石門(mén)雄黃礦周邊農(nóng)田土壤重金屬污染及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估①

楊 敏，滕 應(yīng)，任文杰，黃 陽(yáng)，徐德福，傅趙聰，馬文亭，駱永明

(1 南京信息工程大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，南京 210044；2 中國(guó)科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京土壤研究所)，南京 210008)

石門(mén)雄黃礦周邊農(nóng)田土壤重金屬污染及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估①

楊 敏1,2，滕 應(yīng)2*，任文杰2，黃 陽(yáng)2，徐德福1，傅趙聰2，馬文亭2，駱永明2

(1 南京信息工程大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，南京 210044；2 中國(guó)科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京土壤研究所)，南京 210008)

湖南石門(mén)雄黃礦區(qū)環(huán)境污染及風(fēng)險(xiǎn)是當(dāng)前國(guó)家環(huán)保部門(mén)和地方政府極為關(guān)注的重要環(huán)境問(wèn)題之一。本研究以該礦區(qū)周邊農(nóng)田表層土壤為研究對(duì)象，調(diào)查分析了礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬污染狀況及其空間分布特征，并采用美國(guó)EPA土壤健康風(fēng)險(xiǎn)模型評(píng)估了其對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)。土壤重金屬污染評(píng)價(jià)結(jié)果顯示：該區(qū)土壤受到中度的As污染和Cd污染，As平均含量為80.26 mg/kg，Cd平均含量為0.55 mg/kg；Cu、Zn、Pb含量均未超過(guò)國(guó)家《土壤環(huán)境質(zhì)量》的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)；綜合污染指數(shù)顯示研究區(qū)域?yàn)橹卸任廴?。美?guó)EPA模型評(píng)估結(jié)果顯示：成人和兒童的日暴露量及非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)主要途徑均為經(jīng)手–口攝入，Cd對(duì)成人和兒童均不存在非致癌風(fēng)險(xiǎn)和總風(fēng)險(xiǎn)，As對(duì)兒童非致癌總風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)為3.36，造成嚴(yán)重的非致癌健康威脅；經(jīng)呼吸暴露的致癌風(fēng)險(xiǎn)，Cd對(duì)兒童和成人均不造成致癌健康影響，As對(duì)成人和兒童的平均致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)為 3.13×10–4和 5.58×10–4，均存在顯著的致癌健康風(fēng)險(xiǎn)，且 As、Cd對(duì)兒童的健康威脅均高于成人。可見(jiàn)，該礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤中As、Cd污染及其風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)加強(qiáng)控制與治理。

