1 引言(Introduction)

土壤是陆地生态系统的重要组成部分, 是净化自然环境的过滤器(朱鹤健等, 2010).重金属是土壤系统中具有潜在危害的重要污染物, 也是影响农产品质量安全的主要污染物(Gray et al., 1999；Yang et al., 2009).重金属由于具有潜伏性强、迁移速率慢、污染后果严重、生态环境效应复杂等特点, 不仅通过积累影响土壤的正常功能, 阻碍植物生长, 而且还通过生态系统间的循环进入人体, 威胁人类的健康(蔡立梅等, 2008；Chang et al., 2014；李一蒙等, 2015).土壤重金属污染可经由土壤-植物、土壤-地下水和土壤-地表水等多种暴露途径对人体健康或生态系统安全直接地或间接地产生突发性或持久性的危害(张钊等, 2010；马建华等, 2014).近年来, 随着农业集约化的加剧与工农业迅速发展, 人类活动有关的重金属排放量日益增加, 具有生理毒性的物质进入土壤系统导致土壤受到不同程度污染, 危害土壤生态系统结构和功能(Blaser et al., 2000；Maas et al. 2010；方淑波等, 2012；Chai et al., 2015；Luo et al., 2015), 从而越来越受到普遍关注.

耕地土壤重金属污染评价是耕地土壤污染防治的重要基础. 2014年中国环境保护部和国土资源部发布的《全国土壤污染状况调查公报》指出, 中国土壤污染类型以重金属污染为主, 土壤总超标率为16.1%(环境保护部和国土资源部, 2014).近年来我国农田农药高残留与重金属含量超标等问题频频出现, 农田土壤污染已成为影响农产品质量安全的重要因素之一(张小敏等, 2014；和苗苗与方晓波, 2015).我国受重金属As、Cr、Cd、Hg和Pb污染的耕地总面积约2000×10⁴ hm², 每年因重金属污染而损失的粮食约1000×10⁴ t, 经济损失约200×10⁸元(Wu et al., 2010).国外在耕地土壤重金属污染及潜在生态风险评估等方面进行了大量研究(Hough et al., 2004；Dach and Starmans, 2005；Khan et al., 2007；Lim et al., 2008；Maas et al., 2010；Tomohito et al., 2010), 国内学者也对我国不同区域耕地土壤重金属污染评价方面开展了不少工作(郭朝晖等, 2008；雷鸣等, 2008；霍霄妮等, 2009；赵秀峰等, 2010；杨刚等, 2011；胡淼等, 2014；王成等, 2015；陈志凡等, 2016), 并取得了一些重要研究成果, 但研究大多集中于我国经济发展程度相对较高的东部、中部地区.随着我国沿海地区产业向西北地区转移, 土壤环境质量良好的西北干旱区绿洲耕地土壤环境受到了不同程度的重金属污染威胁(王美娥等, 2016).新疆绿洲耕地土壤重金属污染方面虽有报道(易治伍；等, 2009；罗艳丽等, 2012；钱翌等, 2013；娄长安等, 2013；查向浩等, 2016；麦麦提吐尔逊·艾则孜, 2016), 但相对很少, 较全面、系统的研究目前仍然特别缺乏.

基于此, 本文以新疆开都河下游绿洲为研究区, 测定耕地土壤样品As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn含量, 采用地统计法、Tomlinson污染负荷指数法与Håkanson潜在生态风险指数法, 对开都河下游绿洲耕地土壤重金属空间分布格局, 污染特征、潜在生态风险以及重金属来源进行评估, 以此来讨论新疆绿洲城市化、工业化、农业集约化强度不断增大的背景下, 耕地土壤重金属的污染及生态风险态势, 为维护干旱区绿洲耕地土壤环境安全提供科学依据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况

开都河下游绿洲(86°10′~86°48′ E, 41°50′~42°13′ N)位于天山山脉之间的中生代断陷盆地(图 1), 总面积71372 hm², 在行政区划上包括新疆焉耆、和静和博湖县, 是新疆绿洲经济发展的核心示范区之一.研究区气候属于温带大陆性干旱气候, 降水量少, 蒸发量大, 太阳辐射强, 日照充足.多年平均气温约8.6 ℃, 多年平均降水量约50~80 mm, 多年平均蒸发量约2000~2450 mm, 海拔高程1050~1800 m.土壤类型主要为灌耕草甸土、灌耕棕漠土、灌耕沼泽土、灌漠土、灌耕石质土、灌耕风沙土、盐土等土壤类型.农作物主要以番茄、辣椒、玉米、小麦为主, 是新疆加工辣椒和加工番茄的主要产地(麦麦提吐尔逊·艾则孜, 2016).近年来在国家政策调整和区域经济发展政策倾斜以及东部地区产业转移的驱动下, 经济发展水平不断提高, 该区经济开发活动强度不断增加, 经济发展的水平逐渐在新疆处于前列.

