東北設施葉菜類蔬菜鎘鉛污染安全生產分區研究

李想，龍振華，朱彥諺，楊昳，李明堂

（吉林農業大學資源與環境學院，長春130118）

近年來我國設施蔬菜種植業發展迅速，設施蔬菜種植面積以每年10% 左右的速度不斷增長，設施蔬菜用24% 的土地面積提供了60% 以上的產值和33%以上的蔬菜產量，在蔬菜生產中起到了至關重要的作用[1-2]。設施蔬菜種植過程中可人為控制生產空間內的小氣候、調控土壤濕度和肥力，從而延長蔬菜生產時間，因此在常年低溫期較長的東北地區的發展尤為迅速[3-5]。其中吉林省在2009—2011年設施蔬菜種植面積在省內9 個地區均增長了1 倍以上[6]。隨著設施蔬菜的快速發展，設施菜地土壤重金屬污染對蔬菜安全生產的影響以及因農業投入品大量使用導致的重金屬累積風險正引起人們的關注[7-8]，如我國部分設施蔬菜土壤在種植之前已經受到了各種人為因素導致的重金屬污染，或者農業投入品的過量和不當使用，使得設施蔬菜種植過程中土壤重金屬風險隱患加劇[9-12]。研究表明，我國東北地區設施葉菜類蔬菜的主要重金屬污染物為Cd和Pb[13-14]。蔬菜對土壤中Cd和Pb 的吸收富集不僅與蔬菜的種類和品種有關，還與Cd 和Pb 在土壤中的生物有效性有關[15-16]。土壤中Cd 和Pb 的生物有效性不僅與其總量有關，還與土壤的理化性質，如pH 和有機質的含量有關。大多數研究表明蔬菜中重金屬與土壤pH 呈負相關關系，土壤有機質的增加會顯著降低蔬菜對重金屬的吸收，但也有研究表明有機質的增加會促進Pb 的溶解，增加土壤中的水溶性Pb 的含量從而使蔬菜對Pb 的吸收富集能力增加[17-18]。因此從蔬菜品種和種類以及土壤基本性質等方面系統考慮設施蔬菜對Cd 和Pb 的吸收富集能力，針對具體的區域實際情況開展土壤重金屬閾值和分區生產，對實現Cd 和Pb 污染土壤的蔬菜安全生產具有重要的指導意義。

目前主要是利用蔬菜重金屬超標率、種間外推法和物種敏感曲線法（SSD）研究重金屬污染土壤安全生產的閾值和分區。徐建明等[19]利用蔬菜重金屬不超標率90%、60% 和30% 定為安全值、限制值和高危值；劉香香等[20]以蔬菜和土壤中Cd 的含量建立線性回歸方程，根據蔬菜中Cd的限量值得出土壤閾值；程菁靚等[21]根據不同品種水稻對Pb 的富集情況利用Log-logistic 模型計算水稻對Pb 的富集SSD 頻次，并根據SSD 曲線得出宜產、限產和禁產3區的土壤中Pb的含量閾值。物種敏感性分布法是一種統計學外推法，能在結構復雜的生態系統中，通過概率或者經驗分布函數來描述不同物種樣本對脅迫因素的敏感度差異，與其他方法相比更具實際意義。劉克[22]利用種間外推法和物種敏感曲線法研究小麥產地土壤中Cd和Pb 的安全閾值，結果發現物種敏感曲線法的擬合效果最好。

綜上所述，本研究以吉林省某礦區礦石采集場和冶煉廠附近受Cd 和Pb 污染的設施葉菜類蔬菜種植基地為研究對象，點對點采集土壤和葉菜類蔬菜的可食部位，在對土壤污染和蔬菜重金屬超標情況進行研究的基礎上，結合不同葉菜類蔬菜對Cd 和Pb 的富集系數及其與土壤pH 和有機質含量的相關性，利用物種敏感曲線法對Cd 和Pb 污染設施蔬菜種植土壤安全生產閾值和宜產區、限產區和禁產區的劃分進行研究，以期為設施蔬菜安全生產提供技術支持。

