2021, Vol. 42
2. 重庆市土地质量地质调查重点实验室, 重庆 400038
, DENG Hai1,2 , JIA Zhong-min1
, YAN Ming-shu1,2 , ZHOU Jiao1,2 , DONG Jin-xiu1,2 , WANG Jia-bin1,2 , YU Fei1,2
2. Chongqing Key Laboratory of Land Quality Geological Survey, Chongqing 400038, China
全国土壤污染状况调查的结果显示, 我国西南地区由于广泛发育喀斯特岩溶地貌, 是我国土壤重金属污染较为突出的地区之一, 其中, Cd是最主要的土壤无机污染物[1~3].土壤中Cd元素的活动性高、迁移能力强, 易进入土壤-农作物系统中, 进而影响人体健康及植物生长.人体如果长期暴露于Cd污染下, 会引发癌症、肝脏及肾脏衰竭, 而长期食用富Cd农作物, 则会导致“痛痛病”; Cd元素会影响植物体内某些酶的合成, 进而影响植物的生长发育及农产品质量[4~6].
喀斯特地貌区由于其独特的气候与地质条件, 土层易遭到破坏, 属于典型的生态脆弱区[7, 8].杨皓等[9]的研究发现, 喀斯特地区由于其特殊的地形地貌及成土母质, 土壤重金属含量显著高于其它地区.张家春等[10]对喀斯特林地土壤重金属的含量及风险进行了评价, 结果显示, 林地土壤重金属的平均值多高于地区背景值, 其中Cd、Cu和Ni是造成土壤重金属污染的主要因子.宋春然等[11]利用内梅罗指数法对贵州喀斯特地区农田土壤重金属污染状况进行了评估, 结果显示农田土壤综合污染指数为2.81, Cd的单因子污染指数为4.05, 是主要的污染因子, 可见, 喀斯特地貌区土壤重金属污染问题显著.但是, 喀斯特地貌区主要岩石类型为灰岩, 而碳酸岩重金属本底值较低, 所以, 可能存在特殊的地球化学机制导致喀斯特地貌区土壤重金属污染问题突出.因此, 选择重庆市典型喀斯特地貌区, 开展表层土壤Cd的富集机制研究, 并对土壤及农作物的安全性进行评价, 基于人体健康给出饮食建议, 探究Cd生物有效性的影响因素, 以期为典型喀斯特地貌区土地安全利用提供理论支撑.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于重庆市黔江区主城区南部, 处于东经108°41′41″~108°48′54″, 北纬29°20′10″~29°34′28″之间, 土地总面积86.98 km2.区内属于亚热带季风气候, 多年平均气温12℃左右, 年降雨量在1250 mm左右, 年日照1250 h, 无霜期218 d, 适宜于多种农作物的生长, 土壤肥沃, 盛产粮食、水果、蔬菜和烤烟等.区内阿蓬江自北而南纵贯全境, 袁溪河为境内最大支流, 属于低山地或丘陵地形.出露地层有古生界志留系、泥盆系和二叠系, 中生界三叠系和侏罗系.主要岩石类型为灰岩和页岩等.
1.2 样品采集与分析2018年, 在研究区内, 采用1:5万比例尺, 采集0~20 cm的表层土壤360件, 深层样品基本采样密度为每4 km2 1个点, 采集深度约为自地表120~200 cm之间, 深层土壤按16 km2等质量组合成一件分析样品, 共组合深层土壤分析样7件(图 1).根据田块特点采用星形法、蛇形法等方法, 进行多植株混合采样, 采集研究区大宗农作物水稻85件及玉米73件, 并在农作物同点位配套采集根系土样品, 植物样均采集可食用部分.
