岑如香, 張 旺, 韋小了, 付天嶺, 何騰兵,
(1.貴州大學(xué) 農(nóng)學(xué)院, 貴州 貴陽(yáng) 550025; 2.貴州大學(xué) 新農(nóng)村發(fā)展研究院,貴州 貴陽(yáng) 550025; 3.貴州省山地畜禽養(yǎng)殖污染控制與資源化技術(shù)工程實(shí)驗(yàn)室, 貴州 貴陽(yáng) 550025)
薏苡仁(CoicisLacryma-jobivar.my-yuen),又稱薏米、苡仁和六谷子,為禾本科植物薏仁米(Coixlacryma-jobi)的干燥成熟種仁,薏苡仁作為中醫(yī)的大宗用藥,是貴州重點(diǎn)推廣的食藥皆佳的“糧藥”之一,具有利水滲濕、健脾胃、清肺熱等功效[1],廣泛用于保健、美容和飲料等多種行業(yè),經(jīng)濟(jì)效益十分突出。中國(guó)是薏仁米的重要起源地之一,種植歷史悠久,在南北各省區(qū)的栽培范圍廣泛,主要分布在貴州、云南、廣西等亞熱帶地區(qū)[2];2017年發(fā)布的《中國(guó)薏仁米產(chǎn)業(yè)藍(lán)皮書》顯示,黔西南州薏仁米主產(chǎn)區(qū)興仁和安龍全年種植面積達(dá)3.08×104hm2,約占貴州省總種植面積的60%[3]。黔西南近年來(lái)致力于薏仁米產(chǎn)業(yè)的發(fā)展壯大,并注重薏仁米品質(zhì)的培養(yǎng),而興仁和安龍具有豐富的礦產(chǎn)資源[4],煤礦的開發(fā)和開采必然導(dǎo)致重金屬污染;土壤重金屬具有較強(qiáng)的富集性、不可逆性和隱蔽性,累積到一定程度不僅會(huì)污染農(nóng)田土壤,影響薏仁米生長(zhǎng)發(fā)育和品質(zhì)安全,并且通過(guò)水—土壤—農(nóng)作物生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)入食物鏈[5],最終威脅人類健康和生態(tài)環(huán)境。
目前,土壤重金屬污染已經(jīng)成為一個(gè)世界性的環(huán)境問(wèn)題,有關(guān)重金屬污染的空間分布和健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)備受眾多國(guó)內(nèi)外學(xué)者的關(guān)注,特別是對(duì)農(nóng)田、礦區(qū)等區(qū)域土壤的研究較多,如國(guó)內(nèi)學(xué)者馮依濤等[6]對(duì)再生鋁企業(yè)周邊農(nóng)田、羅沐欣鍵等[7]對(duì)興仁煤礦區(qū)土壤,宋金茜等[8]對(duì)基于GIS的農(nóng)田土壤重金屬的分布特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)進(jìn)行了分析,法國(guó)[9]、美國(guó)等[10]國(guó)家也對(duì)土壤重金屬污染狀況進(jìn)行了分析,研究結(jié)果均出現(xiàn)了不同程度的土壤重金屬累積和超標(biāo)問(wèn)題。但多數(shù)研究主要集中在農(nóng)田土壤污染源解析[11],礦區(qū)周邊土壤污染特征分析[12]和不同耕作類型土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及修復(fù)技術(shù)等,而針對(duì)喀斯特地區(qū)旱地土壤重金屬綜合污染情況研究較少,尤其是對(duì)土壤重金屬全量、有效態(tài)及農(nóng)產(chǎn)品中重金屬含量共同評(píng)價(jià)土壤環(huán)境質(zhì)量狀況的研究鮮有報(bào)道,袁潤(rùn)杰等[13]對(duì)南京城郊土壤重金屬及蔬菜品質(zhì)安全研究表明,與全量相比,土壤重金屬有效態(tài)含量和蔬菜中重金屬含量之間具有更好的相關(guān)性;羅云云等[14]研究表明市售薏苡仁中Cu含量4.09 mg/kg,Pb含量0.11 mg/kg,兩者含量差別較大。