1 材料與方法

1.1 研究區域

根據吉林省土壤背景值分布和近幾年吉林省耕地土壤重金屬污染情況[23-24]，以吉林省某礦區礦石開采區域和礦石冶煉廠附近可能受到Cd 和Pb 污染的設施蔬菜種植基地為采樣點。采樣區位于吉林省中南部，屬于北溫帶東亞大陸性季風氣候，四季溫差較大，年氣溫范圍在-18～22.4 ℃，年降水量為954.3 mm，采樣區的土壤類型為黑土。據調查研究地區設施基地大約從3月份開始種植到10月份結束，期間種植葉菜類蔬菜3～4 茬，因此本研究于2019 年6 月份和9 月份進行兩次田間采樣。根據蔬菜大棚土壤中Cd 和Pb 的污染情況、與主要污染源的距離以及蔬菜大棚和冶煉廠煙囪的風向等條件，選取了具有代表性、棚齡為1～6 a的7個塑料大棚為采樣點。

1.2 土壤和蔬菜樣品采集及處理

根據采樣區的特點，分別于2019 年6 月份和9 月份點對點采集塑料大棚的土壤和蔬菜樣品，蔬菜種類主要包括菠菜、小白菜、韭菜、油菜、茼蒿、大白菜和油麥菜。采用塑料采樣器點對點采集0～20 cm 的耕作層土壤和蔬菜樣品。樣品采集后立即放入無菌的自封塑料袋內，放置于泡沫箱內，并加入冰袋保持低溫，6 h內運回實驗室后立即對樣品進行預處理。蔬菜采集樣品數與土壤樣品數相同，最終各采集樣品34個。

蔬菜樣品制備：蔬菜樣品用自來水沖洗干凈后，用去離子水沖洗3 次，晾干蔬菜表面水分，稱其鮮質量，測蔬菜含水率，然后置于烘箱中105 ℃殺青30 min，65～70 ℃烘24 h 左右，過0.15 mm 尼龍篩后保存于干燥器內。

土壤樣品制備：將采集的土壤放置于陰涼處風干，直至恒質量，去除植物根莖、石塊等雜物，過2 mm尼龍篩，混勻，一部分過1 mm 和0.25 mm 尼龍篩，用于測定土壤pH和有機質的含量，再取一部分研磨，過0.15 mm尼龍篩，用于重金屬的測定。

1.3 測定方法

土壤和蔬菜中Cd 和Pb 的含量的測定[25]：稱取0.1 g（精確至0.000 1 g）過篩的土壤樣品置于微波消解管中，加入6 mL 鹽酸-2 mL 硝酸（優級純）-1 mL 氫氟酸（優級純）于微波消解儀（MARS6）內消解；稱取0.3 g（精確至0.000 1 g）過篩的蔬菜樣品置于微波消解管中，加入10 mL 硝酸（優級純）于微波消解儀（MARS6）內消解。消解結束后在180 ℃條件下加熱趕酸使管內消解液剩至1 mL 左右時，用20 mL 2% 硝酸溶液清洗管壁，轉移到容量瓶中定容至25 mL，搖勻后取上清液，采用電感耦合等離子體質譜儀（ICPMS 7900）測定Cd 和Pb 的含量，測定過程中以國家標準土壤樣品[GBW07453（GSS-24）]和國家標準蔬菜樣品[GBW10015（GSB-5）]進行分析質量控制。

土壤pH 測定：水土比為2.5∶1，采用pH 計測定；土壤有機質含量測定：采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定[26]。

蔬菜富集系數計算公式：富集系數（BCF）=蔬菜重金屬含量（mg·kg-1）/土壤重金屬含量（mg·kg-1）

1.4 統計與分析

使用SPSS 18.0 軟件對收集到的數據進行數據差異顯著性分析、回歸分析和均值聚類分析，使用Origin 8.5 軟件利用Logistic 分布模型繪制擬合SSD 曲線，其他試驗數據利用Excel 2010進行處理。

