耕地土壤环境质量直接影响农产品质量安全^[1]。耕地土壤环境安全不仅是耕地资源可持续开发与土地保护的关键，更是国家粮食安全的基础^[2]。随着人类对土地资源开发利用程度的加剧，土壤环境安全问题正日趋严峻，其中重金属污染是影响土地环境的主要因素之一^[3]。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环境质量，阻碍植物生长，而且还通过食物链进入人体，威胁人类的健康^[4-6]，从而成为科学界关注的热点问题。

新疆干旱区绿洲作为一种具有明显小气候效应的异质生态景观，是干旱区资源、经济与人口综合作用的载体，以5%左右的面积比重承载着95%以上的人口^[7]。近年来，随着新疆绿洲经济的快速发展，国家政策调整以及东部地区产业转移，新疆绿洲未经人类活动扰动的土壤越来越少，土壤环境受到了不同程度的重金属污染威胁^[8]。虽然国内学者对新疆绿洲耕地土壤重金属污染及生态风险方面已开展了研究评估^[9-11]，但相对很少，较全面、系统的研究仍然缺乏。焉耆盆地是新疆最大的加工辣椒生产基地，加工辣椒种植面积约1.8万hm²，辣椒加工产业已成为当地农民增收的重点产业之一。盆地独特的自然条件使得辣椒成熟上市早、品质和产量优于我国内地其他省区，在国内外市场具有很高的知名度和市场竞争力^[12]。随着焉耆盆地经济的快速发展，人类活动扰动对土壤环境的干扰越来越加剧，盆地土壤环境受到了不同程度的重金属污染威胁^[13]。但对焉耆盆地辣椒地土壤中重金属污染及生态风险方面仍未见报道。

本文以焉耆盆地灌区辣椒地土壤重金属污染及生态风险为研究对象，通过采集代表性土壤样品，测定其中砷(As)、镉(Cd)、铬(Cr)、铜(Cu)、锰(Mn)、镍(Ni)、铅(Pb)和锌(Zn)等8种重金属元素的含量，采用污染负荷指数法和潜在生态风险指数法，对辣椒地土壤重金属污染及潜在生态风险进行评估，采用生态风险预警指数，分析生态风险预警态势，以期为焉耆盆地耕地土壤环境安全提供科学依据。

1 研究区概况与研究方法 1.1 研究区概况

新疆焉耆盆地(85°55′—87°30′E，41°50′—42°20′N)位于北天山主脉的依连哈比尔尕山及其支脉科克铁克山、霍拉山中间的蒙尔宾山和南部的库鲁克塔格山组成的复杂地貌形态的中生代断陷盆地，盆地灌区总面积约278000hm²，在行政区划上属于新疆维吾尔自治区和硕、和静、焉耆和博湖县(图 1)，是新疆绿洲经济发展的核心示范区之一。研究区气候属于暖温带大陆性干旱荒漠气候，海拔1050—1800m，多年平均降水量约68.1mm，多年平均蒸发量约2400mm，多年平均气温约8.63℃。盆地腹地是我国最大的内陆淡水湖—博斯腾湖，因受博斯腾湖水域的调节，冷热变化不十分剧烈，日照时间长，热量较丰富，≥10℃积温约3700℃，农作物生长期为4—9月。焉耆盆地土壤类型主要为潮土、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。自然植被以芦苇(Phragmites communis)、红柳(Tamarix ramosissima)、骆驼刺(Alhagi sparsifolia)、香蒲(Typha orientalis)和麻黄(Ephedrap rzewalskii Stapf)等为主。农作物主要以辣椒、番茄、小麦、棉花和玉米等为主，是我国加工辣椒和加工番茄的重要产地^[7]。

1.2 土壤样品采集与测定

2016年8月在焉耆盆地进行辣椒地表层(0—20cm)土壤样品采样，总采集105个代表性样品。采样过程中，参照《农田土壤环境质量监测技术规范》(NY/T 395—2000)^[14]，采用10m×10m内“梅花形”布设5个子样点，每个子样点采集表层土壤200g左右，将其充分混合后装入洁净自封塑料袋内。土样室温下风干，用塑料棒碾碎，剔除沙砾及植物残体等杂，充分混合后从中多点(约40点)取样约20g，用玛瑙研钵进一步研磨，通过100目尼龙筛混匀后备用。测定土壤样品As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb与Zn含量。土壤重金属含量测定参考《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166—2004)^[15]，采用HNO₃—HCI—HF—HClO₄法电热板加热消解并处理后，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-12)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。土壤pH值用瑞士进口的Mettler Toledo pH计测定。土壤重金属含量委托新疆大学理化测试中心测定。

