我国大宗露天蔬菜产地土壤7种重金属元素污染分析

仲可成 王倩瑜 贾琪源 李建民 邹建文 陈亚华* 罗春丽徐可馨黄 婷李舒清

（1 南京农业大学生命科学学院，江苏南京 210095；2 南京农业大学资源与环境科学学院，江苏南京 210095）

我国是农业大国，蔬菜在我国农业生产中起到举足轻重的作用，而土壤健康则是我国农业经济和人民生活的根基。自改革开放以来，我国蔬菜种植规模与生产建设得到了蓬勃发展。蔬菜产业的发展给予了我国农业经济发展长足的进步（杨锦秀，2005）。截至2019 年，我国蔬菜种植面积突破2 000万hm2（3 亿亩），产量超过7 亿t，产值达到2 万亿元（李佩珊和马善婷，2019；丁海凤 等，2020）。

如今，土壤安全问题已成为全民关注的热点问题。2014 年国家发布的《全国土壤污染状况调查公报》中显示，我国土壤污染总超标率已达16.4%，其中重金属污染耕地占总耕地面积的20%左右，而仅Cd 的点位超标率就达7.0%。有研究表明，我国许多蔬菜产地的土壤中已出现了重金属不同程度的富集。如宿州市矿区蔬菜的Cd 含量已达到当地土壤背景值的7.83 倍（崔世斌 等，2019），而天津市东丽区菜田土壤Cd 元素含量比当地菜田土壤背景值高8 倍（常兰 等，2018）。重金属元素具有不被降解的特性，被蔬菜吸收后易积累在植株体内，继而通过食物链进入人体，严重危害人类健康（綦峥 等，2020）。部分重金属如Cd、Pb、Cu、Zn 还会增加人类的患癌风险（Ramazanova et al.，2020）。因此，土壤的安全对于蔬菜食用安全至关重要（Qin et al.，2020），重金属污染问题严重制约了我国蔬菜产业的快速发展（杨献中 等，2010）。

土壤重金属污染对农业生态造成的后果严重，在环境污染调查与评价研究中是重要的调查评价对象（梁榕源，2018；Lu et al.，2021）。本试验对国家农业现代产业技术体系41 个试验站的大宗露天蔬菜产地土壤样品进行了调研。以期了解我国现阶段露天蔬菜产区的污染状况及特征，并为更好地防范蔬菜土壤的重金属污染提供依据。

1 材料与方法

1.1 材料

供试土壤样品于2019 年陆续采集自国家农业现代产业技术体系大宗蔬菜41 个试验站点的露天蔬菜产地，分布于我国东北、西北、华东、华南、华中、西南、黄淮海等蔬菜产区，共59 个采样点。各采样点采取多点采样法，采集不少于3 个点、采样深度为0～20 cm 的表层土壤，以等量、随机、多点混合的原则进行采样（刘维雄，2020）。土壤样品利用密封袋和泡沫板进行包装，防止在运输途中污染（诸葛星辰，2019）。

1.2 土壤样品分析及处理

将各蔬菜试验站点采集的133 份土壤样品汇总整理，制作相关信息表并编号（表1）。将土壤样品置于阴凉处风干，去除杂质，分别过20 目及100 目筛，80 ℃烘干至恒重。用万分之一天平称取过20 目筛的土壤0.2 g 加水（水∶土=5V∶1V），利用pH 计测定土壤pH 值（张朔 等，2017）。用万分之一天平称取过100 目筛的土壤0.25 g，用电热消解法进行消煮，消煮仪器为Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometer（ICP-MS，NexION 2000，PerkinElmer）。根据GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》中的污染物分析方法测定土壤样品中7 种重金属含量。镉（Cd）、铅（Pb）含量根据GB/T 17141 采用石墨炉原子吸收分光光度法测定，铜（Cu）、锌（Zn）含量根据GB/T 17138 采用火焰原子吸收分光光度法测定，铬（Cr）含量根据HJ 491 采用火焰原子吸收分光光度法测定，汞（Hg）、砷（As）含量根据HJ 803 采用王水提取-电感耦合等离子体质谱法测定。土壤样品测试全程采用GBW 07409（GSS-3）《土壤成分分析标准物质》进行质量控制，回收率为90%～98%，误差均在标准物质允许的范围之内。

