規模化豬場灌區土壤重金屬污染特征及風險評價
——以重慶市某種豬場為例

楊 潞，張 玉，張 智*，李余杰，翁張帆，孫 磊，孔 媛

（1.重慶大學城市建設與環境工程學院，重慶 400044；2.中國市政工程西南設計研究總院有限公司，成都 610081）

2015年我國規模化豬場（年出欄500頭以上）生豬出欄占比44%，《全國生豬生產發展規劃（2016—2020年）》指出，至2020年，全國目標出欄500頭以上生豬的規模化養殖場比重將達到52%。生豬養殖的規模化和集約化發展產生了大量的豬場糞污，而土地利用是實現糞污資源化的有效措施，但不可忽略由此帶來的土壤重金屬污染風險[1]。為促進動物生長和防治疾病，重金屬通常被高劑量地添加到豬飼料中，以致于豬飼料中存在不同程度的重金屬超標現象，超標元素包括Cu、Zn、Cd、Pb、Cr、As等[2-3]。而豬體對重金屬的利用率低，絕大部分殘留在糞便中。如潘尋等[2]發現豬糞中能檢測出飼料中所含有的所有元素，其中Cu、Zn的平均含量較高，分別達472.8、1 908.6 mg·kg-1，均超出《農用污泥中污染物控制標準》的規定值。另外，沼液、沼渣和廢水中也有重金屬殘留。如朱泉雯[3]檢測發現除豬糞中Cu、Zn、As、Cd、Pb超標嚴重外，沼液中Cu、Zn、As以及沼渣中Cu、Zn、Cd、Pb、Ni也嚴重超標。章杰等[4]發現不同養殖模式下的豬場廢水中，重金屬污染物以Cu、Zn為主，同時含有一定量的Cd、Pb元素，4種重金屬的濃度均超出《農田灌溉水質標準》的限值。國外學者研究也證實了養豬沼液和廢水中存在一定量的重金屬，且以Cu、Zn為主[5-6]。

綜上所述，飼料中的重金屬添加劑致使豬場糞污中含有大量的重金屬，糞污灌溉可能使這些重金屬在環境中遷移、轉化后累積于土壤中，直接或間接危害人體健康[7]。飼料重金屬添加劑的種類和土壤類型有地區差異性，為了了解重慶市長期灌溉豬場糞污的土壤是否存在重金屬污染狀況，有必要基于某一實際豬場對其灌溉區土壤重金屬進行分析評價。鑒于重金屬的總量是評價土壤污染程度的重要指標，而重金屬的形態及比例是決定其在環境中的遷移性和毒性的關鍵因素[8]。本文選取糞污中存在量較多的Cu、Zn及毒性較強的Cd、Pb作為目標元素，依托重慶市內在規模上、農業上發展種養模式結合較為典型的一家種豬場，通過采樣分析豬場糞污、廢水灌溉區的土壤重金屬的總量及形態，評價了豬場糞污、廢水灌溉區土壤重金屬污染程度和污染風險，為確定合理的灌溉體系和防治土壤重金屬污染提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

研究區位于重慶市潼南區花巖鎮，該種豬場有完善的糞污處理系統，豬糞、豬尿干濕分離后，豬糞、糞渣外運至有機肥廠制成有機肥，尿液、廢水經格柵、集水池、固液分離、沉淀池、酸化調節、UASB反應器、二級A/O、除磷沉淀、pH回調池、氧化塘處理后農用，周邊配有500 hm2農田來消納廢水。豬場建立前，該地區以養殖散戶為主，畜禽糞便幾乎全部用作基肥。豬場建立后的近4 a來，每日的排糞量21 t，廢水量600 m3，該地區大力發展種養模式結合，以有機肥為主，無機肥為輔，豬場的糞便和廢水是周邊土壤肥料的主要來源。

1.2 土壤樣品采集與測試

土壤樣品采樣點遍及豬場內及場外，共設置16個，編號為S1～S16。每個采樣點視情況采用不同的采樣方法，如對污灌水田采用對角線法，對面積小、土壤均勻的地塊采用梅花點法，對面積中等、土壤不均勻的地塊采用棋盤式法，對坡地采用蛇形法，采集3～5個點的表層（0～20 cm）土壤混合為一個代表樣。樣品剔除石塊、沙礫和植物殘體等，風干后磨碎，過1 mm尼龍篩用于土壤pH的測定，過0.149 mm篩用于測定土壤重金屬總量及分形態含量。

