白銀市污灌區(qū)土壤-小麥系統(tǒng)鎘賦存特征及其健康風(fēng)險評價

陳 偉 王 婷

(1甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)經(jīng)濟與信息研究所,甘肅蘭州 730070;2 甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與節(jié)水農(nóng)業(yè)研究所,甘肅蘭州 730070)

目前,全國受重金屬污染的農(nóng)業(yè)土地約2 500萬hm2,受鎘(Cd)、鉻(Cr)和鉛(Pb)等重金屬污染的耕地面積接近2 000萬hm2,約占全國耕地總面積的20%[1]。根據(jù)2014年環(huán)境保護部和國土資源部發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示,我國農(nóng)田土壤點位超標(biāo)率為19.4%,以Cd、Ni和Cu 等重金屬污染最為突出[2]。甘肅白銀地處黃河上游,是我國生產(chǎn)Au、Ag、Cu、Fe、Zn、Pb、Ni 等有色金屬重要的冶煉基地之一[3]。然而,在工礦冶煉業(yè)高速發(fā)展的同時,周邊耕地有長期污灌歷史,其污水灌溉面積最大曾達0.12萬hm2。調(diào)查資料發(fā)現(xiàn),白銀市污灌區(qū)表層土壤中,Cu的最高平均值達到土壤背景值的39倍,Pb為24倍,Zn為23倍,Cd為475倍,As為15倍,Hg為48倍,除As和Hg 外,其他重金屬元素的超標(biāo)率為100%[4]。因此,對白銀市有色冶煉污灌區(qū)土壤-作物系統(tǒng)中重金屬元素的行為特征開展研究,對保障該區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)持續(xù)、環(huán)境保護和食品安全具有重要意義。

重金屬元素一旦進入土壤后很難在生物物質(zhì)循環(huán)和能量交換過程中分解,往往在土壤中不斷累積[5],影響作物產(chǎn)量和品質(zhì)[6],最終會引起人類和動物的食物安全問題[7]。與重金屬總量危害相比,重金屬不同賦存形態(tài)所產(chǎn)生的生物毒性影響更大[8]。分析重金屬賦存形態(tài)特征,對闡明重金屬進入土壤后遷移、轉(zhuǎn)化過程及其行為特征很有必要;對重金屬空間分異特征進行研究,則能進一步提出多樣化的分區(qū)重金屬防控策略[9]。目前,有關(guān)污灌區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的賦存形態(tài)、空間分異規(guī)律和健康風(fēng)險評價研究已有大量報道[10-12]。針對白銀礦區(qū)重金屬元素的賦存形態(tài)、對作物的影響及其健康風(fēng)險等方面研究也有報道[13-15],較好地揭示了土壤重金屬污染特征及其賦存形態(tài)差異,但污灌區(qū)農(nóng)田土壤Cd 賦存形態(tài)的空間分異規(guī)律及其在小麥不同器官的生物行為以及區(qū)域健康風(fēng)險水平區(qū)劃等方面的研究相對較少。

鑒于此,本研究以白銀市污灌區(qū)東大溝流域兩側(cè)農(nóng)田土壤為研究對象,在比較不同污染程度表層土壤和土壤典型剖面Cd 賦存形態(tài)及其差異的基礎(chǔ)上,分析不同污染區(qū)春小麥不同生育期Cd 在不同器官的分布和富集系數(shù),運用ArcGIS 空間分析功能,對不同污染區(qū)Cd的賦存形態(tài)和健康風(fēng)險水平進行綜合評價,旨在為白銀市土壤重金屬污染防控提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