為此,本研究以旱地土壤為研究對(duì)象,在貴州省黔西南州興仁縣和安龍縣共采集土壤/薏苡仁樣品82個(gè),探討黔產(chǎn)薏苡仁土壤中重金屬的分布特征,并運(yùn)用描述性統(tǒng)計(jì)、單因子指數(shù)法、內(nèi)梅羅污染指數(shù)法和GIS技術(shù)分析重金屬污染來(lái)源及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),闡述旱地土壤環(huán)境和薏苡仁品質(zhì)安全的關(guān)聯(lián)性,以期能夠?yàn)榍髂系貐^(qū)高產(chǎn)優(yōu)質(zhì)薏苡仁的規(guī)范化種植以及產(chǎn)業(yè)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。
本研究區(qū)包括興仁縣的屯腳鎮(zhèn)、回龍鎮(zhèn)、巴鈴鎮(zhèn)、下山鎮(zhèn)4個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)和安龍縣的灑雨鎮(zhèn)和普坪鎮(zhèn)2個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)(表1),其位于貴州省黔西南州中部,東經(jīng)105°15′—105°50′,北緯25°16′—25°62′,年平均氣溫為13.8~19.4 ℃,年平均降水量為1 352.8 mm,海拔為1 253.2~1 508.6 m;地處云貴高原與廣西平原的過(guò)度丘陵地帶,是典型的高原亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候區(qū),氣候土壤適宜,冬無(wú)嚴(yán)寒,夏無(wú)酷暑,非常適合薏苡的生長(zhǎng)與栽培;6個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)的總面積為2.48×104hm2,土地利用類型主要為旱地,常年種植薏苡仁、玉米和冬小麥等谷類作物。本研究薏苡種植區(qū)采用春播的種植方式(3月上旬),種植模式為單一的薏苡仁種子直播,按行距50 cm,開挖3~5 cm深的穴,每穴種4~5粒,定苗時(shí)留2~3苗。
2017年10月對(duì)興仁縣和安龍縣薏仁米種植區(qū)進(jìn)行調(diào)查和采樣,根據(jù)《貴州省土地利用現(xiàn)狀圖》預(yù)布設(shè)采樣點(diǎn)位,具體采樣點(diǎn)分布見(jiàn)表1。根據(jù)調(diào)查采樣區(qū)的面積和土壤類型,為確保土壤的代表性[15],在屯腳、回龍、巴鈴、下山、灑雨和普坪6個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)共采集62個(gè)土壤(0—20 cm);每個(gè)采樣點(diǎn)10 m×10 m范圍內(nèi)以梅花形布點(diǎn)采集5個(gè)土壤樣品混合為1份采樣點(diǎn)樣品,其中砂巖發(fā)育的黃壤36份,石灰?guī)r發(fā)育的石灰土26份。在采集土樣的對(duì)應(yīng)樣點(diǎn)采集了該區(qū)域特色農(nóng)產(chǎn)品薏苡仁,采自多個(gè)植株的可食用部分混合成一份樣本,共采集20份薏苡仁(表1)。樣品采集后裝入潔凈的聚乙烯塑料袋,做好標(biāo)記帶回實(shí)驗(yàn)室。采集的薏苡仁用超純水沖洗干凈后放置通風(fēng)處晾干,經(jīng)粉碎機(jī)粉碎,放入密封袋中保存?zhèn)溆?;土壤樣品風(fēng)干后剔除雜物,用木棒敲碎,于瑪瑙研缽內(nèi)研磨,分別過(guò)2.00,0.149 mm孔徑尼龍篩保存?zhèn)溆谩?/p>
表1 研究區(qū)基本情況