土壤pH采用土液比1∶2.5進行配比，pH計法測定。土壤重金屬全量的測定采用HF-HNO3-HClO4三酸消解法[9]。土壤重金屬形態分析采用BCR三步浸提法[10]，將土壤分為酸溶態、可還原態、可氧化態。殘渣態在BCR的基礎上，采用混酸消解方法提取[11]。

1.3 土壤重金屬污染評價方法

1.3.1 單因子污染指數法

該法利用實測數據和標準對比，能評價區域單一重金屬的污染程度，計算公式為：

Pi=Ci/Si

式中：Pi為土壤中重金屬i的污染指數；Ci為實測含量；Si為評價標準，本文以國家土壤環境質量標準（GB 15618—1995）二級標準（以下簡稱“土壤質量二級標準”）的規定值計算。評判標準：Pi≤1時，未受污染；1＜Pi≤2，輕度污染；2＜Pi≤3，中度污染；Pi＞3，重度污染。

1.3.2 內梅羅污染指數法

該法可用來評價重金屬的平均污染水平，并突出污染最嚴重的重金屬。計算公式為：

式中：PN為內梅羅污染指數；Pimax為土壤中重金屬的最大污染分指數；Pˉi為各污染分指數的算術平均值。PN≤0.7，清潔；0.7＜PN≤1.0，尚清潔；1.0＜PN≤2.0，輕度污染；2.0＜PN≤3.0，中度污染；PN＞3.0，重度污染。

1.3.3 地累積指數法

該法通常稱為Muller指數，不僅能反映重金屬分布的自然變化特征，而且可以判別人為活動對環境的影響，是區分人為活動影響的重要參數。計算公式為：

式中：Igeo為地累積指數；Bi為重金屬i的地球化學背景值，本文以鮑麗然等[12]調查的重慶渝西經濟區土壤元素（指標）地球化學參數的背景值作為重金屬的區域背景值；k為考慮巖層差異所引起背景值變化的調整系數，該值取1.5。Igeo分級標準見表1。

1.3.4 土壤重金屬潛在生態污染評價

瑞典學者Hakanson提出的潛在生態污染指數法可反映某一特定環境中各種污染物的影響或多種污染物的綜合影響，綜合考慮了多元素協同作用、毒性水平、污染濃度以及環境對重金屬污染敏感性等因素，消除了區域差異性及異源污染的影響，在土壤重金屬風險評價中得到廣泛應用[13]。Hakanson潛在生態風險指數計算公式為：

表1 地累積指數（Igeo）分級標準Table 1 Criteria for index of geo-accumulation（Igeo）

表2 土壤重金屬潛在生態危害分級標準[13]Table 2 Classification of potential ecological risk of heavy metals in soil[13]

1.3.5 土壤重金屬生物有效性

重金屬的酸溶態（T1）容易被植物吸收，可還原態（T2）和可氧化態（T3）不易被植物吸收，殘渣態（T4）幾乎不被植物吸收。根據植物利用的難易程度，計算生物活性系數Ki值，將重金屬分為可利用態[K1=（T1+T2）/（T1+T2+T3+T4）]、中等利用態[K2=T3/（T1+T2+T3+T4）]和難利用態[K3=T4/（T1+T2+T3+T4）][15]，從而評價重金屬的生物有效性。

1.4 數據處理

實驗數據采用Excel 2016和Origin Pro 8.5軟件進行分析和處理。

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬總量分布特征

根據《土地利用現狀分類標準》（GB/T 21010—2017）二級類，將采樣點分為不同的土地利用類型。鑒于采樣點均是采用豬場糞污灌溉，本文不嚴格區分采樣點來自豬場內還是場外。16個典型土壤樣品重金屬含量及pH值見表3。

統計發現，灌溉區Cu、Zn、Cd、Pb的平均含量分別為30.80、91.33、0.55、29.34 mg·kg-1，土壤平均pH值為8.36，總體呈弱堿性。與土壤質量二級標準相比，各采樣點中只有Cd有4個超標點。而Cu、Zn、Cd、Pb的平均含量均超過了區域背景值，超標率分別為26.23%、8.73%、150%、4.79%，超標點分別有12、10、10、10個，其中Cu的超標點最多。

變異系數反映離散程度，該值越大，表示土壤重金屬含量受人類活動干擾越強烈。變異系數＜0.1為弱變異，0.10～0.30為中等變異，＞0.30為強變異[16]。各元素的變異系數 Cd（1.06）＞Cu（0.31）＞Zn（0.23）＞Pb（0.14），Cd、Cu屬于強變異性水平，Zn、Pb屬于中等變異性水平。

