东北设施叶菜类蔬菜镉铅污染安全生产分区研究

李想，龙振华，朱彦谚，杨昳，李明堂

（吉林农业大学资源与环境学院，长春130118）

近年来我国设施蔬菜种植业发展迅速，设施蔬菜种植面积以每年10% 左右的速度不断增长，设施蔬菜用24% 的土地面积提供了60% 以上的产值和33%以上的蔬菜产量，在蔬菜生产中起到了至关重要的作用[1-2]。设施蔬菜种植过程中可人为控制生产空间内的小气候、调控土壤湿度和肥力，从而延长蔬菜生产时间，因此在常年低温期较长的东北地区的发展尤为迅速[3-5]。其中吉林省在2009—2011年设施蔬菜种植面积在省内9 个地区均增长了1 倍以上[6]。随着设施蔬菜的快速发展，设施菜地土壤重金属污染对蔬菜安全生产的影响以及因农业投入品大量使用导致的重金属累积风险正引起人们的关注[7-8]，如我国部分设施蔬菜土壤在种植之前已经受到了各种人为因素导致的重金属污染，或者农业投入品的过量和不当使用，使得设施蔬菜种植过程中土壤重金属风险隐患加剧[9-12]。研究表明，我国东北地区设施叶菜类蔬菜的主要重金属污染物为Cd和Pb[13-14]。蔬菜对土壤中Cd和Pb 的吸收富集不仅与蔬菜的种类和品种有关，还与Cd 和Pb 在土壤中的生物有效性有关[15-16]。土壤中Cd 和Pb 的生物有效性不仅与其总量有关，还与土壤的理化性质，如pH 和有机质的含量有关。大多数研究表明蔬菜中重金属与土壤pH 呈负相关关系，土壤有机质的增加会显著降低蔬菜对重金属的吸收，但也有研究表明有机质的增加会促进Pb 的溶解，增加土壤中的水溶性Pb 的含量从而使蔬菜对Pb 的吸收富集能力增加[17-18]。因此从蔬菜品种和种类以及土壤基本性质等方面系统考虑设施蔬菜对Cd 和Pb 的吸收富集能力，针对具体的区域实际情况开展土壤重金属阈值和分区生产，对实现Cd 和Pb 污染土壤的蔬菜安全生产具有重要的指导意义。

目前主要是利用蔬菜重金属超标率、种间外推法和物种敏感曲线法（SSD）研究重金属污染土壤安全生产的阈值和分区。徐建明等[19]利用蔬菜重金属不超标率90%、60% 和30% 定为安全值、限制值和高危值；刘香香等[20]以蔬菜和土壤中Cd 的含量建立线性回归方程，根据蔬菜中Cd的限量值得出土壤阈值；程菁靓等[21]根据不同品种水稻对Pb 的富集情况利用Log-logistic 模型计算水稻对Pb 的富集SSD 频次，并根据SSD 曲线得出宜产、限产和禁产3区的土壤中Pb的含量阈值。物种敏感性分布法是一种统计学外推法，能在结构复杂的生态系统中，通过概率或者经验分布函数来描述不同物种样本对胁迫因素的敏感度差异，与其他方法相比更具实际意义。刘克[22]利用种间外推法和物种敏感曲线法研究小麦产地土壤中Cd和Pb 的安全阈值，结果发现物种敏感曲线法的拟合效果最好。

综上所述，本研究以吉林省某矿区矿石采集场和冶炼厂附近受Cd 和Pb 污染的设施叶菜类蔬菜种植基地为研究对象，点对点采集土壤和叶菜类蔬菜的可食部位，在对土壤污染和蔬菜重金属超标情况进行研究的基础上，结合不同叶菜类蔬菜对Cd 和Pb 的富集系数及其与土壤pH 和有机质含量的相关性，利用物种敏感曲线法对Cd 和Pb 污染设施蔬菜种植土壤安全生产阈值和宜产区、限产区和禁产区的划分进行研究，以期为设施蔬菜安全生产提供技术支持。

