劉雅明 ，王祖?zhèn)?，2，王子璐 ，劉晚晴

（1.天津師范大學(xué) 地理與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，天津 300387；2.天津師范大學(xué)水資源與水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300387；3.天津天濱瑞成環(huán)境技術(shù)工程有限公司，天津 300110）

設(shè)施農(nóng)業(yè)是在環(huán)境相對可控的條件下，采用工程技術(shù)手段，改變自然光溫條件，創(chuàng)造優(yōu)化動植物生長的環(huán)境因子，進(jìn)行動植物高效生產(chǎn)的一種現(xiàn)代農(nóng)業(yè)方式.隨著我國城市化發(fā)展速度的加快，蔬菜的需求量日益增大，近年來，我國設(shè)施農(nóng)業(yè)發(fā)展迅速，面積和產(chǎn)量均穩(wěn)居世界第一[1].設(shè)施栽培改善了傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)受季節(jié)影響的缺點(diǎn)，極大地提高了作物的產(chǎn)量，成為我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中最具發(fā)展前景的產(chǎn)業(yè).但受設(shè)施農(nóng)業(yè)栽培條件的制約，設(shè)施土壤長期處于半封閉狀態(tài)，缺乏雨水洗淋，具有氣溫高、濕度大、復(fù)種指數(shù)高、肥料和農(nóng)藥使用量大等特點(diǎn)，導(dǎo)致土壤環(huán)境發(fā)生改變，主要表現(xiàn)為土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)發(fā)生變化、土壤養(yǎng)分富集、有機(jī)質(zhì)含量增加、鹽分累積且離子種類與大田鹽化土壤相比有明顯改變、pH值降低以及微生物區(qū)系變化等，進(jìn)而引起土壤退化和連作障礙，對設(shè)施農(nóng)業(yè)的健康發(fā)展造成嚴(yán)重威脅[2-6].

重金屬作為長期蔬菜栽培后在溫室蔬菜土壤中積累的有害物質(zhì)之一，通過食物鏈進(jìn)入人體，對人體健康構(gòu)成威脅.因此，溫室蔬菜栽培過程中重金屬對食品的污染和對健康的危害一直是人們關(guān)注的焦點(diǎn).研究發(fā)現(xiàn)，不同溫室蔬菜種植園土壤重金屬污染的類型和強(qiáng)度存在較大差異.梁蕾[7]研究了常規(guī)、無公害和有機(jī)生產(chǎn)模式溫室菜地土壤重金屬的分布和生態(tài)風(fēng)險，發(fā)現(xiàn)0～20 cm土層中，Cd、Cu和Zn的累積程度最高，土壤受到重金屬的輕度污染，且有機(jī)生產(chǎn)模式的溫室菜地污染最為嚴(yán)重.Chen等[8]在南京市土壤中發(fā)現(xiàn)了顯著的重金屬積累，Cu和Pb的濃度均超過最大允許水平.章圣強(qiáng)[9]研究發(fā)現(xiàn)白銀市土壤重金屬積累量和鎘含量均超過國家最大允許限量標(biāo)準(zhǔn).李樹輝[10]的研究表明壽光和商丘等立地土壤重金屬的積累順序?yàn)镃u＞Cd＞Zn＞Pb＞As；四平和武威地區(qū)的積累順序?yàn)镃d＞Cu＞Zn＞Pb＞As.曾希柏等[11]研究表明山東壽光設(shè)施土壤中重金屬Zn的含量最高，其次為Cr和Cu；而毒性較大的元素As、Hg和Cd的含量相對較低.因此，研究溫室土壤中重金屬在各特定地質(zhì)位置的累積規(guī)律，準(zhǔn)確評價溫室土壤潛在的生態(tài)和健康風(fēng)險具有重要意義.

天津是蔬菜產(chǎn)品大量消費(fèi)的城市.日光溫室蔬菜種植由政府扶持，溫室蔬菜種植面積已達(dá)45 066 hm2，其中武清區(qū)種植面積最大[12].蔡彥明等[13]分析了溫室蔬菜栽培年限對土壤pH值、土壤結(jié)構(gòu)和土壤容重等的影響，趙明等[14]研究了天津市寧河區(qū)溫室土壤鹽分的變化.但目前有關(guān)溫室蔬菜和土壤中重金屬積累及其伴隨的生態(tài)風(fēng)險的研究較少，本研究選擇天津市武清區(qū)設(shè)施蔬菜栽培基地的設(shè)施菜地土壤作為研究對象，分析了長期種植對設(shè)施菜地土壤重金屬分布的影響及可能產(chǎn)生的生態(tài)風(fēng)險，以期為設(shè)施蔬菜種植的健康發(fā)展提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

