东莞某工业镇农用地土壤镉污染及生态风险评价

邓杰帆，吴翠玉，卢 瑛 ，李军辉，曾彩明，刘金环，刘纪蓥，贾重建

（1.东莞市环境科学研究所，广东 东莞 523009；2.华南农业大学资源环境学院，广东 广州 510642）

【研究意义】 近年来，随着工业的快速发展，大量工业污染物不合理排放，造成农用地土壤重金属污染日益严重[1-3]。由于重金属不能被土壤微生物降解，在土壤中不断积累，且可被植物富集，对环境和人体健康存在危害性[4]，因此土壤重金属污染问题已引起高度重视[5-7]。镉（Cd）是生物毒性最强的重金属元素之一，在环境系统中迁移活跃，可以通过土壤-农产品途径进入人体，影响酶系统活力，干扰人体微量元素代谢，引发高血压、骨质疏松等疾病，给人体健康带来严重威胁[8]。因此，土壤Cd的环境行为以及污染控制等研究一直以来备受关注[4,9-11]。

【前人研究进展】 根据2014年环境保护部和国土资源部发布的《全国土壤污染状况调查公报》[12]显示，我国农田土壤点位超标率为19.4%，其中以重金属Cd最为严重。不同土地利用方式对土壤重金属累积可产生重要影响[13]。目前国内北京[14]、上海[15]、天津[16]、广州[1]、深圳[17]等城市已广泛开展了不同土地利用方式土壤重金属研究。有研究表明我国约24.1%的菜地土壤样本Cd含量超过国家土壤环境质量Ⅱ级标准（GB15618-1995）[18]。【本研究切入点】 东莞作为广东经济发达的城市，由于城市化、工业化的快速发展，导致了“三废”的大量产生，而“三废”未得到有效处理的排放以及垃圾和河涌底泥的农用，致使重金属污染物直接或间接地进入农田土壤[19]，对当地环境造成了一定的压力。因此，有关东莞市土壤重金属的相关研究已有众多报道[20-22]，而Cd作为一种累积性的剧毒重金属元素，其在不同土地利用方式农用地中相关分布状况的研究尚不多见。【拟解决的关键问题】 通过对东莞市某工业镇不同土地利用方式土壤-农产品系统Cd进行调查和评价，了解土地利用方式对土壤Cd的累积、分布及其生态影响，以期为农用地土壤Cd污染的有效防治提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

充分考虑研究区域地形地貌、土壤类型和田块大小等因素，于2017年7月在东莞市某工业镇选取不同土地利用类型 ( 菜地、果园、荒地、林地)的地块，进行样点布设，并且利用GPS准确定位。按照梅花布点五点混合法，用竹片采集表层土壤（0～15 cm）样品，四分法取1 kg装入样品袋中。共采集表层土壤样品123个，其中菜地83个、荒地3个、果园26个、林地11个。样品经室内自然风干后，使用玛瑙研钵研磨，分别过孔径2.00 mm和0.15 mm尼龙筛，贮存待测。

在种植有时令农产品的地块同时采集可食部分农产品，共计27个，其中叶菜类（通心菜、菜心、番薯叶）10个、瓜果类（莴苣、水瓜、茄子）10个、水果类（香蕉、龙眼、木瓜、芒果）7个，放入提前准备有冰块的储藏箱中低温保存，带回实验室后进行预处理，去除虫咬、老残部分，用自来水冲洗去除污泥等，用蒸馏水洗净, 并用纱布揩干水分，可食用部分立即碾碎分析。

1.2 分析方法

土壤pH值采用电位法测定（水土比2.5∶1）[23]， 土 壤 Cd经 HCl-HNO3-HClO4-HF消解后用石墨炉原子吸收法测定[23]。农产品Cd 的测定参照 GB 5009.15-2014[24]，经 HNO3-HClO4消解后用石墨炉原子吸收法测定。样品分析过程中，土壤和农产品分析通过空白、平行和标准物质（土壤标准物质GSS-4和GSS-24、GSB-6菠菜和GSB-26芹菜）来进行质量控制。平行间的相对误差均＜ 10 %。

1.3 评价方法

为分析土壤和农产品Cd累积和污染程度，分别以广东省自然土壤背景值[25]、《农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618-2018）[26]和《食品安全国家标准》（GB2762-2017）[27]食品中污染物限量为评价标准。土壤和农产品Cd污染评价标准：广东省自然土壤背景值Cd含量为0.056 mg/kg；土壤污染风险筛选值pH≤7.5时Cd含量为0.3 mg/kg，pH＞7.5时Cd含量为0.6 mg/kg；土壤污染风险管制值pH≤5.5时Cd含量为 1.5 mg/kg，5.5＜pH ≤ 6.5时 Cd含量为 2.0 mg/kg，6.5＜pH ≤ 7.5时 Cd含 量 为 3.0 mg/kg，pH＞7.5时Cd含量为4.0 mg/kg；农产品限量值新鲜蔬菜和新鲜水果Cd含量均为0.05 mg/kg。