2.2 样品采集

2016年5—8月在开都河下游绿洲进行表层(0~20 cm)耕地土壤样品采集, 总采集土壤样品98个.采用10 m×10 m内“梅花形”布设5个子样点, 每个子样点采集土壤200 g左右, 将其充分混合后装入洁净自封塑料袋内.将采集的土样室温下风干, 用塑料棒碾碎, 剔除沙砾及植物残体等杂物后装入纸袋, 从中多点(约40点)取样约20 g, 用玛瑙研钵进一步研磨, 通过100目尼龙筛混匀后备用.为避免人为干扰及与其它金属接触, 均采用塑料铲、塑料棒和玛瑙研钵等用具, 并尽量选取远离公路、铁路、工厂以及居民点等污染源的, 具有代表性的耕地作为取样地点.

2.3 样品测定

土壤样品采用三酸法电热板加热消解.称取通过100目尼龙筛的土壤样品0.5 g(精确至0.0002 g)左右于聚四氟乙烯坩锅中, 用少量超纯水润湿加入2 mL HCl和10 mL HNO₃封严并过夜, 把样品电热板上加热150~250 ℃, 然后依次加入5 mL HNO₃、5 mL HF和5 mL HClO₄, 放置电热板上消解至大量白烟冒出, 蒸至近干, 样品呈晶体状后冷却并用去离子水定容到50 mL.用注射器吸取5 mL已定容溶液, 转移至10 mL离心管中冷藏待测.测定As时, 称取通过100目尼龙筛的土壤样品0.2~1.0 g(精确至0.0002 g)于50 mL具塞比色管中, 加少许水润湿样品, 加入10 mL(1+1) 王水, 加塞摇匀于沸水浴中消解2 h, 中间摇动几次, 取下冷却, 用水稀释至刻度, 摇匀后放置.吸取一定量的消解试液于50 mL比色管中, 加3 mL HCl、5 mL CH₄N₂S、5 mL C₆H₈O₆溶液, 用水稀释至刻度, 摇匀放置, 取上清液待测.

重金属测定：土壤重金属含量测定分析参照《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166—2004).土壤Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn的含量用美国进口的火焰原子吸收光谱仪(Agilent 200AA)测定, As含量用PERSEE原子荧光光度机(PF-7) 测定.每批土样做3次空白样和平行样, 取平均值作为样品的最终含量.测试过程中加入国家标准土壤参比物质(GSS-5) 进行质量控制, 各重金属的回收率均在国家标准参比物质的允许范围内.实验所用的药品均为优级纯, 实验过程中所有玻璃器皿、消解罐等使用之前用50% HNO₃浸泡24 h, 用去离子水洗涤干净.测定实验在新疆大学理化测试中心进行.

pH值测定：土壤重金属含量测定分析参照《中华人民共和国农业行业标准》(NY/T 1377—2007).用分析天平称取过10目筛的风干土壤4.0 g左右, 放入50 mL聚乙烯离心管中, 用50 mL注射器加入10 mL无CO₂蒸馏水, 用搅拌机搅拌2~3 min, 静置30 min后用pH计测定.土壤pH值用瑞士进口的Mettler Toledo pH计(Delta 320) 测定.

2.4 评价方法

耕地土壤重金属污染水平采用Tomlinson污染负荷指数法(PLI)(Tomlinson et al., 1980), 把新疆灌耕土背景值(郑国璋, 2007)作为评价标准.潜在生态风险评价采用Håkanson潜在生态风险指数(RI)(Håkanson, 1980), 其中重金属元素毒性响应系数参照Hakanson提出的参考值.以《国家土壤环境质量标准》(GB15618—1995) 中的Ⅱ级标准(pH＞7.5) 作为参比值. PLI分级参照相关文献(Tomlinson et al., 1980；汤洁, 2010；Liu et al., 2016)的分级标准. RI分级参照相关文献(Håkanson, 1980；吴洋等, 2015；李一蒙等, 2015)的分级标准.

