由于重金属化学性质和生态效应的复杂性，土壤重金属污染成为环境领域关注的重点问题之一^[1]. 重金属可通过多种暴露途径危害人体健康^[2]. 随着社会的快速发展，重金属污染的多样化，使得地层剖面重金属分布和迁移十分复杂. 因此，如何评价地层重金属的赋存与风险成为关注焦点.

潜在生态风险指数法^[3]是国际上众多专家从沉积学角度提出的，开始大多用于沉积物中重金属的污染评价^{[4, 5]}. 近年来被国内外学者广泛应用于土壤重金属评价. Islam等^[6]利用该方法对孟加拉国城市土壤有害元素进行生态风险评价. Ali等^[7]应用于制革工业污染区的重金属风险分析. 张倩等^[8]分析了天津工业区表层土壤重金属的污染污染程度及潜在生态风险； 郭伟等^[9]分析不同功能区0-5 cm地层重金属污染，对土壤环境质量进行综合评价. 但这些研究局限于大城市或污染较重的城区浅层土壤重金属^{[10, 11]}，仅凭浅层的土壤风险指数或污染指数判定一个剖面的污染及存在的风险. 然而随着深度的增加，由于地层原位层的氧化还原环境演变，影响着重金属的水溶性、 迁移性和生物有效性，随着时间的推移，在包气带易造成重金属累积，因此有必要对不同地层的风险指数进行潜在风险评价，结合重金属重点污染地层，综合反映包气带存在的污染特征及潜在生态风险.

目前关于北京地区的研究注重于重金属的空间分布特征及污染等级^{[12, 13, 14]}，对地层剖面中重金属的污染特性及潜在生态风险研究较少. 本研究通过对北京东南郊区土层剖面实施精细采样，分析地层中重金属的污染特征与潜在生态风险评价，以期为地质剖面土层中重金属赋存特征的认识与风险识别提供依据.

典型土层采样剖面位于北京东南部，永定河下游，属于华北平原的一部分，属暖温带半湿润季风气候，是北京市重要的粮、 菜、 瓜、 果生产基地. 地势自西北向东南略倾斜，地下水埋深年平均为10 m左右，地下水流向由西北到东南. 成土母质为永定河冲积物、 潮白河冲洪积物，土壤类型为潮土. 区内主要河道主要接纳再生水和部分污水. 根据土层分布情况，确定各采样区域采样深度，在每个采样点表层加密采样，深层采样间隔增大同时需结合土层性质考虑.

本研究共布设九组地层剖面，包括集约化农业污染、 污灌农田污染、 垃圾填埋、 工业污染区，一组未污染对照组. 采用GEO-Probe设备进行采样，深度在12 m左右，共70个土壤样品，典型地层岩性及采样点分布如图 1所示. 每个土样采集500 g用于土壤理化性质和重金属含量的检测. 采集的土壤样品立即放入便携式冰箱冷藏保存，当天带回实验室保存于-40℃冰箱中.

图 1

Fig. 1

图 1 典型地层剖面岩性及采样点分布 Fig. 1 Distribution of stratum lithology and sampling sites in the research area

所选地段地层岩性主要为粉土、 砂、 黏土、 卵石，地下水埋深在4-14 m. 从地层岩性可见，垃圾填埋场包气带岩性以粉砂、 细砂、 粗砂为主，粒径较大； 工业区污染地段剖面在20 m以上全为黏土，20 m左右为细砂层； 集约化农业区地层在0-15 m左右大多为颗粒较细的黏土，中间穿插有1-2 m不等的粉砂和细砂； 再生水灌溉区地层主要为黏土、 粉土、 砂，15 m左右存在一层杂色卵石； 对照区包气带岩性主要为粉土、 粉砂.

有机质(SOM)、 总磷(TP)、 阳离子交换量(CEC)按照《农业行业标准》测定. 总氮(TN)按照《林业行业标准》测定. pH值用酸度计测量^[15]. 利用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定重金属Cu、 Pb、 Cr的含量，原子荧光光谱法(AFS)测As的含量，测试仪器的检出限均低于0.01 mg ·kg^-1，测试的准确度和精密度采用国家土壤标准物质(GBW系列) 进行控制，各重金属的加标回收率均在90%以上，同时进行空白试验，测试结果符合质量控制要求.

本研究采用Origin 8.0软件作图，统计学软件SPSS 19.0对土层中重金属含量与土壤理化性质进行相关性和因子分析.