土壤pH值用電位法測(cè)定(水:土=2.5∶1),有機(jī)質(zhì)(SOM)采用重鉻酸鉀容量—外加熱法測(cè)定,陽(yáng)離子交換量(CEC)采用1 mol/L NH4Ac交換法測(cè)定。土壤重金屬全量采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解,所得消解液分別用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定Zn,Cu和Ni,石墨爐原子吸收法測(cè)定Cd和Pb;土壤重金屬有效態(tài)采用二乙烯三胺五乙酸—氯化鈣—三乙醇胺浸提(HJ804-2016),薏苡仁樣品采用HNO3-HClO4消解,利用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法[16](ICP-OES)測(cè)定。每次試驗(yàn)添加3個(gè)空白對(duì)照組和3個(gè)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)〔土壤:GBW07405,植物:GBW10010(GSB-1)〕,各元素的加標(biāo)回收率在90.2%~104.8%,符合元素分析質(zhì)量控制標(biāo)準(zhǔn)。
如表2所示,本文土壤樣品中Cd,Pb,Zn,Cu和Ni參照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618-2018)二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行評(píng)價(jià);植物樣品中Cd,Pb和Ni根據(jù)《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》(GB2762-2017)進(jìn)行評(píng)價(jià),Cu和Zn采用農(nóng)業(yè)部制定的NY861-2004作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。采用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法對(duì)土壤中的重金屬污染進(jìn)行評(píng)價(jià),其中,單項(xiàng)污染指數(shù)評(píng)價(jià)公式為:
表2 土壤重金屬單因子污染指數(shù)(Pi)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)(P綜)分級(jí)
(1)
式中:Pi為土壤中污染物i的單項(xiàng)污染指數(shù);Ci為土壤中污染物i的實(shí)測(cè)數(shù)據(jù);Si為污染物i的篩選值,每個(gè)點(diǎn)位參照的篩選值根據(jù)pH值所在的范圍確定。綜合污染指數(shù)計(jì)算方法為:
(2)
相關(guān)性分析通過(guò)SPSS 25.0軟件進(jìn)行,箱線圖利用Origin 8.5制圖,土壤重金屬含量空間分布通過(guò)ArcGIS 10.5制圖,其中重金屬含量空間分布圖通過(guò)反距離權(quán)重法(IDW)插值[8]:①通過(guò)創(chuàng)建訓(xùn)練子集和測(cè)試子集,樣本數(shù)分別為62,6,將訓(xùn)練子集進(jìn)行反距離加權(quán)插值;②使用測(cè)試子集進(jìn)行驗(yàn)證(Validation),統(tǒng)計(jì)預(yù)測(cè)值與真實(shí)值之間的平均誤差(ME)和均方根誤差(RMSE),ME越接近0,RMSE越小,則預(yù)測(cè)誤差越小,精度就越高;③將插值結(jié)果輸出(Export)為柵格圖層,并用研究區(qū)的地形邊界圖對(duì)其進(jìn)行掩模提取,進(jìn)而制得研究區(qū)薏苡仁主產(chǎn)地土壤重金屬含量分布圖。其他數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計(jì)分析通過(guò)Excel 2010軟件進(jìn)行處理。