表1 供试土壤样品来源

续表

1.3 土壤重金属污染评价方法和标准

利用单项污染指数法，以GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》为依据（胡永兴 等，2020），分别对7 种重金属元素进行污染评价。将土壤样品元素含量的测定结果分别与土壤重金属污染风险筛选值和风险管控值进行比较（表2、3）。当土壤重金属含量低于或等于风险筛选值时，该农用地的重金属含量对作物的生长和质量安全、土壤的生态环境影响极小，通常可忽略不计；而当重金属含量高于该值时，表明重金属含量已对该地土壤生态环境、作物生长和质量安全有一定的风险，需要及时采取相关管控措施。当土壤重金属含量高于风险管控值时，该地土壤已经不适合种植可食用农作物，应采取严格的管控措施，如退耕还林等。

表2 土壤7 种重金属污染风险筛选值 mg·kg-1

表3 土壤7 种重金属污染风险管控值 mg·kg-1

2 结果与分析

2.1 大宗露天蔬菜产地重金属含量和污染风险筛选值评估结果

2.1.1 土壤镉（Cd）含量和污染风险评估 由图1 可知，西北地区13 组土壤样品中，pH ＞7.5 的土壤样品Cd 含量均未超过风险筛选值（0.6 mg·kg-1）；乌鲁木齐某采样点（XB10）的土壤（6.5 ＜pH ≤7.5）Cd 含量超过了风险筛选值（0.3 mg·kg-1）；其余各点pH ≤7.5 的土壤样品Cd 含量均处于安全范围内。超出风险筛选值的土样占西北地区总土样数的11.5%。

图1 西北地区土壤Cd 污染风险评估

由图2 可知，东北地区采集的样品中无pH ＞7.5 的土壤样品，采样点主要集中在沈阳和长春，沈阳地区土样来源分散在不同村镇，且所有土样Cd 含量均未超过风险筛选值。

图2 东北地区土壤Cd 污染风险评估

由图3 可知，华东地区pH ＞7.5 的土壤样品Cd 含量明显低于风险筛选值；苏州（HD4）和温州（HD5）两地6.5 ＜pH ≤7.5 的土样Cd 含量均高于风险筛选值，且温州的污染情况最严重，其5.5 ＜pH ≤6.5 的土样Cd 含量也高于风险筛选值；其余地区的土样均未超过风险筛选值。超出风险筛选值的土样数占华东地区总土样数的17.8%。

图3 华东地区土壤Cd 污染风险评估

由图4 可知，华南地区无pH ＞7.5 的土壤样品，贵港（HN2）、南宁（HN3）以及广州（HN1）地区5.5 ＜pH ≤6.5 的土样Cd 含量均高于风险筛选值，且贵港、南宁地区6.5 ＜pH ≤7.5 的土样Cd 含量也高于风险筛选值，其中南宁的土样在华南地区污染最严重，其余各地土样均处于安全范围内。超出风险筛选值的土样数占华南地区总土样数的35.0%。

图4 华南地区土壤Cd 污染风险评估

由图5可知，华中地区采集的8组土壤样品中，pH ＞7.5 的土样Cd 含量均未超过风险筛选值；武汉某合作社（HZ2）、常德（HZ3）、长沙（HZ8）的5.5 ＜pH ≤6.5 土样，以及黄石（HZ4）、湘潭（HZ7）6.5 ＜pH ≤7.5 的土样Cd 含量均高于风险筛选值，其中长沙的土样在华中地区污染最严重，Cd含量达1.020 mg·kg-1；其余各地土样均未污染。超出风险筛选值的土样数占华中地区总土样数的40.9%。

