喀什城郊温室土壤-蔬菜系统重金属污染特征及环境风险效应

李有文，薛江鹏，蔡吉祥，李飞星，查向浩

（喀什大学a.化学与环境科学学院；b.新疆生物类固废资源化工程技术研究中心，新疆 喀什 844000）

0 引言

城郊区域由于工业三废、城市生活废弃物的排放及高强度的作物种植中大量施用含污染物的有机废物肥料、农药和污水等，大大加重了农业生产系统的环境压力，蔬菜的安全生产面临着巨大的威胁[1].大宝山污灌区土壤中Cu、Zn、Cr、As、Pb 和Cd 均超过农用地土壤污染风险管控标准，且蔬菜含Cr、Pb 和Cd 严重超过食品中污染物限量和卫生标准[2]；老工业基地长春市城郊蔬菜农田土壤中Pb、Cr、Cd、Hg 和As 含量明显高于土壤背景值，且白菜Pb 含量超过国家食品安全限值[3].一旦土壤中重金属通过蔬菜的食物链传输超出一定限量，将对人体健康造成一定的危害[4].喀什作为南疆农牧产品的最大集散地，关注其蔬菜种植中重金属污染状况，对保障食品安全具有重要意义.已有研究表明，喀什无公害蔬菜基地土壤Cu（47.09 mg/kg）受到轻度污染[5].为进一步探究喀什城郊温室土壤-蔬菜体系重金属迁移转化和环境风险效应.本研究通过对喀什城郊机场附近蔬菜基地土壤和蔬菜中Cu、Ni、Zn、Cr、As、Cd、Pb 等7 种重金属的含量进行检测，并采用地积累指数法、潜在生态风险评价法和富集系数法及目标风险系数法，以评估喀什城郊温室土壤-蔬菜体系中重金属污染特征及环境风险效应，以期为减少蔬菜重金属污染而对人体健康损害和生态环境的破坏提供参考.

1 材料与方法

1.1 样品采集

2019 年10—11 月，我们选取喀什城郊机场蔬菜基地具有代表性的温室蔬菜地一个，通过网格法随机选取长势基本一致的、健壮的成熟叶菜类蔬菜植株，4 个植株混合成一个蔬菜样品，将蔬菜作物连根挖起，轻轻抖动，用毛刷将土壤收集至土壤样品袋中保存.将不同蔬菜和相应土壤样品分装在不同的样品袋中，并在袋上注明采样时间、蔬菜名称、种植模式和对应的土样名称等.本研究共采集96 个样品，蔬菜样品及对应土壤样品各48 个，蔬菜包括油麦菜、生菜、油菜3 个品种，每种蔬菜各采集16 个样品（对应的土样16 个）.

将土壤样品放在通风的地方，自然风干，除去砾石和其他颗粒，用研钵研磨.先用尼龙筛过60 目，采取四分法取约100 g 装入储存袋，贮存备用.再将剩下的土壤过100 目筛，同样采用四分法取100 g 左右装入储存袋，保存待测.蔬菜样品也放置在通风的地方风干，然后将样品置于105 ℃的鼓风烘箱中杀死2 h.样品在75 ℃的烘箱中烘烤至恒重，用植物粉碎机粉碎干燥的蔬菜样品，并用100 目尼龙过筛.

1.2 样品重金属含量的测定

用HNO3-HCl-H2O2溶液消化土壤样品，测定土壤中Cu、Zn、Pb、Cd 的含量，采用火焰原子吸收光谱法（GB/T 17138-1997）测定重金属的含量，采用石墨炉原子吸收光谱法（GB/T 17141 -1997）测定Cr、Ni 的含量.土壤样品用HNO∶HC1（10 ml，1∶1 V/V）在100 ℃下消化2 h，测定土壤As 用原子荧光光谱法分析.

蔬菜采用湿法消解[6]，即准确称取5.0 g（精确至0.001 g）均匀的样品加入等质量的硝酸溶液进行消解后，采用电感耦合等离子体质谱法测定.重金属混合标准液L-CAL-2（As,Cd,Cr,Pb 等元素）各100 mg/L，购自美国SPEX CertiPrep专业标样公司.为了验证试验方法的可靠性，对标准样品中上述各重金属元素进行了分析，回收率在86.8%～116.9%.实验过程还进行了实验空白以及平行样控制，空白中重金属含量远低于样品浓度，平行样品间的RSD 均小于2%.

1.3 地积累指数法

地积累指数是由Muller[7]提出的一种定量评价沉积物中重金属污染程度的方法，该方法在评价中增加人为因素、环境地球化学背景值与自然成岩作用对背景值的影响，通过重金属污染级别，反映沉积物中重金属富集程度.[8]其计算公式如下：

式中，Igeo为地积累指数；Cn为重金属元素在研究区土壤中的含量（mg/kg）；1.5 为修正系数，用于校正区域背景值；Bn为喀什市土壤重金属元素含量（mg/kg）背景值[9].Igeo将土壤重金属污染分为7 级：0 级，Igeo<0，无污染；1 级，0≤Igeo<1，无污染-中等污染；2 级，1≤Igeo<2，中等污染；3 级，2≤Igeo<3，中等-强污染；4 级，3≤Igeo<4，强污染；5 级，4≤Igeo<5，强-极严重污染；6 级，Igeo≥5，极严重污染.