1.3 污染评价方法

以新疆灌耕土重金属背景值^[16]为评价依据，采用单因子污染指数(contamination factor, CF)和Tomlinson提出的污染负荷指数(PLI)^[17]对研究区辣椒地土壤重金属进行污染评价。以国家《土壤环境质量标准》(GB15618—1995)中的Ⅱ级标准(pH>7.5)^[18]为评价依据，采用Håkanson提出的潜在生态风险指数(RI)评价辣椒地土壤重金属污染的潜在生态风险^[19-20]，并采用Rapant等^[21]提出的生态风险预警指数(I_ER)对辣椒地土壤生态风险进行预警评估，为研究区农田土壤重金属污染生态风险可能出现的衰竭或危机而建立了报警。CF、PLI、RI以及I_ER的计算方法见表 1。

CF的污染分级标准为：CF≤1属于无污染，1＜CF≤2属于轻度污染，2＜CF≤3属于中度污染，CF＞3属于重度污染。PLI的污染分级标准为：PLI≤1属于无污染，1＜PLI≤2属于轻度污染，2＜PLI≤3属于中度污染，PLI＞3属于重度污染。E_jⁱ的生态风险程度分级标准为：E≤40属于轻微风险，40＜E≤80属于中等风险，80＜E≤160属于较强风险，160＜E≤320属于很强风险，E＞320属于极强风险；RI_j的生态风险程度分级标准为：RI≤150属于轻微风险，150＜RI≤300属于中等风险，300＜RI≤600属于较强风险，600＜RI≤1200属于很强风险，RI＞1200属于极强风险。I_ER的生态风险预警等级分级标准为：I_ER≤0属于无警，0＜I_ER≤1属于预警，1＜I_ER≤3属于轻警，3＜I_ER≤5属于中警，I_ER＞5属于重警^[17-21]。

1.4 数据处理与分析

本研究的土壤重金属含量描述性统计、相关分析与主成分分析等统计采用SPSS 19.0分析；相关图件制作在ArcGIS 10.3中完成。

2 结果与分析 2.1 辣椒地土壤重金属含量统计特征

由描述性统计分析结果可知(表 2)，焉耆盆地辣椒地土壤中重金属As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb与Zn含量分别介于0.97—53.95g、0.05—0.69g、35.38—95.04g、19.94—73.12g、375.55—789.68g、19.94—55.97g、13.15—96.36、45.25—848.96mg/kg，平均含量分别为6.28、0.20、55.41、31.19、503.91、34.95、43.33、107.82mg/kg。Mn没有可比的国家标准值外，As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量平均值均未超出国家土壤环境质量Ⅱ级标准的限值。辣椒地土壤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1.67、1.40、1.32、3.21倍和6.42倍。辣椒地As和Mn含量的平均值未超出新疆土壤重金属背景值^[8]，Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量的平均值分别超出新疆土壤背景值的1.67、1.12、1.17、1.31、2.23、1.57倍。土壤pH值变化范围介于7.93—9.46之间，平均值为8.52，超出新疆土壤背景值，呈现碱性。焉耆盆地辣椒地As、Cd和Zn的超标率分别为0.95%、0.95%和4.76%，Cr、Cu、Ni和Pb均未超标，说明焉耆盆地辣椒地土壤中重金属As、Cd和Zn有不同程度的积累，As、Cd和Zn污染可能比较显著和普遍。土壤Cr、Cu、Mn、Ni与Pb含量均未超标，污染较低。

变异系数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，有外源物质进入所致^[22]。研究区土壤中重金属As、Pb和Zn的变异系数分别为0.95、0.58和1.10，变异比较明显，表明As、Pb和Zn受某些局部污染源的影响。Cd的变异系数为0.40，呈现中等变异，表明人为因素对重金属积累影响较大。Cr、Cu、Mn和Ni的变异系数均小于0.25，呈现弱变异，说明其含量受外界的影响较小。土壤pH值变异系数为0.04，空间分布较均匀。偏度系数(Skewness)是描述数据分布形态的统计量，其描述的是总体取值分布的对称性，偏度的绝对值越大表示其分布形态的偏斜程度越大。峰度系数(Kurtosis)是描述总体中所有取值分布形态陡缓程度的统计量，峰度的绝对值越大表示其分布形态的陡缓程度与正态分布的差异程度越大。研究区重金属元素As、Cd、Cu和Zn的偏度系数(分别为5.26、2.06、2.63和4.95)和峰度系数(分别为38.99、11.48、14.51和27.12)较大，表明部分土壤样本存在As、Cd、Cu和Zn高含量区，处于高积累状况。

