改良劑對銅鎘污染土壤的修復(fù)效果及健康風(fēng)險評估

蘇彬彬,崔紅標(biāo),①,樊恒亮,馬凱強(qiáng),周 靜,胡友彪

(1.安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院,安徽 淮南 232001;2.中國科學(xué)院南京土壤研究所,江蘇 南京 210008)

改良劑對銅鎘污染土壤的修復(fù)效果及健康風(fēng)險評估

蘇彬彬1,崔紅標(biāo)1,2①,樊恒亮1,馬凱強(qiáng)1,周 靜2,胡友彪1

(1.安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院,安徽 淮南 232001;2.中國科學(xué)院南京土壤研究所,江蘇 南京 210008)

為了解磷灰石、石灰、木炭對貴溪冶煉廠周邊重金屬污染土壤的修復(fù)效果,通過化學(xué)浸出等方法研究了修復(fù)后第1年(2010年)和第4年(2013年)土壤中Cu和Cd的可浸出性、有效態(tài)(CaCl2)和生物可給性。結(jié)果表明,添加磷灰石、石灰和木炭顯著增加了土壤pH值,降低土壤交換性酸和交換性鋁含量。改良劑的添加降低了土壤中Cu和Cd的可浸出性和有效態(tài),且磷灰石和石灰處理效果優(yōu)于木炭,但隨著時間推移處理效果減弱。磷灰石和石灰處理1 a后土壤的Cu生物可給性較對照分別降低28.6%和23.1%,Cd生物可給性分別降低21.7%和22.8%,第4年Cu和Cd的生物可給性均有上升趨勢。另外,改良劑處理后Cu和Cd的風(fēng)險系數(shù)(QH)均小于1,兒童的風(fēng)險系數(shù)均大于成人?？傮w上,磷灰石處理在降低Cu和Cd可浸出性、有效態(tài)和生物可給性方面具有更好的效果。

改良劑;穩(wěn)定化;有效態(tài)重金屬;生物可給性;健康風(fēng)險

2015年國土資源部地質(zhì)調(diào)查局《中國耕地地球化學(xué)調(diào)查報告》顯示,重金屬污染或超標(biāo)的點(diǎn)位覆蓋面積約7.6×106hm2,污染或超標(biāo)耕地主要分布在湘鄂皖贛區(qū)、閩粵瓊區(qū)和西南區(qū)。江西省貴溪冶煉廠周邊土壤受重金屬污染嚴(yán)重,大片農(nóng)田土壤中Cu和Cd含量嚴(yán)重超標(biāo),對周邊群眾健康產(chǎn)生嚴(yán)重威脅,因此亟需對污染土壤進(jìn)行修復(fù)[1]。穩(wěn)定化方法采用向土壤中添加鈍化材料,使重金屬向低溶解、被固定的低毒形態(tài)轉(zhuǎn)化,達(dá)到降低污染土壤重金屬生物有效性和環(huán)境風(fēng)險的目的,是當(dāng)前治理我國重金屬污染耕地較好的方法之一[2-4]。如黎大榮等[5]利用蠶沙、熟石灰、磷酸二氫鉀3種改良劑修復(fù)污染土壤,通過吸附、沉淀等作用大幅減少土壤中有效態(tài)Pb和Cd含量。黃鴿等[6]采用單寧酸和羥基磷灰石對沉積物中重金屬進(jìn)行穩(wěn)定化處理,顯著降低了土壤中Cu和Pb活性。當(dāng)前，國內(nèi)外很多學(xué)者在改良劑的篩選和研發(fā)、穩(wěn)定化效果評估等方面做了大量研究,但對改良劑修復(fù)后土壤在不同時段內(nèi)重金屬活性變化情況的研究較少[7-8]。實(shí)際上,風(fēng)化、淋溶、酸雨和溫度波動等均會影響重金屬活性,因此研究向污染土壤添加改良材料對重金屬活性的影響對于長期穩(wěn)定化修復(fù)重金屬污染土壤具有重要意義。