武清區(qū)為天津市下轄的市轄區(qū)，地處天津市西北部，海河水系中下游，位于東經(jīng) 116°46′～ 117°19′，北緯 39°07′～ 39°42′，總面積 1 574 km2，其中耕地面積為137萬畝，占土地面積的58%.武清區(qū)海拔較低，最低海拔為2.8 m，氣候?yàn)榈湫偷呐瘻貛О霛駶櫞箨懠撅L(fēng)型氣候，年平均氣溫為13.7℃，日照時數(shù)2 429.3 h，年平均降水量487.2 mm，無霜期318 d，且季節(jié)變化較顯著[15].境內(nèi)有永定河、北運(yùn)河和青龍灣河等河道，地下水儲量為1.5×108m3.土壤類型主要為潮土且輕度鹽漬化[16]，成土母質(zhì)多為永定河和北運(yùn)河的沉積物，土層深厚，灌排方便，適宜耕地種植，主要糧食作物有小麥、玉米和雜糧等，經(jīng)濟(jì)作物主要有棉花和蔬菜等，是天津市重要的農(nóng)產(chǎn)品基地.

1.2 樣品采集及制備

土壤樣品于2015年10月在天津市武清區(qū)河西務(wù)鎮(zhèn)的蔬菜大棚進(jìn)行采樣，采樣點(diǎn)均集中在相近大棚附近，以免由于栽培耕種方式不同導(dǎo)致土壤樣品理化性質(zhì)出現(xiàn)顯著差異，同時也可以控制土壤類型的統(tǒng)一性.

分別對耕種年限為4、10、12和16 a的4個蔬菜大棚進(jìn)行土壤采樣，并采集大棚附近的露天菜地作為對照組（CK），其中年限4 a和10 a的大棚距離較近，地理位置為 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為 39°39′45″N，116°55′44″E.按S形在每個大棚分別取3個樣點(diǎn)，且每個樣點(diǎn)設(shè)置3個重復(fù)組，采樣深度分為 0～20（A）、20～40（B）和 40～60 cm（C）共3個土層.將樣品全部通過200目土壤篩后在室內(nèi)自然風(fēng)干，充分混勻后裝入密封袋中備用.利用四分法將土樣分為兩部分，其中一部分用于測定設(shè)施菜地土壤中重金屬的含量及形態(tài)，另一部分用于測定其理化性質(zhì).土樣在儲存期間應(yīng)盡量避免日光、高溫、潮濕和酸堿氣體等的影響.

1.3 樣品分析方法

土壤樣品電導(dǎo)率（EC）和pH值以及有機(jī)質(zhì)（OM）、堿解氮（HN）、有效磷（OP）和速效鉀（AK）含量的測定方法參考《土壤調(diào)查實(shí)驗(yàn)室分析方法》[17].重金屬總量提取參照《固體廢物金屬元素的測定電感耦合等離子體質(zhì)譜法》（HJ766-2015）[18]的方法，采用連續(xù)提取法[19]提取土壤中重金屬，并采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，7500c型，美國Agilent）測定其化學(xué)形態(tài).

1.4 重金屬污染潛在生態(tài)風(fēng)險評價方法

設(shè)施土壤重金屬含量標(biāo)準(zhǔn)參考《溫室蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標(biāo)準(zhǔn)》（HJ/T333-2006）[20]，并采用潛在生態(tài)危害指數(shù)法進(jìn)行評價，其中重金屬 Cr、Cu、Zn、As、Cd和 Pb 的毒性系數(shù)分別取值 2、5、1、10、30 和 5[21]，Ni的毒性系數(shù)取值為5[22].

2 結(jié)果與分析

2.1 設(shè)施土壤中重金屬分布特征

2.1.1 設(shè)施菜地表層土壤中重金屬含量分布特征

將設(shè)施菜地與露天菜地作為比較對象，探討人工栽培模式下表層土壤（0~20 cm）中重金屬含量的變化，結(jié)果如表1所示.

