彭水縣耕地土壤重金屬污染特征調(diào)查及風(fēng)險評價

王銀華，任遠(yuǎn)鋒，何建平

（彭水縣農(nóng)業(yè)農(nóng)村委員會，重慶彭水 409600）

隨著土壤污染防治行動計(jì)劃的分階段實(shí)施及國家糧食安全戰(zhàn)略的提出，土壤污染及糧食安全備受關(guān)注[1-2]。《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國土壤污染狀況不容樂觀，其中重金屬等無機(jī)污染物是主要的污染因子[3]。從污染分布情況看，南方土壤污染重于北方，長江三角洲、珠江三角洲、東北老工業(yè)基地等部分區(qū)域土壤污染問題較為突出，西南、中南地區(qū)土壤重金屬超標(biāo)范圍較大。其中，耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，主要污染物為Cd等重金屬元素[4]。

耕地土壤重金屬超標(biāo)不僅會影響農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)，造成糧食減產(chǎn)，而且會通過食物鏈進(jìn)入人體，在人體內(nèi)不斷累積，造成人體臟器功能損害，對身體健康造成影響，是人民通往美好生活道路上的主要障礙之一[5-7]。已有研究表明，重慶市東南地區(qū)由于地質(zhì)原因，土壤重金屬本地含量高，部分地區(qū)土壤重金屬超標(biāo)問題顯著[8]。本文選擇彭水縣為研究區(qū)域，通過采集耕地土壤樣品，評價重金屬污染狀況，并對重金屬來源和有效性進(jìn)行研究，提出相應(yīng)的建議，以期對地區(qū)重金屬污染防控提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

彭水縣位于重慶東南部，地處烏江下游，北緯28°57′～29°51′、東經(jīng)107°48′～108°36′。東西寬78 km，南北長96.40 km，水陸邊界線總長414.90 km，總面積3 905.22 km2。屬中亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，氣候溫和，雨量充沛，光照偏少。多年平均氣溫17.50 ℃，常年平均降水量1 104.20 mm。有耕地10.70 萬hm2，草山、草地0.81 萬hm2，林業(yè)用地19.53 萬hm2，主要種植作物為玉米、紅薯和水稻。

1.2 樣品采集與測試

在彭水縣主要農(nóng)耕區(qū)采集0～20 cm 的表層樣品120 個。根據(jù)耕地地塊形狀，在梯田區(qū)采用“S”形采集分樣點(diǎn)，在地勢相對平緩的地區(qū)，采用“X”形或棋盤形采集分樣點(diǎn)，采集4～6個子樣點(diǎn)混合成一個樣品。土壤樣品在自然條件下陰干，樣品晾干后用尼龍篩截取2 mm（10目）粒級送至實(shí)驗(yàn)室分析。采用X射線熒光光譜法分析土壤Cr 和Pb 的含量；采用原子熒光光譜法分析土壤As 和Hg 的含量；采用等離子體發(fā)射光譜法分析土壤Cd 含量；采用pH 計(jì)電極法測試土壤pH值；采用DGT提取法分析土壤Cd有效態(tài)占比。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量

統(tǒng)計(jì)120 個耕地土壤樣品中重金屬的含量，并參照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）對土壤重金屬超標(biāo)情況進(jìn)行評價。由表1 可見，土壤Cd、Hg、Pb、As 和Cr 的平均含量分別為0.72、0.59、0.28、0.37 和0.22 mg·kg-1，土壤Cd 輕度超標(biāo)率（含量介于篩選值和管制值之間）為30.25%，重度超標(biāo)率（超過管制值）為2.05%，耕地土壤Cd 超標(biāo)問題顯著。土壤Cd、Hg 含量的變異系數(shù)分別為0.72、0.59，屬于極強(qiáng)變異，說明含量在空間上分布不均勻，受到人為擾動的可能性較大[9]。

表1 彭水縣耕地土壤重金屬含量及超標(biāo)情況

對研究區(qū)土壤pH 進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，結(jié)果顯示，強(qiáng)酸性（pH≤5.5）、酸性（pH 值在5.5～6.5）、中性（pH值在6.5～7.5）和堿性（pH＞7.5）所占比例分別為18.33%、27%、32.83%和21.84%，土壤存在一定程度的酸化情況。

