湘潭縣農(nóng)田土壤重金屬污染及生態(tài)風險評價

劉瑞雪，喬冬云，王 萍，安 毅，霍莉莉*

（1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，天津 300191；2.吉林省農(nóng)業(yè)環(huán)境保護與農(nóng)村能源管理總站，長春 130021；3.貴州省農(nóng)業(yè)資源環(huán)境管理站，貴陽 550001）

土壤資源是人類賴以生存的重要基礎(chǔ)，其質(zhì)量直接影響到人類健康、農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)和土壤環(huán)境[1]。受工業(yè)“三廢”、城市生活、農(nóng)用化學(xué)品投入等多種因素影響，導(dǎo)致土壤重金屬含量增加，其污染已經(jīng)成為全球性問題[2-3]。土壤重金屬污染具有富集性、持久性和隱蔽性特征，并通過食物鏈危害人體健康，其生態(tài)風險危害不可小覷。2016年國家出臺《土壤污染防治行動計劃》，即“土十條”，土十條明確要求摸清農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地污染底數(shù)，掌握土壤環(huán)境質(zhì)量狀況，并在此基礎(chǔ)上進行土壤污染風險管控，做到對農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地分級分區(qū)分類科學(xué)管理。鑒于此，2018年8月生態(tài)環(huán)境部發(fā)布了《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），新標準直接針對農(nóng)用地土壤污染風險管控給出風險篩選值和管制值及其使用描述，相比以往評價標準具有其先進性和現(xiàn)實意義。

目前，國內(nèi)外學(xué)者對土壤重金屬污染評價的研究主要集中在污染程度評價、風險評估、重金屬污染對人體健康的影響、重金屬污染空間分布特征及污染源解析方面[4-5]。例如，鄒素敏等[6]運用單因子污染指數(shù)法和綜合污染指數(shù)法對不同品種蔬菜重金屬進行了污染評價；Hossain等[7]采用地累積指數(shù)法和多元統(tǒng)計法分析馬來西亞Gebeng工業(yè)城的土壤重金屬空間分布及來源；Santos-Francés等[8]采用地累積指數(shù)，改進的內(nèi)梅羅指數(shù)和潛在的生態(tài)風險指數(shù)對秘魯兩個地區(qū)的污染程度及風險進行評價；金曉丹等[9]運用Lars Hakason潛在生態(tài)風險指數(shù)評價法對廣西某鉛鋅礦區(qū)的土壤重金屬進行健康風險評估。隨著國家精準農(nóng)業(yè)的開展，土壤特性空間變異地統(tǒng)計學(xué)和地理信息（GIS）的研究方法與手段得到進一步發(fā)展，主要表現(xiàn)為GIS與地統(tǒng)計學(xué)的有效結(jié)合，揭示重金屬空間分布特征和規(guī)律性[10]，為土壤重金屬污染的綜合評價和治理提供科學(xué)支持。例如，Benhaddya等[11]利用GIS技術(shù)研究了阿爾及利亞表層土壤重金屬污染空間分布特征；Zhou等[12]結(jié)合GIS，多元分析中國東部某廢棄工業(yè)區(qū)土壤中重金屬的來源。

風險評估是研究污染物質(zhì)生態(tài)危害的重要手段，常用的研究方法包括閾值比較法、概率風險評估法、風險評估編碼法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法。閾值比較法使用方便，但忽視了污染物在環(huán)境中的變異及耐受能力差異；概率風險評估法考慮了生物的耐受性和污染物濃度的變異，但不能明確區(qū)分哪類物種具有較大風險；風險評估編碼法是利用形態(tài)分析研究風險，根據(jù)重金屬的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)總量的比值確定風險大小；潛在生態(tài)危害指數(shù)法是Lars Hakanson于1980年應(yīng)用沉積學(xué)原理評價重金屬生態(tài)危害的方法，不僅反映某一環(huán)境中不同污染物的影響，也反映了多種污染物的綜合影響，并定量地劃分潛在危害程度，是國際上應(yīng)用較廣泛的評價方法。

