利川地处湖北西南边陲，属云贵高原东延部分，巫山余脉和武陵山北上余脉交汇部，清江、郁江发源地。东南接恩施、咸丰，西北与重庆市的奉节、云阳、万州、石柱、黔江、彭水相邻。南北跨北纬29˚42'~30˚39'，长105 km，属亚热带；东西贯东经108˚21'~109˚18'，宽92 km，国土面积4605.53 km²。辖14个乡镇(办事处)，2021年户籍总人口91.75万，常住人口71.44万。是恩施州面积最大、人口最多的县级市。境内山地、峡谷、丘陵、山间盆地及河谷平川相互交错，120余万亩耕地镶嵌其间，占国土面积的17.39%。城区位于中部盆地偏东部位，海拔1079.5米，高于周边各县市。

2021年度耕地质量等级评价土壤样品，计338个，其中水田95个、旱地243个，覆盖全市13个乡镇(见 图1 )，都亭办事处属城区，耕地面积较小，未采样；佛宝山开发区归入汪营镇。采样时间为2022年11~12月，作物收获后。以自然田块为采样单元，按NY/T1121.1-2006要求采集耕层土样。

土样委托湖北省地矿局恩施实验室检测，按 表1 中标准检测了耕地土样的pH、有机质及重金属镉、砷、铬、铅、汞等项目。按张敬雅等 [8] 的<10%为弱变异、10%~100%为中等变异、>100%为强变异划分变异系数。用《县域耕地资源管理信息系统》绘制采样点、重金属分级分布图，Excel作数据统计及相关性分析。

《土壤环境质量 农用地土壤污染管控标准》(GB15618-2018) [5] 根据土壤不同pH范围制定了农用地土壤污染风险筛选值和管制值，筛选值指农用地土壤中污染物含量不高于该值的，对农产品质量安全、农作物生长或土壤生态环境的风险低，一般情况下可以忽略；超过该值但不高于管制值的，对农产品质量安全、农作物生长或土壤生态环境可能存在风险，应加强土壤环境监测和农产品协同监测，原则上应当采取农艺调控、替代种植等安全利用措施；管制值指农用地土壤中污染物含量超过该值的，食用农产品不符合质量安全标准等农用地土壤污染风险高，且难以通过安全利用措施降低风险，原则上应该采取禁止种植食用农产品、退耕还林等严格管控措施。本文按此标准中(表2)最严(最低)风险筛选值和管制值将耕地划分为绿区(重金属含量不高于最低风险筛选值)、黄区(重金属含量在筛选值与管制值之间)、红区(重金属含量高于管制值)，并进行分区评价。

本文运用单因子指数法(1) [9] 和地累积指数法(2) [10] 对利川耕地重金属镉、砷、铬、铅、汞污染分别作单项评价；内梅罗指数法(3) [11] 和潜在生态危害指数法(4) [12] 对5种重金属污染作综合评价，各指数分级评价标准见 表3 ，相关指数的计算方法如下。

$P_i=C_i÷S_i$(1)

P_i为单因子指数，C_i为样品实测值，S_i为参考标准值，因利川无耕地背景值数据作参考，且国家制定了风险筛选值及管制值，本文采用 表2 中绿区上限值为参考标准值，下同且相同符号表示相同值；

$I_{geo}={\log }_2\left(C_i÷k{S}_i\right)$(2)

I_geo为地累积指数，k为修正系数，一般取1.5；

$P_N=\sqrt{\left(P_{ave}^2+P_{\max }^2\right)÷2}$(3)

P_N为内梅罗指数，P_ave为单项污染指数平均值，P_max为单项污染指数最大值；

$RI={\displaystyle \sum E_i}={\displaystyle \sum T_i}{P}_i={\displaystyle \sum T_i}\times C_i÷S_i$(4)

RI为潜在生态危害综合指数，E_i为重金属潜在单项危害指数，T_i为重金属毒性响应系数，Cd = 30、As = 10、Cr = 2、Pb = 5、Hg = 40 [13] 。

