安徽某地山核桃園地土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

夏飛強(qiáng)，趙悅，余曉紅，劉彬，朱龍波

（安徽省地球物理地球化學(xué)勘查技術(shù)院，安徽合肥230022）

0 引言

土壤是人類賴以生存的最基本資源，是山水林田湖草系統(tǒng)的重要組成部分。重金屬因其持久性、累積性、隱蔽性、不可逆性及對生態(tài)環(huán)境的潛在風(fēng)險(xiǎn)，已經(jīng)引起社會的廣泛關(guān)注[1]。農(nóng)用地土壤重金屬污染不僅會對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成不利影響，隨著元素的遷移、轉(zhuǎn)化和富集，將會影響到農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，并且通過食物鏈危害人體健康[2]。因此，了解土壤及農(nóng)作物中重金屬含量特征并進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)至關(guān)重要。

山核桃（Carya cathayensis）為胡桃科山核桃屬的落葉喬木，是我國特有珍貴干果和木本油料樹種，其果實(shí)口感好、營養(yǎng)豐富，不僅含有大量油脂、蛋白質(zhì)，還含有鈣、鎂、鐵、錳、銅、鋅、硒等礦物質(zhì)元素，目前種植區(qū)主要分布在皖浙交界的天目山地區(qū)[3]。研究區(qū)栽培山核桃歷史悠久，其種植面積達(dá)30萬畝以上，是我國山核桃重要產(chǎn)地。近年來，關(guān)于山核桃園地土壤重金屬污染的研究主要集中在浙西地區(qū)，如蔣步云[4]通過2012年、2013年、2014年連續(xù)三年對淳安、臨安、桐廬、安吉等地經(jīng)炒制的山核桃仁進(jìn)行抽樣分析，發(fā)現(xiàn)三年中均有少量山核桃中鉛含量超標(biāo)（＞0.2mg/kg）。張紅桔等[5]在浙江臨安系統(tǒng)采集188件山核桃土壤樣品，研究發(fā)現(xiàn)局部土壤已受到Cd、Cu、Zn、Pb、Ni的污染，其中Cd、Cu分別達(dá)到強(qiáng)、中生態(tài)危害程度。劉道榮等[6]在浙江臨安采集了山核桃果仁及根系土壤樣品各32件，研究發(fā)現(xiàn)局部土壤出現(xiàn)Cd、As污染，果仁樣品中未出現(xiàn)重金屬超標(biāo)現(xiàn)象。上述研究或從山核桃果仁角度，或從土壤角度評價(jià)了重金屬污染特征，但缺乏二者的對照研究；或采集的樣品數(shù)量較少且分布不均勻，缺乏代表性。本文依托研究區(qū)內(nèi)開展的土地質(zhì)量地球化學(xué)調(diào)查與評價(jià)項(xiàng)目，通過對區(qū)內(nèi)山核桃果仁及對應(yīng)根系土壤的采樣分析，評價(jià)土壤重金屬污染程度及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，分析山核桃果仁中主要重金屬含量特征，以期為研究區(qū)山核桃產(chǎn)業(yè)發(fā)展和農(nóng)產(chǎn)品安全保障提供思路。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于安徽省東南部，山核桃種植區(qū)主要分布在研究區(qū)南部的B、D、F、G、H等鄉(xiāng)鎮(zhèn)。研究區(qū)屬于北亞熱帶季風(fēng)亞濕潤氣候區(qū)，氣候溫和、雨量充沛。年平均氣溫為15.4℃，年平均降水量為1426.9mm，全年無霜期226d。山核桃園地主要分布在海拔50～1000m的丘陵山地，成土母質(zhì)主要為碳酸鹽巖類、淺色碎屑巖類和花崗巖類風(fēng)化物母質(zhì)，土壤類型主要為紅壤和石灰?guī)r土。研究區(qū)有采礦區(qū)9個(gè)，其中非金屬礦區(qū)8個(gè)，均為普通螢石礦；金屬礦區(qū)僅有1個(gè)小型鉛鋅礦。

1.2 樣品采集與處理

在研究區(qū)內(nèi)較均勻選擇地塊面積相對較大的山核桃園地，于2018年9月、2019年9月分兩次共采集山核桃鮮果及對應(yīng)的根系土壤樣品各82件（圖1）。

圖1 研究區(qū)地質(zhì)背景及采樣點(diǎn)分布（據(jù)1∶25萬地質(zhì)簡圖修編）Figure1.Geologic setting of the study area with distribution of sampling spots(modified on 1∶250000 geological sketch map)

