重庆市万州区瀼渡河流域农田土壤镉含量特征及风险评估
2022-06-16潘明安徐燕
潘明安 徐燕
摘 要 以重庆市万州区瀼渡河流域农田土壤为研究对象，采集水田土壤和旱地土壤共37个样品，检测土壤中镉含量。结果表明，瀼渡河流域农田旱地土壤中镉平均含量0.46 mg·kg-1，水田土壤中镉平均含量0.36 mg·kg-1，均远高于当地土壤中镉背景值含量0.13 mg·kg-1。旱地土壤镉的分形维数为1.91，空间相关距离为217 m;水田土壤镉的分形维数为1.83，空间相关距离为237 m，土壤镉的空间结构受随机性因子影响较大。土壤中镉含量以无污染和轻度污染为主，只有少数样品达到中度污染和重度污染水平。
关键词 镉污染;农田土壤;风险评估;重庆市万州区瀼渡河流域
中图分类号：S159.2;X53 文献标志码：A DOI：10.19415/j.cnki.1673-890x.2022.09.040
收稿日期：2022-02-11
基金项目：重庆市自然科学基金项目（cstc2019jcyj-msxmX0704）。
作者简介：潘明安（1982—），男，重庆万州人，硕士，高级农艺师，研究方向为农业面源污染及土壤污染防控。E-mail：3027350@qq.com。
土壤是自然环境的重要组成部分，是农业生产的重要载体。近年来，我国粮食主产区耕地土壤重金属污染呈上升趋势，已对粮食安全构成严重威胁[1]。随着我国经济水平不断提高，城市化进程不断加快，工业“三废”、畜禽粪便、农药、化肥等都可成为土壤重金属的污染来源，大量的重金属通过各种途径进入土壤，使得土壤环境的安全问题日益严峻[2-4]。重金属通过植物吸收进入食物链，从而影响农牧产品品质，对人类健康产生潜在威胁[5]。镉是影响土壤质量的一种重金属，毒性较大，被镉污染的空气和食物对人体危害严重，且在人体内代谢较慢，日本因镉中毒曾出现“痛痛病”。土壤中镉含量超标，对植物叶绿素结构产生破坏，且会影响作物根系对水分和养分的吸收，导致植物不能正常生长，从而降低作物产量[6-7]。研究表明，我国每年因重金属污染而减产的粮食超过1 000万t，被重金属直接污染的粮食多达1 200万t，损失超过200亿元[8]。
万州区地处三峡库区腹心，唐将等对三峡库区环境质量评价作了研究[9];王健康等对三峡库区蓄水運用期表层沉积物重金属污染及其潜在生态风险作了研究[10]。但针对重庆市万州区农田土壤重金属的研究还鲜见报道。本研究对万州区瀼渡河流域农田土壤重金属含量特征进行分析，采用单项污染指数、Muller指数和潜在生态风险指数对土壤重金属的污染现状和潜在生态风险进行评价，可以为区域性重金属污染农田土壤的安全利用、规划提供数据支持。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
研究区域为重庆市万州区瀼渡河流域，瀼渡河是长江上游干流下段左岸的一级支流，位于东经108°06′～108°18′，北纬30°51′～30°46′，河流发源于分水镇铁峰山南麓，经分水镇、柱山乡、甘宁镇、龙沙镇于瀼渡镇汇入长江。流域面积266.1 km2，主河道全长43.6 km，河道平均比降12.7%。瀼渡河流域成扇形，地势西北高、东南低，河谷主要形态为“U”形。流域上游部分地区植被较好，中、下游的河谷两岸多开垦为坡地、梯田及成片田地的平坝。
1.2 样品采集与分析
土壤样品样点遍布整个瀼渡河流域。样品利用全球定位系统（Global Positioning System，GPS）定位，根据土地利用方式，分为旱地土壤、水田土壤。土壤样品采集采用“S”形五点法，取耕层0～20 cm土壤，共采集土壤样品37个，其中旱地土壤22个、水田土壤15个。土样自然风干后，研磨过0.149 mm孔径尼龙筛备用。样品的采集、混合、粉碎和研磨等处理均使用木头、塑料等工具，处理过程不带入重金属镉。