研究區(qū)土壤pH值平均值為6.10,變化范圍為4.55~7.78,有機(jī)質(zhì)(SOM)平均含量為30.37 g/kg,陽(yáng)離子交換量(CEC)平均含量為19.05 cmol/kg;其中,90%的土壤pH值低于7.5,表明研究區(qū)大部分土壤呈現(xiàn)酸性至中性。由表3可知,5種重金屬的平均含量從大到小依次為Zn,Ni,Cu,Pb和Cd,變化范圍分別為80.39~236.36,26.75~137.76,22.54~131.42,10.09~34.70,0.01~1.35 mg/kg。與農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值[17](下文簡(jiǎn)稱國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)值)相比,研究區(qū)土壤5種重金屬元素鎘(Cd)、鉛(Pb)、鋅(Zn)、銅(Cu)和鎳(Ni)的平均含量均低于對(duì)應(yīng)限定值,其中,Cd,Cu和Ni的最大值高于其限定值,表明研究區(qū)主要存在一定程度的Cd,Cu和Ni污染風(fēng)險(xiǎn)。與貴州省土壤重金屬含量背景值[18](下文簡(jiǎn)稱土壤背景值)相比,表層土壤重金屬Cd平均含量與背景值相近,而Zn,Cu和Ni平均含量均超過(guò)背景值,這可能是與該地區(qū)所處地質(zhì)環(huán)境和當(dāng)?shù)夭捎煤罅拷饘匐x子的酸性污水灌溉及化肥、農(nóng)藥的隨意使用有關(guān),且研究區(qū)處于特殊的低溫成礦區(qū),是金屬礦產(chǎn)及包括鎘(Cd)在內(nèi)的多種分散元素的生產(chǎn)基地。呂亞超等[19]研究表明,黔西南煤礦區(qū)周邊地表灰塵出現(xiàn)不同程度的Cr,Cu,Zn,Cd,Pb和Ni污染,其中Cr和Cu為輕度污染,Cd和Zn處于警戒級(jí);廖強(qiáng)等[20]對(duì)污灌條件下重金屬在土壤中的累積效應(yīng)進(jìn)行研究,結(jié)果表明灌溉用水中的Zn能促進(jìn)各層土壤對(duì)Cu的累積,灌溉次數(shù)也在一定程度上影響重金屬對(duì)土壤的污染情況。中國(guó)設(shè)施農(nóng)田土壤重金屬來(lái)源以肥料,尤其是畜禽糞便有機(jī)肥為主[21],長(zhǎng)期施用豬糞肥會(huì)導(dǎo)致土壤中有效重金屬含量增高,提高重金屬活性,最終造成土壤重金屬Cd,Hg和Zn等元素的積累[22];本研究區(qū)土壤中出現(xiàn)不同程度Cd,Zn,Cu和Ni污染風(fēng)險(xiǎn)來(lái)源與這些研究結(jié)果一致。
變異系數(shù)(CV)是標(biāo)準(zhǔn)差與其平均數(shù)的比值,可直觀反映出樣本的空間變異程度。一般認(rèn)為,CV≤10%,表示弱變異;10% 表3 研究區(qū)土壤指標(biāo)描述統(tǒng)計(jì)特征及相關(guān)標(biāo)準(zhǔn) 研究區(qū)土壤各指標(biāo)間相關(guān)性分析結(jié)果(表4)表明,土壤pH值、有機(jī)質(zhì)(SOM)、陽(yáng)離子交換量(CEC)和重金屬間存在一定的相關(guān)性。具體表現(xiàn)為pH值與Cd含量呈顯著正相關(guān);有機(jī)質(zhì)與CEC呈顯著正相關(guān),與Pb,Cu含量呈極顯著正相關(guān);CEC與Cd,Pb含量呈顯著正相關(guān),與Ni含量呈極顯著正相關(guān)。本研究中,有機(jī)質(zhì)和CEC對(duì)土壤重金屬含量的影響最為直觀;有機(jī)質(zhì)作為土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)的關(guān)鍵指標(biāo),是影響土壤陽(yáng)離子交換量的重要因素,崔旭等[24]研究表明有機(jī)質(zhì)和CEC是影響土壤吸附重金屬能力的重要指標(biāo),土壤中CEC含量越高,其重金屬有效性越低,植物的Cd吸收量也越小。在一定范圍內(nèi),隨著土壤pH值的升高,Cd含量升高,而Cu和Ni含量逐漸降低,表明重金屬的遷移轉(zhuǎn)化行為受到土壤酸堿度的調(diào)控;因此,在作物生長(zhǎng)過(guò)程中應(yīng)注意嚴(yán)格把控施肥時(shí)間和施肥量。 表4 研究區(qū)不同土壤指標(biāo)之間的相關(guān)性 重金屬方面,Pb與Cu含量呈顯著正相關(guān)(p<0.05),Zn,Cu和Ni含量均呈極顯著正相關(guān)(p<0.01),說(shuō)明研究區(qū)土壤Pb與Cu,Zn,Cu與Ni具有相同來(lái)源。