甘肅省白銀市位于黃河上游地區(qū)(103°03′E～105°34′E,35°33′N～37°38′N),東西寬約174.75 km,南北長約249.25 km,總面積為2.12×104km2,常住人口約144.56萬。白銀區(qū)屬溫帶大陸性干旱、半荒漠氣候,海拔1 500～2 200 m,年均降雨量193.7 mm,年均蒸發(fā)量2 004.1 mm,年均日照時數(shù)2 603.4 h,年平均氣溫8.3℃,≥10℃活動積溫2 920.5℃,無霜期161 d左右。主要土壤類型為灰鈣土和淡灰鈣土。城郊耕地總面積1.07萬hm2,有效灌溉面積0.47萬hm2,主要分布在城東、城西兩大溝流域沖洪積階地面上。研究區(qū)域污水灌溉始于二十世紀七十年代,污灌歷史約50年,未經(jīng)處理的城市生活廢水和工業(yè)廢水進入東、西兩大溝,進而用于農(nóng)田灌溉。

1.2 試驗設(shè)計

基于前期對該地區(qū)表層土壤重金屬Cd含量調(diào)查結(jié)果[16],運用ArcGIS 技術(shù),于2017年4-8月沿東大溝排污河兩側(cè)將研究區(qū)劃分為1 km×1 km 網(wǎng)格,用土鉆垂直取0～20 cm 耕層土樣,5個點構(gòu)成一個混合樣,共采集35個樣品,并詳細記載采樣點經(jīng)緯度、土壤和作物等信息(圖1)?；谇捌谘芯拷Y(jié)果[16],按照3 km×3 km 網(wǎng)格選擇Cd 重度污染(＞10 mg·kg-1)、中污染(5～10 mg·kg-1)和輕或無污染樣地(＜5 mg·kg-1),采集農(nóng)田0～20、20～40、40～60、60～100 cm 土層土壤樣品,共40個土壤剖面樣品。結(jié)合實地調(diào)查,采樣點中有10個樣點種植小麥。在小麥拔節(jié)期、抽穗期和成熟期分別采集根、莖葉、葉、籽粒器官樣本。每個樣點采集3 處小麥組成一個混合樣。

圖1 采樣點分布示意Fig.1 Distribution of sampling sites

1.3 測定項目與方法

小麥不同部位樣品依次用自來水、蒸餾水、去離子水洗凈后,于烘箱內(nèi)105℃殺青30 min,65℃烘干至恒重、粉碎,過40 目篩,經(jīng)HNO3-HClO4消煮,采用石墨爐-原子吸收光譜法測定Cd含量。土壤樣品帶回實驗室置于干凈通風(fēng)處晾干,揀除石子、干草等雜物后,將土樣用研缽研磨過100 目篩,于干燥處密封保存。按照Tessier 等[17]和Rauret[18]的連續(xù)分級提取法獲得Cd 不同形態(tài):可交換離子態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)。土壤有機質(zhì)(soil organic matter,SOM)含量、陽離子交換量(cation exchange capacity,CEC)、pH值按常規(guī)分析方法測定[19]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

1.4.1 富集系數(shù) 富集系數(shù)(bioconcentration fators,BCF)表征化學(xué)物質(zhì)在生物體內(nèi)的累積趨勢,其數(shù)值上等于小麥中重金屬含量與對應(yīng)土壤中重金屬含量之比[20]。

1.4.2 健康風(fēng)險評價 本研究采用非致癌風(fēng)險評價方法衡量污染物對人體可能造成健康風(fēng)險,用健康風(fēng)險指數(shù)(hazard quotient,HQ)來表述,HQ 指攝入的重金屬含量與安全參考劑量的比值。當(dāng)HQ＜1時,表明污染物未對目標(biāo)人群產(chǎn)生健康風(fēng)險;HQ＞1,表明污染物產(chǎn)生了非致癌風(fēng)險,且HQ值越大,對人群產(chǎn)生的健康風(fēng)險越大,具體計算公式如下[21]:

