貴州喀斯特地區(qū)辣椒鎘的累積特性及土壤風(fēng)險閾值研究

胡立志, 劉鴻雁,,*, 劉青棟, 羅凱, 余志2,, 王雪雯, 冉曉追

貴州喀斯特地區(qū)辣椒鎘的累積特性及土壤風(fēng)險閾值研究

胡立志1, 劉鴻雁1,3,*, 劉青棟1, 羅凱3, 余志2,3, 王雪雯1, 冉曉追1

1. 貴州大學(xué)農(nóng)學(xué)院, 貴陽 550025 2. 貴州省環(huán)境科學(xué)研究設(shè)計院, 貴陽 550081 3. 貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院, 貴陽 550025

辣椒(L.)是我國西南喀斯特重金屬地質(zhì)高背景區(qū)的特色農(nóng)作物, 屬茄科, 具有一定鎘(Cadmium)富集能力。為明確貴州主產(chǎn)區(qū)辣椒Cd的富集狀況, 探究辣椒質(zhì)量安全的土壤風(fēng)險閾值, 保障農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)。采集貴州省9個縣區(qū)辣椒及土壤樣品105組, 利用ICP-MS檢測Cd含量, 研究土壤Cd分布, 辣椒富集系數(shù), 并根據(jù)土壤pH建立回歸模型推導(dǎo)基于辣椒質(zhì)量安全的土壤Cd風(fēng)險閾值。結(jié)果表明, 有4個研究區(qū)土壤均值超過貴州省土壤Cd背景值(0.659 mg·kg-1), 超出率分別是: WS(25.8%)、HZ(42.2%)、LD(146%)、WN(439%); 18.1%的辣椒超過國家食品安全Cd限值標(biāo)準(zhǔn)(GB2762—2017, 0.05 mg·kg-1), 點位超標(biāo)率為LD(20.8%)、TZ(7.69%)和WN(100%); 辣椒Cd的生物富集系數(shù)(BCF)范圍是0.019至0.108, 均值0.046。由回歸模型推算出酸性土(pH<6.5)、中性土(6.5≤pH≤7.5)、石灰性土(pH>7.5)中Cd風(fēng)險閾值分別為1.00、1.26和2.50 mg·kg-1, 分別為國家農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值(GB15618—2018)的3.33、4.21、4.17倍, 閾值準(zhǔn)確率達(dá)91.1%; 有效態(tài)Cd風(fēng)險閾值為0.071、0.017和0.005 mg·kg-1, 閾值準(zhǔn)確率達(dá)86.1%。地質(zhì)高背景區(qū)農(nóng)田土壤Cd超標(biāo)嚴(yán)重, 但辣椒的生物富集系數(shù)相對較低, 基于辣椒質(zhì)量安全的土壤Cd風(fēng)險閾值遠(yuǎn)高于國家標(biāo)準(zhǔn)。

喀斯特地區(qū); 土壤; 辣椒; 鎘; 富集系數(shù); 風(fēng)險閾值

0 前言

鎘(Cd)元素有很強的毒性和可遷移性, 是一種高殘留、難降解、易累積的元素[1–4], 其污染是一個不可逆過程。貴州是中國最早種植和食用辣椒的地區(qū)之一, 全省種植面積已達(dá)530萬畝, 區(qū)域喀斯特碳酸鹽巖占全省面積的73%, 是典型的Cd地球化學(xué)異常區(qū), 土壤Cd背景值達(dá)0.659 mg·kg-1, 遠(yuǎn)高于我國耕地土壤Cd平均含量0.270 mg·kg-1[5–7]。研究表明, 辣椒對Cd具有一定富集能力, Cd的生物富集系數(shù)最高可達(dá)3.04, 在Cd含量高的土壤中種植辣椒, 可能存在超標(biāo)危險[8–9]。目前對辣椒等農(nóng)產(chǎn)品重金屬研究主要集中在以污染調(diào)查、評價為主[10–12]。基于辣椒不同種植區(qū)內(nèi)土壤—辣椒點對點采樣的重金屬累積與辣椒安全生產(chǎn)閾值方面的研究相對較少, 尤其在喀斯特辣椒種植區(qū)。為此本文以貴州省喀斯特辣椒主產(chǎn)區(qū)為研究對象, 對土壤—辣椒點對點采樣, 分析辣椒果實和土壤重金屬Cd的含量, 探明不同辣椒主產(chǎn)區(qū)土壤Cd的分布特征, 以及辣椒Cd的富集狀況, 通過回歸分析, 推導(dǎo)基于辣椒質(zhì)量安全的土壤Cd風(fēng)險閾值, 為喀斯特重金屬地質(zhì)高背景區(qū)受污染耕地安全利用, 農(nóng)作物安全生產(chǎn)的管理和決策提供數(shù)據(jù)基礎(chǔ)和理論支撐。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

