2022, Vol. 43
2. 岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心, 桂林 541004
, WANG Fu-peng1 , TANG Le-bin1 , XIAO Nai-chuan1 , DONG Xin-yue1 , WEI Mei-liu1 , SONG Bo1,2
2. Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area, Guilin 541004, China
土壤是人类赖以生存的重要载体.土壤性质的主要影响因素是自然地质背景和人类活动[1].人类活动(工业生产和车辆排放等)释放的重金属通过一系列过程与土壤结合, 从而影响了土壤中的生物有效性; 自然地质背景主要由于成土母质风化和土壤淋溶等作用导致.有研究表明, 人类活动影响下的重金属污染土壤的生物可利用率高于自然地质背景所致的土壤重金属污染[2].但是由于不同研究地区的地质背景情况不同, 其生物有效性亦存在差别.当前人们主要关注人类活动导致的土壤重金属污染, 而对自然地质背景缺乏重视.众所周知, 镉是一种移动性强且生物毒性大的重金属[3, 4], 也是相关规划中重点控制的5种重金属污染物之一[5].刘意章等[6]研究重庆高镉地质背景发现, 对于风险筛选值而言, 土壤Cd含量的点位超标率为100%, 91.3%的土壤样品Cd达到了严重污染及以上.易甜等[7]通过采集湖北省地质高背景区土壤发现所有采样点Cd含量均超过湖北省土壤背景值, 超标倍数最大高达2.47倍.与此同时土壤中的镉极易通过食物链进入人体并产生毒害作用, 长期食用镉污染土壤中产出的镉超标作物, 严重时会造成骨痛病、高血压和肾功能紊乱等疾病[8].对广西岩溶地质高背景区土壤-水稻系统Cd等重金属含量调查发现, 水稻籽实富集现象十分明显并且陈家乐等[9]发现运积型地质高背景稻田种植的稻米Cd存在较大的致癌风险.
广西是水稻生产和消费大省[10].镉对于水稻而言是非必要元素, 但水稻却极易富集镉[11].王佛鹏等[12]的研究发现, 广西的柳州市融安县和融水县属于地源性镉异常区, 但在土壤中镉含量明显异常的情况下种植的水稻中镉含量如何？何为影响稻米镉积累的主要因素？因此, 摸清地源性镉异常区水田土壤环境质量现状和稻米重金属含量迫在眉睫, 这不仅是环境治理和土壤可持续利用的需要, 也是开展农业安全生产、无公害农产品和绿色有机食品生产的需要.为了探讨地源性镉异常区下稻米的重金属积累效应与健康风险, 以柳州市融安县和融水县的典型地区作为研究区域, 对土壤和稻米中的Cd、Cu、Ni和Zn全量和有效态进行分析, 采用单因子指数法对土壤重金属进行评价, 并运用目标危险系数法对人体健康进行评估, 旨在为当地和地源性镉异常区的人们提供水稻安全种植的依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况据陈同斌等[13]的调查得知广西柳州部分区域存在一个地源性镉异常情况.宋波等[14]对广西高镉异常区研究发现, 融安县水田土壤ω(Soil-Cd)几何均值为0.501 mg ·kg-1; 融水县水田土壤ω(Soil-Cd)几何均值为0.231 mg ·kg-1, Cd含量均超过当地自然背景值.故将研究区域选在广西柳州市北部的融安县和融水县(图 1).研究区地处低纬度范围, 位于北纬24°46′~25°34′, 东经109°13′~109°47′.融安县地势东北高西南低, 主要以中低陡坡、岩溶峰丛地貌、低山缓坡地貌和沉积平原地貌为主[15]; 融水县东南部和东北部为低山地区, 南端为丘陵岩溶区.县境底地层露出地层为盆泥系和石炭系.属中亚热带季风气候, 气候温和, 光热充足, 雨量充沛, 年平均降雨量为1 348 mm, 常年主导风向为东南风.另外研究区域水资源丰富, 主要河流为融江.由于自然条件优越, 农业生产发达, 以粮食生产为主, 水稻种植一年一季.未受到重工业及其他产业人为污染的影响.
