稻田土壤Cd污染与安全种植分区: 以重庆市某区为例

引用本文

曹淑珍, 母悦, 崔敬鑫, 刘安迪, 程先, 符远航, 魏世强, 张进忠. 稻田土壤Cd污染与安全种植分区: 以重庆市某区为例[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5535-5544.

CAO Shu-zhen, MU Yue, CUI Jing-xin, LIU An-di, CHENG Xian, FU Yuan-hang, WEI Shi-qiang, ZHANG Jin-zhong. Cd Pollution and Safe Planting Zoning in Paddy Soils: A Case Study in a District of Chongqing[J]. Environmental Science, 2021, 42(11): 5535-5544.

稻田土壤Cd污染与安全种植分区: 以重庆市某区为例

曹淑珍¹, 母悦¹, 崔敬鑫^1,2, 刘安迪¹, 程先¹, 符远航¹, 魏世强¹, 张进忠¹

1. 西南大学资源环境学院, 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400715;
2. 陕西省西安市城市排水集团, 西安 710077

收稿日期: 2021-01-13; 修订日期: 2021-03-19

基金项目: 国家重点研发计划项目（2018YFD0800601）

作者简介: 曹淑珍(1996~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤污染控制, E-mail: 1021286427@qq.com

通信作者: 张进忠, E-mail: jzhzhang@swu.edu.cn

摘要: 水稻对土壤中Cd的富集积累能力强，开展稻田土壤Cd污染与安全种植分区研究对于区域土地有效利用具有重要意义.在重庆市某区22个镇同步采集稻田土壤-水稻样品300套，测定土壤pH、Cd全量和有效态含量、糙米Cd含量，采用地累积指数、生物富集系数和单因子污染指数评价土壤Cd污染状况；结合土壤和糙米Cd污染指数进行水稻安全种植分区.结果表明，研究区稻田土壤总体偏酸性，Cd全量为0.09~1.60 mg ·kg^-1，超过风险筛选值的点位占35.0%；糙米Cd含量为0.002~0.808 mg ·kg^-1，超过食品安全限量值的点位占13.7%.Pearson相关分析表明，糙米Cd含量与土壤Cd全量、有效态Cd含量均呈极显著正相关（P < 0.01）.污染评价显示，稻田土壤呈现明显的Cd累积，部分土壤表现为轻-中度污染；糙米对土壤Cd的富集系数为0.004~1.72.研究区稻田土壤总体为安全或基本安全，低风险区在南部、西部和东部均有分布；中高风险区面积较小，主要分散在8个地区.

关键词: 稻田土壤糙米 Cd污染风险评价安全种植分区

Cd Pollution and Safe Planting Zoning in Paddy Soils: A Case Study in a District of Chongqing

CAO Shu-zhen¹ , MU Yue¹ , CUI Jing-xin^1,2 , LIU An-di¹ , CHENG Xian¹ , FU Yuan-hang¹ , WEI Shi-qiang¹ , ZHANG Jin-zhong¹

1. Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment Research, College of Resources and Environment, Southwest University, Chongqing 400715, China;
2. Xi'an City Drainage Group, Xi'an 710077, China

Abstract: Rice has a strong ability to accumulate Cd in soil, and it is of great significance to study Cd pollution and safe planting zoning in paddy soils. In this work, 300 sets of paddy soil-rice samples were simultaneously collected in 22 towns in a District of Chongqing, and soil pH, soil total and available Cd contents, and brown rice Cd contents were determined. Soil Cd pollution was assessed using the geoaccumulation index, bioconcentration factor, and the single-factor pollution index. Based on the Cd pollution indices of soil and brown rice, safe planting zoning for rice was determined. The results showed that the paddy soils were generally acidic, and total Cd contents ranged from 0.09 mg·kg^-1 to 1.60 mg·kg^-1, with 35.0% of sites exceeding the risk screening value. The Cd contents of the brown rice ranged from 0.002 mg·kg^-1 to 0.808 mg·kg^-1 and exceeded the food safety limit in 13.7% of cases. Pearson correlation analysis showed that the Cd content of brown rice was significantly positively correlated with soil total and available Cd (P < 0.01). The pollution evaluation indicated that significant Cd accumulation occurred in the paddy soils, with some areas showing light-to-moderate pollution levels. The enrichment coefficients of rice to soil Cd ranged from 0.004 to 1.72. Overall, the paddy soils in the studied area were considered generally safe with respect to Cd pollution, with low-risk areas distributed in the south, west, and east, whereas some medium-high risk areas were detected in eight towns.

Key words: paddy soil brown rice Cd pollution risk assessment safe planting zoning

2014年发布的全国土壤污染状况调查公报显示, 我国耕地土壤环境质量堪忧, 重金属Cd、Hg、As和Pb含量呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势, 其中Cd超标点位数占总超标点位的7.0%^[1].最近的研究进一步揭示我国农业土壤中Cd含量逐年增加, 南方地区土壤Cd含量超标率明显高于北方地区^{[2, 3]}. Cd是毒性最强的重金属之一, 可通过施肥、灌溉和大气沉降等途径进入稻田土壤^[4], 容易在稻米中富集积累, 严重威胁食品安全和人体健康^[5~7]. 稻米是我国南方地区居民的传统主食, 食用稻米成为人体Cd暴露的重要途径^[8]. 因此, 开展稻田土壤Cd污染与安全种植研究, 对于精准防控土壤Cd污染与合理利用土地资源尤显重要和迫切.