2 結果與討論

2.1 土壤理化性質與重金屬含量

從表1 可以看出，土壤樣品的pH 值范圍為5.85～7.55，平均值為6.69。一般情況下pH 較低的土壤種植的蔬菜更易受重金屬污染[27]，相比湖北[28]、湖南株洲[29]、廣東省[30]受重金屬污染的蔬菜土壤pH 平均值分別為5.61、5.14、4.67，本研究的土壤樣品pH 偏高，可能會降低土壤重金屬的生物有效性從而減少蔬菜對重金屬的吸收富集[18]。土壤樣品有機質的含量范圍為13.73～52.00 g·kg-1，平均值為35.09 g·kg-1，本研究采集的土壤樣品pH 和有機質的含量均在焉莉等[31]調查的吉林省農田土壤pH 和有機質的含量范圍內，說明研究區土壤pH和有機質的含量并沒有受到礦石開采和冶煉的顯著影響。

土壤樣品中Cd的含量范圍為0.27～1.55 mg·kg-1，平均值為0.80 mg·kg-1；Pb 的含量范圍為17.99～70.18 mg·kg-1，平均值為37.48 mg·kg-1。土壤中Cd 含量超過《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的農用地土壤污染風險篩選值的樣品比例為97.06%，說明研究區域內蔬菜生產可能存在Cd 污染的風險。采集土壤樣品中Pb 的含量均未超過《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的農用地土壤污染風險篩選值。

表1 土壤pH、有機質和重金屬含量Table 1 The soil pH and contents of organic matter and heavy metals in soil

2.2 蔬菜可食部位對重金屬的吸收和富集

由表2 可知，34 個蔬菜可食部位樣品中Cd 的含量范圍為0.06～0.52 mg·kg-1，平均值為0.18 mg·kg-1；Pb 的含量范圍為0.01～1.46 mg·kg-1，平均值為0.25 mg·kg-1。根據《食品安全國家標準 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）蔬菜可食部位中Cd的含量超過標準值的樣品比例為23.53%，Pb 的含量超過標準值的樣品比例為20.59%。說明在研究區域的土壤環境條件下，葉菜類蔬菜已經受到不同程度的Cd 和Pb 污染。對于Cd 而言，土壤中Cd 的含量超農用地土壤污染風險篩選值的樣品比例雖然為97.06%，但蔬菜可食部位中Cd 的含量超標準值的樣品比例卻僅僅為23.53%；對于Pb 而言，雖然土壤樣品中Pb 含量均沒有超過農用地土壤污染風險篩選值，但蔬菜可食部位中Pb 的含量超標準值的樣品比例高達20.59%，說明設施蔬菜對Cd和Pb的富集特征不一樣。李蓮芳等[14]采集的吉林四平設施蔬菜土壤中Cd的含量超標準值樣品數量超過總數的一半，Pb 的含量則沒有超過標準值；有少量蔬菜樣品中Cd 和Pb 的含量超標準值。可能是研究區土壤樣品pH和有機質含量較高導致土壤中Cd 的生物有效性降低，從而使葉菜類蔬菜對Cd的吸收富集降低，但卻增加了蔬菜對Pb 的富集[18]，具體原因仍有待進一步研究。

不同種類葉菜類蔬菜可食部位對Cd的平均富集系數大小順序為：菠菜（51.65%）＞小白菜（35.45%）＞韭菜（33.07%）＞油菜（23.43%）＞茼蒿（21.38%）＞大白菜（19.53%）＞油麥菜（14.16%）；對Pb的平均富集系數大小順序為：小白菜（1.28%）＞韭菜（1.01%）＞菠菜（0.91%）＞油麥菜（0.87%）＞油菜（0.59%）＞大白菜（0.50%）＞茼蒿（0.10%）。另外，同種蔬菜不同季節和不同大棚采集的樣品中可食部位對Cd 和Pb 的富集系數也有較大差異，蔬菜對Cd 的富集系數變異系數大小順序為：油菜（63.62%）＞小白菜（57.52%）＞大白菜（40.52%）＞菠菜（21.47%）＞韭菜（20.21%）＞油麥菜（15.98%）；蔬菜對Pb 的富集系數變異系數大小順序為：菠菜（123.07%）＞小白菜（112.45%）＞大白菜（71.35%）＞油麥菜（58.29%）＞油菜（52.28%）＞韭菜（51.08%），變異系數越大說明該蔬菜品種受本身基因型或者外在條件的影響不同而對Cd 和Pb 的富集能力差異越大，因此葉菜類蔬菜之間對Pb 的富集能力差異比對Cd的要大，而小白菜和大白菜對Cd和Pb富集能力差異都比較大。