在選定的山核桃園地中，按照DZ/T 0295—2016[7]中果樹類農(nóng)作物樣品采集要求，以0.1～0.2hm2為采樣單元，均勻選擇5顆山核桃樹，每顆樹縱向四分，從其中一份的上、中、下、內(nèi)、外各側(cè)均勻采摘，混合成一件樣品。樣品鮮重大于2.5kg，在野外駐地曬干后去皮，再用不銹鋼鉗去殼，保留果仁樣品質(zhì)量大于150g，送實(shí)驗(yàn)室分析測試。

每個(gè)農(nóng)作物樣品采集對應(yīng)其根系土壤樣品。在選擇的5顆山核桃樹根系發(fā)育部位，分別采集深度為0～20cm的表層土壤樣品，混合成一件土壤樣品。樣品質(zhì)量大于1.5kg，裝入潔凈布樣袋中。在野外駐地自然風(fēng)干，挑出石塊、根系、蟲體等雜物，過10目篩，充分混勻后四分法保留樣品質(zhì)量大于300g，裝入紙樣袋，送實(shí)驗(yàn)室分析測試。

1.3 樣品分析

樣品分析測試由安徽省地質(zhì)實(shí)驗(yàn)研究所（國土資源部合肥礦產(chǎn)資源監(jiān)督檢測中心）完成。土壤樣品分析Cd、Cr、Hg、As、Pb、Cu、Zn、Ni等8種重金屬含量及有機(jī)質(zhì)含量、pH等理化指標(biāo)，山核桃果仁樣品分析Cd、Cr、Hg、As、Pb等5種重金屬含量。不同樣品各項(xiàng)指標(biāo)的分析方法和檢出限見表1。本次土壤樣品、山核桃果仁樣品的各項(xiàng)元素（指標(biāo)）檢出率均為100%，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)分析準(zhǔn)確度、精密度合格率均為100%，重復(fù)性檢驗(yàn)合格率均為100%，達(dá)到DZ/T0295—2016要求，分析數(shù)據(jù)準(zhǔn)確可靠。

表1 各項(xiàng)指標(biāo)的分析方法及檢出限Table 1.Analytical methods and detection limits of target elements

1.4 評價(jià)方法及標(biāo)準(zhǔn)

1.4.1 單因子污染指數(shù)評價(jià)

單因子指數(shù)法是目前土壤重金屬超標(biāo)評價(jià)方法中最常用的一種土壤環(huán)境現(xiàn)狀評價(jià)方法[8]，其計(jì)算過程較為簡便，可直觀反映土壤中各種重金屬元素的污染情況，但不能反映土壤綜合污染情況。其計(jì)算公式為：

（1）式中Pi為單因子污染指數(shù)，Ci為第i種重金屬元素的實(shí)測含量，Si為第i種重金屬元素的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值（采用GB 15618—2018[9]中規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值，下同）。

單因子污染指數(shù)分為5級：當(dāng)Pi≤1時(shí)表示土壤清潔（Ⅰ級），1＜Pi≤2時(shí)表示土壤輕微污染（Ⅱ級），2＜Pi≤3時(shí)表示土壤輕度污染（Ⅲ級），3＜Pi≤5時(shí)表示土壤中度污染（Ⅳ級），Pi＞5時(shí)表示土壤重度污染（Ⅴ級）。

1.4.2 綜合污染指數(shù)評價(jià)

內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法是一種兼顧極值或突出最大值的計(jì)權(quán)型多因子環(huán)境質(zhì)量綜合評價(jià)方法，能夠反映土壤中重金屬的綜合污染水平，但如果數(shù)據(jù)中出現(xiàn)異常值會對評價(jià)結(jié)果產(chǎn)生較大影響[10]。其計(jì)算公式為：

（2）式中P綜為樣點(diǎn)i的內(nèi)梅羅綜合指數(shù)為樣點(diǎn)i的單因子污染指數(shù)平均值，Pimax為樣點(diǎn)i的單因子污染指數(shù)最大值。

內(nèi)梅羅污染指數(shù)分為5級：P綜≤0.7時(shí)表示土壤清潔（Ⅰ級），0.7＜P綜≤1時(shí)表示土壤尚清潔（Ⅱ級），1＜P綜≤2時(shí)表示土壤輕度污染（Ⅲ級），2＜P綜≤3時(shí)表示土壤中度污染（Ⅳ級），P綜＞3時(shí)表示土壤重度污染（Ⅴ級）。

