基于多評(píng)估方法的縣域鎘污染風(fēng)險(xiǎn)管控研究

劉鵬祺，徐東昊，李亞琳，蔡澤江，文石林，徐明崗，朱齊超*

（1.中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院/植物-土壤相互作用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100193；2.中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)國(guó)家農(nóng)業(yè)綠色發(fā)展研究院，北京 100193；3.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/耕地培育技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，北京 100081；4.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院衡陽(yáng)紅壤實(shí)驗(yàn)站/祁陽(yáng)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家野外科學(xué)觀測(cè)研究站，湖南 祁陽(yáng) 426182）

農(nóng)田鎘（Cd）污染是全球范圍內(nèi)重要的環(huán)境問(wèn)題，嚴(yán)重威脅糧食安全和人體健康。Cd是環(huán)境中毒性最強(qiáng)的元素之一，被國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)歸類(lèi)為Ⅰ類(lèi)致癌物，即使在低濃度下，其對(duì)活細(xì)胞也有很強(qiáng)的毒性，易導(dǎo)致睪丸損傷、腎和肝功能紊亂等危害。Cd也是所有有毒重金屬中遷移性最強(qiáng)的元素之一，它在食物鏈中的生物積累速度超過(guò)了所有其他微量元素。因此，在Cd污染土壤上種植農(nóng)作物容易導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品中Cd的積累，進(jìn)而對(duì)人體健康造成嚴(yán)重威脅。

近年來(lái)，我國(guó)農(nóng)田土壤Cd污染問(wèn)題日益突出。2014年的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)19.4%的農(nóng)田重金屬超標(biāo)，其中Cd污染物超標(biāo)率居于首位，達(dá)到7%。土壤Cd污染導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品Cd含量超標(biāo)問(wèn)題嚴(yán)重。據(jù)報(bào)道，全國(guó)每年被重金屬污染的糧食多達(dá)1 200萬(wàn)t，損失超過(guò)100億元人民幣。膳食攝入是Cd暴露的主要途徑。稻米（L.）是我國(guó)的主要糧食，也是我國(guó)人群Cd攝入的主要來(lái)源，貢獻(xiàn)可達(dá)一半以上。ZOU等的數(shù)據(jù)表明，我國(guó)水稻主要產(chǎn)區(qū)約有25%的稻米Cd含量超過(guò)《食品鎘限量衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15201—1994）限定標(biāo)準(zhǔn)值0.2 mg·kg，南方Cd污染地區(qū)稻米Cd含量超標(biāo)率更是高達(dá)60%～80%。農(nóng)田土壤Cd污染已經(jīng)成為影響我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量和農(nóng)產(chǎn)品安全的突出問(wèn)題。

土壤Cd污染評(píng)價(jià)是土壤環(huán)境管理的基礎(chǔ)性工作。如何科學(xué)、客觀地評(píng)價(jià)農(nóng)田土壤污染現(xiàn)狀，開(kāi)展針對(duì)性的改良和防治，降低污染風(fēng)險(xiǎn)，實(shí)現(xiàn)Cd污染土壤的安全利用，是當(dāng)前迫切需要解決的問(wèn)題。科研人員針對(duì)不同評(píng)價(jià)目的和研究尺度建立了多種土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法，例如單因子指數(shù)法、地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法等。然而在區(qū)域尺度上面向人體健康的Cd污染評(píng)價(jià)應(yīng)用較少，對(duì)于從健康效應(yīng)角度制定Cd污染風(fēng)險(xiǎn)管理方案的支撐不足。

本研究以湖南省某典型產(chǎn)糧縣為案例，通過(guò)縣域農(nóng)田土壤網(wǎng)格采樣與分析，結(jié)合單因子分析、地累積指數(shù)法和健康風(fēng)險(xiǎn)法，評(píng)估區(qū)域尺度土壤Cd污染程度及風(fēng)險(xiǎn)分區(qū)方案；結(jié)合情景分析，研究酸性農(nóng)田改良對(duì)區(qū)域Cd污染風(fēng)險(xiǎn)的影響，為區(qū)域尺度制定Cd污染風(fēng)險(xiǎn)分區(qū)管理方案、實(shí)現(xiàn)Cd污染農(nóng)田的安全利用提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