采用潜在生态风险指数法对研究区土层重金属进行潜在生态风险评价. 该方法在土壤重金属污染研究中已被广泛采用^{[16, 17]}. 潜在生态风险指数(RI)体现了生物有效性和相对贡献比例及地理空间差异等特点，能综合反映沉积物中重金属的影响潜力^[18]. 根据该方法，单一金属潜在生态风险因子Eⁱ_r、 多金属综合潜在生态风险指数RI，其关系如下：

表 1(Table 1)

表 1 潜在生态风险评价指标的分级 Table 1 Classification criteria of the potential ecological risk index 生态风险系数 生态风险程度 轻微 中等 强 很强 极强 Eir <40 40-80 80-160 160-320 >320 RI <150 150-300 300-600 600-1 200 >1 200

表 1 潜在生态风险评价指标的分级 Table 1 Classification criteria of the potential ecological risk index

重金属含量在不同地质剖面中的分布能在一定程度上反映人为污染的影响^[20]. 本研究采用土壤环境质量标准(GB 15618-1995)^[21]和北京市土壤背景值^[22]评价区域的污染状况，地层土壤主要理化性质及重金属含量剖面分布特征见表 2.

由表 2可知，地层土壤pH均值在8.3左右，变异系数均小于3%，在地层中较稳定，属于碱性土； 根据均值分析，SOM、 TN、 TP整体随地层深度的增加逐渐降低，在0-3m均值最高，分别为2.05%、 0.63g ·kg^-1、 0.65g ·kg^-1，CEC值表现为在0-6m逐渐降低，6-12m段出现小幅度回升现象； SOM、 CEC、 TN变异系数随着深度的增加逐渐升高，最高值分别达到了167.54%、 90.35%、 176.9%，表明地层中有机物和营养元素的来源已明显受到外界干扰，离散型相对较大，在地层中的变化规律较复杂，根据取样场地的周围环境可知，这些变异很大程度上可归结为农业化肥的过量使用、 工业污废水排放、 再生水回灌、 垃圾填埋堆积等人类活动强度不一的影响.

由分层均值可知，除Pb外，重金属含量在0-3 m、 3-6 m及6-12 m整体表现为逐渐降低的趋势，且含量均高于背景值，其中Cu、 Cr、 As在0-3 m段的最高均值分别达到各自背景值的1.18、 2.11、 2.71倍，但未超过土壤环境质量二级标准(pH>7.5)； 根据变异程度的分层分析，除Cr外，3-6 m段重金属变异程度最高，其次为6-12 m，0-3 m. 由Wilding^[23]对变异系数的划分，3-6 m段Cu、 Pb、 Cr、 As变异系数分别为68.93%、 159.33%、 59.60%、 92.04%，均属于高度变异(CV>36%). 表明在区域农业生产及人类活动干扰下，该地区土壤中重金属的聚集趋势较为明显，地层显著受到外界干扰.

重金属含量的剖面分布如图 2所示，不同场地地层重金属分布表现出差异性，同一地段不同重金属含量垂直分布规律非常相似，含量顺序均表现为：Cr>Cu>As>Pb. 研究区对照组(CK)重金属围绕背景值上下浮动，受人类活动干扰较小. 重金属Pb在地质剖面中的含量整体表现为随地层深度增加而降低，变幅为3-27.7 mg ·kg^-1，含量明显低于北京市背景值，仅在0-3 m表现出了一定的累积现象.

表 2(Table 2)

表 2 土壤主要理化性质及重金属含量剖面分布特征 1) Table 2 Physical-chemical properties and heavy metal contents in studied soil profiles 项目 深度/m pH SOM/% CEC/meq ·g-1 TN/g ·kg-1 TP/g ·kg-1 Cu/mg ·kg-1 Pb/mg ·kg-1 Cr/mg ·kg-1 As/mg ·kg-1 0-3 8.23±0.20 2.05±1.52 15.84±7.08 0.63±0.49 0.65±0.31 22.11±7.73 14.32±4.28 62.76±64.90 19.23±13.83 M±SD 3-6 8.35±0.13 0.85±0.81 6.8±5.23 0.40±0.31 0.51±0.14 17.81±12.28 15.43±24.58 43.97±26.21 18.32±16.86 6-12 8.5±0.22 0.78±1.31 9.23±8.34 0.19±0.34 0.40±0.12 16.74±9.84 10.66±4.95 36.93±17.27 12.91±11.45 0-3 2.42 73.97 44.7 77.43 48.68 34.94 29.87 103.40 71.94 CV/% 3-6 1.51 95.12 76.96 75.78 26.98 68.93 159.33 59.60 92.04 6-12 2.56 167.54 90.35 176.9 29.88 58.80 46.41 46.76 88.65 土壤质量标准 — — — — — — 100 350 250 25 背景值(BL) — — — — — — 18.7 24.6 29.8 7.09 1)M为平均值； SD为标准差； CV为变异系数

表 2 土壤主要理化性质及重金属含量剖面分布特征 1) Table 2 Physical-chemical properties and heavy metal contents in studied soil profiles

