高鎘地質(zhì)背景區(qū)設(shè)施菜地土壤鎘生物有效性主控因子分析

柴冠群，楊嬌嬌，劉桂華，羅沐欣鍵，范成五，秦 松①

(1.貴州省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，貴州 貴陽 550006；2.貴州大學(xué)農(nóng)學(xué)院，貴州 貴陽 550025)

設(shè)施大棚可以延長蔬菜生產(chǎn)時間，增加淡季蔬菜品種和產(chǎn)量[1]，幫助群眾脫貧攻堅。貴州作為全國脫貧攻堅主戰(zhàn)場，近年大力發(fā)展設(shè)施蔬菜，截至2016年，貴州設(shè)施蔬菜面積約為1.7萬hm2，約為2006年的10倍，而且面積仍在繼續(xù)擴大[2]。隨著設(shè)施蔬菜產(chǎn)業(yè)的蓬勃發(fā)展，高投入、高產(chǎn)出、高集約化的栽培模式會導(dǎo)致土壤與蔬菜重金屬累積，其中以鎘(Cd)超標(biāo)最為嚴重[3]，直接關(guān)系“菜籃子”安全，增加人體患病及致癌風(fēng)險[4]。因此，防控設(shè)施蔬菜Cd污染，提高蔬菜安全品質(zhì)，已成為改善民生、優(yōu)化蔬菜生產(chǎn)格局的重要一環(huán)，受到政府和民眾的廣泛關(guān)注[5]。

土壤是蔬菜安全生產(chǎn)的物質(zhì)基礎(chǔ)，也是人類賴以生存的最基本和最重要的自然資源。貴州是我國典型的高Cd地球化學(xué)異常區(qū)[6]，其耕層土壤Cd含量的算術(shù)平均值為0.659 mg·kg-1，遠高于全國土壤Cd含量算術(shù)平均值(0.097 mg·kg-1)[7]，研究區(qū)位于貴州省織金縣，是典型富Cd碳酸鹽巖區(qū)域[8]。影響土壤Cd生物有效性的因素很多，例如土壤pH、Eh、CEC、有機質(zhì)、黏粒含量、速效磷等[5,9]。小氣候特征及高復(fù)種指數(shù)等人為活動導(dǎo)致設(shè)施大棚土壤理化性質(zhì)與露天土壤存在差異[10]。目前對設(shè)施菜地Cd的研究多是關(guān)于土壤Cd累積特征及不同蔬菜吸收Cd的差異性等方面[1,3,10]，而對設(shè)施菜地Cd生物有效性影響因素研究相對較少，尤其是高Cd地質(zhì)背景疊加農(nóng)業(yè)活動區(qū)域的相關(guān)研究更少。

多元統(tǒng)計分析是辨識土壤重金屬自然源和人為源的經(jīng)典統(tǒng)計方法[11]，土壤剖面重金屬垂直分布也能指示重金屬的可能起源[12]，單獨應(yīng)用多元統(tǒng)計法或剖面分異法不足以有效區(qū)分土壤重金屬來源，同時應(yīng)用兩種方法能更好地區(qū)分土壤重金屬來源。因此，筆者采用剖面分異法與多元統(tǒng)計分析方法分析設(shè)施菜地土壤Cd累積成因，并運用路徑分析模型分析設(shè)施菜地土壤Cd生物有效性的影響因素，為進一步在高鎘地質(zhì)背景區(qū)發(fā)展設(shè)施栽培和開展蔬菜Cd污染防治工作提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

樣品采集。于2019年在織金縣某設(shè)施蔬菜基地采集設(shè)施大棚菜地土壤和蔬菜樣品，分別采集設(shè)施大棚菜地0～20 cm(耕作層)和>20～40 cm(心土層)土壤樣各20個，對應(yīng)蔬菜樣品20個(番茄8個，白菜6個，豇豆6個)。采樣時，劃定10 m×10 m采樣區(qū)，用不銹鋼土鉆分別在4個頂點和中心處按0～20 cm和>20～40 cm土層采集土樣，分別將不同層次土樣混合均勻，用四分法保留1 kg土樣作為代表該點不同層次的土壤樣品，在中心處定位經(jīng)緯度，記為該點的經(jīng)緯度，同時對應(yīng)采集各點果實，5點混合為1個樣品。

樣品處理。所有蔬菜樣品經(jīng)保鮮箱帶回室內(nèi)，用自來水沖洗3遍，用去離子水沖洗3遍，再用濾紙吸干水分，用粉碎機打成勻漿，冷藏備用。土壤樣品在室內(nèi)風(fēng)干后，用四分法取一定量土壤樣品研磨，過0.15 mm孔徑尼龍篩，密封干燥保存。