1.3.1 污染评价 采用单因子污染指数法和地累积指数法评价研究区域土壤Cd污染状况，单因子污染指数法和地累积污染指数法评价分级标准见表1。

单因子污染指数法计算公式为：

式中，Pi表示土壤重金属元素i的污染指数，Ci表示土壤重金属元素i的实测含量（mg/kg），Si表示土壤重金属元素i的限量标准。

地累积污染指数法计算公式为：

式中，Igeo表示土壤重金属元素i的地累积指数，Ci表示土壤重金属元素i的实测值（mg/kg），Bi表示土壤重金属元素i的背景值。

表1 单因子污染指数法和地累积污染指数分级标准Table 1 The contamination grading standards of single factor index and geo-accumulation index

1.3.2 潜在生态风险评价 潜在生态风险指数法是瑞典学者Hakanson[28]提出的，单一金属潜在生态危害指数计算公式为：

式中，Eir为土壤中第i种重金属的潜在生态危害指数；Tir为第i种重金属元素毒性系数，反映重金属的毒性水平和生物对重金属污染的敏感程度；Cif为第i种重金属元素的污染系数，Cis为土壤重金属元素含量实测值（mg/kg），Cin为重金属参比值。土壤重金属含量越大，重金属的毒性水平越高，潜在生态危害指数Eir值越大，表明其潜在危害也越大，其分级标准见表2。用Hakanson制定的标准化重金属毒性系数为评价依据，重金属Cd的毒性系数Tr=30。为了相对反映特定区域的分域性，参比值采用广东省土壤自然背景值。

表2 Hakanson单一金属潜在生态风险评价分级标准Table 2 Grading standards of single metal potential ecological risk assessment by Hakanson

试验数据采用Microsoft Excel 2010、SPSS 20.0和Origin 2016软件进行相关的图表处理及统计分析。

2 结果与分析

2.1 土壤pH值及Cd含量特征

由表3可知，研究区域土壤pH值为3.81～8.29，平均值为6.08，有66.7%的样点土壤pH＜6.5，即有2/3的土壤偏酸性；不同利用方式间土壤pH平均值表现为：荒地＞林地＞菜地＞果园。土壤Cd含量变化范围为0.02～1.52 mg/kg，平均值为0.36 mg/kg，仅8.94%的样点Cd含量未超过广东省自然土壤背景值，表明研究区域土壤已呈现一定程度的Cd累积；48.78%的样点Cd含量高于土壤污染风险筛选值，但均没有超过管控值（GB 15618-2018）。土壤Cd含量在不同利用方式间的大小顺序为：菜地＞林地＞果园＞荒地，且菜地土壤Cd含量显著高于其他3种利用方式。

变异系数可以反映采样总体中各样点之间的平均变异程度[29]。表3表明，菜地、果园土壤Cd的变异系数达到65%以上，远大于林地和荒地土壤的Cd变异系数，说明菜地和果园土壤受人为活动的干扰比较显著，空间变异较大。

表3 土壤pH和Cd含量统计特征Table 3 Description statistics of soil pH and Cd content

2.2 农产品Cd含量及迁移特征

从图1A可以看出，供试农产品Cd含量为0.000015～0.062 mg/kg，平均含量为 0.013 mg/kg，与《食品安全国家标准》（GB 2762-2017）农产品Cd限量值相比，有11.11%的农产品Cd含量超标，且超标的农产品均为茄果类，说明已有部分茄果类蔬菜受到Cd污染。不同种类农产品Cd含量平均值由大到小依次为：茄果类＞叶菜类＞水果类，单因素方差统计分析结果显示3类农产品之间无显著差异。

农产品对重金属的吸收和积累特征，众多研究者采用农产品中重金属的含量与相应土壤重金属含量的比值表示[20，30-31]，本研究将农产品Cd含量与相应土壤的比值称之为迁移系数，Cd 迁移系数越大，表明农产品从土壤中吸收Cd 的能力越强，抗土壤Cd污染的能力就越弱[31]。从图1B可以看出，Cd在土壤-农产品间的迁移系数为0.000031～0.46，平均值为0.055。不同种类农产品Cd迁移系数平均值由大到小依次为：茄果类＞叶菜类＞水果类，三者间无显著差异，这与各类农产品Cd含量的大小顺序一致。

