土壤-油用牡丹系統重金屬含量及生態健康風險分析

強承魁 ，曹丹 ，趙虎，張明，丁永輝，關瀅，張光琴，沈文妍 ，秦越華 ?

1. 徐州生物工程職業技術學院/徐州市現代農業生物技術重點實驗室，江蘇 徐州 221006；2. 徐州市生態健康學會，江蘇 徐州 221116

隨著工業化、城市化、農業集約化的快速發展，土壤重金屬污染態勢日趨嚴峻，現已成為國內外高度關注的問題（Amini et al.，2005；唐曉麗等，2014）。作為一種持久性潛在有毒污染物的重金屬，一旦進入農田土壤后具有隱蔽性、持久性和不可逆性等特征（田威等，2020），不僅造成農作物產量、品質下降，還可經食物鏈威脅到人體健康（Si et al.，2005）。研究區邳州市隸屬江蘇省傳統的能源型城市和老工業基地，開展農田土壤重金屬污染狀況的調查分析，對該區域農業土壤環境保護及農產品質量安全均具重要意義。

油用牡丹作為一種觀賞價值、藥用價值、三大效益較高的木本食用油料植物，特別是 2011年衛生部將牡丹籽油批準為新資源食品后，現已在陜西、山東、河南、湖北、江蘇、云南、內蒙古等20多個省區種植，北京中科牡丹生物科學研究院報道2014年底全國種植規模達100多萬畝（史國安等，2014；黃皓等，2020）。目前，油用牡丹研究主要集中在引種適應、栽培模式、產量性狀及揮發油分等方面，關于籽粒重金屬污染評價方面的系統報道還很鮮見（韓晨靜等，2015；姜天華等，2016；謝虹等，2019；黃皓等，2020；徐椏楠等，2021）。鑒于此，本研究以土壤-油用牡丹系統為研究對象，對土壤和籽粒中的重金屬含量及生態健康風險進行分析，旨在為油用牡丹的品種選育、高效栽培和安全生產提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

邳州地處江蘇省北部，位于 117°35′50″—118°10′40″E 和 34°07′—34°40′48″N。全市總面積2088 km2，其中耕地面積1886.67 km2，牡丹種植面積約0.67 km2，總人口195萬，下轄21個鎮、4個街道、2個省級經濟開發區、1個省級風景名勝區，490個行政村（居）。該市屬暖溫帶半濕潤季風氣候，四季分明，季風顯著，光照和雨量充足，年均氣溫14.0 ℃，年均降水量867.8 mm，年均日照時數2318.6 h。土壤以潮土為主，油用牡丹主栽品種為鳳丹。

1.2 樣本采集分析

基于前期產地環境和種植情況的調查，選取 5年生鳳丹采樣點6個，在果熟期每個采樣點采集3株籽粒，混勻后裝袋。經蒸餾水浸洗、自然風干和手工脫殼后，置于 80 ℃下烘至恒質量，用不銹鋼粉碎機粉碎后置于塑料袋內密封備測（姜天華等，2016；徐椏楠等，2021）。為反映籽粒、土壤中重金屬含量之間的關系，盡可能確保土壤采樣點與籽粒采樣點一致。采集耕作層（0—15 cm）的土壤并混勻，用四分法留取1 kg作為該點混合樣本，待自然風干后去除根系、礫石等雜質，經瑪瑙研缽磨細后存于塑料袋內密封備測（王勇等，2008）。土壤pH值測定方法按照農業標準 NY/T 1121.2—2006。土壤中Pb和Cd、Hg、As、Cu和Cr含量測定分別按照國家標準 GB/T 17141—1997、GB/T 22105.1—2008、GB/T 22105.2—2008、國家環境保護標準HJ/491—2009。籽粒中 Pb、Cd、Hg、As、Cu、Cr含量測定方法分別按照國家標準 GB 5009.12—2017、GB 5009.15—2014、GB 5009.17—2014、GB 5009.11—2014、GB 5009.13—2017、GB 5009.123—2014。重金屬元素測定時采用標準品對照，選用國家標準品物質研究中心提供的GSS-3土壤樣品作為標準土壤樣品（陳皓等，2010），質控樣品相對誤差控制在10%以內。