重金屬污染土壤不僅對植物和土壤微生物產(chǎn)生毒性,還會通過皮膚接觸、食物鏈及口部無意攝入等多種途徑進(jìn)入人體,影響人體健康[9]。很多學(xué)者利用體內(nèi)評估(in vitro)法模擬人體胃腸環(huán)境,利用生物可給性進(jìn)行人體健康風(fēng)險評估[10]。生物可給性指進(jìn)入人體消化系統(tǒng)的重金屬可以被胃腸道溶解的部分,這是重金屬進(jìn)入人體最主要的方式[11]。目前，關(guān)于農(nóng)田重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)對人體的健康風(fēng)險評估尚鮮見報道。

貴溪冶煉廠是國內(nèi)規(guī)模最大、技術(shù)最先進(jìn)的煉銅工廠之一。由于早期技術(shù)上的限制,冶煉過程中所產(chǎn)生的“三廢”經(jīng)過多年的排放、累積,造成企業(yè)周邊土壤不同程度的污染。周靜等[12]采用穩(wěn)定化和植物修復(fù)方法對周邊污染土壤進(jìn)行修復(fù),并取得了較好效果。但是,這些研究僅考慮到土壤重金屬活性的變化情況,未對修復(fù)后土壤進(jìn)行健康風(fēng)險評估。由于貴溪冶煉廠周邊土壤很少種植農(nóng)作物,食物鏈攝入重金屬不是影響人體健康的主要途徑。因此,筆者采用一次性添加木炭、磷灰石、石灰的方式,毒性特征浸出程序(toxicity characteristic leaching procedure,TCLP)和CaCl2浸提方法研究貴溪冶煉廠周邊土壤修復(fù)后不同時段內(nèi)重金屬活性變化,并通過模擬人體胃液環(huán)境計(jì)算重金屬生物可給性,對周邊居民進(jìn)行健康風(fēng)險評估,研究結(jié)果將為重金屬污染土壤的長期穩(wěn)定化修復(fù)風(fēng)險管控提供理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試改良劑基本理化性質(zhì)及產(chǎn)地見表1。

表1 改良劑基本理化性質(zhì)

Table 1 Basic physical-chemical properties of amendments

改良劑產(chǎn)地粒徑/mm比表面積/(m2·g-1)pH值w(Cu)/(mg·kg-1)w(Cd)/(mg·kg-1)木炭上海海諾炭業(yè)有限公司0.8011559.96石灰江西鷹潭建材大市場0.1612.201.360.87磷灰石湖北南漳縣鑫泰磷化工廠0.258.409.541.18

原始污染土壤pH值為4.42,陽離子交換量(CEC)為7.29 cmol·kg-1,w(有機(jī)質(zhì))為31.3 mg·kg-1,w(速效氮)、w(速效磷)和w(速效鉀)分別為149、53.1和68 mg·kg-1,w(全銅)和w(全鎘)分別為682和0.98 mg·kg-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì),共計(jì)4個處理,3次重復(fù),分別為 (1)對照;(2)石灰處理 (4.45 t·hm-2)[13];(3)磷灰石處理(22.3 t·hm-2)[14];(4)木炭處理(66.9 t·hm-2)[14]。于2009年11月開始試驗(yàn),采用人工翻耕、耙勻,反復(fù)2次,使改良劑與0～17 cm表層土壤充分混勻。每個小區(qū)長3 m，寬2 m,各小區(qū)間田埂采用防滲聚乙烯塑料薄膜(30 cm高)包裹,防止因雨水徑流影響試驗(yàn)結(jié)果。

1.3 試驗(yàn)方法

采集貴溪冶煉廠附近經(jīng)改良劑修復(fù)后的2010和2013年0～17 cm表層土壤,每個處理組取3個樣,共24個土樣。土壤經(jīng)自然風(fēng)干,磨細(xì),過1.7和0.15 mm孔徑尼龍篩待用。土壤pH值〔m(水)∶m(土)=2.5∶1〕用pH計(jì)測定[15]。