3 结果与分析(Results and discussion) 3.1 土壤重金属含量统计分析

由表 1可知, 开都河下游绿洲耕地土壤As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn含量变幅都较大, 分别为0.52~21.9、4.1~12.9、33.7~87.2、15.9~54.5、312.8~789.7、19. 5~53.3、0.99~88.4、39.0~323.7 mg·kg^-1.重金属As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn的平均含量分别为4.74、6.65、52.2、30.6、479.5、35.9、45.9和83.2 mg·kg^-1. Cd含量平均值超出国家土壤环境质量Ⅱ级标准的11.08倍. Mn没有可比的国家标准值外, As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的平均值均未超出国家土壤环境质量Ⅱ级标准的限值.土壤As、Cu和Mn含量的平均值未超出新疆灌耕土背景值, Cd、Cr、Ni、Pb和Zn含量的平均值分别超出新疆灌耕土背景值的55.42、1.32、1.36、3.40和5.14倍.

偏度(Skewness)是描述数据分布形态的统计量, 峰度(Kurtosis)是描述总体中所有取值分布形态陡缓程度的统计量.研究区重金属元素统计结果中, As、Cd、Cr、Cu、Mn、Zn偏度和峰度系数较大, 表明部分土壤样本呈现高含量区, 处于高积累状况.变异系数(Coefficient of Variation)能反映各样点重金属含量的平均变异程度, 若变异系数大于0.5, 说明重金属含量空间分布不均匀, 存在点源污染可能(雷国建等, 2013).研究区土壤中重金属Pb的变异系数为0.55, 变异比较明显, 表明Pb受某些局部污染源的影响比较明显. As和Cd的变异系数分别为0.47和0.28, 呈现中等变异, 可能人为因素对重金属积累影响也较大. Cr、Cu、Mn、Ni和Zn的变异系数均小于0.25, 呈现弱变异, 表明自然因素对这些重金属元素的影响较明显.土壤pH值介于8.0~9.5, 平均值为8.7, 呈现弱碱性, 其偏度、峰度和变异系数分别为-0.17、2.88和0.03, 表明土壤pH值分布较均匀.

3.2 耕地土壤重金属含量空间分布规律

由于土壤具有高度空间变异性, 采集的土样只能代表样点本身的土壤质量状况.在GIS支持下, 基于地统计分析, 采用Kriging空间插值法可模拟土壤重金属的空间结构, 直观地表示重金属含量的空间分布格局(Facchinelli et al., 2001；蔡立梅等, 2008；Zheng et al. 2008).地统计学方法已广泛应用到土壤重金属含量、污染程度与生态风险空间分布格局的研究(李哈滨等, 1998；郭朝晖等, 2008；Hamid et al., 2011；张兆永等, 2015).本研究首先利用GS+9.0软件确定最佳半方差函数理论模型和相关参数, 然后利用ArcGIS 10.3软件, 选择Kriging最优内插法, 对未采样点区域化变量的取值进行估计, 最终生成了研究区土壤重金属元素含量空间分布图(图 2).

图 2可知, 研究区耕地土壤中8种重金属元素空间分布格局各不相同, 基本呈现岛状分布格局.各重金属元素均出现含量高值区, 表明该区域人类活动对耕地土壤中重金属含量具有负面效应. As含量较高的区域主要分布于研究区南部与西北部, Cd含量较高的区域主要分布于研究区东南部, Cr含量较高的区域主要分布于研究区中部和东北部, Cu含量较高的区域主要分布于研究区的东部和西北部, Mn含量较高的区域主要分布于研究区西部和东南部；Ni和Pb含量空间分布格局比较相似, 含量较高的区域主要分布于研究区东南部和西南部, Zn在研究区东部, 中部和西北部出现高值区.土壤pH值含量较高的区域主要分布于研究区东部和西南部.结合野外考察采样点实际情况发现, 重金属含量较高的区域主要分布于查干诺尔乡、塔温觉肯乡、七个星镇、包尔海乡、才坎诺尔、乌兰再格森乡、永宁镇以及焉耆县、博湖县靠近城镇居民点、交通干道附近的耕地.该区域城镇生活, 工、农业生产污染排放以及交通运输含重金属污染物排放很可能是造成研究区耕地土壤重金属污染的主要人为原因.