注：表中小括号表示不包含此值，中括号表示包含此值。

利川338个耕地样品的5种重金属统计分析结果见 表4 。镉、砷、铬、铅、汞的平均含量分别为0.368 ± 0.234 (标准差) mg/kg、12.14 ± 7.11 mg/kg、77.69 ± 25.72 mg/kg、31.81 ± 8.86 mg/kg、0.092 ± 0.049 mg/kg，分别是最低风险筛选值的1.23、0.61、0.52、0.45、0.18倍，相对含量Cd > As > Cr > Pb > Hg，仅镉略高于筛选值，存在污染风险；变幅范围分别为0.110~2.762 mg/kg、1.56~30.63 mg/kg、24.00~307.73 mg/kg、14.93~104.04 mg/kg、0.016~0.521 mg/kg，镉的极大值处于红区、其余4种极大值处于黄区，汞的极大值仅略高于筛选值(0.500 mg/kg)；变异系数(RSD%) 27.84%~63.52%，中等变异，Cd > As > Hg > Cr > Pb，变异系数能反映土壤性质受人类活动影响程度，中等变异说明空间分布比较均匀，离散性不显著，受外界因素影响较小 [14] 。

与湖北恩施、湖北省、邻近省(市)重庆及全国的平均水平比较( 表5 )，利川耕地镉、砷、铬、铅、汞的平均含量分别是恩施的0.58、0.91、0.85、0.93、0.77倍，皆低于恩施的平均水平；是湖北省的1.42、1.18、1.16、1.00、0.95倍，镉高出较多、其它略高于或与湖北省的平均水平基本持平；是重庆的0.92、1.19、1.33、0.63、0.93倍，砷、铬高于重庆平均水平，其它低于重庆；是全国的1.53、1.17、1.34、1.00、0.83倍，只有铅、汞低于全国平均水平或持平。

利川、恩施暂无背景值数据，利川耕地镉、砷、铬、铅、汞的平均含量分别是湖北背景值的2.14、0.99、0.90、1.19、1.15倍；重庆背景值的2.63、1.74、1.58、1.35、2.30倍；全国背景值的3.79、1.08、1.27、1.22、1.42倍。利川紧靠重庆，雨热条件等气候特征、成土母岩母质与其更相似或一致，与重庆背景值比较，利川耕地重金属都存在超标现象，且镉最突出，顺序为：Cd > Hg > As > Cr > Pb；与湖北、全国比较，镉超标的倍数最高。在5种重金属中，镉污染对利川耕地及农业生产的影响最大( 表5 )。

五种重金属中，镉污染最为严重( 图2 )，56.80%的样点处于黄区，齐跃山脉以西的建南、谋道和东南部的毛坝三个镇分布相对较少，齐跃山脉分布较密集，其它乡镇较均匀分布；1个样点处于红区，位于利川南部的沙溪乡石门村，海拔1188 m，土类为碳酸盐岩发育的黄棕壤。其次为砷( 图2 )，有17.16%的样点处于黄区，主要分布在柏杨坝(11个点)、团堡(9个点)、文斗(9个点)、凉雾(7个点)、汪营(6个点)、元堡(5个点)6个乡镇；忠路(4个点)、南坪(3个点)、东城(2个点)、毛坝(1个点)、谋道(1个点)5个乡镇零星分布；建南、沙溪2个乡镇无分布。铬、铅、汞处于黄区样点较少，铬黄区样点4个，分别位于团堡镇的马鸣坝、龙台村，海拔1000 m左右，皆为碳酸盐岩发育的黄棕壤；建南镇中部营村，海拔650 m，为紫色页岩发育的酸性紫色土；谋道镇上磁村，海拔800 m，为紫色页岩发育的酸性紫色土。铅黄区样点2个，分别位于建南镇平桥村，海拔967 m，为紫色砂岩发育的中性紫色土；柏杨坝镇龙河村，海拔821 m，为紫色页岩发育的碱性紫色土。汞黄区样点1个，位于柏杨坝镇响水村，海拔1117 m，由第四纪黏土发育的黄棕壤( 表6 )。