有学者在四川盆地^[3]、三峡库区^[9]、草海流域^[10]和广西西江流域^[11]等区域开展农用地土壤Cd污染调查、污染源分析和生态风险评价研究, 为认识区域土壤Cd污染来源和潜在风险提供了科学依据和方法指导.但是, 以上研究将多种土地利用类型(如水田、旱地、菜地、果园和林地等)合并考虑, 且未关注农产品中Cd的污染状况. 近年来, 在贵州都匀市周边水稻种植区^[12]、桂西南Cd地质异常区^[13]和广西典型碳酸盐岩区^[14]研究了稻田土壤和水稻Cd污染特征、主要影响因子和生态环境风险, 为科学管控土壤污染和保证农产品安全生产提供了重要依据, 但在典型区域开展稻田土壤Cd污染和安全种植分区研究还未见报道. 重庆市某区是我国的水稻主产区, 工业、农业和交通运输等人类活动频繁, 可能加剧该地区稻田土壤和水稻Cd污染问题. 为此, 本文选择该区为研究区, 在水稻主要种植区系统采集稻田土壤和稻谷样品, 分析稻田土壤和糙米Cd污染状况；利用土壤和糙米Cd污染指数对稻田土壤进行安全种植分区, 以期为稻田土壤Cd污染防治和区域土地有效利用提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于长江上游, 重庆市西南部, 跨东经105°49′~106°38′、北纬28°28′~29°28′, 幅员面积3 218 km², 辖30个镇(街道), 地形南高北低, 北部和中部以丘陵、低山为主, 南部以山地为主. 该区属亚热带湿润季风气候, 四季分明、冬暖夏热, 常年平均气温为18.4℃, 年均降雨量为1 001.2 mm. 该区的土壤类型主要有紫色土、水稻土、黄壤和冲积土, 水稻种植面积约为4.53万hm², 占作物种植面积的44.4%, 为全国粮食生产大县(区)和千亿斤粮食生产能力项目县(区).

1.2 样品采集与分析

2019年8月水稻成熟季, 根据水稻种植面积和集中连片原则进行抽样调查, 在研究区主产水稻的22个镇(A~V)同步采集稻田耕层土壤(0~20 cm)和稻谷样品, 每个土壤和稻谷样品均由5个子样混合组成, 共采集土壤-水稻样品300套, 并记录采样点地理坐标, 研究区位置和采样点位如图 1所示.

图 1 研究区位置和采样点位示意 Fig. 1 Map of the studied area and sampling sites

剔除土样中的杂草和砾石, 温室自然风干、压碎和研磨, 过2 mm和0.25 mm尼龙筛, 2 mm土样用于土壤pH测定, 0.25 mm土样用于土壤Cd全量和有效态含量测定；用牛皮纸封装水稻样品, 65℃烘箱中烘干至恒重, 用砻谷机脱壳得到糙米, 不锈钢粉碎机磨至粉末, 过0.25 mm筛, 测定糙米Cd含量.

土壤pH: 按1 ∶2.5的土水比浸提, 用pH计(ZetaPlus, Brookhaven)测定^[15]；土壤Cd全量: 用王水-HClO₄消解, 石墨炉原子吸收分光光度计(AA-6880G, 苏州岛津仪器有限公司)测定；土壤有效态Cd含量: 用0.1 mol ·L^-1 CaCl₂溶液浸提^[16], 石墨炉原子吸收分光光度计测定；糙米Cd含量: 用HNO₃-HClO₄(体积比4 ∶1)消解^[17], 石墨炉原子吸收分光光度计测定. 用标准物质(土壤: GBW07428；植物: GBW10044)和空白样品进行分析质量控制, 分析样品的重复率为10% ~15%, 平行样相对标准偏差小于5%. 土壤Cd检出限为0.01 mg ·kg^-1, 加标回收率为97.1% ~102.2%；糙米Cd检出限为0.001 mg ·kg^-1, 加标回收率为94.7% ~103.6%.

1.3 土壤污染评价与安全种植分区 1.3.1 地累积指数评价

地累积指数(I_geo)考虑了自然地质和人为活动的影响, 不仅反映土壤Cd的自然分布特征, 还强调了Cd的历史累积作用^[6], 其表达式为:

(1)

式中, C为土壤Cd含量；1.5为修正系数；B为土壤Cd背景值, 本文采用重庆渝西经济区土壤Cd背景值(0.221 mg ·kg^-1)^[18]. 分级标准见表 1.

表 1 基于地累积指数的土壤污染分级 Table 1 Soil pollution classification based on the geological accumulation index

1.3.2 生物富集系数评价

用生物富集系数(BCF)评价糙米对土壤中Cd的富集积累能力^[19], 其表达式为:

(2)

式中, R为糙米Cd含量；C为土壤Cd含量.

1.3.3 污染指数评价与土壤安全利用分区

以土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 15618-2018)规定的Cd风险筛选值为依据, 计算污染指数, 划分污染等级, 评价稻田土壤Cd污染水平^[20]. 类似地, 根据食品安全国家标准食品中污染物限量(GB 2762-2017)规定的Cd限量值为0.2 mg ·kg^-1, 评价糙米Cd污染水平^[21](表 2). 污染指数的计算公式为:

表 2 土壤(糙米)Cd污染指数与分级 Table 2 Cd pollution indices and classification of soil (brown rice)

(3)

(4)

式中, P为土壤Cd污染指数, C为土壤Cd含量, C_s为土壤Cd污染评价标准值；E为糙米Cd污染指数, R为糙米Cd含量, R_s为糙米Cd限量标准值.

结合稻田土壤和稻米Cd污染指数, 将稻田土壤划分为5个等级, 并确定安全利用分区^[22](表 3).

表 3 Cd污染土壤安全利用等级与分区 Table 3 Classification and zoning of safe utilization for Cd-contaminated soils

1.4 数据处理与分析

运用Excel 2016和IBM SPSS 25.0软件进行数据处理与统计分析, 利用Pearson系数进行相关性分析, 并用ArcGIS 10.1软件制图.