式中,CDI為人體對某種重金屬每天的攝入量;RfDo為人體攝入某種重金屬而不會產(chǎn)生不利健康影響的安全劑量參考值[22]。Cd 通過手口和呼吸暴露途徑的RfDo為0.001 mg·d-1·kg-1;IR為通過不同途徑對食物的攝入速率,kg/人·d-1,據(jù)戴昕鵬[15]調(diào)查白銀區(qū)每人每天平均攝入小麥粉0.269 4 kg;EF為暴露的頻率,365 d·y-1;ED為暴露持續(xù)的時間(人的壽命),本研究假定成人接觸重金屬的年限是70年;BW為平均體重,按照甘肅省成年男性的平均體重65.7 kg 計;AT為平均暴露時間,成年人與兒童的致癌重金屬暴露量按365 d×70年計算;CF為重金屬在測定物質(zhì)中的濃度,mg·kg-1。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

所有數(shù)據(jù)運用SPSS 19.0和Microsoft Office Excel 2010進行統(tǒng)計分析。相關(guān)性通過皮爾森相關(guān)性進行分析?？死锔窨臻g插值采用ESRI ArcGIS 9.3 地統(tǒng)計模塊分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 表層土壤Cd 賦存形態(tài)空間分布差異及其影響因素

表1為東大溝流域土壤不同形態(tài)Cd的描述統(tǒng)計結(jié)果。研究區(qū)土壤不同Cd 形態(tài)平均含量大小依次為碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞可交換離子態(tài)＞鐵錳氧化物態(tài)＞殘渣態(tài)＞有機結(jié)合態(tài)。Cd 以可交換離子態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)為主,其平均含量分別為4.35和4.51 mg·kg-1,所占總量比分別為20.31%和30.55%,兩者加和比重超過50%,說明這兩種形態(tài)易遷移或被植物吸收,危害性極大。鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)含量分別為3.17和3.15 mg·kg-1,分別占Cd 全量的15.0%和25.44%。鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)主要是被鐵錳氧化物包裹或本身即為氫氧化物沉淀,是通過較強離子鍵結(jié)合的化學(xué)形態(tài),在還原條件下可重新釋放進入。殘渣態(tài)土壤不易被植物吸收,其生物活性與毒性最小。有機結(jié)合態(tài)含量較低,這可能與研究區(qū)較低的土壤有機質(zhì)含量有關(guān)。所有形態(tài)Cd的變異系數(shù)均大于100%,范圍為112.8%～185.5%,屬于高強度變異,說明研究區(qū)影響Cd 形態(tài)的因素復(fù)雜,導(dǎo)致Cd 形態(tài)空間地域上分布差異很大。

研究區(qū)內(nèi)土壤Cd 不同形態(tài)含量分布與其總量分布相一致,即總Cd含量越高的區(qū)域Cd 各形態(tài)含量也較高?？山粨Q離子態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 呈島狀分布(圖2-A),峰值區(qū)有兩部分,一處Cd分布在城區(qū)周邊的王峴鎮(zhèn),由污染最嚴重的沙坡崗向郝家川、蘇家墩、崖渠水等村向外遞減;另一處Cd分布在四龍鎮(zhèn)民勤村,并以此為中心向西北和東南方向遞減。鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd 總體表現(xiàn)為由西北向東南遞減的空間分布規(guī)律(圖2-B、C、D)。結(jié)合研究區(qū)采樣調(diào)查發(fā)現(xiàn),高含量區(qū)集中有白銀公司等能源礦產(chǎn)企業(yè),長期污灌導(dǎo)致農(nóng)田土壤Cd 總量增加,進而呈現(xiàn)出向活性更強的可交換離子態(tài)Cd 轉(zhuǎn)化的趨勢,但受污灌歷史時間長短的不同對土壤性質(zhì)造成的影響也不同,因此碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 向著更為穩(wěn)定的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd 轉(zhuǎn)變。有機結(jié)合態(tài)主要受土壤有機質(zhì)含量控制,因此其形態(tài)轉(zhuǎn)變過程較慢。殘渣態(tài)占全量比例的下降趨勢明顯,總體來看,長期污灌增強了土壤Cd活性,影響程度大致依次為可交換離子態(tài)＞殘渣態(tài)＞鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機物結(jié)合態(tài)。