雄黃礦；重金屬；變異特征；健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

金屬礦區(qū)采礦、冶煉活動(dòng)是導(dǎo)致周邊農(nóng)田土壤重金屬污染的重要來(lái)源之一[1]。土壤重金屬污染具有隱蔽性、復(fù)合性和不可逆轉(zhuǎn)性等特點(diǎn)，農(nóng)田重金屬的污染狀況關(guān)系到農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全及人體健康[2–3]。因此，加強(qiáng)對(duì)礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤的重金屬污染調(diào)查與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估具有十分重要的現(xiàn)實(shí)意義。石門(mén)雄黃礦位于湖南省石門(mén)縣鶴山村，是亞洲最大的雄黃礦，其開(kāi)采歷史悠久，已達(dá)1 500多年，主要生產(chǎn)砒霜、硫酸等[4]。雖然雄黃礦區(qū)內(nèi)企業(yè)在20世紀(jì)80年代已經(jīng)關(guān)閉，但是由于雄黃礦采選廢水灌溉、冶煉砒霜產(chǎn)生的砒灰飄塵沉降以及近20 t煉As廢渣的簡(jiǎn)單堆放，導(dǎo)致礦區(qū)周?chē)r(nóng)田土壤的重金屬污染狀況非常嚴(yán)重[5]。胡毅鴻等[6]系統(tǒng)分析了雄黃礦區(qū)礦渣、農(nóng)田土壤與地表水體中As的污染空間分布，結(jié)果表明高濃度As礦渣會(huì)持續(xù)危害農(nóng)田土壤和水體。李蓮房等[7]對(duì)石門(mén)雄黃礦區(qū)周邊土壤和作物進(jìn)行系統(tǒng)研究，發(fā)現(xiàn)其表層土壤As含量平均達(dá)到99.5 mg/kg，為當(dāng)?shù)仄胀ㄞr(nóng)田的9.7倍。目前已有的研究大多采用單因子污染指數(shù)法或潛在生態(tài)危害指數(shù)法對(duì)雄黃礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤、礦渣及農(nóng)產(chǎn)品進(jìn)行 As污染評(píng)價(jià)，而對(duì)礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤As、Cd復(fù)合污染及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的研究甚少。由于不同重金屬元素之間的交互作用，相較于單一重金屬污染，重金屬?gòu)?fù)合污染更為復(fù)雜，對(duì)居民造成的健康風(fēng)險(xiǎn)危害更高。因此，本研究在野外調(diào)查和室內(nèi)分析的基礎(chǔ)上，采用內(nèi)梅羅污染指數(shù)法和美國(guó) EPA土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型對(duì)石門(mén)雄黃礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬As、Cd污染狀況及對(duì)居民的健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，以為雄黃礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤的健康風(fēng)險(xiǎn)預(yù)警和農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

雄黃礦位于湖南省常德市石門(mén)縣鶴山村，距石門(mén)縣西北 42 km。當(dāng)?shù)貙僦衼啛釒虮眮啛釒н^(guò)渡的季風(fēng)氣候區(qū)；境內(nèi)年平均氣溫 16.8℃；年均降雨量1 540 mm，春夏兩季雨水較多；土壤類(lèi)型為黃棕壤酸性土。研究區(qū)位于雄黃礦尾礦庫(kù)東面下風(fēng)向處，伴隨著礦區(qū)冶煉活動(dòng)的進(jìn)行，以及含As廢水、廢氣的排放及廢渣的不當(dāng)處置，導(dǎo)致土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量均超標(biāo)。

1.2 樣品采集與處理

選取湖南石門(mén)雄黃礦礦區(qū)周邊農(nóng)田為研究區(qū)域，采用蛇形布設(shè)采樣點(diǎn)位，共采集41個(gè)土壤樣品。采用5點(diǎn)取樣法，用土鉆取0 ~ 20 cm的耕作層土壤，將采集的同一樣地的樣品混勻，然后用四分法選取0.5 kg土壤。采集的土壤樣品自然風(fēng)干后，除去樣品中的雜物，用瑪瑙研缽磨細(xì)后通過(guò)10目和100目尼龍篩，混勻備用。供試土壤的基本理化性質(zhì)為：pH 5.16(H2O)，有機(jī)質(zhì)24.81 g/kg，速效磷17.45 mg/kg，速效鉀96.68 mg/kg，堿解氮117.93 mg/kg。

1.3 樣品分析與測(cè)定

土壤樣品理化性質(zhì)的分析參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[8]。土壤重金屬含量分析：土壤中Cd、Cu、Zn、Pb分析方法采用HCl-HNO3高壓罐消煮法，消煮液用電熱板趕酸至1 ml，冷卻定容至25 ml，采用原子吸收分光光度計(jì) Varian SpectrAA-220FS(石墨爐)測(cè)定；土壤中As分析方法采用王水消煮法，用原子熒光光譜儀(北京瑞利AF-610)測(cè)定；測(cè)定時(shí)所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GBW07405)和空白進(jìn)行分析質(zhì)量控制，標(biāo)準(zhǔn)樣品測(cè)定結(jié)果均在允許誤差范圍內(nèi)，平行樣測(cè)定含量相對(duì)偏差均在10% 以內(nèi)。