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图 1 采样点位示意 Fig. 1 Location of sampling points |
土壤样品在自然条件下阴干.在样品干燥过程中要经常揉搓样品, 以免胶结, 并去除土壤中的砾石以及植物根系.干燥后的样品在过筛前用木槌轻轻敲打, 以便使土壤样品恢复至自然粒级状态.样品晾干后用尼龙筛, 截取2 mm(10目)粒级的样品500 g, 装瓶, 送至实验室后, 缩分法取出部分样品进行土壤pH测定, 其余样品采用玛瑙球磨机研磨至200目, 用于其它指标的测定.农作物样品在自然条件下风干, 风干场地需清洁无污染, 将样品风干后脱粒, 利用玛瑙研钵将农作物籽实磨碎至60目, 并装进自封袋中编号.
土壤Cd测定, 称取0.25 g土壤样品, 利用HCl-HNO3-HF-HClO4进行溶样, 利用电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)进行含量测定; 土壤TFe2O3和Mn测定, 称取5 g土壤样品, 通过粉末压片法制样, 利用X荧光光谱法(XRF)进行含量测定; 土壤有机质(Corg)测定, 称取0.2 g土壤样品, 通过重铬酸钾氧化, 利用硫酸亚铁铵容量法(VOL)进行含量测定; 土壤pH测定, 称取10 g土壤样品, 通过蒸馏水浸提, 利用pH计测定(ISE)土壤pH; 土壤Se测定, 称取0.5 g土壤样品, 通过王水溶样, 利用原子荧光光谱法(AFS)进行含量测定.植物样Cd测定, 称取0.5 g样品, 置于专用微波消解罐, 加入硝酸放置过夜, 再加入过氧化氢, 进行微波消解, 赶酸器蒸至近干, 硝酸溶解残渣, 定容, 摇匀, 利用电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)测定.土壤及农作物样品分析测试由国土资源部成都矿产资源监督检测中心完成.
测试单位在样品分析测试过程中通过一级标准物质和样品重复样分析的方法来控制测试数据的质量.此外, 工作人员在处理并分装好的样品中按照总样量的5%以密码样插入同类国家一级标准物质和重复样来进行分析对比, 确保所测数据真实可靠.在样品无机元素测定过程中采用国家标准物质GSS-7、GSS-9、GSS-12、GSS-17、GSS-21、GSS-25、GSS-26、GSS-27(GBW)及重复样全程监控测试分析的质量.以重复样分析结果评定本次分析精密度(RD), 以密码插入的同类国家一级标准物质的测试结果检验本次分析的准确度(RE).
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(1) |
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(2) |
式中, C1和C2为常规测试及重复样的测试分析结果; Ci为某标准样的某次测试结果, Cr为该标准样的标准值.
土壤样品的精密度和准确度计算见表 1, 均需符合《土地质量地球化学评价规范》(DZ/T 0295-2016)[12]的要求.
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表 1 土壤中各元素分析测试的精密度(RD)和准确度(RE)质量监控1) Table 1 Precision (RD) and accuracy (RE) quality monitoring for analysis of each element in soil |
农作物样品准确度控制：每一批样品插入同类型标准物质1~2个与样品同时分析, 并计算单个样品单次测试值的相对误差, 要求相对误差≤30%.精密度控制：采用重复分析的方法控制样品分析的精密度, 每件样品进行100%的重复分析, 双份分析的相对双差≤30%.
土壤样品分析方法及检出限见表 2, 各分析方法的检出限均符合文献[12]的要求.
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表 2 元素分析方法与检出限1) Table 2 Element analysis methods and detection limit |
1.3 土壤Cd污染及风险评价
选用地累积指数法对表层土壤Cd进行污染评价, 计算公式如下[13]：
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(3) |
式中, Igeo表示地累积指数, Ci表示土壤中Cd的实测值, Bi表示土壤Cd的背景值, 取0.259 mg·kg-1(由重庆市1:25万土地质量地球化学调查数据统计得出).
潜在生态风险指数法将土壤中重金属等污染物的含量、生态环境效应及其毒理学特征结合在了一起, 不仅可以反映土壤或沉积物中污染物的污染程度, 也可以反映其可能造成的生态风险程度, 被广泛应用于土壤及沉积物的污染风险评价, 其计算公式如下[14]：
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(4) |
式中, Eri是Cd的潜在生态风险系数; Ci为土壤中Cd的实测值; Cni表示Cd参考值, 本文以文献[15]给出的筛选值为参考值; Tri是Cd的毒性系数, 取30.