2 结果与分析 2.1 稻田土壤和糙米Cd含量特征 2.1.1 稻田土壤Cd含量

研究区稻田土壤pH和Cd全量如表 4所示. 可以看出, 该区稻田土壤pH为4.29~8.09, pH<6.5的点位占74.7%, 总体上偏酸性. 稻田土壤Cd全量为0.09~1.60 mg ·kg^-1, 平均含量为0.36 mg ·kg^-1, 是中国土壤Cd背景值(0.1 mg ·kg^-1)^[23]的3.6倍、重庆渝西经济区土壤Cd背景值^[18]的1.6倍. 与我国其它省份农田土壤Cd平均含量比较, 研究区稻田土壤Cd平均含量高于云南(0.25 mg ·kg^-1)、湖北(0.26 mg ·kg^-1)、四川(0.27 mg ·kg^-1)和陕西(0.31 mg ·kg^-1), 略低于湖南(0.38 mg ·kg^-1)和贵州(0.37 mg ·kg^-1)^[24]. 研究区土壤Cd含量均未超过GB 15618-2018规定的风险管控值；超过筛选值的点位数为105个, 超标率达到35.0%, O和M地的点位超标率较高, 以O地土壤Cd的平均含量(0.62 mg ·kg^-1)最高. 稻田土壤Cd全量的变异系数为41.3%, 属高度变异, 说明该区稻田土壤Cd的空间分布不均.

表 4 研究区稻田土壤pH和Cd全量 Table 4 The pH and total Cd contents of paddy soils in the studied area

采样地点	样品数/个	pH	Cd全量/mg·kg^-1	中位数/mg·kg^-1	平均值/mg·kg^-1	标准差/mg·kg^-1	变异系数/%	超标样品数¹⁾ /个
A	14	4.95~7.40	0.27~0.47	0.34	0.36	0.07	19.6	9
B	17	4.96~7.46	0.20~0.45	0.32	0.33	0.07	20.5	6
C	18	5.33~7.79	0.18~0.38	0.27	0.28	0.06	22.2	4
D	10	5.08~7.09	0.19~0.43	0.30	0.30	0.08	25.3	3
E	18	4.64~7.68	0.25~0.73	0.34	0.37	0.12	31.3	4
F	14	5.19~7.37	0.16~0.48	0.28	0.29	0.08	28.0	3
G	17	4.29~7.91	0.18~0.38	0.26	0.26	0.06	22.8	1
H	13	4.73~7.77	0.10~0.42	0.26	0.25	0.10	39.8	1
I	15	5.34~6.83	0.09~0.39	0.26	0.25	0.09	37.5	1
J	10	5.06~7.25	0.31~0.46	0.39	0.40	0.05	11.7	2
K	16	4.61~6.20	0.17~0.61	0.37	0.38	0.13	34.2	8
L	12	5.66~8.09	0.28~0.68	0.46	0.47	0.12	25.3	7
M	17	4.91~7.09	0.14~0.78	0.51	0.51	0.13	25.7	12
N	10	5.20~7.72	0.15~0.65	0.48	0.48	0.15	31.0	5
O	11	5.19~7.36	0.38~1.60	0.47	0.62	0.36	58.2	9
P	12	5.24~7.40	0.19~0.53	0.42	0.41	0.09	21.6	8
Q	20	4.67~7.69	0.11~0.56	0.38	0.37	0.12	32.5	6
R	14	5.40~7.52	0.20~0.76	0.36	0.40	0.16	41.1	5
S	17	5.07~7.27	0.17~0.76	0.31	0.37	0.15	41.4	7
T	12	5.72~6.74	0.19~0.49	0.31	0.32	0.10	31.1	3
U	7	5.27~6.86	0.18~0.49	0.32	0.33	0.12	36.3	1
V	6	5.90~6.47	0.23~0.33	0.29	0.28	0.03	11.9	0
研究区	300	4.29~8.09	0.09~1.60	0.34	0.36	0.15	41.3	105
1)超标指超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 15618-2018)规定的Cd风险筛选值

表 4 研究区稻田土壤pH和Cd全量 Table 4 The pH and total Cd contents of paddy soils in the studied area

重金属的生物有效性与其在土壤中的有效态含量相关, 将重金属有效态含量与其全量的比值称为活化系数^[25]. 研究区稻田土壤有效态Cd含量和活化系数如表 5所示. 可以看出, 该区稻田土壤有效态Cd含量为0.01~0.70 mg ·kg^-1, 平均含量为0.21 mg ·kg^-1, 以O地最高(0.32 mg ·kg^-1), 其次为S(0.27 mg ·kg^-1)、K(0.27 mg ·kg^-1)和E地(0.26 mg ·kg^-1). 稻田土壤有效态Cd的变异系数为50.6%, 变异性较强, 表明该区稻田土壤有效态Cd含量差异较大；D、V、S、B、E和K地的稻田土壤Cd活化系数≥70%, 土壤Cd迁移活性较高.

表 5 研究区稻田土壤有效态Cd含量 Table 5 Available Cd contents of paddy soils in the studied area