表1 設(shè)施菜地和露天菜地表層土壤中的重金屬含量Tab.1 Heavy metals contents in surface greenhouse soil and field soil （mg·kg-1）

由表1可以看出，設(shè)施菜地土壤與露天菜地表層土壤中7種重金屬的含量均未超過溫室蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（pH＞7.5），但設(shè)施菜地土壤重金屬Cu、Zn、Cd和Pb的含量均值超過天津市土壤背景值.比較設(shè)施菜地表層土壤與露天菜地表層土壤中重金屬的平均含量，前者土壤中 Cr、Ni、As和 Pb含量較低，Cu、Zn和Cd含量在小范圍內(nèi)增加.結(jié)果表明，受人工干預(yù)的設(shè)施菜地土壤中Cu、Zn和Cd存在明顯的積累現(xiàn)象，尤其是Cd累積程度最大.

分析重金屬含量在設(shè)施菜地不同深度土壤中的分布特征，結(jié)果如圖1所示.由圖1可以看出，重金屬Cu、Zn、As、Cd和Pb的含量隨土層深度的加深而減少，其中重金屬Cd下降幅度最大.與表層土壤相比，Cd在B層和C層中含量分別下降了57.73%和62.28%.重金屬Cr和Ni在B層中的含量高于A層和C層.對設(shè)施菜地不同深度土壤重金屬含量進(jìn)行差異顯著性分析，重金屬Cr、Ni和As含量在不同土層深度均無顯著性差異；重金屬Cu、Zn、Cd和Pb在A層的含量與其在B層和C層的含量存在顯著差異（P＜0.05），B層含量與C層含量無顯著差異.上述結(jié)果表明，重金屬Cu、Zn、Cd和Pb在土壤表層累積現(xiàn)象明顯，存在自上而下含量逐漸降低的垂直變化規(guī)律，Cr和Ni存在向下遷移的趨勢，As含量在不同土層中的變化程度最小.

圖1 設(shè)施菜地不同深度土壤中重金屬的分布特征Fig.1 Heavy metals distribution in greenhouse soil of different depth

不同年限設(shè)施菜地表層土壤（0~20 cm）中重金屬含量的分布特征存在差異，結(jié)果如圖2所示.

圖2 不同種植年限設(shè)施菜地表層土壤中重金屬的分布特征Fig.2 Heavy metals distribution in surface greenhouse soil with different planting years

由圖2可以看出，與露天菜地土壤重金屬含量相比，設(shè)施菜地中Cr、Ni、As和Pb的含量在不同種植年限內(nèi)均較低，且隨著種植年限的增加呈“下降-上升-下降”的趨勢，在種植年限12 a時含量達(dá)到最大，16 a時含量最低.重金屬Cu、Zn和Cd在種植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”的趨勢，在種植10 a時Cu、Zn和Cd含量最高，累積現(xiàn)象十分明顯.

2.1.2 設(shè)施土壤中重金屬的形態(tài)分布特征

分析設(shè)施菜地重金屬形態(tài)在不同種植年限及不同土層中的含量占比情況，結(jié)果如圖3所示.

圖3 不同深度和不同年限設(shè)施菜地土壤中重金屬賦存形態(tài)比較Fig.3 Occurrence comparison of heavy metals in greenhouse soil in different depth with different planting years

由圖3可以看出，不同種植年限和不同深度土壤中，重金屬Pb、Cr、Ni和As的賦存形態(tài)以殘渣態(tài)為主，有機(jī)結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的含量次之，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)的含量很低.在相同種植年限下，殘渣態(tài)Pb、Cr、Ni和As的含量總體隨土層深度的增加而增加，而可交換態(tài)的含量表現(xiàn)為隨深度的增加而減少.

土壤中重金屬Cu和Zn的殘渣態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量占全量的90%以上，總體上殘渣態(tài)含量最高，但由圖 3（e）和圖 3（f）可以看出，在種植年限為4 a和10 a的表層土壤（0~20 cm）中，Cu有機(jī)結(jié)合態(tài)的占比分別為50.24%和44.59%，大于殘渣態(tài)的占比（36.01%和36.94%），Zn鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的占比分別為39.34%和42.64%，大于殘渣態(tài)的占比（33.76%和33.26%），這可能與4 a和10 a種植年限人工施用化肥較多有關(guān).化肥中含有一定量的Zn和Cu，通過化肥帶入土壤中的Zn和Cu可以分別轉(zhuǎn)化為Zn的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和Cu的有機(jī)結(jié)合態(tài)，造成在表層土壤中Zn的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和Cu的有機(jī)結(jié)合態(tài)的占比較大[24].