3.3 耕地土壤重金属污染特征与空间分布

开都河流域耕地土壤各重金属元素单项污染指数(CF)平均值大小顺序依次为：Cd(57.75)＞Pb(2.32)＞Zn(1.45)＞Ni(1.36)＞Cu(1.18)＞Cr(1.06)＞Mn(0.70)＞As(0.63)(表 2). Cd属于重度污染, Pb中度污染, Cr、Cu、Ni和Zn轻度污染, As与Mn无污染.从各重金属元素不同污染级别样本数占样本总数的比例来看, As无污染、轻微、轻度、中度和重度污染样本的比例分别占样本总数的74.49%、13.27%、8.16%、2.04%和2.04%；Pb无污染、轻微、轻度、中度和重度污染样本的比例分别占样本总数的19.39%、2.04%、19.39%、21.43%和37.76%；Zn无污染、轻微、轻度、中度和重度污染样本的比例分别占样本总数的2.04%、27.55%、63.27%、3.06%和4.08%, As、Pb和Zn的污染指数表现出很强的区域性分布规律.所有样本Cd的污染指数均属于重度污染, 表明Cd是研究区耕地土壤最主要的污染因子.大部分样本Cr、Cu和Ni的污染指数属于轻度污染, 轻度污染样点数分别占样本总数的54.08%、74.49%和97.96%. Mn无污染和轻微污染样本的比例较大, 分别占样本总数的63.27%和35.71%.从开都河流域耕地土壤重金属污染负荷指数(PLI)的空间分布情况来看, PLI变化范围在0.95~2.85之间, 平均值为1.68, 呈现轻度污染, PLI最大值呈现中度污染, 最小值呈现无污染态势.属于无污染、轻度污染和中度污染的样本数分别占样本总数的1.02%、80.61%和18.37%.

根据各采样点计算得到的As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn等元素的单项污染指数(CF), 和研究区污染负荷指数(PLI), 通过ArcGIS利用普通克里格插值方法得到研究区各重金属元素CF(图 3a~h)和PLI(图 3i)空间分布格局.

由图 3可知, 8种重金属的单项污染指数反映的环境风险空间分布格局各不相同.除As在研究区东南部(博湖县查干诺尔乡)出现小范围的污染高值区, 大部分区域表现为无污染态势, 基本属于清洁水平；Cd是污染面积最大和污染程度最严重的元素, 整个研究区耕地土壤Cd含量均表现为重度污染；Pb是污染程度和污染面积第二大的元素, 表现出区域性污染特征, 在研究区东南部(整个博湖县)和西南部(七个星镇和包尔海乡)出现污染高值区；Cu、Ni和Zn在研究区内大部分区域表现为轻度污染；Cr在研究区内表现为轻微、轻度污染；Mn呈现无污染、轻度污染态势, 污染程度很低.从PLI空间分布情况来看(图 3i), 中度污染区主要分布于研究区东南部(乌兰再格森乡), 其它区域表现为轻度污染.由于污染负荷指数突出单项污染指数最大的重金属元素对土壤环境质量的影响和作用, 使其对土壤环境质量评价的灵敏性不够高, 导致Cd在PLI中占据了很大的比重, 并没有完全反映重金属综合污染特征, 在一定程度上增加了耕地土壤重金属污染程度和污染范围.

3.4 耕地土壤重金属潜在生态危害评价

考虑到本研究毒性系数最大的重金属元素Cd的毒性系数为30, 因RI的大小直接与参评污染物的种类和数量有关, 所以参考前人研究成果, 对研究区生态风险分级标准的调整.调整后E的生态风险程度分级标准为：E≤30为轻微风险, 30＜E≤60中等风险, 60＜E≤120较强风险, 120＜E≤240很强风险, E＞240极强风险；RI的生态风险程度分级标准为：RI≤70属于轻微风险, 70＜RI≤140中等风险, 140＜RI≤280较强风险, 280＜RI≤560很强风险, RI＞560极强风险.