采样点	样品数/个	有效态Cd含量¹⁾ /mg·kg^-1	中位数/mg·kg^-1	平均值/mg·kg^-1	标准差/mg·kg^-1	变异系数/%	活化系数/%
A	14	0.03~0.32	0.25	0.23	0.09	39.8	64.2
B	17	0.13~0.40	0.22	0.23	0.07	30.8	71.9
C	18	0.02~0.34	0.19	0.19	0.08	43.4	69.2
D	10	0.10~0.34	0.23	0.23	0.07	31.7	77.7
E	18	0.13~0.60	0.24	0.26	0.12	44.6	71.7
F	14	0.04~0.39	0.19	0.19	0.11	57.1	64.9
G	17	0.06~0.27	0.18	0.18	0.06	35.2	68.7
H	13	0.06~0.24	0.12	0.14	0.07	48.7	55.3
I	15	0.04~0.28	0.14	0.14	0.07	51.3	59.8
J	10	0.02~0.33	0.20	0.17	0.11	61.2	45.1
K	16	0.12~0.47	0.26	0.27	0.12	43.3	70.0
L	12	0.02~0.50	0.24	0.24	0.12	51.4	55.7
M	17	0.01~0.38	0.17	0.18	0.10	56.0	36.7
N	10	0.06~0.38	0.29	0.23	0.11	47.7	55.0
O	11	0.01~0.70	0.28	0.32	0.24	76.1	51.2
P	12	0.02~0.30	0.23	0.22	0.07	33.4	59.5
Q	20	0.06~0.43	0.17	0.21	0.11	51.2	58.9
R	14	0.05~0.50	0.25	0.24	0.11	47.4	61.7
S	17	0.07~0.54	0.25	0.27	0.13	48.0	72.1
T	12	0.10~0.40	0.19	0.21	0.08	39.0	65.0
U	7	0.10~0.27	0.13	0.15	0.06	39.6	49.8
V	6	0.14~0.27	0.20	0.20	0.04	19.7	73.8
研究区	300	0.01~0.70	0.21	0.21	0.11	50.6	61.8
1)有效态Cd表示可被0.1 mol ·L^-1 CaCl₂溶液浸提的土壤水溶态Cd和大部分交换态Cd ^[26]

表 5 研究区稻田土壤有效态Cd含量 Table 5 Available Cd contents of paddy soils in the studied area

2.1.2 糙米Cd含量

研究区糙米Cd含量如表 6所示. 可以看出, 该区糙米Cd含量为0.002~0.808 mg ·kg^-1, 平均含量为0.108 mg ·kg^-1, 以R地最高(0.261 mg ·kg^-1)；糙米Cd含量的变异系数达到125%, 具有较高的离散程度. 付婷婷等^[27]研究了江津区石蟆、永兴、中山和慈云镇的土壤-稻米对Cd的迁移和积累特征, 发现稻米Cd含量为0.003~0.473mg ·kg^-1, 平均值为0.103 mg ·kg^-1, 与本研究的结果相近. 根据GB 2762-2017规定的Cd限量值, 本研究中糙米Cd含量超标样品数为41个, 超标率为13.7%, 超标样品主要出现在R、T和B地.

表 6 研究区糙米Cd含量 Table 6 Cd contents of brown rice in the studied area

采样点	样品数/个	Cd含量/mg·kg^-1	中位数/mg·kg^-1	平均值/mg·kg^-1	标准差/mg·kg^-1	变异系数/%	超标样品数¹⁾ /个
A	14	0.021~0.460	0.092	0.130	0.125	95.8	3
B	17	0.030~0.575	0.131	0.203	0.162	79.9	6
C	18	0.006~0.471	0.062	0.109	0.117	106.7	3
D	10	0.034~0.204	0.094	0.111	0.055	50.0	1
E	18	0.012~0.808	0.045	0.122	0.187	153.2	3
F	14	0.005~0.475	0.031	0.101	0.157	155.3	2
G	17	0.012~0.125	0.036	0.044	0.031	70.8	0
H	13	0.003~0.282	0.025	0.051	0.074	144.7	1
I	15	0.006~0.111	0.030	0.037	0.030	82.6	0
J	10	0.012~0.063	0.022	0.026	0.015	58.4	0
K	16	0.005~0.096	0.027	0.034	0.024	70.3	0
L	12	0.003~0.663	0.015	0.074	0.186	251.8	1
M	17	0.002~0.116	0.038	0.044	0.036	81.5	0
N	10	0.026~0.427	0.069	0.106	0.127	119.5	2
O	11	0.013~0.505	0.046	0.095	0.144	150.6	1
P	12	0.005~0.221	0.066	0.081	0.058	71.5	1
Q	20	0.012~0.382	0.135	0.135	0.082	61.2	3
R	14	0.065~0.702	0.162	0.261	0.228	87.3	6
S	17	0.061~0.753	0.130	0.194	0.175	90.2	3
T	12	0.011~0.519	0.143	0.207	0.141	68.1	5
U	7	0.008~0.133	0.027	0.043	0.046	105.5	0
V	6	0.038~0.145	0.077	0.083	0.039	47.1	0
研究区	300	0.002~0.808	0.063	0.108	0.135	125	41
1)超标指超过食品安全国家标准食品中污染物限量(GB 2762-2017)规定的Cd限量值0.2 mg ·kg^-1

表 6 研究区糙米Cd含量 Table 6 Cd contents of brown rice in the studied area

2.1.3 相关性分析

采用Pearson相关分析, 获得研究区糙米Cd含量、稻田土壤pH、Cd全量和有效态Cd含量之间的相关系数, 结果如表 7所示. 可以看出, 土壤有效态Cd含量与土壤pH呈极显著负相关, 这与土壤pH显著影响重金属的有效性一致^[28], 土壤pH越低, 土壤中有效态Cd含量越高；土壤有效态Cd含量与土壤Cd全量呈极显著正相关, O地土壤Cd的平均含量最高, 其有效态Cd含量也高；糙米Cd含量与土壤Cd全量、有效态Cd含量均呈极显著正相关, 相关系数分别为0.176和0.442, 表明土壤Cd全量和有效态含量是影响糙米Cd含量的主要因子^[13], 而与土壤有效态Cd含量的相关系数更大, 这与土壤Cd有效态含量与稻米质量关联性更强的研究结果一致^[29].