2.2 土壤重金屬來源

對土壤重金屬含量進(jìn)行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，各重金屬含量間均存在顯著相關(guān)關(guān)系（p＜0.01）（見表2），說明土壤重金屬可能具有同源性。為了進(jìn)一步探究土壤重金屬來源，對土壤重金屬進(jìn)行主成分分析，結(jié)果見表3。對Kaiser 標(biāo)準(zhǔn)化后的因子進(jìn)行Varimax 正交旋轉(zhuǎn)，得到了兩個特征值大于1 的主成分，方差貢獻(xiàn)率分別為45.21%及39.26%，累計(jì)貢獻(xiàn)率為84.47%，可解釋土壤重金屬元素的大部分信息。第一主成分載荷較高的元素為Pb 和As，第二主成分載荷較高的是Cr，土壤Cd 和Hg 在兩個主成分上的載荷相差較小，來源可能同時受到兩方面的影響。一般來說，土壤Cr主要受到成土母質(zhì)的影響，人為活動對土壤Cr的輸入通量較小；據(jù)報(bào)道，土壤Cr、Hg 和Cd 可能受到自然因素的影響[10]。由于本次土壤采樣點(diǎn)主要位于耕地土壤中，且平時使用的禽類、畜類飼料中會添加部分As元素用以促進(jìn)牲畜對營養(yǎng)元素的吸收，而研究區(qū)使用牲畜糞便作為基肥的情況較為普遍[11]，因此，As、Pb、Cd和Hg可能受到人為活動的影響。

表2 土壤重金屬含量相關(guān)性分析

表3 土壤重金屬主成分分析

2.3 重金屬污染評價

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法是基于單因子指數(shù)法而衍生出的綜合性污染評價方法，既考慮了單因子污染指數(shù)的平均值和最大值，又能夠反映各污染物對土壤的影響，具有突出最大污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量影響的優(yōu)點(diǎn)[12]。

式中，Pi為單因子污染指數(shù)；Ci為重金屬i的實(shí)測含量，Si為《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)）（試行）》（GB 15618-2018）給出的污染風(fēng)險篩選值。Pi的分級標(biāo)準(zhǔn)為：Pi≤1，無污染（安全）；1＜Pi≤2，輕微污染（警戒線）；2＜Pi≤3，輕度污染；3＜Pi≤5，中度污染；Pi＞5，重度污染。P為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Piavg為單因子污染指數(shù)的平均值；Pimax為單因子污染指數(shù)的最大值，P的分級標(biāo)準(zhǔn)為：P≤0.7，無污染；0.7＜P≤1.0，尚未污染（警戒線）；1.0＜P≤2.0，輕度污染；2.0＜P≤3.0，中度污染；P＞3.0，重度污染。

利用式（1）和式（2）對研究區(qū)土壤重金屬污染情況進(jìn)行評價，結(jié)果見圖1。土壤Cd 的單因子污染指數(shù)介于0.43～12.20，平均值為2.04，無污染（安全）、輕微污染（警戒線）、輕度污染、中度污染和重度污染點(diǎn)位所占比例分別為19.72%、43.66%、14.08%、19.71%和2.83%，以輕微污染（警戒線）為主，其余重金屬的單因子指數(shù)均小于1，處于無污染（安全）水平。研究區(qū)內(nèi)梅羅指數(shù)介于0.37～8.83，平均值為1.52，無污染、尚未污染（警戒線）、輕度污染、中度污染和重度污染點(diǎn)位所占比例分別為14.08%、21.12%、39.44%、19.71%和5.65%，以輕度污染為主。

圖1 研究區(qū)土壤單因子及內(nèi)梅羅指數(shù)評價結(jié)果

瑞典學(xué)者Hakanson 于1980 年首次提出潛在生態(tài)危害指數(shù)法，能綜合反映重金屬對生態(tài)環(huán)境影響潛力指標(biāo)，其計(jì)算公式如下[13]：

（3）（4）式中，Eri為重金屬i 的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)；Ci為土壤中重金屬i的實(shí)測值；Cni為重金屬i的風(fēng)險篩選值；Tri為重金屬i 的毒性系數(shù)，重金屬Cd、Hg、Pb、As及Cr的毒性系數(shù)分別為30、40、5、10和2[14]。m為參與計(jì)算的重金屬個數(shù)；RI為土壤中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)；Hakanson提出的RI分級標(biāo)準(zhǔn)是基于As、Cd、Cr、Cu、Hg、Pb、Zn 和多氯聯(lián)苯的毒性系數(shù)總和(133)計(jì)算得到的，RI的第一級限值為150，由于本研究只考慮了5 種重金屬，因此，對RI的分級限值進(jìn)行了調(diào)整[15]，Cd、Hg、Pb、As 及Cr 的毒性系數(shù)總和為87，因此RI對應(yīng)的第一級限值調(diào)整為100，具體分級標(biāo)準(zhǔn)見表4。