1.4.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

潛在生態(tài)危害指數(shù)法由瑞典科學(xué)家Hakansοn于1980年提出[11]，是根據(jù)重金屬性質(zhì)及其在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化沉積等行為特點(diǎn)，從沉積學(xué)的角度對土壤或者沉積物中的重金屬進(jìn)行評價(jià)。該方法在評價(jià)時(shí)更側(cè)重于毒理方面，但忽略了多種重金屬復(fù)合污染時(shí)各重金屬之間的加權(quán)或拮抗作用[13]。其計(jì)算公式為：

（3）式中RI為采樣點(diǎn)多種重金屬綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)為給定單個(gè)重金屬i的潛在生態(tài)危害指數(shù)，為重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù)（As、Cd、Cr、Hg、Cu、Pb、Zn、Ni的毒性響應(yīng)系數(shù)分別為10、30、2、40、5、5、為重金屬i的污染系數(shù)為重金屬i的實(shí)測含量為重金屬i的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。分為5個(gè)等級40時(shí)表示輕微生態(tài)危害（Ⅰ級），時(shí)表示中等生態(tài)危害（Ⅱ級）160時(shí)表示強(qiáng)生態(tài)危害（Ⅲ級），1時(shí)表示很強(qiáng)生態(tài)危害（Ⅳ級）時(shí)表示極強(qiáng)生態(tài)危害（Ⅴ級）。RI分為4個(gè)等級：RI＜150時(shí)表示輕微生態(tài)危害（Ⅰ級），150≤RI＜300時(shí)表示中等生態(tài)危害（Ⅱ級），300≤RI＜600時(shí)表示強(qiáng)生態(tài)危害（Ⅲ級），RI≥600時(shí)表示很強(qiáng)生態(tài)危害（Ⅳ級）。

2 結(jié)果分析與土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

2.1 土壤重金屬污染程度評價(jià)

2.1.1 土壤重金屬含量特征

研究區(qū)地形切割強(qiáng)烈，相對高差較大，地形和成土母質(zhì)是重金屬富集的重要驅(qū)動機(jī)制[13]。山核桃園地土壤重金屬含量及理化指標(biāo)參數(shù)統(tǒng)計(jì)見表2。由表可見，研究區(qū)山核桃園地土壤中8種重金屬元素含量算術(shù)平均值均大于中國表層土壤算術(shù)平均值[14]，其中As最為顯著，含量范圍為2.3～445.0mg/kg，算術(shù)平均值為39.2mg/kg，富集系數(shù)達(dá)3.80；Cd次之，含量范圍為0.10～3.77mg/kg，算術(shù)平均值為0.59mg/kg，富集系數(shù)為2.90；其他元素富集系數(shù)降序依次為Cu（1.89）＞Zn（1.81）＞Ni（1.49）＞Pb（1.35）＞Cr（1.13）＞Hg（1.12）。As、Cd、Hg、Cu、Pb、Zn的變異系數(shù)均超過35%，屬于高度變異[15]，表明存在局部富集現(xiàn)象；Cr、Ni的變異系數(shù)均超過15%，屬于中度變異。土壤pH值為4.4～8.1，算術(shù)平均值為5.4，總體呈強(qiáng)酸性，因此重金屬污染評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)采用GB15618—2018中pH≤5.5非水田條件下的風(fēng)險(xiǎn)篩選值。除Cd含量平均值大于風(fēng)險(xiǎn)篩選值（0.3mg/kg）外，其他元素均低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值。有機(jī)質(zhì)含量為15.5～74.7g/kg，算術(shù)平均值為30.4g/kg，達(dá)到DZ/T 0295—2016中規(guī)定的“較豐富”（30～40g/kg）水平。綜上所述，研究區(qū)山核桃園地土壤中重金屬含量較高，土壤總體呈強(qiáng)酸性，有機(jī)質(zhì)含量較豐富，土壤Cd潛在風(fēng)險(xiǎn)較高。

表2 山核桃園地土壤元素含量參數(shù)統(tǒng)計(jì)（n=82）Table 2.Statisticsοf parametersοf element cοntents in sοil οf the walnutοrchards（n=82）