1.4 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法综合了重金属的各种生态效应，对重金属潜在生态风险水平进行了定量划分.潜在生态风险是反映重金属对生态环境影响的综合指标[10]，其计算公式如下：

式中，为r采样点土壤重金属i的潜在生态风险指数；为重金属i的测定含量（mg/kg）；为喀什土壤重金属元素含量（mg/kg）背景值[9]；Ti为重金属i 的毒性系数，Cd=30，As=10，Pb=Cu=5，Cr=Ni=2，Zn=1[8]；RI为土壤重金属的综合生态风险值.潜在生态风险指数分类及污染程度等级见表1.

表1 重金属潜在生态风险指数和污染程度

1.5 蔬菜重金属的富集因子

重金属富集因子（BCF）是指植物体内重金属含量与土壤中相同重金属含量的比值，反映了植物体内重金属含量与土壤中重金属含量的关系积累的能力[11].其计算公式为：

式中，Cp为重金属元素在植物体的含量（mg/kg）；Cs为重金属在土壤中的含量（mg/kg）.当BCF>1时，说明植物具有较强的吸收重金属的能力；当BCF<1 时，植物对重金属的积累能力不强.BCF越大，植物对土壤中重金属的积累和吸收能力越强，对重金属污染和抵抗能力越弱.

1.6 食用蔬菜引起的人体健康风险

单一重金属的健康风险采用目标危险系数法[12]，其计算公式如下：

式中，EF为接触频率（365 d/y）；ED为暴露年限，成人和儿童的平均ED分别为24 和6 a；FIR为食物摄取率（g/d），成人蔬菜摄入率为242 g/d，儿童蔬菜摄入率为108.5 g/d[13]；C为重金属含量（mg/kg）；RFD为口服参考剂量（mg/kg·d)，根据美国环境保护署的准则以及国内外相关研究成果[14]，相对应的健康风险评估参考剂量Cd、Zn、Pb、Cu、As、Cr 和Ni 分别为0.001、0.3、0.0035、0.042、0.0003、1.5 和0.02（mg/kg·d）；WAB为平均体重（kg），其中成人体重55.9 kg，儿童体重为32.7 kg[15]；TA为非致癌源的平均暴露时间（365 d/a×ED）.

多种重金属的复合健康风险：总危害商数（TTHQ）为各种重金属的危害商数之和，蔬菜中多种重金属的复合风险值为TTHQ，其计算公式为

当TTHQ≤1.0 时，表明食用研究区内蔬菜不会对人体健康构成严重的威胁；当TTHQ>1.0 时，表明人体在食用蔬菜时存在健康风险，且值越高，风险越大；如果TTHQ>10，表明对人体健康有慢性毒性作用.[16]

2 结果与分析

2.1 土壤重金属的污染特征

以喀什土壤背景值为参比，研究区温室土壤Cu、Ni、Zn、As、Cd 5 种重金属的平均浓度值分别超标0.09、0.11、1.75、1.80、3.07 倍.各重金属Igeo依次为Cd>As>Zn>Ni>Cu>Cr>Pb，其中Cd 的Igeo为1.44，达到中等污染程度；As 和Zn 的Igeo分别为0.90 和0.88，为无污染-中等污染，Ni、Cu、Cr、Pb的Igeo均小于0，为无污染.结果详见表2.

表2 喀什土壤重金属含量及污染程度

2.2 土壤重金属的潜在生态风险评价

研究区温室土壤各重金属的平均Er依次为Cd（122.14）>As（28.03）>Cu（5.45）>Pb（2.98）>Zn（2.75）>Ni（2.22）>Cr（1.76），其中Cd 元素的Er介于80～160 之间，单一生态风险较强；其余6 种重金属Er于均<40，生态风险程度较轻.研究区温室土壤重金属RI为介于150～300 之间，综合生态风险程度为中等.结果详见表3.

表3 重金属潜在生态风险指数(n=48)

2.3 蔬菜重金属的污染特征

研究区温室3 种蔬菜重金属的平均含量依次为Zn[（6.77±0.85）mg/kg]>Cu[（0.98±0.04）mg/kg]>Cr[（0.44±0.03）mg/kg]>Ni[（0.35±0.14）mg/kg]>Pb[（0.13±0.02）mg/kg]>As[（0.09±0.03）mg/kg]>Cd[（0.07±0.01）mg/kg]，蔬菜中各重金属的含量均在国家食品安全标准内，无明显污染，但油麦菜、油菜和生菜Cr 的含量接近食品安全标准，应该引起重视.结果详见表4.

