长期种植对设施菜地土壤中重金属分布的影响及生态风险评估

刘雅明 ，王祖伟 ，2，王子璐 ，刘晚晴

（1.天津师范大学 地理与环境科学学院，天津 300387；2.天津师范大学水资源与水环境重点实验室，天津 300387；3.天津天滨瑞成环境技术工程有限公司，天津 300110）

设施农业是在环境相对可控的条件下，采用工程技术手段，改变自然光温条件，创造优化动植物生长的环境因子，进行动植物高效生产的一种现代农业方式.随着我国城市化发展速度的加快，蔬菜的需求量日益增大，近年来，我国设施农业发展迅速，面积和产量均稳居世界第一[1].设施栽培改善了传统农业生产受季节影响的缺点，极大地提高了作物的产量，成为我国农业生产中最具发展前景的产业.但受设施农业栽培条件的制约，设施土壤长期处于半封闭状态，缺乏雨水洗淋，具有气温高、湿度大、复种指数高、肥料和农药使用量大等特点，导致土壤环境发生改变，主要表现为土壤团粒结构发生变化、土壤养分富集、有机质含量增加、盐分累积且离子种类与大田盐化土壤相比有明显改变、pH值降低以及微生物区系变化等，进而引起土壤退化和连作障碍，对设施农业的健康发展造成严重威胁[2-6].

重金属作为长期蔬菜栽培后在温室蔬菜土壤中积累的有害物质之一，通过食物链进入人体，对人体健康构成威胁.因此，温室蔬菜栽培过程中重金属对食品的污染和对健康的危害一直是人们关注的焦点.研究发现，不同温室蔬菜种植园土壤重金属污染的类型和强度存在较大差异.梁蕾[7]研究了常规、无公害和有机生产模式温室菜地土壤重金属的分布和生态风险，发现0～20 cm土层中，Cd、Cu和Zn的累积程度最高，土壤受到重金属的轻度污染，且有机生产模式的温室菜地污染最为严重.Chen等[8]在南京市土壤中发现了显著的重金属积累，Cu和Pb的浓度均超过最大允许水平.章圣强[9]研究发现白银市土壤重金属积累量和镉含量均超过国家最大允许限量标准.李树辉[10]的研究表明寿光和商丘等立地土壤重金属的积累顺序为Cu＞Cd＞Zn＞Pb＞As；四平和武威地区的积累顺序为Cd＞Cu＞Zn＞Pb＞As.曾希柏等[11]研究表明山东寿光设施土壤中重金属Zn的含量最高，其次为Cr和Cu；而毒性较大的元素As、Hg和Cd的含量相对较低.因此，研究温室土壤中重金属在各特定地质位置的累积规律，准确评价温室土壤潜在的生态和健康风险具有重要意义.

天津是蔬菜产品大量消费的城市.日光温室蔬菜种植由政府扶持，温室蔬菜种植面积已达45 066 hm2，其中武清区种植面积最大[12].蔡彦明等[13]分析了温室蔬菜栽培年限对土壤pH值、土壤结构和土壤容重等的影响，赵明等[14]研究了天津市宁河区温室土壤盐分的变化.但目前有关温室蔬菜和土壤中重金属积累及其伴随的生态风险的研究较少，本研究选择天津市武清区设施蔬菜栽培基地的设施菜地土壤作为研究对象，分析了长期种植对设施菜地土壤重金属分布的影响及可能产生的生态风险，以期为设施蔬菜种植的健康发展提供依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

武清区为天津市下辖的市辖区，地处天津市西北部，海河水系中下游，位于东经 116°46′～ 117°19′，北纬 39°07′～ 39°42′，总面积 1 574 km2，其中耕地面积为137万亩，占土地面积的58%.武清区海拔较低，最低海拔为2.8 m，气候为典型的暖温带半湿润大陆季风型气候，年平均气温为13.7℃，日照时数2 429.3 h，年平均降水量487.2 mm，无霜期318 d，且季节变化较显著[15].境内有永定河、北运河和青龙湾河等河道，地下水储量为1.5×108m3.土壤类型主要为潮土且轻度盐渍化[16]，成土母质多为永定河和北运河的沉积物，土层深厚，灌排方便，适宜耕地种植，主要粮食作物有小麦、玉米和杂粮等，经济作物主要有棉花和蔬菜等，是天津市重要的农产品基地.

