銅陵楊山?jīng)_尾礦庫土壤-植物系統(tǒng)重金屬遷移過程及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

陳淑英, 熊鴻斌, 劉桂建, 王振祥

(1.合肥工業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境工程學(xué)院,安徽 合肥 230009; 2.中國科學(xué)技術(shù)大學(xué) 地球與空間科學(xué)學(xué)院,安徽 合肥 230026)

礦業(yè)開采的過程中形成眾多尾礦庫,用以堆放尾礦渣、低品位廢礦石、選礦廢水等,不僅占用大量土地和破壞原有植被,對周圍環(huán)境也造成了嚴(yán)重的環(huán)境污染和生態(tài)破壞[1-2]。采礦、選礦廢水未經(jīng)處置任意排放以及尾礦渣、廢礦石等風(fēng)化和淋濾,會(huì)造成地區(qū)性土壤重金屬含量嚴(yán)重超標(biāo)[3],重金屬的大量累積可使土壤物理、化學(xué)性質(zhì)發(fā)生改變,從而使植物中重金屬含量升高,進(jìn)而通過食物鏈遷移危及人體健康和生態(tài)安全[4-7]。因此,在涉及重金屬污染問題上,土壤-植物系統(tǒng)重金屬污染逐漸引起關(guān)注,針對土壤-植物系統(tǒng)污染遷移過程、富集能力和植物引起的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估已有一些研究成果[8-9]。

近年來,為了改善土壤環(huán)境的污染問題,我國相繼出臺(tái)了農(nóng)用地重金屬污染導(dǎo)則和標(biāo)準(zhǔn),如《環(huán)境影響評(píng)價(jià)技術(shù)導(dǎo)則土壤環(huán)境(試行)》[10]、《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》[11]等。銅陵市區(qū)有6座土壤污染嚴(yán)重的銅尾礦庫,文獻(xiàn)[12-14]研究了尾礦庫重金屬元素釋放效應(yīng)和超富集植物,相關(guān)研究中對土壤-植物系統(tǒng)遷移過程及健康風(fēng)險(xiǎn)的研究較少。本文以堆放30年以上、庫容超過70×104m3的楊山?jīng)_尾礦為研究對象,對其土壤-植物系統(tǒng)重金屬遷移及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估進(jìn)行研究,為該區(qū)域農(nóng)作物安全和土地復(fù)墾評(píng)估提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況、樣品采集及研究方法

1.1 研究區(qū)概況

獅子山礦田是銅陵地區(qū)Cu、Fe、S和Au等分布較為集中的區(qū)域,其中包括冬瓜山銅礦、獅子山銅礦、老鴉嶺銅礦,雞冠山鐵礦、曹山硫鐵礦及胡村金礦和朝山金礦等。

楊山?jīng)_尾礦庫位于獅子山銅礦北部約15 km,該地區(qū)屬于北亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候,年平均氣溫16.4 ℃,降雨量1 488 mm,平均風(fēng)速2.5 m/s。該尾礦庫主要堆存以Cu為主的礦業(yè)固體廢物,于1966年7月建成使用,1991年達(dá)到設(shè)計(jì)服務(wù)年限后封閉;占地面積3.65×105m2,匯水面積0.54 km2,總庫容達(dá)747.166×104m3,累計(jì)排入尾礦1 308×104t。該尾礦庫封閉后,為了防止尾砂對周圍環(huán)境造成污染,于1999—2001年對其進(jìn)行生態(tài)修復(fù)。但是,近年來對該區(qū)域進(jìn)行二次選礦,使得尾砂再次暴露地表,導(dǎo)致周圍環(huán)境進(jìn)一步惡化。

1.2 樣品采集與處理

本研究區(qū)域分為尾礦庫東北部的簸箕山農(nóng)田土(A)、西南部的刺山坡田土(B)、 東南部新華山農(nóng)田土(C),采樣點(diǎn)分布如圖1所示。