湖南省是我國產(chǎn)糧大省，稻谷產(chǎn)量常年穩(wěn)居全國第一[13]。2013年5月湖南“鎘大米”事件引發(fā)人們對農(nóng)產(chǎn)品安全和土壤重金屬污染的關(guān)注。湘潭縣地處湘江下游，是重要的有色金屬產(chǎn)區(qū)，也是重要的水稻產(chǎn)區(qū)。以往對該區(qū)農(nóng)田重金屬污染的整體狀況研究較少，大多針對某個元素或局部小區(qū)域，且采用的評價標準和方法均是依據(jù)已廢止的《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 15618—1995）。本研究針對我國目前產(chǎn)地風險管控問題，選用GB 15618—2018對湘潭縣農(nóng)田土壤中Hg、Cd、Pb、Cu、As、Cr、Zn、Ni八種重金屬的整體污染特征及分布狀況進行了研究，并采用潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價潛在生態(tài)風險，旨在探明該地區(qū)重金屬污染整體狀況、分布及其風險，為該地區(qū)農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地污染防治、風險管控及產(chǎn)地安全管理提供科學(xué)依據(jù)，對該地區(qū)的農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全以及農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

湘潭縣位于北緯27°20′～28°05′、東經(jīng)112°25′～113°03′，屬亞熱帶季風濕潤氣候，年平均氣溫16.7～18.3℃。1月最冷，月平均氣溫在5℃左右。7月最熱，月平均氣溫在30℃左右，極端高溫達41.2℃，冬夏溫差24～25℃。區(qū)內(nèi)土壤類型主要為紅壤、潮土和黏土。農(nóng)作物一般為一年兩熟，主要農(nóng)作物為水稻。該區(qū)金屬礦分布廣泛，是湖南重要的礦業(yè)和重工業(yè)基地。

1.2 樣品采集與處理

樣品采集于2016年10月。按隨機布點方法進行采樣，采樣時遠離公路、田埂、肥堆等區(qū)域，用木鏟取0～20 cm的耕層土壤，并用GPS精準定位，共采集了125個土壤樣品。將采集后的樣品置于室內(nèi)自然風干，掰碎，并剔除大石塊、植物根系等雜質(zhì)，分別用四分法取適量土樣研磨過100、20目尼龍篩后裝密封袋備用。

1.3 樣品分析

使用酸度計測定pH值。用重鉻酸鉀容量法測量有機質(zhì)，容量法測量陽離子交換量[14]，土壤重金屬測試時，準確稱取0.1～0.25 g土壤樣品至微波消解罐中，加入6 mL 65%的HNO3（優(yōu)級純，Merck）、1 mL 30%的H2O2（優(yōu)級純，國藥）和1 mL 40%的 HF（優(yōu)級純，國藥），放入微波消解儀進行消解，消解液過濾待測。用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，Agilent）同時測定As、Hg、Zn、Pb、Cu、Cr、Cd和Ni，具體方法參照參考文獻[15]。

1.4 污染評價標準

依據(jù)GB 15618—2018給出的標準值和評價方法對土壤重金屬單項和綜合污染風險進行評價。由于標準中有些農(nóng)用地土壤重金屬的管制值未給出，所以本文中只討論標準中給出管制值的五種重金屬的單項和綜合污染風險。土壤重金屬單項和綜合污染風險評價分級標準見表1和表2。

表1 土壤重金屬單項污染風險評價分級標準Table 1 Classification criteria for single-site pollution risk assessment of heavy metals in soil

表2 土壤重金屬綜合污染風險評價分級標準Table 2 Classification criteria for soil heavy metal comprehensive pollution risk assessment

1.5 潛在生態(tài)風險評價

潛在生態(tài)危害指數(shù)法[16]不僅考慮土壤重金屬含量，而且綜合考慮了多元素協(xié)同作用、毒性水平、污染濃度以及環(huán)境對重金屬污染敏感性等因素，因此在環(huán)境風險評價中得到了廣泛應(yīng)用[17]。計算公式為：

式中：Ci表層為第i種重金屬的實際測量含量，mg·kg-1；Cin為第i種重金屬的參比值，mg·kg-1，本研究選用湖南省土壤平均背景值；Tir為第i種重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)，Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb的毒性響應(yīng)系數(shù)分別為 2、5、5、1、10、30、40、5[16，18]；Eir為第i種重金屬的單項潛在風險系數(shù)，RI為綜合潛在風險系數(shù)，重金屬潛在生態(tài)風險程度評價指標與分級關(guān)系見表3[17]。

表3 重金屬潛在生態(tài)風險程度評價指標與分級關(guān)系Table 3 Evaluation index and classification relationship of potential ecological risk degree of heavy metals

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2007和SPSS 20.0對數(shù)據(jù)進行描述性統(tǒng)計分析；重金屬污染空間分布特征采用ArcGIS 10.3中地統(tǒng)計模塊進行地統(tǒng)計分析并制圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬污染評價