RI生态危害评价结果表明, 开都河下游绿洲耕地土壤重金属单项潜在生态风险指数的平均值大小顺序依次为：Cd(346.52)＞Ni(3.02)＞As(2.81)＞Cu(1.58)＞Pb(0.64)＞Cr(0.42)＞Zn(0.333).所有样本As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的潜在生态风险指数均小于30, 按照HRI分级标准与本研究分级标准, 这些元素潜在生态风险程度均处于轻微风险水平. Cd的潜在生态风险程度极高, 按RI分级标准, 属于很强、极强生态风险样点数分别占样点总数的50.0%与50.0%, 按本研究分级标准, 属于很强、极强生态风险样点数分别占样点总数的7.14%与92.86%. Cd平均值处于极强生态风险水平, 表明Cd是研究区最主要的生态风险因子. RI的变化范围在239.61~445.43之间, 平均值为355.31, 按Håkanson分级标准属于较强生态风险, 按本研究分级标准属于很强生态风险.按照Håkanson的评价标准, RI属于中等、较强生态风险的样点数分别占样点总数的27.55%和72.45%.按照本研究的评价标准, RI属于较强、很强生态风险的样点数分别占样点总数的5.10%和94.90%.

从RI的空间分布格局来看(图 4), RI空间分布呈现明显的地带性分布规律, 按Håkanson分级标准, 中等生态风险区主要分布于研究区东部和西部区域, 其它区域呈现为较强生态风险.按本研究分级标准, 较强生态风险区同样分布于研究区东部和西部区域, 其它区域表现为很强生态风险.研究区东部区域位于博斯腾湖湖滨湿地周边区域, 农业生产历史较短, 农业生产活动对土壤环境的影响较小.研究区西部地区属于荒漠-绿洲过渡带, 农业生产历史同样较短, 人类活动的影响也较小.因此, 研究区东部和西部区域生态风险程度较低.

3.5 耕地土壤重金属来源与污染程度解析

相关分析法和主成分分析法可以用来判别土壤中重金属的来源(吴洋等, 2015).由于土壤重金属元素的来源主要受到人类活动和母岩的影响, 相同来源表明重金属元素间表现出一定的相关特点(柴世伟等, 2003).若重金属元素间相关性极显著, 则说明元素间可能具有同源关系或复合污染(张连科等, 2016).各重金属元素间相关分析结果表明(表 3), 研究区土壤Cd-Cr-Pb-Zn, Cr-Pb, Cu-Mn, Mn-Ni-Pb和Ni-Pb之间的Person相关系数较高, 通过了0.01水平的显著性检验.由此可推Cd-Cr-Cu-Pb-Mn-Ni-Zn等元素具有较大的同源性和复合污染的隐患. As与各元素之间并无较显著的相关性, 因此推断As可能与其它重金属的来源途径不同.

为进一步了解各重金属元素间的相互关系和来源, 利用SPSS19.0进行主成分分析.分析结果表明(表 4), 前4个主成分特征值大于0.963, 累计解释了总方差的82.704%, 符合分析要求, 对所有指标给出较充分的概括.

第1主成分(PC1) 的方差贡献率为36.721%, Cd与Pb在PC1上具有较大载荷, 分别为0.812与0.829.从Cd与Pb含量空间分布来看, 均出现明显的高值区, 说明存在人为来源的点源污染. PC3上重金属Zn具有较高的载荷, 为0.803. PC4上重金属As具有较高的载荷, 为0.860.从As、Zn污染分布图来看, 均存在1个污染高值区(图 3), 表明很可能受到点源污染的影响.查看相关资料发现, As主要来源于农药和化肥等人类活动(Cai et al., 2012)；Cd一般可作为施用农药和化肥等农业活动的标识元素, 农药和杀虫剂中也含有Pb和Zn(Gray et al., 1999；Filzekp et al., 2004；谢小进等, 2010)；干旱区绿洲灌漠土对铅的吸附能力很大(胡小娜等, 2009).对照描述性统计结果(表 1), As、Cd、Pb与Zn含量平均值与新疆灌耕土背景值之间的差异较大, 这表明研究区人类活动对耕地土壤中As、Cd、Pb和Zn污染的影响较明显.可以看出, PC1、PC3和PC4主要反映了人为因素的影响.因此, 可以把PC1、PC3和PC4作为重金属的“人为源因子”.

PC2上重金属Cr、Cu、Mn和Ni具有较高的载荷, 分别为0.712、0.610、0.632与0.580.相关研究(Boruvka, et al., 2005)认为, 土壤中Cr、Cu、Mn和Ni等元素主要受地球化学成因影响, 主要为地质来源.由于研究区Cr、Cu、Mn和Ni污染分布态势较均匀, 平均含量与新疆灌耕土背景值很接近, 这些元素之间的相关性也较强(表 3), 故研究区耕地土壤Cr、Cu、Mn与Ni主要受到土壤地球化学特征(母质和成土过程)的控制, 人类活动的影响较小.因此, PC2可作为重金属的“自然源因子”.