表2 蔬菜重金屬含量及富集系數Table 2 Heavy metal content and enrichment coefficient in vegetables

2.3 蔬菜富集系數與土壤pH 和有機質含量的相關性分析

從表3 中可以看出，葉菜類蔬菜對Cd 的富集系數（BCF）與土壤pH 呈顯著性負相關關系，即土壤pH越高，葉菜類蔬菜越不易吸收富集Cd；蔬菜對Cd 的富集系數與土壤有機質的含量呈負相關，但并無顯著性相關關系，因此本研究將土壤pH 作為影響蔬菜吸收富集Cd的主要影響因子建立回歸模型。

從表3 中可看出，葉菜類蔬菜對Pb 的富集系數與土壤pH 無顯著相關關系，具體原因可能是蔬菜品種差異較大，或者有其他共存的重金屬，干擾了土壤pH 對蔬菜富集Pb 的影響作用[17]；葉菜類蔬菜對Pb 的富集系數與土壤有機質的含量有顯著正相關關系，即土壤有機質的含量越高，葉菜類蔬菜越易吸收富集Pb，推測可能是本研究中的土壤樣品有機質含量較高，增加了Pb 的生物有效性，促進了蔬菜對Pb 的富集[18]，因此本研究將土壤有機質的含量作為影響蔬菜吸收富集Pb的主要影響因子建立回歸方程。

2.4 土壤典型情景

蔬菜對Cd的富集系數與土壤pH 有顯著性關系，所以將土壤pH 作為自變量，通過SPSS 18.0 軟件進行K-均值聚類分析，而蔬菜對Pb 的富集系數只與有機質的含量呈顯著性關系，所以將土壤有機質的含量作為自變量，通過SPSS 18.0 軟件進行K-均值聚類分析。聚類結果如表4 所示，從表中可以看出研究區的土壤樣品土壤pH 值跨度較大，分成了5.99、6.65 和7.21共3種情景。土壤有機質的含量范圍也較大，分成含量為20.25、30.04 g·kg-1和44.44 g·kg-13種情景。

表3 重金屬富集系數與土壤pH和有機質含量的相關性Table 3 Correlation of heavy metal enrichment coefficient with soil pH and organic matter content

表4 土壤典型情景Table 4 Typical situation of soil

2.5 蔬菜富集系數歸一化

利用SPSS 18.0 軟件將34 種葉菜類蔬菜可食部位對Cd 和Pb 的富集系數分別與土壤pH 和有機質的含量進行回歸分析，得到回歸方程，利用回歸方程將各蔬菜不同的富集系數數據歸一化到特定土壤條件下，以消除土壤理化性質差異對蔬菜富集系數的影響。回歸方程如下：

Cd：lgBCF=a×pH+k

Pb：lgBCF=b×lgOM+k

式中：pH 為土壤pH 值；OM 為土壤有機質的含量，g·kg-1；a、b為無量綱參數，表示土壤性質對富集系數的影響程度；k為方程截距，表示蔬菜品種對Cd 和Pb 的固有敏感性。

Cd 的 回 歸 方 程 為lgBCF=- 0.252pH + 0.322（r=0.404）；Pb 的回歸方程為lgBCF=0.733lgOM-3.420（r=0.233）。為進一步消除土壤理化性質對葉菜類蔬菜富集系數的影響，將34 種蔬菜分別通過回歸模型歸一化到3種典型土壤情景下蔬菜的富集系數，見表5。如大白菜1在pH=6.7、有機質的含量為13.73 g·kg-1的實際土壤中對Cd 的BCF 為4.54%、對Pb 的BCF 為0.53%，利用Cd 的富集回歸方程lgBCF=-0.252pH+0.322，將其歸一化到土壤pH=5.99 條件下得到BCF=4.54×10-0.252×（5.99-6.7）；同理，利用Pb 的回歸方程lgBCF=0.733lgOM-3.420 將其歸一化到土壤有機質的含量為20.25 g·kg-1條件下時得到BCF=0.53×100.733×（20.25/13.73），方程中系數0.322、-3.420 為各蔬菜品種間固有的敏感性，在歸一化運算過程中可忽略，其他蔬菜品種以此類推。