1.2 样品采集及制备

土壤样品于2015年10月在天津市武清区河西务镇的蔬菜大棚进行采样，采样点均集中在相近大棚附近，以免由于栽培耕种方式不同导致土壤样品理化性质出现显著差异，同时也可以控制土壤类型的统一性.

分别对耕种年限为4、10、12和16 a的4个蔬菜大棚进行土壤采样，并采集大棚附近的露天菜地作为对照组（CK），其中年限4 a和10 a的大棚距离较近，地理位置为 39°39′40″N，116°35′37″E，年限 12 a 和 16 a的蔬菜大棚的地理位置为 39°39′45″N，116°55′44″E.按S形在每个大棚分别取3个样点，且每个样点设置3个重复组，采样深度分为 0～20（A）、20～40（B）和 40～60 cm（C）共3个土层.将样品全部通过200目土壤筛后在室内自然风干，充分混匀后装入密封袋中备用.利用四分法将土样分为两部分，其中一部分用于测定设施菜地土壤中重金属的含量及形态，另一部分用于测定其理化性质.土样在储存期间应尽量避免日光、高温、潮湿和酸碱气体等的影响.

1.3 样品分析方法

土壤样品电导率（EC）和pH值以及有机质（OM）、碱解氮（HN）、有效磷（OP）和速效钾（AK）含量的测定方法参考《土壤调查实验室分析方法》[17].重金属总量提取参照《固体废物金属元素的测定电感耦合等离子体质谱法》（HJ766-2015）[18]的方法，采用连续提取法[19]提取土壤中重金属，并采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，7500c型，美国Agilent）测定其化学形态.

1.4 重金属污染潜在生态风险评价方法

设施土壤重金属含量标准参考《温室蔬菜产地环境质量评价标准》（HJ/T333-2006）[20]，并采用潜在生态危害指数法进行评价，其中重金属 Cr、Cu、Zn、As、Cd和 Pb 的毒性系数分别取值 2、5、1、10、30 和 5[21]，Ni的毒性系数取值为5[22].

2 结果与分析

2.1 设施土壤中重金属分布特征

2.1.1 设施菜地表层土壤中重金属含量分布特征

将设施菜地与露天菜地作为比较对象，探讨人工栽培模式下表层土壤（0~20 cm）中重金属含量的变化，结果如表1所示.

表1 设施菜地和露天菜地表层土壤中的重金属含量Tab.1 Heavy metals contents in surface greenhouse soil and field soil （mg·kg-1）

由表1可以看出，设施菜地土壤与露天菜地表层土壤中7种重金属的含量均未超过温室蔬菜产地环境质量标准（pH＞7.5），但设施菜地土壤重金属Cu、Zn、Cd和Pb的含量均值超过天津市土壤背景值.比较设施菜地表层土壤与露天菜地表层土壤中重金属的平均含量，前者土壤中 Cr、Ni、As和 Pb含量较低，Cu、Zn和Cd含量在小范围内增加.结果表明，受人工干预的设施菜地土壤中Cu、Zn和Cd存在明显的积累现象，尤其是Cd累积程度最大.

分析重金属含量在设施菜地不同深度土壤中的分布特征，结果如图1所示.由图1可以看出，重金属Cu、Zn、As、Cd和Pb的含量随土层深度的加深而减少，其中重金属Cd下降幅度最大.与表层土壤相比，Cd在B层和C层中含量分别下降了57.73%和62.28%.重金属Cr和Ni在B层中的含量高于A层和C层.对设施菜地不同深度土壤重金属含量进行差异显著性分析，重金属Cr、Ni和As含量在不同土层深度均无显著性差异；重金属Cu、Zn、Cd和Pb在A层的含量与其在B层和C层的含量存在显著差异（P＜0.05），B层含量与C层含量无显著差异.上述结果表明，重金属Cu、Zn、Cd和Pb在土壤表层累积现象明显，存在自上而下含量逐渐降低的垂直变化规律，Cr和Ni存在向下迁移的趋势，As含量在不同土层中的变化程度最小.

图1 设施菜地不同深度土壤中重金属的分布特征Fig.1 Heavy metals distribution in greenhouse soil of different depth

不同年限设施菜地表层土壤（0~20 cm）中重金属含量的分布特征存在差异，结果如图2所示.