图2. 利川耕地镉、砷含量分级分布点位图

该批耕地样品338个，pH均值5.99 ± 1.06，变幅范围4.08~8.33，变异系数17.76% (中等偏低变异)。按GB15618-2018对土壤pH的分级范围界定，pH ≤ 5.5的酸化样点127个、占37.57%，5.5 < pH ≤ 6.5的酸性样点101个、占29.88%，6.5 < pH ≤ 7.5的中性样点75个、占22.19%，pH > 7.5的碱性样点35个、占10.36%。按此分级范围对耕地重金属含量进行分类统计，随着耕地pH升高，镉、砷、铬、汞都表现为均值先升高再降低，铅则一直呈升高之势；耕地呈碱性时铬和汞均值最低，耕地酸化时镉、铅、砷则最低；几种重金属的均值最高水平都出现在中性范围。镉的极大值出现在中性耕地中，极小值则出现在酸化耕地中；砷的极大值出现在中性耕地中，极小值则出现在微酸性耕地中；铬的极大值出现在酸化耕地中，极小值则出现在微酸性耕地中；铅的极大值出现在碱性耕地中，极小值则出现在微酸性耕地中；汞的极大值出现在酸化耕地中，极小值则出现在微酸性耕地中( 表7 )。

利川习惯按海拔高度分区，低于800 m的为低山，国土面积占7%；800~1200 m的为二高山，国土面积占41%；1200 m以上的为高山，国土面积占52%。耕地主要分布在二高山和高山地区，低山、二高山、高山耕地占比约为10%、40%、50% [16] 。耕地土壤的镉、砷、铬、铅、汞均值垂直分布特征明显，皆随海拔升高而升高，重金属污染高山 > 二高山 > 低山，特别是镉二高山及以上超过了GB15618-2018规定的最低风险筛选值，处于黄区水平，在作物种植的区域布局上应引起高度重视( 表8 )。

利川耕地利用类型分为水田和旱地(包括林地、草地和部分未利用地)，土壤类型有9类，水田为水稻土，旱地有按海拔呈垂直地带分布的棕壤(1500 m以上)、黄棕壤(800~1500 m)、黄壤(800 m以下)，呈微域分布的石灰土、紫色土，分布于河流两岸的潮土，以及高寒地带的草甸土和沼泽土。各土类面积占比为：黄壤3.75%、黄棕壤57.05%、棕壤16.83%、紫色土14.59%、石灰土2.03%、潮土0.04%、水稻土5.69%、草甸土0.01% (739亩)、沼泽土0.00% (200亩)，其中耕地面积占比分别为：黄壤3.54%、黄棕壤42.18%、棕壤6.56%、紫色土9.48%、石灰土1.81%、潮土0.27%、水稻土36.15% [16] 。

耕地中旱地的镉、砷、铬、铅、汞均值高于水田，其中镉都超过了GB15618-2018规定的最低风险筛选值，处于黄区水平，其它4种处于绿区水平。按不同土类划分，镉均值棕壤 > 潮土 > 石灰土 > 黄棕壤 > 水稻土 > 黄壤 > 紫色土，紫色土和低山的黄壤处于绿区水平，其它土类都高于GB15618-2018规定的最低风险筛选值，处于黄区水平；砷均值棕壤 > 石灰土 > 黄棕壤 > 潮土 = 水稻土 > 黄壤 > 紫色土，棕壤略高于GB15618-2018规定的最低风险筛选值，处于黄区水平，石灰土接近GB15618-2018规定的最低风险筛选值，其它土类处于绿区水平；铬均值棕壤 > 黄壤 > 黄棕壤 > 潮土 > 石灰土 > 紫色土 > 水稻土，都处于绿区水平；铅均值石灰土 > 棕壤 > 潮土 > 黄棕壤 > 黄壤 > 水稻土 > 紫色土，都处于绿区水平；汞均值棕壤 > 石灰土 > 黄棕壤 > 潮土 > 水稻土 > 黄壤 > 紫色土，都处于绿区水平。棕壤的重金属含量普遍较高，紫色土重金属含量普遍较低( 表9 )。