1.3 重金屬污染評價

1.3.1 單因子污染指數法

單因子污染指數法是對土壤中某一污染物的污染程度進行評價。其計算公式為：

式中：

Pi為單因子污染指數；

Ci為污染物i實測值；

Si為污染物i參考值。

本研究采用《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中風險篩選值作為參比值（周浪等，2021）。當Pi≤1時，表示無污染；當15時，表示重度污染。

1.3.2 內梅羅綜合污染指數法

內梅羅綜合污染指數法是目前國內外計算綜合污染指數的常用方法（張又文等，2019）。其計算公式為：

式中：

P為內梅羅綜合污染指數；

Pi,max為污染指數最大值；

Pi,ave為污染指數平均值。

當P≤0.7時，表示清潔；

當0.7

當1

當2

當Pi>3時，表示重度污染。

1.3.3 地累積指數法

地累積指數法是用來表征沉積物和土壤中重金屬富集程度的常用指標，可反映重金屬的自然變化特征及判別人為活動對環境的影響（顧思博等，2019；田威等，2020）。其計算公式為：

式中：

Igeo為地累積指數；

Ci為元素i實測值；

Bi為元素i參比值。

本研究采用中國土壤元素背景值為參比值；k為考慮成巖作用可能引起的背景值變動系數（一般取值為1.5）（葉嘉敏等，2016）。Igeo分級標準與污染程度劃分見表1（賈英等，2013）。

表1 地累積指數分級標準Table 1 Graduation standard of Igeo

1.3.4 潛在生態風險指數法

潛在生態風險指數法的優勢在于考慮到重金屬含量、多元素協同作用、毒性水平及環境對重金屬敏感性等因素（Hakanson，1980）。其計算公式為：

式中：

RI為多種重金屬潛在生態風險指數；

為元素i潛在生態風險指數；

為元素i毒性響應系數，Pb、Cd、Hg、As、Cu、Cr的取值分別為5、30、40、10、5、2（田威等，2020；李子杰等，2021）；

為元素i污染指數；

和分別為元素i實測值和參比值。

本研究采用中國土壤元素背景值為參比值；RI和分級標準與生態風險程度見表2（賈英等，2013）。

表2 Hakanson潛在生態風險分級標準Table 2 Graduation standard of Hakanson potential ecological risk

1.4 數據處理

運用Excel 2013和SPSS 13.0軟件對試驗數據進行描述性統計分析、相關性分析和方差分析等。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬含量特征

從表3可知，研究區土壤中所測6種重金屬元素含量差異較大。6個土樣的pH值范圍為7.39—7.62，均值為7.54±0.09。參照中國土壤元素背景值，Cd、Cu和 Cr平均值分別超標 0.27、0.06和 0.21倍，可見研究區內這3種元素污染偏重。參照《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的風險篩選值，所測6種重金屬元素的含量均低于限定值。6種元素變異系數由大到小依次為 Cd、Hg、As、Pb、Cu、Cr。其中，Cd、Hg變異系數均大于36%，屬于強變異（林俊杰等，2011）。其余4種元素變異系數相對較小，即為中等變異，反映其在區域分布上相對均勻。

表3 研究區土壤重金屬含量的描述性統計Table 3 Summary statistics of heavy metal contents in soils from study area mg·kg?1

2.2 土壤重金屬污染評價

2.2.1 污染指數評價

從表4可知，研究區土壤中所測6種重金屬元素的Pi值均小于1，表明該土壤未受所測6種重金屬元素污染，污染等級為無污染。P值均小于0.7，表明污染等級總體為清潔水平。P最大值為0.33，其中Cd對P值貢獻最大，對此應引起重視。

