 0.012 0.036 0.067
Zn 0.080 0.040 0.807 0.020 0.279 0.035 0.109
Ni 0.788 0.034 0.217 0.150 0.184 0.163 0.179
Pb 0.046 0.824 0.326 0.156 0.232 0.144 0.147
Cr 0.890 0.232 0.173 0.102 0.044 0.065 0.048
As 0.146 0.259 0.015 0.014 0.103 0.024 0.934
Cd 0.076 0.006 0.206 0.116 0.939 0.017 0.091
酸碱度 pH 0.249 0.857 0.078 0.019 0.105 0.255 0.040
容重 Bulk density 0.029 0.297 0.047 0.268 0.015 0.856 0.033
有机质 Organic matter 0.043 0.875 0.061 0.176 0.146 0.166 0.157
全氮 Total N 0.070 0.686 0.057 0.331 0.343 0.318 0.127
全磷 Total P 0.929 0.110 0.007 0.169 0.009 0.134 0.032
全钾 Total K 0.054 0.283 0.084 0.833 0.112 0.284 0.022
速效磷 Available P 0.188 0.345 0.595 0.488 0.120 0.056 0.146
速效钾 Available K 0.377 0.074 0.796 0.120 0.076 0.063 0.105
方差比例 Percentage of variance (%) 23.51 20.52 12.58 8.41 8.28 7.25 8.86
累积贡献率 Cumulative (%) 23.51 44.03 56.62 65.02 73.30 80.55 87.42

均为“轻微风险”; 以国家土壤环境质量二级标准为
参比时, 7种重金属单因子潜在生态风险系数平均值
大小顺序为Cd>As>Cu>Pb>Ni>Zn>Cr, 其中Cd达到
“较强风险”等级, 其余均为“轻微风险”。从图 2可以
看出, 不同调查区潜在生态风险指数(Ri)为 2 号崩
岗>对照区>1 号崩岗。以福建省土壤背景值作为参
比时, Ri 指数平均值为 570.24, 已达到“极强风险”;
以国家土壤环境质量二级标准作为参比时, Ri 指数
380 中国生态农业学报 2016 第 24卷


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表 6 试验区土壤重金属单因子潜在生态风险系数( irE )
Table 6 Single potential ecological risk coefficients of results of soil heavy metals ( irE ) in the investigated plots
参比值
Reference value
调查区域
Investigated plot
Cu Zn Ni Pb Cr As Cd
1号崩岗 BG1 2.87±0.54 1.13±0.23 1.66±0.64 14.10±4.66 0.37±0.09 86.78±24.42 401.16±243.21
2号崩岗 BG2 2.78±0.28 1.11±0.23 1.69±0.50 6.78±3.93 0.54±0.14 112.20±16.19 502.22±131.05
对照区 CK 9.87±4.61 1.59±0.50 3.19±0.54 8.00±1.61 1.58±0.51 120.05±16.28 432.88±79.00
福建省背景值[30]
Background soil
value in Fujian
Province
平均值 Average 5.17±4.26 1.28±0.40 1.94±0.81 9.63±4.82 0.83±0.62 106.34±23.81 445.42±168.65
1号崩岗 BG1 1.24±0.23 0.47±0.09 0.56±0.22 1.97±0.65 0.10±0.02 16.72±4.71 72.21±43.78
2号崩岗 BG2 1.20±0.12 0.46±0.10 0.57±0.17 0.95±0.55 0.15±0.04 21.62±3.12 90.40±23.59
对照区 CK 4.26±1.99 0.66±0.21 1.08±0.18 1.12±0.23 0.44±0.14 23.13±3.14 77.92±14.22
国家Ⅱ级标准[31]
National second
soil quality
standard
平均值 Average 2.23±1.84 0.53±0.17 0.66±0.27 1.34±0.67 0.23±0.17 20.49±4.59 80.18±30.36


图 2 试验区土壤重金属潜在生态风险指数
Fig. 2 Potential ecological risk index of soil heavy metals in
the investigated plots
Ria与 Rib分别表示以福建省背景值和国家Ⅱ级标准为参比
的潜在生态风险指数. Ria and Rib indicate potential ecological risk
indexes consulted by background soil value in Fujian Province and
national second soil environmental quality standard, respectively.

