墊江縣農用地土壤潛在重金屬毒性污染評價及源解析

盧吉文，楊忠禮，姚玉璽

(重慶市墊江縣生態環境監測站，重慶 408300)

0 引言

土壤是經濟社會可持續發展的物質基礎，事關老百姓舌尖安全、廣大人民群眾的切身利益和關系美麗中國建設，保護好土壤環境是推進生態文明建設和維護國家生態安全的重要內容。2014年環境保護部和國土資源部的《全國土壤污染調查公報》顯示，我國土壤環境污染類型分為：無機型、有機型和復合型，其中以無機型為主，有機型次之，復合型污染比重較小。土壤中重金屬是潛在的有毒元素(Potentially toxic elements，PTEs)，被認為是最危險和最具破壞性的污染物質之一。

研究區域墊江縣，位于重慶市域中部，東鄰豐都縣、忠縣，南連涪陵區、長壽區，西倚四川省大竹縣、鄰水縣，北與梁平區接壤，地勢北高南低，屬亞熱帶濕潤季風氣候，素有“川東小平原”美稱，轄區內種植蔬菜、墊江晚柚和牡丹等經濟作物。墊江縣土壤重金屬污染狀況調查鮮有研究，僅見周霞等[1]對墊江縣牡丹主產區土壤重金屬含量進行分析和評價。

為掌握墊江縣土壤中污染狀況，本文以墊江縣44個農田點位為研究對象，測定土壤中的7種重金屬(Cd、As、Pb、Cr、Cu、Zn和Ni)的含量，采用多元統計分析和《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB15618-2018)中的風險篩選值對墊江縣農用地土壤進行評價[2]，為墊江縣農業區域土壤污染防治提供理論參考，也可以為生態環境主管部門對墊江縣的土壤保護和管理提供依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

選擇墊江縣艾佳蔬菜種植基地、眾誠蔬菜種植基地和高峰柑橘園3個大型種植基地作為研究對象，按照《土壤環境監測技術規范》(HJ/T166-2004)[3]，采用蛇形布點法，采集表層(0～20 cm)土壤1～2 kg，利用GPS定位，并記錄經緯度坐標，共采集44個土壤樣品。土壤樣品冷凍干燥后，用木棍揀去石塊、植物根系殘體和碎屑，采用四分法取樣進行磨碎處理，過100目(0.149 mm)尼龍土壤篩，備用。

1.2 樣品分析測試方法

土壤pH使用去除二氧化碳新制備的蒸餾水為浸提劑，水土質量比為2.5∶1，采用上海儀電DHSJ-4F型pH計測定[4]。土壤樣品用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸消解，取上清液待測，于30 d內用安捷倫AA280DUO原子吸收分光光度法測定Cu、Zn、Ni、Cd、Cr和Pb等重金屬元素含量[5-6]。在通風櫥中，加入6 mL鹽酸，再慢慢加入2 mL硝酸，混勻樣品與消解液充分接觸，待反應結束后置于微波消解儀中消解，使用北京海光AFS-9560原子熒光分光光度儀測定土壤中As含量[7]。土壤樣品測試全過程，嚴格按照相關標準要求進行測試，采用地球物理地球化學勘察所的國家標準物質為ASA-5a和GSS-4，相對誤差在允許范圍內，加標回收率在90%～110%。

1.3 評價標準和方法

墊江縣艾佳蔬菜種植基地、眾誠蔬菜種植基地和高峰柑橘園土地類型為農用地，因此采用《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB15618-2018)中的評價標準進行評價。當土壤中重金屬濃度含量等于或者低于GB15618-2018中規定的風險篩選值時，對農產品質量安全、農作物生長或土壤生態環境的風險低，一般情況下可以忽略不計。當土壤重金屬濃度含量介于GB15618-2018中的風險篩選值與風險管控值之間時，對農產品質量安全、農作物生長或土壤生態環境可能存在風險，應當加強土壤環境質量監測和農產品協同監測，原則上應當采取安全利用措施。當土壤重金屬濃度含量高于GB15618-2018中規定的風險管控值時，食用農產品不符合質量安全標準且農用地土壤污染風險高，原則上應當采取嚴格管控措施[2]。

