重慶市萬州區(qū)瀼渡河流域農(nóng)田土壤鎘含量特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

潘明安 徐燕

摘 要 以重慶市萬州區(qū)瀼渡河流域農(nóng)田土壤為研究對(duì)象，采集水田土壤和旱地土壤共37個(gè)樣品，檢測(cè)土壤中鎘含量。結(jié)果表明，瀼渡河流域農(nóng)田旱地土壤中鎘平均含量0.46 mg·kg-1，水田土壤中鎘平均含量0.36 mg·kg-1，均遠(yuǎn)高于當(dāng)?shù)赝寥乐墟k背景值含量0.13 mg·kg-1。旱地土壤鎘的分形維數(shù)為1.91，空間相關(guān)距離為217 m;水田土壤鎘的分形維數(shù)為1.83，空間相關(guān)距離為237 m，土壤鎘的空間結(jié)構(gòu)受隨機(jī)性因子影響較大。土壤中鎘含量以無污染和輕度污染為主，只有少數(shù)樣品達(dá)到中度污染和重度污染水平。

關(guān)鍵詞 鎘污染;農(nóng)田土壤;風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估;重慶市萬州區(qū)瀼渡河流域

中圖分類號(hào)：S159.2;X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A DOI：10.19415/j.cnki.1673-890x.2022.09.040

收稿日期：2022-02-11

基金項(xiàng)目：重慶市自然科學(xué)基金項(xiàng)目（cstc2019jcyj-msxmX0704）。

作者簡(jiǎn)介：潘明安（1982—），男，重慶萬州人，碩士，高級(jí)農(nóng)藝師，研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)面源污染及土壤污染防控。E-mail：3027350@qq.com。

土壤是自然環(huán)境的重要組成部分，是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要載體。近年來，我國(guó)糧食主產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬污染呈上升趨勢(shì)，已對(duì)糧食安全構(gòu)成嚴(yán)重威脅[1]。隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)水平不斷提高，城市化進(jìn)程不斷加快，工業(yè)“三廢”、畜禽糞便、農(nóng)藥、化肥等都可成為土壤重金屬的污染來源，大量的重金屬通過各種途徑進(jìn)入土壤，使得土壤環(huán)境的安全問題日益嚴(yán)峻[2-4]。重金屬通過植物吸收進(jìn)入食物鏈，從而影響農(nóng)牧產(chǎn)品品質(zhì)，對(duì)人類健康產(chǎn)生潛在威脅[5]。鎘是影響土壤質(zhì)量的一種重金屬，毒性較大，被鎘污染的空氣和食物對(duì)人體危害嚴(yán)重，且在人體內(nèi)代謝較慢，日本因鎘中毒曾出現(xiàn)“痛痛病”。土壤中鎘含量超標(biāo)，對(duì)植物葉綠素結(jié)構(gòu)產(chǎn)生破壞，且會(huì)影響作物根系對(duì)水分和養(yǎng)分的吸收，導(dǎo)致植物不能正常生長(zhǎng)，從而降低作物產(chǎn)量[6-7]。研究表明，我國(guó)每年因重金屬污染而減產(chǎn)的糧食超過1 000萬t，被重金屬直接污染的糧食多達(dá)1 200萬t，損失超過200億元[8]。

萬州區(qū)地處三峽庫區(qū)腹心，唐將等對(duì)三峽庫區(qū)環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)作了研究[9];王健康等對(duì)三峽庫區(qū)蓄水運(yùn)用期表層沉積物重金屬污染及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)作了研究[10]。但針對(duì)重慶市萬州區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的研究還鮮見報(bào)道。本研究對(duì)萬州區(qū)瀼渡河流域農(nóng)田土壤重金屬含量特征進(jìn)行分析，采用單項(xiàng)污染指數(shù)、Muller指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)對(duì)土壤重金屬的污染現(xiàn)狀和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，可以為區(qū)域性重金屬污染農(nóng)田土壤的安全利用、規(guī)劃提供數(shù)據(jù)支持。