污染及风险分级等级见表 3.
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表 3 土壤Cd污染及潜在生态风险指数分级标准 Table 3 Classification criteria for soil Cd pollution and the potential ecological risk index |
1.4 农作物安全评价
利用国标安全限值及靶标危害指数法对研究区农作物的安全性进行综合评价.当农作物中Cd的含量小于《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762-2017)[16]给出的农作物Cd的限值(水稻0.2 mg·kg-1, 玉米0.1 mg·kg-1)时, 表示农作物安全, 未受到污染, 当农作物Cd含量介于1倍限值和2倍限值之间, 表示农作物受到轻微污染, 当农作物Cd含量超过2倍限值, 表示农作物受到重度污染.
长期食用受到重金属污染的农作物, 会造成慢性病风险, 计算公式如下[17]：
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(5) |
式中, C表示农作物中重金属的含量, EF表示重金属的暴露频率, 取365 d·a-1; ED为暴露年限, 根据中国统计年鉴, 取76.5 a; IR表示农作物日均消耗量, 根据膳食调查结果, 水稻取0.23 kg·d-1, 玉米取0.20 kg·d-1; BW为成人平均体重, 根据膳食调查结果, 取61 kg; AT为平均暴露时间(ED×365 d); RfD为参考剂量, Cd参考剂量为1×10-3 mg·(kg·d)-1; HQ为慢性风险指数, 当HQ>1时, 表明存在较大的慢性病风险, 当HQ < 1时, 慢性病风险较小.因此, 利用研究区采集的大宗农作物中Cd的含量和调查参数, 可给出饮食建议.
1.5 数据处理数据整理利用Excel 2010完成, 数据正态分布检验利用SPSS 25.0完成, 半方差函数分析利用GS+9.0完成, 空间插值利用ArcGIS 10.2完成, 图件绘制利用Excel 2010、ArcGIS10.2、SPSS 25.0及CorelDRAW X8完成.
2 结果与分析 2.1 土壤元素含量的描述性统计分析统计研究区采集的360件表层土壤中Cd、TFe2O3、Mn、Corg及Se的含量和土壤pH, 结果见表 4.表层土壤中Cd和Se的含量范围分别为0.04~2.73 mg·kg-1和0.07~4.99 mg·kg-1, 平均含量分别为0.52 mg·kg-1和0.57 mg·kg-1, 变异系数分别为0.72和0.79, 表层土壤Cd和Se含量空间分布不均匀, 受到多种因素的影响[18, 19].土壤pH的范围为4.29~8.60, 根据文献[12]给出的土壤酸碱度划分标准, 对研究区表层土壤pH进行分级统计, 结果见图 2, 可以看出, 表层土壤强酸性、酸性、中性、碱性及强碱性点位的比例分别为17.32%、38.83%、15.08%、28.49%及0.28%, 说明研究区酸性土壤面积较大, 土壤以中酸性为主.土壤TFe2O3、Mn及Corg的平均值分别为6.61%、981.69 mg·kg-1及1.38%, 变异系数分别为0.18、0.51及0.37, 除土壤Mn之外, 其余指标变异系数均较小.深层土壤样品中Cd的含量, 其含量范围为0.11~0.59 mg·kg-1, 平均含量为0.24 mg·kg-1, 表层土壤Cd含量均值是深层土壤Cd含量均值的2.17倍, 表层富集现象明显.