图1 农产品Cd含量（A）及迁移系数（B）Fig.1 Cd concent (A) and transfer coefficient (B) in agro-products

2.3 土壤Cd污染评价

2.3.1 基于单因子污染指数的土壤Cd污染评价 以《农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618-2018）中土壤污染风险筛选值为依据，计算Cd污染指数，结果见表4。从表4可以看出，土壤Cd污染指数为0.06～5.06，平均值为1.19，48.78%的样点处于轻污染～重污染水平，其中93.33%的受污染样点为菜地，荒地土壤Cd处于安全水平。菜地的Cd污染指数显著高于其他3种利用方式。

2.3.2 基于地累积指数的土壤Cd污染评价 由表4可知，研究区土壤Cd地累积指数为-2.19～4.17，平均值为1.55，84.55%的样点处于轻污染以上的水平。不同利用方式土壤的Cd地累积指数平均值均大于0，菜地的Cd污染指数显著高于其他3种利用方式。可见，研究区菜地受人类活动的影响程度远大于其他3种利用方式。

2.3.3 基于潜在生态危害指数的土壤Cd污染风险评价 从土壤Cd潜在生态危害指数结果（表4）来看，研究区土壤Cd潜在生态危害指数为9.88～812.64，处于轻微、中等、强、很强、极强水平的比例分别为13.82%、13.82%、23.58%、30.89%、17.89%，表明研究区土壤Cd的生态风险较高，其中菜地土壤Cd的生态风险最高，有97.59%的样点土壤处于中等以上的生态风险水平。方差分析结果显示，菜地土壤Cd潜在生态危害指数与其他3种利用方式差异显著。

表4 土壤Cd 污染评价结果Table 4 The results of Cd contamination assessement in soils

3 讨论

在自然情况下，土壤重金属主要来源于母岩和残落的生物物质，但随着工农业生产活动的发展，人为活动对土壤重金属分布的影响不断加强，污水灌溉、农药、无机和有机肥料（包括城市垃圾、污泥）的施用等管理措施均会导致土壤重金属的积累[4，8，13，32]。本研究中，有 90% 以上的样点土壤Cd含量高于广东省自然背景值，累积现象明显。土地利用方式不同，管理措施通常也不同[13]，从而导致土壤重金属含量及污染特征产生差异。本研究中通过对研究区域菜地、林地、果园以及荒地土壤取样分析表明，不同利用方式对土壤中Cd的含量有不同程度的影响，其中菜地土壤最为显著，Cd污染程度最严重，这与前人研究基本一致[1，13-14]。这是由于菜地土壤耕作强度大、肥料农药使用量大、投入和产出高、受人类活动影响最为强烈[18]，而Cd作为一种较为典型的因人类活动进入环境的元素[14]，在菜地土壤中的积累程度较其他利用方式强烈。

土壤中重金属是造成蔬菜重金属污染的主要因素，且通过食物链被动物富集，直接或间接地威胁人类安全和健康[22，33]，由于作物主要是通过根系从土壤溶液中吸收元素[30]，不同农产品因对水分的需求不同而导致对重金属的吸收以及体内运移效率有很大差异。本研究中11.11%的农产品 Cd超标，Cd在土壤-农产品间的迁移系数较高，不同种类农产品Cd迁移系数平均值由大到小依次为：茄果类＞叶菜类＞水果类，茄果类及叶菜类等蔬菜较水果类对环境产生风险效应强。农用地土壤重金属污染物不仅对农作物生长造成影响，还可通过食物链的传递作用对人体健康造成危害。因此，不同种类农产品累积Cd的差异可指导实际农业生产过程中作物种类的选择与种植，就研究区域而言，水果类更适宜于该研究区域种植。

4 结论

（1）研究区91.06%的样点土壤Cd含量高于广东省自然背景值，呈现明显的累积现象；48.78%的样点Cd含量高于农用地土壤污染风险管控标准筛选值，存在土壤污染风险，处于轻污染～重污染水平；地累积指数法评价结果为84.55%的样点Cd处于轻污染～较强污染水平；潜在生态危害指数法评价结果为86.18%的样点土壤Cd的生态风险处于中等～极强水平。

（2）研究区农产品Cd含量平均值均低于食品安全国家标准中规定的蔬菜 Cd 含量限值，但有11.11%的蔬菜超标，对人群存在健康风险。

（3）利用方式影响土壤Cd的累积，土壤Cd含量、污染指数、地累积指数、潜在生态危害指数平均值大小顺序均为：菜地＞林地＞果园＞荒地，且菜地与其他3种利用方式差异显著。