圖1 楊山?jīng)_尾礦研究取樣點(diǎn)位置示意圖

于2018年8月在該區(qū)域隨機(jī)采集具有代表性且數(shù)量較多的植物(香瓜、絲瓜、青瓜、茄子、豆角、辣椒)的地上部分和根部,同時(shí)采集各植物根際土、非根際土。為進(jìn)一步研究土壤重金屬在垂向方向的遷移規(guī)律,分別采集A、B、C區(qū)的剖面土樣(0～100 cm),每個(gè)樣品采集3個(gè)重復(fù)樣,共采集土壤樣品51個(gè),植物樣品36個(gè)。土壤樣品去除植物殘骸和小石子等雜物,自然風(fēng)干后,研磨至200目備用,采用HF-HNO3-HClO4消解。植物樣品用蒸餾水洗凈,105 ℃干燥5 min,降至65 ℃烘干至恒質(zhì)量,不銹鋼粉碎機(jī)粉碎后,采用混合酸HNO3-HClO4消解至透明澄清溶液。重金屬元素質(zhì)量比測定均選用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(Elan 6000,美國Waters公司),實(shí)驗(yàn)均采用平行樣法、空白對照法及標(biāo)準(zhǔn)樣法進(jìn)行質(zhì)量控制,消解過程采用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBWO7407(土壤)、NIST1573a(植物)進(jìn)行質(zhì)量控制。結(jié)果顯示,重金屬元素回收率在78.5%～119.6%之間,滿足質(zhì)量回收率,實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)準(zhǔn)確可靠。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

1.3.1 植物富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

植物富集系數(shù)(bioconcentration factors，BCF)fBC衡量植物對某種元素的吸收能力[15],轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(translocation factor，TF)fT反映植物對某重金屬元素的遷移能力[16],計(jì)算公式分別為:

fT=w果實(shí)/w根際

腫瘤治療包括手術(shù)、化療、放療等，治療費(fèi)用較高，且部分病人因疾病影響，身體素質(zhì)減弱，不能承受原本工作壓力，收入減少，進(jìn)一步加重家庭經(jīng)濟(jì)負(fù)擔(dān)。病人2:“這病又治不好，還花這么多錢，啥時(shí)候是個(gè)頭?！辈∪?：“以前家里老人、孩子都靠我掙錢養(yǎng)家，現(xiàn)在有了這個(gè)病，也不能出去打工了，只能在老家找點(diǎn)輕松的活。”此外，醫(yī)療費(fèi)用支付方式對病人服藥依從性有重要影響，其中公費(fèi)病人服藥依從性高于有醫(yī)療保險(xiǎn)病人，有醫(yī)療保險(xiǎn)病人服藥依從性高于自費(fèi)病人[14]。病人5：“這個(gè)升白細(xì)胞藥多少錢,貴不？給報(bào)銷不？盡量給我開一些可以報(bào)銷的藥?！辈∪?：“我是自費(fèi)，看病都是自己掏錢，細(xì)胞偏低一點(diǎn)沒事，我多吃點(diǎn)(白細(xì)胞)就上來了”。

(1)

其中:w果實(shí)、w土、w根際分別為植物果實(shí)、土壤、植物根際土壤中某重金屬元素的質(zhì)量比。

1.3.2 農(nóng)作物攝入重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

為了對當(dāng)?shù)鼐用袷秤迷搮^(qū)域植物的健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià),本研究采用美國環(huán)境保護(hù)署創(chuàng)建的非致癌評(píng)價(jià)方法,包括危害商(hazard quotient,HQ)QH和危害指數(shù)(hazard index,HI)IH2項(xiàng)指標(biāo)[17-18],計(jì)算公式為:

IH=QH1+QH2+…+QHi

(2)

其中:ADD為單位體質(zhì)量每天污染物的攝入量(average daily dose,ADD);wi為實(shí)測污染物i質(zhì)量比的均值;IR為食入途徑攝取速率(ingestion rates,IRs);tED為暴露持續(xù)時(shí)間(exposure duration,ED);FE為暴露頻率(exposure frequency,EF);mBW為評(píng)價(jià)對象的平均體質(zhì)量(body weight,BW);AT為平均壽命(average time,AT);DRf為人體日常可以長時(shí)間持續(xù)暴露在此水平而不受危害的日參考劑量(reference dose,RfD)。

農(nóng)作物健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型參數(shù)取值見表1所列。IH為各重金屬元素QH之和,可以綜合評(píng)價(jià)多種重金屬元素對人體健康的危害[19]。IH≤1,說明人體不會(huì)受到大的傷害;1

