彭艳,姚娟,余远辉,杨静

(1.贵州民族大学生态环境工程学院,贵州 贵阳550025;2.四川省南充市林业科学研究所,四川 南充637100)

经济林是以生产除木材以外的果品、食用油料、工业原料和药材等林产品为主要目的的森林。食用林在经济林的范畴,其产品是指生长在森林中可供人类直接或间接食用的植物、动物、菌类及其制成品。《四川省林业发展 “十三五”规划》明确要推进现代林业产业工程,提高林业产业发展效益,实施林业生态建设扶贫,因地制宜地引导和组织群众培育核桃、花椒等特色经济林果或木竹产业基地,大力引进培育森林蔬菜等食品加工企业。目前,四川涉林企业已达2×104家以上[1]。川中区域地貌以丘陵、平原为主,人口密度大,人均森林资源拥有量小,农林交错,树种单一,林业有害生物多发频发,特色食用林主要以核桃、花椒和竹笋为主,其产品质量安全问题主要由农药残留、有害重金属残留及有害微生物的存在等引发。因此,本研究对区域特色食用林土壤和产品的质量进行评价和风险评估,以期为区域林业部门面向农民的种植指导提供理论依据,对深入推进林业生态建设扶贫、无公害食用林产品安全生产、提高市场竞争力等具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

研究区域位于川中丘陵区,30°01′-31°51′N、105°27′-107°19′E 之间, 属于中亚热带湿润季风气候区,四季分明,雨热同季。地表起伏不大,地貌以丘陵为主,沟壑纵横分割,土壤类型主要为紫色土。

1.2 样品的采集

根据食用林产品资源特色分布情况,结合地理位置和行政区域划分,分别于2015年、2016年的8月至9月,选择区域北部 (北区,南充市所辖9个行政区域)和区域南部 (南区,广安市所辖5个行政区域)共14个行政区域有代表性的特色产地,随机抽样,用GPS对每个采样点精确定位。区域核桃资源分布较广,共抽取190个核桃样品(其中,北区154个,南区36个)、90个花椒样品(其中,北区22个,南区68个)、20个竹笋样品(北区)用于分析和评价。土壤样品全部采自0-30cm的种植层土壤,共采集土壤样品300个,其中北区196个,南区104个。

1.3 样品测定与评价方法

1.3.1 食用林产品安全因子及产地土壤相关测定指标

食用林产品安全因子包括核桃、花椒、竹笋重金属及农药残留测定指标。产地土壤测定指标为全N、全 P、全 K、有机质、pH值、砷、汞、铅、镉、铬、铜。

1.3.2 样品检测方法

食用林产品的监测标准和限值参见付卓锐等的方法[1],土壤基本理化性质的测定参见鲍士旦《土壤农化分析》[2]。产地土壤重金属含量检测方法和限值见 《食用林产品产地环境通用要求》(LY/T 1678-2014)[3]。其中,铬、铜、镉在PE-5000型原子吸收分光光度计上测定,汞、砷、铅采在AFS-1201原子荧光光度计上测定。

1.3.3 产地土壤重金属污染风险评价

采用单因子污染指数法 (Pi)和内梅罗综合指数法 (Pcom)[4]对研究区域土壤重金属污染风险进行综合评价,限值标准采用 《食用林产品产地环境通用要求》(LY/T 1678-2014)。Pi＜1.0表示未受i类污染物的污染;Pcom≤0.7表示处于环境安全等级,0.7＜Pcom≤1.0表示处于警戒水平,土壤尚清洁,Pcom＞1.0表示土壤已受到污染。

2 结果与分析

2.1 川中地区食用林土壤环境综合评价

研究区域土壤pH值介于4.82-8.16之间。土壤有机质、全氮、全磷和全钾含量的平均值在北区依次为 13.64±0.86mg/kg、 1.23±0.03mg/kg、2.65±0.10mg/kg、 19.07±0.64mg/kg, 南区则依次为20.70±2.83mg/kg、 1.32±0.08mg/kg、 3.38±0.18mg/kg、20.55±0.88mg/kg。如图1所示, 产地土壤养分含量表现为南区高于北区,Pearson相关分析结果表明除全钾含量外南北区域差异显著(P＜0.05)。

图1 研究区域土壤养分含量差异Fig.1 Differences of soil nutrient contents in the study area

由表1中Pearson相关分析结果可知,南北两区的土壤重金属含量除镉和铬外差异显著 (P＜0.05),但土壤重金属污染指数Pi均小于1.0,表现为镉、铬较高,砷最低。产地土壤镉的含量在0.00-1.18mg/kg之间,南北区无显著差异,北区土壤镉超标率＞30%,南区＞10%,且镉的单因子污染指数较高 (0.95＜Pi(镉)＜1.0),虽然产地土壤处于未受镉污染的清洁水平,但仍存在潜在的镉污染风险。

产地土壤汞、铅、铬环境含量分别在0.01-0.40mg/kg、 0.00-76.72mg/kg、 5.71-364.08 mg/kg之间,产地土壤汞、铅含量的平均值南北差异显著,铬含量无显著性差异 (P＜0.05)。其中,北区土壤铅、铬均存在1.02%的样品超标率,其单因子污染指数Pi分别为0.21和0.53,均小于1.0,仍处于未受污染的清洁水平;南区汞、铬也存在1.92%的样品超标率,其Pi分别为0.48和0.52,均小于1.0,表明南区土壤未受到汞、铬污染。

产地土壤砷、铜含量分别介于0.00-11.17 mg/kg、3.01-79.93mg/kg之间,均在标准限值内;土壤砷含量和土壤铜含量南北区差异显著 (P＜0.05)。