表 7 Pearson相关分析结果¹⁾ Table 7 Pearson correlation analysis results

2.2 稻田土壤Cd污染评价 2.2.1 地累积指数评价

研究区稻田土壤Cd全量和地累积指数的空间分布如图 2所示. 可以看出, 大部分点位土壤Cd全量在0.3~0.6 mg ·kg^-1, 占比为58.3%；大于0.6 mg ·kg^-1的点位为17个, 主要出现在O、M和N等地[图 2(a)]. 地累积指数(I_geo)评价显示[图 2(b)], 51.3%点位土壤Cd的I_geo为0~1, 为轻-中度污染, 表明土壤Cd主要来自人为活动而不是成土母质, 稻田土壤出现明显的Cd积累；I_geo为1~2的点位占2.7%, 表现为中度污染；I_geo为2~3的点位出现在O地, 为中-强度污染. 研究区稻田土壤Cd的I_geo平均值为0.02, 低于重庆市农田土壤Cd的I_geo平均值(0.93)和我国农田土壤Cd的I_geo(0.50)^[24].

图 2 稻田土壤Cd全量和地累积指数的空间分布 Fig. 2 Spatial distribution of Cd contents and the geoaccumulation indices of paddy soils

2.2.2 生物富集系数评价

研究区糙米Cd含量和生物富集系数的空间分布如图 3所示. 可以看出, 该区大部分区域糙米Cd含量低于0.2 mg ·kg^-1, 符合国家食品卫生标准；除7个镇未检出超标样品外, 15个镇均发现糙米Cd含量超标, 超标样品主要分布在T、R和B地[图 3(a)]. 计算获得研究区糙米对土壤Cd的富集系数为0.004~1.72, 平均值为0.31, 变异系数为110%, 说明各地糙米对Cd的富集系数差异较大；与我国其它地区水稻对Cd的平均富集系数比较, 高于湖北省天门市(0.19)^[30]和上海市(0.25)^[31], 略低于重庆市南川区(0.34)^[32]. 从生物富集系数的空间分布来看[图 3(b)], 富集系数与糙米Cd含量变化基本一致, 研究区大部分区域糙米对Cd的富集系数小于1, 中部地区的富集系数较小；富集系数大于1的点位占6.3%, 主要分布在R、B和T地, 说明这部分区域稻田土壤Cd的生物有效性较高.

图 3 糙米Cd含量和富集系数的空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of Cd contents and the concentration factors in brown rice

2.2.3 单因子污染指数评价

计算获得研究区稻田土壤Cd污染指数(P)的平均值为0.90, P≤1的点位占65.3%, 1<P≤2的点位占33.0%. 该区稻田土壤总体处于清洁或尚清洁水平(警戒线), 警戒线区域主要分布在西部和东部, 轻度污染点位分布在O、R、M和K地[图 4(a)]. 研究区糙米Cd污染指数(E)的平均值为0.54, E≤1的点位占86.3%, 大部分区域处于清洁水平, 警戒线区域集中在西部和东部, 轻度污染点位占4.3%, 主要分布在R、B、F、O和N等地, 中度污染点位分布在R、E、S和L等地[图 4(b)].

图 4 稻田土壤和糙米Cd污染风险的空间分布 Fig. 4 Spatial distribution of Cd pollution risk in paddy soils and brown rice

2.3 水稻安全种植分区

结合土壤和糙米Cd污染指数, 根据表 3进行水稻安全种植分区, 获得如图 5所示的结果. 可以看出, 57.3%的点位为安全区, 33.3%的点位为基本安全区；低风险点位16个, 在南部、西部和东部13个镇均有分布；中风险点位8个, 主要分布在R及西部地区；高风险点位4个.

图 5 水稻安全种植分区 Fig. 5 Safe planting zoning of rice

3 讨论 3.1 土壤Cd污染成因与风险

根据地累积指数和单因子污染指数评价结果, 研究区稻田土壤Cd污染主要集中在东部地区, 且O地的地累积指数评价为中-强度污染. O地紧邻重庆主城区, 人为活动剧烈, 可能使土壤Cd含量高；O和M地近邻现代物流和工业园区, “三废”排放可能导致周边农田土壤Cd污染. 生物富集系数和单因子污染指数评价显示, 糙米Cd污染主要集中在R(中度)、B(轻度)和T(轻度). R地附近煤矿开采可能是引起该地土壤Cd污染的原因, 有研究表明矿山开采和工业活动使周边农田更易受到重金属污染^[33]. 农田土壤重金属来源主要受成土母质、土壤有机质、土壤酸碱度和人类活动等因素的影响^[34], 施加磷肥和猪牛粪有机肥会显著增加土壤Cd含量^[35]. 调查发现, 当地农民以磷肥和人畜粪肥为稻田底肥, 也是引起稻田土壤Cd污染的原因.

比较稻田土壤和糙米Cd含量发现, 土壤Cd含量超标率达到35.0%, 而糙米Cd含量超标率为13.7%, 土壤Cd含量高的点位, 糙米Cd含量未必高. 根据相关分析结果, 糙米Cd含量与土壤Cd全量和有效态含量呈极显著正相关, 但与土壤有效态Cd含量的相关性更强. 有研究表明, 植物累积Cd很大程度上取决于Cd在土壤中的存在形态, 不同形态的比例分布会产生不同的生物与环境效应^{[36, 37]}. 土壤和糙米Cd超标点位不匹配的现象还可能与水稻品种有关^[38], 调查发现研究区2019年种植20多个水稻品种, 不同品种的水稻对重金属的吸收速率不同^{[39, 40]}. 土壤有效态Cd含量与土壤pH呈极显著负相关, 这是因为研究区土壤主要呈酸性, 土壤Cd的生物有效性高, 容易被水稻富集积累, 即使土壤Cd含量不超标, 也可能造成糙米Cd含量超标^{[41, 42]}. 但是, 土壤Cd含量高的点位可能因为Cd的生物有效性低, 不造成Cd在糙米中的大量富集. 本研究还发现土壤Cd活化系数高, 糙米Cd含量不一定高, 如活化系数较高的D、V和S地, 其糙米Cd平均含量分别为0.111、0.083和0.194 mg ·kg^-1, 原因在于活化系数高只是增加稻米Cd含量超标的概率. 生物富集系数更能反映稻米对土壤Cd的吸收富集能力^[32], R、B和T地的富集系数较大, 其糙米Cd含量也相对较高.