部分重金屬之間存在一定的弱相關(guān)性,如Cd與Pb在污染源上可能存在一定的相似性,這與楊之江等[11]研究得出的小尺度稻田土壤中Cd,Pb這2種重金屬來(lái)源相似的研究結(jié)果一致。為進(jìn)一步確定研究區(qū)重金屬污染來(lái)源,基于相關(guān)性分析結(jié)果,對(duì)上述5種重金屬元素進(jìn)行了主成分分析,結(jié)果見(jiàn)表5。提取特征值大于1的前2個(gè)主成分,其累積貢獻(xiàn)率達(dá)到62.53%,因此對(duì)這2個(gè)主成分進(jìn)行分析基本能夠代表全部數(shù)據(jù)的分析結(jié)果。由表6可知,第1主成分的貢獻(xiàn)率為38.45%,在Zn,Cu和Ni含量上有較高的正載荷,由相關(guān)性可知這3種重金屬來(lái)源途徑相似,本研究結(jié)果與黃安林等[25]提出的黔西南一些小型鉛鋅冶煉廠排放的As,Ni,Pb,Zn和Cu對(duì)附近土壤環(huán)境造成污染的結(jié)果一致。由表3可知,Zn,Cu,Ni含量的變異系數(shù)較大,含量平均值均超過(guò)貴州省土壤背景值,且采樣區(qū)興仁煤礦資源豐富,易受礦區(qū)開采所產(chǎn)生的尾礦、廢水等人為因素的影響,故第1主成分主要表征煤礦開采、污水灌溉等人為活動(dòng)。第2主成分的貢獻(xiàn)率為24.08%,在Cd,Pb含量的正載荷較高,主要反映Cd,Pb的來(lái)源,且Cd與Pb有弱相關(guān)。工業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)、化肥農(nóng)藥及畜禽糞便等投入都是Cd的主要污染來(lái)源[26],研究區(qū)Cd污染主要與煤礦開采、化肥農(nóng)藥施入[27]有關(guān),而Pb主要受汽車尾氣排放的影響。 表5 研究區(qū)土壤重金屬元素主成分分析 表6 研究區(qū)土壤重金屬初始因子載荷矩陣 土壤重金屬超標(biāo)通常是地質(zhì)成因和外源長(zhǎng)期輸入共同作用的結(jié)果[28]。通過(guò)箱線圖對(duì)研究區(qū)5種重金屬在不同成土母質(zhì)下的差異性進(jìn)行分析,得到如圖1所示結(jié)果。不同成土母質(zhì)下的Cd,Pb,Zn,Cu和Ni平均含量存在差異,其中Cd,Pb和Zn在石灰?guī)r中的平均含量均高于砂巖,分別為0.35和0.26 mg/kg,23.52和20.14 mg/kg,134.96和123.42 mg/kg;Cu和Ni在石灰?guī)r和砂巖中的平均含量依次為67.45和84.29 mg/kg,83.60和84.37 mg/kg。采用ArcGIS 10.5軟件中的反距離權(quán)重法(IDW)對(duì)研究區(qū)表層土壤重金屬含量進(jìn)行插值分析,基于相近相似的原理,通過(guò)計(jì)算未測(cè)量點(diǎn)附近各個(gè)點(diǎn)的測(cè)量值的加權(quán)平均來(lái)插值,最終得到薏苡仁土壤中重金屬含量空間分布圖結(jié)果,如圖2所示;該方法僅考慮已知樣點(diǎn)和未知樣點(diǎn)之間的距離遠(yuǎn)近,而不考慮它們之間的空間分布及方位關(guān)系,適用于樣本數(shù)較少的空間插值[29]。 圖1 研究區(qū)不同成土母質(zhì)土壤重金屬含量特征 圖2 研究區(qū)土壤重金屬空間分布特征 從空間上看,該研究區(qū)土壤重金屬分布規(guī)律明顯,5種重金屬含量均存在明顯的高值區(qū),表現(xiàn)為多種重金屬?gòu)?fù)合污染特性。其中Cd,Pb和Zn高值區(qū)集中在北部地區(qū),可能和研究區(qū)北部興仁煤礦資源豐富有關(guān),而Pb主要受汽車尾氣排放的影響[7];土壤中Cu和Ni含量分布類似,呈現(xiàn)出東北部和南部高、中部低的趨勢(shì);徐夕博等[30]對(duì)沂源縣土壤重金屬來(lái)源分析中指出,Cd,Pb,Zn,Cu,Mn主要受到成土母質(zhì)影響,屬于自然來(lái)源,Ni和Cr主要來(lái)源于成土母質(zhì);何騰兵等[31]對(duì)喀斯特地區(qū)不同母巖發(fā)育下重金屬含量差異進(jìn)行研究,結(jié)果表明石灰?guī)r、河流沖積物等發(fā)育的土壤中Cd,Cr,Hg等重金屬含量較高,而砂巖發(fā)育的土壤中重金屬元素的含量較低,這些結(jié)論在本研究中得到證實(shí),但本研究中每種成土母質(zhì)下的重金屬含量存在不等量的異常值,表明不同成土母質(zhì)區(qū)域內(nèi)重金屬污染受到成土母質(zhì)與外界因素的共同影響。 