1.4 數(shù)據(jù)分析與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

利用Excel 2010與SPSS 19.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理與分析；采用ArcGIS 10.0進(jìn)行圖形繪制；內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法對(duì)污染狀況進(jìn)行評(píng)價(jià)；選取美國(guó)EPA推薦的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型，評(píng)估As、Cd對(duì)成人和兒童所引起的健康風(fēng)險(xiǎn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬污染空間變異與污染評(píng)價(jià)

研究區(qū)土壤 5種重金屬含量及變異系數(shù)的統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表1所示。Cu、Zn、Pb含量均超過(guò)當(dāng)?shù)乇尘爸担闯^(guò)國(guó)家《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618-1995)的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[9]，污染較輕。As和 Cd均超過(guò)國(guó)家土壤質(zhì)量的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，As對(duì)土壤的污染程度大于Cd。從變異性來(lái)看，5種重金屬的變異系數(shù)均屬于弱變異強(qiáng)度，這說(shuō)明土壤中的重金屬在該區(qū)的來(lái)源可能具有同源性。此外，較低的變異系數(shù)也能說(shuō)明布設(shè)的41個(gè)采樣點(diǎn)的土壤重金屬含量基本上能夠代表研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的整體狀況。

表1 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬含量Table 1 Concentrations of heavy metal in farmland soils around the realgar mine area

對(duì)研究區(qū)土壤中的重金屬進(jìn)行反距離權(quán)重插值分析，如圖1所示，結(jié)果表明，土壤中Cd呈現(xiàn)由西北向東南方向遞減趨勢(shì)，即距離雄黃礦區(qū)越遠(yuǎn)，土壤重金屬含量越低。由于研究區(qū)域位于雄黃礦東南方向下風(fēng)處，這可能是礦區(qū)大氣降塵主要受東南風(fēng)影響所致；且研究區(qū)域地勢(shì)南高北低，土壤中Cd隨雨水沖刷及雨水淋溶隨水流進(jìn)行遷移，這與曹雪瑩等[10]的結(jié)果研究類(lèi)似。而從As的空間分布圖中可以看出，與Cd污染空間分布不同，土壤中As呈現(xiàn)由西南向東北方向逐漸遞減的趨勢(shì)，這可能是由于研究區(qū)域南面有公路通過(guò)，可能受到交通運(yùn)輸過(guò)程中砒灰揚(yáng)塵的影響從而導(dǎo)致As污染加重；同時(shí)，土地利用方式和施肥措施也會(huì)影響農(nóng)田土壤中重金屬含量分布，土壤As污染程度的增加可能與當(dāng)?shù)厥┯煤?As農(nóng)藥和化肥有關(guān)。白玲玉等[11]研究不同農(nóng)業(yè)利用方式對(duì)土壤重金屬累積的影響結(jié)果表明，有機(jī)肥和農(nóng)藥是土壤中重金屬As 的重要來(lái)源，與本研究的結(jié)果相類(lèi)似。董騄睿等[12]研究表明，長(zhǎng)期施用這些重金屬含量較高的肥料將會(huì)導(dǎo)致重金屬在土壤中的累積，因此，在土地的利用方式中，要注意優(yōu)質(zhì)施肥，這樣將會(huì)大大減少重金屬在土壤中的累積。

本次土壤污染評(píng)價(jià)采用《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，利用單因子指數(shù)法[13]分析該礦周邊農(nóng)田土壤重金屬污染狀況，并利用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法[14]計(jì)算土壤重金屬綜合污染指數(shù)，評(píng)價(jià)土壤重金屬綜合污染程度，計(jì)算公式為P綜={[(Ci/Si)ave2+ (Ci/Si)max2]/2}0.5。式中：P綜為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)，Ci為污染物的實(shí)測(cè)濃度，Si為污染物i的國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，內(nèi)梅羅指數(shù)污染評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)見(jiàn)表2。由于研究區(qū)為復(fù)合重金屬污染農(nóng)田土壤，不同重金屬元素互相作用，元素累積會(huì)增強(qiáng)重金屬的毒性作用。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法可全面反映土壤中各污染物的平均污染水平及綜合污染狀況，可突出對(duì)環(huán)境造成污染嚴(yán)重的污染物，具體評(píng)價(jià)結(jié)果見(jiàn)表3。