該縣（26°02'～26°51'N，110°35'～112°14'E）位于湘江中上游，屬于中亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候區(qū)，年平均氣溫17.8～18.4℃，年降雨量1 150～1 350 mm。區(qū)域總面積25.38萬(wàn)hm，農(nóng)田總面積5.4萬(wàn)hm，農(nóng)田以水田為主（單季稻、雙季稻及水旱輪作），旱地和果園零星分布。2020年糧食總產(chǎn)量高達(dá)58.5萬(wàn)t，是典型糧食生產(chǎn)縣?？h總?cè)丝?4.95萬(wàn)，大米是當(dāng)?shù)厝嗣竦闹魇场?/p>

1.2 土壤樣品采集與分析

基于ArcGIS10.4進(jìn)行網(wǎng)格布點(diǎn)（2.7 km×2.7 km），土壤樣品采集于2014年6月中旬至7月上旬，全縣共設(shè)置274個(gè)采樣點(diǎn)，如圖1所示。每個(gè)采樣點(diǎn)根據(jù)五點(diǎn)取樣法獲得0～20 cm土層的混合樣品，同時(shí)在2019年根據(jù)土地利用現(xiàn)狀重新采集了其中88個(gè)樣點(diǎn)的土壤-水稻配對(duì)樣品，用于建立水稻籽粒Cd含量與土壤特性的關(guān)系。土壤樣品去除植物碎片和礫石后粉碎過(guò)0.15 mm尼龍篩，精確稱(chēng)取0.250 0 g，添加HNO（2.00 mL）和HCl（6.00 mL）的混合液；植物樣品粉碎后，精確稱(chēng)取0.250 0 g，分別添加HNO（6.00 mL）和HO（2.00 mL）溶 液。使 用MARS-6微 波 消 解 儀（CEM，美國(guó)）進(jìn)行消解，消化液趕酸后用超純水定容至25 mL，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，Model 7700ce，美國(guó)）測(cè)量土壤和植物全Cd含量，測(cè)定過(guò)程中采用生物成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[GBW07405湖南水稻土、GBW（E）100351大米]和空白樣品進(jìn)行全程質(zhì)量控制，Cd的回收率為90%～110%。土壤pH值、有機(jī)碳（SOC）和陽(yáng)離子交換量測(cè)定參考文獻(xiàn)[16]。

圖1 研究區(qū)域和土壤采樣點(diǎn)位置Figure 1 Study area and soil sampling sites

1.3 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)及其分級(jí)方法

1.3.1 單因子評(píng)價(jià)法（SFE）

單因子評(píng)價(jià)法是依據(jù)我國(guó)《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）》（GB 15618—2018），基于表層土壤重金屬Cd含量（C），結(jié)合土壤酸堿性和土地利用類(lèi)型（水田和其他）下的篩選值（S）和管制值（G）來(lái)評(píng)價(jià)農(nóng)田Cd污染風(fēng)險(xiǎn)的方法。該方法可將土壤環(huán)境質(zhì)量分為3類(lèi)：C≤S，安全區(qū)；S＜C≤G，風(fēng)險(xiǎn)區(qū)；C＞G，污染區(qū)。

不同pH值下，水田Cd的C和G如下：pH≤5.5，C和G分別為0.3、1.5 mg·kg；5.5＜pH≤6.5，C和G分別為0.3、2.0 mg·kg；6.5＜pH≤7.5，C和G分別為0.6、3.0 mg·kg；pH＞7.5，C和G分別為0.8、4.0 mg·kg。

1.3.2 地累積指數(shù)法（）

地累積指數(shù)法將成巖作用納入污染評(píng)價(jià)，最初用于評(píng)估海底沉積物污染水平，目前在人為活動(dòng)影響沉積物重金屬污染研究領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用，其計(jì)算公式為：

式中：為地累積指數(shù)，表示Cd污染程度；C為土壤全Cd含量，mg·kg；B為Cd的地球化學(xué)背景值，本研究B使用湖南省土壤環(huán)境背景值（0.08 mg·kg）；1.5為因成巖作用對(duì)背景值的影響取得的修正系數(shù)。

可依據(jù)不同值分為無(wú)污染到極重度污染7個(gè)等級(jí)，分別為：≤0無(wú)污染；0＜≤1輕微污染；1＜I≤2輕度污染；2＜I≤3中度污染；3＜I≤4中重度污染；4＜I≤5重度污染；5＜I≤10極重度污染。