图5 华中地区土壤Cd 污染风险评估

由图6 可知，西南地区pH ＞7.5 的土壤样品Cd 含量未超过风险筛选值；重庆（XN1）、攀枝花（XN5）地区6.5 ＜pH ≤7.5 的土壤Cd 含量高于风险筛选值，其中攀枝花采样点的土壤污染最严重；其余各地土壤均处于安全范围内。超出风险筛选值的土样数占西南地区总土样数的30.8%。

图6 西南地区土壤Cd 污染风险评估

由图7 可知，华北地区pH ＞7.5 的土壤样品未超过风险筛选值，而北京海淀某地区（HB2）的土样Cd 含量高于风险筛选值，其余各地区土样均处于安全范围内。超出风险筛选值的土样数占华北地区总土样数的18.8%。

图7 华北地区土壤Cd 污染风险评估

综上可知，Cd 污染超标的土样数占总样品数的23.3%，59 个采样点的点位超标率为23.7%。

2.1.2 土壤中Pb、Cu、Zn、Cr、Hg、As 含量和污染风险评估 由表4 可以看出，本试验所测定的各地区土壤样品中Pb、Cr、Zn、As 含量均未超过风险筛选值，均在安全范围内。除云南昆明某地区（XN6）土样中的Cu 含量和北京海淀某地区（HB2）土样中的Hg 含量超过风险筛选值外，其余采样点的Cu、Hg 含量均处在安全范围内。

2.2 大宗露天蔬菜产地污染风险管控评估结果

根据全国露天蔬菜产地土壤样品中7 种重金属含量测定结果（表4），各地区不同pH 值范围的土样重金属的含量均未超过国家标准的风险管控值。Cd 含量的平均值为0.2 mg·kg-1，最高值为1.3 mg·kg-1，所有地区的Cd 含量均远低于风险管控值。由此可见，全国各地露天蔬菜产区的土壤基本都能符合国家土壤质量安全标准，虽部分地区土样重金属含量高于风险筛选值，但土壤污染风险并不高，可以利用相关调控手段和安全措施对土壤进行修复，不必施加过于严格的管控措施。

表4 全国各大宗露天蔬菜产地土壤样品污染情况分析mg·kg-1

3 结论与讨论

本试验结果表明，在我国农业现代产业技术体系大宗蔬菜41 个试验站59 个采样点收集的露天蔬菜产地133 份土壤样品中，7 种重金属含量均未超出风险管控值，而超出风险筛选值的除了1 个点位的Cu 污染和1 个点位的Hg 污染，其余的点位都是Cd 污染。说明Cd 已成为土壤重金属污染中的主要污染元素，迫切需要引起重视。

本试验中，Cd 污染超标的土壤样品数占总样品数的23.3%，59 个采样点的点位超标率为23.7%，Cd 含量平均值为0.2 mg·kg-1，最高值为1.3 mg·kg-1。根据1990 年对全国4 095 个土壤样点测定结果，土壤Cd 的环境背景值为0.097 mg·kg-1（陈能场 等，2017）。本试验对133 份土样重金属含量测定的结果表明，蔬菜地土壤Cd 污染呈增加趋势。据2014 年《全国土壤污染状况调查公报》中显示，土壤Cd 含量标准为0.3 mg·kg-1，若不及时加以规范和调控，几十年内我国土壤Cd 含量将超过标准值。本试验中，Cd 超标点位相较于《全国土壤污染状况调查公报》中的7%明显增多，Cd已逐渐成为露天蔬菜产地土壤中主要的重金属污染元素。而本次调研中重金属Cu、Hg 的位点超标率均为1.69%，与《全国土壤污染状况调查公报》中的2.1%、1.6%相差不大，说明Cu、Hg 在露天蔬菜产地土壤中的污染程度无太大变化。本次调研没有分析各试验站点的蔬菜重金属含量。后期将根据土壤检测结果进行部分样点的重复分析以及对所产蔬菜样品进行检测。有研究报道，相比果菜类蔬菜（番茄、甜椒），根茎类（马铃薯、萝卜、）和叶菜类蔬菜（普通白菜）对重金属的吸收作用更强（黄雅琴和杨在中，1995）。因此，针对有潜在污染风险的蔬菜产地土壤，可以优先选择种植果菜类蔬菜。此外，某些蔬菜作物如蕹菜、苋菜对Cd、Cu的富集能力较高（吴晓 等，2005），要避免在Cd污染较高（如长沙地区）和Cu 污染较高的地区（如云南地区）种植，从而降低重金属进入人体的概率。有研究表明，对于Cd 污染较高的地区（如长沙地区），在蔬菜茬口上可采取白萝卜—番茄—青萝卜的轮作模式，该模式对Cd 的富集能力差，迁移能力弱，各作物非食用部位拥有较大生物量，对土壤有一定修复作用（郭晓静，2012）。蔬菜对Cu 的富集与Cd 相比较弱（林君锋 等，2002），按照取食部位划分，蔬菜对铜的富集能力表现为花果类＞叶菜类＞块根类（李海华，2001），因此对于Cu 污染较高的地区（如昆明地区）可优先种植块根类蔬菜。对于Hg 污染较高的地区（如北京地区）可以种植茄果类、豆类、瓜类蔬菜，Hg 通常在这些作物的根部富集，其茎叶也可以吸收一定的Hg（朱勇 等，2009），对食用部位的污染较低，相对安全。