2.2 辣椒地土壤重金属来源

相关分析法和因子分析法可以用来解析土壤中重金属的来源^[23]。对焉耆盆地辣椒地土壤重金属含量进行Person相关分析发现，多数重金属元素间存在相关性(表 3)。其中，Cd与Zn，Cr与Mn、Ni、Pb，Cu与Mn、Ni，Mn与Ni以及Ni与Pb之间的相关性达到极显著水平(P＜0.01)，存在很强的相关关系。As与Pb、Zn，Cd与Mn之间的相关性达显著水平(P＜0.05)，存在较强的相关性。由此可以初步推断，研究区辣椒地土壤As、Pb和Zn的来源可能相同，而Cr、Mn、Ni和Cu的来源途径相似性也较大；Cd的来源可能与Mn、Zn相似，呈现相互伴随的复合污染现象。

为了进一步了解土壤中重金属的来源，进行主成分分析。主成分分析结果表明(表 4)，前4个主成分的特征值大于1，累计解释了总方差的86.24%，符合分析要求，对所有指标基本给出充分的概括。第一主成分(PC₁)的方差贡献率为32.78%，Cu、Mn与Ni在PC₁上具有较大载荷，均大于0.75。PC₂上重金属As和Pb具有较高的载荷，分别为0.79与0.78。PC₃上重金属Cd和Zn具有较高的载荷，分别为0.76和0.78。PC₄上重金属Cr具有较高的载荷，为0.77。

2.3 辣椒地土壤重金属污染评价

以新疆灌耕土重金属背景值作参比值，计算得到焉耆盆地辣椒地土壤重金属在各样点的单项污染指数(CF)及污染负荷指数法(PLI)，并根据分级标准进行了污染评价。评价结果表明，焉耆盆地辣椒地土壤As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn单项污染指数平均值从大到小依次为：Zn(6.42)、Pb(3.22)、Cd(1.65)、Cr(1.40)、Ni(1.32)、Cu(0.87)、Mn(0.73)、As(0.69)。Pb和Zn属于重度污染，Cd、Cr和Ni轻度污染，As、Mn和Cu无污染。从各重金属元素不同污染级别土壤样本数占样本总数的比例来看，绝大部分样点As、Cu和Mn的CF属于无污染，无污染样点数分别占样点总数的84.76%、85.71%和98.10%。绝大部分样点Cd、Cr和Ni的CF属于轻度污染，轻度污染样点数分别占样点总数的66.67%、93.33%和90.48%。大部分样点Pb和Zn的CF属于重度污染，重度污染样点数分别占样点总数的48.57%和97.14%(表 5)。

基于GIS技术，绘制焉耆盆地辣椒地土壤重金属单项污染指数(CF)和污染负荷指数(PLI)空间分布图(图 2与图 3)。由图 2可知，辣椒地8种重金属元素单项污染指数空间分布格局各不相同。Zn是研究区污染程度最高的元素，大部分区域以重度污染为主；Pb是研究区土壤污染程度第二高的元素，除焉耆县东北部与和硕县西南部有污染低值区外，其他区域污染较严重。Cd是土壤污染程度第三高的元素，大部分区域以轻度污染为主；Cr在研究区内大部分区域表现为轻度污染态势，在和静县县城东部与焉耆县县城西南部存在中度污染区。Ni在研究区内大部分区域表现为轻度污染态势。Cu和Mn在研究区内大部分区域表现为无污染态势。As在博湖县南部与和静县西部出现污染高值区以外，大部分区域基本表现为无污染，基本属于清洁水平。此外，Cr、Cu、Mn和Ni在和静县县城东部几个样点的污染程度相对较高。