由 Pi计算得到 Pcom(北)、 Pcom(南)分别为 0.79、0.75,均大于0.7并小于1.0,处于警戒水平,土壤存在潜在的重金属污染。

表1 川中地区不同区域食用林土壤重金属元素含量Tab.1 Heavy metal elements of different edible soil in central Sichuan

2.2 食用林产品在不同区域的质量安全状况分析

2.2.1 不同区域核桃的质量安全状况分析

由表2可知,190个核桃受检样品中128个铅超标,北区超标率为75.32%,南区为38.89%,砷、汞、镉含量均不超标,产品合格率32.63%;8种农药指标仅检出倍硫磷残留,未超出标准限值,检出率为北区14.29%、南区5.56%。

2.2.2 不同区域花椒的质量安全状况分析

由表3可知,区域花椒样品重金属含量、农药残留均未超标,质量安全状况较好。花椒样品中马拉硫磷平均含量＜0.05mg/kg,远远低于标准限值 (8 mg/kg),其检出率北区为45.45%,南区为11.76%。

表2 核桃抽样指标含量及超标情况Tab.2 Indicator content and excessive situation of walnut sampling

表3 花椒抽样指标含量及超标情况Tab.3 Indicator content and excessive situation of prickly ash sampling

2.2.3 竹笋的质量安全状况分析

由表4可知,20个竹笋样品 (北区)中有30%的样品铅含量超标 (标准限量为0.1mg/kg,实际检测值为0.117mg/kg),其他指标重金属、农药残留指标均在标准限值内,样品合格率为70%。竹笋样品中大部分农药指标都未检出,农药残留少,主要为高效、低毒的百菌清,30%的样品检出乐果残留、10%的样品检出毒死蜱残留,均不超标。

表4 竹笋抽样指标含量及超标情况Tab.4 Indicator content and excessive situation of bamboo shoots sampling

2.3 区域食用林产品与产地土壤重金属含量相关性分析

由表5中Pearson相关分析结果可知,核桃样品汞与产地土壤汞含量呈极显著负相关关系 (r=-0.429,P＜0.01),花椒样品重金属与产地土壤重金属含量没有显著相关性,竹笋样品砷与产地土壤砷含量呈显著正相关关系 (r=0.674,P＜0.05)。

表5 核桃、花椒、竹笋与产地土壤重金属含量相关性分析Tab.5 The correlation coefficient of heavy metals in walnut,prickly ash and bamboo shoots and soil

3 结论与讨论

3.1 区域食用林土壤重金属镉安全因子风险评价

川中地区食用林产地土壤尚清洁 (Pi＜1.0),未受到重金属污染,但处于重金属污染主要是镉污染的警戒水平 (0.7＜Pcom＜1.0,Pi(镉)＞0.95)。 何璐君[6]对贵州省威宁县有200多年核桃种植历史的产地土壤研究显示,镉是核桃产地土壤重金属污染的主要因子。贾淑平等[7]研究表明,核桃青皮及其多酚提取物对镉的吸附率随pH值的升高而升高,吸附稳定性好。川中区域食用林产地土壤pH均值较高 (北区7.6、南区6.89),虽然抽检的190个核桃样品中重金属镉未检出超标情况,也未表现出与产地土壤镉含量的显著相关性 (表5),但相关研究认为果实中重金属元素污染指数与土壤对应重金属元素污染指数大小有一定相关[8],也不排除本次抽检样本量不足的影响,作者认为川中地区产地土壤仍存在潜在的镉污染风险,应引起生产单位的重视。

3.2 区域食用林产品铅污染原因及途径梳理

区域食用林产地土壤铅含量基本满足食用林产品产地环境通用要求,土壤重金属污染风险评价结果也表明没有潜在的铅污染 (Pi(铅)＜0.25＜1.0)。然而核桃和竹笋抽检样品均出现铅超标情况,其超标率表现为北区核桃样品＞75%、南区核桃样品＞35%,竹笋样品为30%。Pearson相关分析表明食用林产品与产地土壤铅含量没有显著相关性 (表5),这很可能与树体对铅的富集、施肥制度、产地交通区位以及评价标准的选择等有关,需要进一步系统地研究。柴振林等[9]认为核桃等干果树龄相对较长,树体对铅等重金属可能具有一定的富集或生物转化作用,所处环境 (如废气、废水、废渣等污染)也会导致核桃树通过吸附、吸收等途径富集铅,其吸附、富集能力高出香榧 (Torreya grandis)87%。王白坡等[10]研究发现果品中铅超标样点多在公路干线附近,强调应合理施用合格化肥,慎用可能含大量重金属元素的城乡垃圾和污泥。再者,评价标准的不同也会导致超标率高低差异,如在 《森林食品质量安全通则》(LY/T 1777-2008)[5]中核桃含铅量为≤0.2mg/kg,而在 《无公害食品落叶果树坚果》(NY 5307-2005)[11]中核桃含铅量则为≤0.4mg/kg,北区、南区核桃中铅平均含量分别为0.42mg/kg、0.20mg/kg,如采用后一种评价标准则表现为北区核桃样品铅超标率仅1.30%,南区样品核桃铅含量不超标。

3.3 区域食用林产品的农药残留因子风险评估

区域特色食用林产品农药残留检出率较低,且均在标准限值内。其中,核桃农药残留主要为倍硫磷,花椒主要为马拉硫磷,竹笋主要为百菌清、乐果和毒死蜱残留。食用林产品农药残留主要是人为原因,即存在区域性农药喷洒过量的问题,建议地方林业部门加大技术指导力度和监管力度,降低农药残留风险。