3.2 稻田土壤安全利用建议

R地糙米对土壤Cd的富集系数高, 稻田土壤和糙米Cd污染点位在该地均有分布, 且存在5种安全利用等级. 因此, 在该地的不同风险区应实行差别化管控策略: 安全利用区, 对作物不构成危害, 应重点保护, 防止新增污染源, 保持安全利用状态；基本安全区, 表明土壤有一定的Cd累积, 存在潜在风险, 应控制Cd的来源, 同时监控Cd污染的动态变化, 优化农艺措施, 确保农用地的安全利用；低风险区, 应动态监测土壤、灌溉水和大气环境质量, 采取一定措施治理土壤污染, 适当调整作物类型, 降低农用地的使用风险；中风险区, 应开展土壤Cd污染风险评估, 强化风险预警防控管理, 选择合适技术修复土壤；高风险区, 应深入调查污染源, 实施源头控制, 并开展风险评估, 调整作物种植结构和土地利用类型, 降低农用地的利用风险.

有研究者提出一种普适性的安全种植模式(VIRL技术模式)^[43], V代表作物品种(variety)选择, 包括替代作物种植和低富集品种筛选；I代表农业投入品(input)控制和灌溉(irrigation)调控；R代表根区(root zone)调控, 包括土肥调控与钝化修复, 如酸度调节和秸秆移除等；L代表叶面(leaf blade)调控, 主要喷施降Cd物质. 该技术将源头预防、过程阻控和末端治理高度结合, 能有效实现Cd污染农田的安全种植. 李娜等^[44]的研究在江津区和潼南区的Cd轻度污染稻田进行田间原位修复, 种植低Cd累积水稻品种常两优772, 并配施硅钙肥、铁粉、生物质炭和秸秆有机肥, 可有效降低土壤有效Cd含量, 减少水稻Cd积累. 因此, 可通过进一步调查研究, 在R地各风险区制定详实的土壤利用和修复方案, 降低Cd污染风险, 评估实施效果, 总结和优化方案, 在研究区其它镇推广使用, 实现区域农田的安全利用.

4 结论

(1) 研究区稻田土壤总体偏酸性, Cd全量为0.09~1.60 mg ·kg^-1, 超过风险筛选值的点位占35.0%；稻田土壤存在明显的Cd累积, 但空间分布不均.

(2) 糙米Cd含量为0.002~0.808 mg ·kg^-1, 超过食品安全限量值的点位占13.7%；糙米Cd含量与土壤Cd含量、有效态Cd含量均呈极显著正相关, 但与土壤有效态Cd含量的相关性更强.

(3) 稻田土壤呈现明显的Cd累积, 部分土壤表现为轻-中度污染.

(4) 大部分稻田土壤属于安全或基本安全区, 低风险区在南部、西部和东部均有分布；中高风险区面积较小.