根據(jù)貴州省喀斯特區(qū)域碳酸鹽巖分布情況, 結(jié)合貴州省重金屬Cd地球化學(xué)含量分布圖[13], 選擇雷山縣(LS)、萬山特區(qū)(WS)、羅甸縣(LD)、冊亨縣(CH)、興仁縣(XR)、威寧縣(WN)、赫章縣(HZ)、桐梓縣(TZ)、紅花崗區(qū)(HHG)9個縣區(qū)的辣椒主產(chǎn)區(qū)作為采樣區(qū)域(圖1)。在辣椒果實成熟期采集辣椒及土壤樣品, 采集工作于2018年7—8月內(nèi)完成。根據(jù)采樣區(qū)辣椒種植面積, 采用3 m×3 m內(nèi)“梅花形”布設(shè)5個子樣點, 每個子樣點采集辣椒果實和表層土壤(20 cm)200 g左右, 將其充分混合后分別裝入潔凈自封塑料袋內(nèi), 同時采樣點避開路邊、田埂、溝邊、肥堆等特殊部位, 各采樣點與交通干道的距離均超過100 m。在喀斯特區(qū)域取樣共101組, 萬山特區(qū)9組、羅甸縣24組、冊亨縣13組、興仁縣15組、威寧縣13組、赫章縣9組、桐梓縣13組、紅花崗區(qū)5組, 非喀斯特區(qū)域雷山縣4組。

1.2 方法

1.2.1 樣品處理

辣椒樣品采用自來水沖洗除去泥沙, 再用去離子水沖洗3遍。將表面水分擦干稱得鮮重后, 于105 ℃殺青5 min, 75℃左右烘干至恒重, 稱得干重并研磨過60目尼龍篩制備植物樣品, 裝入聚乙烯塑料自封袋中, 做好標(biāo)記, 密封保存。土壤樣放置于陰涼干燥處風(fēng)干, 風(fēng)干過程中剔除植物殘根、碎石等。待其完全風(fēng)干, 使用四分法取出部分樣品研磨, 樣品需全部過20目尼龍篩, 將過篩的樣品混勻后取出部分繼續(xù)研磨全部過100目尼龍篩, 封保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2.2 測定指標(biāo)

土壤重金屬Cd和辣椒重金屬Cd分別用硝酸—高氯酸—氫氟酸消解和硝酸—高氯酸消解, 土壤有效態(tài)Cd用0.01 mol·L-1CaCl2提取[14], 用ICP-MS (Thermo Fisher Scientific X2)測定重金屬Cd含量, 分析過程中加入國家土壤成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07405 (GSS5)和國家標(biāo)準(zhǔn)植物樣品(GSV-3)進(jìn)行質(zhì)量控制, 回收率控制在90%—110%, 本試驗回收率為92%, 所有試劑藥品純度均為優(yōu)級純。土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法測定, 土壤pH采用去CO2蒸餾水浸提(土水比1∶2.5), 精密pH計(雷茲PHS-3C)測定[8]; 比表面積、土壤粒級用BT-9300H型激光粒度分布儀測定。