根據(jù)土壤酸堿度和緩沖量的不同配制2種提取劑,吸取5.7 mL冰乙酸于1 L容量瓶中,加入64.3 mL 1 mol·L-1NaOH溶液后定容,使pH值為4.93±0.05。TCLP提取過程:稱量1.5 g土樣,加入30 mL提取劑,在常溫下按150 r·min-1振蕩18 h,離心5 min(離心半徑為13.5 cm)后過濾,濾液中加1滴濃硝酸酸化待測。

CaCl2浸提過程:土壤風(fēng)干過2 mm孔徑篩,稱取5 g放入50 mL離心管中,加入25 mL 0.01 mol·L-1CaCl2提取劑,在室溫下以120 r·min-1振蕩2 h,離心5 min(離心半徑為13.5 cm)后過濾,濾液中加1滴濃硝酸酸化待測。

in vitro 法模擬胃階段:配制模擬胃液1.00 L,內(nèi)含0.15 mol·L-1NaCl(8.775 g),加入檸檬酸0.5 g、蘋果酸0.5 g、乳酸0.42 mL、醋酸0.5 mL和胃蛋白酶1.25 g,用12.00 mol·L-1HCl將pH值調(diào)到1.50。將50 mL模擬胃液及0.5 g過0.25 mm孔徑篩的土壤樣品混合于離心管中。然后置于37 ℃恒溫水浴中,按100 r·min-1振蕩,每20 min調(diào)節(jié)溶液pH值到1.5,1 h后吸取10.00 mL反應(yīng)液到離心管中,離心5 min(離心半徑為13.5 cm),過0.45 μm孔徑濾膜,4 ℃條件下保存,采用原子吸收(或石墨爐)分光光度計(jì)測定濾液中Cu和Cd含量[16]。

土壤重金屬全量采用HF-HNO3-HClO4消煮法[17]測定,重金屬Cu和Cd全量及有效態(tài)含量采用原子吸收(石墨爐)分光光度計(jì)法測定。

1.4 人體健康評估方法

通過體外模擬試驗(yàn)計(jì)算生物可給性(bioaccessibility,AB),人體胃階段的重金屬生物可給性通過下式計(jì)算:

AB=(CH×V)/(M×T)×100%。

(1)

式(1)中,AB為土壤重金屬生物可給性,%;CH為人體胃階段反應(yīng)液中可溶態(tài)重金屬含量,mg·L-1;V為反應(yīng)液體積,L;M為稱取的土壤質(zhì)量,kg;T為土壤重金屬含量,mg·kg-1。

利用風(fēng)險系數(shù)對人體健康潛在風(fēng)險進(jìn)行評估,計(jì)算公式如下:

QH=ICD×AB/RfDo。

(2)

口部無意攝入途徑下的重金屬日攝入量用下式計(jì)算:

(3)

式(2)～(3)中,QH為風(fēng)險系數(shù)，當(dāng)QH<1時,不存在非致癌影響，當(dāng)QH≥1時,則存在潛在非致癌影響,且QH值越大,潛在的人體健康風(fēng)險越大；ICD為口部無意攝入途徑下單位體重單位時間的重金屬日攝入量,mg·kg-1·d-1;AB為土壤重金屬生物可給性,%;RfDo為重金屬經(jīng)口毒性參考劑量,Cu和Cd分別為0.04和0.001 mg·kg-1·d-1[18];IR為攝入速率,成人和兒童分別取100和200 mg·d-1;C為土壤重金屬暴露含量,mg·kg-1;EF為暴露頻率,成人和兒童均取180 d·a-1;ED為暴露年限,成人和兒童分別取30和6 a;WAB為人體體重,成人和兒童分別取60和16 kg;TA為平均作用時間,成人和兒童分別取10 950和2 190 d。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010和SPSS 19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計(jì)。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬活性變化

2.1.1 土壤基本理化性質(zhì)

表2顯示了2010年和2013年3種改良劑修復(fù)后土壤的基本理化性質(zhì)。與對照相比,添加改良劑后土壤pH值顯著提高,如2010年磷灰石、石灰、木炭處理組分別增加1.14、1.3和0.48。另外,改良劑處理后交換性酸和交換性鋁含量顯著降低,但兩者均隨時間推移逐漸增加,如2013年木炭處理交換性酸含量比2010年增加1.31 cmol·kg-1,石灰處理增加0.79 cmol·kg-1。