由表5 可知34 種蔬菜在3 種典型土壤情景下對Cd 和Pb 的富集系數從大到小排序一致，不同種類葉菜類蔬菜Cd 的3 種歸一化后富集系數平均值對富集能力的排序一致：菠菜＞小白菜＞油菜＞韭菜＞大白菜＞茼蒿＞油麥菜，與歸一化前相比，菠菜、小白菜對Cd的富集能力較強，油麥菜對Cd 的富集能力較弱。不同種類葉菜類蔬菜Pb 的3 種歸一化后富集系數平均值對富集能力的排序一致：小白菜＞韭菜＞菠菜＞油麥菜＞大白菜＞油菜＞茼蒿，與歸一化前相比，小白菜、韭菜對Pb 的富集能力較強，茼蒿對Pb 的富集能力較弱。但歸一化前后的富集能力排序并不完全一致，可能是由于某些種類蔬菜不同樣品間對重金屬富集能力差距較大，受土壤理化性質影響較大，并且和另一種類蔬菜富集能力相近等，在歸一化過程中導致排序的改變，但并沒有改變大致趨勢。

2.6 蔬菜敏感性分布和安全生產分區

將上述蔬菜品種歸一化后的富集系數由大到小排列并設定相應序數R，計算其累計概率，累計概率P公式如下：

P=R/（N+1）式中：R是物種從小到大排序的秩；N是樣本數。

以1/BCF 為橫坐標，累計概率為縱坐標，利用Logistic 分布模型在Origin 8.5 得出的擬合曲線如圖1 和圖2。由圖1 可知，3 種典型情景土壤中蔬菜對Cd 敏感性順序基本一致，不同蔬菜對Cd 的富集能力差異顯著，曲線上端蔬菜代表對Cd 的富集性差。綜合分析可知菠菜和小白菜對Cd 的富集能力強，不同大白菜和油菜樣品對Cd的富集能力差異較大。

由圖2 可知，3 種典型情景土壤中蔬菜對Pb 敏感性順序基本一致，不同蔬菜對Pb 的富集能力差異顯著，曲線上端蔬菜代表對Pb 的富集能力差。綜合分析可知葉菜類蔬菜對Pb 的富集能力差異大，說明葉菜類蔬菜富集Pb的樣品間差異較大。

表5 葉菜類蔬菜在土壤典型情境下歸一化后的富集系數（%）Table 5 Normalized enrichment coefficients of leafy vegetables under typical situation of soil（%）

2.7 典型土壤情景下安全生產分區

圖1 土壤典型情景下Cd的葉菜類蔬菜敏感分布曲線Figure 1 Sensitivity distribution curves of leafy vegetables for Cd under typical situation of soil

據上述分析，綜合參照徐建明等[19]和程菁靚等[21]對宜產區、限產區和禁產區保護農作物百分比的劃分，建議分別將保護90% 和5% 的蔬菜品種作為劃分葉菜類蔬菜宜產、限產和禁產的依據，即宜產區設置為保護90% 及以上蔬菜品種；限產區設置為保護5%～90% 蔬菜品種；禁產區設置為保護5% 及以下蔬菜品種，詳細劃分如下：根據葉菜類食品限量標準，按照BCF公式可反推出3種情景下土壤中Cd和Pb的閾值（見表6），取3 種情景下閾值的平均值作為劃分依據，即保護90%和5%蔬菜時土壤中Cd的含量的閾值分別為（0.29 + 0.42 + 0.58）/3=0.43 mg · kg-1和（1.94 +2.83+3.88）/3=2.88 mg·kg-1，Pb 的含量的閾值則分別為（31.54+23.47+17.62）/3=24.21 mg·kg-1和（508.99+381.51+286.43）/3= 392.31 mg·kg-1。當土壤中Cd 的含量≤0.43 mg·kg-1為宜產區，土壤中Cd 的含量0.43～2.88 mg·kg-1為限產區，土壤中Cd 的含量≥2.88 mg·kg-1為禁產區；當土壤中Pb 的含量≤24.21 mg·kg-1為宜產區，土壤中Pb 的含量24.21～392.31 mg·kg-1為限產區，土壤中Pb的含量≥392.31 mg·kg-1為禁產區。