調研發現，豬場豬糞中Cu、Zn、Cd、Pb的含量分別為 21.94～1 202.36、200～1 512.67、0.45～1.37、2.46～3.98 mg·kg-1。處理達標的廢水中4種金屬的含量分別為0.021、0.014 8、0.001 6、0.000 7 mg·L-1，推測豬糞的施用可能是造成土壤Cu、Zn累積以及離散的主要原因，Cd和Pb的累積和離散可能是由其他人為活動引起的。

2.2 土壤重金屬污染評價

2.2.1 單因子污染指數法評價結果

土壤重金屬元素單因子污染指數計算結果見表4。單因子污染指數平均值Cd＞Cu≈Zn＞Pb。只有Cd屬于有污染狀態，其中S11、S15屬于輕度污染，S4、S7、S12屬于中度污染。

表3 養豬場周邊灌溉區土壤重金屬和pH含量情況Table 3 Heavy metal concentrations and pH value in soils around irrigation area of pig farm

表4 研究區土壤重金屬元素單因子污染指數評價結果Table 4 The results of single-factor pollution index of heavy metals in soils

2.2.2 內梅羅污染指數法評價結果

采用內梅羅綜合污染指數法計算豬場灌區土壤重金屬各元素的污染指數結果如下所示：

由計算結果可知，灌溉區土壤Cd屬于中度污染，土壤幾乎不受Cu、Zn、Pb的污染，土壤環境相對安全，4種金屬對土壤的污染風險性為Cd＞Cu＞Zn＞Pb。

2.2.3 地累積指數法評價結果

土壤重金屬地累積指數污染等級結果見表5。Cu有4個點（S3、S14、S8、S12），Zn有2個點（S3、S6），Cd有2個點（S5、S10）可能有污染風險。另外，Cd有2個點（S11、S15）屬于中風險狀態，3個點（S4、S7、S12）屬于中等偏強風險狀態。Pb沒有污染風險。

綜上，采用不同的污染評價方法對土壤重金屬總量的評價結果有共性。總體來說，豬場灌區土壤Cd污染風險最大，個別采樣點已存在中度污染。鑒于養豬糞污中Cd的含量少，實際農用過程中需要找尋原因以降低Cd風險。土壤雖未受到Cu、Zn污染，但Igeo顯示出極個別點介于從無到有的污染等級，鑒于豬場糞污中高含量Cu、Zn的存在，農用時需要密切關注這兩種重金屬在土壤中的含量變化，防止污染的發生。另外，土壤不存在Pb污染。

2.3 土壤重金屬分形態含量分布特征

重金屬形態含量百分比是指重金屬各形態含量占總量的比例，更準確地指示環境污染對土壤的沖擊[17]。各形態的穩定性有差異，T1為易變型，T2、T3為可變型，T4為不可變型。在未受污染的自然土壤中，T1所占比例很低，T4所占比例較高，在污染的土壤中T4含量較低，外源重金屬會轉化為具有活性的形態[18]。豬場糞污灌區土壤樣品重金屬各形態質量比數據見表6，各采樣點重金屬分形態含量及占比情況見圖1。

灌區內土壤Cu主要以殘渣態存在，非殘渣態占比約為15%。說明Cu易與土壤中的有機物和礦物質形成難分解的有機絡合物和硫化銅等難分解礦物[19]，但Cu的各形態均處于強變異水平，人為活動對豬場Cu形態分布的影響大。

Zn主要以殘渣態存在，但非殘渣態的比例較大，約占總量的43%，且處于強變異水平，此部分Zn容易釋放出來造成二次污染，因此Zn存在較大的環境風險。

Cd的殘渣態占比小，非殘渣態比例幾近88%。非殘渣態中，可變型還原態比例高達53%，接近劉艷萍等[9]研究養殖廢水灌區內土壤重金屬Cd形態分布時得出的結論。總的來說，Cd的非殘渣態比例大，離散程度也大，表現出了較強的環境風險。

Pb主要以穩定殘渣態存在，這可能是因為Pb容易與土壤中的鐵錳氧化物結合成螯合物或絡合物[20]。非殘渣態約占總量的32%，但變異系數較大，說明Pb雖然在形態上表現出環境風險小，但其形態分布在一定程度上受人類活動的影響。