1 材料与方法

1.1 研究区域

根据吉林省土壤背景值分布和近几年吉林省耕地土壤重金属污染情况[23-24]，以吉林省某矿区矿石开采区域和矿石冶炼厂附近可能受到Cd 和Pb 污染的设施蔬菜种植基地为采样点。采样区位于吉林省中南部，属于北温带东亚大陆性季风气候，四季温差较大，年气温范围在-18～22.4 ℃，年降水量为954.3 mm，采样区的土壤类型为黑土。据调查研究地区设施基地大约从3月份开始种植到10月份结束，期间种植叶菜类蔬菜3～4 茬，因此本研究于2019 年6 月份和9 月份进行两次田间采样。根据蔬菜大棚土壤中Cd 和Pb 的污染情况、与主要污染源的距离以及蔬菜大棚和冶炼厂烟囱的风向等条件，选取了具有代表性、棚龄为1～6 a的7个塑料大棚为采样点。

1.2 土壤和蔬菜样品采集及处理

根据采样区的特点，分别于2019 年6 月份和9 月份点对点采集塑料大棚的土壤和蔬菜样品，蔬菜种类主要包括菠菜、小白菜、韭菜、油菜、茼蒿、大白菜和油麦菜。采用塑料采样器点对点采集0～20 cm 的耕作层土壤和蔬菜样品。样品采集后立即放入无菌的自封塑料袋内，放置于泡沫箱内，并加入冰袋保持低温，6 h内运回实验室后立即对样品进行预处理。蔬菜采集样品数与土壤样品数相同，最终各采集样品34个。

蔬菜样品制备：蔬菜样品用自来水冲洗干净后，用去离子水冲洗3 次，晾干蔬菜表面水分，称其鲜质量，测蔬菜含水率，然后置于烘箱中105 ℃杀青30 min，65～70 ℃烘24 h 左右，过0.15 mm 尼龙筛后保存于干燥器内。

土壤样品制备：将采集的土壤放置于阴凉处风干，直至恒质量，去除植物根茎、石块等杂物，过2 mm尼龙筛，混匀，一部分过1 mm 和0.25 mm 尼龙筛，用于测定土壤pH和有机质的含量，再取一部分研磨，过0.15 mm尼龙筛，用于重金属的测定。

1.3 测定方法

土壤和蔬菜中Cd 和Pb 的含量的测定[25]：称取0.1 g（精确至0.000 1 g）过筛的土壤样品置于微波消解管中，加入6 mL 盐酸-2 mL 硝酸（优级纯）-1 mL 氢氟酸（优级纯）于微波消解仪（MARS6）内消解；称取0.3 g（精确至0.000 1 g）过筛的蔬菜样品置于微波消解管中，加入10 mL 硝酸（优级纯）于微波消解仪（MARS6）内消解。消解结束后在180 ℃条件下加热赶酸使管内消解液剩至1 mL 左右时，用20 mL 2% 硝酸溶液清洗管壁，转移到容量瓶中定容至25 mL，摇匀后取上清液，采用电感耦合等离子体质谱仪（ICPMS 7900）测定Cd 和Pb 的含量，测定过程中以国家标准土壤样品[GBW07453（GSS-24）]和国家标准蔬菜样品[GBW10015（GSB-5）]进行分析质量控制。

土壤pH 测定：水土比为2.5∶1，采用pH 计测定；土壤有机质含量测定：采用高温外热重铬酸钾氧化-容量法测定[26]。

蔬菜富集系数计算公式：富集系数（BCF）=蔬菜重金属含量（mg·kg-1）/土壤重金属含量（mg·kg-1）

1.4 统计与分析

使用SPSS 18.0 软件对收集到的数据进行数据差异显著性分析、回归分析和均值聚类分析，使用Origin 8.5 软件利用Logistic 分布模型绘制拟合SSD 曲线，其他试验数据利用Excel 2010进行处理。

