土壤-油用牡丹系统重金属含量及生态健康风险分析

2021-09-09强承魁曹丹赵虎张明丁永辉关滢张光琴沈文妍秦越华

生态环境学报 2021年6期

强承魁，曹丹，赵虎，张明，丁永辉，关滢，张光琴，沈文妍，秦越华 ∗

1. 徐州生物工程职业技术学院/徐州市现代农业生物技术重点实验室，江苏徐州 221006；2. 徐州市生态健康学会，江苏徐州 221116

随着工业化、城市化、农业集约化的快速发展，土壤重金属污染态势日趋严峻，现已成为国内外高度关注的问题（Amini et al.，2005；唐晓丽等，2014）。作为一种持久性潜在有毒污染物的重金属，一旦进入农田土壤后具有隐蔽性、持久性和不可逆性等特征（田威等，2020），不仅造成农作物产量、品质下降，还可经食物链威胁到人体健康（Si et al.，2005）。研究区邳州市隶属江苏省传统的能源型城市和老工业基地，开展农田土壤重金属污染状况的调查分析，对该区域农业土壤环境保护及农产品质量安全均具重要意义。

油用牡丹作为一种观赏价值、药用价值、三大效益较高的木本食用油料植物，特别是 2011年卫生部将牡丹籽油批准为新资源食品后，现已在陕西、山东、河南、湖北、江苏、云南、内蒙古等20多个省区种植，北京中科牡丹生物科学研究院报道2014年底全国种植规模达100多万亩（史国安等，2014；黄皓等，2020）。目前，油用牡丹研究主要集中在引种适应、栽培模式、产量性状及挥发油分等方面，关于籽粒重金属污染评价方面的系统报道还很鲜见（韩晨静等，2015；姜天华等，2016；谢虹等，2019；黄皓等，2020；徐桠楠等，2021）。鉴于此，本研究以土壤-油用牡丹系统为研究对象，对土壤和籽粒中的重金属含量及生态健康风险进行分析，旨在为油用牡丹的品种选育、高效栽培和安全生产提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

邳州地处江苏省北部，位于 117°35′50″—118°10′40″E 和 34°07′—34°40′48″N。全市总面积2088 km2，其中耕地面积1886.67 km2，牡丹种植面积约0.67 km2，总人口195万，下辖21个镇、4个街道、2个省级经济开发区、1个省级风景名胜区，490个行政村（居）。该市属暖温带半湿润季风气候，四季分明，季风显著，光照和雨量充足，年均气温14.0 ℃，年均降水量867.8 mm，年均日照时数2318.6 h。土壤以潮土为主，油用牡丹主栽品种为凤丹。

1.2 样本采集分析

基于前期产地环境和种植情况的调查，选取 5年生凤丹采样点6个，在果熟期每个采样点采集3株籽粒，混匀后装袋。经蒸馏水浸洗、自然风干和手工脱壳后，置于 80 ℃下烘至恒质量，用不锈钢粉碎机粉碎后置于塑料袋内密封备测（姜天华等，2016；徐桠楠等，2021）。为反映籽粒、土壤中重金属含量之间的关系，尽可能确保土壤采样点与籽粒采样点一致。采集耕作层（0—15 cm）的土壤并混匀，用四分法留取1 kg作为该点混合样本，待自然风干后去除根系、砾石等杂质，经玛瑙研钵磨细后存于塑料袋内密封备测（王勇等，2008）。土壤pH值测定方法按照农业标准 NY/T 1121.2—2006。土壤中Pb和Cd、Hg、As、Cu和Cr含量测定分别按照国家标准 GB/T 17141—1997、GB/T 22105.1—2008、GB/T 22105.2—2008、国家环境保护标准HJ/491—2009。籽粒中 Pb、Cd、Hg、As、Cu、Cr含量测定方法分别按照国家标准 GB 5009.12—2017、GB 5009.15—2014、GB 5009.17—2014、GB 5009.11—2014、GB 5009.13—2017、GB 5009.123—2014。重金属元素测定时采用标准品对照，选用国家标准品物质研究中心提供的GSS-3土壤样品作为标准土壤样品（陈皓等，2010），质控样品相对误差控制在10%以内。

1.3 重金属污染评价

1.3.1 单因子污染指数法

单因子污染指数法是对土壤中某一污染物的污染程度进行评价。其计算公式为：

式中：

Pi为单因子污染指数；

Ci为污染物i实测值；

Si为污染物i参考值。

本研究采用《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中风险筛选值作为参比值（周浪等，2021）。当Pi≤1时，表示无污染；当15时，表示重度污染。