采用單因子污染指數(shù)和綜合指數(shù)分別對(duì)研究區(qū)表層土壤中重金屬污染狀況進(jìn)行等級(jí)劃分與評(píng)價(jià)。由表7可知,單因子污染指數(shù)Pi的平均值大小為Cu>Ni>Zn>Cd>Pb,其中Cu和Ni平均值大于1,說(shuō)明研究區(qū)土壤主要表現(xiàn)為Cu和Ni富集,出現(xiàn)輕度污染。內(nèi)梅羅綜合指數(shù)P為1.94,1 表7 研究區(qū)土壤重金屬污染程度 表8為研究區(qū)薏苡仁中重金屬含量,與國(guó)家污染物限量標(biāo)準(zhǔn)中谷物Cd≤0.1 mg/kg,Pb≤0.2 mg/kg,Ni≤1.0 mg/kg的限量標(biāo)準(zhǔn)和NY861-2004中Zn≤50 mg/kg,Cu≤10 mg/kg相比,所檢的薏苡仁中Cd的含量為ND(未超標(biāo))~0.027 mg/kg,未超標(biāo);Pb,Zn,Cu和Ni均有不同程度的污染,含量范圍分別為0.179~1.348 mg/kg,42.615~58.961 mg/kg,10.028~16.244 mg/kg,0.552~5.045 mg/kg,超標(biāo)率依次為90%,25%,75%和30%。由此可見(jiàn)研究區(qū)薏苡仁重金屬污染問(wèn)題突出,以Pb和Cu污染最為嚴(yán)重。薏苡仁體內(nèi)的重金屬主要源自于其生長(zhǎng)的土壤,但土壤中Pb元素全量的含量均未超出土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中的限定值(表3),主要是因?yàn)橥寥乐械闹亟饘僦挥芯邆浠瘜W(xué)有效性才可能被薏苡仁吸收表現(xiàn)為生物有效性,且下文研究土壤中Pb元素有效態(tài)與薏苡仁中含量的相關(guān)性達(dá)到極顯著(表9),進(jìn)一步說(shuō)明Pb在薏苡仁中具有很強(qiáng)的積累效應(yīng),這與侯曉龍等[32]在禾本科植物金絲草中發(fā)現(xiàn)鉛超富集的研究結(jié)果相一致。 表8 研究區(qū)薏苡仁中重金屬的含量 表9 研究區(qū)土壤重金屬有效態(tài)含量 土壤中重金屬并非全部能被植物吸收利用,主要是有效態(tài)部分,可見(jiàn)土壤中重金屬存在的形態(tài)能更好的反應(yīng)土壤環(huán)境和薏苡仁品質(zhì)安全的關(guān)聯(lián)性。由表9可知,Cd,Pb,Zn,Cu和Ni的有效態(tài)含量范圍分別為ND~0.24,0.13~5.09,1.79~3.70,0.07~6.36,0.75~6.52 mg/kg,其平均值分別是0.08,1.37,2.53,2.26,2.38 mg/kg。5種重金屬有效態(tài)含量的變異系數(shù)分別為86.32%,96.82%,25.13%,97.09%和68.15%。與全量相比,有效態(tài)含量變異程度更大,均屬于中等強(qiáng)度變異,主要是因?yàn)橛行B(tài)含量除了重金屬總量的影響,還受到眾多因素的綜合影響,譬如土壤理化性質(zhì)(pH值、有機(jī)質(zhì)和質(zhì)地等)[33]、元素成因來(lái)源和植物根際效應(yīng)[34]。表10顯示,土壤中Zn元素全量與薏苡仁中含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,Cd,Pb,Cu和Ni元素不顯著,而土壤中Pb,Zn和Cu元素有效態(tài)與薏苡仁中含量的相關(guān)性達(dá)到顯著,其中Pb,Zn達(dá)到極顯著正相關(guān)。這說(shuō)明在闡述研究區(qū)土壤環(huán)境和薏苡仁品質(zhì)安全的關(guān)聯(lián)時(shí),與全量相比,土壤有效性與薏苡仁中的重金屬含量相關(guān)性更好,這與袁潤(rùn)杰等[13]、張富貴等[35]的研究結(jié)果一致。