2 结果与讨论

2.1 土壤理化性质与重金属含量

从表1 可以看出，土壤样品的pH 值范围为5.85～7.55，平均值为6.69。一般情况下pH 较低的土壤种植的蔬菜更易受重金属污染[27]，相比湖北[28]、湖南株洲[29]、广东省[30]受重金属污染的蔬菜土壤pH 平均值分别为5.61、5.14、4.67，本研究的土壤样品pH 偏高，可能会降低土壤重金属的生物有效性从而减少蔬菜对重金属的吸收富集[18]。土壤样品有机质的含量范围为13.73～52.00 g·kg-1，平均值为35.09 g·kg-1，本研究采集的土壤样品pH 和有机质的含量均在焉莉等[31]调查的吉林省农田土壤pH 和有机质的含量范围内，说明研究区土壤pH和有机质的含量并没有受到矿石开采和冶炼的显著影响。

土壤样品中Cd的含量范围为0.27～1.55 mg·kg-1，平均值为0.80 mg·kg-1；Pb 的含量范围为17.99～70.18 mg·kg-1，平均值为37.48 mg·kg-1。土壤中Cd 含量超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中的农用地土壤污染风险筛选值的样品比例为97.06%，说明研究区域内蔬菜生产可能存在Cd 污染的风险。采集土壤样品中Pb 的含量均未超过《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中的农用地土壤污染风险筛选值。

表1 土壤pH、有机质和重金属含量Table 1 The soil pH and contents of organic matter and heavy metals in soil

2.2 蔬菜可食部位对重金属的吸收和富集

由表2 可知，34 个蔬菜可食部位样品中Cd 的含量范围为0.06～0.52 mg·kg-1，平均值为0.18 mg·kg-1；Pb 的含量范围为0.01～1.46 mg·kg-1，平均值为0.25 mg·kg-1。根据《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）蔬菜可食部位中Cd的含量超过标准值的样品比例为23.53%，Pb 的含量超过标准值的样品比例为20.59%。说明在研究区域的土壤环境条件下，叶菜类蔬菜已经受到不同程度的Cd 和Pb 污染。对于Cd 而言，土壤中Cd 的含量超农用地土壤污染风险筛选值的样品比例虽然为97.06%，但蔬菜可食部位中Cd 的含量超标准值的样品比例却仅仅为23.53%；对于Pb 而言，虽然土壤样品中Pb 含量均没有超过农用地土壤污染风险筛选值，但蔬菜可食部位中Pb 的含量超标准值的样品比例高达20.59%，说明设施蔬菜对Cd和Pb的富集特征不一样。李莲芳等[14]采集的吉林四平设施蔬菜土壤中Cd的含量超标准值样品数量超过总数的一半，Pb 的含量则没有超过标准值；有少量蔬菜样品中Cd 和Pb 的含量超标准值。可能是研究区土壤样品pH和有机质含量较高导致土壤中Cd 的生物有效性降低，从而使叶菜类蔬菜对Cd的吸收富集降低，但却增加了蔬菜对Pb 的富集[18]，具体原因仍有待进一步研究。

不同种类叶菜类蔬菜可食部位对Cd的平均富集系数大小顺序为：菠菜（51.65%）＞小白菜（35.45%）＞韭菜（33.07%）＞油菜（23.43%）＞茼蒿（21.38%）＞大白菜（19.53%）＞油麦菜（14.16%）；对Pb的平均富集系数大小顺序为：小白菜（1.28%）＞韭菜（1.01%）＞菠菜（0.91%）＞油麦菜（0.87%）＞油菜（0.59%）＞大白菜（0.50%）＞茼蒿（0.10%）。另外，同种蔬菜不同季节和不同大棚采集的样品中可食部位对Cd 和Pb 的富集系数也有较大差异，蔬菜对Cd 的富集系数变异系数大小顺序为：油菜（63.62%）＞小白菜（57.52%）＞大白菜（40.52%）＞菠菜（21.47%）＞韭菜（20.21%）＞油麦菜（15.98%）；蔬菜对Pb 的富集系数变异系数大小顺序为：菠菜（123.07%）＞小白菜（112.45%）＞大白菜（71.35%）＞油麦菜（58.29%）＞油菜（52.28%）＞韭菜（51.08%），变异系数越大说明该蔬菜品种受本身基因型或者外在条件的影响不同而对Cd 和Pb 的富集能力差异越大，因此叶菜类蔬菜之间对Pb 的富集能力差异比对Cd的要大，而小白菜和大白菜对Cd和Pb富集能力差异都比较大。