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表 4 表层土壤指标统计结果1) Table 4 Statistical results of surface soil indicators |
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图 2 表层土壤pH分级 Fig. 2 The pH classification of top soil |
利用SPSS 25.0对表层土壤Cd含量进行K-S检验, 结果见表 5和图 3, 可以看出表层土壤Cd含量不服从正态分布, 经自然对数变换后, 基本符合正态分布.利用GS+ 9.0软件对自然对数变换后的表层土壤Cd含量进行半方差函数拟合, 结果见表 6和图 4, 可以看出, 对于表层土壤Cd含量而言, 高斯函数、球类函数及指数函数的拟合效果均较好, 决定系数最大的为球类函数, 因此选择球类函数进行空间插值.块金系数表示元素空间异质性程度, 是反映区域化变量空间相关性程度的指标, 块金系数小于0.25, 表明变量空间自相关性强, 主要受结构性变异影响; 块金系数介于0.25~0.75之间, 变量空间自相关性中等; 块金系数大于0.75, 表明变量空间自相关性较弱, 主要受随机因素影响[20].研究区表层土壤Cd的块金系数介于0.25~0.75之间, 说明其受到结构性变异和随机因素的共同影响.表层土壤Cd含量三类函数的变程分别为5.941、6.490和10.950 km, 该结果可为研究区进行土壤采样合理采样数确定时提供参考[21].
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表 5 表层土壤Cd含量正态分布检验结果 Table 5 Normal distribution test result for the Cd content of surface soil |
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图 3 表层土壤Cd含量正态分布检验 Fig. 3 Normal distribution test result for the Cd content of surface soil |
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表 6 土壤Cd含量的变异参数 Table 6 Variation parameters for the Cd content of soil |
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图 4 表层土壤Cd含量半变异函数拟合 Fig. 4 Semivariogram fitting for the Cd content of surface soil |
基于半变异函数的拟合结果, 对研究区表层土壤Cd进行空间插值分析, 结果见图 5.可以看出高Cd土壤呈带状分布于水田乡大部分区域、冯家镇中部及西南部, 尤其是水田乡北部, 土壤Cd含量超过3.00 mg·kg-1, 应引起重视.
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图 5 表层土壤Cd含量空间分布特征 Fig. 5 Spatial distribution characteristics of the Cd content of surface soil |
成土母质是土壤元素重要的来源之一, 随着岩石的风化和成土作用的进行, 由于各化学元素的性质存在差异, 使得其在土壤中表现出不同的地球化学特征[22]. 图 6为研究区地层分布情况, 可以看出, 冯家镇主要以三叠系地层为主, 北部出露侏罗系地层, 水田乡出露地层包括志留系、泥盆系、二叠系和三叠系, 且呈条带状分布.
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图 6 研究区地层分布 Fig. 6 Distribution of geological strata in the study area |
统计不同地层分布区土壤元素含量, 结果见图 7, 可以看出, 各地层表层土壤Cd平均含量的顺序为二叠系(1.45 mg·kg-1)>泥盆系(0.56 mg·kg-1)>三叠系(0.46 mg·kg-1)>侏罗系(0.23 mg·kg-1)>志留系(0.20 mg·kg-1), 说明高Cd土壤主要分布在二叠系和泥盆系等地层出露区.
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图 7 不同地层分布区表层土壤Cd含量 Fig. 7 Cd content of surface soil in areas of different geological strata |
人为活动是土壤重金属主要的输入途径之一, Liu等[23]的研究表明, 人为活动是造成我国洞庭湖地区、珠江三角洲及长江三角洲农田土壤Cd污染的主要原因. 图 7可以看出, 各土地利用方式表层土壤Cd的平均含量存在差异, 除分布面积较小的侏罗系外, 受人为影响更大的耕地土壤Cd含量要高于林地土壤, 体现了农业活动对土壤Cd含量的影响.
2.3.3 土壤组分分析研究区表层土壤中Cd含量与表层土壤TFe2O3、Mn及Corg含量的相关关系, 结果如图 8所示.可以看出, 表层土壤TFe2O3、Mn及Corg含量与表层土壤Cd含量呈正相关关系, 即富铁锰及有机质的土壤中有利于Cd的富集.