随着我国城镇化、工业化的推进，许多地区的蔬菜产区土壤将不可避免地受到重金属污染的侵扰（马宗新，2020）。除自然分布以外，人类在工业、农业领域的活动也对土壤重金属含量产生巨大影响（Nadeem et al.，2017）。如矿业开采的矿渣中常常能发现Cd（李贺 等，2012）；磷肥中的磷矿石本身就包含Cd 等许多有害物质（宋卫华 等，2018），施用磷肥会造成土壤Cd 含量增加（童星星等，2020）；碳酸盐岩区也会影响土壤中Cd 的分布（梁裕平 等，2018；罗慧 等，2018）。工业污水排放对农用地的污染状况会产生很大影响（葛婳姣，2017；金文奖 等，2017），Hg 的来源通常归因于污水灌溉和大气沉降（Chen et al.，2016），Cu 通常会跟随工厂废弃物排放到大气从而进入土壤（Zhang et al.，2009）。因此，针对我国大宗露天蔬菜产地土壤，需要从上述来源减少污染。

本试验结果表明，我国大宗露天蔬菜产地土壤污染风险总体并不高，土壤样品中的污染并无超过风险管控制值的情况，不用采取过度严格的管控措施。但部分污染地区还是需要采用适当的农业措施来对土壤重金属含量进行安全监测和调控。如利用未经污染的淡水资源灌溉菜田，通过叶面喷施为植物补充必须的微量营养素，使用安全的有机肥以及土壤改良剂等。有研究表明，针对Cu 污染土壤上种植的玉米、高粱、向日葵，可施用腐殖酸来增加作物非食用部位对Cu 的吸附，而种植的蓖麻则可通过施用菌肥来改善（郭卓杰 等，2013）。由于Cd在pH ＜6 的土壤中拥有较高的迁移能力，对Cd污染土壤可施用有机肥来调节土壤pH，从而调控土壤对Cd 离子的吸附和有机金属络合物的形成（宋波和曾炜铨，2015）。而对于Hg 污染的土壤，常规施入N、P、K 肥可使土壤中的细菌、真菌、自身固氮菌等微生物耐受Hg 的能力提升，从而提高土壤重金属容量，降低污染危害（李梅 等，2004）。此外，还可采用植物修复的方法，如许多园林中常见、廉价、易于栽培的观赏植物已被用作土壤重金属污染修复植物（Wang，2020；Khan et al.，2021）。植物修复是利用对土壤重金属离子耐受的植物来吸收土壤重金属，降低土壤重金属迁移率，从而减少土壤重金属的污染程度，具有低成本、无二次污染、高净化效率的优点，是一项十分有效的调节土壤重金属污染的方法。