利川土壤成土母质(母岩)主要有碳酸盐岩残坡积物、泥(砂)质页岩残坡积物、紫色页(砂)岩残坡积物、石英砂岩残坡积物、第四纪黏土、河流冲(沉)积物等6大类，发育的土壤占比分别为：51.86%、17.32%、16.21%、12.89%、1.08%、0.64%；其中旱地占比分别为：60.22%、15.30%、14.86%、6.44%、2.77%、0.42%；水田占比分别为：17.43%、21.55%、28.43%、13.61%、8.53%、10.44%。旱地60%以上为碳酸盐岩发育，泥质(砂)页岩和紫色页(砂)岩发育的各占15%左右；各成土母质发育的水田较均匀分布，紫色页(砂)岩发育的约占30%，其它母质发育的在8%~22%之间 [16] 。

利川耕地按不同成土母质分类( 表10 )，镉均值碳酸盐岩 > 河流冲积物 > 第四纪黏土 > 泥质页岩 > 石英砂岩 > 紫色岩，石英砂岩和紫色岩发育的耕地镉均值处于绿区水平，其它母质发育的处于黄区水平；砷均值碳酸盐岩 > 第四纪黏土 > 河流冲积物 > 泥质页岩 > 石英砂岩 > 紫色岩，都处于绿区水平；铬均值碳酸盐岩 > 泥质页岩 > 第四纪黏土 > 紫色岩 > 河流冲积物 > 石英砂岩，都处于绿区水平；铅均值碳酸盐岩 > 第四纪黏土 > 河流冲积物 > 泥质页岩 > 紫色岩 > 石英砂岩，都处于绿区水平；汞均值碳酸盐岩 > 第四纪黏土 > 泥质页岩 > 河流冲积物 > 石英砂岩 > 紫色岩，都处于绿区水平。碳酸盐岩和第四纪黏土发育的耕地重金属含量普遍较高，石英砂岩与紫色岩发育的耕地重金属含量普遍较低。

相关性分析是土壤重金属来源分析常用的一种分析方法，通过土壤中各重金属之间的相关性可推测土壤重金属来源途径的相似性。重金属之间相关性越显著，表明其来源途径越接近 [7] 。运用Excel数据分析中的相关系数分析求得各重金属间及与土壤有机质、pH的相关系数(r)，公式 $z=r\sqrt{N-1}$计算统计量z值(n > 30)，再运用给定概率正态分布的区间点函数NORMINV(分布概率为0.05/2、0.01/2，算术平均值为0，标准差为1)求z的95%、99%临界值分别为1.96、2.58，对338个耕地土样重金属及pH、有机质进行相关性分析，结果见 表11 。

注：“^*”“^**”分别表示相关性显著、极显著。

从统计学意义上看，利川耕地镉、砷、铬、铅、汞间皆呈极显著正相关，可能具有相似的来源；镉与土壤有机质和pH呈极显著正相关；铅与土壤有机质呈显著正相关、与土壤pH呈极显著正相关；砷与土壤pH呈极显著正相关。

单因子污染指数( 表12 )均值Cd > As > Cr > Pb > Hg，仅镉处于轻微污染水平，其余4种无污染。从污染程度占比看，利川耕地镉污染相对最严重，近一半样点有轻微污染、近10%在轻度污染以上，并有1个样点为重度污染；其次是砷污染，近20%样点有轻微污染；再次是铬，超过1%有轻微至轻度污染；铅、汞仅个别样点有轻微污染，其余样点无污染。

5种重金属内梅罗综合指数( 表12 )均值处于轻微污染水平，污染程度占比30%以上处于轻度污染、不足5%的样点为中度至重度污染。内梅罗指数法可以全面反映各重金属对土壤的不同作用，突出高浓度重金属对环境质量的影响，可以避免由于平均作用削弱污染金属权值现象的发生。然而，随着该方法的应用，人们发现由于其过分突出污染指数最大的污染物对环境质量的影响和作用，在评价时可能会人为夸大浓度高的因子或缩小浓度低的因子的影响作用 [17] ，使其对环境质量评价的灵敏性不够高，在某些情况下，内梅罗污染指数的计算结果难以区分土壤环境质量污染程度的差别。同时，这种方法没有考虑土壤中各种污染物对作物毒害性的差别，出现异常值时对结果影响较大，在某些地区可能会因此偏离客观情况 [18] 。