表1 農(nóng)作物健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型參數(shù)取值

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬元素總質(zhì)量比與遷移特征

2.1.1 土壤重金屬元素總質(zhì)量比特征

研究區(qū)土壤重金屬元素總質(zhì)量比見表2所列。與銅陵市土壤背景值[24]相比,除Mn、Cr、Ni外,土壤中其他重金屬元素質(zhì)量比均高于背景值,存在明顯累積現(xiàn)象。Cu在A、B、C區(qū)的質(zhì)量比平均值分別是背景值的1.85、1.45、1.40倍,Cr在A、B、C區(qū)的質(zhì)量比平均值分別是背景值的0.85、0.79、0.84倍,以Cd在土壤中超標(biāo)最為顯著,其在A、B、C區(qū)的質(zhì)量比均值分別是背景值的4.54、3.16、2.91倍。該結(jié)果表明楊山?jīng)_尾礦土壤Cd、Cu污染較為嚴(yán)重,文獻(xiàn)[25]也證實(shí)污染原因與該地區(qū)尾礦等固體廢棄物中重金屬元素淋濾和存在形態(tài)相關(guān)。與農(nóng)用地土壤風(fēng)險(xiǎn)篩選值[11]相比,A區(qū)Cr、Ni質(zhì)量比在安全值之內(nèi),Cu、Cd平均質(zhì)量比分別是農(nóng)用地土壤風(fēng)險(xiǎn)篩選值的1.9、4.2倍;B區(qū)Cu、Cd平均質(zhì)量比分別是篩選值的2.3、7.5倍;可能受風(fēng)向的影響,表層土壤重金屬元素質(zhì)量比高于農(nóng)田土樣,不同區(qū)之間重金屬元素質(zhì)量比差異較大;C區(qū)Cu、Cd平均質(zhì)量比分別超標(biāo)2.3、6.8倍,受尾礦庫堆放的影響,重金屬元素質(zhì)量比與A區(qū)相比較高,也可能與尾礦運(yùn)輸過程的遺落和二次選礦將尾砂等固體廢棄物再次置于地表有關(guān)[12]。

表2 土壤5種重金屬元素總質(zhì)量比 單位:mg/kg

2.1.2 土壤重金屬元素遷移特征

該地區(qū)垂直剖面土壤5種重金屬元素質(zhì)量比分布如圖2所示。

圖2 土壤剖面重金屬元素質(zhì)量比分布

從重金屬元素的縱向遷移變化來看,從表層至底層,Mn、Ni呈降低—增加—降低的特點(diǎn);其中Mn在40 cm的質(zhì)量比高于表層,有向底土層遷移的趨勢,但在垂直剖面深度均低于背景值;Ni在80～100 cm出現(xiàn)富集現(xiàn)象,但質(zhì)量比低于表層,垂直剖面深度同樣低于背景值。Cr呈增加—降低—增加—降低的特點(diǎn),出現(xiàn)0～20 cm和40～60 cm 2個(gè)富集區(qū),在20 cm的質(zhì)量比高于表層土壤;其中A區(qū)Cr質(zhì)量比是背景值的1.1倍。Cu、Cd變化趨勢基本一致,呈從表層至底層質(zhì)量比逐漸降低的分布趨勢,Cu在0～20 cm質(zhì)量比高于背景值,而Cd在40 cm仍高于背景值,表明Cu、Cd受人類生產(chǎn)活動(dòng)影響較明顯。文獻(xiàn)[26]對土壤垂向分布的研究也表明,土壤是較為復(fù)雜的系統(tǒng),剖面重金屬元素含量受多種因素影響,與土壤理化性質(zhì)、種類及重金屬元素類別均是相關(guān)的。

2.2 植物重金屬元素分布特征

研究區(qū)植物體內(nèi)各重金屬元素質(zhì)量比見表3所列。

表3 6種植物體內(nèi)5種重金屬元素質(zhì)量比 單位:mg/kg

總體上看,根部重金屬元素的質(zhì)量比大于地上部分,而Cr的質(zhì)量比地上部分普遍大于根部,植物果實(shí)對Cr表現(xiàn)出較強(qiáng)吸收性;所有植物體內(nèi)重金屬元素(除Mn外)質(zhì)量比均超過一般值;Cr、Ni、Cd、Cu部分超標(biāo),Cr的超標(biāo)表現(xiàn)在絲瓜、青瓜、豆角、茄子、香瓜的果實(shí)，Ni的超標(biāo)表現(xiàn)在絲瓜、青瓜、豆角、茄子的根部,Cd的超標(biāo)表現(xiàn)在豆角的根部,Cu的超標(biāo)表現(xiàn)在青瓜的根部。絲瓜中Cr、Ni質(zhì)量比較高,分別表現(xiàn)在其果實(shí)和根部,豆角中Mn、Cd質(zhì)量比較高,且主要囤積在根部。青瓜中Cu、Ni、Cr質(zhì)量比較高,Cu、Ni主要囤積在根部,而Cr是向上遷移。辣椒中各元素質(zhì)量比均在一般范圍內(nèi)?？傮w上看,Cr在植物體內(nèi)質(zhì)量比較高,因此,該區(qū)應(yīng)選擇種植對Cr富集小的植物。

2.3 土壤-植物系統(tǒng)中重金屬元素遷移特征

6種植物對5種重金屬元素的富集系數(shù)BCF和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF見表4所列。