图 2

Fig. 2

图 2 地层中重金属的剖面分布 Fig. 2 Distribution of heavy metal contents in studied soil profiles

Cu、 Cr和As变化趋势表现出一致性，在农业地段(NY1)、 垃圾场(LJ)、 污灌(WG1)、 工业(GY1)的采样点的整体含量明显高于背景值及对照组，在地层中分布规律复杂，0-3 m起伏波动较密集，变幅分别在12.7-39.3、 48.2-115、 21-53.6 mg ·kg^-1之间； 3-6 m波动幅度较大，Cu、 Cr、 As最高含量分别达到了46、 115、 53.6 mg ·kg^-1，达到各自对照点的2.46、 3.2、 5.36倍； 6 m以下整体表现为下降趋势. 由于不同污染来源，造成了不同地段的地层剖面重金属分布规律具有显著的差异.

农业区(NY2、 NY3)、 污灌区(WG2)、 工业区(GY2)重金属围绕背景值上下浮动，整体呈现先降低后升高，之后降低的趋势. 表现为在0-6 m含量逐渐下降，土层Cu、 Pb、 Cr和As最低平均含量为3、 4、 7、 2 mg ·kg^-1，在6-9 m土层4种元素含量逐渐升高，分别达到18.5、 11.25、 28.25、 6 mg ·kg^-1，9 m以下则恢复下降趋势.

地层重金属的垂向分布不同于以往随深度增加而降低的规律^{[24, 25, 26]}，在地层中含量变化波动范围较大，且表层聚集表现不明显，表现出人为和自然地质的双重叠加影响. 由岩性分布可知，0-3 m岩性复杂，黏土层掺杂着粉砂层、 杂填土、 粉土、 细砂等，可能是造成该地段重金属分布不均的原因； 3-6 m段岩性单一，均属于黏土层，粒径较小，孔隙结构密实，连通性变差，土壤具有良好的持水性能，造成重金属在该地段发生累积. 此外，SOM、 CEC、 TN、 TP在地层分布的变异程度较强，也是造成重金属分布差异性显著的重要原因.

土壤重金属的空间分布主要是由母质、 土壤成因、 土壤性质和人类活动等共同作用的结果^[27]. 已有研究结果表明，土壤SOM、 pH等是影响重金属分布的关键因素^{[28, 29]}. 重金属含量与土壤理化指标的相关关系如表 3所示，pH值仅与Cu含量之间呈极显著负相关(P<0.01)，而与其他金属均不存在显著相关性. 大量研究表明，pH升高会提高重金属的吸附量，反之则下降，而在不同的土壤矿物、 土壤胶体、 金属的种类及本身特性情况下，pH的影响程度不同^{[30, 31]}. 该研究中地层pH偏碱性而与Pb、 Cr、 As不显著可能与研究区土壤矿物及土壤胶体在地层中分布不均有关. SOM对土壤理化性质影响较大，对土壤中的重金属行为影响较复杂，SOM中的腐殖质可与重金属形成络合物来影响土壤中重金属的移动性及其生物有效性^[32]，地层中SOM、 CEC与Cu、 Pb呈极显著或显著正相关(P<0.05或P<0.01)，与Cr、 As相关性均不显著，可能是由于采样区地层受人为影响造成有机质的变异程度较大所致.

由于人类活动的影响，营养元素N、 P不断向下淋溶，造成地层剖面N、 P的积累. 该研究中地层剖面营养元素TN与Cu呈极显著正相关(P<0.01)，与Pb、 As呈显著正相关(P<0.05)； TP与Cu、 Pb、 As呈极显著正相关(P<0.01). 表明Cu、 Pb、 As在地层中的分布均受到了TN、 TP的影响. 通过几项理化指标的相关分析可知，TN、 TP、 CEC与SOM之间存在极显著正相关(P<0.01)，证实地层中TN、 TP、 CEC的累积伴随SOM的累积，环境行为近似，由此造成TN、 TP、 CEC影响地层重金属的分布. 重金属Cu与Pb、 As，Cr与Cu、 As之间呈现呈极显著或显著正相关(P<0.05或P<0.01)，反映出以上土壤重金属具有一定同源关系.