1? 材料與方法

1.1? 研究區(qū)概況

研究區(qū)域?yàn)橹貞c市萬州區(qū)瀼渡河流域，瀼渡河是長(zhǎng)江上游干流下段左岸的一級(jí)支流，位于東經(jīng)108°06′～108°18′，北緯30°51′～30°46′，河流發(fā)源于分水鎮(zhèn)鐵峰山南麓，經(jīng)分水鎮(zhèn)、柱山鄉(xiāng)、甘寧鎮(zhèn)、龍沙鎮(zhèn)于瀼渡鎮(zhèn)匯入長(zhǎng)江。流域面積266.1 km2，主河道全長(zhǎng)43.6 km，河道平均比降12.7%。瀼渡河流域成扇形，地勢(shì)西北高、東南低，河谷主要形態(tài)為“U”形。流域上游部分地區(qū)植被較好，中、下游的河谷兩岸多開墾為坡地、梯田及成片田地的平壩。

1.2? 樣品采集與分析

土壤樣品樣點(diǎn)遍布整個(gè)瀼渡河流域。樣品利用全球定位系統(tǒng)（Global Positioning System，GPS）定位，根據(jù)土地利用方式，分為旱地土壤、水田土壤。土壤樣品采集采用“S”形五點(diǎn)法，取耕層0～20 cm土壤，共采集土壤樣品37個(gè)，其中旱地土壤22個(gè)、水田土壤15個(gè)。土樣自然風(fēng)干后，研磨過0.149 mm孔徑尼龍篩備用。樣品的采集、混合、粉碎和研磨等處理均使用木頭、塑料等工具，處理過程不帶入重金屬鎘。

采用硝酸雙氧水消解法對(duì)土壤樣品進(jìn)行前處理，并用原子吸收分光光度法測(cè)定樣品中鎘含量。測(cè)試過程中采用優(yōu)級(jí)純?cè)噭疄閬喎兴?。測(cè)定偏差控制不大于±10%，土壤樣品進(jìn)行重復(fù)測(cè)試，結(jié)果相對(duì)誤差不大于±5%。

1.3? 數(shù)據(jù)處理

對(duì)所采土壤樣品進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)，樣本均值采用符合正態(tài)分布，非正態(tài)分布的數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)轉(zhuǎn)換。用SPSS 22.0軟件進(jìn)行正態(tài)分布統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)。半方差函數(shù)的擬合在GS+5.3軟件平臺(tái)上進(jìn)行。

1.4? 土壤污染評(píng)價(jià)

1.4.1? 單項(xiàng)污染指數(shù)法

單項(xiàng)污染指數(shù)法針對(duì)的是單一的污染物，單項(xiàng)污染指數(shù)Pi計(jì)算公式為：

[Pi=CiSi]? ? （1）

（1）式中：Pi為重金屬單項(xiàng)污染指數(shù);Ci為重金屬含量實(shí)際值，單位為mg·kg-1;Si為樣品重金屬含量的限量標(biāo)準(zhǔn)值，單位為mg·kg-1。

以基線值為限量標(biāo)準(zhǔn)值進(jìn)行單項(xiàng)污染指數(shù)計(jì)算：當(dāng)Pi≤1時(shí)，無污染;13時(shí)，重度污染。對(duì)于正態(tài)分布的數(shù)據(jù)，土壤基線值等于土壤背景值加上2倍的算術(shù)標(biāo)準(zhǔn)差;對(duì)于對(duì)數(shù)正態(tài)分布的數(shù)據(jù)，土壤基線值等于其幾何均值乘以幾何標(biāo)準(zhǔn)差的平方[11-12]。

1.4.2? Muller指數(shù)法

Muller指數(shù)法在反映土壤重金屬自然分布變化特征的同時(shí)，更多強(qiáng)調(diào)了污染的歷史積累作用。Muller指數(shù)表達(dá)式為：

[Igeo=log2cn1.5×BEn]? ? （2）

式中：cn為元素的實(shí)測(cè)濃度，單位為mg·kg-1;1.5為修正指數(shù);BEn為背景值。

分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)：Igeo≤0，無污染;0

1.4.3? 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法

土壤中第i種重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)計(jì)算公式為：

[Ein=Tir×CisCin]? ? （3）

式中：[Cis]為第i種土壤重金屬的背景值;[Cin]為土壤中重金屬i的實(shí)測(cè)濃度;[Tir]為重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù);[Ein]為重金屬i的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)。查閱資料可知，土壤鎘的毒性響應(yīng)系數(shù)為30[15]。