表2 土壤及改良劑的基本理化性質(zhì)[19]

Table 2 Basic physical-chemical properties of the soil

年份處理 pH值w(有機(jī)碳)/(g·kg-1)CEC/(cmol·kg-1)交換性酸含量/(cmol·kg-1)2010對照4.41±0.08c*18.20±0.87a*7.73±0.31a2.10±0.16a*磷灰石5.55±0.13a*18.40±0.95a7.87±0.20a0.58±0.10c石灰5.71±0.30a*18.30±0.51a*8.06±0.53a0.45±0.95c*木炭4.89±0.05b*19.40±1.89a7.77±0.24a1.06±0.90b*2013對照3.96±0.06d*14.50±2.53b*7.30±0.12a3.63±0.18a*磷灰石5.00±0.06a*16.80±0.72ab7.47±0.51a0.85±0.19c石灰4.66±0.04b*15.10±1.22b*7.30±0.06a1.73±0.81bc*木炭4.33±0.12c*19.70±1.86a7.61±0.32a2.37±0.20b*年份處理 交換性鋁含量/(cmol·kg-1)交換性鈣含量/(cmol·kg-1)w(全Cu)/(mg·kg-1)w(全Cd)/(μg·kg-1)2010對照1.59±0.12a*1.21±0.08c696±35a1047±62a*磷灰石0.43±0.13c3.85±0.27a712±57a1124±46a*石灰0.39±0.02c*3.38±0.54ab718±40a1105±34a*木炭0.89±0.10b*2.85±0.08b708±25a1119±78a*2013對照3.02±0.27a*1.18±0.04b713±42a1164±88c*磷灰石0.52±0.14c3.62±0.39a756±55a1395±73a*石灰1.18±0.30bc*3.16±1.27a768±66a1359±72ab*木炭1.85±0.20b*2.72±0.46ab744±39a1254±80bc*

同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示同一年度不同處理組間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05),*表示同一處理組不同年度間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

改良劑的添加增加了土壤pH值,主要是因?yàn)槭液土谆沂菈A性物質(zhì),其CaCO3含量高,對提高土壤pH值有較大貢獻(xiàn)[7]。但是,2013年土壤pH值較2010年有所降低,這主要是由于該區(qū)域處于酸沉降區(qū)域,冶煉廠和肥料廠排放出大量酸性氣體[20]。與對照相比,改良劑處理后均不同程度增加了土壤Cu和Cd全量,這可能是由于各處理間重金屬輸入總量一致,且改良劑帶入土壤的重金屬及各處理植物輸出的重金屬對土壤重金屬總量增加的貢獻(xiàn)較小,因此,推測是由于改良劑的施用增加了表層土壤對重金屬的吸附和固定能力,進(jìn)而減少了通過徑流和向下淋溶途徑的重金屬輸出[21]。

2.1.2 土壤重金屬可浸出態(tài)和有效態(tài)

由圖1可知,土壤TCLP浸出態(tài)Cd的含量小于美國EPA規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)值[22]。添加木炭與磷灰石、石灰后顯著降低了TCLP浸出態(tài)Cu和Cd含量(P<0.05),且2013年各處理組TCLP浸出態(tài)Cu和Cd含量較2010年顯著增加(P<0.05)。這可能是由于江西鷹潭處于酸雨沉降區(qū)[20],土壤pH值明顯降低,導(dǎo)致土壤中Cu和Cd的可浸出性隨時間推移顯著增加。

直方柱上方英文小寫字母不同表示同一年度不同處理組間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05),*表示同一處理組不同年度間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