从污染评价结果来看, Cd是研究区最主要的污染物, 对研究区污染负荷指数(PLI)和综合潜在生态风险指数(RI)的贡献很大, 是直接导致研究区耕地土壤呈现轻度污染以及较强潜在生态风险态势的主要原因.有研究表明(Lei et al., 2009；张小敏等, 2014), 我国耕地土壤重金属Cd含量明显高出背景值, 耕地土壤每年的Cd总含量中农业活动造成的比重为56%, 说明我国耕地土壤Cd含量不同程度地受到人为活动干扰.我国不同区域农田重金属污染方面相关研究也显示, 太湖地区(刘洪莲等, 2006)、湘江中下游(郭朝晖等, 2008)、都江堰市(杨克燕等, 2011)、江苏省东北部(陈京都等, 2012)、云南沘江流域(赵筱青等, 2012)、湘南矿区(胡淼等, 2014)、广西都安县(吴洋等, 2015)、河南省某市(陈志凡等, 2016)、株洲市(李晓勇与陈肖胤, 2016)、鄱阳湖流域(叶嘉敏等, 2016)与贵州兴仁县(庞文品等, 2016)等区域耕地土壤Cd含量平均值分别为5.545、2.50、0.945、1.52、45.017、24.0、4.11、1.25、4.827、1.331与0.95 mg·kg^-1, 分别超出《国家土壤环境质量标准》(GB15618-1995) 二级标准的9.24、4.17、1.58、2.53、75.03、40.0、6.85、2.08、8.05、2.22与1.58倍.虽然农作物吸收大量Cd的情况下仍能保持良好的生长(宋玉芳等, 2003), 但考虑到研究区Cd含量平均值超出国家土壤环境Ⅱ级标准的11.08倍, Cd对研究区污染负荷指数(PLI)和综合潜在生态风险指数(RI)的贡献非常大, 研究区耕地土壤中Cd污染必须关注.

4 结论(Conclusions)

1) 开都河下游绿洲耕地土壤中Cd含量平均值超出《国家土壤环境质量标准》(GB15618—1995)Ⅱ级标准(pH＞7.5) 的11.08倍. Cd、Cr、Ni、Pb和Zn含量的平均值分别超出新疆灌耕土背景值的55.42、1.32、1.36、3.40和5.14倍.重金属元素空间分布格局各不相同, 各重金属元素均出现含量高值区, 表明该区域人类活动对耕地土壤中重金属的影响明显.

2) 研究区耕地土壤各重金属元素单项污染指数平均值大小顺序依次为：Cd＞Pb＞Zn＞Ni＞Cu＞Cr＞Mn＞As. Cd属于重度污染, Pb中度污染, Cr、Cu、Ni和Zn轻度污染, As与Mn无污染.研究区PLI的平均值为1.68, 呈现轻度污染.从PLI空间分布来看, 中度污染区主要分布于研究区东南部, 其它区域表现为轻度污染. Cd在研究区PLI中占据了很大的比重, 是耕地土壤重金属污染面积最大和污染程度最严重的元素, 一定程度上增加了耕地土壤重金属污染程度和污染范围.

3) 研究区耕地土壤各个重金属单项潜在生态风险指数的平均值大小顺序依次为：Cd＞Ni＞As＞Cu＞Pb＞Cr＞Zn.按照Håkanson的分级标准, As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn处于轻微风险, Cd处于极强生态风险水平. RI属于中等、较强生态风险的样点数分别占样点总数的27.55%和72.45%. RI空间分布格局呈现明显的地带性分布规律, 中等生态风险区主要分布于研究区东部和西部区域, 其它区域呈现为较强生态风险.

4) 主成分分析结果表明, 开都河下游绿洲耕地土壤As、Cd、Pb和Zn主要受到人类活动的影响. Cr、Cu、Mn和Ni主要受到土壤地球化学特征的控制. Cd对研究区污染负荷指数(PLI)和综合潜在生态风险指数(RI)的贡献非常大, 研究区耕地土壤中Cd污染值得关注.