圖1 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤As、Cd含量空間分布Fig. 1 Spatial variation of As and Cd in farmland soils around the realgar mine area

表2 土壤內(nèi)梅羅污染指數(shù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)Table 2 The soil evaluation standard of Nemerow pollution index

表3 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬污染指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果Table 3 Pollution index of heavy metals in farmland soils around the realgar mine area

從單因子污染評(píng)價(jià)方法來(lái)看(表 3)，該區(qū)土壤中As、Cd的單項(xiàng)污染指數(shù)分別為2.41和2.09，污染水平為中度污染。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)為 2.33，說(shuō)明該區(qū)土壤整體處于中度污染水平。土壤污染物 As的分擔(dān)率大于Cd，說(shuō)明該區(qū)As、Cd均不同程度地受到人為污染，而As在此農(nóng)田土壤污染強(qiáng)度最大。這可能是主要受雄黃礦區(qū)大氣降塵及人為活動(dòng)的影響所致。

2.2 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬含量與其基本理化性質(zhì)的相關(guān)性分析

一般而言，礦區(qū)周?chē)r(nóng)田土壤重金屬來(lái)源于大氣降塵、人類(lèi)生產(chǎn)活動(dòng)等方式，而土壤中某一元素與土壤理化性質(zhì)的相互關(guān)系是土壤固相物質(zhì)與多種元素在一種特定環(huán)境下相互作用的結(jié)果，土壤重金屬含量與土壤理化性質(zhì)具有一定的相關(guān)性[15]。利用 SPSS 19.0對(duì)該礦區(qū)周?chē)r(nóng)田土壤中重金屬含量與土壤理化性質(zhì)之間進(jìn)行Pearson相關(guān)分析，見(jiàn)表4。由表4可以看出，As與土壤理化性質(zhì)各指標(biāo)均沒(méi)有相關(guān)性，而其他 4種重金屬含量分布在一定程度上受土壤理化性質(zhì)的影響。Cd含量與土壤 pH的正相關(guān)性達(dá)極顯著水平(P<0.01)；與速效磷含量存在顯著正相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.341。Cu含量與土壤pH存在顯著負(fù)相關(guān)性；與有機(jī)質(zhì)含量存在顯著正相關(guān)性；與速效鉀含量正相關(guān)性達(dá)極顯著水平，相關(guān)系數(shù)為0.412。Zn含量與土壤速效鉀含量呈極顯著正相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.428。Pb含量與土壤堿解氮含量呈極顯著正相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.413；與速效磷含量的相關(guān)系數(shù)為0.396，存在顯著正相關(guān)。

表4 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬元素與理化性質(zhì)之間的相關(guān)性分析Table 4 The correlation analysis between concentrations of heavy metals and physicochemical properties in farmland soils around the realgarmine area

由此，研究區(qū)土壤中重金屬含量受pH和速效鉀含量影響比較明顯；土壤速效磷含量對(duì)重金屬的分布也起到一定作用；土壤有機(jī)質(zhì)和堿解氮含量也在一定程度上影響了重金屬的分布，并且堿解氮的作用比有機(jī)質(zhì)強(qiáng)烈。陳勵(lì)科等[16]研究表明，土壤的酸堿性影響重金屬形態(tài)及有效性，低pH環(huán)境可促進(jìn)重金屬的溶解和活化，提高重金屬的生物有效性。然而，隨著土壤酸度增加，重金屬有效性和移動(dòng)性增加，更易被農(nóng)作物吸收積累，增加人體的健康風(fēng)險(xiǎn)。土壤重金屬含量與土壤性質(zhì)間的關(guān)系復(fù)雜，不同土地利用方式、人類(lèi)活動(dòng)及污染環(huán)境條件下的重金屬含量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性差異較大，因此，對(duì)土壤重金屬與理化性質(zhì)相關(guān)性分析應(yīng)視具體污染環(huán)境來(lái)判定。