图2 不同种植年限设施菜地表层土壤中重金属的分布特征Fig.2 Heavy metals distribution in surface greenhouse soil with different planting years

由图2可以看出，与露天菜地土壤重金属含量相比，设施菜地中Cr、Ni、As和Pb的含量在不同种植年限内均较低，且随着种植年限的增加呈“下降-上升-下降”的趋势，在种植年限12 a时含量达到最大，16 a时含量最低.重金属Cu、Zn和Cd在种植4、10和12 a土壤中含量均高于露天菜地，且呈“先上升后下降”的趋势，在种植10 a时Cu、Zn和Cd含量最高，累积现象十分明显.

2.1.2 设施土壤中重金属的形态分布特征

分析设施菜地重金属形态在不同种植年限及不同土层中的含量占比情况，结果如图3所示.

图3 不同深度和不同年限设施菜地土壤中重金属赋存形态比较Fig.3 Occurrence comparison of heavy metals in greenhouse soil in different depth with different planting years

由图3可以看出，不同种植年限和不同深度土壤中，重金属Pb、Cr、Ni和As的赋存形态以残渣态为主，有机结合态和铁锰氧化物结合态的含量次之，碳酸盐结合态和可交换态的含量很低.在相同种植年限下，残渣态Pb、Cr、Ni和As的含量总体随土层深度的增加而增加，而可交换态的含量表现为随深度的增加而减少.

土壤中重金属Cu和Zn的残渣态、有机结合态和铁锰氧化物结合态含量占全量的90%以上，总体上残渣态含量最高，但由图 3（e）和图 3（f）可以看出，在种植年限为4 a和10 a的表层土壤（0~20 cm）中，Cu有机结合态的占比分别为50.24%和44.59%，大于残渣态的占比（36.01%和36.94%），Zn铁锰氧化物结合态的占比分别为39.34%和42.64%，大于残渣态的占比（33.76%和33.26%），这可能与4 a和10 a种植年限人工施用化肥较多有关.化肥中含有一定量的Zn和Cu，通过化肥带入土壤中的Zn和Cu可以分别转化为Zn的铁锰氧化物结合态和Cu的有机结合态，造成在表层土壤中Zn的铁锰氧化物结合态和Cu的有机结合态的占比较大[24].

此外，由图3（g）可以看出，土壤中Cd的赋存状态与其他重金属差异明显，表现为铁锰氧化物结合态＞可交换态＞残渣态＞有机结合态＞碳酸盐结合态，各种植年限土壤中可交换态Cd在表层土壤中的占比最高，种植4 a的设施菜地表层土壤中可交换态Cd占比最高为31.25%，显示出Cd具有较高的活动性.

2.2 设施土壤重金属的来源解析

表2为设施菜地土壤重金属含量与理化性质的关系.

表2 设施菜地土壤重金属含量与理化性质之间的相关性Tab.2 Correlation between content and physico-chemical properties of heavy metals in greenhouse soil

由表2可知，重金属Cr的含量与Ni、As和Pb的含量以及电导率EC极显著正相关，与有机质OM的含量显著正相关；Ni的含量与As和Pb的含量、电导率EC以及有机质OM极显著正相关，与Cu的含量显著正相关，与有效磷OP显著负相关；Cu的含量与Zn、As、Cd、Pb和有机质OM的含量极显著正相关，与电导率EC显著正相关，与pH值显著极负相关；Zn的含量与Cd、Pb和有机质OM的含量极显著正相关，与有效磷OP和速效钾AK的含量显著正相关，与HN的含量显著负相关；As的含量与Pb和有机质OM的含量以及电导率EC极显著正相关，与pH值显著负相关；Cd的含量与有机质OM和有效磷OP的含量显著正相关，与pH值和HN的含量显著负相关；Pb的含量与电导率EC和有机质OM的含量极显著正相关，与pH值极显著负相关.若土壤重金属元素之间相关性显著，则表明重金属可能具有相同来源[25]，因此可推测重金属Cr、Ni、As和Pb为同源元素，Cd、Zn和Cu为同源元素.