圖1 采樣區(qū)域示意圖

Figure 1 Schematic diagram of sampling areas

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)采用Origin 2018、SPSS 22.0、DPS等軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤基本理化性質(zhì)及Cd含量分布

2.1.1 土壤基本理化性質(zhì)

各采樣區(qū)域土壤理化性質(zhì)列于表1中, 研究區(qū)所選喀斯特區(qū)域地層多為二疊系與三疊系; 土壤pH除LS外, 其他區(qū)域土壤pH偏高; 根據(jù)卡欽斯基制對土壤質(zhì)地進(jìn)行分類, CH和HZ土壤質(zhì)地為重壤土, LD和HHG屬中壤土, TZ為輕壤土, 其余區(qū)域均屬砂壤土; 比表面積、土壤有機質(zhì)之間存在一定差異, 最大值區(qū)域分別是HZ和LS, 其均值分別是280 m2·kg-1、50.6 g·kg-1; 最小值區(qū)域分別是XR和CH, 其均值分別是84.6 m2·kg-1、15.4 g·kg-1。

表1 土壤基本理化性質(zhì)

2.1.2 土壤Cd、有效態(tài)Cd及辣椒Cd含量

表2呈現(xiàn)了研究區(qū)土壤及辣椒中Cd元素平均含量的差異。研究區(qū)土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd、辣椒Cd含量平均值范圍分別是:0.186—3.55、0.001—0.126和0.005—0.110 mg·kg-1。土壤Cd最低的區(qū)域是CH, 平均含量是0.186 mg·kg-1, 土壤有效態(tài)Cd最低的區(qū)域是HHG, 平均含量是0.001 mg·kg-1, XR辣椒Cd平均含量最低, 平均含量是0.005 mg·kg-1, WN土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd、辣椒Cd平均含量最高, 分別是最低區(qū)域的19.1、126和22倍。土壤Cd與貴州省土壤背景值[15]相比, HZ、LD、WS、WN土壤中Cd平均含量分別超出了貴州省土壤背景值的42.2%、146%、25.8%、439%, 其余研究區(qū)Cd元素平均含量均低于貴州省土壤背景值。與GB15618—2018《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)》中Cd的篩選值(pH≤7.5, Cd的篩選值為0.30mg·kg-1, pH＞7.5, Cd的篩選值為0.60 mg·kg-1)相比, 共有45個點位超標(biāo), 超標(biāo)率42.9%, 各區(qū)域點位超標(biāo)率如圖2所示, CH、LS和HHG的點位超標(biāo)率都是0%, 農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全風(fēng)險、生長風(fēng)險和土壤生態(tài)環(huán)境風(fēng)險均較低; XR點位超標(biāo)率是6.67%, 農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)風(fēng)險低, 其余研究區(qū)點位超標(biāo)率范圍35.7—100%, 其中WN和HZ點位超標(biāo)率為100%, 這些區(qū)域土壤需要加強監(jiān)測, 尤其是土壤和農(nóng)產(chǎn)品的協(xié)同監(jiān)測并且采取安全利用措施。進(jìn)一步采用農(nóng)用地土壤污染Cd的風(fēng)險管制值(pH≤5.5、5.5