表4 研究區土壤重金屬的Pi和P值Table 4 Pi and P values of heavy metal in soils from study area

2.2.2 地累積指數評價

從表5可知，研究區土壤中所測6種重金屬元素的Igeo值均小于0，表明該土壤中所測6種重金屬元素均未形成污染，其污染等級均為0級。

表5 研究區土壤重金屬的Igeo及累積等級Table 5 Igeo and accumulation levels (L) of heavy metals in soils from study area

2.2.3 潛在生態風險評價

從表6可知，研究區土壤中所測6種重金屬元素平均值的順序為Cd>Hg>As>Cu>Pb>Cr。其中iCd的Er最大值最高（71.44），中等生態風險點位達33.33%，說明該元素的潛在生態風險等級最高。其他5種重金屬元素的平均值均小于40，低生態風險點位為 100%，對土壤潛在生態風險貢獻率較低，基本無影響。RI值介于126.02—39.359，平均值為74.11，存在33.33%的樣點為中等生態風險，但總體上風險等級較低。從各元素對 RI的貢獻率來看，Pb、Cd、Hg、As、Cu、Cr的貢獻率分別為6.46%、51.33%、23.25%、8.53%、7.15%、3.28%，表明Cd是該區土壤生態風險的主要來源，應列為環境治理和風險控制的重要目標。

表6 研究區土壤重金屬的 和RI值Table 6 and RI values of heavy metal in soils from study area

表6 研究區土壤重金屬的 和RI值Table 6 and RI values of heavy metal in soils from study area

統計值Statistic E i r RI Pb Cd Hg As Cu Cr平均值 Mean 4.79 38.04 17.23 6.32 5.30 2.43 74.11最大值 Maximum 5.52 71.44 32.00 8.06 6.20 2.80 126.02最小值 Minimum 3.93 13.30 10.46 5.11 4.46 2.10 39.35樣品污染點個數Pollution points of sample低 Low 6 4 6 6 6 6 4中等Moderate 0 2 0 0 0 0 2

2.3 油用牡丹籽粒重金屬含量特征

從表7可知，研究區油用牡丹籽粒中僅Pb含量存在超標現象，Cd、Cu、Cr雖檢出但未超標，而Hg、As未檢出。其中 Pb 含量為 0.48—0.69 mg·kg?1，超標率達100%（平均超標1.95倍，最大超標2.45倍，最小超標1.4倍），此與研究區附近工業、交通等影響有關，說明油用牡丹籽粒中Pb的危害最重、健康風險最大。所測重金屬元素變異系數均低于20%，表明空間分布較均勻，存在相似的污染程度。

表7 研究區油用牡丹籽粒重金屬含量的描述性統計Table 7 Summary statistics of heavy metal contents in oil peony grains from study area mg·kg?1

2.4 土壤與油用牡丹籽粒重金屬相關性

從表8可知，研究區土壤中Cu含量與油用牡丹籽粒中Pb、Cu含量均呈顯著性正相關（P<0.01），籽粒中 Cu、Pb含量之間的相關性為顯著水平（P<0.05）。這表明土壤-油用牡丹系統中Pb、Cu的來源相似性較大，呈現相互伴隨的復合污染現象。Cd、Cr與其他元素含量之間不具有相關性，說明其污染程度及來源可能不同，推測源于人為、自然的雙重影響。

表8 研究區土壤與油用牡丹籽粒中重金屬含量的Spearman相關系數矩陣Table 8 Correlation matrix between heavy metal contents in soils and oil peony grains from study area

3 討論

本研究發現研究區土壤中Cd、Cu和Cr平均含量分別超中國土壤元素背景值的0.27、0.06和0.21倍，表明這3種元素已出現局部聚焦和點源污染現象。這與柳云龍等（2012）、樊新剛等（2013）和方曉波等（2015）報道相符，推測是研究區附近工業、交通等行業的快速發展，人類活動加劇了土壤中重金屬元素的累積效應，對此應給予重視（柳云龍等，2012；樊新剛等，2013；方曉波等 2015）。但較王學松等（2006）報道的徐州市表層土壤中Cd、Cu和Cr分別超標5.57、1.69和1.29倍則大幅降低，原因在于后者采樣點更毗鄰鋼鐵廠、皮革廠等工業重污染源。從王學松等（2006）報道至今，15年來該地區土壤中Cd超標倍數下降95.15%，推測與該區域農田近年來大力增施有機肥、逐步減施磷肥有關，因有機肥可顯著影響土壤中重金屬的吸附等環境化學行（Hao et al.，2009；劉紅俠等，2006；劉秀春等，2008）。研究區土壤中Cd、Hg已達強變異，表明這2種元素受外界干擾比較顯著，導致在空間分布上有很大差異，這可能是臨近工業、交通、化肥施用等人為活動影響所致（方曉波等2015；強承魁等，2016；敖明等，2019）。