此外，由圖3（g）可以看出，土壤中Cd的賦存狀態(tài)與其他重金屬差異明顯，表現(xiàn)為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞可交換態(tài)＞殘渣態(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)，各種植年限土壤中可交換態(tài)Cd在表層土壤中的占比最高，種植4 a的設(shè)施菜地表層土壤中可交換態(tài)Cd占比最高為31.25%，顯示出Cd具有較高的活動性.

2.2 設(shè)施土壤重金屬的來源解析

表2為設(shè)施菜地土壤重金屬含量與理化性質(zhì)的關(guān)系.

表2 設(shè)施菜地土壤重金屬含量與理化性質(zhì)之間的相關(guān)性Tab.2 Correlation between content and physico-chemical properties of heavy metals in greenhouse soil

由表2可知，重金屬Cr的含量與Ni、As和Pb的含量以及電導(dǎo)率EC極顯著正相關(guān)，與有機(jī)質(zhì)OM的含量顯著正相關(guān)；Ni的含量與As和Pb的含量、電導(dǎo)率EC以及有機(jī)質(zhì)OM極顯著正相關(guān)，與Cu的含量顯著正相關(guān)，與有效磷OP顯著負(fù)相關(guān)；Cu的含量與Zn、As、Cd、Pb和有機(jī)質(zhì)OM的含量極顯著正相關(guān)，與電導(dǎo)率EC顯著正相關(guān)，與pH值顯著極負(fù)相關(guān)；Zn的含量與Cd、Pb和有機(jī)質(zhì)OM的含量極顯著正相關(guān)，與有效磷OP和速效鉀AK的含量顯著正相關(guān)，與HN的含量顯著負(fù)相關(guān)；As的含量與Pb和有機(jī)質(zhì)OM的含量以及電導(dǎo)率EC極顯著正相關(guān)，與pH值顯著負(fù)相關(guān)；Cd的含量與有機(jī)質(zhì)OM和有效磷OP的含量顯著正相關(guān)，與pH值和HN的含量顯著負(fù)相關(guān)；Pb的含量與電導(dǎo)率EC和有機(jī)質(zhì)OM的含量極顯著正相關(guān)，與pH值極顯著負(fù)相關(guān).若土壤重金屬元素之間相關(guān)性顯著，則表明重金屬可能具有相同來源[25]，因此可推測重金屬Cr、Ni、As和Pb為同源元素，Cd、Zn和Cu為同源元素.

利用主成分分析法得到設(shè)施菜地土壤重金屬旋轉(zhuǎn)成分矩陣，結(jié)果如表3所示.由表3可知，土壤中重金屬的2個主成分特征值占總方差的累積貢獻(xiàn)值達(dá)到 93.34%.第一主成分中，Ni、As、Cr和 Pb 具有較高的荷載，第二主成分中Cd、Zn和Cu為主要荷載.這表明Ni、As、Cr和 Pb 可能有共同的來源，Cd、Zn 和 Cu 有共同的來源.此結(jié)果與重金屬間的相關(guān)性分析結(jié)果一致.統(tǒng)計分析設(shè)施菜地土壤中7種重金屬的差異系數(shù)可知，Cd、Zn 和 Cu 含量比 Ni、As、Cd 和 Pb 含量的差異系數(shù)大，說明前3種元素不僅是同源重金屬，而且空間變異性明顯，這可能與人為活動對土壤的影響有關(guān).而Cd、Zn和Cu含量與OM、HN、AK和OP含量在不同水平上顯著相關(guān)，說明人工使用化肥農(nóng)藥、有機(jī)肥會造成重金屬在土壤中累積.重金屬Ni、As、Cr和Pb含量的差異系數(shù)較小，空間變異性不明顯，由此可以推測其在研究區(qū)內(nèi)具有自然源屬性.

表3 土壤重金屬含量旋轉(zhuǎn)成分矩陣Tab.3 Rotated component matrix of heavy metals content in soil

2.3 設(shè)施菜地土壤重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險評估

利用Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法對研究區(qū)設(shè)施菜地土壤進(jìn)行評價，結(jié)果如表4所示.