由表2可知,可交換離子態(tài)、殘渣態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd均與pH值呈顯著負相關(guān),其中pH值與可交換離子態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd 呈極顯著負相關(guān)關(guān)系。研究區(qū)污灌耕地長期接納工業(yè)酸性廢水,導(dǎo)致土壤偏酸性?？傮w來看,隨著土壤pH值上升,Cd 各形態(tài)活性均降低,更易被土壤吸附固定?？山粨Q離子態(tài)、殘渣態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)均與SOM、CEC 呈正相關(guān)關(guān)系,說明土壤有機質(zhì)含量對Cd 不同形態(tài)影響較大。

表1 表層土壤Cd 賦存形態(tài)的描述性統(tǒng)計Table1 Descriptive statistics of Cd specific chemical forms in surface soil

圖2 表層土壤不同Cd 形態(tài)空間分布圖Fig.2 Spatial distribution of specific chemical forms in surface soil

表2 土壤不同Cd 形態(tài)與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系Table2 Relationship between different forms of Cd and physical and chemical properties in soil

2.2 典型土壤剖面Cd 賦存形態(tài)分布差異

由圖3可知,隨著污染程度的降低,0～20、20～40和40～60 cm 土層可交換離子態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例均逐漸降低,而鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd 占全量比例均逐漸增加;60～80 cm 土層可交換離子態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例均逐漸降低,殘渣態(tài)Cd 占全量比例均逐漸增加,碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例變化不大;80～100 cm 土層可交換離子態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例均逐漸降低,而殘渣態(tài)Cd 占全量比例均逐漸增加,鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例變化不大。

嚴重污染土壤剖面Cd 形態(tài)比例表現(xiàn)為隨著土壤剖面深度的增加,可交換離子態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例逐漸降低,殘渣態(tài)Cd 占全量比例逐漸增加,碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例變化不大。中污染土壤剖面Cd 形態(tài)比例隨著土壤剖面深度的增加表現(xiàn)為可交換離子態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例均逐漸降低,而殘渣態(tài)Cd 占全量比例逐漸增加。輕/無污染土壤剖面上各形態(tài)Cd 在各土層分配比例較為穩(wěn)定,變化不大。

圖3 典型剖面不同土層土壤Cd 形態(tài)比例分配Fig.3 Distribution proportion of each fractionation concentration of Cd in different soil profiles

2.3 Cd 在春小麥不同器官中的分布和富集特征

由圖4可知,Cd 在春小麥根中的平均含量隨生育進程呈先降低后升高的趨勢,在葉片中的平均含量隨生育進程基本呈先升高后降低趨勢,在莖中的平均含量隨生育進程呈先降低后升高趨勢。小麥抽穗以前,根對Cd的吸收能力較強,并向莖和葉轉(zhuǎn)移,導(dǎo)致抽穗期有所下降。隨著地下部生物量的增加,富集在根中的Cd 也隨之增加。莖葉中的Cd 隨著根部的遷移,在抽穗期達到最大,抽穗后,逐步向籽粒轉(zhuǎn)移?？傮w來看,Cd 在小麥不同器官的分配及其遷移轉(zhuǎn)化受其生育期進程影響較大。

圖4 不同生育期Cd含量在春小麥不同器官的分布Fig.4 Cd content distribution in different organs of spring wheat during different growth period

由圖5可知,拔節(jié)期Cd的BCF表現(xiàn)為根＞莖葉,抽穗期根＞葉＞莖,成熟期根＞葉＞莖＞籽粒,說明在各個生育期春小麥中的Cd 通過根部向莖葉部分轉(zhuǎn)移的積累趨勢是一致的。

圖5 不同生育期Cd 富集系數(shù)在春小麥不同器官的分布Fig.5 BCF distribution of Cd in different organs of spring wheat during different growth period