研究區土壤中所測6種重金屬元素的Pi、P值均分別小于1和0.07，表明土壤未受污染，此與表5中Igeo值和表6中RI均值所反映的污染評價結果一致。但表6中Cd的最大值最高（71.44），表現出了33.33%的中等生態風險位點，對RI貢獻率占比最高（6.46%），而內梅羅綜合污染指數法分析Cd也恰為主要貢獻因子（表 5）。這與寧曉波等（2009）、陳京都等（2012）和張菊等（2012）報道單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法和潛在生態危害指數法評價結果具有較好的一致性相吻合。由此可知，Cd是該研究區土壤中重金屬潛在生態風險的主要來源，也是人類活動導致污染的重要指示元素，對此應列為區域農田環境治理及風險管控的重要對象。另所測6種重金屬元素含量均低于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的風險篩選值，但表 8中Spearson相關系數矩陣顯示的重金屬元素來源、運輸和沉積等地球化學行為尚需深入探討。

近年來，農產品重金屬污染問題一直是社會關注的熱點和政府監管的重點。隨著2011年《衛生部關于批準元寶楓籽油和牡丹籽油作為新資源食品的公告》的發布，牡丹籽油被批準為新資源食品，但針對其重金屬污染特征及其潛在健康風險評價方面的系統研究還鮮見報道?！妒称钒踩珖覙藴适称分形廴疚锵蘖俊罚℅B 2762—2017）食品類別說明中油料類食品歸屬堅果及籽類，其中Pb限量標準為 0.2 mg·kg?1。本研究發現研究區鳳丹籽粒中Pb含量超標率達100%，其中平均超標1.95倍、最大超標2.45倍、最小超標1.4倍。此遠高于黃皓等（2020）報道的滇西某種植區油用牡丹籽粒Pb含量超標率82.1%，這可能與研究區土壤特征及鳳丹具較高的Pb富集能力等有關，推測與Cu存在相互伴隨的復合污染現象（表 8）。通過表 3和表7計算Pb元素的富集系數為0.024，均大于油菜籽粒、花生果仁、芝麻籽粒、玉米籽粒和小麥籽粒的該元素富集系數（楊惟薇等，2014；黎紅亮等，2015；楊夢昕等，2015；強承魁等，2017），表明鳳丹屬于對土壤中Pb具較強累積能力的一種油料植物?？紤]到其食用安全性，Pb低累積品種選育和科學的栽培措施及健康風險評價還有待進一步研究。

4 結論

（1）研究區土壤中所測的6種重金屬元素，僅Cd、Cu和Cr平均含量分別超中國土壤元素背景值0.27、0.06和0.21倍，但所測元素含量均低于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）中的風險篩選值，其中Cd、Hg元素屬于強變異。

（2）單因子污染指數、內梅羅綜合污染指數分別顯示土壤中所測重金屬元素污染等級為無污染和清潔水平，地累積指數評價污染等級為0級；潛在生態風險評價有 33.33%的土壤樣本為中等生態風險，其中Cd為主要貢獻因子，應引起重視。

（3）基于《食品安全國家標準食品中污染物限量》中的限量指標，油用牡丹籽粒中 Pb超標率達100%，超標倍數介于1.4—2.45倍，平均為1.95倍；土壤-油用牡丹系統中Pb、Cu的來源相似性較大，呈現相互伴隨的復合污染現象。