表4 研究區(qū)菜地土壤中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)Tab.4 Potential ecological risk index of heavy metals in soil of the study area

從單一重金屬分析可知，除種植10 a土壤中Cd的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)外，露天菜地土壤中各重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均大于設(shè)施蔬菜土壤.露天菜地及種植4、12和16 a的菜地土壤中重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險因子由大到小的順序均為Cd＞As＞Pb＞Cu＞Ni＞Cr＞Zn.種植10 a的設(shè)施菜地土壤中重金屬Cu的潛在生態(tài)風(fēng)險因子大于Pb.除重金屬Cd外，6種重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險因子均在低水平范圍內(nèi)，處于低風(fēng)險級別.重金屬Cd在不同種植年限研究區(qū)土壤中的潛在生態(tài)風(fēng)險因子由大到小的順序?yàn)?9.37（10a）＞68.46（CK）＞ 67.07（12 a）＞ 64.37（4 a）＞ 44.12（16 a），其中在種植10 a設(shè)施菜地土壤中生態(tài)風(fēng)險級別為較重，其余處于中等風(fēng)險水平.說明研究區(qū)土壤重金屬Cd受人類活動影響后，潛在生態(tài)風(fēng)險較高，對當(dāng)?shù)剞r(nóng)作物生長與人體健康存在污染風(fēng)險，應(yīng)重視重金屬Cd的治理，并加強(qiáng)農(nóng)作物重金屬元素富集情況的檢測.對多種重金屬綜合分析可得，研究區(qū)菜地土壤中重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)RI由大到小的順序?yàn)?14.49（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屬污染均處于低風(fēng)險級別.說明雖然研究區(qū)設(shè)施菜地土壤中重金屬Cd生態(tài)風(fēng)險級別較高，但菜地綜合生態(tài)風(fēng)險級別較低，因此種植不易富集重金屬Cd的農(nóng)作物可以在一定程度上避免對人體健康的危害.

3 討論

3.1 設(shè)施菜地土壤中重金屬累積的原因

我國設(shè)施菜地受人為干擾強(qiáng)度較大，因此設(shè)施菜地土壤重金屬累積的問題較為嚴(yán)重.本研究主成分分析結(jié)果表明重金屬Cd、Zn和Cu在第二主成分因子中貢獻(xiàn)較大，且三者相比其他重金屬的變異系數(shù)大，說明Cd、Zn和Cu的含量明顯受人為活動影響，不存在顯著空間性.有研究表明天津市郊設(shè)施菜地土壤中重金屬 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd 和 Pb 的含量均高于背景值[26-28]，且Cd和Cu的含量存在個別點(diǎn)位超標(biāo)現(xiàn)象.由于武清區(qū)位于北京排污河灌溉區(qū)內(nèi)，土壤中重金屬Cd和Zn存在明顯富集現(xiàn)象[29]，可以推斷農(nóng)田污灌水中重金屬在土壤中的累積是Cd、Zn和Cu的來源之一.此外，重金屬含量影響因素的結(jié)果顯示，研究區(qū)設(shè)施菜地土壤中重金屬Cd、Zn和Cu的含量受OM、HN、AK和OP含量影響較大.農(nóng)民長期使用含重金屬Cd和Cu的磷肥使其在土壤中富集后含量變高[30]，且武清區(qū)設(shè)施菜地多使用禽畜糞便堆積的有機(jī)肥[31]，研究發(fā)現(xiàn)該類有機(jī)肥對農(nóng)田土壤中Zn的貢獻(xiàn)率為51%[32].由此可見，重金屬Cd、Zn和Cu的累積表明化肥農(nóng)藥和有機(jī)肥的使用也是土壤中重金屬含量富集的非自然源之一.

研究區(qū)設(shè)施菜地不同年限表層土壤中重金屬Ni、As、Cr和Pb含量均低于露天土壤，這可能是因?yàn)殛柟鉁厥液捅∧じ采w等人工設(shè)施阻擋了大氣沉降過程中重金屬在土壤中的累積[33].主成分分析結(jié)果表明重金屬Ni、As、Cr和Pb在第一主成分中為主要荷載，且變異系數(shù)較小說明存在較強(qiáng)空間性，推測Ni、As、Cr和Pb主要來源為自然源，即成土母質(zhì)，這與張風(fēng)雷等[34]、崔萌等[35]所得結(jié)論一致.研究結(jié)果表明種植4~12 a的設(shè)施菜地土壤中重金屬含量與設(shè)施年限呈正相關(guān)關(guān)系，由此可見，不休耕的長期耕種會導(dǎo)致土壤重金屬累積，土壤生態(tài)環(huán)境遭到破壞.因此，如何避免連種、高強(qiáng)度施肥等措施帶來的土壤重金屬污染問題以及如何改良種植方式有待進(jìn)一步研究.