圖1顯示不同重金屬元素在同一個采樣點中的化學形態分布不同，同一種元素在不同采樣點中的形態分布也具有差異性。總體來說，不同元素形態平均變異系數以Cd最大，Cu、Zn次之，Pb最小。Cu、Zn的變異系數由大到小表現為酸溶態、可還原態、可氧化態、殘渣態，這與鐘曉蘭等[21]的研究結果一致。Cd的變異系數表現為可還原態、酸溶態、殘渣態、可氧化態。Pb的變異系數表現為可還原態、可氧化態、酸溶態、殘渣態。總體來說，非殘渣態較殘渣態的變異系數大，說明重金屬次生相態含量受外界干擾比較顯著，具有較強的空間分異，這種空間分異是耕作情況、管理措施、種植制度、污染源引入等人為活動綜合作用的結果。

表5 土壤重金屬地累積指數污染等級統計Table 5 Geo-accumulation index and classification of heavy metals in soils

2.4 土壤重金屬生物有效性和潛在生態污染評價

2.4.1 土壤重金屬生物有效性

圖1 各采樣點土壤重金屬的形態分布Figure 1 The distribution of heavy metals in soil at various sampling sites

表6 土壤中重金屬元素各形態質量比及統計Table 6 Chemical form distribution of heavy metals in soils

表7 土壤重金屬的生物有效性Table 7 Bioavailability of heavy metals in soil

依據表2數據計算各重金屬的生物有效性結果如表7所示。Cu、Zn和Pb的生物活性系數均表現為K3＞K1＞K2，表明它們不易被外界生物利用，對生物體造成影響的能力是有限的。但值得注意的是Zn的K1高達0.4，鑒于Zn在土壤中的總量高，實際中不可忽視Zn的潛在危害。Cd的生物活性系數變化規律為K1＞K2＞K3，K1遠大于K2和K3，說明土壤中的Cd容易進入生物體，雖然灌區Cd總量小，但形態引起的環境風險高，應該引起足夠的重視。4種重金屬的K1值由大到小為Cd＞Zn＞Pb＞Cu，Cu和Pb有效性較低，環境風險小。

2.4.2 土壤重金屬潛在生態污染評價

酸溶態、可還原態及可氧化態在環境中的穩定性差，本文以這三者之和為依據做出的生態環境評價結果見表8。以土壤質量二級標準為參比值，各重金屬的Eir平均值均小于40，單項潛在生態風險均為輕微等級，生態危害程度較低。以區域背景值為參比值時，唯有Cd的平均值介于40～80之間，其單項生態潛在風險達到中等水平。兩種參比值下，RI分別為26.74和74.56，均小于80，重金屬的綜合潛在生態風險為輕微等級，表明采樣區整體的重金屬污染風險低。參比值的選擇影響重金屬對綜合生態風險指數的貢獻程度，參比土壤質量二級標準，貢獻率Cd＞Cu＞Zn＞Pb，而參比區域背景值，貢獻率Cd＞Pb＞Cu＞Zn，但兩種參比值下均以Cd的貢獻率最大，說明采樣區需要注意Cd的污染防治。

表8 土壤重金屬單項潛在生態風險參數和綜合潛在生態風險指數Table 8 Indexes of single factor and comprehensive potential ecological risk of heavy metals in soil

3 結論

（1）養豬場灌溉區土壤呈弱堿性，以重金屬的總量來看，Cu、Zn、Cd、Pb的均值均超過了區域背景值，變異系數Cd＞Cu＞Zn＞Pb，Cd和Cu已達強變異水平。

（2）采用單因子污染指數法、內梅羅污染指數法、地累積指數法等污染評價方法對土壤重金屬進行污染評價得出，土壤個別樣點存在中度的Cd污染，但不存在Cu、Zn、Pb污染。

（3）重金屬種類和采樣點的不同使土壤重金屬形態分布具有差異性，土壤中Cu、Zn、Pb均主要以殘渣態存在，Cd主要以可還原態存在。四種重金屬的形態平均變異系數以Cd最大，Cu、Zn次之，Pb最小。總體來說，殘渣態的變異系數較非殘渣態的小。

（4）生物活性系數Cd＞Zn＞Pb＞Cu，Cd最易被外界生物利用。以非殘渣態之和為依據，參比土壤質量二級標準，各重金屬的潛在生態風險均為輕微級，參比區域背景值，Cd的生態風險為中等水平，其余元素均為輕微級。4種重金屬的綜合潛在生態風險為輕微等級。