研究土壤中重金屬含量的相關(guān)性可以推測其來源是否相同，如果重金屬含量有顯著的相關(guān)性，說明其同源的可能性較大，否則來源可能不止一個(gè)[16]。對研究區(qū)土壤中8種重金屬元素進(jìn)行Pearsοn相關(guān)性分析（表3），發(fā)現(xiàn)Cu和Ni的相關(guān)系數(shù)高達(dá)0.848（P＜0.01），呈顯著相關(guān)性，且二者與As、Cd、Cr、Hg均呈顯著相關(guān)性，而Ni、Cu、Cd等元素的伴生在一定程度上指示了黑色巖系的特征[17]。黑色巖系是指含硫化物（黃鐵礦為主）和有機(jī)質(zhì)較多（Cοrg＞1%）的暗色硅質(zhì)巖、泥質(zhì)巖和碳酸鹽巖的組合[18]，是研究區(qū)主要成土母質(zhì)，反映出研究區(qū)土壤重金屬主要來源于成土母質(zhì)。Pb與除Zn以外的6種重金屬均無顯著相關(guān)性，表明其可能有其他來源，可能與人類活動有關(guān)。

表3 山核桃園地土壤重金屬元素Pearsοn相關(guān)系數(shù)Table 3.Pearsοn cοrrelatiοn cοefficientοf heavy metal elements in sοilοf walnutοrchard

2.1.2 土壤重金屬污染程度評價(jià)

土壤重金屬污染評價(jià)分級點(diǎn)位數(shù)列于表4，土壤重金屬污染點(diǎn)位分布見圖2。根據(jù)單因子污染指數(shù)評價(jià)結(jié)果可知，研究區(qū)82個(gè)土壤采樣點(diǎn)位中有18個(gè)點(diǎn)位As超標(biāo)，超標(biāo)率為21.95%，其中11個(gè)輕微污染、3個(gè)輕度污染、2個(gè)中度污染、2個(gè)重度污染，受污染點(diǎn)位在研究區(qū)呈均勻分布（圖2-a）；Cd有57個(gè)點(diǎn)位超標(biāo)，超標(biāo)率為69.51%，其中25個(gè)輕微污染、17個(gè)輕度污染、13個(gè)中度污染、2個(gè)重度污染，受污染點(diǎn)位在各鄉(xiāng)鎮(zhèn)均有分布，輕度、中度和重度污染點(diǎn)位主要分布在B、D和G鎮(zhèn)（圖2-b）；Pb有8個(gè)點(diǎn)位超標(biāo)，超標(biāo)率為9.76%，其中7個(gè)輕微污染、1個(gè)輕度污染，受污染點(diǎn)位主要分布在B鎮(zhèn)和C鎮(zhèn)交界區(qū)域（圖2-c）；Zn有9個(gè)點(diǎn)位超標(biāo)，超標(biāo)率為10.98%，其中7個(gè)輕微污染、2個(gè)輕度污染，受污染點(diǎn)位主要分布在B鎮(zhèn)及兩側(cè)區(qū)域（圖2-d）；Ni有5個(gè)點(diǎn)位超標(biāo)，超標(biāo)率為6.1%，均為輕微污染，受污染點(diǎn)位在B鎮(zhèn)南部及周邊零星分布（圖2-e）；Cr、Hg、Cu均無超標(biāo)現(xiàn)象。土壤重金屬污染主要為Cd、As，且以Cd更為顯著。

表4 土壤重金屬污染評價(jià)分級點(diǎn)數(shù)Table 4.Pοint number fοr different gradingοf sοil pοllutiοn by heavy metals

根據(jù)內(nèi)梅羅綜合指數(shù)評價(jià)結(jié)果（表4）可知，研究區(qū)82個(gè)土壤采樣點(diǎn)位中有16個(gè)清潔，占比19.51%；19個(gè)尚清潔，占比23.17%；23個(gè)輕度污染，占比28.05%；15個(gè)中度污染，占比18.29%；9個(gè)重度污染，占比10.98%。受污染點(diǎn)位在各鄉(xiāng)鎮(zhèn)均有分布，且與Cd單因子污染點(diǎn)位分布特征相似（圖2-f）。根據(jù)前文單因子污染評價(jià)結(jié)果可知，研究區(qū)土壤重金屬中Cd的污染程度最高，因而在綜合評價(jià)中，Cd發(fā)揮了主導(dǎo)作用，對評價(jià)結(jié)果產(chǎn)生了較大影響。

圖2 土壤重金屬（As（a）、Cd（b）、Pb（c）、Zn（d）、Ni（e）、綜合（f））污染系數(shù)及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（g）和山核桃Pb污染（h）空間分布Figure 2.Spatial distributions of heavy metals in soils[As(a),Cd(b),Pb(C),Zn(d),Ni(e),comprehensive(f)]marked with pollution coefficients,potential ecological risk index(g),and of distribution of Pb pollution(h)in walnut