1.2 土壤養(yǎng)分指標(biāo)與重金屬檢測方法

土壤養(yǎng)分指標(biāo)檢測。pH采用電位法，有機質(zhì)采用重鉻酸鉀外加熱法，堿解氮采用堿解擴散法，有效磷采用Olsen法，速效鉀采用NH4OAc浸提-火焰光度法測定[13]。

蔬菜與土壤重金屬檢測。蔬菜樣品采用稀HNO3消解，用稀HCl定容；土壤樣品采用HNO3-HClO4-HF-HCl消解，用稀HCl定容；土壤有效Cd用DTPA溶液浸提，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測定。所有試驗用品均經(jīng)稀酸浸泡，減少器皿對重金屬的吸附，試驗用水均為去離子超純水。同時檢測3個空白樣品和標(biāo)準物質(zhì)(GBW07403和GBW10014)控制試驗準確度。

1.3 蔬菜Cd富集系數(shù)及安全性評價

1.3.1蔬菜Cd富集系數(shù)

生物富集系數(shù)(BCF，F(xiàn)b,c)計算公式為

Fb,c=C蔬菜/C土壤×100%。

(1)

式(1)中，C蔬菜為蔬菜可食部位Cd含量，mg·kg-1；C土壤為土壤中Cd含量，mg·kg-1。

1.3.2蔬菜Cd安全性評價

采用單因子指數(shù)法進行評價，計算公式為

Pi=Ci/Li。

(2)

式(2)中，Pi為蔬菜i中重金屬Cd的單因子超標(biāo)指數(shù)；Li為蔬菜i中重金屬Cd的食品安全國家標(biāo)準限量值(GB 2762—2017)[14]，番茄、白菜和豇豆Cd限量標(biāo)準分別為0.05、0.2和0.1 mg·kg-1；Ci為農(nóng)產(chǎn)品i中重金屬Cd含量測定值(單位與Li保持一致)。根據(jù)Pi值大小，將蔬菜超標(biāo)情況分為3級：Pi≤1.0，Ⅰ級(未超標(biāo))；1.02.0，Ⅲ級(重度超標(biāo))。Pi值越大，蔬菜污染越嚴重。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析與制圖

數(shù)據(jù)處理、分析和制圖采用軟件SPSS 20.0、AMOS 24.0和Sigmaplot 12.5。

2 結(jié)果與討論

2.1 設(shè)施大棚土壤理化性質(zhì)

用Kolmogorov-Smirnov檢驗方法對設(shè)施大棚耕作層和心土層各理化指標(biāo)進行正態(tài)分布檢驗[15]，漸進顯著性(雙側(cè))P值均大于顯著水平(α=0.01)，說明設(shè)施大棚耕作層和心土層各理化指標(biāo)服從正態(tài)分布。設(shè)施大棚耕作層和心土層土壤理化性質(zhì)統(tǒng)計結(jié)果見表1，由獨立樣本t檢驗可知，耕作層土壤有效Cd含量、堿解氮含量和有效磷含量顯著大于心土層(P<0.05)，耕作層土壤有效Cd平均含量較心土層增加0.036 mg·kg-1；耕作層土壤pH顯著低于心土層(P<0.05)，耕作層土壤pH較心土層降低0.389；耕作層土壤全Cd含量、有機質(zhì)含量、速效鉀含量與心土層差異不顯著(P>0.05)，與GB 15618—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》中土壤Cd篩選值相比[16]，耕作層土壤全Cd平均含量超標(biāo)264.67%，點位超標(biāo)率為85.71%。與貴州省耕作層土壤背景值(0.659 mg·kg-1)相比[7]，耕作層土壤全Cd平均含量超出貴州省耕作層土壤背景值的66.01%，大于貴州省耕作層土壤Cd背景值的點位占比為75.32%。

表1 設(shè)施大棚耕作層和心土層土壤檢測指標(biāo)統(tǒng)計結(jié)果

2.2 設(shè)施大棚蔬菜Cd含量

有研究表明，不同類型蔬菜對Cd的吸收累積特征不同，蔬菜對Cd的累積規(guī)律普遍表現(xiàn)為葉菜類>根莖類>茄果類(豆類)[17]。研究區(qū)設(shè)施大棚蔬菜Cd含量分析結(jié)果以鮮重計(表2)，不同蔬菜Cd含量均值由大到小依次為白菜>番茄>豇豆，此與前人研究結(jié)果[17]一致。