CaCl2提取的重金屬對土壤微生物及植物根系具有較好的生物有效性,能更好地評價重金屬毒性[23]。如圖2所示,添加磷灰石、石灰和木炭均降低了CaCl2-Cu和CaCl2-Cd含量。2013年磷灰石、石灰和木炭組w(CaCl2-Cu)較2010年分別增加11.3、49.2和34.3 mg·kg-1,w(CaCl2-Cd)分別增加71.2、109.0和71.4 μg·kg-1。磷灰石的修復(fù)效果較石灰和木炭更持久,這可能是因?yàn)镃u和Cd與石灰生成的碳酸鹽沉淀的溶度積常數(shù)遠(yuǎn)大于與磷灰石生成的磷酸鹽沉淀的溶度積常數(shù)〔25 ℃條件下Ksp(CuCO3)=2.34×10-10,Ksp(CdCO3)=5.2×10-12;Ksp[Cu3(PO4)3]=1.3×10-37,Ksp[Cd3(PO4)3]=2.5×10-33〕,酸緩沖能力低。另外,HAMON等[24]研究也表明,磷灰石與重金屬形成的磷酸鹽沉淀對pH值的緩沖能力明顯強(qiáng)于石灰與重金屬形成的碳酸鹽沉淀,因而更能持久穩(wěn)定Cu和Cd。

直方柱上方英文小寫字母不同表示同一年度不同處理組間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05),*表示同一處理組不同年度間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

隨著時間推移,由于土壤理化性質(zhì)的變化,改良劑的修復(fù)效果會逐漸降低,原本被改良劑固定的重金屬或者土壤中的非活性態(tài)重金屬又重新釋放出來,這可能是由于酸沉降的影響[20],降低了土壤pH值,減弱了土壤礦物對重金屬的吸附能力[7]。章明奎等[7]通過6 a的模擬試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)改良劑對重金屬的穩(wěn)定化效果隨著時間的推移逐漸降低。筆者研究結(jié)果與之相同。

2.2 人體健康風(fēng)險評價

2.2.1 土壤重金屬生物可給性及人體健康風(fēng)險評價

表3為不同年限土壤重金屬的生物可給性及風(fēng)險系數(shù)。2010年,經(jīng)磷灰石、石灰和木炭修復(fù)后土壤Cu的生物可給性較對照分別降低28.6%、23.1%和13.9%,Cd生物可給性分別降低21.7%、22.1%和17.5%。2013年磷灰石、石灰組Cu生物可給性分別較2010年增加14.7%和12.2%,但不同處理組Cd的生物可給性年度間差異不顯著。2010年對照、石灰和木炭處理組Cu的生物可給性分別比Cd高17.1%、16.8%和20.7%,2013年高18.1%、21.2%和17.0%。除2010年磷灰石處理組外,其他各組Cu和Cd生物可給性之間均存在顯著差異(P<0.05)。人體胃液更容易溶解并吸收Cu,這可能與重金屬本身性質(zhì)及在土壤中存在的主要形態(tài)有關(guān)[18]。

表3 土壤重金屬生物可給性及風(fēng)險系數(shù)

Table 3 The bioaccessibility of heavy metals and human health assessment

年份處理生物可給性/%日均Cu攝入量/(10-4mg·kg-1·d-1)日均Cd攝入量/(10-6mg·kg-1·d-1)CuCd成人兒童成人兒童2010對照87.8±7.3a70.7±9.7a9.8±0.5a23±0.1a1.5±0.1a3.4±0.2a磷灰石59.2±3.5c*49.0±3.6b10.0±0.8a23±0.2a1.6±0.1a3.7±0.2a石灰64.7±5.1c*47.9±3.9b10.1±0.6a24±0.1a1.6±0.0a3.6±0.1a木炭73.9±5.7b53.2±4.4ab10.0±0.4a23±0.1a1.6±0.1a3.7±0.3a2013對照89.7±5.5a71.6±8.5a10.0±0.6a23±0.1a1.6±0.1a3.8±0.3a磷灰石73.9±1.4b*52.5±4.8a10.6±0.8a25±0.2a2.0±0.1a4.6±0.2a石灰76.9±6.1b*55.7±6.6a10.8±0.9a25±0.2a1.9±0.1ab4.5±0.2ab木炭81.1±9.2ab64.1±7.9a10.5±0.5a24±0.1a1.8±0.1bc4.1±0.3a年份處理Cu風(fēng)險系數(shù)/10-2Cd風(fēng)險系數(shù)/10-4成人兒童成人兒童2010對照2.1±0.1a5.0±0.2a10.4±1.2a24±0.3a磷灰石1.5±0.1c3.5±0.1c7.8±0.7ab18±0.2ab石灰1.6±0.2bc3.8±0.5bc7.5±1.4b17±0.3b木炭1.8±0.2b4.3±0.5b8.3±1.8ab19±0.4ab2013對照2.3±0.3a5.3±0.6a1.2±0.1a27±0.2a磷灰石2.0±0.2a4.6±0.4a1.0±0.3a24±0.7a石灰2.1±0.1a4.8±0.3a1.1±0.1a25±0.2a木炭2.1±0.3a5.0±0.7a1.1±0.1a26±0.2a