参考文献

[1]	环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[EB/OL]. http://www.mee.gov.cn/gkml/sthjbgw/qt/201404/t20140417_270670.htm, 2014-04-17.
[2]	Shi T R, Zhang Y Y, Gong Y W, et al. Status of cadmium accumulation in agricultural soils across China (1975-2016): from temporal and spatial variations to risk assessment[J]. Chemosphere, 2019, 230: 136-143. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.04.208
[3]	尚二萍, 许尔琪, 张红旗, 等. 中国粮食主产区耕地土壤重金属时空变化与污染源分析[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 4670-4683. Shang E P, Xu E Q, Zhang H Q, et al. Spatial-temporal trends and pollution source analysis for heavy metal contamination of cultivated soils in five major grain producing regions of China[J]. Environmental Science, 2018, 39(10): 4670-4683.
[4]	蒋凯, 邓潇, 周航, 等. 湘中典型稻田系统Cd平衡分析[J]. 环境科学, 2019, 40(7): 3324-3330. Jiang K, Deng X, Zhou H, et al. Cd balance analysis of a typical rice paddy system in central Hunan[J]. Environmental Science, 2019, 40(7): 3324-3330.
[5]	Li Z Y, Tang S R, Deng X F, et al. Contrasting effects of elevated CO₂ on Cu and Cd uptake by different rice varieties grown on contaminated soils with two levels of metals: Implication for phytoextraction and food safety[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 177(1-3): 352-361. DOI:10.1016/j.jhazmat.2009.12.039
[6]	Ur Rehman Z, Khan S, Brusseau M L, et al. Lead and cadmium contamination and exposure risk assessment via consumption of vegetables grown in agricultural soils of five-selected regions of Pakistan[J]. Chemosphere, 2017, 168: 1589-1596. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.11.152
[7]	Vatanpour N, Feizy J, Talouki H H, et al. The high levels of heavy metal accumulation in cultivated rice from the Tajan River basin: health and ecological risk assessment[J]. Chemosphere, 2020, 245. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.125639
[8]	Zhao D, Liu R Y, Xiang P, et al. Applying cadmium relative bioavailability to assess dietary intake from rice to predict cadmium urinary excretion in nonsmokers[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(12): 6756-6764.
[9]	王金霞, 李谢玲, 何清明, 等. 三峡库区典型农业区土壤重金属污染特征及风险评价[J]. 农业工程学报, 2018, 34(8): 227-234. Wang J X, Li X L, He Q M, et al. Characterization and risk assessment of heavy metal pollution in agricultural soils in Three Gorge Reservoir Area[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2018, 34(8): 227-234.
[10]	王志杰, 柳书俊, 郑杰, 等. 草海流域土壤重金属污染及其生态风险评价[J]. 生态环境学报, 2019, 28(12): 2438-2446. Wang Z J, Liu S J, Zheng J, et al. Ecological risk assessment of heavy metals in soils of Caohai watershed[J]. Ecology and Environment Sciences, 2019, 28(12): 2438-2446.
[11]	宋波, 杨子杰, 张云霞, 等. 广西西江流域土壤镉含量特征及风险评估[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1888-1900. Song B, Yang Z J, Zhang Y X, et al. Accumulation of Cd and its risks in the soils of the Xijiang River drainage basin in Guangxi[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1888-1900.
[12]	敖明, 柴冠群, 范成五, 等. 稻田土壤和稻米中重金属潜在污染风险评估与来源解析[J]. 农业工程学报, 2019, 35(6): 198-205. Ao M, Chai G Q, Fan C W, et al. Evaluation of potential pollution risk and source analysis of heavy metals in paddy soil and rice[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2019, 35(6): 198-205.
[13]	陈同斌, 庞瑞, 王佛鹏, 等. 桂西南土壤镉地质异常区水稻种植安全性评估[J]. 环境科学, 2020, 41(4): 1855-1863. Chen T B, Pang R, Wang F P, et al. Safety assessment of rice planting in soil cadmium geological anomaly areas in Southwest Guangxi[J]. Environmental Science, 2020, 41(4): 1855-1863.
[14]	马宏宏, 彭敏, 刘飞, 等. 广西典型碳酸盐岩区农田土壤-作物系统重金属生物有效性及迁移富集特征[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 449-459. Ma H H, Peng M, Liu F, et al. Bioavailability, translocation, and accumulation characteristic of heavy metals in a soil-crop system from a typical carbonate rock area in Guangxi, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 449-459.
[15]	鲍士旦. 土壤农化分析[M]. (第三版). 北京: 中国农业出版社, 2000.
[16]	肖振林, 王果, 黄瑞卿, 等. 酸性土壤中有效态镉提取方法研究[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(2): 795-800. Xiao Z L, Wang G, Huang R Q, et al. Extraction method for available Cadmium in acid soils[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(2): 795-800. DOI:10.3321/j.issn:1672-2043.2008.02.073
[17]	杨剑虹, 王成林, 代亨林. 土壤农化分析与环境监测[M]. 北京: 中国大地出版社, 2008.
[18]	鲍丽然, 龚媛媛, 严明书, 等. 渝西经济区土壤地球化学基准值与背景值及元素分布特征[J]. 地球与环境, 2015, 43(1): 31-40. Bao L R, Gong Y Y, Yan M S, et al. Element geochemical baseline and distributions in soil in Chongqing west economic zone, China[J]. Earth and Environment, 2015, 43(1): 31-40.
[19]	Ding C F, Ma Y B, Li X G, et al. Determination and validation of soil thresholds for cadmium based on food quality standard and health risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 619-620: 700-706. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.11.137
[20]	Wang Q, Liu J F, Chen Z, et al. A causation-based method developed for an integrated risk assessment of heavy metals in soil[J]. Science of the Total Environment, 2018, 642: 1396-1405. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.06.118
[21]	王琦, 李芳柏, 黄小追, 等. 一种基于风险管控的稻田土壤重金属污染分级方法[J]. 生态环境学报, 2018, 27(12): 2321-2328. Wang Q, Li F B, Huang X Z, et al. A classification approach of heavy metal pollution of paddy soil based on risk management[J]. Ecology and Environment Sciences, 2018, 27(12): 2321-2328.
[22]	魏洪斌, 罗明, 鞠正山, 等. 重金属污染农用地风险分区与管控研究[J]. 中国农业资源与区划, 2018, 39(2): 82-87. Wei H B, Luo M, Ju Z S, et al. Risk zoning and governance of heavy mental pollution in agricultural land[J]. Chinese Journal of Agricultural Resources and Regional Planning, 2018, 39(2): 82-87.
[23]	魏复盛, 陈静生, 吴燕玉, 等. 中国土壤环境背景值研究[J]. 环境科学, 1991, 12(4): 12-19. Wei F S, Chen J S, Wu Y Y, et al. Study on the background contents on 61 elements of soils in China[J]. Environmental Science, 1991, 12(4): 12-19.