表2 蔬菜重金属含量及富集系数Table 2 Heavy metal content and enrichment coefficient in vegetables

2.3 蔬菜富集系数与土壤pH 和有机质含量的相关性分析

从表3 中可以看出，叶菜类蔬菜对Cd 的富集系数（BCF）与土壤pH 呈显著性负相关关系，即土壤pH越高，叶菜类蔬菜越不易吸收富集Cd；蔬菜对Cd 的富集系数与土壤有机质的含量呈负相关，但并无显著性相关关系，因此本研究将土壤pH 作为影响蔬菜吸收富集Cd的主要影响因子建立回归模型。

从表3 中可看出，叶菜类蔬菜对Pb 的富集系数与土壤pH 无显著相关关系，具体原因可能是蔬菜品种差异较大，或者有其他共存的重金属，干扰了土壤pH 对蔬菜富集Pb 的影响作用[17]；叶菜类蔬菜对Pb 的富集系数与土壤有机质的含量有显著正相关关系，即土壤有机质的含量越高，叶菜类蔬菜越易吸收富集Pb，推测可能是本研究中的土壤样品有机质含量较高，增加了Pb 的生物有效性，促进了蔬菜对Pb 的富集[18]，因此本研究将土壤有机质的含量作为影响蔬菜吸收富集Pb的主要影响因子建立回归方程。

2.4 土壤典型情景

蔬菜对Cd的富集系数与土壤pH 有显著性关系，所以将土壤pH 作为自变量，通过SPSS 18.0 软件进行K-均值聚类分析，而蔬菜对Pb 的富集系数只与有机质的含量呈显著性关系，所以将土壤有机质的含量作为自变量，通过SPSS 18.0 软件进行K-均值聚类分析。聚类结果如表4 所示，从表中可以看出研究区的土壤样品土壤pH 值跨度较大，分成了5.99、6.65 和7.21共3种情景。土壤有机质的含量范围也较大，分成含量为20.25、30.04 g·kg-1和44.44 g·kg-13种情景。

表3 重金属富集系数与土壤pH和有机质含量的相关性Table 3 Correlation of heavy metal enrichment coefficient with soil pH and organic matter content

表4 土壤典型情景Table 4 Typical situation of soil

2.5 蔬菜富集系数归一化

利用SPSS 18.0 软件将34 种叶菜类蔬菜可食部位对Cd 和Pb 的富集系数分别与土壤pH 和有机质的含量进行回归分析，得到回归方程，利用回归方程将各蔬菜不同的富集系数数据归一化到特定土壤条件下，以消除土壤理化性质差异对蔬菜富集系数的影响。回归方程如下：

Cd：lgBCF=a×pH+k

Pb：lgBCF=b×lgOM+k

式中：pH 为土壤pH 值；OM 为土壤有机质的含量，g·kg-1；a、b为无量纲参数，表示土壤性质对富集系数的影响程度；k为方程截距，表示蔬菜品种对Cd 和Pb 的固有敏感性。

Cd 的 回 归 方 程 为lgBCF=- 0.252pH + 0.322（r=0.404）；Pb 的回归方程为lgBCF=0.733lgOM-3.420（r=0.233）。为进一步消除土壤理化性质对叶菜类蔬菜富集系数的影响，将34 种蔬菜分别通过回归模型归一化到3种典型土壤情景下蔬菜的富集系数，见表5。如大白菜1在pH=6.7、有机质的含量为13.73 g·kg-1的实际土壤中对Cd 的BCF 为4.54%、对Pb 的BCF 为0.53%，利用Cd 的富集回归方程lgBCF=-0.252pH+0.322，将其归一化到土壤pH=5.99 条件下得到BCF=4.54×10-0.252×（5.99-6.7）；同理，利用Pb 的回归方程lgBCF=0.733lgOM-3.420 将其归一化到土壤有机质的含量为20.25 g·kg-1条件下时得到BCF=0.53×100.733×（20.25/13.73），方程中系数0.322、-3.420 为各蔬菜品种间固有的敏感性，在归一化运算过程中可忽略，其他蔬菜品种以此类推。