圖2 土壤典型情景下Pb的葉菜類蔬菜敏感分布曲線Figure 2 Sensitivity distribution curves of leafy vegetables for Pb under typical situation of soil

本研究得到的宜產區和限產區土壤中Cd的含量閾值高于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中Cd 的農用地土壤污染風險篩選值和農用地土壤污染風險管制值的最低值，接近最高值，可能原因是研究區土壤的pH較高，導致土壤中Cd 的活性降低，使得葉菜類蔬菜對Cd 的吸收富集能力下降[32]。宜產區土壤中Pb 的含量閾值明顯小于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中Pb 的農用地土壤污染風險篩選值，限產區土壤中Pb 的閾值略低于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中Pb 的農用地土壤污染風險管制值的最低值，原因可能是東北地區土壤有機質含量比較高，增加了Pb 的生物有效性，促進了設施葉菜類蔬菜對Pb 的吸收[17-18]。另外，研究表明不同種類蔬菜對不同重金屬的富集能力差異很大，而葉菜類蔬菜更易吸收富集Pb，使得Pb 往往成為葉菜類蔬菜的主要超標重金屬[33]。趙勇等[34]對蔬菜土壤Pb的污染閾值進行研究，其結果表明土壤中Pb 的含量閾值油麥菜為39.91 mg·kg-1，生菜為33.70 mg·kg-1；史明易等[35]收集12 個省（市）共19 篇文獻中設施蔬菜重金屬污染的數據進行統計分析，當土壤pH 為6.5～7.5 時葉菜類蔬菜土壤中Pb 含量的安全閾值為20.55 mg·kg-1。以上說明Pb對葉菜類蔬菜安全生產的風險較高，在蔬菜種植過程中需要注意土壤中Pb 的污染，這與本文的研究結果基本一致。

當土壤中Cd 和Pb 的含量處于宜產區時能保護90%葉菜類蔬菜正常生長，可種植大部分葉菜類蔬菜品種，一些高積累蔬菜品種如菠菜、小白菜和韭菜等種植需要采用以農藝調控為主的安全生產技術[36-37]，生產過程中嚴格控制農業投入品可能帶來的重金屬污染。當土壤中Cd 和Pb 的含量處于限產區時應禁止種植極高富集能力的蔬菜，若土壤中Cd 的含量處于限產區時不應種植菠菜和小白菜，土壤中Pb 的含量處于限產區時不應種植高富集Pb的小白菜、韭菜、大白菜、菠菜和油麥菜品種，蔬菜種植需要采用以農藝調控為主、土壤修復為輔的安全生產技術，生產過程中加強對土壤和蔬菜產品中Cd 和Pb 的協同監測[38-40]。當土壤中Cd 和Pb 的含量處于禁產區時95%葉菜類蔬菜均較容易富集Cd 和Pb，大部分蔬菜品種不易直接種植，可科學性選擇其他農作物或種植觀賞性植物[41-42]。

3 結論

（1）設施葉菜類蔬菜對土壤中Cd 的富集系數與土壤pH 值呈顯著負相關關系；對Pb 的富集系數與土壤有機質的含量呈顯著正相關關系。

（2）菠菜和小白菜對Cd的富集能力較強，油麥菜對Cd 的富集能力較弱；小白菜和韭菜對Pb 的富集能力較強，茼蒿對Pb 的富集能力較弱。葉菜類蔬菜對Pb 的富集系數樣品間差異比Cd 的大，其中小白菜和大白菜對Cd和Pb的富集能力存在較大差異。

（3）建議研究區內設施葉菜類蔬菜宜產區、限產區和禁產區土壤中Cd的含量范圍分別為≤0.43、0.43～2.88 mg·kg-1和≥2.88 mg·kg-1；Pb 的含量范圍分別為≤24.21、24.21～392.31 mg·kg-1和≥392.31 mg·kg-1。

表6 基于Log-logistic擬合曲線保護不同比例葉菜類蔬菜的土壤Cd和Pb生態閾值Table 6 The ecological thresholds of Cd and Pb in soil to protect different proportions of leafy vegetables based on Log-logistic fitting curve