綜上,為保障黔西南地區(qū)高產(chǎn)優(yōu)質(zhì)薏苡仁,建議制定相關(guān)保護(hù)措施和施肥制度,在薏苡仁生長(zhǎng)過(guò)程中應(yīng)注意嚴(yán)格把控施肥時(shí)間和施肥量,同時(shí)加強(qiáng)管理,避免人為活動(dòng)、煤礦開采和肥料隨意施用等造成污染源引入;此外,應(yīng)加強(qiáng)對(duì)該區(qū)重金屬遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究,避免土壤污染和降低薏苡仁對(duì)Pb等重金屬富集程度,從而實(shí)現(xiàn)薏苡仁高質(zhì)量、高品質(zhì)的生產(chǎn)目標(biāo),確保薏苡仁的糧藥安全。 表10 研究區(qū)土壤重金屬全量、有效態(tài)含量與薏苡仁重金屬含量相關(guān)分析 (1) 研究區(qū)表層土壤5種重金屬含量大小順序表現(xiàn)為Zn>Ni>Cu>Pb>Cd,均值分別為127.89,84.07,77.77,21.45,0.29 mg/kg。與國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)值相比,土壤主要存在一定程度的Cd,Cu和Ni污染風(fēng)險(xiǎn)。單因子污染指數(shù)分析結(jié)果顯示,5種重金屬污染程度從大到小依次為Cu,Ni,Zn,Cd和Pb,內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)P為1.94,1 (2) 研究區(qū)不同成土母質(zhì)的Cd,Pb和Zn平均含量存在差異,表現(xiàn)為石灰?guī)r>砂巖,而Cu和Ni在兩種成土母質(zhì)下含量無(wú)明顯差別。重金屬來(lái)源解析結(jié)果表明,土壤中Cd與Pb,Zn,Cu和Ni含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,具有相同的來(lái)源。Cd,Pb含量主要與土壤母質(zhì)、廢棄物排放有關(guān);Zn,Cu和Ni含量主要與當(dāng)?shù)孛旱V開采、化肥農(nóng)藥及畜禽糞便等投入有關(guān)。從土壤重金屬含量空間分布圖看出,Cd,Pb和Zn含量高值區(qū)集中在北部地區(qū);Cu和Ni含量分布類似,呈現(xiàn)出東北部和南部高、中部低的趨勢(shì)。總體上,5種重金屬含量高值區(qū)多集中在研究區(qū)北部和南部,表現(xiàn)為多種重金屬?gòu)?fù)合污染特性。 (3) 土壤中Zn元素全量與薏苡仁中含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,Cd,Pb,Cu和Ni元素不顯著,而Pb,Zn和Cu元素有效態(tài)與薏苡仁中含量的相關(guān)性達(dá)到顯著,其中Pb,Zn達(dá)到極顯著正相關(guān)。這說(shuō)明在闡述旱地土壤環(huán)境和薏苡仁品質(zhì)安全的關(guān)聯(lián)時(shí),與全量相比,土壤有效性與薏苡仁中的重金屬含量相關(guān)性更好。研究區(qū)薏苡仁中重金屬含量Cd未超標(biāo),Pb遠(yuǎn)超過(guò)限量值,超標(biāo)率為90%。研究發(fā)現(xiàn),土壤Pb含量未超過(guò)貴州土壤背景值,符合國(guó)家環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618-2018)Ⅱ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)要求,說(shuō)明Pb在薏苡仁中具有很強(qiáng)的積累效應(yīng)。2.2 土壤重金屬的相關(guān)性
2.3 土壤重金屬含量的分布特征
2.4 重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)
2.5 土壤重金屬含量及其有效性對(duì)薏苡仁品質(zhì)安全的影響
3 結(jié) 論