由表5 可知34 种蔬菜在3 种典型土壤情景下对Cd 和Pb 的富集系数从大到小排序一致，不同种类叶菜类蔬菜Cd 的3 种归一化后富集系数平均值对富集能力的排序一致：菠菜＞小白菜＞油菜＞韭菜＞大白菜＞茼蒿＞油麦菜，与归一化前相比，菠菜、小白菜对Cd的富集能力较强，油麦菜对Cd 的富集能力较弱。不同种类叶菜类蔬菜Pb 的3 种归一化后富集系数平均值对富集能力的排序一致：小白菜＞韭菜＞菠菜＞油麦菜＞大白菜＞油菜＞茼蒿，与归一化前相比，小白菜、韭菜对Pb 的富集能力较强，茼蒿对Pb 的富集能力较弱。但归一化前后的富集能力排序并不完全一致，可能是由于某些种类蔬菜不同样品间对重金属富集能力差距较大，受土壤理化性质影响较大，并且和另一种类蔬菜富集能力相近等，在归一化过程中导致排序的改变，但并没有改变大致趋势。

2.6 蔬菜敏感性分布和安全生产分区

将上述蔬菜品种归一化后的富集系数由大到小排列并设定相应序数R，计算其累计概率，累计概率P公式如下：

P=R/（N+1）式中：R是物种从小到大排序的秩；N是样本数。

以1/BCF 为横坐标，累计概率为纵坐标，利用Logistic 分布模型在Origin 8.5 得出的拟合曲线如图1 和图2。由图1 可知，3 种典型情景土壤中蔬菜对Cd 敏感性顺序基本一致，不同蔬菜对Cd 的富集能力差异显著，曲线上端蔬菜代表对Cd 的富集性差。综合分析可知菠菜和小白菜对Cd 的富集能力强，不同大白菜和油菜样品对Cd的富集能力差异较大。

由图2 可知，3 种典型情景土壤中蔬菜对Pb 敏感性顺序基本一致，不同蔬菜对Pb 的富集能力差异显著，曲线上端蔬菜代表对Pb 的富集能力差。综合分析可知叶菜类蔬菜对Pb 的富集能力差异大，说明叶菜类蔬菜富集Pb的样品间差异较大。

表5 叶菜类蔬菜在土壤典型情境下归一化后的富集系数（%）Table 5 Normalized enrichment coefficients of leafy vegetables under typical situation of soil（%）

2.7 典型土壤情景下安全生产分区

图1 土壤典型情景下Cd的叶菜类蔬菜敏感分布曲线Figure 1 Sensitivity distribution curves of leafy vegetables for Cd under typical situation of soil

据上述分析，综合参照徐建明等[19]和程菁靓等[21]对宜产区、限产区和禁产区保护农作物百分比的划分，建议分别将保护90% 和5% 的蔬菜品种作为划分叶菜类蔬菜宜产、限产和禁产的依据，即宜产区设置为保护90% 及以上蔬菜品种；限产区设置为保护5%～90% 蔬菜品种；禁产区设置为保护5% 及以下蔬菜品种，详细划分如下：根据叶菜类食品限量标准，按照BCF公式可反推出3种情景下土壤中Cd和Pb的阈值（见表6），取3 种情景下阈值的平均值作为划分依据，即保护90%和5%蔬菜时土壤中Cd的含量的阈值分别为（0.29 + 0.42 + 0.58）/3=0.43 mg · kg-1和（1.94 +2.83+3.88）/3=2.88 mg·kg-1，Pb 的含量的阈值则分别为（31.54+23.47+17.62）/3=24.21 mg·kg-1和（508.99+381.51+286.43）/3= 392.31 mg·kg-1。当土壤中Cd 的含量≤0.43 mg·kg-1为宜产区，土壤中Cd 的含量0.43～2.88 mg·kg-1为限产区，土壤中Cd 的含量≥2.88 mg·kg-1为禁产区；当土壤中Pb 的含量≤24.21 mg·kg-1为宜产区，土壤中Pb 的含量24.21～392.31 mg·kg-1为限产区，土壤中Pb的含量≥392.31 mg·kg-1为禁产区。