表4 蔬菜重金属含量(`x±s,mg/kg)

2.4 蔬菜重金属的富集因子

7 种重金属在温室蔬菜中的平均富集系数为Cd（0.113）>Zn（0.036）>Cu（0.035）>Ni（0.012）>Cr（0.011）>Pb（0.010）>As（0.002）.其 中Cd 的 富集系数范围为0.099～0.121，富集能力最强；As的富集系数范围为0.001～0.003，富集能力最弱.结果详见表5.

表5 重金属在土壤-蔬菜中的富集系数(n=48)

2.5 食用蔬菜引起的人体健康风险

对于成人和儿童，食用研究区蔬菜的THQ大小依次均为As>Cd>Pb>Cu>Zn>Ni>Cr，其中As的风险值大于1，对人体健康风险最高，而Cr 对人体健康风险最小.此外，成人的7 种单一元素的健康风险值和综合健康风险值均高于儿童，即成年人通过膳食蔬菜摄入重金属的健康风险高于儿童.详见表6.

表6 摄入温室模式蔬菜的重金属健康风险(n=48)

成人摄入的Cu、Ni、Zn、Cr、As、Cd 和Pb 元素的风险值对TTHQ值的贡献率分别为5.12%，4.11%，4.30%，0.11%，63.66%，14.46%，8.21%.儿童摄入的重金属元素的风险值对TTHQ值的贡献率分别为 5.12%，4.10%，4.93%，0.11%，63.16%，14.40%，8.18%.由此结果可以看出，As元素在综合健康风险中占60%以上，对人体健康会造成严重的危害，应该适当的提高警惕.

3 讨论

研究城郊地区土壤-蔬菜系统中重金属的富集特征，对于城郊生态系统土壤的保护与可持续利用、保障农产品安全具有重要意义[17].本研究结果表明，喀什城郊温室土壤样品中Cu、Ni、Zn、As、Cd 等5 种重金属平均含量都超过喀什土壤背景值，其中Cd 为中等污染，As 和Zn 元素为无污染至中等污染程度；土壤重金属生态风险程度为中等，Cd 为主要生态风险因子.与前人研究结果较为一致，新疆喀什市城乡交错带耕地土壤中Cd 为主要的污染因子[18]；贵阳郊区菜地土壤Cd 的潜在危害指数最大[19]；天津郊区土壤整体处于中度污染和低风险水平，以Cd和As为主要的污染物质[20].由此可见，Cd是城郊土壤重金属中的重要生态风险因子，对环境生态系统的潜在危害性较大，相关部门应当加强污染管控与防治，提高蔬菜重金属Cd 危害的警惕.已有研究表明，喀什农田土壤Cd 含量（0.170 mg/kg）略高于喀什背景值，受到轻度的污染[21].本文研究表明，喀什城郊温室土壤Cd 污染情况相比于农田土壤污染较为严重，其他Cu、Ni、Zn、Cd、As五种重金属元素有轻微污染.

喀什三大批发市场蔬菜中Pb、Cd、Cr、Cu 的平均含量低于相应的食品卫生标准，蔬菜样品中重金属Pb、Cd 含量超标的只有少数，但超标率不高[22].本研究与已有研究结果基本一致，喀什城郊温室蔬菜重金属平均含量均在相应的国家食品标准限值范围内，且蔬菜Pb 和Cd 元素的污染较前期有所缓解.城郊区域由于工业三废、城市生活废弃物的排放及高强度的作物种植中大量施用含污染物的有机废物肥料、农药、污水等，大大加重了农业生产系统的环境压力，使蔬菜的安全生产面临着巨大的威胁[23].重金属在蔬菜中的富集能力依次为Cd>Zn>Cu>Ni>Cr>Pb>As，蔬菜食用部分重金属的平均富集系数存在明显差异，其中Cd 的平均富集系数最大.研究表明，蔬菜中Pb、Cd、Cu、Zn 等重金属元素的累积量与土壤中重金属元素相关系数r=0.9637（p<0.01），两者的有效百分数一致[24]；蔬菜重金属含量除了与土壤中重金属元素有很好的相关性，影响蔬菜富集重金属的因素还有很多，如土壤理化性质、蔬菜品种、种植管理条件以及空间差异等[24-26]，例如温室土壤Pb 含量与种植年限的相关系数为0.964，呈极显著正相关，并且速度递增为每年0.7 mg/kg[24].

温室蔬菜THQ大小依次为：As>Cd>Pb>Cu>Zn>Ni>Cr，其中As是健康风险最大的贡献因子，对人体健康风险最高，这与已有研究结果基本一致[14]，从膳食蔬菜中摄取重金属的健康风险在成人中高于儿童.有研究表明，蔬菜重金属As 和Cu 的非致癌风险贡献率最大，是铜陵蔬菜重金属危害的最重要元素，食用该地区蔬菜对人体有严重的危害[27].因此，相关部门应当警惕城郊蔬菜重金属的来源，明确蔬菜重金属污染的原因，尽力从源头上解决重金属污染造成的人体健康风险，制定更加健全的环保监测体制，定期监测环境质量来降低重金属的人体健康风险，以此来保障蔬菜食品的安全性.