表2 土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd及辣椒Cd含量

注: “—”標(biāo)準(zhǔn)中此值未進(jìn)行限定。

2.2 辣椒Cd超標(biāo)狀況及富集特征

辣椒Cd含量與GB2762—2017《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》[16]中Cd的限量值(0.05 mg·kg-1)相比較, 所有采樣點共19個點位超標(biāo), 超標(biāo)率為18.1%。各采樣區(qū)點位超標(biāo)率如圖3所示, 出現(xiàn)點位超標(biāo)的區(qū)域有LD、TZ和WN, 其點位超標(biāo)率分別為20.8%、7.69%、100%, LD和TZ只有少部分樣品超標(biāo), 種植辣椒Cd污染風(fēng)險低, 但WN所有樣品均超標(biāo), 所種植辣椒可能對人體健康產(chǎn)生危害風(fēng)險, 應(yīng)加強檢測該區(qū)域生產(chǎn)的農(nóng)副產(chǎn)品Cd含量, 并采取相應(yīng)的管控措施; 其余采樣區(qū)均無超標(biāo)現(xiàn)象, 種植的辣椒基本上沒有重金屬Cd的安全風(fēng)險。對比圖2和圖3, 發(fā)現(xiàn)盡管部分區(qū)域土壤點位超標(biāo)嚴(yán)重, 但所種植辣椒Cd含量呈現(xiàn)降低趨勢, HZ、XR和WS的辣椒點位超標(biāo)率均降為0%, 表明在Cd超標(biāo)的土壤上種植辣椒, 辣椒Cd含量不一定超標(biāo)。

采用富集系數(shù)(BCF)[17]來衡量不同研究區(qū)辣椒對Cd吸收能力的差異。從圖4可看出, 研究區(qū)Cd元素平均BCF在0.019—0.108之間, 均值為0.046。各采樣區(qū)辣椒Cd的BCF大小順序為TZ>CH>HHG> LS>WN>LD>WS>HZ>XR。BCF越大重金屬元素遷移進(jìn)入辣椒體內(nèi)的能力就越強。TZ辣椒Cd的BCF最高, 富積能力最強, XR辣椒Cd的BCF最小, 其生物可利用性最弱可能是與較高的土壤pH有關(guān)。

Figure 2 Exceeding standard rate of Cd in soils

圖3 辣椒Cd點位超標(biāo)率

Figure 3 Exceeding standard rate of Cd in peppers

圖4 辣椒Cd的富集系數(shù)

Figure 4 Enrichment coefficient of Cd in peppers

2.3 土壤Cd、辣椒Cd、土壤有效態(tài)Cd及土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

由表3可看出, 辣椒Cd、有效態(tài)Cd與土壤Cd呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系; 辣椒Cd的富積受土壤Cd含量、有效態(tài)Cd含量的影響, 其相關(guān)系數(shù)分別為0.683和0.298, 達(dá)極顯著相關(guān)水平(<0.01); 土壤pH極顯著地影響了土壤有效態(tài)Cd(=-0.304)和BCF(=-0.273), 土壤pH越高, 土壤有效態(tài)Cd越低, 生物富積能力也越低; 從表中也可看出, 土壤比表面積對Cd的遷移富積影響較小; 土壤有機質(zhì)與土壤Cd(= 0.416)和BCF(=-0.419)達(dá)極顯著相關(guān)關(guān)系, 說明土壤有機質(zhì)對Cd有顯著的累積效應(yīng), 相應(yīng)的對Cd的吸附能力較強, 從而降低了Cd的遷移, 有機質(zhì)越高, 土壤的生物富集系數(shù)就越低。