根據(jù)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)，可將土壤污染等級(jí)分為：[Ein]<40，低潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn);40≤[Ein]<80，中等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn);80≤[Ein]<160，中高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn);160≤[Ein]<320，高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn);[Ein]≥320，極高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

2? 結(jié)果與分析

2.1? 土壤鎘含量統(tǒng)計(jì)特征

由表1可知，旱地土壤鎘含量在0.06～1.08 mg·kg-1，平均含量0.46 mg·kg-1，變異系數(shù)為71.74%，屬于中等程度變異。水田土壤中鎘含量在0.07～1.16 mg·kg-1，平均含量0.36 mg·kg-1，變異系數(shù)為88.89%，屬于中等程度變異。數(shù)據(jù)表明，在研究區(qū)域內(nèi)旱地和水田土壤中鎘分布不均，這主要受人為活動(dòng)如施肥的影響。偏度檢驗(yàn)值和峰度檢驗(yàn)值都較小，數(shù)據(jù)分布比較集中，變幅較小，經(jīng)K-S檢驗(yàn)所測(cè)數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布。

2.2? 土壤鎘空間結(jié)構(gòu)分析

2.2.1? 分形特點(diǎn)

土壤鎘的步長(zhǎng)和半方差的雙對(duì)數(shù)曲線往往具有良好的線性相關(guān)性，說明它們具有很好的分形特征。分形維數(shù)D為雙對(duì)數(shù)曲線回歸方程中的斜率，是一個(gè)無量綱數(shù)。結(jié)構(gòu)性好、分布簡(jiǎn)單，則分形維數(shù)低;相反，隨機(jī)性強(qiáng)、結(jié)構(gòu)性差、分布復(fù)雜，則分形維數(shù)較高。經(jīng)過計(jì)算得到旱地土壤鎘的分形維數(shù)為1.91，水田土壤鎘的分形維數(shù)為1.83，表明土壤鎘的空間結(jié)構(gòu)受隨機(jī)性影響如人為活動(dòng)影響較大。

2.2.2? 半方差函數(shù)結(jié)構(gòu)分析

對(duì)于區(qū)域化變量，半方差函數(shù)不僅與步長(zhǎng)有關(guān)，而且與方向有關(guān)，落在各方向上區(qū)域化變量的變異性不同則為各向異性，各向異性是絕對(duì)的。土壤鎘空間變異函數(shù)結(jié)構(gòu)分析見表2。由表2可知，旱地土壤鎘的最優(yōu)擬合模型為球狀模型，其塊金系數(shù)為11.13%，具有中等程度的空間相關(guān)性，空間相關(guān)距離為217 m;水田土壤鎘的最優(yōu)擬合模型為指數(shù)模型，其塊金系數(shù)15.96%，空間相關(guān)距離為237 m。土壤鎘的塊金值均較小，表明由實(shí)驗(yàn)誤差和小于實(shí)驗(yàn)取樣尺度引起的變異很小。

2.3? 土壤污染評(píng)價(jià)

目前，關(guān)于土壤污染評(píng)價(jià)方法眾多，各種方法的側(cè)重點(diǎn)各不相同。本文采用3種不同評(píng)價(jià)方法對(duì)旱地和水田土壤中鎘含量進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果見表3和表4。3種評(píng)價(jià)方法均表明本研究所采集的旱地土壤中鎘含量以無污染和輕度污染為主，只有少數(shù)樣品達(dá)到中度污染和重度污染水平。不同評(píng)價(jià)方法下樣品受污染程度個(gè)數(shù)也不盡相同：按單項(xiàng)污染指數(shù)法，大多旱地土壤鎘均無污染，中度污染程度只有1個(gè)樣品;按Muller指數(shù)法，中度污染程度有3個(gè)樣品，重度污染程度有2個(gè)樣品;而潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法表明，中等風(fēng)險(xiǎn)程度樣品有5個(gè)，強(qiáng)風(fēng)險(xiǎn)程度樣品有3個(gè)。