利用主成分分析法得到设施菜地土壤重金属旋转成分矩阵，结果如表3所示.由表3可知，土壤中重金属的2个主成分特征值占总方差的累积贡献值达到 93.34%.第一主成分中，Ni、As、Cr和 Pb 具有较高的荷载，第二主成分中Cd、Zn和Cu为主要荷载.这表明Ni、As、Cr和 Pb 可能有共同的来源，Cd、Zn 和 Cu 有共同的来源.此结果与重金属间的相关性分析结果一致.统计分析设施菜地土壤中7种重金属的差异系数可知，Cd、Zn 和 Cu 含量比 Ni、As、Cd 和 Pb 含量的差异系数大，说明前3种元素不仅是同源重金属，而且空间变异性明显，这可能与人为活动对土壤的影响有关.而Cd、Zn和Cu含量与OM、HN、AK和OP含量在不同水平上显著相关，说明人工使用化肥农药、有机肥会造成重金属在土壤中累积.重金属Ni、As、Cr和Pb含量的差异系数较小，空间变异性不明显，由此可以推测其在研究区内具有自然源属性.

表3 土壤重金属含量旋转成分矩阵Tab.3 Rotated component matrix of heavy metals content in soil

2.3 设施菜地土壤重金属的潜在生态风险评估

利用Hakanson潜在生态风险指数法对研究区设施菜地土壤进行评价，结果如表4所示.

表4 研究区菜地土壤中重金属的潜在生态风险指数Tab.4 Potential ecological risk index of heavy metals in soil of the study area

从单一重金属分析可知，除种植10 a土壤中Cd的单因子潜在生态风险指数外，露天菜地土壤中各重金属的潜在生态风险指数均大于设施蔬菜土壤.露天菜地及种植4、12和16 a的菜地土壤中重金属潜在生态风险因子由大到小的顺序均为Cd＞As＞Pb＞Cu＞Ni＞Cr＞Zn.种植10 a的设施菜地土壤中重金属Cu的潜在生态风险因子大于Pb.除重金属Cd外，6种重金属潜在生态风险因子均在低水平范围内，处于低风险级别.重金属Cd在不同种植年限研究区土壤中的潜在生态风险因子由大到小的顺序为89.37（10a）＞68.46（CK）＞ 67.07（12 a）＞ 64.37（4 a）＞ 44.12（16 a），其中在种植10 a设施菜地土壤中生态风险级别为较重，其余处于中等风险水平.说明研究区土壤重金属Cd受人类活动影响后，潜在生态风险较高，对当地农作物生长与人体健康存在污染风险，应重视重金属Cd的治理，并加强农作物重金属元素富集情况的检测.对多种重金属综合分析可得，研究区菜地土壤中重金属潜在生态风险指数RI由大到小的顺序为114.49（10 a）＞102.55（CK）＞ 93.23（12 a）＞ 92.70（4 a）＞ 65.41（16 a），不同年限菜地土壤重金属污染均处于低风险级别.说明虽然研究区设施菜地土壤中重金属Cd生态风险级别较高，但菜地综合生态风险级别较低，因此种植不易富集重金属Cd的农作物可以在一定程度上避免对人体健康的危害.

3 讨论

3.1 设施菜地土壤中重金属累积的原因

我国设施菜地受人为干扰强度较大，因此设施菜地土壤重金属累积的问题较为严重.本研究主成分分析结果表明重金属Cd、Zn和Cu在第二主成分因子中贡献较大，且三者相比其他重金属的变异系数大，说明Cd、Zn和Cu的含量明显受人为活动影响，不存在显著空间性.有研究表明天津市郊设施菜地土壤中重金属 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd 和 Pb 的含量均高于背景值[26-28]，且Cd和Cu的含量存在个别点位超标现象.由于武清区位于北京排污河灌溉区内，土壤中重金属Cd和Zn存在明显富集现象[29]，可以推断农田污灌水中重金属在土壤中的累积是Cd、Zn和Cu的来源之一.此外，重金属含量影响因素的结果显示，研究区设施菜地土壤中重金属Cd、Zn和Cu的含量受OM、HN、AK和OP含量影响较大.农民长期使用含重金属Cd和Cu的磷肥使其在土壤中富集后含量变高[30]，且武清区设施菜地多使用禽畜粪便堆积的有机肥[31]，研究发现该类有机肥对农田土壤中Zn的贡献率为51%[32].由此可见，重金属Cd、Zn和Cu的累积表明化肥农药和有机肥的使用也是土壤中重金属含量富集的非自然源之一.