2.4 基于辣椒安全生產(chǎn)的土壤Cd風(fēng)險閾值

為探討辣椒Cd含量與土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd含量的關(guān)系。以土壤中Cd、土壤有效態(tài)Cd、辣椒中的Cd含量為對象, 采用回歸分析的方法, 建立辣椒中Cd含量與土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd含量的線性回歸方程, 確定各采樣區(qū)辣椒種植地土壤中Cd的風(fēng)險閾值。由圖5(a)可知, 研究區(qū)域內(nèi)的土壤Cd與辣椒Cd呈正相關(guān)關(guān)系, 線性回歸方程為=0.016+0.017(2=0.527**), 根據(jù)《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》(GB2762—2017)的限制0.05(mg·kg-1)作為值得出土壤Cd濃度風(fēng)險閾值為2.06 mg·kg-1。根據(jù)土壤pH將研究區(qū)土壤分為三組, pH＜6.5酸性土, 6.5≤pH≤7.5中性土, pH＞7.5石灰性土, 各組土壤Cd與辣椒Cd回歸模型如圖6(a)所示, 各組pH土壤中土壤Cd與辣椒Cd含量均為極顯著正相關(guān)關(guān)系。pH＜6.5時, 線性回歸方程為=0.029+ 0.021(2=0.451**), 其土壤Cd風(fēng)險閾值為1.00 mg·kg-1; 6.5≤pH≤7.5, 線性回歸方程為=0.019+ 0.026(2=0.625**), 土壤Cd風(fēng)險閾值為1.26 mg·kg-1; pH＞7.5時, 線性回歸方程為=0.014+0.015(2= 0.545**), 其土壤Cd風(fēng)險閾值為2.50 mg·kg-1。Cd安全閾值隨著pH上升呈增加趨勢, 其中pH> 7.5時的風(fēng)險閾值最高, 分別為酸性土, 中性土情況下的2.50、1.98倍。與國家標(biāo)準(zhǔn)農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)相比, 分別高出土壤污染風(fēng)險篩選值的3.33(酸性土)、4.20(中性土)、4.17(石灰性土)倍, 但低于國家標(biāo)準(zhǔn)的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管制值。

研究區(qū)域土壤有效態(tài)Cd與辣椒Cd含量回歸模型如圖5(b)所示, 兩者呈極顯著正相關(guān)關(guān)系, 線性回歸方程為=0.518+0.024(2=0.305**), 將辣椒Cd限值=0.05 mg·kg-1帶入方程, 其土壤有效態(tài)Cd風(fēng)險閾值為0.05 mg·kg-1。圖6(b)為各pH分組土壤中土壤有效態(tài)Cd與辣椒Cd含量回歸模型。各分組土壤有效態(tài)Cd與辣椒Cd呈極顯著正相關(guān)關(guān)系, pH＜6.5、6.5≤pH≤7.5、pH＞7.5分組下, 各組回歸方程分別是=0.547+0.011(2=0.607**)、=2.102+0.014 (2=0.617**)、=6.241+0.016(2=0.391**); 各pH分組土壤有效態(tài)Cd風(fēng)險閾值分別為0.071、0.017和0.005 mg·kg-1, 其中pH＜6.5的安全閾值最高, 分別為中性土, 石灰性土情況下的4.18、14.2倍。可以發(fā)現(xiàn)pH越高, 閾值就越低, 結(jié)果與土壤Cd閾值的規(guī)律相反, 這可能是因為土壤pH與有效態(tài)Cd呈現(xiàn)極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系, pH升高能極顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量, 使得閾值隨pH升高而呈下降的趨勢。

2.5 基于辣椒質(zhì)量安全的土壤Cd風(fēng)險閾值檢驗

當(dāng)農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量超標(biāo)時, 實際測得的土壤重金屬含量大于或等于通過計算得到的土壤安全閾值; 當(dāng)農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量不超標(biāo)時, 實際測得的土壤重金屬含量小于或等于計算所得到的土壤安全閾值時, 則說明該閾值是合理的[18]。由表4可看出土壤Cd閾值準(zhǔn)確率為91.1%, 酸性土、中性土和石灰性土的準(zhǔn)確率分別是89.5%、90.9%、91.7%; 土壤有效態(tài)Cd閾值準(zhǔn)確率為86.1%, 酸性土、中性土和石灰性土的準(zhǔn)確率分別是84.2%、86.4%、86.7%。

表3 土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd、辣椒Cd及土壤理化性質(zhì)的相關(guān)系數(shù)

注: *表示在0.05水平上(雙側(cè))呈顯著相關(guān), **表示在0.01水平上(雙側(cè))呈極顯著相關(guān)。

圖5 土壤Cd和有效態(tài)Cd與辣椒Cd回歸模型

Figure 5 Regression model of soil Cd and available Cd with pepper Cd

圖6 不同pH土壤Cd、土壤有效態(tài)Cd與辣椒Cd回歸模型

Figure 6 Regression model of soil Cd, soil available Cd and pepper Cd under different pH values