1.3.2 内梅罗综合污染指数法

内梅罗综合污染指数法是目前国内外计算综合污染指数的常用方法（张又文等，2019）。其计算公式为：

式中：

P为内梅罗综合污染指数；

Pi,max为污染指数最大值；

Pi,ave为污染指数平均值。

当P≤0.7时，表示清洁；

当0.7

当1

当2

当Pi>3时，表示重度污染。

1.3.3 地累积指数法

地累积指数法是用来表征沉积物和土壤中重金属富集程度的常用指标，可反映重金属的自然变化特征及判别人为活动对环境的影响（顾思博等，2019；田威等，2020）。其计算公式为：

式中：

Igeo为地累积指数；

Ci为元素i实测值；

Bi为元素i参比值。

本研究采用中国土壤元素背景值为参比值；k为考虑成岩作用可能引起的背景值变动系数（一般取值为1.5）（叶嘉敏等，2016）。Igeo分级标准与污染程度划分见表1（贾英等，2013）。

表1 地累积指数分级标准Table 1 Graduation standard of Igeo

1.3.4 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法的优势在于考虑到重金属含量、多元素协同作用、毒性水平及环境对重金属敏感性等因素（Hakanson，1980）。其计算公式为：

式中：

RI为多种重金属潜在生态风险指数；

为元素i潜在生态风险指数；

为元素i毒性响应系数，Pb、Cd、Hg、As、Cu、Cr的取值分别为5、30、40、10、5、2（田威等，2020；李子杰等，2021）；

为元素i污染指数；

和分别为元素i实测值和参比值。

本研究采用中国土壤元素背景值为参比值；RI和分级标准与生态风险程度见表2（贾英等，2013）。

表2 Hakanson潜在生态风险分级标准Table 2 Graduation standard of Hakanson potential ecological risk

1.4 数据处理

运用Excel 2013和SPSS 13.0软件对试验数据进行描述性统计分析、相关性分析和方差分析等。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量特征

从表3可知，研究区土壤中所测6种重金属元素含量差异较大。6个土样的pH值范围为7.39—7.62，均值为7.54±0.09。参照中国土壤元素背景值，Cd、Cu和 Cr平均值分别超标 0.27、0.06和 0.21倍，可见研究区内这3种元素污染偏重。参照《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，所测6种重金属元素的含量均低于限定值。6种元素变异系数由大到小依次为 Cd、Hg、As、Pb、Cu、Cr。其中，Cd、Hg变异系数均大于36%，属于强变异（林俊杰等，2011）。其余4种元素变异系数相对较小，即为中等变异，反映其在区域分布上相对均匀。

表3 研究区土壤重金属含量的描述性统计Table 3 Summary statistics of heavy metal contents in soils from study area mg·kg−1

2.2 土壤重金属污染评价

2.2.1 污染指数评价

从表4可知，研究区土壤中所测6种重金属元素的Pi值均小于1，表明该土壤未受所测6种重金属元素污染，污染等级为无污染。P值均小于0.7，表明污染等级总体为清洁水平。P最大值为0.33，其中Cd对P值贡献最大，对此应引起重视。

表4 研究区土壤重金属的Pi和P值Table 4 Pi and P values of heavy metal in soils from study area

2.2.2 地累积指数评价

从表5可知，研究区土壤中所测6种重金属元素的Igeo值均小于0，表明该土壤中所测6种重金属元素均未形成污染，其污染等级均为0级。

表5 研究区土壤重金属的Igeo及累积等级Table 5 Igeo and accumulation levels (L) of heavy metals in soils from study area

2.2.3 潜在生态风险评价

从表6可知，研究区土壤中所测6种重金属元素平均值的顺序为Cd>Hg>As>Cu>Pb>Cr。其中iCd的Er最大值最高（71.44），中等生态风险点位达33.33%，说明该元素的潜在生态风险等级最高。其他5种重金属元素的平均值均小于40，低生态风险点位为 100%，对土壤潜在生态风险贡献率较低，基本无影响。RI值介于126.02—39.359，平均值为74.11，存在33.33%的样点为中等生态风险，但总体上风险等级较低。从各元素对 RI的贡献率来看，Pb、Cd、Hg、As、Cu、Cr的贡献率分别为6.46%、51.33%、23.25%、8.53%、7.15%、3.28%，表明Cd是该区土壤生态风险的主要来源，应列为环境治理和风险控制的重要目标。

表6 研究区土壤重金属的和RI值Table 6 and RI values of heavy metal in soils from study area

统计值Statistic E i r RI Pb Cd Hg As Cu Cr平均值 Mean 4.79 38.04 17.23 6.32 5.30 2.43 74.11最大值 Maximum 5.52 71.44 32.00 8.06 6.20 2.80 126.02最小值 Minimum 3.93 13.30 10.46 5.11 4.46 2.10 39.35样品污染点个数Pollution points of sample低 Low 6 4 6 6 6 6 4中等Moderate 0 2 0 0 0 0 2