研究区土壤重金属污染负荷指数(PLI)变化范围介于0.88—2.34之间，平均值为1.40，呈现轻度污染，PLI最大值呈现中度污染水平。属于无污染、轻度和中度污染的样点数分别占样点总数的6.67%、92.38%和0.95%。从PLI空间分布格局来看(图 3)，和硕县与博湖县的样点全部表现为轻度污染。和静县和焉耆县无污染、轻度和中度污染样点都出现，污染态势较复杂。

从各县辣椒地土壤重金属污染PLI来看，焉耆县、博湖县、和静县与和硕县PLI平均值分别为1.17、1.63、1.39和1.44，都呈现轻度污染态势。焉耆县属于无污染与轻度污染的样点数分别占样点总数的30.0%和70.0%；博湖县所有样点属于轻度污染；和静县属于无污染、轻度与中度污染的样点数分别占样点总数的2.44%和95.12%与2.44%；和硕县所有样点属于轻度污染态势(表 6)。可以看出，博湖县辣椒地土壤重金属污染程度最高，焉耆县最低。

2.4 耕地土壤重金属污染的生态风险评价

以国家土壤环境质量Ⅱ级标准作参比值，采用Håkanson潜在生态风险指数法，计算得到焉耆盆地辣椒地土壤重金属在各样点的单项潜在生态风险指数(E)及综合潜在生态风险指数(RI)，并根据潜在生态风险分级标准进行了生态风险评价。重金属元素As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn的毒性系数分别取10、30、2、5、1、5、5和1^[19]。结果表明，焉耆盆地辣椒地土壤重金属单项潜在生态风险指数的平均值从大到小依次为：Cd(9.91)＞Ni(2.91)＞As(2.51)＞Cu(1.56)＞Pb(0.67)＞Cr(0.44)＞Zn(0.38)。所有样本As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的单项潜在生态风险指数均小于40，处于轻微生态风险水平。研究区综合潜在生态风险指数变化范围介于8.74—45.36之间，平均值为18.40，按照Håkanson的评价标准，焉耆盆地辣椒地所有土壤样本均属于轻微生态风险水平(表 7)。

从焉耆盆地辣椒地各样点土壤重金属污染的综合潜在生态风险指数(RI)的空间分布格局来看(图 4)，RI空间分布呈现较明显的地带性分布规律。其中，博湖县南部、和硕县和和静县东南部区域生态风险指数较大；和静县西部靠近绿洲-荒漠交错带的区域生态风险指数较小。研究区内没有出现中等及以上生态风险区。

从焉耆盆地各县辣椒地土壤重金属污染RI值来看，焉耆县、博湖县、和静县与和硕县RI平均值分别为15.91、23.00、17.14和19.23，均呈现为轻微生态风险态势。博湖县辣椒地潜在生态风险指数最高，焉耆县潜在生态风险指数最低。各县所有样点均属于轻微生态风险态势。

2.5 耕地土壤重金属污染的生态风险预警

生态风险预警评估源于生态风险评价，它更强调对生态系统可能存在风险的警示研究，不但具有污染评价方法定量的特点，还能通过定量评价值与警度内涵的关联，实现定性分析^[24]。以国家土壤环境质量Ⅱ级标准作参比值，进行焉耆盆地辣椒地土壤重金属污染生态风险预警评估。分析结果表明，研究区生态风险预警指数(I_ER)的平均值为-4.78，属于无警级别，变化范围介于-5.62—-1.44之间。按照生态风险预警等级划分标准，焉耆盆地辣椒地所有样品均属于无警态势。

从焉耆盆地各县辣椒地土壤重金属污染生态风险预警指数(I_ER)来看，焉耆县、博湖县、和静县与和硕县I_ER平均值分别为-5.08、-4.50、-4.80和-4.72，均呈现无警状态。博湖县辣椒地土壤重金属污染生态风险预警指数最高，焉耆县生态风险预警指数最低。各县所有样点生态风险预警指数均属于无警态势(表 8)。

从各样点生态风险预警指数(I_ER)的空间分布情况可以看出(图 5)，研究区生态风险预警指数的空间分布格局与研究区潜在生态风险指数(RI)以及污染负荷指数(PLI)的空间分布格局基本一致，呈现较明显的地带性分布规律。从研究区东部区域向研究区西部区域辣椒地重金属RI、PLI、I_ER均呈现逐渐减少趋势。