2.4 Cd的健康風(fēng)險評價及區(qū)劃

根據(jù)健康風(fēng)險評價模式,結(jié)合居民每天的小麥食用量數(shù)據(jù)及人體相關(guān)指標(biāo),計算Cd 通過小麥食用途徑對居民的健康風(fēng)險。評價結(jié)果表明,不同區(qū)域居民食用小麥對成人的HQ 在1.2～5.6 之間,均大于1,已存在非致癌健康風(fēng)險,且空間分布差異較大(圖6)。通過與土壤Cd 總量和賦存形態(tài)空間分布相比,小麥的健康風(fēng)險分布與土壤Cd 總量分布規(guī)律一致,即土壤Cd 污染越重的區(qū)域,小麥存在的健康風(fēng)險也越高。同時,小麥的健康風(fēng)險程度與土壤可交換離子態(tài)Cd和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 形態(tài)的空間分布一致,但與其他3種形態(tài)空間分布不同,說明小麥籽粒吸收土壤Cd可能主要是以可交換離子態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)為主。

圖6 Cd的健康風(fēng)險水平空間分布Fig.6 Spatial distribution of Hazard Quotient of Cd

3 討論

重金屬元素在土壤中通過溶解、沉淀、凝聚、絡(luò)合吸附等各種反應(yīng),形成不同的化學(xué)形態(tài),并表現(xiàn)出不同的活性,土壤的酸堿性質(zhì)、氧化還原性質(zhì)、膠體的含量和組成以及氣候、水文、生物等條件均會影響土壤中重金屬存在的形態(tài)[23]。甘肅白銀區(qū)污灌農(nóng)田土壤Cd水平超過了國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(0.30～0.60 mg·kg-1)的18.4倍,土壤剖面分布具有明顯的表層富集規(guī)律,且污染地帶性分布特征明顯。本研究結(jié)果表明,Cd 不同賦存形態(tài)空間分布特征與其總量分布特點相一致,即Cd 污染越嚴重的區(qū)域,Cd 不同賦存形態(tài)含量也越高。同時,重金屬在土壤中的賦存形態(tài)及其相互間的比例關(guān)系,不僅與物質(zhì)來源有關(guān),也與土壤質(zhì)地、理化性質(zhì)(pH值、氧化還原電位、CEC 等)、土壤膠體、有機質(zhì)含量、礦物特征、環(huán)境生物等因素有關(guān)[24]。劉白林等[14]采用歐共體標(biāo)準物質(zhì)局(European Community Bureau of Reference,BCR)提出的BCR 三級四步連續(xù)提取法,對白銀黃灌農(nóng)業(yè)區(qū)土壤Cd的弱酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘渣態(tài)4種賦存形態(tài)進行了研究,發(fā)現(xiàn)隨著0～100 cm 土層深度的增加,弱酸溶解態(tài)Cd所占比例從39%下降至11%,可氧化態(tài)Cd所占比例從8.7%逐漸增加至26%,表現(xiàn)出一定的遷移性和生物可利用性,這與本研究結(jié)果相似。本研究中,土壤0～60 cm 剖面以可交換離子態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd為主,占全量比例大于50%;可交換離子態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 占全量比例受污染程度影響較大,易于向有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化。劉白林等[14]研究也表明,殘渣態(tài)Cd 在0～100 cm 土層無明顯分布規(guī)律,所占比例相對弱酸溶解態(tài)和可氧化態(tài)Cd 較高,約31%～43%。本研究結(jié)果表明,隨著污染水平的增加,殘渣態(tài)Cd 占全量在0～100 cm 土層所占比例逐漸降低。相同污染水平下,隨著土壤剖面深度的增加,殘渣態(tài)Cd 占全量比例也增加,此結(jié)論與朱桂芬等[25]在河南新鄉(xiāng)市寺莊頂污灌區(qū)研究相似。