同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示同一年度不同處理組間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05),*表示同一處理組不同年度間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

依據(jù)重金屬生物可給性,對冶煉廠周邊居民口部無意攝入重金屬量進(jìn)行風(fēng)險評估。對成人和兒童而言,Cu和Cd的風(fēng)險系數(shù)均小于1,不會帶來健康風(fēng)險。但值得注意的是兒童口部無意攝入2種重金屬的風(fēng)險系數(shù)均大于成人,說明該攝入途徑下兒童存在更大的健康風(fēng)險,這與WEI等[25]的研究結(jié)果相一致。朱宇恩等[26]以北京城郊污灌區(qū)24塊代表性小麥樣地為研究對象,探討了土壤中多種重金屬對人體健康的影響,Cu和Cd對成人的健康風(fēng)險系數(shù)分別為0.33和0.09,對兒童的系數(shù)為0.36和0.09,比筆者研究的風(fēng)險系數(shù)約高2個數(shù)量級。這可能是由于不同城市、不同地區(qū)土壤性質(zhì)差異及污染物來源不同等導(dǎo)致。另外,筆者研究中成人和兒童Cu的風(fēng)險系數(shù)均大于Cd,說明Cu潛在風(fēng)險更大。與此相似,REN等[27]采集了中國一些老工業(yè)區(qū)土樣,發(fā)現(xiàn)重金屬Cu對成人和兒童的風(fēng)險系數(shù)(0.006 6和0.053)顯著大于Cd對成人和兒童的風(fēng)險系數(shù)(0.003 7和0.03)。

2.2.2 胃液重金屬含量與土壤理化性質(zhì)相關(guān)性分析

表4顯示了胃液中重金屬含量與土壤pH值、交換性酸含量、交換性鋁含量、有機(jī)碳含量以及TCLP和CaCl2浸提態(tài)Cu、Cd含量間的相關(guān)性。結(jié)果表明,胃液中重金屬含量與交換性酸、鋁含量均呈顯著正相關(guān),與pH值呈顯著負(fù)相關(guān),主要是因?yàn)橥寥纏H值高時,重金屬主要以非有效態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)存在,生物有效性低時,人體能吸收的量少。另外,交換性酸、鋁含量與pH值呈極顯著負(fù)相關(guān),這主要是由于交換性酸、鋁含量可用來表征土壤潛性酸度(土壤膠體吸附的可代換性H+和Al3+所引起的酸度);土壤pH值直接反映了土壤溶液中H+濃度,土壤pH值的變化直接影響交換性酸、鋁含量。

人體胃液中重金屬含量與2種不同浸提方法提取的重金屬含量呈顯著正相關(guān),重金屬對人體健康影響不僅與其總量相關(guān),更大程度上取決于其在土壤中存在的各種形態(tài),有效態(tài)含量越高,人體越容易吸收重金屬。相關(guān)性分析表明有效態(tài)重金屬含量顯著影響人體胃液重金屬含量。因此,為降低土壤重金屬對人體健康的不利影響,采用穩(wěn)定化方法修復(fù)酸性污染土壤時宜選用能顯著提高土壤pH值并能夠持久降低土壤重金屬有效活性的改良劑。