评价重金属的污染，除必须考虑到人为污染因素、环境地球化学背景值外，还应考虑到由于自然成岩作用可能会引起背景值变动的因素。地累积指数法既能反映元素自然变化特征，同时又是判别人为活动影响的重要参数，弥补了其他评价方法的不足 [19] [20] 。5种重金属的地累积指数均值( 表13 )都小于零，处于无污染水平，Cd > Cr > As > Pb > Hg。从不同程度污染样点占比看，镉同样是污染程度最重的元素，轻微污染占近20%，少数样点处于轻度至中度污染水平；砷、铬各有1个样点有轻微污染；铅、汞所有样点皆无污染。

潜在生态风险指数法是根据重金属性质及其在环境中迁移转化沉积等行为特点，从沉积学的角度对土壤或者沉积物中的重金属进行评价。此法首先要测得土壤中重金属的含量，通过与土壤中重金属元素背景值(本文采用最低风险筛选值)的比值得到单项污染系数，然后引入重金属毒性响应系数，得到潜在生态危害单项指数，再加权得到此区域土壤中重金属的潜在生态危害综合指数 [21] 。5种重金属的潜在生态危害单项指数均值都处于低水平(<40)，Cd > Hg > As > Pb > Cr，但镉是其它4种的5倍以上。潜在生态危害综合指数均值处于低水平(低于150)，99%污染程度为低水平，仅1%为中等水平( 表14 )。

恩施州成土母质重金属含量高，风化和淋溶作用会使重金属进入耕地土壤，导致部分区域超过农田土壤污染风险管控标准，非人为活动造成，不能称之为污染耕地，农业部门叫“生产障碍”土壤 [4] 。利川是恩施州下辖最大的县级市，其耕地镉、砷、铬、铅、汞均值都低于湖北恩施州平均水平，镉、砷、铬高于湖北省和全国水平，砷、铬高于重庆水平。与各地背景值比较，利川耕地镉均值是湖北的2.14倍，重庆的2.63倍，全国的3.79倍；砷与湖北、全国持平，是重庆的1.74倍；铬与湖北持平，是重庆的1.58倍，全国的1.27倍；铅是湖北的1.19倍，重庆的1.35倍，全国的1.22倍；汞是湖北的1.15倍，重庆的2.3倍，全国的1.42倍。

万凯等 [7] 、王惠艳等 [14] 报道镉、铅、砷间存在显著正相关，说明这些重金属可能具有同源性。从统计学意义上看，利川耕地镉、砷、铬、铅、汞含量间相关性极显著，其来源可能具有相似性。土壤中多种重金属与土壤有机质、pH相关性显著 [14] ，利川耕地镉与土壤有机质和pH呈极显著正相关；铅与土壤有机质呈显著正相关、与土壤pH呈极显著正相关；砷与土壤pH呈极显著正相关。

常用的土壤重金属污染风险评价方法有单因子指数法、地累积指数法、内梅罗指数法、潜在生态危害指数法等 [21] ，评价方向略有不同，其结果基本一致 [7] 。利川耕地用单因子污染指数、地累积指数、潜在生态危害单项指数评价重金属各单项污染程度，污染程度排序分别为：Cd > As > Cr > Pb > Hg，Cd > Cr > As > Pb > Hg，Cd > Hg > As > Pb > Cr。前两个指数法评价结果基本一致，后者因代入了毒性响应系数，结果差异较大。3种评价方法都是镉污染最严重，但仅存在轻微污染或无污染，其余4种基本无污染。内梅罗指数、潜在生态危害指数综合评价，利川耕地重金属处于轻微污染或低污染水平。