1.3.3 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

本研究采用危害商法（）評(píng)估Cd污染引發(fā)的健康風(fēng)險(xiǎn)，該方法能夠表征因接觸有毒物質(zhì)而產(chǎn)生的非致癌性健康風(fēng)險(xiǎn)。本研究中Cd污染暴露途徑包括稻米和土壤暴露，具體計(jì)算公式為：

式中：HQ分別為稻米（）和土壤（）Cd暴露產(chǎn)生的危害商；ADI為單位體質(zhì)量稻米（）和土壤（）Cd的日均暴露量，μg·kg·d；為重金屬Cd暴露的參考劑量，Cd的口服參考計(jì)量為每千克質(zhì)量低于1.00 μg·kg·d。＜1.00表示非致癌風(fēng)險(xiǎn)較小，暴露人群不太可能遭受不良的健康影響；≥1.00說(shuō)明存在一定的非致癌風(fēng)險(xiǎn)，暴露人群可能會(huì)受到不良影響。

Cd暴露量（ADI，μg·kg·d）通過(guò)下式計(jì)算：

式中：C分別為稻米（）和土壤（）Cd含量，mg·kg；IR分別為稻米（）和土壤（）的日均暴露量，kg·d；為平均體質(zhì)量，kg。表1列出了各參數(shù)的值。本研究假定該縣所食用稻米均產(chǎn)自當(dāng)?shù)兀久證d含量由逐步多元回歸模型預(yù)測(cè)獲得：lg（）=2.27+1.22lg（）-0.79lg（）-0.39pH（=0.33，＜0.001），式中：為土壤全Cd含量，mg·kg；為土壤有機(jī)碳含量，g·kg。

表1 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中使用的參數(shù)[21-22]Table 1 Parameters used in risk assessment[21-22]

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

本研究采用球形模型擬合實(shí)驗(yàn)半變異函數(shù)，應(yīng)用普通克里格插值法描述區(qū)域農(nóng)田Cd污染空間分布，通過(guò)ArcGIS 10.4（ESRI Inc.）繪制區(qū)域風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估相關(guān)圖譜。利用R（V4.0.5）和對(duì)數(shù)變換的Freundlich-type方程對(duì)土壤理化性質(zhì)、稻米和土壤全Cd含量進(jìn)行逐步回歸擬合，建立相關(guān)關(guān)系。研究中統(tǒng)計(jì)分析及相關(guān)圖表繪制使用R（V4.0.5）和Excel 2019，采用Crystall Ball軟件進(jìn)行單因素方差敏感性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 縣域尺度土壤Cd含量及空間分布特征

土壤特性及稻米Cd含量如表2所示。經(jīng)測(cè)定，該縣土壤Cd含量的最大值、最小值和中位值分別為1.26、0.00 mg·kg和0.27 mg·kg，平均值為0.34 mg·kg（圖2a）。結(jié)果表明，研究區(qū)域84.3%的土壤Cd含量高于湖南省土壤Cd背景值（0.08 mg·kg），存在不同程度的Cd累積。此外，該地區(qū)平均土壤pH值為5.91，變異范圍為4.13～8.49。即46.2%為酸性土壤（pH＜5.5），21.5%為弱酸性土壤（5.5≤pH＜6.5），其余為中性或堿性土壤（pH≥6.5）。

圖2 土壤全Cd含量、pH值累計(jì)頻率分布圖Figure 2 Cumulative frequency distributions of total Cd content and pH in soil

表2 研究區(qū)域土壤物理和化學(xué)性質(zhì)Table 2 Soil physical and chemical properties in the study area

該縣土壤Cd含量空間變異較大（圖3a），整體呈現(xiàn)南北部低、中東部高的空間格局。東部地區(qū)土壤Cd含量處于0.40～1.00 mg·kg之間。南部和北部區(qū)域土壤Cd含量在0.10～0.30 mg·kg之間。與土壤Cd的空間分布不同，土壤pH值呈南酸北堿的分布格局（圖3b）。北部和東部地區(qū)土壤pH值相對(duì)較高，主要為弱酸性，少部分區(qū)域?yàn)閴A性土壤；中部和南部地區(qū)土壤pH值主要在4.5～6.0之間，多為酸性和強(qiáng)酸性土壤。