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图 8 表层土壤Cd含量与土壤各组分含量关系 Fig. 8 Relationship between the Cd content of top soil and the content of each soil component |
利用SPSS 25.0对表层土壤Cd含量与表层土壤TFe2O3、Mn及Corg含量进行偏相关分析, 结果显示(表 7), 当表层土壤TFe2O3、Mn及Corg含量分别作为单独的自变量与表层土壤Cd仍然具有显著正相关关系, 相比之下, 土壤Mn及Corg含量对表层土壤Cd的控制更明显.
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表 7 表层土壤Cd含量与土壤各组分偏相关分析1) Table 7 Partial correlation analysis of the Cd content of surface soil and various soil components |
2.4 表层土壤Cd的污染和风险评价
文献[15]给出了农用地土壤Cd污染筛选值和管控值, 与研究区表层土壤Cd含量对比发现, 研究区土壤Cd含量超过管控值的点位占比为2.5%, 介于筛选值和管控值之间的点位占比为40.41%.
利用式(3)进行表层土壤Cd的污染评价, 地累积指数的范围为-3.28~2.81, 平均值为0.16, 空间分布情况见图 9, 统计结果见图 10.研究区表层土壤Cd无污染、轻度污染、偏中度污染和重度污染等所占比例分别为40.78%、46.93%、8.94%及3.35%, 土壤以无污染和轻度污染为主, 但也存在一定程度的中度污染.从空间上看, 土壤Cd污染点位主要集中在水田乡, 与地层分布情况对比可以看出, 土壤Cd偏中度和中度污染点位基本位于二叠系地层分布区.
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图 9 表层土壤Cd地累积指数法评价结果 Fig. 9 Evaluation results of the surface soil Cd cumulative index method |
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图 10 表层土壤Cd地累积指数法评价统计结果 Fig. 10 Statistical results of the surface soil Cd cumulative index method evaluation |
利用式(4)进行表层土壤Cd的潜在生态风险评价, Cd的潜在风险指数的变化范围为4.01~273.12, 平均值为51.89, 空间分布情况见图 11.可以看出, 研究区存在一定程度的Cd强生态风险, 呈条带状分布于水田乡, 和研究区地层分布情况对比发现, 高风险区与二叠系地层分布区基本吻合.
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图 11 表层土壤Cd潜在生态风险评估 Fig. 11 Potential ecological risk assessment for Cd in the surface soil |
研究区水稻Cd含量的范围为0.003~0.48 mg·kg-1, 平均含量为0.07 mg·kg-1, 玉米Cd含量范围为0.004~0.26 mg·kg-1, 平均含量为0.04mg·kg-1(图 12).
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图 12 农作物中Cd的含量 Fig. 12 Cd content of crops |
利用国标给出的农作物安全限值对农作物安全性进行评价, 结果显示, 水稻Cd轻微和重度超标的比例分别为7.9%和1.5%;玉米Cd轻微和重度超标的比例分别为6.1%和2.0%.说明研究区大宗农作物均存在一定程度的超标现象.
取HQ为1, 利用式(5)及相应参数, 计算研究区成人农作物日均消耗量限值, 结果显示, 水稻的日均消耗量的限值为0.87 kg·d-1, 玉米日均消耗量的限值为1.53 kg·d-1, 计算所得的限值均高于研究区成人实际日消耗量.
2.6 农作物Cd的生物有效性元素富集系数是农作物可食用部分中元素含量与根系土中对应元素含量的比值, 可以反映农作物可食用部分对元素的吸收和富集能力, 计算式如下[17]：
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(5) |
式中, K表示元素的富集系数; Cplant为重金属元素在作物可食用部分中的含量, 单位为mg·kg-1; Csoil为重金属元素在根系土中的含量, 单位为mg·kg-1.
利用SPSS 25.0中的步进法对Cd的富集系数与根系土各指标进行线性回归分析, 研究植物Cd吸收的影响因素.具体方法为, 将土壤所测指标逐一输入回归方程中, 选择显著性较高的, 决定系数(R)值最大的方程为最终的回归方程, 结果见表 8.可以看出, 土壤pH与Cd的生物有效性呈反比, 即碱性条件下Cd生物有效性低, 酸性条件下Cd生物有效性高, 此外, Cd的生物有效性与土壤Se含量呈反比, 即土壤Se会抑制植物对Cd的吸收.