3 讨论 3.1 耕地土壤重金属来源解析

土壤中重金属元素的来源途径非常广泛，主要包括农业来源、工业来源、交通运输来源、土壤地球化学来源等。同一区域内相同类型重金属元素的来源途径可以是相同的，也可以是多途径的，相同来源的重金属元素间相关性一般较高，重金属元素间较高的相关关系说明元素间可能具有同源关系或者存在复合污染^[25]。对焉耆盆地辣椒地土壤重金属含量相关分析与主成分分析结果来看，Cu、Mn与Ni在PC₁上具有较大载荷，均大于0.75。对照描述性统计结果，Cu、Mn和Ni的平均值接近新疆土壤背景值，这些元素之间的相关性也较强(P＜0.1)。相关研究^[26]认为，土壤中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。由此可以推出，研究区耕地土壤Cu、Mn和Ni一定程度上受到土壤地球化学作用和成土母质的控制。PC₂上重金属As和Pb具有较高的载荷，As和Pb平均含量与新疆土壤背景值差距较大，这说明研究区人类活动对农田土壤中As和Pb污染的影响较明显。现有研究表明，As主要来源于农药和化肥等人类活动^[27]，农药和杀虫剂中含有Pb^[28]，干旱区绿洲灌耕土对Pb的吸附能力很大^[29]。可以看出，研究区农田土壤As和Pb主要受到人类活动的影响。PC₃上重金属Cd和Zn具有较高的载荷，Cd和Zn平均含量与新疆土壤环境背景值差距很大，表明人类活动对耕地土壤中Cd和Zn污染的影响较明显。相关研究表明，Cd一般可作为施用农药、化肥和有机肥等农业活动的标识元素，农药中含有Zn^[28]。结合采样点实际情况，Cd、Pb、Zn含量较高的采样的主要分布于研究区内人口密集的城镇周边的农田和交通主干道(国道G30、南疆铁路线以及省道S205、S306、S305)周边的农田。这些交通干道两侧耕地土壤重金属Cd、Pb、Zn很可能来自汽车轮胎和含铅汽油的燃烧和部分随飘散的在空气或通过干湿降尘沉积在公路两侧土壤^[30-31]。因此，PC₃在PC₂的基础上，进一步反映研究区农田土壤As、Pb、Cd和Zn等元素主要受到人类活动的影响。PC₄上重金属Cr具有较高的载荷，考虑到Cr平均含量与新疆土壤环境背景值很接近，Cr与Mn、Ni等自然源元素之间存在极显著相关性，Cr来源很可能受成土母质、地球化学作用的影响。综合上述，焉耆盆地辣椒地土壤As、Cd、Pb与Zn等元素来源主要受到人类活动的影响，Cr、Cu、Mn和Ni来源主要受到土壤地球化学作用的控制。

3.2 耕地土壤重金属污染及风险特征

本研究显示，焉耆盆地辣椒地土壤Cd含量在84.76%样点超出背景值，形成较严重的Cd污染。从辣椒地土壤重金属生态风险评价结果来看，Cd是研究区辣椒地土壤生态风险等级最高的重金属元素，对研究区土壤重金属污染负荷指数(PLI)、潜在生态风险指数(RI)和生态风险预警指数(I_ER)的贡献非常大。相关研究表明^[32]，我国耕地土壤Cd含量不同程度地受到人为活动干扰，耕地土壤Cd总含量中约56%来源于农业活动，耕地土壤Cd含量明显高出土壤背景值。Cd是我国土壤污染面积最大，污染最突出的重金属污染元素^[33]。随着我国工业的发展，由于农药与化肥的大量施用以及重金属大气沉降的日益增加，土壤中Cd的含量明显增加，土壤Cd污染状况越发严重，Cd污染土壤的面积已达2×10⁵km²，占耕地总面积的1/6^[34]。2014年《全国土壤污染状况调查公报》^[35]也显示，全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。耕地土壤点位超标率为19.4%，土壤Pb、As、Cu、Pb、Cr和Zn等无机污染物点位超标率分别为7.0%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%和0.9%，Cd是耕地的主要污染物之一。吴洋等的研究表明^[36]，广西都安县耕地土壤Cd超标率70.6%，Cd含量平均值超出《国家土壤环境质量标准》中Ⅱ级标准的6.85倍，Cd对耕地土壤重金属污染生态风险贡献率达到88%。郭朝晖等的研究表明^[37]，湘江中下游耕地土壤Cd超标率68.5%，Cd含量平均值为2.5mg/kg，超出国家土壤环境Ⅱ级标准的6.85倍。刘洪莲等的研究表明^[38]，太湖地区耕地土壤重金属Cd、Pb污染严重，Cd含量超出国家土壤环境Ⅱ级标准的9.24倍，污染很严重，已经不适于农产品的安全生产。赵筱青等的研究表明^[39]，云南沘江流域耕地土壤Cd含量超出国家土壤环境Ⅱ级标准的75.03倍，耕地土壤Cd污染十分严重。李晓勇等的研究表明^[40]，株洲市耕地土壤Cd含量平均值为4.27mg/kg，超出国家土壤环境Ⅱ级标准的8.05倍。王爽等的研究表明^[41]，陕西潼关农田土壤Cd超标率57.1%，Cd含量平均值超出国家土壤环境Ⅱ级标准的1.7倍。杨克燕等的研究表明^[42]，都江堰市城区周边农田土壤重金属Cd含量平均值超出国家土壤环境Ⅱ级标准的1.58倍。叶嘉敏的研究表明^[43]，鄱阳湖流域农田重金属Cd含量平均值超出国家土壤环境Ⅱ级标准的2.22倍，大部分农产品中的Cd超出安全基准值，且样品中Cd的目标致癌风险均超过了美国环保署推荐的可接受风险值和国际辐射防护委员会推荐的最大可接受风险值。