表4 土壤Cd和有效態(tài)Cd閾值準(zhǔn)確率

3 討論

我國西南喀斯特地區(qū)是典型的重金屬地球化學(xué)異常區(qū), 地質(zhì)高背景加上礦產(chǎn)資源開發(fā)與冶煉導(dǎo)致土壤重金屬污染嚴(yán)重。有研究表明貴州省農(nóng)用地土壤Cd含量在0.6—1.0mg·kg-1之間[8], 有研究對不同地層Cd元素含量的分析發(fā)現(xiàn), 二疊系、三疊系、石炭系等地層Cd元素富集, Cd異常主要分布于灰?guī)r、白云巖、次生碳酸鹽巖中[19], 本研究選擇了地質(zhì)高背景區(qū)域, 研究結(jié)果表明農(nóng)田土壤Cd遠(yuǎn)高于國家標(biāo)準(zhǔn)和區(qū)域土壤Cd的背景值, 與上述研究結(jié)果一致。

本研究發(fā)現(xiàn)在土壤Cd嚴(yán)重超標(biāo)的條件下, 辣椒點位超標(biāo)率為18.1%, BCF均值為0.046, 說明在地質(zhì)高背景區(qū)土壤Cd活性較弱, 對農(nóng)作物的影響相對較小。李富榮等研究表明, 茄果類蔬菜Cd、Cr、As、Hg的超標(biāo)率均低于其對應(yīng)的土壤樣品超標(biāo)率[20]; 李雪芳等對陜西省西安市郊菜地土壤和蔬菜重金屬相關(guān)性研究中也發(fā)現(xiàn), 蔬菜Cd、Hg、As的超標(biāo)率低于土壤[21]。目前以土壤重金屬全量對農(nóng)用地土壤進(jìn)行質(zhì)量類別劃分, 并依據(jù)土壤質(zhì)量類別開展污染耕地安全利用的相關(guān)工作, 對于西南喀斯特地區(qū)而言, 這可能會導(dǎo)致對污染耕地的管理過于嚴(yán)格。

土壤重金屬風(fēng)險閾值是在特定目標(biāo)和特定條件下土壤中某種重金屬的最大安全濃度[22], 辣椒是Cd富集較高的農(nóng)作物, 本研究所得閾值比農(nóng)用地土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—2018)中的風(fēng)險篩選值高, 我國土壤種類繁多, 種植作物品種差異較大, 若以全國統(tǒng)一的土壤重金屬含量限量作為評價農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤重金屬污染標(biāo)準(zhǔn), 可能會存在較大誤差。文典等[23]通過盆栽實驗研究珠江三角洲地區(qū)小白菜、菜薹土壤Cd污染閾值為1.74 mg·kg-1和1.18 mg·kg-1, 劉香香等[24]通過盆栽試驗條件下模擬得出辣椒土壤全量Cd閾值是1.89 mg·kg-1。上述外源添加重金屬的盆栽試驗可能會導(dǎo)致土壤總鎘閾值偏低, 一是試驗用重金屬, 多是人為添加的重金屬無機鹽, 有效性較高, 其次由于嚴(yán)格控制試驗條件, 使得作物對重金屬脅迫的響應(yīng)更為敏感, 因此在大田生產(chǎn)條件下對作物和土壤點對點采樣能更客觀準(zhǔn)確地反映土壤—作物系統(tǒng)中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化特性和富集效應(yīng), 其研究結(jié)果對制定土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)和指導(dǎo)污染耕地安全利用更具實踐價值。

4 結(jié)論

(1)喀斯特地區(qū)農(nóng)用地土壤Cd含量普遍偏高, 黔西北的WN和HZ土壤Cd累積最為顯著; 在土壤Cd嚴(yán)重超標(biāo)的條件下, 辣椒的點位超標(biāo)率相對較低。