表4 胃液重金屬含量與土壤理化性質(zhì)相關(guān)性

Table 4 Correlations between the contents of heavy metals in gastric solution and the physical-chemical properties of the soil

指標(biāo)胃液w(Cd)土壤pH值土壤w(交換性酸)土壤w(交換性鋁)土壤w(有機(jī)碳)土壤w(TCLP-Cu)土壤w(TCLP-Cd)土壤w(CaCl2-Cu)土壤w(CaCl2-Cd)胃液w(Cu)0.974**-0.984**0.958**0.935**-0.3590.895**0.986**0.939**0.957**胃液w(Cd)-0.988**0.922**0.894**-0.2920.840**0.922**0.964**0.984**土壤pH值-0.941**-0.913**0.369-0.861**-0.948**-0.959**-0.969**土壤w(交換性酸)0.994**-0.4620.981**0.952**0.922**0.885**土壤w(交換性鋁)-0.4290.992**0.934**0.910**0.848**土壤w(有機(jī)碳)-0.460-0.395-0.184-0.352土壤w(TCLP-Cu)0.905**0.863**-0.791*土壤w(TCLP-Cd)0.891**0.906**土壤w(CaCl2-Cu)0.901**

*表示P<0.05,**表示P<0.01。

3 結(jié)論

添加磷灰石等改良劑1 a后土壤pH值顯著增加,土壤交換性酸、鋁含量降低。改良劑的應(yīng)用顯著降低了土壤中Cu和Cd的可浸出態(tài)、有效態(tài)含量和生物可給性,且隨時間推移呈增加趨勢。相關(guān)性分析表明,土壤pH值、交換性酸和鋁含量、有效態(tài)和可浸出性Cu和Cd含量是影響胃液中Cu和Cd含量的主要因素。盡管改良劑的修復(fù)效果隨時間推移持續(xù)降低,但磷灰石在降低Cu和Cd的可浸出性、有效態(tài)和生物可給性方面較石灰和木炭更具有持久性。

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(責(zé)任編輯： 陳 昕)

Long-Term Remediate Effect of Three Amendments on Polluted Soil Near Guixi Smelter and Health Risk Assessment.

SUBin-bin1,CUIHong-biao1,2,FANHeng-liang1,MAKai-qiang1,ZHOUJing2,HUYou-biao1

(1.School of Earth and Environment,Anhui University of Science and Technology, Huainan 232001, China;2.Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)

The leachability (toxicity characteristic leaching procedure),availability (CaCl2) and bioaccessibility (simplified bioaccessibility extraction test) of Cu and Cd were evaluated after application of apatite, lime and charcoal for the first year(2010) and fourth year(2013) by chemical extractable methods. Results show that addition of apatite, lime and charcoal increased soil pH and decreased the concentrations of exchangeable acid and aluminum. Moreover, applications of lime and apatite were more effective in reducing the contents of leachable and available Cu and Cd than the charcoal treated soil, but the immobilization effect was reduced over time. Applications of apatite and lime significantly decreased bioaccessibility of Cu by 28.6% and 23.1%, respectively, and bioaccessibility of Cd by 21.7% and 22.8%, respectively, in 2010, but bioaccessibility of Cu and Cd were increased in the 2013 than those in 2010. The health risk coefficient (QH) of Cu and Cd for people were all lower than 1. Nevertheless, it should be noted thatQHvalues for the children were higher than those for adults. Compared to lime and charcoal, apatite was the most effective in decreasing leachability, availability and bioaccessability of Cu and Cd.

amendment;immobilization;available heavy metal;bioaccessibility;health risk

2016-05-13

國家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃(2013CB934302);安徽省高等學(xué)校自然科學(xué)研究項(xiàng)目(KJ2016A191);安徽理工大學(xué)博士基金(11276)

X53;S15

A

1673-4831(2017)05-0446-07

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.05.009

蘇彬彬(1990—),女,安徽樅陽人,碩士生,主要研究土壤重金屬污染穩(wěn)定化修復(fù)及人體健康風(fēng)險評估。E-mail: 952039464@qq.com

① 通信作者E-mail: cuihongbiao0554@163.com