1.4 數據處理

采用SPSS 23.0統計軟件對土壤樣品的44組數據進行統計分析、主成分分析和聚類分析。

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬含量描述性統計

墊江縣44個土壤監測點位的pH和重金屬含量監測結果表見表1。由表1可知，墊江縣農用地除Pb和Cd外，其余5種重金屬(Zn、Cr、Cu、Ni和As)土壤中濃度的平均值與重慶市土壤背景值無明顯變化。但土壤中Pb和Cd的含量分別超出背景值52.6%、107.5%，說明土壤中Pb和Cd在墊江縣的農用地中有一定程度的富集。變異系數一般用來衡量土壤受人類活動影響的大小[8-9]。7種重金屬的變異系數分別為0.18、0.16、0.27、0.20、0.15、0.24和0.26。Pb和Cr的變異系數≤0.16，說明受人類活動的影響較小。其中Zn、Cd、Cu、Ni和As等金屬的變異系數>0.16，說明已經受到人類活動的影響。其中Cd和Cu受人類活動影響最大。7種金屬的偏度排序為Ni> Cr>Cd>Cu>Pb=Zn>As，呈正態分布雙尾特征。

表1 墊江縣農業土壤重金屬分析結果(單位：mg/kg)Tab.1 Analysis results of heavy metals in agricultural soil of Dianjiang County

2.2 土壤重金屬相關性分析

對研究區域表層土壤中8種檢出項目進行相關分析，分析結果見表2，pH與各重金屬呈負相關，7種重金屬呈正相關。Cu與Pb相關系數為0.941，Cr與Cu相關系數為0.929，呈極顯著相關，說明3種元素有著相同的背景來源，一般認為2種元素受成土母質等自然背景影響較大。Zu與Cu相關系數為0.883，Zn與Pb相關系數為0.841，Zn與Ni相關系數為0.822，Zn與Cr相關系數為0.816，呈極顯著相關，一般認為Zn、Pb、Ni和Cr是受人類活動的影響。As與Zn、Cd與Zn相關系數分別為0.315、0.491均呈顯著相關，說明Zn可能受人類與自然活動的雙重影響。各重金屬間相關性分析表明，各重金屬間均呈正相關，說明這些重金屬的來源可能相同，監測點位均為蔬菜和水果種子基地，表明土壤中這些金屬含量主要受到人類活動的影響較大。

表2 墊江縣土壤重金屬元素相關關系矩陣Tab.2 Correlation matrix of soil heavy metal elements in Dianjiang County

2.3 主成分分析

主成分分析可以區別土壤中重金屬污染物來源是來自土壤背景的成土母質還是人類活動[10]。對種植基地表層土壤重金屬來源進行主成分分析，其中主成分1(PC1)、主成分2(PC2)累計方差貢獻率達到83.44%，通過2個主成分分析能反應7種重金屬來源的大部分信息。由表3可知，PC1的方差貢獻率為67.36%，Zn、Cr、Cu、Ni和Pb對PC1的載荷值分別為0.325、0.202、0.201、0.226和0.201，這些元素除Pb以外，平均值和重慶市背景值無明顯差異，因此Zn、Cr、Cu和Ni主要還是來自成土母質，Pb與人類活動有關，比如農藥肥料殘留及大氣中的尾氣自然沉降有關。PC2的方差貢獻率為16.8%。As和Cd對PC2的載荷值分別為0.452和0.200，As和Cd平均值比重慶市背景值高，因此As和Cd與人類活動有關。

表3 墊江縣土壤重金屬元素因子載荷Tab.3 Factors matrix of soil heavy metal elements in Dianjiang County

2.4 墊江縣土壤環境現狀評價

根據《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618-2018)評價標準進行評價，墊江縣農用地中土壤重金屬含量(Zn、Cr、Cu、Ni、Pb、As和Cd)均低于風險篩選值，艾佳蔬菜種植基地和高峰柑橘園部分監測點位中Cd含量大于風險篩選值，遠低于風險管控值。艾佳蔬菜種植基地和高峰柑橘園，可能存在食用農產品不符合質量安全標準等土壤污染風險，應加強土壤環境監測和農產品協同監測，保證食用農產品安全。

3 結論

墊江縣農用地表層土壤中As、Pb和Cd均大于重慶市土壤背景值，存在一定程度的重金屬富集趨勢。通過多元統計分析，7種重金屬的主要來源識別2個主成分，PC1可歸為受成土母質影響的自然因素，PC2代表來自工農業污染和自然因素協同作用的結果。墊江縣種植基地農村土壤環境質量監測的重金屬滿足《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618-2018)中各風險篩選值要求，整體處于低風險區域。但對于部分區域中Cd高于篩選值，要做好土壤環境監測和農產品協同監測，保證食用農產品安全。