2.3 油用牡丹籽粒重金属含量特征

从表7可知，研究区油用牡丹籽粒中仅Pb含量存在超标现象，Cd、Cu、Cr虽检出但未超标，而Hg、As未检出。其中 Pb 含量为 0.48—0.69 mg·kg−1，超标率达100%（平均超标1.95倍，最大超标2.45倍，最小超标1.4倍），此与研究区附近工业、交通等影响有关，说明油用牡丹籽粒中Pb的危害最重、健康风险最大。所测重金属元素变异系数均低于20%，表明空间分布较均匀，存在相似的污染程度。

表7 研究区油用牡丹籽粒重金属含量的描述性统计Table 7 Summary statistics of heavy metal contents in oil peony grains from study area mg·kg−1

2.4 土壤与油用牡丹籽粒重金属相关性

从表8可知，研究区土壤中Cu含量与油用牡丹籽粒中Pb、Cu含量均呈显著性正相关（P<0.01），籽粒中 Cu、Pb含量之间的相关性为显著水平（P<0.05）。这表明土壤-油用牡丹系统中Pb、Cu的来源相似性较大，呈现相互伴随的复合污染现象。Cd、Cr与其他元素含量之间不具有相关性，说明其污染程度及来源可能不同，推测源于人为、自然的双重影响。

表8 研究区土壤与油用牡丹籽粒中重金属含量的Spearman相关系数矩阵Table 8 Correlation matrix between heavy metal contents in soils and oil peony grains from study area

3 讨论

本研究发现研究区土壤中Cd、Cu和Cr平均含量分别超中国土壤元素背景值的0.27、0.06和0.21倍，表明这3种元素已出现局部聚焦和点源污染现象。这与柳云龙等（2012）、樊新刚等（2013）和方晓波等（2015）报道相符，推测是研究区附近工业、交通等行业的快速发展，人类活动加剧了土壤中重金属元素的累积效应，对此应给予重视（柳云龙等，2012；樊新刚等，2013；方晓波等 2015）。但较王学松等（2006）报道的徐州市表层土壤中Cd、Cu和Cr分别超标5.57、1.69和1.29倍则大幅降低，原因在于后者采样点更毗邻钢铁厂、皮革厂等工业重污染源。从王学松等（2006）报道至今，15年来该地区土壤中Cd超标倍数下降95.15%，推测与该区域农田近年来大力增施有机肥、逐步减施磷肥有关，因有机肥可显著影响土壤中重金属的吸附等环境化学行（Hao et al.，2009；刘红侠等，2006；刘秀春等，2008）。研究区土壤中Cd、Hg已达强变异，表明这2种元素受外界干扰比较显著，导致在空间分布上有很大差异，这可能是临近工业、交通、化肥施用等人为活动影响所致（方晓波等2015；强承魁等，2016；敖明等，2019）。

研究区土壤中所测6种重金属元素的Pi、P值均分别小于1和0.07，表明土壤未受污染，此与表5中Igeo值和表6中RI均值所反映的污染评价结果一致。但表6中Cd的最大值最高（71.44），表现出了33.33%的中等生态风险位点，对RI贡献率占比最高（6.46%），而内梅罗综合污染指数法分析Cd也恰为主要贡献因子（表 5）。这与宁晓波等（2009）、陈京都等（2012）和张菊等（2012）报道单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态危害指数法评价结果具有较好的一致性相吻合。由此可知，Cd是该研究区土壤中重金属潜在生态风险的主要来源，也是人类活动导致污染的重要指示元素，对此应列为区域农田环境治理及风险管控的重要对象。另所测6种重金属元素含量均低于《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，但表 8中Spearson相关系数矩阵显示的重金属元素来源、运输和沉积等地球化学行为尚需深入探讨。

近年来，农产品重金属污染问题一直是社会关注的热点和政府监管的重点。随着2011年《卫生部关于批准元宝枫籽油和牡丹籽油作为新资源食品的公告》的发布，牡丹籽油被批准为新资源食品，但针对其重金属污染特征及其潜在健康风险评价方面的系统研究还鲜见报道。《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）食品类别说明中油料类食品归属坚果及籽类，其中Pb限量标准为 0.2 mg·kg−1。本研究发现研究区凤丹籽粒中Pb含量超标率达100%，其中平均超标1.95倍、最大超标2.45倍、最小超标1.4倍。此远高于黄皓等（2020）报道的滇西某种植区油用牡丹籽粒Pb含量超标率82.1%，这可能与研究区土壤特征及凤丹具较高的Pb富集能力等有关，推测与Cu存在相互伴随的复合污染现象（表 8）。通过表 3和表7计算Pb元素的富集系数为0.024，均大于油菜籽粒、花生果仁、芝麻籽粒、玉米籽粒和小麦籽粒的该元素富集系数（杨惟薇等，2014；黎红亮等，2015；杨梦昕等，2015；强承魁等，2017），表明凤丹属于对土壤中Pb具较强累积能力的一种油料植物。考虑到其食用安全性，Pb低累积品种选育和科学的栽培措施及健康风险评价还有待进一步研究。