2.1.1 土壤重金屬含量統(tǒng)計

由表4可知，研究區(qū)內(nèi)125個樣本點中，土壤pH值的范圍為4.40～7.80，平均值為5.57，整體屬酸性土壤；有機質(zhì)和陽離子交換量的范圍分別為24.8～71.1 g·kg-1和8.05～19.88 cmol·kg-1，平均值分別為44.44 g·kg-1和12.8 cmol·kg-1。125個樣本點的Cd和Hg累積指數(shù)均大于1，且其最小值分別是背景值的1.53倍和1.04倍；Pb、As、Cr、Cu、Zn和Ni累積指數(shù)大于1的樣本點占全部樣本的比例分別為99.2%、46.4%、40.0%、28.8%、16.8%和12.0%[18-19]，該區(qū)農(nóng)田土壤中Cd和Hg累積程度較高。Cr、As、Hg、Pb、Ni、Cu、Zn 7種元素含量的平均值均低于土壤污染風險篩選值，Cd含量的平均值高于土壤污染風險篩選值，但低于管制值。這與Lei等[20]和Wang等[21]的研究結(jié)果一致：該區(qū)土壤Cd污染較嚴重。除此之外，與國內(nèi)其他相關(guān)研究[22-23]對比，該區(qū)的土壤Cd也是高于其他地區(qū)，因此，在該區(qū)從事生產(chǎn)活動時，應(yīng)重視由土壤Cd污染帶來的生態(tài)風險。

表4 農(nóng)田土壤重金屬含量統(tǒng)計（n=125）Table 4 Statistics on soil heavy metal content in farmland（n=125）

變異系數(shù)常用來反映農(nóng)田重金屬含量的變化[24]，變異系數(shù)在10%～30%之間屬于中等變異，＞30%屬于強變異[22]。由表4可知，Ni、Pb屬于中等變異水平，Cr、Cu、Zn、As、Cd、Hg屬于強變異水平，并且有很大的含量范圍，說明該區(qū)土壤重金屬含量分布不均勻，這種現(xiàn)象大多是由人類活動引起的，比如污灌、施肥等農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動[25-27]。其中Hg最為顯著。

2.1.2 土壤重金屬含量分布

利用克里金插值法對樣本點進行插值，得到8種土壤重金屬含量的空間分布特征和規(guī)律。由圖1可知，Cr、Ni、Cu有相似的空間分布，Cr和Ni含量高的區(qū)域均出現(xiàn)在南部，Cu含量高的地方除了大部分出現(xiàn)在南部，還有一小部分出現(xiàn)在北部。這表明Cr、Ni、Cu的來源有相同的地方。據(jù)調(diào)查，在Cr、Ni、Cu含量高的地區(qū)周圍有化工廠、礦區(qū)和養(yǎng)殖場，養(yǎng)殖場是Cu的重要來源[28-29]，Cr、Ni、Cu高值區(qū)的形成也與廠礦在該區(qū)域的分布有關(guān)。

Zn、Cd、Pb的空間分布也是相似的，高含量區(qū)域主要出現(xiàn)在東部，Cd的分布規(guī)律呈現(xiàn)出從西南到東北逐漸增大的趨勢；東部地區(qū)是污染源分布最多的區(qū)域，有養(yǎng)殖場、皮革廠、采礦業(yè)、化工廠和食品加工廠。養(yǎng)殖場中動物糞便的排放是Zn的重要來源[28-29]，礦業(yè)的開采、化工廠污水的排放、養(yǎng)殖場動物糞便的排放和食品加工廠生產(chǎn)加工、儲藏運輸?shù)倪^程都能產(chǎn)生大量的Cd、Pb。除此之外，農(nóng)業(yè)活動中磷肥的不當施用也是Cd的重要來源[30]。

As和Hg兩種元素含量高的區(qū)域分布比較廣泛，其中As在東部地區(qū)有小部分區(qū)域含量比較高，Hg的高含量區(qū)域主要在中部地區(qū)。產(chǎn)生這一現(xiàn)象的原因除了與周圍的廠礦有關(guān)外，也可能與污灌有關(guān)[31]。