3.2 設(shè)施菜地土壤中重金屬形態(tài)的影響因素

通過人為活動進(jìn)入土壤環(huán)境的重金屬的化學(xué)形態(tài)存在差異，且動態(tài)轉(zhuǎn)化過程也各有不同.土壤的理化性質(zhì)與重金屬形態(tài)間存在緊密而復(fù)雜的關(guān)系.由重金屬的形態(tài)與土壤理化性質(zhì)的Pearson相關(guān)性分析可知，7種重金屬中除可交換態(tài)Cd含量與OM含量在0.01水平上顯著相關(guān)，其他重金屬均有不同形態(tài)含量與OM含量在0.05水平上顯著相關(guān)，即OM含量對Cd的化學(xué)形態(tài)分布影響較小.重金屬Cd和Pb的可交換態(tài)與pH值呈顯著負(fù)相關(guān)，與曾路生等[36]的部分結(jié)果相一致.馮文超[37]的研究表明重金屬As可交換態(tài)與pH呈顯著正相關(guān)關(guān)系，與本研究中無相關(guān)關(guān)系的結(jié)果不同，這可能是因?yàn)橹亟饘貯s可交換態(tài)含量會在施用尿素后短時間內(nèi)隨著pH值的上升而上升，而本研究土壤采樣時間距離施肥時間較久，所以未發(fā)現(xiàn)此相關(guān)性.由于可交換態(tài)易被農(nóng)作物富集在體內(nèi)從而進(jìn)入食物鏈，且研究區(qū)重金屬Cd超標(biāo)，因此應(yīng)對設(shè)施菜地土壤pH值進(jìn)行定期檢測，從而判斷可交換態(tài)Cd的含量.目前很少有學(xué)者研究HN、OP和AK含量對土壤重金屬形態(tài)的影響，本研究單獨(dú)將其作為影響因素，發(fā)現(xiàn)重金屬 Cr、Ni、Cu、Zn和 Pb的某種賦存形態(tài)與AK、HN和OP的含量顯著正相關(guān)，但鐵錳氧化結(jié)合態(tài)Pb的含量與AK和OP的含量呈顯著負(fù)相關(guān)，原因可能是AK和OP的累積使土壤鹽堿化，此時土壤中Fe3+和Mn2+等離子與OH-發(fā)生沉淀反應(yīng)，增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Pb的含量.一些研究將土壤質(zhì)地作為重金屬形態(tài)的影響因素之一[37-39]，研究區(qū)土壤重金屬形態(tài)與土壤質(zhì)地的相關(guān)性還需進(jìn)一步研究.

4 結(jié)論

本研究選取天津市武清區(qū)4個蔬菜大棚，分析長期種植對設(shè)施菜地土壤中重金屬分布的影響，得到以下結(jié)論：

（1）天津武清區(qū)露天菜地和設(shè)施菜地表層土壤中重金屬 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd 和 Pb 的含量均未超過溫室蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)限值，但設(shè)施菜地表層土壤中Cu、Zn、Cd和Pb的含量均值超過天津市土壤背景值.重金屬在不同土壤層度的含量存在差異，Cu、Zn和Cd在表層土壤中存在一定程度上的累積，其中重金屬Cd的累積現(xiàn)象最明顯，Cr、Ni和As存在向下遷移的趨勢.重金屬含量隨著種植年限的增加呈現(xiàn)不同的變化趨勢，Cr、Ni、As和 Pb 的含量與 Cu、Zn 和 Cd 含量變化存在差異.

（2）重金屬形態(tài)占比在不同種植年限和不同土層中的變化規(guī)律不相同，重金屬 Cr、Ni、As、Pb 和 Cu 以殘渣態(tài)為主，重金屬Zn和Cd以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)為主.

（3）土壤重金屬含量的主成分分析結(jié)果表明，重金屬來源存在差異，其中重金屬Ni、As、Cd和Pb為同源元素，主要源于成土母質(zhì)；第二主成分中Cd、Zn和Cu主要來源為人為源，如化肥、農(nóng)藥、有機(jī)肥和污水灌溉等人為活動.

（4）應(yīng)用Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法評價，結(jié)果表明，設(shè)施菜地土壤中重金屬Cd潛在生態(tài)風(fēng)險級別較高，在種植4、12和16 a土壤中處于“中”等級，在種植10 a土壤中處于“較重”等級，研究區(qū)綜合潛在生態(tài)風(fēng)險級別處于“低”等級.針對研究區(qū)重金屬污染現(xiàn)狀及土壤環(huán)境條件，應(yīng)采取合理措施并選擇適宜的農(nóng)作物，這對當(dāng)?shù)鼐G色農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展起到重要作用.