圖3 土壤全Cd含量和pH值空間分布圖Figure 3 Spatial distributions of total Cd and pH of soil

2.2 土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

2.2.1 土壤Cd單因子評(píng)價(jià)法分析

單因子評(píng)價(jià)法表明（圖4），該縣主要區(qū)域?yàn)镃d安全區(qū)，少部分區(qū)域?yàn)轱L(fēng)險(xiǎn)區(qū)、無(wú)污染區(qū)。全縣70.8%的區(qū)域?yàn)榘踩珔^(qū)，29.2%的土壤Cd含量超過(guò)《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)》（GB 15618—2018）二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值。Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)主要集中分布在中部區(qū)域，南部也有零星分布。整體而言，土壤單因子評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，該縣以安全區(qū)為主，少部分區(qū)域?yàn)轱L(fēng)險(xiǎn)區(qū)，整體Cd污染風(fēng)險(xiǎn)較低。

圖4 基于單因子評(píng)價(jià)法的土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域空間分布Figure 4 Risk area distribution of soil Cd by the method of single factor evaluation

2.2.2 土壤Cd地累積指數(shù)法分析

該縣土壤Cd地累積指數(shù)（）介于-1.0～2.0，即Cd污染程度從無(wú)污染到輕度污染均有分布。如圖5所示，全縣有5.9%的區(qū)域處于輕度Cd污染水平（1≤＜2），主要在中東部地區(qū)；其他77.7%區(qū)域?yàn)檩p微Cd污染水平（0≤＜1）；土壤Cd無(wú)污染區(qū)（＜0）占16.4%，零散分布在北部、南部及西部區(qū)域。地累積指數(shù)法表明該縣大部分地區(qū)存在Cd污染風(fēng)險(xiǎn)，但以輕微污染為主。

圖5 基于地累積指數(shù)法的土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域空間分布Figure 5 Risk area distribution of soil Cd by the method of geo-accumulation index

2.3 基于健康風(fēng)險(xiǎn)的土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

基于健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法（危害商，）的Cd暴露健康風(fēng)險(xiǎn)結(jié)果如圖6所示。從空間分布趨勢(shì)來(lái)看，北部地區(qū)Cd污染健康風(fēng)險(xiǎn)最低，中東部和南部地區(qū)最高，呈由南向北遞增的趨勢(shì)（圖6a、圖6b）。該縣兒童和成人危害商（）的平均值分別為2.24和1.64，中位數(shù)分別為1.64和1.29，均大于1.00（圖6c、圖6d），表明Cd污染對(duì)當(dāng)?shù)鼐用竦慕】碉L(fēng)險(xiǎn)影響較大，且對(duì)兒童的危害風(fēng)險(xiǎn)高于成人。值得注意的是，稻米Cd暴露對(duì)兒童和成人的風(fēng)險(xiǎn)遠(yuǎn)高于土壤Cd暴露，兒童和成人稻米Cd暴露的平均值分別為2.24和1.64，而兒童和成人土壤Cd暴露的平均值均小于0.01。

圖6 基于健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法的兒童和成人Cd暴露風(fēng)險(xiǎn)分區(qū)Figure 6 Risk area distributions of Cd exposure to adults and children by the method of health risk assessment