表4 6種植物對5種重金屬元素的富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)

6種植物對5種重金屬元素的BCF從大到小依次為Cd、Cr、Ni、Mn、Cu,根部的BCF遠(yuǎn)大于地上部分;豆角對Cd表現(xiàn)出較強(qiáng)的富集能力,地上部分和根部BCF分別為3.00、4.30;絲瓜、青瓜、豆角、辣椒、香瓜根部對Mn富集能力較強(qiáng)(BCF大于1);植物對Cu、Ni、Cr的BCF小于1,富集能力較弱,且Cu、Ni主要囤積在根部,阻止向上遷移,而Cr主要囤積在果實(shí)，總是向上遷移;不同植物對重金屬元素的富集能力不同,該地區(qū)茄子、辣椒的富集能力較低。5種重金屬元素在6種植物中的遷移能力也存在一定差異,其TF從大到小依次為Cd、Ni、Cr、Cu、Mn。其中,豆角、茄子、香瓜對Cd表現(xiàn)出很強(qiáng)的遷移能力,TF大于1或接近1。文獻(xiàn)[30]對銅陵市相思谷尾礦8種定居植物的研究也得出類似結(jié)論。青瓜對Mn表現(xiàn)出較強(qiáng)的遷移能力,而Cu、Ni、Cr在所有植物樣品中的TF均小于1,植物對其遷移能力較弱。

2.4 植物健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

由A、B、C區(qū)各植物重金屬元素質(zhì)量比的平均值,計(jì)算出同時(shí)食用6種植物對人體的健康風(fēng)險(xiǎn)影響,見表5所列。由表5可知:無論成人還是兒童,HI均大于10;Cd、Cu元素HQ均大于1,因此,食用植物中的單元素Cd、Cu即帶來一定健康風(fēng)險(xiǎn);從5種重金屬元素HQ值看,兒童攝食植物引發(fā)的重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)較小于成人;5種重金屬元素的HQ有較大差異,從大到小依次為Cd、Cu、Ni、Mn、Cr。Cd的HQ值最大,在谷粒[31]和蔬菜作物[32]研究中也有同樣結(jié)論;相比之下,Cr在成人和兒童中引發(fā)的健康風(fēng)險(xiǎn)較低,文獻(xiàn)[33]從小麥籽粒的攝入、文獻(xiàn)[34]從蔬菜和魚類的攝入研究重金屬元素對人體的健康風(fēng)險(xiǎn)時(shí)也得出相同結(jié)論。

表5 6種植物中5種重金屬元素的ADD、HQ和HI值

3 結(jié) 論

(1) 銅陵市楊山?jīng)_尾礦土壤重金屬元素Cu、Cd質(zhì)量比高于銅陵市土壤背景值,存在明顯累積現(xiàn)象。與我國土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)農(nóng)用地風(fēng)險(xiǎn)篩選值對比,A、B、C區(qū)Cu質(zhì)量比分別超標(biāo)1.9、2.3、2.3倍,Cd質(zhì)量比分別超標(biāo)4.2、7.5、6.8倍,該區(qū)土壤表現(xiàn)為以Cu、Cd為主的重金屬污染。

(2) 對該尾礦庫剖面土壤重金屬質(zhì)量比分析發(fā)現(xiàn),Cd、Cu、Ni在A、B、C 3個(gè)區(qū)的表層均有累積現(xiàn)象,隨著采樣深度增加,Cd、Cu質(zhì)量比明顯降低,Mn質(zhì)量比在60 cm處最高,隨深度增加呈先增加后降低的趨勢;Cr出現(xiàn)2個(gè)富集區(qū),在20 cm處達(dá)到最大值,總體呈增加—降低—增加—降低的趨勢。

(3) 對比分析6種植物不同部位的重金屬質(zhì)量比,豆角的根部對Cd、Mn表現(xiàn)出較強(qiáng)的富集能力;絲瓜的果實(shí)對Cr表現(xiàn)出較強(qiáng)富集能力；青瓜中Cu、Ni、Cr質(zhì)量比較高，Cu、Ni主要囤積在根部，而Cr是向上遷移。所有植物樣品對Mn均表現(xiàn)出較強(qiáng)富集能力,且主要集中在根部,在地上部分的富集能力較弱。豆角、茄子、香瓜對Cd的TF大于1或接近1,表現(xiàn)出很強(qiáng)的遷移能力。

(4) 銅陵市楊山?jīng)_尾礦植物健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示,Cd、Cu重金屬HQ大于1,存在單一重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)。成人和兒童HI均大于10,表明成人和兒童均存在嚴(yán)重的慢性風(fēng)險(xiǎn)。