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图 1 研究区域示意 Fig. 1 Sketch map of the studied area |
根际土壤-水稻样品于2017年7月开始进行采集, 共采集水田根际土壤与稻谷成对样品91件.样品采集过程中, 综合考虑外界因素影响, 避免外来土和近期新翻动过的土层, 并去除表面杂物和土中的砾石等.选择长势较好的水稻进行采集, 以GPS确定其点位, 采用单点采样法采集水稻, 并收集水稻根部0~20 cm处土壤.稻米样品用去离子水清洗干净后, 在80℃下烘干至恒重, 然后使用2199 ·全智能精米机对稻米脱壳, 不锈钢打磨机粉碎后装入信封中待测; 土壤样品待自然风干后, 用玛瑙研钵研磨过0.83 mm(20目)和0.15 mm(100目)尼龙筛, 装入信封袋备用.
1.2.2 样品分析土壤样品测试理化性质, 包括土壤的pH、有机质(OM)含量, Cd、Cu、Ni和Zn的全量及有效态.水稻样品测试稻米中Cd、Cu、Ni和Zn含量.其中土壤pH采用玻璃电极法, 水土比为2.5 ∶1; 土壤有机质采用水合热重铬酸钾氧化-比色法; 土壤及稻米中的重金属全量分析采用美国环保署推荐的HNO3-H2 O2法, 由美国PerkinElmer公司生产的ELANDRC-e型电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定; 土壤重金属有效态采用DTPA(二乙烯三胺五乙酸)浸提法提取.分析过程中所用试剂均为优级纯, 实验室用水为超纯水, 所用器皿均在10%的硝酸中浸泡24 h以上.分析过程加入GBW 0740(GSS-4)土壤成分分析标准物质、GBW 10045(GSB-23)湖南大米成分分析标准物质和空白进行质量控制, 分析样品的重复数为10% ~15%, 土壤样品Cd、Cu、Ni和Zn的回收率均在92.0% ~102.4%, 稻米样品Cd、Cu、Ni和Zn的回收率范围在86.9% ~107.0%.
1.3 评价方法 1.3.1 单因子指数法
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(1) |
式中, i为污染评价元素; Ci为元素i的实测值, mg ·kg-1; Si为i元素的评价标准值, mg ·kg-1.当Pi≤1时样品未受到污染, 1 < Pi≤2时, 受到轻度污染, 2 < Pi≤3, 受到中度污染, Pi>3时, 样品受到重度污染.本研究Cd、Cu、Ni和Zn采用土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 15618-2018)中的风险筛选值.
1.3.2 稻米富集系数稻米富集系数(BCF)即稻米中重金属含量与对应土壤中重金属含量的比值.同时也是描述重金属在稻米中积累趋势的重要指标.
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(2) |
式中, BCF为稻米富集系数; CR为稻米中重金属含量, mg ·kg-1; CS为对应土壤中同一重金属含量, mg ·kg-1.BCF越大时, 表明稻米对于重金属的富集能力越强.
1.3.3 稻米重金属健康风险评价重金属日均摄入量(DI)即当地居民经过稻米途径摄入的重金属含量.计算如下:
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(3) |
式中, Chm为大米中的重金属含量, mg ·kg-1; Wrice为居民的稻米日均消费量, kg ·d-1.广西居民的稻米日均消费量为0.361 kg ·d-1[16].
健康风险评价采用美国环保署(US EPA)推荐的目标危险系数(THQ)进行评价.THQ是以污染物暴露剂量与参考计量的比值来表征健康风险水平, 计算模型为:
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(4) |
式中, EF为暴露时间(以365 d ·a-1计); ED为暴露年限或期望寿命(a), 以70 a计; RfDo代表口服参考剂量, mg ·(kg ·d)-1.Cd、Cu、Ni和Zn的口服参考计量(RfDo)分别为0.001、0.04、0.02和0.3 mg ·(kg ·d)-1; Bw为人群的平均体重, kg.儿童的体重为33 kg, 成年男性和女性的体重分别为63 kg和54 kg; ATn为非致癌源的平均暴露时间(ED×365 d ·a-1)[17~19].
鉴于重金属对于人体健康的影响一般是由多种元素叠加作用的结果, 因此, 采用总目标危险系数(TTHQ)对稻米中重金属元素的危害进行评价, 公式如下:
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(5) |
式中, TTHQ为第i种重金属元素的目标危险系数.当TTHQ小于1.0时表明对人体健康没有负面影响; TTHQ大于1.0时表明对人体健康产生负面影响的可能性极大; 当TTHQ大于10.0时表明将对人体健康产生慢性毒性效应.