表2 設(shè)施大棚蔬菜(鮮基)Cd含量統(tǒng)計

番茄、白菜和豇豆BCF分別為1.259%、1.376%和0.519%，Pi分別為0.300、0.120和0.020，3種蔬菜均未超標(biāo)，豇豆BCF和Pi均最低。也有研究者[18]發(fā)現(xiàn)，在10 mg·kg-1Cd濃度土壤上種植豇豆，豆莢Cd含量仍顯著低于國家標(biāo)準，這與其根部截留Cd、降低莖葉轉(zhuǎn)運相關(guān)，豇豆可以作為重金屬Cd污染地區(qū)農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)調(diào)整的適宜作物[19]。

2.3 設(shè)施大棚土壤Cd含量對蔬菜可食部位Cd含量的影響

Cd在土壤中以不同形態(tài)存在，殘渣態(tài)等形態(tài)不能被植物吸收利用[20]。有研究認為作物可食部位Cd累積量與土壤全Cd含量關(guān)系不顯著，而與土壤有效Cd含量顯著相關(guān)[21-23]。也有研究發(fā)現(xiàn)，作物可食部位Cd累積量與土壤有效Cd含量和土壤全Cd含量均呈顯著正相關(guān)，但作物可食部位Cd累與土壤有效Cd含量相關(guān)性和顯著性明顯優(yōu)于其與土壤全Cd含量的相關(guān)關(guān)系[9,24]。筆者研究采用回歸分析方法分析了設(shè)施大棚蔬菜可食部位Cd含量與對應(yīng)耕作層土壤有效Cd含量和土壤全Cd含量的關(guān)系，結(jié)果見圖1。蔬菜可食部位Cd含量與耕作層土壤有效Cd含量呈極顯著正相關(guān)(r=0.785**，P<0.01)，蔬菜可食部位Cd含量與耕作層土壤全Cd含量呈顯著正相關(guān)(r=0.508*，P<0.05)，蔬菜可食部位Cd含量與耕作層土壤有效Cd含量擬合效果(R2=0.616)優(yōu)于蔬菜可食部位Cd含量與耕作層土壤全Cd含量擬合效果(R2=0.258)，說明耕作層土壤有效Cd含量對蔬菜可食部位Cd含量的影響強于土壤全Cd含量。相對于土壤全Cd含量而言，土壤有效Cd含量能更好地反映蔬菜可食部位Cd含量的潛在污染，預(yù)測食品中重金屬安全性。

2.4 設(shè)施大棚土壤理化性質(zhì)對土壤Cd生物有效性的影響

影響土壤Cd生物有效性的因素有很多，其中，土壤酸化是導(dǎo)致土壤Cd活化的重要原因之一[25]。也有研究認為，自然條件下，土壤pH和Cd含量的差異性不會對蔬菜吸收Cd的能力產(chǎn)生顯著性影響[26]。設(shè)施大棚土壤理化性質(zhì)與土壤有效Cd相關(guān)關(guān)系見表3。

表 3 耕作層土壤各指標(biāo)與土壤有效Cd的相關(guān)關(guān)系

表3顯示，土壤有效Cd與全Cd呈極顯著正相關(guān)(0.834**，P<0.01)；土壤全Cd與土壤養(yǎng)分指標(biāo)均未呈顯著相關(guān)，并且耕作層全Cd含量與心土層差異不顯著(表1)，說明研究區(qū)土壤Cd來源于肥料的可能性不大，可能主要來源于成土母質(zhì)風(fēng)化；土壤有效Cd與土壤堿解氮呈顯著正相關(guān)(r=0.562*，P<0.05)。有研究發(fā)現(xiàn)隨著土壤pH的降低，土壤中H+含量增加，導(dǎo)致土壤膠體螯合態(tài)、吸附態(tài)和靜電結(jié)合態(tài)等穩(wěn)定性降低，有效態(tài)含量增加[27]，而氮肥過量施入又是導(dǎo)致土壤酸化的重要原因[28-29]，進而活化土壤Cd，促進Cd在蔬菜中的富集。該研究發(fā)現(xiàn)土壤有效Cd含量與土壤pH呈極顯著負相關(guān)(r=-0.780**，P<0.01)，土壤pH與土壤堿解氮含量呈極顯著負相關(guān)(r=-0.661**，P<0.01)，初步證明研究區(qū)過量氮肥施入是導(dǎo)致土壤Cd生物有效性提高的重要原因。