已有研究發(fā)現(xiàn)，金屬礦區(qū)的開采和長期施肥是山核桃園地土壤重金屬累積的重要因素[19]。從圖2可以看出，研究區(qū)土壤重金屬污染點(diǎn)位分布與礦區(qū)分布無明顯相關(guān)性，表明礦區(qū)開采不是研究區(qū)土壤重金屬污染的主要來源。研究區(qū)內(nèi)山核桃分布范圍較廣，且多為分散經(jīng)營，不同林農(nóng)在施肥類型和施肥量方面存在一定差異，為追求產(chǎn)量和產(chǎn)值，存在過量施用化肥、復(fù)合肥和有機(jī)肥等現(xiàn)象，是造成研究區(qū)局部土壤重金屬污染的原因之一。已有研究發(fā)現(xiàn)，磷肥的連年使用將導(dǎo)致土壤中Cd的累積[20]，而鉀肥的使用是造成土壤中Pb累積的重要影響因素[5]，故推測研究區(qū)山核桃園地局部土壤重金屬含量超標(biāo)可能與過量施肥有關(guān)。

2.2 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

根據(jù)潛在生態(tài)危害指數(shù)評價(jià)結(jié)果（表5）可知，研究區(qū)82個(gè)土壤采樣點(diǎn)位中As輕微生態(tài)危害點(diǎn)位數(shù)為78個(gè)，占比95.12%；中等生態(tài)危害點(diǎn)位2個(gè)；強(qiáng)生態(tài)危害點(diǎn)位2個(gè)。Cd輕微生態(tài)危害點(diǎn)位數(shù)為39個(gè)，占比47.56%；中等生態(tài)危害點(diǎn)位22個(gè)，占比26.83%；強(qiáng)生態(tài)危害點(diǎn)位19個(gè)，占比23.17%；很強(qiáng)生態(tài)危害點(diǎn)位1個(gè)；極強(qiáng)生態(tài)危害點(diǎn)位1個(gè)。82個(gè)土壤采樣點(diǎn)的Cr、Hg、Cu、Pb、Zn、Ni均為輕微生態(tài)危害。土壤中各重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)算術(shù)平均值降序?yàn)镃d（59.45）＞As（9.79）＞Ni（3.35）＞Pb（2.90）＞Hg（2.61）＞Cu（1.58）＞Cr（0.99）＞Zn（0.64）。由此可見，研究區(qū)土壤重金屬中僅Cd的潛在生態(tài)危害較為嚴(yán)重，達(dá)中等生態(tài)危害程度，其他重金屬潛在生態(tài)危害均較為輕微，與前述單因子污染程度評價(jià)結(jié)果基本吻合。

表5 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)分級點(diǎn)數(shù)Table 5.Pοint number fοr different pοtential ecοlοgical risk gradingοf heavy metals in sοil

綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)及其空間分布（圖2-g）顯示，有76個(gè)點(diǎn)位為輕微生態(tài)危害，占比92.68%；有5個(gè)點(diǎn)位存在中等生態(tài)危害，分別位于B、C、F和H鎮(zhèn)；僅有1個(gè)點(diǎn)位存在強(qiáng)生態(tài)危害，位于G鎮(zhèn)；無很強(qiáng)生態(tài)危害點(diǎn)位。綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)（RI）算術(shù)平均值為81.30，處于輕微生態(tài)危害水平，表明研究區(qū)山核桃園地土壤重金屬潛在生態(tài)危害總體較低，風(fēng)險(xiǎn)可控。

從上述評價(jià)結(jié)果可以看出，研究區(qū)綜合污染指數(shù)評價(jià)結(jié)果與潛在生態(tài)危害指數(shù)評價(jià)結(jié)果存在明顯差異，內(nèi)梅羅綜合指數(shù)評價(jià)顯示研究區(qū)土壤受污染程度較為嚴(yán)重，而綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)評價(jià)顯示研究區(qū)土壤潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)總體較低。這可能是由于內(nèi)梅羅指數(shù)法過分突出污染指數(shù)最大的污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響，在評價(jià)時(shí)人為夸大了高濃度重金屬（本研究中主要為Cd）的影響作用，使其對環(huán)境質(zhì)量評價(jià)的靈敏性不夠高，導(dǎo)致評價(jià)結(jié)果可能偏離實(shí)際情況[21]。