表4 重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)

研究區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果見圖2。土壤Cd 的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)介于12.75～366.00，平均值為61.23，輕微、中等、強(qiáng)、很強(qiáng)和極強(qiáng)風(fēng)險等級點(diǎn)位所占比例分別為36.62%、38.02%、23.94%、0%和1.42%，以輕微和中等風(fēng)險為主，其余重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均小于40。研究區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)介于23.11～374.21，平均值為73.37，輕微、中等、強(qiáng)和很強(qiáng)風(fēng)險點(diǎn)位所占比例分別為77.46%、21.12%、0%和1.42%，以輕微和中等風(fēng)險為主。

圖2 研究區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果

2.4 土壤重金屬有效態(tài)及其影響因素

土壤中重金屬的總量僅能反映地區(qū)土壤重金屬背景和潛在風(fēng)險，尚不能直接表征土壤重金屬的污染程度。一般將能被農(nóng)產(chǎn)品直接吸收的重金屬形態(tài)稱為生物有效態(tài)，是評價地區(qū)土壤重金屬污染程度的主要指標(biāo)。上節(jié)已述，土壤Cd 是研究區(qū)主要的污染因子，因此，對土壤Cd 的有效態(tài)含量進(jìn)行評價。土壤有效Cd 的含量范圍為0.03～0.91 mg·kg-1，平均含量為0.26 mg·kg-1，其中低風(fēng)險等級的（“有效態(tài)含量/全量”＜20%）點(diǎn)位占比28.16%，中風(fēng)險等級的（20%＜“有效態(tài)含量/全量”＜40%）點(diǎn)位占比39.43%，高風(fēng)險等級的（“有效態(tài)含量/全量”＞40%）點(diǎn)位占比32.41%。說明研究區(qū)土壤Cd 的有效性高，存在較強(qiáng)的生態(tài)風(fēng)險。

分析土壤Cd 有效態(tài)含量占比與土壤pH 值的相關(guān)性，由圖3 可以看出，土壤Cd 有效態(tài)占比與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，在酸性條件下，有效態(tài)占比更高，因此研究區(qū)土壤整體偏酸性可能是Cd有效態(tài)含量較高的主要原因。

圖3 土壤Cd有效態(tài)占比與土壤pH值的相關(guān)性

研究表明，施用堿性調(diào)理劑能明顯地改善土壤酸性狀況，因此，建議對研究區(qū)耕地土壤施用一定量的堿性調(diào)理劑，調(diào)節(jié)土壤pH，延緩?fù)寥浪峄厔荩档椭亟饘儆行B(tài)含量，降低地區(qū)土壤重金屬污染風(fēng)險[16]。

3 結(jié)論

1）研究區(qū)土壤Cd 輕度超標(biāo)率（含量介于篩選值和管制值之間）為30.25%，重度超標(biāo)率（超過管制值）為2.05%，變異系數(shù)分別為0.72，屬于極強(qiáng)變異，受到人為擾動的可能性較大。強(qiáng)酸性（pH≤5.5）、酸性（pH 值在5.5～6.5）、中性（pH 值在6.5～7.5）和堿性（pH＞7.5）土壤所占比例分別為18.33%、27%、32.83%和21.84%，土壤存在一定程度的酸化情況。

2）研究區(qū)重金屬含量間均存在顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），說明其來源存在一定聯(lián)系。土壤Cr、Hg和Cd 可能受到自然因素的影響，土壤As、Pb、Cd 和Hg可能受到農(nóng)業(yè)活動等人為因素的影響。

3）研究區(qū)土壤污染狀況以中度污染為主，點(diǎn)位所占比例為39.44%，潛在生態(tài)風(fēng)險以輕微和中等風(fēng)險為主，點(diǎn)位所占比例分別為77.46%和21.12%。主要污染因子為Cd元素。

4）研究區(qū)土壤有效Cd 低風(fēng)險等級的（“有效態(tài)含量/全量”＜20%）、風(fēng)險等級的（20%＜“有效態(tài)含量/全量”＜40%）和高風(fēng)險等級的（“有效態(tài)含量/全量”＞40%）點(diǎn)位占比分別為28.16%、39.43%和32.41%，土壤Cd 的有效性高，存在較強(qiáng)的生態(tài)風(fēng)險。土壤Cd 有效態(tài)占比與土壤pH 值呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，在酸性條件下，有效態(tài)占比更高，建議施用堿性調(diào)理劑改善土壤酸性狀況。