1.4 数据处理图形处理采用ARCGIS 10.2绘制, 利用SPSS 25.0对原始数据进行相关统计分析.
2 结果与分析 2.1 土壤重金属含量特征分析经测定, 研究区域土壤ω(OM)平均值为35.70g ·kg-1, 整体处于丰富等级.土壤pH均值为6.60, 介于为5.10~8.10, 整体处于中性水平.研究区域整体土壤ω(Soil-Cd)、ω(Soil- Cu)、ω(Soil-Ni)和ω(Soil-Zn)的几何均值分别为0.440、15.06、20.70和111.3 mg ·kg-1.以广西融安县[ω(Cd)=0.140 mg ·kg-1、ω(Cu)=0.95 mg ·kg-1、ω(Ni)=20.49 mg ·kg-1、ω(Zn)=55.76 mg ·kg-1]和融水县[ω(Cd)=0.080 mg ·kg-1、ω(Cu)=17.09 mg ·kg-1、ω(Ni)=21.72 mg ·kg-1、ω(Zn)=53.14 mg ·kg-1]自然背景值为参考[20], 研究区域土壤Cd、Cu、Ni和Zn分别超背景值92.31%、34.07%、36.26%和90.11%, 其中Cd含量超标率最高, 主要原因与研究区域处于地源性Cd异常区密不可分.以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618-2018)中的风险筛选值为基准, 各抽样点的土壤Cu和Ni全量均没有超过该标准, 而土壤Zn含量的点位超标率为25.26%, Cd为30.53%.与农用地污染风险管控值相比, 只有Cd存在部分高于管控值, 超标率为4.40%, 说明该地区农田土壤中的Cd元素是需要重点关注的对象.
柳州市不同抽样点水田土壤重金属含量分析结果见图 2.由采集各乡镇的土壤数据来看, 长安镇、浮石镇、大良镇和双蒙镇pH中位数分别为5.60、7.30、6.20和6.80.浮石镇土壤中重金属Cd、Cu、Ni和Zn含量均最高, 与背景值相比, 所有元素均超背景值100%;与标准相比, Cd和Zn分别为筛选值的3.58和1.18倍, 超标点位达100%和85.19%.大良镇Cd居第二, 其超Cd土壤背景值95.24%.双蒙镇的Cd含量位居第三, 抽样区土壤Cd全部超过背景值.长安镇的Cd含量最低, 土壤Cd超背景值71.43%.
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图 2 不同抽样点土壤重金属含量统计 Fig. 2 Statistical map of soil heavy metal content in different sampling points |
在耕作层土壤重金属含量空间分布研究中, 变异系数常用于表征重金属元素在空间上的离散和变异程度, 当变异系数越大时, 表明受到外界条件的影响越大.研究区域4种重金属的变异系数在50% ~140%之间, 其中重金属Cd的变异系数最大, 为131.6%.浮石镇土壤Cd含量明显高于其他3个乡镇, 约为最低的12倍.采样调研时并未发现浮石镇附近存在明显的工业活动和人为污染, 因此导致这一现象的最可能原因是浮石镇地处于地源性镉异常区域的中心位置, 造成其Cd含量偏高.其余变异系数为: Zn＞Cu＞Ni, 表明重金属含量空间分布极不均匀, 而Cd元素受外部影响较其他重金属元素大.
单因子污染指数法可以评价水田土壤单一重金属的污染程度, 并且通过单因子评价可以确定研究区域主要特征重金属污染物[21]. 因此, 为更细致了解4个乡镇的水田土壤重金属污染状况, 采用单因子指数法进行分析.通过单因子污染指数数据可知, 水田土壤重金属Cd、Cu、Ni和Zn单因子污染指数范围分别为0.228~7.928、0.046~0.728、0.076~0.572和0.171~1.828.如图 3所示, 浮石镇Cd的Pi值大于3.0, 处于严重污染, 其余均无污染, 按照从大到小的排序为: 浮石镇＞大良镇＞长安镇＞双蒙镇; 而浮石镇Zn的Pi值大于1.0, 处于轻微污染, 其余均处于无污染状态, 从大到小排序为: 浮石镇＞长安镇＞双蒙镇＞大良镇.Cu和Ni均处于无污染状态, 单因子污染指数按照大小顺序排序为: 浮石镇＞长安镇＞大良镇＞双蒙镇.Cd元素各抽样点间的Pi差值尤其明显, 最大值约为最小值的35倍, 表明了各采样点水田土壤中的Cd含量可能受到了外在条件的影响, 从而导致某采样点Cd含量偏高.综合来看, Cd是研究区域内的主要污染因子.