2.1.3 土壤重金屬單項污染風險評價

由表5可知，125個樣本中，超過90%的樣本Cr、As、Hg、Pb污染風險處于1級水平，即其含量小于等于風險篩選值，表明這四種重金屬對農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全、農(nóng)作物或生態(tài)環(huán)境的風險低，一般情況下可以忽略；有不到10%的樣本處于2級水平，即其含量大于風險篩選值，小于風險管制值，可能存在農(nóng)產(chǎn)品不符合質(zhì)量安全標準等土壤風險，原則上應(yīng)當采取農(nóng)藝調(diào)控、替代種植等安全利用措施進行風險管控。Cr、As、Hg、Cd和Pb 5種重金屬沒有超過風險管制值的樣本，污染程度均未達到3級，但90.4%的樣本Cd污染風險處于2級水平。Cd含量明顯高于其他重金屬，這可能是受到工礦企業(yè)的影響，從而出現(xiàn)Cd污染現(xiàn)象[23]。

圖1 研究區(qū)土壤重金屬含量空間分布Figure 1 Spatial distribution of soil heavy metal content in the study area

2.1.4 土壤重金屬綜合污染風險評價

由表6可知，在綜合污染風險評價中，處于1、2、3級水平的樣本比例分別為8.0%、92.0%、0，說明該區(qū)大部分農(nóng)田存在土壤污染風險，根據(jù)上文土壤重金屬單項污染風險評價結(jié)果，該區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染風險主要是因為Cd的污染程度比較高，在綜合評價中起主導(dǎo)作用。依據(jù)綜合污染風險評價結(jié)果，該區(qū)原則上應(yīng)當采取農(nóng)藝調(diào)控、替代種植等安全利用措施進行風險管控，以達到農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)的目的。

續(xù)圖1研究區(qū)土壤重金屬含量空間分布Continued figure 1 Spatial distribution of soil heavy metal content in the study area

表5 土壤重金屬單項污染風險評價Table 5 Soil heavy metal single pollution risk assessment

表6 土壤重金屬綜合污染風險評價（n=125）Table 6 Soil heavy metal comprehensive pollution risk assessment（n=125）

2.2 土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價

土壤重金屬可通過食物鏈進入人體，間接威脅人類健康，因此對農(nóng)田土壤重金屬潛在風險進行評價至關(guān)重要[32-33]。如表7所示，該區(qū)土壤中 Cr、Ni、Cu、Zn、As和Pb 6種元素的潛在生態(tài)風險系數(shù)Eir的平均值和最大值均小于40，屬于輕微生態(tài)風險，Hg處于中度生態(tài)風險，Cd的潛在生態(tài)風險最高，處于很強的水平；在研究的125個樣本中，Cd處于很強風險水平和強風險水平的樣本最多，所占比例分別為46%和40%，Hg處于中度風險水平的樣本最多、其次是強風險水平，樣本所占比例分別為70%和26%。說明研究區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬中，Cd和Hg的污染最為嚴重，特別是Cd元素，應(yīng)當采取一定的措施進行修復(fù)。綜合潛在風險指數(shù)RI顯示，整體上處于中度生態(tài)風險水平和強生態(tài)水平的樣本數(shù)最多，分別占56%和40%，綜合潛在風險指數(shù)的平均值為314.9，屬于強生態(tài)風險，結(jié)合上文分析結(jié)果表明，該區(qū)的綜合潛在風險程度主要受Cd污染的影響。

3 結(jié)論

（1）湘潭縣農(nóng)田土壤中Cd含量的平均值高于《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中的土壤污染風險篩選值，其他7種重金屬 Cr、As、Hg、Pb、Ni、Cu、Zn含量的平均值低于篩選值，Cd污染嚴重，且Cd高含量區(qū)域主要分布在東部地區(qū)；Cd和Hg的最小值分別是背景值的1.53倍和1.04倍，累積程度較高。

（2）在研究的125個樣本中，超過90%的樣本Cr、As、Hg、Pb單項污染風險處于1級水平，90.4%的樣本Cd含量處于2級水平。Cr、As、Hg、Pb和Cd含量均未超過風險管制值。在綜合污染風險評價中，處于1、2、3級水平的樣本比例分別為8.0%、92.0%、0，該區(qū)大部分農(nóng)田存在土壤污染風險，這種現(xiàn)象主要是由該區(qū)農(nóng)田土壤中Cd的污染程度比較高造成的。

（3）該區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的綜合潛在生態(tài)風險系數(shù)（RI）的均值為314.9，屬于強生態(tài)風險水平，其中Cd的生態(tài)風險在很大程度上決定了綜合潛在生態(tài)風險的程度，因此，該區(qū)應(yīng)嚴格控制Cd污染來源，著重加強土壤Cd污染治理。

表7 土壤重金屬潛在生態(tài)風險因子及潛在風險指數(shù)Table 7 Potential ecological risk factors and potential risk index of soil heavy metals