2.3 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

農(nóng)田土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估主要是對(duì)研究區(qū)域內(nèi)的農(nóng)田土壤中的污染物所造成的潛在健康效應(yīng)過(guò)程，參照評(píng)價(jià)結(jié)果確定土壤污染的風(fēng)險(xiǎn)類(lèi)型和等級(jí)，來(lái)預(yù)測(cè)污染環(huán)境的范圍和污染的嚴(yán)重程度。本文主要借鑒并選用美國(guó)土壤健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)體系[17]來(lái)研究農(nóng)田土壤重金屬對(duì)人體健康風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)估。通過(guò)對(duì)研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬不同途徑的暴露量評(píng)估計(jì)算，進(jìn)而評(píng)估出研究區(qū)附近或與研究區(qū)有接觸居民的健康風(fēng)險(xiǎn)表征。

2.3.1 暴露風(fēng)險(xiǎn)模型 人體可通過(guò)手–口直接攝入、皮膚接觸和呼吸系統(tǒng)等途徑攝入土壤中的重金屬，長(zhǎng)期累積將對(duì)人體健康造成嚴(yán)重危害[18–19]。健康風(fēng)險(xiǎn)以風(fēng)險(xiǎn)度作為評(píng)價(jià)指標(biāo)，評(píng)價(jià)和預(yù)測(cè)人體暴露于某類(lèi)污染物的某種劑量后對(duì)人體健康可能產(chǎn)生不良健康風(fēng)險(xiǎn)水平，其中包括致癌風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和非致癌風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[20–22]。本文以礦區(qū)周?chē)r(nóng)田土壤為研究對(duì)象，采用美國(guó)EPA健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法對(duì)3種暴露途徑下的日平均暴露量進(jìn)行計(jì)算，探討土壤重金屬對(duì)礦區(qū)周?chē)r(nóng)田土壤附近人群的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，計(jì)算公式如下：

手–口攝入途徑日平均暴露量：

呼吸吸入途徑日平均暴露量：

皮膚接觸日平均暴露量：

總?cè)掌骄┞读浚?/p>

ADD=ADDoral+ADDinh+ADDdermal(4)

參考美國(guó)EPA健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，并結(jié)合我國(guó)場(chǎng)地環(huán)境評(píng)價(jià)指南和實(shí)際情況，各參數(shù)意義及取值見(jiàn)表5，C表示土壤重金屬含量。由于成人和兒童自身的差異和對(duì)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)響應(yīng)程度有所差異，故在健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中應(yīng)有所區(qū)別。根據(jù)美國(guó)EPA健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法的參數(shù)及重金屬As、Cd的實(shí)測(cè)值可得As、Cd對(duì)成年人和兒童的日暴露情況，具體見(jiàn)表6所示。從重金屬日平均暴露量分析，As對(duì)成人和兒童的平均日暴露量分別為1.08×10–4mg/(kg·d)和1.00×10–3mg/(kg·d)；而 Cd對(duì)成人和兒童平均日暴露量分別為7.36×10–7mg/(kg·d)和6.86×10–6mg/(kg· d)，As與Cd對(duì)人體日暴露量相差3個(gè)數(shù)量級(jí)?？傮w而言，重金屬對(duì)兒童日平均暴露量均高于對(duì)成人的日暴露量，對(duì)兒童的健康風(fēng)險(xiǎn)危害更大，這與車(chē)飛等[23]的研究結(jié)果相似。與成人相比，不論是非致癌性還是致癌性兒童通過(guò)攝入途徑引起的健康風(fēng)險(xiǎn)均超過(guò)成人。從暴露途徑分析，不同暴露途徑的日平均暴露量也有所差異，手–口攝入途徑是對(duì)人體健康暴露風(fēng)險(xiǎn)的主要途徑，其次是皮膚接觸途徑，通過(guò)呼吸途徑對(duì)人體健康危害作用最小。