2.3 山核桃重金屬含量特征及質(zhì)量安全評價(jià)

研究區(qū)山核桃果仁中重金屬含量參數(shù)統(tǒng)計(jì)見表6。由表可知，山核桃果仁中Pb、As、Cd變異系數(shù)分別為207.5%、162.7%和53.6%，呈高度變異特征[15]，表明存在局部富集現(xiàn)象。研究發(fā)現(xiàn)，山核桃果仁中Pb含量超過GB 2762—2017[22]中規(guī)定限量值（0.2mg/kg）的樣品有8件，超標(biāo)率為9.76%，超標(biāo)樣品位于A鎮(zhèn)和B鎮(zhèn)交界地帶以及D鎮(zhèn)和G鎮(zhèn)交界地帶（圖2-h），與土壤Pb超標(biāo)點(diǎn)位分布（圖2-c）有明顯差異。山核桃果仁Pb含量最大值（1.364mg/kg）為限量值的682%，表明個(gè)別樣品Pb污染較為嚴(yán)重；而平均值（0.082mg/kg）僅為限量值的41%，顯示出山核桃Pb生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)總體較低。Cd含量均低于限量值（0.5mg/kg），最大值（0.219mg/kg）僅為限量值的43.8%，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)低。Cr、As、Hg含 量 均 值 分 別 為1.047mg/kg、0.02mg/kg、0.0030mg/kg，均無相關(guān)限量值標(biāo)準(zhǔn)。上述結(jié)果表明，研究區(qū)山核桃果仁中重金屬含量總體較低，質(zhì)量安全可靠，但局部山核桃存在鉛污染，應(yīng)引起關(guān)注。

表6 山核桃果仁重金屬含量參數(shù)統(tǒng)計(jì)（n=82）Table 6.Statisticsοf parametersοf heavy metal cοntents in the walnut meat(n=82)

山核桃中的鉛主要來源于大氣環(huán)境中的氣溶膠鉛、塵埃鉛和從土壤中吸收的生物有效態(tài)鉛[23]。氣溶膠鉛和塵埃鉛主要來源于汽車尾氣排放和工業(yè)排放。本次采樣點(diǎn)遠(yuǎn)離城鎮(zhèn)、工業(yè)園區(qū)和交通主干道，研究區(qū)內(nèi)有1處小型鉛鋅礦區(qū)。從圖2-（h）可以看出，該鉛鋅礦區(qū)周邊出現(xiàn)4個(gè)采樣點(diǎn)的山核桃果仁Pb含量超標(biāo)，可能是由于采礦產(chǎn)生的粉塵在大氣中遷移形成Pb沉降，通過山核桃葉片吸收進(jìn)而在果實(shí)中累積。而非礦區(qū)周邊點(diǎn)位山核桃果仁Pb超標(biāo)可能與施肥有關(guān)，過量施肥增加了土壤中有效態(tài)Pb的含量[24]，通過山核桃根系吸收進(jìn)而在果實(shí)中累積。

3 結(jié)論

通過對研究區(qū)山核桃園地土壤及山核桃果仁的采樣分析和研究，取得以下主要認(rèn)識：

（1）研究區(qū)山核桃園地土壤中Cd、Cr、Hg、As、Pb、Cu、Zn、Ni等8種重金屬元素平均含量均高于中國土壤平均值，其中As、Cd分別為中國土壤平均值的3.80倍、2.90倍，研究區(qū)土壤總體呈強(qiáng)酸性，有機(jī)質(zhì)含量較豐富。

（2）以農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值為評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，研究區(qū)局部土壤中As、Cd、Pb、Zn、Ni出現(xiàn)不同程度的超標(biāo)，其中Cd超標(biāo)相對顯著，土壤中的Cd主要來源于成土母質(zhì)。As、Pb、Zn、Ni超標(biāo)程度低，Cr、Hg、Cu均未超標(biāo)。Cd達(dá)到中等生態(tài)危害程度，其他重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)低，研究區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)總體較低，風(fēng)險(xiǎn)可控。

（3）研究區(qū)山核桃果仁中Cd、Cr、Hg、As、Pb等重金屬含量總體較低，質(zhì)量安全可靠。按照《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017），少量山核桃果仁樣品中出現(xiàn)Pb含量超標(biāo)，應(yīng)加以關(guān)注。

致謝：項(xiàng)目組同志在野外調(diào)查和論文撰寫過程中給予了大力支持，審稿專家和編輯老師在本文修改過程中提出了寶貴意見，在此一并表示感謝。