與旱地土壤鎘污染情況類似，本研究所采集的水田土壤中鎘含量以無污染和輕度污染為主，只有少數(shù)樣品達(dá)到中度污染和重度污染水平。

3? 結(jié)論

本研究所采集的重慶市萬州區(qū)瀼渡河流域農(nóng)田旱地土壤中鎘平均含量0.46 mg·kg-1，水田土壤中鎘平均含量0.36 mg·kg-1，均遠(yuǎn)高于當(dāng)?shù)赝寥乐墟k背景值含量0.13 mg·kg-1。旱地土壤鎘含量最高達(dá)到1.08 mg·kg-1，水田土壤鎘最高達(dá)1.16 mg·kg-1，經(jīng)過調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在該區(qū)域內(nèi)有一廢棄的養(yǎng)豬場(chǎng)，經(jīng)營(yíng)期間養(yǎng)殖廢棄物直接排放使得土壤中鎘含量異常偏高。土壤中鎘的空間結(jié)構(gòu)分析表明，旱地土壤鎘的分形維數(shù)為1.91，空間相關(guān)距離為217 m，水田土壤鎘的分形維數(shù)為1.83，空間相關(guān)距離為237 m，土壤鎘的空間結(jié)構(gòu)受隨機(jī)性因子影響較大。土壤中鎘含量以無污染和輕度污染為主，只有少數(shù)樣品達(dá)到中度污染和重度污染水平，但不同評(píng)價(jià)方法下樣品受污染程度個(gè)數(shù)也不盡相同。綜合來看，Muller指數(shù)法與潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法評(píng)價(jià)結(jié)果較為一致。

參考文獻(xiàn)：

[1] 尚二萍，許爾琪，張紅旗，等.中國(guó)糧食主產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬時(shí)空變化與污染源分析[J].環(huán)境科學(xué)，2018，39（10）：4670-4683.

[2] 禹紅紅，胡學(xué)玉.武漢市郊區(qū)設(shè)施蔬菜地土壤重金屬含量及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)，2012，18（4）：582-585.

[3] 李啟權(quán)，王昌全，李冰，等.成都平原土壤中砷的空間分布及污染評(píng)價(jià)[J].土壤通報(bào)，2007（2）：357-360.

[4] 吳洋，楊軍，周小勇，等.廣西都安縣耕地土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)，2015，36（8）：2964-2971.

[5] 陳懷滿.土壤-植物系統(tǒng)中的重金屬污染[M].北京：科學(xué)出版社，1996.

[6] 安志裝，王校常，施衛(wèi)明，等.重金屬與營(yíng)養(yǎng)元素交互作用的植物生理效應(yīng)[J].土壤與環(huán)境，2002（4）：392-396.

[7] 孫華，孫波，張?zhí)伊?江西省貴溪冶煉廠周圍蔬菜地重金屬污染狀況評(píng)價(jià)研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003（1）：70-72.

[8] 高翔云，湯志云，李建和，等.國(guó)內(nèi)土壤環(huán)境污染現(xiàn)狀與防治措施[J].江蘇環(huán)境科技，2006（2）：52-55.

[9] 唐將，王世杰，付紹紅，等.三峽庫區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)[J].土壤學(xué)報(bào)，2008（4）：601-607.

[10] 王健康，高博，周懷東，等.三峽庫區(qū)蓄水運(yùn)用期表層沉積物重金屬污染及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)，2012，33（5）：1693-1699.

[11] CHENG J L，SHI Z，ZHU Y W. Assessment and mapping of environmental quality in agricultural soils of Zhejiang Province， China[J]. Journal of Environmental Sciences， 2007， 19（1）： 50-54.

[12] 夏增祿.土壤元素背景值及其研究方法[M].北京：氣象出版社，1987.

[13] MULLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. Geographical Journal， 1969， 2（3）： 108-118.

[14] 宋波，楊子杰，張?jiān)葡迹?廣西西江流域土壤鎘含量特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J].環(huán)境科學(xué)，2018，39（4）：1888-1900.

[15] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control：a sedimentological approach[J]. Water Research， 1980， 14（8）： 975-1001.

（責(zé)任編輯：張春雨? 丁志祥）