图2 土壤典型情景下Pb的叶菜类蔬菜敏感分布曲线Figure 2 Sensitivity distribution curves of leafy vegetables for Pb under typical situation of soil

本研究得到的宜产区和限产区土壤中Cd的含量阈值高于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中Cd 的农用地土壤污染风险筛选值和农用地土壤污染风险管制值的最低值，接近最高值，可能原因是研究区土壤的pH较高，导致土壤中Cd 的活性降低，使得叶菜类蔬菜对Cd 的吸收富集能力下降[32]。宜产区土壤中Pb 的含量阈值明显小于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中Pb 的农用地土壤污染风险筛选值，限产区土壤中Pb 的阈值略低于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618—2018）中Pb 的农用地土壤污染风险管制值的最低值，原因可能是东北地区土壤有机质含量比较高，增加了Pb 的生物有效性，促进了设施叶菜类蔬菜对Pb 的吸收[17-18]。另外，研究表明不同种类蔬菜对不同重金属的富集能力差异很大，而叶菜类蔬菜更易吸收富集Pb，使得Pb 往往成为叶菜类蔬菜的主要超标重金属[33]。赵勇等[34]对蔬菜土壤Pb的污染阈值进行研究，其结果表明土壤中Pb 的含量阈值油麦菜为39.91 mg·kg-1，生菜为33.70 mg·kg-1；史明易等[35]收集12 个省（市）共19 篇文献中设施蔬菜重金属污染的数据进行统计分析，当土壤pH 为6.5～7.5 时叶菜类蔬菜土壤中Pb 含量的安全阈值为20.55 mg·kg-1。以上说明Pb对叶菜类蔬菜安全生产的风险较高，在蔬菜种植过程中需要注意土壤中Pb 的污染，这与本文的研究结果基本一致。

当土壤中Cd 和Pb 的含量处于宜产区时能保护90%叶菜类蔬菜正常生长，可种植大部分叶菜类蔬菜品种，一些高积累蔬菜品种如菠菜、小白菜和韭菜等种植需要采用以农艺调控为主的安全生产技术[36-37]，生产过程中严格控制农业投入品可能带来的重金属污染。当土壤中Cd 和Pb 的含量处于限产区时应禁止种植极高富集能力的蔬菜，若土壤中Cd 的含量处于限产区时不应种植菠菜和小白菜，土壤中Pb 的含量处于限产区时不应种植高富集Pb的小白菜、韭菜、大白菜、菠菜和油麦菜品种，蔬菜种植需要采用以农艺调控为主、土壤修复为辅的安全生产技术，生产过程中加强对土壤和蔬菜产品中Cd 和Pb 的协同监测[38-40]。当土壤中Cd 和Pb 的含量处于禁产区时95%叶菜类蔬菜均较容易富集Cd 和Pb，大部分蔬菜品种不易直接种植，可科学性选择其他农作物或种植观赏性植物[41-42]。

3 结论

（1）设施叶菜类蔬菜对土壤中Cd 的富集系数与土壤pH 值呈显著负相关关系；对Pb 的富集系数与土壤有机质的含量呈显著正相关关系。

（2）菠菜和小白菜对Cd的富集能力较强，油麦菜对Cd 的富集能力较弱；小白菜和韭菜对Pb 的富集能力较强，茼蒿对Pb 的富集能力较弱。叶菜类蔬菜对Pb 的富集系数样品间差异比Cd 的大，其中小白菜和大白菜对Cd和Pb的富集能力存在较大差异。

（3）建议研究区内设施叶菜类蔬菜宜产区、限产区和禁产区土壤中Cd的含量范围分别为≤0.43、0.43～2.88 mg·kg-1和≥2.88 mg·kg-1；Pb 的含量范围分别为≤24.21、24.21～392.31 mg·kg-1和≥392.31 mg·kg-1。

表6 基于Log-logistic拟合曲线保护不同比例叶菜类蔬菜的土壤Cd和Pb生态阈值Table 6 The ecological thresholds of Cd and Pb in soil to protect different proportions of leafy vegetables based on Log-logistic fitting curve