Cd由于其自然背景值和国家标准中的限量低，富集程度非常高^[44]，在污染评价中，对PLI、RI与I_ER的影响也很突出，在一定程度上增加土壤重金属污染程度和污染范围。任华丽等^[45]的研究表明，潜在生态风险指数法在土壤重金属的生态风险评价中，重金属元素的价态效应、环境条件不同所造成的生物效应差异和评价角度不同对重金属元素毒性系数确定的差异等都将影响重金属的评价结果，是重金属评价应用中要重点考虑和解决的问题。可知，由于PLI、RI与I_ER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、Zn与Pb等元素在研究区PLI、RI与I_ER中占据了较大的比重，并没有完全反映重金属综合污染特征。

本研究结果表明，焉耆盆地辣椒地土壤Cd污染较突出。土壤中Cd除了其母质风化释放一部分外，主要来自于研究区各种人类活动。Cd是毒性极强的重金属元素，对农作物生长和发育而言属于非必需的元素，Cd污染导致植物根茎缩短，叶片干枯萎黄，降低营养元素吸收，减少叶绿素含量，扰乱水分平衡，导致细胞损伤，进而抑制植物生长^[46-47]。Cd在土壤-植物系统中的迁移直接影响到植物生长发育和生理生化特征，从而影响作物的产量和品质^[48]。因此，焉耆盆地农业生产过程中必须做好辣椒地土壤重金属的污染防治工作，尤其要防范耕地土壤Cd的污染风险，科学利用耕地资源。

4 结论

(1) 焉耆盆地辣椒地各种金属元素含量有一定的积累，表明人类活动对农田土壤中重金属含量具有一定的负面影响。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1.67、1.40、1.32、3.21、6.42倍。

(2) 焉耆盆地辣椒地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。Pb和Zn属于重度污染，Cd、Cr和Ni轻度污染，As、Mn和Cu无污染。土壤PLI平均值为1.40，呈现轻度污染。各重金属元素单项生态风险指数从大到小依次为：Cd、Ni、As、Cu、Pb、Cr与Zn。土壤RI平均值为18.40，属于轻微生态风险。土壤I_ER平均值为-4.78，属于无警态势。

(3) 研究区土壤污染负荷指数(PLI)、潜在生态风险指数(RI)以及生态风险预警指数(I_ER)的空间分布格局基本一致，均呈现较明显的地带性分布规律。从研究区东部区域向研究区西部区域辣椒地重金属RI、PLI、I_ER均呈现逐渐减少趋势。博湖县RI、PLI、I_ER等级最高，焉耆县RI、PLI、I_ER等级最低。

(4) 各重金属元素之间存在较强的相关性。Cr、Cu、Mn与Ni主要受到土壤地球化学成因的控制，As、Cd、Pb与Zn主要受到人类活动的影响。Cd是生态风险等级最高的重金属元素，对研究区土壤PLI、RI和I_ER的贡献非常大。研究区农业生产过程中必须要防范耕地土壤Cd的污染风险。