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图 3 研究区域Cd和Zn污染指数分布 Fig. 3 Cd and Zn pollution index distribution in the study area |
为更清楚探明研究区域土壤状况, 研究了其重金属有效态分布及含量特征.研究区域整体ω(DTPA-Cd)为0.028~1.986 mg ·kg-1, ω(DTPA-Cu)、ω(DTPA-Ni)和ω(DTPA-Zn)分别为0.653~9.997、0.174~1.486和0.673~45.04 mg ·kg-1. ω(DTPA-Cd)、ω(DTPA- Cu)、ω(DTPA-Ni)和ω(DTPA-Zn)的几何均值分别0.241、2.418、0.532和5.108 mg ·kg-1.不同抽样点重金属有效态含量见图 4.长安镇ω(DTPA-Cd)、ω(DTPA- Cu)、ω(DTPA-Ni)和ω(DTPA-Zn)几何均值分别为0.085、2.527、0.370和3.825 mg ·kg-1, 浮石镇ω(DTPA-Cd)、ω(DTPA- Cu)、ω(DTPA-Ni)和ω(DTPA-Zn)几何均值分别为1.191、6.556、0.711和27.38 mg ·kg-1, 大良镇ω(DTPA-Cd)、ω(DTPA-Cu)、ω(DTPA-Ni)和ω(DTPA-Zn)几何均值分别为0.138、1.449、0.678和2.721 mg ·kg-1, 最后, 双蒙镇ω(DTPA-Cd)、ω(DTPA-Cu)、ω(DTPA-Ni)和ω(DTPA-Zn)几何均值分别为0.156、1.097、0.409和1.524 mg ·kg-1.各乡镇重金属有效态含量与土壤重金属全量分布基本一致, 其中浮石镇各重金属有效态含量均高于其他3个地区.计算有效态Cd占全量比例发现, 双蒙镇占比最高, 为69.2%; 其次是大良镇、浮石镇和长安镇, 分别占60.5%、55.4%和48.4%.
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图 4 不同抽样点重金属有效态含量统计 Fig. 4 Statistical diagram of effective content of heavy metals at different sampling points |
不同乡镇稻米重金属含量统计结果如图 5所示.长安镇稻米中金属ω(Rice-Cd)、ω(Rice-Cu)、ω(Rice-Ni)和ω(Rice-Zn)几何均值分别为0.094、2.187、0.488和19.47 mg ·kg-1; 浮石镇稻米几何均值是0.128、1.651、0.234和19.67 mg ·kg-1; 大良镇和双蒙镇稻米重金属几何均值分别为0.178、1.484、0.328、15.68 mg ·kg-1和0.069、1.476、0.343、16.85 mg ·kg-1.从整体看来, 稻米中ω(Rice-Cd)、ω(Rice-Cu)、ω(Rice-Ni)和ω(Rice-Zn)的范围分别为0.009~1.488、0.570~4.865、0.094~1.462和9.404~31.93 mg ·kg-1; 几何均值分别为0.112、1.673、0.343和17.92 mg ·kg-1; 变异系数分别为117.9%、48.11%、67.85%和20.57%.其中Zn元素的变异系数小于40%, 说明Zn元素在稻米中分布比较均匀, 受后期人为活动的影响较小; 而Cd、Cu和Ni的变异系数均大于40%, 说明这3种元素在稻米中的分布差异较大, 尤其是Cd的变异系数大于100%, 说明Cd元素在稻米中的分布极不均匀.