3 討論

3.1 不同Cd污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法差異

基于多方法的Cd污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果表明，研究區(qū)域土壤Cd污染狀況以中輕度污染風(fēng)險(xiǎn)為主，但不同評(píng)價(jià)方法的結(jié)果之間存在明顯差異。單因子評(píng)價(jià)法與地累積指數(shù)法結(jié)果均表明Cd污染區(qū)或風(fēng)險(xiǎn)區(qū)集中在該縣中東部。這是由于兩種方法均以土壤Cd含量為主要評(píng)價(jià)指標(biāo)，評(píng)估對(duì)象一致。單因子評(píng)價(jià)法雖然對(duì)Cd污染風(fēng)險(xiǎn)有所區(qū)分（安全區(qū)、風(fēng)險(xiǎn)區(qū)、污染區(qū)），但對(duì)Cd污染土壤的污染程度缺乏有效的分級(jí)。而地累積指數(shù)法可以區(qū)分不同污染程度，包括輕度到極重度7個(gè)污染等級(jí)。以本研究為例，該縣有5.9%區(qū)域處于輕度Cd污染，77.7%區(qū)域?yàn)檩p微污染，整體污染狀況低于同省的株洲、湘潭等地區(qū)。此外，該縣土壤Cd含量較湖南省背景濃度（0.08 mg·kg）高3.25倍，達(dá)到0.34 mg·kg，Cd污染風(fēng)險(xiǎn)明顯增加，人為活動(dòng)是導(dǎo)致該地區(qū)Cd污染風(fēng)險(xiǎn)的關(guān)鍵因素。與單因子評(píng)價(jià)法相比（29.2%區(qū)域?yàn)镃d污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)），地累積指數(shù)法的污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積更大，其原因是地累積指數(shù)法考慮了自然地質(zhì)過(guò)程造成的背景值影響，且修正系數(shù)的選取也帶有一定主觀性，而單因子評(píng)價(jià)法是與國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2018）相比較，其評(píng)價(jià)結(jié)果受控于土地利用類(lèi)型、pH等因素，因此存在一定差異。廖小娟在閩東濱海濕地地區(qū)進(jìn)行重金屬污染評(píng)價(jià)的研究也發(fā)現(xiàn)了類(lèi)似的現(xiàn)象。

相較而言，健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果與前兩種方法存在較大差異。健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果顯示該縣80%以上的區(qū)域存在Cd暴露風(fēng)險(xiǎn)，污染風(fēng)險(xiǎn)面積遠(yuǎn)高于單因子評(píng)價(jià)法和地累積指數(shù)法。需要注意的是，健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法顯示除了中部區(qū)域存在高Cd污染風(fēng)險(xiǎn)外，南部土壤Cd含量較低的地區(qū)也存在較高的Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。這是因?yàn)榻】碉L(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法從人體健康角度出發(fā)，以Cd暴露量為主要評(píng)價(jià)指標(biāo)，綜合考慮了土壤Cd污染程度、土壤理化性質(zhì)、年齡階段、居民膳食和人口結(jié)構(gòu)等因素的影響。但該方法也存在一定的不確定性。敏感性分析結(jié)果顯示，區(qū)域尺度土壤類(lèi)型、稻米Cd含量等參數(shù)的變異性是影響健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果不確定性的主要因素。如圖7所示，pH值是影響兒童和成人危害商（）不確定性的最大變量（分別貢獻(xiàn)46.4%和51.5%），其次是土壤Cd含量，分別為31.0%和35.0%。這是因?yàn)榻】碉L(fēng)險(xiǎn)評(píng)估所用的稻米Cd含量是通過(guò)包含土壤pH值和Cd含量等指標(biāo)的預(yù)測(cè)模型獲取的。此外，體質(zhì)量和日攝入量的差異也是影響不確定性的重要因素，對(duì)Cd攝入路徑覆蓋不足也導(dǎo)致可能低估實(shí)際Cd污染風(fēng)險(xiǎn)等。雖然有研究表明稻米是膳食Cd攝入的最大貢獻(xiàn)者，占60%以上，但其他食物源攝入和飲用水等方式也會(huì)導(dǎo)致Cd的攝入，因此本研究中所估算的膳食風(fēng)險(xiǎn)可能低于實(shí)際的Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。整體而言，雖然健康評(píng)估法可能導(dǎo)致評(píng)估具有一定的不確定性，但以Cd暴露量為主要評(píng)價(jià)指標(biāo)的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法是以人體健康為中心，具有更直觀的風(fēng)險(xiǎn)指征意義。

圖7 兒童和成人危害商（HQ）敏感性分析Figure 7 Sensitivity analysis of hazard quotient（HQ）in children and adults

3.2 Cd污染土地安全利用與改良

Cd在人體滯留周期長(zhǎng)、危害大，至今仍無(wú)完全根治的方法，且我國(guó)當(dāng)前稻米Cd污染面積大，國(guó)家糧食安全形勢(shì)嚴(yán)峻。土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)管控及污染農(nóng)田安全利用需參照更嚴(yán)格的標(biāo)準(zhǔn)執(zhí)行，合理制定污染農(nóng)田安全利用方案，實(shí)現(xiàn)以保障人體健康為目的的Cd污染農(nóng)田精準(zhǔn)治理。土壤pH值是影響重金屬在土壤中的遷移和轉(zhuǎn)化的重要因素。研究表明，土壤pH值從7.0降低到4.0，土壤交換態(tài)Cd含量可增加近5倍，而土壤pH值每降低1個(gè)單位，土壤Cd向植物的轉(zhuǎn)化率可提高10倍。因此，土壤酸化改良可能是降低農(nóng)田Cd污染風(fēng)險(xiǎn)的有效措施。有研究表明，在水稻種植前一次性施用7.5 t·hm的石灰（CaCO），使土壤pH值從5.5提高到6.5，稻米中Cd濃度可降低70%～80%。