表5 土壤重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)參數(shù)意義及取值Table 5 The values of exposure parameter for health risk assessment

表6 礦區(qū)周邊人體對(duì)農(nóng)田土壤重金屬As、Cd的日暴露量Table 6 Daily exposure doses of As and Cd in farmland soils to human bodies around the realgar mine area

2.3.2 重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 根據(jù)美國(guó) EPA[24]化學(xué)物質(zhì)致癌分類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)，As被認(rèn)為是“明確的致癌物”，而Cd被認(rèn)為是“很可能的人類(lèi)致癌物”，但Cd的致癌效應(yīng)僅為吸入效應(yīng)，暴露途徑中貢獻(xiàn)率很小[25]。土壤非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型和致癌健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型為：

式中：HQi為非致癌重金屬i單項(xiàng)健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)；ADDij為非致癌重金屬i第j種暴露途徑的日均暴露量，單位mg/(kg·d)；RfDij為非致癌重金屬i第j種暴露途徑的參考劑量，單位mg/(kg·d)，參數(shù)值見(jiàn)表7；HI表示各污染物各種暴露途徑的非致癌總風(fēng)險(xiǎn)。當(dāng)HQ或HI<1時(shí)，表示不存在顯著的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)HQ或HI>1時(shí)，表示存在非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)；由于美國(guó)EPA只給出了As、Cd呼吸暴露途徑的致癌斜率SFinh的值，表示人體暴露于某種污染物產(chǎn)生致癌效應(yīng)的最大概率，見(jiàn)表7，故本文只對(duì)As、Cd經(jīng)呼吸暴露所導(dǎo)致的致癌風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)估[26]；Risk為致癌健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，即癌癥發(fā)生的概率，當(dāng)Risk>1×10–4，認(rèn)為存在不可接受的致癌風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)1×10–6

表7 礦區(qū)周邊人體對(duì)農(nóng)田土壤重金屬As、Cd不同暴露途徑的RfDTable 7RfDof As and Cd for different exposure routes to human bodies around the realgar mine area

根據(jù)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型，該礦區(qū)周?chē)r(nóng)田土壤重金屬對(duì)成年人和兒童的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和致癌健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估分布圖如圖2所示。從圖2可以看出，從非致癌風(fēng)險(xiǎn)分析，HI的結(jié)果為As>Cd，重金屬Cd對(duì)成年人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)HI平均數(shù)為0.001，對(duì)兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)為0.009，As對(duì)成年人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)為0.36，HI值均小于1，說(shuō)明目前Cd對(duì)人體尚未造成健康威脅；而 As對(duì)兒童的健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)HI值為3.36，為成人的10倍。從致癌健康風(fēng)險(xiǎn)分析，Cd對(duì)成年人的致癌風(fēng)險(xiǎn)Risk平均值為6.79×10–7，對(duì)兒童的致癌風(fēng)險(xiǎn)Risk平均值為1.21×10–6，結(jié)果均低于癌癥風(fēng)險(xiǎn)閾值范圍(10–6~ 10–4)，表明Cd對(duì)人體健康危害還不明顯，但不能忽視Cd污染潛在的危害。As對(duì)成年人的致癌風(fēng)險(xiǎn)Risk平均值為3.13×10–4，與Cd風(fēng)險(xiǎn)值相差2個(gè)數(shù)量級(jí)；對(duì)兒童的致癌風(fēng)險(xiǎn)Risk平均值為 5.58×10–4，最小值為 1.42×10–3，均大于1×10–4，這說(shuō)明As對(duì)人體造成不可接受的致癌風(fēng)險(xiǎn)?？傮w而言，不論非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)還是致癌健康風(fēng)險(xiǎn)，兒童因土壤重金屬攝入而帶來(lái)的健康風(fēng)險(xiǎn)均高于成年人，這與李繼寧等[28]研究的結(jié)果類(lèi)似，這可能與兒童的生理及生活習(xí)性相關(guān)。一方面兒童身體的免疫抵抗能力低于成年人，另一方面兒童因戶外活動(dòng)接觸土壤的機(jī)會(huì)較多，從而使得土壤重金屬對(duì)他們更易造成健康風(fēng)險(xiǎn)，因此對(duì)兒童群體應(yīng)給予更多的關(guān)注。