平均值为 105.53, 属“中度风险”。因此从总体上看,
研究区内土壤重金属污染已构成一定的潜在风险。
无论是以福建省土壤背景值还是国家土壤环境质量
二级标准为参比, 从集水坡面到沟道末端, 崩岗区
Ri指数总体上呈增加趋势。
3 讨论与结论
本研究表明, 崩岗区 Pb、Cd 含量高于对照区,
Cu、Zn、Ni、Cr、As和 Cd含量与之相反, Zn、Pb、
As、Cd存在明显局部富聚与点源污染的趋势, 其中
Zn、Pb、Cd含量普遍高于我国农田土壤[39], 这与王
斐等[10,40]、李小飞等[41]和王友生等[42]得出的结论基
本一致 , 这可能与闽西赣南地区的以花岗岩风化
形成的红壤环境以及农业种植、畜牧等生产活动
有关 [17]。Pb、As和 Cd平均含量接近或已经超过国
内主要城市土壤[14], 对照区 Cu 平均含量比城市土
壤略高, 崩岗系统内 Cu 平均含量不及城市土壤的
1/2, 所有样品中 Zn、Ni、Cr含量平均值远低于城市
土壤, 这说明研究区土壤受工业活动影响较小, 与
城市土壤重金属污染特征具有明显差异。
崩岗侵蚀过程可概括为: 在水流和重力交替作
用下, 原坡面土体崩塌坍落形成崩壁, 坠落的土体
在崩壁底部形成崩积体, 崩积体在在降雨径流的冲
刷下部分土体在沟道内沉积, 或搬运至沟道出口以
及下游农田发育成洪积扇。刘希林等[26]对广东省莲
塘岗崩岗 2011—2013年侵蚀过程三维激光扫描监测
的研究中发现, 崩岗侵蚀主要发生在崩壁、崩积体
及两者侧向区域, 这与本文崩岗系统土壤重金属分
布特征基本吻合, 即绝大部分重金属元素含量变化
呈现出沿集水坡面到沟道末端总体上呈增加趋势。
另外, 不同植被盖度崩岗土壤重金属空间分布无明
显差异, 且不同部位崩岗土壤 Cu、Zn、Ni、Cr含量
空间差异相对较小, Pb、As和 Cd差异相对较大, 这
表明崩岗侵蚀可能是土壤重金属空间分异的重要原
因, 同时也可能受外源污染源输入的潜在影响。
通过对研究区土壤进行重金属相关性分析及主
第 3期 姜 超等: 闽西南崩岗土壤重金属含量、分布、来源及生态风险 381


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成分分析, 并结合各元素空间分布特征综合辨识发
现, Cu-Ni-Cr 表现较强的耦合性, 推测主要来自于
母质成土过程中风化; Zn 作为禽畜饲料添加剂的重
要成分, 广泛用于减少病害、促进成长, 但被禽畜有
效利用极低, 绝大部分通过粪便排出体外, 导致农
地土壤 Zn 含量增加[4345], 研究区周边居民常年养
殖猪、鸡、鸭等禽畜, 表明 Zn可能来自于禽畜养殖;
Cd、As含量远高于福建省背景值, 推测其来源主要
包括: 1)成土母质; 2)稀土开采, 长汀县是我国南方
新型离子吸附型稀土的富集地区, 自 20 世纪 90 年
代以来, 随着稀土市场价格的攀升, 该县稀土矿开
采加剧, 势必对Cd、As进入土壤造成潜在影响[4142];
Pb 与有机质呈极显著负相关性, 说明成土母质 Pb
含量较高 , 而周边居民的煤炭燃烧以及附近省道
205 的汽车尾气排放及轮胎磨损产生的粉尘通过大
气(干)沉降与降雨(湿)沉降等也是重要的输入土壤
的途径。
从单因子潜在生态风险系数可以看出, 无论是
以福建省土壤背景值还是国家土壤环境质量二级标
准为参比值, 研究区 As、Cd含量较高, 并且其毒性
响应系数值相对较大, 分别达到 10和 30, 致使 As、
Cd 潜在生态风险系数远高于其余元素, 因此潜在生
态风险指数(Ri)值的大小绝大程度取决于 As、Cd污
染状况。Ri 的分布特征从上游区到下游区呈现出增
加趋势, 与侵蚀过程基本一致。由于福建省 Cd背景
值极低(0.054 mg·kg1), As为 5.78 mg·kg1, 造成 As、
Cd 的潜在生态风险系数远高于以国家二级标准为
参比。但总体上, 研究区 Cd、As污染问题已经比较
突出, 应引起有关部门的高度关注。另外, 从本文结
果可以看出 , 崩岗侵蚀对研究区主要重金属污染
As、Cd无明显的消减作用, 崩岗与对照坡地 Ri差异
较小, 重金属潜在生态风险仍然较高。区域性的种
植措施、采矿活动、交通运输以及人畜粪便等废弃
物排放都会成为外源重金属输入土壤的有效途径 ,
农区土壤重金属的来源辨析有待进一步深入研究。
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