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图 5 稻米重金属含量统计 Fig. 5 Statistics of heavy metal content in rice |
为了更进一步了解重金属在稻米中的积累趋势, 探寻地源性镉异常区稻米对重金属的富集能力, 计算了稻米的富集系数, 如图 6所示. 4个抽样区均显示稻米Cd的富集系数最高, Zn次之, Cu居第三, Ni最低.门中华等[22]的研究发现, Zn属于水稻生长的必需元素, 因此富集能力相对其他元素较强.而Cd元素并不属于水稻生长的必需营养元素, 却具有较强的富集能力, 主要是因为相较于其它元素而言, 水稻极易富集Cd.且有相关研究发现[23], 当土壤中的矿质营养元素比较缺乏时, Cd会通过一些生物化学作用进入到水稻的细胞内, 故其富集能力最高.比较4个抽样区的稻米Cd富集系数发现, 大小顺序为: 大良镇＞长安镇＞双蒙镇＞浮石镇.主要原因可能与土壤重金属Cd对水稻有“低促高抑”现象相关[24~26].浮石镇土壤重金属Cd含量过高, 水稻对Cd的吸收速率减缓, 导致其富集系数极速下降.而低含量的重金属对土壤根际微生物和植物体内酶活性有一定的刺激作用, 可以促进植物生长, 提高其富集能力[27].同时, 由于4个采样点所种植水稻品种具有一定的差异, 不同的水稻品种对不同土壤的敏感性和耐受性不一样.大良镇所种水稻可能在基因型等各方面具有一定优势, 导致其稻米Cd富集系数最高.
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图 6 不同抽样区稻米对各元素的生物富集系数 Fig. 6 Bioenrichment coefficients of rice to various elements in different sampling areas |
本研究稻米Cd污染评价以《食品安全国家标准食品污染物限量》(GB2762-2017)作为评价标准, Cu和Zn以《粮食(含谷物、豆类、薯类)及制品中铅、铬、镉、汞、硒、砷、铜和锌等8种元素限量》(NY 861-2004)为参考依据.整体上, 稻米中Cd含量点位超标率为35.16%, 而Cu和Zn含量无超标现象.比较不同抽样区发现, 浮石镇和大良镇稻米Cd点位超标率分别为40.74%和54.55%; 长安镇稻米Cd为28.57%; 双蒙镇稻米Cd为14.29%.大良镇稻米Cd含量点位超标率最高, 双蒙镇最低.
2.4 稻米的重金属含量与土壤性质的相关性由于稻米中的Cd和Ni含量超标, 故利用SPSS 25.0对研究区域农田土壤的各项指标与稻米Cd和Ni含量的关系进行相关性分析, 结果如图 7所示.通过图 7(a)可知, 针对整个研究区域而言, 稻米Cd和Ni与土壤pH在0.01水平下呈现出显著负相关, 表明土壤pH越高, 稻米Cd和Ni含量越低.由于稻米Cd与土壤总Cd和有效态Cd并无显著关系, 因此对各乡镇单独进行分析.如图 7(b)所示, 长安镇稻米Ni与土壤pH在0.01水平显著负相关.图 7(c)表明, 浮石镇稻米Cd、Ni与pH均呈现负相关, 同时稻米Cd与稻米Ni在0.01水平下呈现显著正相关, 表明稻米中Cd和Ni具有相似的来源.图 7(d)可知, 大良镇的稻米Cd与pH、有机质呈现显著负相关且稻米Ni与稻米Cd同样在0.01水平下呈现显著正相关.最后, 根据图 7(e)可知, 稻米Ni与土壤有效态Ni在0.05水平下相关; 且与浮石镇和大良镇同样呈现出稻米Cd与Ni具有相似来源的现象.
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(a)整体相关分析, (b)长安镇相关性分析, (c)浮石镇相关性分析, (d)大良镇相关性分析, (e)双蒙镇相关性分析; *表示在0.05水平下显著相关, **表示在0.01水平下显著相关 图 7 相关性分析 Fig. 7 Correlation analysis |
有研究显示[28~30], 影响稻米重金属量较大的因素为土壤中重金属有效态含量、土壤pH和有机质, 且影响重金属生物有效性的主要是土壤pH和有机质含量.通过相关性分析, 了解到对于研究区域稻米而言, 影响稻米中Cd和Ni第一大因素为土壤pH值.同时也发现大良镇、浮石镇和双蒙镇稻米中的Cd和Ni元素具有相似来源, 其来源可能与其处于地源性Cd异常区相关.