采用硝酸双氧水消解法对土壤样品进行前处理，并用原子吸收分光光度法测定样品中镉含量。测试过程中采用优级纯试剂，水为亚沸水。测定偏差控制不大于±10%，土壤样品进行重复测试，结果相对误差不大于±5%。
1.3 数据处理
对所采土壤样品进行正态分布检验，样本均值采用符合正态分布，非正态分布的数据进行正态转换。用SPSS 22.0软件进行正态分布统计检验。半方差函数的拟合在GS+5.3软件平台上进行。
1.4 土壤污染评价
1.4.1 单项污染指数法
单项污染指数法针对的是单一的污染物，单项污染指数Pi计算公式为：
[Pi=CiSi] （1）
（1）式中：Pi为重金属单项污染指数;Ci为重金属含量实际值，单位为mg·kg-1;Si为样品重金属含量的限量标准值，单位为mg·kg-1。
以基线值为限量标准值进行单项污染指数计算：当Pi≤1时，无污染;1
1.4.2 Muller指数法
Muller指数法在反映土壤重金属自然分布变化特征的同时，更多强调了污染的历史积累作用。Muller指数表达式为：
[Igeo=log2cn1.5×BEn] （2）
式中：cn为元素的实测浓度，单位为mg·kg-1;1.5为修正指数;BEn为背景值。
分级标准：Igeo≤0，无污染;0 1.4.3 潜在生态风险指数法 土壤中第i种重金属的潜在生态风险系数计算公式为： [Ein=Tir×CisCin] （3） 式中：[Cis]为第i种土壤重金属的背景值;[Cin]为土壤中重金属i的实测浓度;[Tir]为重金属i的毒性响应系数;[Ein]为重金属i的潜在生态风险系数。查阅资料可知，土壤镉的毒性响应系数为30[15]。 根据潜在生态风险系数，可将土壤污染等级分为：[Ein]<40，低潜在生态风险;40≤[Ein]<80，中等潜在生态风险;80≤[Ein]<160，中高等潜在生态风险;160≤[Ein]<320，高等潜在生态风险;[Ein]≥320，极高等潜在生态风险。 2 结果与分析 2.1 土壤镉含量统计特征 由表1可知，旱地土壤镉含量在0.06～1.08 mg·kg-1，平均含量0.46 mg·kg-1，变异系数为71.74%，属于中等程度变异。水田土壤中镉含量在0.07～1.16 mg·kg-1，平均含量0.36 mg·kg-1，变异系数为88.89%，属于中等程度变异。数据表明，在研究区域内旱地和水田土壤中镉分布不均，这主要受人为活动如施肥的影响。偏度检验值和峰度检验值都较小，数据分布比较集中，变幅较小，经K-S检验所测数据符合正态分布。 2.2 土壤镉空间结构分析 2.2.1 分形特点 土壤镉的步长和半方差的双对数曲线往往具有良好的线性相关性，说明它们具有很好的分形特征。分形维数D为双对数曲线回归方程中的斜率，是一个无量纲数。结构性好、分布简单，则分形维数低;相反，随机性强、结构性差、分布复杂，则分形维数较高。经过计算得到旱地土壤镉的分形维数为1.91，水田土壤镉的分形维数为1.83，表明土壤镉的空间结构受随机性影响如人为活动影响较大。 2.2.2 半方差函数结构分析 对于区域化变量，半方差函数不仅与步长有关，而且与方向有关，落在各方向上区域化变量的变异性不同则为各向异性，各向异性是绝对的。土壤镉空间变异函数结构分析见表2。由表2可知，旱地土壤镉的最优拟合模型为球状模型，其块金系数为11.13%，具有中等程度的空间相关性，空间相关距离为217 m;水田土壤镉的最优拟合模型为指数模型，其块金系数15.96%，空间相关距离为237 m。土壤镉的块金值均较小，表明由实验误差和小于实验取样尺度引起的变异很小。 2.3 土壤污染评价 目前，关于土壤污染评价方法众多，各种方法的侧重点各不相同。本文采用3种不同评价方法对旱地和水田土壤中镉含量进行评价，结果见表3和表4。3种评价方法均表明本研究所采集的旱地土壤中鎘含量以无污染和轻度污染为主，只有少数样品达到中度污染和重度污染水平。不同评价方法下样品受污染程度个数也不尽相同：按单项污染指数法，大多旱地土壤镉均无污染，中度污染程度只有1个样品;按Muller指数法，中度污染程度有3个样品，重度污染程度有2个样品;而潜在生态风险指数法表明，中等风险程度样品有5个，强风险程度样品有3个。 