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表 8 Cd生物有效性影响因素1) Table 8 Factors influencing Cd bioavailability |
3 讨论
对研究区表层土壤及深层土壤中Cd的含量进行了统计发现, 土壤Cd存在明显的表层富集现象, 图 13为深层土壤Cd含量与表层土壤Cd含量的相关关系, 二者表现为明显的正相关关系, 说明了表层土壤对深层土壤的继承, 即表层土壤Cd主要来源于深层土壤和母质.结合研究区地层分布情况发现, 高Cd土壤主要分布在二叠系及泥盆系等地层出露区, 二叠系地层主要岩石类型为灰岩及泥质灰岩, 泥盆系地层主要岩石类型为泥质灰岩.研究表明, 灰岩在风化和成土过程中, 一些可溶性的矿物, 如白云石和方解石等发生淋溶作用而流失, 一些难溶成分, 例如三水铝石、针铁矿等, 则残留在表层, Cd等重金属被束缚在矿物晶格中[24, 25], 使得Cd等重金属离子的迁移能力减弱, 造成表层土壤中Cd等重金属元素的富集.表层土壤Cd含量与表层土壤TFe2O3、Mn及Corg含量的相关分析表明, 土壤TFe2O3、Mn及Corg含量的增加有利于土壤Cd的富集, 主要原因为, 土壤在成土过程中, 会发生淋滤作用, 尤其是在雨水充沛且气温较高的地区, 土壤中的盐基离子(K、Na、Ca及Mg)会不断淋失, 而铁锰、铝的氧化物和氢氧化物则不断富集, 这些物质能提供化学吸附的表面位点, 使得重金属离子在土壤中出现专性吸附, 不容易淋失, 导致在表层出现富集现象[26~28].此外, 随着成土过程的进行, 盐基离子不断流失, 土壤的中和能力减弱, 使得土壤的pH下降[29], 土壤出现酸化的趋势, 这可能是研究区存在较大面积酸性、强酸性土壤的原因之一, 随着土壤中H+离子的浓度不断增加, 会一定程度地活化被固定或被吸附的重金属离子, 使得重金属的生物有效性提高, 促进重金属向农作物中迁移, 造成更严重的生态风险[30~35].土壤有机质是吸附重金属离子的主要土壤组分之一, 其含有多种类型的含氧官能团, 例如羟基、羧基等, 这些官能团会与重金属离子发生配位反应或者螯合反应, 使得重金属离子被固定[36].因此, 铁锰氧化物及土壤有机质可能造成研究区表层土壤Cd富集的主要原因.
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图 13 表层与深层土壤中的Cd含量 Fig. 13 Cd content of surface and deep soils |
统计不同土地利用类型表层土壤Cd的含量发现, 耕地土壤Cd含量基本高于林地土壤, 主要原因为施肥、喷洒农药等农业活动也是土壤重金属输入的途径之一[37~39], 陈林华等[40]对杭州和宁波地区常用的肥料中重金属含量进行了调查, 结果表明, 肥料中Cu、Cd及Zn的超标率分别为24.1%、13.8%和17.2%. Cang等[41]对江苏地区禽畜粪便中重金属的含量进行了分析发现, 禽畜粪便中Cu、Cd、Pb和Zn等元素的含量较高, 这可能和某些禽畜饲料中添加了促进禽畜生长的Cu、Zn等重金属元素有关[42, 43], 因此, 长期施用化肥及有机肥可能会造成土壤Cd等重金属的积累. Wang等[44]对某苹果产地进行了研究发现, 由于喷洒农药, 导致土壤中Cd、Cu等重金属出现了明显的富集.因此, 研究区土壤Cd同时受到成土母质及人为活动的影响, 这也与前文块金系数的计算结果相对应.