2.5 稻米重金属健康风险评价广西壮族自治区居民的大米日均消耗量为0.361 kg ·d-1, 则长安镇通过大米途径摄入的ω(Cd)、ω(Cu)、ω(Ni)和ω(Zn)分别为0.034、0.790、0.176和7.029 mg ·(人·d)-1; 浮石镇重金属日均摄入量为0.046、0.596、0.084和7.101 mg ·(人·d)-1; 大良镇和双蒙镇群众对重金属的日均摄入量分别为0.064、0.536、0.118、5.660 mg ·(人·d)-1和0.025、0.533、0.124、6.083 mg ·(人·d)-1.通过计算4个抽样点稻米的重金属THQ值, 评估其对人体的健康危害.如表 1所示, 不同重金属的THQ值(儿童、成年男性、成年女性)大小顺序依次为: Cd＞Zn＞Cu＞Ni, 其中4个乡镇Cu、Ni和Zn的THQ值小于1.0, 表明对人体健康不产生威胁; 大良镇Cd的(儿童、成年男性、成年女性)THQ值均超过安全基准值1.0, 表明在这个区域的稻米Cd存在污染, 对人体健康具有潜在的风险; 而浮石镇和长安镇仅有儿童的THQ值超过1.0. 4种重金属的THQ值全部显示出儿童高于成年女性, 成年女性高于成年男性, 说明居民食用稻米时儿童和成年女性的健康风险更高, 合理的膳食结构对于预防不同年龄和性别的重金属摄入至关重要.从多种重金属综合风险TTHQ值来看, 研究区域的TTHQ值均大于1.0, 说明该区域居民食用稻米会对人体健康产生负面影响的可能性极大, 且大良镇TTHQ值显著大于其余采样点, 尤其应重点关注. 4个乡镇的TTHQ值均显示成年男性对于稻米的摄入重金属的耐受程度高于成年女性, 成年女性高于儿童, 因此, 女性和儿童的健康风险应重点关注.总之, 无论成人还是儿童, 男性还是女性若长期食用该地区稻米都可能会对身体带来不同程度的损害.
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表 1 不同采样点大米重金属THQ值 Table 1 Heavy metal THQ values of rice at different sampling points |
3 讨论 3.1 土壤重金属来源
广西属于典型的喀斯特岩溶地区, 而喀斯特地貌的岩溶特性使土壤不保水肥, 富含重金属离子[31].当岩石风化, 岩石中的各类重金属Cd、Cu、Ni和Zn等元素释放进入土壤, 致使土壤中的重金属含量高于其原本的土壤背景值.柳州市融安县和融水县位于地源性镉异常区, 主要是由于该区域土壤在成土过程中受到各种自然因素的影响.有研究显示[32], 融安县和融水县介于泥盆系和石灰系.一方面, 石炭系以海相碳酸岩为主, 其分布广泛, 有机质含量高, 易与重金属形成螯合物, 难以迁移, 导致土壤重金属含量偏高.另一方面, 泥盆系主要是碳酸岩为主, 碳酸岩在风化过程中由于黏土矿物, 铁锰氧化物(结核)的形成, 对重金属有着较强的吸附作用, 因此, 碳酸岩地区容易出现次生富集型的高背景区.同时, 广西属于亚热带季风气候, 可以促进岩石风化, 风化过程中镉大量地释放到地表环境中, 对土壤、水和粮食产生镉污染.李丽辉等[33]综述了云南省各类土壤与母岩中As、Cd的地球化学背景及异常分布特征, 分析得出As、Cd异常主要是由高含量的母岩(碳酸盐岩)造成的; 马宏宏等[34]对碳酸盐岩区稻田土壤的研究发现, 稻田土壤ω(Soil-Cd)均值为1.91 mg ·kg-1, 超过国家风险筛选值95.6%; 唐启琳[35]对贵州省罗甸北部喀斯特地区耕地土壤的研究显示, 当地耕地土壤ω(Soil-Cd)几何均值为1.33 mg ·kg-1, 远远高于当地背景值.因此, 可见喀斯特地区的土壤重金属含量普遍高于其他区域, 成土母质是导致土壤Cd异常的主要因素, 但土地利用方式和土壤类型也与土壤重金属含量有一定的相关性.