研究区设施菜地不同年限表层土壤中重金属Ni、As、Cr和Pb含量均低于露天土壤，这可能是因为阳光温室和薄膜覆盖等人工设施阻挡了大气沉降过程中重金属在土壤中的累积[33].主成分分析结果表明重金属Ni、As、Cr和Pb在第一主成分中为主要荷载，且变异系数较小说明存在较强空间性，推测Ni、As、Cr和Pb主要来源为自然源，即成土母质，这与张风雷等[34]、崔萌等[35]所得结论一致.研究结果表明种植4~12 a的设施菜地土壤中重金属含量与设施年限呈正相关关系，由此可见，不休耕的长期耕种会导致土壤重金属累积，土壤生态环境遭到破坏.因此，如何避免连种、高强度施肥等措施带来的土壤重金属污染问题以及如何改良种植方式有待进一步研究.

3.2 设施菜地土壤中重金属形态的影响因素

通过人为活动进入土壤环境的重金属的化学形态存在差异，且动态转化过程也各有不同.土壤的理化性质与重金属形态间存在紧密而复杂的关系.由重金属的形态与土壤理化性质的Pearson相关性分析可知，7种重金属中除可交换态Cd含量与OM含量在0.01水平上显著相关，其他重金属均有不同形态含量与OM含量在0.05水平上显著相关，即OM含量对Cd的化学形态分布影响较小.重金属Cd和Pb的可交换态与pH值呈显著负相关，与曾路生等[36]的部分结果相一致.冯文超[37]的研究表明重金属As可交换态与pH呈显著正相关关系，与本研究中无相关关系的结果不同，这可能是因为重金属As可交换态含量会在施用尿素后短时间内随着pH值的上升而上升，而本研究土壤采样时间距离施肥时间较久，所以未发现此相关性.由于可交换态易被农作物富集在体内从而进入食物链，且研究区重金属Cd超标，因此应对设施菜地土壤pH值进行定期检测，从而判断可交换态Cd的含量.目前很少有学者研究HN、OP和AK含量对土壤重金属形态的影响，本研究单独将其作为影响因素，发现重金属 Cr、Ni、Cu、Zn和 Pb的某种赋存形态与AK、HN和OP的含量显著正相关，但铁锰氧化结合态Pb的含量与AK和OP的含量呈显著负相关，原因可能是AK和OP的累积使土壤盐碱化，此时土壤中Fe3+和Mn2+等离子与OH-发生沉淀反应，增加了铁锰氧化物结合态Pb的含量.一些研究将土壤质地作为重金属形态的影响因素之一[37-39]，研究区土壤重金属形态与土壤质地的相关性还需进一步研究.

4 结论

本研究选取天津市武清区4个蔬菜大棚，分析长期种植对设施菜地土壤中重金属分布的影响，得到以下结论：

（1）天津武清区露天菜地和设施菜地表层土壤中重金属 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd 和 Pb 的含量均未超过温室蔬菜产地环境质量标准限值，但设施菜地表层土壤中Cu、Zn、Cd和Pb的含量均值超过天津市土壤背景值.重金属在不同土壤层度的含量存在差异，Cu、Zn和Cd在表层土壤中存在一定程度上的累积，其中重金属Cd的累积现象最明显，Cr、Ni和As存在向下迁移的趋势.重金属含量随着种植年限的增加呈现不同的变化趋势，Cr、Ni、As和 Pb 的含量与 Cu、Zn 和 Cd 含量变化存在差异.

（2）重金属形态占比在不同种植年限和不同土层中的变化规律不相同，重金属 Cr、Ni、As、Pb 和 Cu 以残渣态为主，重金属Zn和Cd以铁锰氧化物结合态为主.

（3）土壤重金属含量的主成分分析结果表明，重金属来源存在差异，其中重金属Ni、As、Cd和Pb为同源元素，主要源于成土母质；第二主成分中Cd、Zn和Cu主要来源为人为源，如化肥、农药、有机肥和污水灌溉等人为活动.

（4）应用Hakanson潜在生态风险指数法评价，结果表明，设施菜地土壤中重金属Cd潜在生态风险级别较高，在种植4、12和16 a土壤中处于“中”等级，在种植10 a土壤中处于“较重”等级，研究区综合潜在生态风险级别处于“低”等级.针对研究区重金属污染现状及土壤环境条件，应采取合理措施并选择适宜的农作物，这对当地绿色农业经济的发展起到重要作用.