(2)不同研究區(qū)辣椒對Cd的富集程度差異較大, 其中TZ最高, BCF 達(dá)0.108, XR最低, 僅為0.019; 均值為0.046, 在喀斯特地區(qū)辣椒整體表現(xiàn)出低富集的特性。

(3)基于本研究, 喀斯特地質(zhì)高背景區(qū)酸性土、中性土和石灰性土Cd的風(fēng)險閾值遠(yuǎn)高于農(nóng)用地土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—2018)的污染風(fēng)險篩選值。

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Cadmium accumulation properties of pepper and risk threshold of soils in Karst Area of Guizhou Province

HU Lizhi1, LIU Hongyan1,3,*, LIU Qingdong1, LUO Kai3, YU Zhi2, 3, WANG Xuewen1, RAN Xiaozhu1

1. College of Agriculture, Guizhou University, Guiyang 550025, China 2. Guizhou Environmental Science Research and Design Institute, Guiyang 550081, China 3. College of Resources and Environmental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025, China

Pepper(L.) is a characteristic crop in the karst geological high background area of heavy metals in Southwest China, and it belongs to the solanaceae and has certain cadmium enrichment ability. In order to clarify the enrichment status of pepper Cd in the main producing areas of Guizhou province, the Cd risk threshold of pepper in soil was studied, to ensure the safe production of agricultural products. 105 groups of pepper and soil samples were collected from 9 counties in Guizhou province. Cd content was detected by ICP-MS, soil Cd distribution and pepper enrichment coefficients were studied, and the soil Cd risk threshold based on pepper quality safety was deduced by establishing a regression model according to soil pH. The results showed that soil Cd in 4 areas exceeded the background value of soil Cd in Guizhou Province (0.659 mg·kg-1), and the exceeding standards rate were: WS(25.8%), HZ (42.2%), LD (146%), WN (439%). 18.1% of peppers exceed Cd limit standard of the National Food Safety Standards(GB2762-2017, 0.05 mg·kg-1), and the exceeding standard rates, LD (20.8%), TZ(7.69%) and WN(100%) were found. The bioenrichment coefficient of pepper Cd ranged from 0.019 to 0.108, with a mean of 0.046. According to the regression model, the Cd risk thresholds of acidic soil (pH<6.5), neutral soil (6.5≤pH≤7.5) and calcareous soil (pH>7.5) were 1.00, 1.26 and 2.50 mg·kg-1, respectively, which were 3.33, 4.21 and 4.17 times of the risk screening value for soil contamination of agricultural land (GB15618-2018), and accuracy rate of the soil risk threshold reached 91.1%. The soil risk thresholds of available Cd were 0.071, 0.017, and 0.005 mg·kg-1, and the threshold accuracy rate was 86.1%. Cd in soil of agricultural land exceeded the standard value seriously in high geological background areas, but the BCF of pepper was relatively low; the soil Cd risk threshold based on pepper quality and safety is much higher than the national standard.

karst area; soil; pepper; cadmium; BCF; risk threshold

胡立志, 劉鴻雁, 劉青棟,等. 貴州喀斯特地區(qū)辣椒鎘的累積特性及土壤風(fēng)險閾值研究[J]. 生態(tài)科學(xué), 2021, 40(3): 193–200.

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10.14108/j.cnki.1008-8873.2021.03.023

S19

A

1008-8873(2021)03-193-08

2020-10-02;

2020-10-22

國家重點研發(fā)計劃項目(2018YFC1802602); 國家基金委-貴州省人民政府聯(lián)合基金項目(U1612442); 貴州省科技計劃項目(黔科合后補助[2020]3001)

胡立志(1996—), 男, 漢族, 貴州威寧人, 碩士生, 從事植物營養(yǎng)及環(huán)境保護研究, E-mail:2568086188@qq.com

劉鴻雁(1969—), 女, 漢族, 貴州貴陽人, 教授, 博士, 從事環(huán)境保護及治理研究, E-mail :hyliu@gzu.edu.cn