3 結(jié)論

1)研究區(qū)土壤重金屬污染以As、Cd污染為主，土壤中As平均濃度為80.26 mg/kg ，Cd平均濃度為0.55 mg/kg，該區(qū)土壤處于中度污染水平；土壤 pH和速效鉀含量對(duì)重金屬分布有明顯的影響。

圖2 礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬對(duì)人體的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果Fig. 2 Health risk assessment results of heavy metals in farmland soils on human bodies around the realgar mine area

2)對(duì)農(nóng)田土壤重金屬進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，結(jié)果顯示不論非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)還是致癌健康風(fēng)險(xiǎn)，土壤中As對(duì)人體的健康危害均高于Cd，As對(duì)兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)超過(guò)閾值，同時(shí)As給人體造成嚴(yán)重致癌健康威脅，土壤中 Cd對(duì)人體不存在顯著的風(fēng)險(xiǎn)。雖然研究區(qū)土壤中重金屬對(duì)人體的危害并不是很大，但仍有部分采樣點(diǎn)的HI和Risk均超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)閾值，需要引起特別關(guān)注，同時(shí)有關(guān)部門(mén)應(yīng)提高礦業(yè)生產(chǎn)的安全意識(shí)。

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Pollution and Health Risk Assessment of Heavy Metals in Agricultural Soil Around Shimen Realgar Mine

YANG Min1,2, TENG Ying2*, REN Wenjie2, HUANG Yang2, XU Defu1, FU Zhaocong2, MA Wenting2, LUO Yongming2
(1 School of Environmental Science and Engineering, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Sciences, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)

The pollution and risk of Shimen Realgar Mine are one of the most important environmental problems, which have received much attention from environmental groups and the local government. The pollution status and spatial distributions of heavy metal pollution in agricultural soils around Shimen Arsenic (As) Mine were analyzed. Moreover, the USEPA soil health risk models were adopted to assess human health risks. The assessment results of soil heavy metals pollution and comprehensive pollution index showed that the soils were moderately contaminated by As and Cd. The data showed that the average contents of As and Cd were 80.26 mg/kg and 0.55 mg/kg, respectively, Cu, Zn, and Pb contents were below the soil environmental quality standard of secondary state. The assessment result by USEPA indicated that hand-mouth intake were the dominate pathway for personal daily exposure and non-carcinogenic risks. The value of Cd would not cause any non-carcinogenic and total carcinogenic risks for both adults and children while the total non-carcinogenic index of As for children (3.36) indicated a significant health threat. Cd would not cause carcinogenic risk of inhalation intake for adults and children while the average carcinogenic risk indexes of As for adults and children were 3.13×10–4, and 5.58×10–4, respectively, which would pose carcinogenic risk. Children were more vulnerable than adults facing As and Cd threats. Thus, the management and prevention for As and Cd contaminated soil around the mining area should be strengthened.

Arsenic mine; Soil heavy metal; Spatial variation; Health risk assessment

X53

10.13758/j.cnki.tr.2016.06.016

中國(guó)科學(xué)院科技服務(wù)網(wǎng)絡(luò)計(jì)劃項(xiàng)目(KFJ-EW-ZY-005)資助。

* 通訊作者(yteng@issas.ac.cn)

楊敏(1991—)，女，河南濮陽(yáng)人，碩士研究生，主要從事重金屬土壤污染和生物修復(fù)研究。E-mail: yangmin199215@163.com