相關(guān)研究表明,Cd 作為一種有毒重金屬元素,易在植物體內(nèi)積累,積累系數(shù)大于其他微量元素[26]。土壤中重金屬的植物有效態(tài)直接決定了植物能從土壤中吸收和富集重金屬的量[27-28]。本研究中,隨小麥生長,Cd 在小麥不同器官的分配總體趨勢,與前人研究結(jié)論一致[29-31]。在成熟期,小麥根、莖、葉和籽粒中Cd的平均含量分別為6.4、1.7、2.1和0.6 mg·kg-1,其中根和籽粒Cd含量較雷思維等[32]報道的6.0和0.26 mg·kg-1有所提高,但莖和葉中Cd含量相對降低,原因可能是不同品種間小麥籽粒和莖對Cd的積累能力存在差異[33-34]。與小麥籽粒中Cd含量國家限量標(biāo)準(GB 2762-2012[35])0.1 mg·kg-1相比,該區(qū)小麥籽粒Cd含量已嚴重超標(biāo)。Cd 在小麥成熟期根、莖、葉、籽粒的BCF分別為0.9、0.2、0.5和0.1,即作物不同部位元素累積態(tài)勢為根＞葉＞莖＞籽,這與南忠仁等[36]和施亞星等[37]的研究結(jié)果一致。仇碩等[38]認為溶解的Cd2+可通過質(zhì)外體或共質(zhì)體途徑進入根系,與蛋白質(zhì)相結(jié)合形成有機金屬絡(luò)合物,其活性和遷移能力增強,通過葉和莖重新分配運至籽粒,而籽粒中的Cd 幾乎不再向其他器官運輸。Cd 在小麥體內(nèi)的轉(zhuǎn)運主要取決于根部的吸收[28,39],一般來說小麥籽粒Cd含量較低,則其根部固定Cd的能力較大,本研究結(jié)果也顯示,小麥根部最容易富集Cd,根對土壤的Cd BCF影響較大。

李有文等[22]研究表明,白銀市生活區(qū)、工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、公園綠地和山區(qū)5個功能區(qū)表層土壤重金屬Cd的總非致癌風(fēng)險和總致癌風(fēng)險均表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)和生活區(qū)＞交通區(qū)＞公園綠地＞山區(qū),且兒童的總非致癌風(fēng)險和總致癌風(fēng)險均大于成人。本研究結(jié)果表明,受污染程度不同,不同區(qū)域居民食用小麥對成人的HQ 在1.2～5.6 之間,均大于1,已存在非致癌健康風(fēng)險,這與李有文等[22]和戴昕鵬[15]研究結(jié)論一致。本研究還發(fā)現(xiàn),健康風(fēng)險水平隨著Cd 污染程度的加重而升高,且與可交換離子態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的空間分布規(guī)律相一致,說明僅從重金屬總量的角度分析,并不能完全揭示其賦存形態(tài)所帶來的不同生物影響。

本研究主要針對該區(qū)主要重金屬污染物Cd進行分析,但Cd 并非致癌風(fēng)險最主要的貢獻因子,因此關(guān)于多種重金屬元素所形成的復(fù)合污染行為及其對人體健康產(chǎn)生的綜合風(fēng)險評價仍需進一步研究。此外,目前對污染物的風(fēng)險進行評價的各項方法之間存在差異,人體的安全參考劑量與限量標(biāo)準也存在量化差異,本研究僅考慮了通過小麥攝入重金屬Cd的健康風(fēng)險,而污染物類型與濃度、人體攝入污染物的量及其途徑,以及人體體重等多種因素并未加以綜合考慮。因此需要今后進行更深入的研究,以便進行更加合理的科學(xué)評價。

4 結(jié)論

本研究結(jié)果表明,表層土壤Cd 不同賦存形態(tài)含量依次為碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞可交換離子態(tài)＞鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞殘渣態(tài)＞有機結(jié)合態(tài),其空間分布特點與總量分布相一致。0～60 cm 剖面Cd 以碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)為主?？山粨Q離子態(tài)和殘渣態(tài)Cd 占全量比例受污染程度影響較大。春小麥不同器官Cd含量總體表現(xiàn)為根＞葉＞莖＞籽粒。不同區(qū)域居民食用小麥對成人的HQ 在1.2～5.6 之間,均大于1,已存在非致癌健康風(fēng)險,其健康風(fēng)險空間分布特征與土壤Cd總量、可交換離子態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd分布相一致。