3.2 稻米重金属超标风险措施通过研究发现土壤pH、有机质和有效态含量均会对稻米的重金属含量产生很大的影响, 因此若要降低稻米体内重金属含量, 必须采取一定措施减弱或阻断土壤-稻米重金属的迁移.前文通过相关性分析发现, 稻米重金属含量与土壤pH紧密相关, 而浮石镇和双蒙镇的土壤pH并不存在显著性差异, 且pH均值为中性水平, 因此, 对于这两个乡镇, 一方面可以采用施加有机肥或秸秆还田来提升土壤有机质含量, 从而抑制稻米对重金属的吸收; 另一方面, 可以通过土壤钝化的方法, 降低土壤重金属的植物有效性, 减少土壤重金属向农作物的迁移转化量.薛毅等[36]的研究发现连续4 a施用有机肥可以显著降低稻米Cd含量, 且有机肥具有较稳定的降Cd效果和持续性.同时, 短期内秸秆还田配施石灰可以显著降低土壤中水溶性重金属的含量, 也能降低水稻籽粒中重金属的积累[37].pH呈中性时, 在水稻秧苗喷施锌叶面肥不仅可以增加水稻产量, 而且可以降低稻米中Cd的含量[38].就长安镇和大良镇来说, 其土壤pH均为弱酸性, 出现土壤重金属含量未超标但稻米超标的现象.因此, 若要保证稻米的生产安全, 一方面可以向土壤中添加一定量的石灰、硅肥或钙镁磷肥从而提高土壤的pH; 另一方面, 通过品种筛选, 选出低积累品种, 降低稻米对于重金属的吸收富集, 确保稻米的食用安全.项佳敏等[39]发现秀水519糙米中镉含量仅为杂交水稻浙优15的50%左右, 表明低积累水稻品种对降低糙米镉积累有明显的效果.不同的灌溉方式也会对稻米重金属含量产生一定影响[40], 采用适当的灌溉方式可以降低稻米对Cd的吸收富集.相关研究表明, 淹水会抑制镉向地上部转移, 从而降低稻米镉积累[41].水旱轮作或不同的轮作模式也会影响水稻对重金属的富集能力[42].因此, 改变种植方式和采用不同的水分管理模式也可在一定程度上降低稻米对重金属的富集, 保证研究区域的稻米安全和降低人体健康风险.
由于地源性Cd异常区下耕地土壤受到多重外界条件因素影响, 农田土壤中Cd的生物可给性与不同类型土壤之间Cd含量的差异都会对其上种植的作物产生极大影响[43], 由此可知, 地源性耕地土壤具有一定的复杂性.本研究区域内, Cd总量差异大导致浮石镇有效态含量较其他乡镇高.就浮石镇土壤-稻米而言, 呈现出土壤Cd含量高, 稻米Cd的含量较低的特点, 这与冯金飞[44]的研究结果相一致, 作物Cd含量高值区分布与土壤Cd高值区分布存在明显差异, 说明土壤Cd含量高的区域作物含量并不一定高[44].然而, 相较于大良镇, 其稻米Cd点位超标率达54.55%而土壤却均不超标, 造成这一现象的主要原因可能是与当地所种植的水稻品种密切相关.代子雯等[45]在地质高背景农田土壤下种植不同品种水稻盆栽发现, YZ品种稻米Cd含量显著高于其他品种.同时, 有研究表明浙优18、甬优9和甬优12等杂交稻品种的Cd积累能力均要高于其它常规稻[46].窦韦强等[47]也发现田间环境中影响稻米Cd富集的因素众多.由于不同地区种植水稻的品种存在差异, 且不同品种水稻所拥有的基因型不同, 从而导致Cd在水稻系统中的吸收、转运和积累产生极大的区别.有研究表明, 基因型OsNramp 5、OsHMA5和OsHMA2 等对Cd在水稻内的富集和转运起着主要的控制作用[48, 49].总之, 若要对地源性Cd异常区下的耕地土壤进行管理是十分棘手和复杂的, 社会更应加强对于此类耕地土壤的关注和重视.
4 结论(1) 研究区域水田土壤Cd、Cu、Ni和Zn均存在点位超过土壤背景值, 其中Cd超背景值占比最高, 为92.31%; Cd和Zn超过风险筛选值30.53%和25.26%, 超标点位主要分布于浮石镇; 依照单因子指数法发现Cd是研究区域内的主要污染因子.
(2) 比较乡镇的稻米Cd富集系数发现: 大良镇＞长安镇＞双蒙镇＞浮石镇.且大良镇Cd的点位超标率最高, 高达54.55%.
(3) 相关性分析表明, 土壤pH为稻米重金属的主要影响因子, 且稻米Cd和Ni具有相似的来源.
(4) 稻米重金属健康评价结果显示, 大良镇重金属Cd的THQ值大于1.0, 该研究区域稻米Cd存在污染; 稻米重金属TTHQ值均大于1.0, 成年男性对于稻米的摄入重金属的耐受程度高于成年女性和儿童.
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