2.5 設(shè)施大棚土壤Cd生物有效性的主控因子分析

為進一步揭示土壤高Cd地質(zhì)背景和肥料施入對土壤Cd生物有效性的影響，以土壤全Cd、pH、有機質(zhì)、堿解氮、有效磷、速效鉀和有效Cd含量為影響因子，通過最大方差旋轉(zhuǎn)法進行主成分分析，得出兩個主成分(F1、F2)，結(jié)果見表4。主成分F1和F2特征值分別為3.712和1.459，對各變量的方差貢獻率分別為53.030%和20.836%，累積貢獻率為73.866%。

以第1主成分F1為橫坐標(biāo)，以第2主成分F2為縱坐標(biāo)，以其所對應(yīng)特征向量的7個分量為數(shù)據(jù)點，得到這7個指標(biāo)的二維因子載荷圖(圖2)。土壤因子在各主成分上的載荷量大小反映了因子在該成分上的影響力大小，載荷大的因子影響力大，是主要影響因子，其正負則反映了因子的復(fù)合性，從而可根據(jù)載荷量大小及正負評價土壤各因子之間的關(guān)系[9]。土壤有效Cd含量、土壤堿解氮含量與土壤全Cd含量在第1主成分上均有較大正載荷，土壤pH在第1主成分上有較大負載荷，此與相關(guān)性分析結(jié)果一致，說明研究區(qū)氮肥施用量和高Cd地質(zhì)背景是影響土壤Cd生物有效性的主要因子。

表4 最大方差旋轉(zhuǎn)后的主成分因子載荷矩陣

傳統(tǒng)的多元統(tǒng)計分析(相關(guān)分析和主成分分析)不能充分表征各因子交互性，易造成指標(biāo)信息量缺失[30]。路徑分析模型可以將因子相關(guān)系數(shù)分割成直接效應(yīng)和間接效應(yīng)，并檢驗各效應(yīng)關(guān)系的顯著水平[31]。通過路徑分析模型進一步分析各因子與土壤Cd生物有效性變化間的效應(yīng)關(guān)系(圖3)，模型對各變量解釋程度較好，通過顯著性檢驗(P<0.05)。土壤堿解氮含量與土壤有效Cd含量呈顯著正相關(guān)(r=0.562*，P<0.05，表3)，但土壤堿解氮含量對土壤有效Cd含量的直接作用并不顯著(圖3)，而土壤堿解氮含量與pH呈極顯著負相關(guān)(r=-0.661**，P<0.01，表3)，土壤有效Cd含量與土壤pH呈極顯著負相關(guān)(r=-0.780**，P<0.01，表3)，說明氮肥施用量對土壤Cd生物有效性的影響是通過其對土壤pH的間接效應(yīng)實現(xiàn)，這與前人研究結(jié)果[5]一致。有研究證明氮循環(huán)、鹽基離子吸收和酸沉降3個關(guān)鍵致酸途徑中，氮素循環(huán)致酸貢獻率約為66.5%，其是導(dǎo)致土壤酸化的主要因子[32]。

土壤有效Cd與土壤全Cd呈極顯著正相關(guān)(0.834**，P<0.01)，土壤全Cd對土壤Cd生物有效性具有直接作用(圖3)。研究區(qū)屬于典型高Cd地球化學(xué)異常區(qū)[6]，說明Cd高地質(zhì)背景是提升土壤Cd生物有效性的直接決定因子。

3 結(jié)論

(1)研究區(qū)設(shè)施菜地耕作層全Cd含量與心土層差異不顯著，與耕作層土壤養(yǎng)分指標(biāo)相關(guān)性不顯著，其主要來源為成土母質(zhì)風(fēng)化。

(2)研究區(qū)設(shè)施蔬菜對Cd的累積規(guī)律表現(xiàn)為白菜>番茄>豇豆，3種蔬菜均未超標(biāo)。豇豆BCF和Pi均最低，其可以作為重金屬Cd污染區(qū)農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)調(diào)整的適宜作物。

(3)研究區(qū)設(shè)施菜地中，蔬菜Cd含量與土壤Cd有效態(tài)含量的相關(guān)性強于其與土壤Cd全量的相關(guān)性。相比于土壤全Cd含量而言，土壤有效Cd含量能更好地反映蔬菜中Cd的潛在污染和預(yù)測食品中重金屬安全性。

(4)研究區(qū)設(shè)施菜地高Cd含量與高施氮量分別是提高土壤Cd生物有效性的直接因子和間接因子，土壤SOM、P、K等養(yǎng)分指標(biāo)對土壤Cd生物有效性的影響不顯著。