与旱地土壤镉污染情况类似，本研究所采集的水田土壤中镉含量以无污染和轻度污染为主，只有少数样品达到中度污染和重度污染水平。 3 结论 本研究所采集的重庆市万州区瀼渡河流域农田旱地土壤中镉平均含量0.46 mg·kg-1，水田土壤中镉平均含量0.36 mg·kg-1，均远高于当地土壤中镉背景值含量0.13 mg·kg-1。旱地土壤镉含量最高达到1.08 mg·kg-1，水田土壤镉最高达1.16 mg·kg-1，经过调查发现，在该区域内有一废弃的养猪场，经营期间养殖废弃物直接排放使得土壤中镉含量异常偏高。土壤中镉的空间结构分析表明，旱地土壤镉的分形维数为1.91，空间相关距离为217 m，水田土壤镉的分形维数为1.83，空间相关距离为237 m，土壤镉的空间结构受随机性因子影响较大。土壤中镉含量以无污染和轻度污染为主，只有少数样品达到中度污染和重度污染水平，但不同评价方法下样品受污染程度个数也不尽相同。综合来看，Muller指数法与潜在生态风险指数法评价结果较为一致。 参考文献： [1] 尚二萍，许尔琪，张红旗，等.中国粮食主产区耕地土壤重金属时空变化与污染源分析[J].环境科学，2018，39（10）：4670-4683. [2] 禹红红，胡学玉.武汉市郊区设施蔬菜地土壤重金属含量及其生态风险[J].应用与环境生物学报，2012，18（4）：582-585. [3] 李启权，王昌全，李冰，等.成都平原土壤中砷的空间分布及污染评价[J].土壤通报，2007（2）：357-360. [4] 吴洋，杨军，周小勇，等.广西都安县耕地土壤重金属污染风险评价[J].环境科学，2015，36（8）：2964-2971. [5] 陈怀满.土壤-植物系统中的重金属污染[M].北京：科学出版社，1996. [6] 安志装，王校常，施卫明，等.重金属与营养元素交互作用的植物生理效应[J].土壤与环境，2002（4）：392-396. [7] 孙华，孙波，张桃林.江西省贵溪冶炼厂周围蔬菜地重金属污染状况评价研究[J].农业环境科学学报，2003（1）：70-72. [8] 高翔云，汤志云，李建和，等.国内土壤环境污染现状与防治措施[J].江苏环境科技，2006（2）：52-55. [9] 唐将，王世杰，付绍红，等.三峡库区土壤环境质量评价[J].土壤学报，2008（4）：601-607. [10] 王健康，高博，周怀东，等.三峡库区蓄水运用期表层沉积物重金属污染及其潜在生态风险评价[J].环境科学，2012，33（5）：1693-1699. [11] CHENG J L，SHI Z，ZHU Y W. Assessment and mapping of environmental quality in agricultural soils of Zhejiang Province， China[J]. Journal of Environmental Sciences， 2007， 19（1）： 50-54. [12] 夏增禄.土壤元素背景值及其研究方法[M].北京：气象出版社，1987. [13] MULLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. Geographical Journal， 1969， 2（3）： 108-118. [14] 宋波，杨子杰，张云霞，等.广西西江流域土壤镉含量特征及风险评估[J].环境科学，2018，39（4）：1888-1900. [15] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control：a sedimentological approach[J]. Water Research， 1980， 14（8）： 975-1001. （责任编辑：张春雨 丁志祥）