表 3(Table 3)

表 3 土壤理化性质与重金属元素的相关分析 1) Table 3 Correlations of physicochemical properties and heavy metal contents in soil Cu Pb Cr As pH SOM CEC TN TP Cu 1 Pb 0.608** 1 Cr 0.278* 0.077 1 As 0.423** 0.291** 0.463** 1 pH -0.418** -0.207 -0.013 -0.104 1 SOM 0.493** 0.295** -0.155 -0.128 -0.144 1 CEC 0.692** 0.288* -0.064 0.128 -0.564** 0.482** 1 TN 0.516** 0.237* 0.029 0.238* -0.213 0.596** 0.418** 1 TP 0.579** 0.303** 0.247 0.430** -0.011 0.536** 0.255** 0.723** 1 1)**表示在0.01 水平(双侧)上显著相关，* 表示在 0.05 水平(双侧)上显著相关

表 3 土壤理化性质与重金属元素的相关分析 1) Table 3 Correlations of physicochemical properties and heavy metal contents in soil

以研究区土壤样品中4种重金属元素及pH、 SOM等为选择变量，进行因子分析(表 4)，根据相关性对变量进行分组，同组内的变量之间相关性较高，通过因子分析获取变量间相关关系更可靠的信息^{[33, 34]}. 选取最大方差法，根据特征值大于1原则抽取的3个主因子对重金属的累积解释率达到了73.60%. 第1主因子轴中解释了总变异的29.75%，主要表现为SOM、 TN、 TP具有较高载荷系数，说明SOM、 TN、 TP相关性较大，存在伴生现象. 第2主因子轴解释了总变异的24.42%，其中CEC、 pH、 Cu、 Pb载荷系数较高，而Cu、 Pb在第一主因子轴中的载荷系数也较高，说明SOM、 TN、 TP、 CEC对Cu、 Pb的络合、 迁移、 沉淀起到主要作用. 第3因子解释了总变异的19.43%，其中Cr、 As的载荷系数较高. 因子分析结果进一步证实了相关分析的结论.

根据潜在生态风险指数法计算各场地不同地层剖面中重金属的Eⁱ_r和RI范围见图 3及4所示. 以单个重金属的潜在生态风险系数箱型图分析可知，Cu、 Pb、 Cr、 As在研究区不同地层中的Eⁱ_r均值分别为5.27、 2.47、 2.94、 24.42，远远低于40，整体属于较微生态风险； 但As的Eⁱ_r值明显高于Cu、 Pb、 Cr，最大值达到58.6，存在中等潜在生态风险. 以单个潜在生态风险指数均值可知，土壤中4种重金属的潜在风险程度为As>Cu>Cr>Pb. 从多种重金属的综合潜在生态风险指数来看，0-3 m和3-6 m地层指数略高，6-12 m指数有所下降，但变化差异不大. 研究区内重金属的RI均值为大约为35.11，各地层段RI值范围均在150以内，属于轻微污染. 评价结果表明，目前北京东南郊地层重金属存在轻微生态风险，但As的含量已达到中等程度生态风险，需加以关注.

表 4(Table 4)

表 4 重金属影响因子分析 Table 4 Analysis of influencing factors for heavy metals 指标 初始因子载荷矩阵 旋转后因子载荷矩阵 1 2 3 1 2 3 TP 0.75 0.33 0.43 0.88 0.04 0.30 TN 0.79 0.03 0.37 0.85 0.21 0.04 SOM 0.69 -0.29 0.47 0.81 0.18 -0.30 pH -0.41 0.43 0.65 0.12 -0.85 0.13 CEC 0.71 -0.35 -0.35 0.31 0.80 -0.11 Cu 0.88 0.06 -0.22 0.55 0.67 0.26 Pb 0.57 0.09 -0.23 0.30 0.48 0.25 As 0.37 0.77 -0.31 0.15 0.18 0.88 Cr -0.04 0.80 -0.18 -0.08 -0.17 0.80 特征值 3.57 1.74 1.31 2.68 2.20 1.75 贡献率% 39.67 19.36 14.57 29.75 24.42 19.43 累积贡献率% 39.67 59.03 73.60 29.75 54.17 73.60

表 4 重金属影响因子分析 Table 4 Analysis of influencing factors for heavy metals

图 3

Fig. 3

图 3 土壤重金属潜在生态风险系数 Fig. 3 Potential ecological risk coefficients of soil heavy metals

图 4

Fig. 4

图 4 重金属综合潜在生态风险指数 Fig. 4 Potential ecological risk index of soil heavy metals

(1)北京东南郊地层中重金属含量的高低顺序表现为：Cr>Cu>As>Pb. 其中Pb仅在地层0-3 m出现累积现象； Cu、 Cr和As在3-6 m富集，最高值分别达到对照点的2.46、 3.2、 5.36倍. 地层中重金属元素在3-6 m段变异系数在59.60%-159.33%之间，属于高度变异.

(2)相关性及因子分析表明，地层剖面SOM、 CEC、 TN、 TP与Cu、 Pb呈极显著或显著正相关，证实SOM、 TN、 TP、 CEC是影响地层中重金属分布的重要因素.

(3)基于潜在生态风险分析可知，单个重金属的潜在风险程度为As>Cu>Cr>Pb，As已达到中等潜在生态风险. 重金属综合潜在生态风险指数RI在不同地层之间差异较小，均值约为35.11，表明该区域重金属生态风险属轻微，但As污染需加以关注.