在本研究中，若假定將該縣農(nóng)田土壤pH值全部提升至6.5以上（pH高于6.5的區(qū)域不做改變），重新評(píng)估結(jié)果顯示基于單因子評(píng)價(jià)法和地累積指數(shù)評(píng)價(jià)法的Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)無(wú)顯著改變（圖8a），但基于Cd暴露的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法結(jié)果變化明顯，兒童和成人群體的均有顯著性降低。其中，兒童風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域（≥1.00，圖8b）從90.0%下降至69.1%，北部Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域基本消失，但南部和中東部仍存在污染風(fēng)險(xiǎn)。這是由于該地區(qū)土壤Cd含量較高，酸化改良不足以解決污染風(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題。酸化改良后成人Cd暴露健康風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域（≥1.00，圖8c）從82.9%下降至44.0%，北部和南部大部分區(qū)域Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域（＜1.00）基本消失，只有中東部和南部區(qū)域依然存在Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。情景分析結(jié)果顯示，土壤酸化改良能夠明顯降低該縣Cd污染風(fēng)險(xiǎn)，但其有效區(qū)域以中輕度Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)為主，對(duì)中高度污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)的作用有限。

圖8 酸性土壤改良情景下單因子評(píng)價(jià)法及健康風(fēng)險(xiǎn)法Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)分布Figure 8 Distribution of Cd pollution risk areas under acidic soil amendment scenario by single factor evaluation method and health risk method

因此，在區(qū)域Cd污染風(fēng)險(xiǎn)管理中，還需考慮品種、水分管理等其他管理措施。有研究表明，低Cd積累品種可使稻米Cd含量降低約40%～50%，全生育期淹水或生育后期（抽穗期至成熟期）淹水處理，可降低稻米Cd含量75%以上，均為Cd污染土壤安全利用的有效途徑。此外，種植重金屬富集植物同樣具有降低土壤Cd含量，實(shí)現(xiàn)清潔土壤的目的。有研究表明，利用鬼針草修復(fù)高Cd（2.66 mg·kg）污染土壤，年移除量可達(dá)412 g·hm，相當(dāng)于每年土壤Cd含量降低0.34 mg·kg，對(duì)于Cd含量較高地區(qū)具有較好的應(yīng)用效果。此外，加強(qiáng)污染源管理、減少Cd外源輸入，結(jié)合土壤Cd去除等全鏈條管理技術(shù)，才能從根本上降低土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)，保障我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品“從農(nóng)田到餐桌”的全程質(zhì)量安全。

4 結(jié)論

（1）不同評(píng)價(jià)方法對(duì)該縣Cd污染的評(píng)估結(jié)果存在明顯差異。單因子評(píng)價(jià)法與地累積指數(shù)法顯示該縣Cd污染程度較低，以中輕度為主，而健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果表明該縣Cd污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域明顯高于單因子評(píng)價(jià)法和地累積指數(shù)法，且在較低Cd含量的酸性土壤區(qū)域仍存在Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。因此，建議在區(qū)域Cd污染分區(qū)管理方案制定中需綜合考慮不同評(píng)價(jià)方法的應(yīng)用，注重以人類(lèi)健康為導(dǎo)向的污染土地安全利用方案，從更嚴(yán)格的角度管控土壤Cd污染。

（2）土壤酸化改良是降低南方酸性土壤中輕度Cd污染風(fēng)險(xiǎn)的有效措施，能夠顯著降低稻米Cd攝入量誘發(fā)的人體健康風(fēng)險(xiǎn)，而針對(duì)Cd含量較高的重度污染區(qū)，需綜合考慮品種、水分管理、Cd輸入管控等多種措施，實(shí)現(xiàn)區(qū)域Cd污染土壤的安全利用及修復(fù)。