土壤污染及风险评价结果显示, 表层土壤Cd含量超过管控值的点位占比为2.5%, 介于筛选值和管控值之间的点位占比为40.41%, 土壤Cd以无污染和轻度污染为主, 部分区域存在Cd的强生态风险, 污染及风险区分布于二叠系地层分布区, 说明研究区土壤Cd污染主要受到地质背景的控制.农作物安全评价结果表明, 农作物存在一定程度的Cd污染问题, 虽然计算所得的农作物建议日均消耗限值均高于研究区成人实际日均消耗量, 但Cd一般难降解, 易于在人体中积累, 因此, 对于存在土壤重金属污染的地区, 首要问题应该是阻止重金属进入食物链, 进而实现土地的安全利用, 减缓重金属对人体的危害. Cd的生物有效性受到土壤pH和土壤Se含量的影响, 主要原因为, Se元素会竞争Cd元素在植物根系上的吸附位置, 从而减少植物对Cd的吸收[45], 参照《天然富硒土地划定与标识》(DD 2019-10)[46]给出的富Se土壤的划分标准得出, 研究区表层土壤的富Se率高达62.67%(图 14), 土壤Se资源丰富, 可根据富Se土壤的分布, 合理规划农作物的种植区域, 提高农作物的安全性.在酸性条件下, 土壤溶液中阳离子增加, 与Cd在土壤中对交换位的竞争加剧, 从而使得土壤对Cd的吸附减少, 增加了Cd活动性; 在中性和碱性条件下, 土壤胶体表明的负电荷增加, Cd多以难溶的化合物形式存在, 从而降低Cd的生物有效性[19].因此, 可以通过调节土壤酸碱度阻止Cd进入农作物, 另一方面, 土壤高Se区农作物的安全性可能更高.重金属低累积作物的种植也是土壤重金属污染区土地安全利用的有效方法之一, 已有研究表明, 豇豆、黄瓜和番茄等蔬菜类作物、李子和猕猴桃等水果作物对Cd的富集能力较弱[47, 48], 因此, 建议在水田乡二叠系出露区种植上述Cd低累积作物, 改善农作物Cd污染问题.
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图 14 研究区富Se土壤分布 Fig. 14 Distribution of Se-rich soil in the study area |
(1) 研究区深层土壤Cd的平均含量为0.24 mg·kg-1, 表层土壤中Cd的平均含量为0.52 mg·kg-1, 含量较高且出现表层富集的现象.研究区酸性土壤面积较大, 以中酸性为主.
(2) 表层土壤Cd含量的空间分布主要受到成土母质的影响, 其中二叠系及泥盆系等地层分布区表层土壤Cd含量最高, 主要和灰岩的风化成土过程有关.此外, 农业活动也是土壤Cd的主要来源.造成土壤表层富集的主要原因是铁锰氧化物和有机质的吸附螯合作用.
(3) 表层土壤Cd地累积指数法评价结果显示, 土壤Cd无污染、轻度污染、偏中度污染和重度污染等所占比例分别为40.78%、46.93%、8.94%及3.35%, 土壤以无污染和轻度污染为主, 污染点位主要位于二叠系地层分布区.表层土壤Cd的潜在生态风险评价结果表明, 表层土壤存在Cd强生态风险, 呈条带状分布于二叠系地层分布区.土壤Cd污染主要受到地质背景的控制.
(4) 农作物安全性评价结果显示, 水稻Cd轻微和重度超标的比例分别为7.9%和1.5%;玉米Cd轻微和重度超标的比例分别为6.1%和2.0%.说明研究区大宗农作物均存在一定程度的超标现象.水稻的日均建议消耗量的限值为0.87 kg·d-1, 玉米为1.53 kg·d-1, 均高于研究区成人实际日消耗量.
(5) 建议在水田乡二叠系出露区种植Cd低累积作物, 阻止Cd进入食物链, 也可通过调节土壤酸碱度, 控制Cd的污染风险, 实现土地安全利用.此外, 可根据土壤Se含量的分布, 优先选择在土壤高Se区种植农作物.
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