[24]	陈文轩, 李茜, 王珍, 等. 中国农田土壤重金属空间分布特征及污染评价[J]. 环境科学, 2020, 41(6): 2822-2833. Chen W X, Li Q, Wang Z, et al. Spatial distribution characteristics and pollution evaluation of heavy metals in arable land soil of China[J]. Environmental Science, 2020, 41(6): 2822-2833.
[25]	于亚军, 贺泽好. 三种复垦类型煤矸山土壤重金属有效态含量及其影响因素分析[J]. 环境工程, 2018, 36(5): 189-192. Yu Y J, He Z H. Analysis of available contents and the influence factors of heavy metals in three types of soil in reclaimed coal waste pile[J]. Environmental Engineering, 2018, 36(5): 189-192.
[26]	颜世红, 吴春发, 胡友彪, 等. 典型土壤中有效态镉CaCl₂提取条件优化研究[J]. 中国农学通报, 2013, 29(9): 99-104. Yan S H, Wu C F, Hu Y B, et al. Optimization of CaCl₂ extraction of available cadmium in typical soils[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2013, 29(9): 99-104. DOI:10.3969/j.issn.1000-6850.2013.09.018
[27]	付婷婷, 张伟, 曾婷婷, 等. 重庆江津区土壤-稻米中硒和重金属的积累及迁移特征[J]. 西南农业学报, 2019, 32(4): 843-847. Fu T T, Zhang W, Zeng T T, et al. Accumulation and migration characteristics of selenium and heavy metals in soil-rice[J]. Southwest China Journal of Agricultural Sciences, 2019, 32(4): 843-847.
[28]	Zhong X, Chen Z W, Li Y Y, et al. Factors influencing heavy metal availability and risk assessment of soils at typical metal mines in Eastern China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 400. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123289
[29]	张云慧, 杜平, 何赢, 等. 基于农产品安全的土壤重金属有效态含量限值推定方法[J]. 环境科学, 2019, 40(9): 4262-4269. Zhang Y H, Du P, He Y, et al. Derivation of the thresholds of available concentrations of heavy metals in soil based on agricultural product safety[J]. Environmental Science, 2019, 40(9): 4262-4269.
[30]	沈体忠, 朱明祥, 肖杰. 天门市土壤-水稻系统重金属迁移积累特征及其健康风险评估[J]. 土壤通报, 2014, 45(1): 221-226. Shen T Z, Zhu M X, Xiao J. Characteristics of migration and accumulation of heavy metals in soil-rice system of Tianmen and its health risk assessment[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2014, 45(1): 221-226.
[31]	陈小华, 沈根祥, 白玉杰, 等. 不同作物对土壤中Cd的富集特征及低累积品种筛选[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4647-4653. Chen X H, Shen G X, Bai Y J, et al. Accumulation of Cd in different crops and screening of low-Cd accumulation cultivars[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4647-4653.
[32]	王锐, 胡小兰, 张永文, 等. 重庆市主要农耕区土壤Cd生物有效性及影响因素[J]. 环境科学, 2020, 41(4): 1864-1870. Wang R, Hu X L, Zhang Y W, et al. Bioavailability and influencing factors of soil Cd in the major farming areas of Chongqing[J]. Environmental Science, 2020, 41(4): 1864-1870.
[33]	周艳, 陈樯, 邓绍坡, 等. 西南某铅锌矿区农田土壤重金属空间主成分分析及生态风险评价[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2884-2892. Zhou Y, Chen Q, Deng S P, et al. Principal component analysis and ecological risk assessment of heavy metals in farmland soils around a Pb-Zn mine in southwestern China[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2884-2892.
[34]	韩伟, 王成文, 彭敏, 等. 川南山区土壤与农作物重金属特征及成因[J]. 环境科学, 2021, 42(5): 2480-2489. Han W, Wang C W, Peng M, et al. Characteristics and origins of heavy metals in soil and crops in mountain area of southern Sichuan[J]. Environmental Science, 2021, 42(5): 2480-2489.
[35]	王珂, 徐春丽, 张宇亭, 等. 长期不同施肥下紫色土-作物体系镉累积及安全性评估[J]. 中国农业科学, 2018, 51(18): 3542-3550. Wang K, Xu C L, Zhang Y T, et al. Cd accumulation and safety assessment of soil-crop system induced by long-term different fertilization[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 51(18): 3542-3550. DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2018.18.010
[36]	刘俐, 高新华, 宋存义, 等. 土壤中镉的赋存行为及迁移转化规律研究进展[J]. 能源环境保护, 2006, 20(2): 6-9. Liu L, Gao X H, Song C Y, et al. Progress in the study of cadmium occurrence and transportation in soils[J]. Energy Environmental Protection, 2006, 20(2): 6-9. DOI:10.3969/j.issn.1006-8759.2006.02.002
[37]	刘意章, 肖唐付, 熊燕, 等. 西南高镉地质背景区农田土壤与农作物的重金属富集特征[J]. 环境科学, 2019, 40(6): 2877-2884. Liu Y Z, Xiao T F, Xiong Y, et al. Accumulation of heavy metals in agricultural soils and crops from an area with a high geochemical background of cadmium, Southwestern China[J]. Environmental Science, 2019, 40(6): 2877-2884.
[38]	Zhao F J, Wang P. Arsenic and cadmium accumulation in rice and mitigation strategies[J]. Plant and Soil, 2020, 446(1-2): 1-21. DOI:10.1007/s11104-019-04374-6
[39]	Xiao G X, Hu Y L, Li N, et al. Spatial autocorrelation analysis of monitoring data of heavy metals in rice in China[J]. Food Control, 2018, 89: 32-37. DOI:10.1016/j.foodcont.2018.01.032
[40]	林小兵, 周利军, 王惠明, 等. 不同水稻品种对重金属的积累特性[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 5198-5206. Lin X B, Zhou L J, Wang H M, et al. Accumulation of heavy metals in different rice varieties[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 5198-5206.
[41]	王锐, 邓海, 严明书, 等. 重庆市酉阳县南部农田土壤重金属污染评估及来源解析[J]. 环境科学, 2020, 41(10): 4749-4756. Wang R, Deng H, Yan M S, et al. Assessment and source analysis of heavy metal pollution in farmland soils in southern Youyang County, Chongqing[J]. Environmental Science, 2020, 41(10): 4749-4756.
[42]	Adil M F, Sehar S, Chen G, et al. Cadmium-zinc cross-talk delineates toxicity tolerance in rice via differential genes expression and physiological/ultrastructural adjustments[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 190. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.110076
[43]	周莉, 郑向群, 丁永祯, 等. 农田镉砷污染防控与作物安全种植技术探讨[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(4): 613-619. Zhou L, Zheng X Q, Ding Y Z, et al. Probes of prevention and control of farmland pollution by cadmium & arsenic and crop production safety[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(4): 613-619.
[44]	李娜, 贺红周, 冯爱煊, 等. 渝西地区镉轻度污染稻田安全利用技术[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4637-4646. Li N, He H Z, Feng A X, et al. Safe utilization of paddy soils lightly polluted with cadmium in western Chongqing[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4637-4646.


环境科学 2021, Vol. 42 Issue (11): 5535-5544	PDF