我國冶煉廠周邊土壤重金屬污染現(xiàn)狀與風險評價

楊利霞，李 穎，劉靖祎，梁艷萍，張星楠

中北大學 環(huán)境與安全工程學院，太原 030051

土壤生態(tài)系統(tǒng)對人類生存和發(fā)展至關重要，但隨著工業(yè)化的快速的發(fā)展，重金屬污染土壤問題日益突出。因此，土壤中的重金屬污染一直是科學界特別關注的問題（Pelfrêne et al，2012；Xiao et al，2019）。金屬冶煉活動是土壤重金屬污染的主要人為來源（Ettler et al，2011；Yun et al，2018），這是由于冶煉廠周圍堆積著大量的冶煉廢棄物，如冶煉爐渣、燃燒殘渣和尾礦，潛在有害的微量元素不斷釋放到土壤中（Ettler，2016；Jamal et al，2019），對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成危害。

大量土壤污染調(diào)查表明：在不同國家的冶煉廠污染場地中，鎘（Cd）、鎳（Ni）、銅（Cu）、鉛（Pb）、鋅（Zn）、砷（As）和汞（Hg）等有害重金屬濃度極高（Stafilov et al，2010；Li et al，2011；Karimi Nezhad et al，2015），已顯著超過其背景值。在美國，冶煉企業(yè)土壤重金屬污染場地高達1143個（USGAO，2008）。此外，重金屬元素造成的土壤污染可通過食物鏈或其他多種暴露途徑對當?shù)孛舾腥巳涸斐蓢乐匚：Γ↙i et al，2015）。一項研究表明：居住在美國金屬冶煉廠附近的兒童的血鉛水平比墨西哥當代兒童的血鉛平均水平高3 — 14倍（Soto-Jiménez and Flegal，2011）。另據(jù)統(tǒng)計，我國冶煉企業(yè)重金屬污染土壤面積至少為2000萬hm2（余江等，2011）。同時，Yang et al（2019）對我國10個冶煉場地進行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)表層土壤中的重金屬濃度（Cu：498 mg · kg-1；Zn ：4145 mg · kg-1；Cd ：89 mg · kg-1；Pb：5091 mg · kg-1）遠高于土壤環(huán)境質(zhì)量標準農(nóng)用地土壤污染風險篩選值，并且大多數(shù)土壤存在多種重金屬元素的復合污染。但目前這一類型的研究大多集中于分析單個或幾個冶煉廠周邊土壤中的重金屬特征和風險，全國范圍內(nèi)冶煉廠場地附近土壤重金屬污染狀況的綜合信息十分稀少。因此，有必要從全國尺度范圍分析冶煉廠附近的重金屬污染情況。本文收集了國內(nèi)各地區(qū)冶煉廠的土壤重金屬濃度數(shù)據(jù)，評估了冶煉廠周邊土壤重金屬的污染水平和不同暴露途徑對成人及兒童的健康風險，對我國冶煉廠進行全國范圍的污染綜合評價。這一結(jié)果可提供定量證據(jù)，凸顯加強冶煉監(jiān)管及行規(guī)建設的重要性，以保護我國居民免受重金屬排放的環(huán)境影響，為未來土壤修復和冶煉行業(yè)發(fā)展提供有價值的啟示。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)收集與處理

冶煉是一個長時間的工業(yè)行為活動，會造成周邊環(huán)境長期的污染積累。本文是基于大尺度大時間跨度下的一個長期積累的土壤效益的分析，系統(tǒng)回顧了過去20 a（2001 — 2021年）我國冶煉廠土壤重金屬污染的相關研究，在Web of Science、中國知網(wǎng)數(shù)據(jù)庫中，分別使用“soil，pollution，China，smelt，heavy metal”“冶煉、土壤、重金屬”為關鍵詞，下載全部文獻，按照統(tǒng)一的規(guī)范與格式進行數(shù)據(jù)提取。污染數(shù)據(jù)的篩選原則為：（1）從數(shù)據(jù)中提取的內(nèi)容包括研究區(qū)域、調(diào)查時間、污染物含量等指標；（2）根據(jù)冶煉廠處理的金屬主要分為四類，即鉛（Pb）冶煉廠、鋅（Zn）冶煉廠、鉛/鋅（Pb / Zn）冶煉廠（包括鉛和鋅）以及與銅（Cu）有關的冶煉廠；（3）根據(jù)《GB 15618 — 2018，土壤環(huán)境質(zhì)量：農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》，將我國生態(tài)環(huán)境部指定的8種優(yōu)先重金屬污染物（Pb、Zn、As、Cd、Cr、Cu、Ni、Hg）全量均值納入統(tǒng)計（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部和國家市場監(jiān)督管理總局，2018）；（4）統(tǒng)計的數(shù)據(jù)為土壤表層（0 — 20 cm）污染物含量；（5）對于多個單位于同一個研究區(qū)域開展調(diào)查的情況，進行數(shù)據(jù)質(zhì)量對比和評估，篩選出調(diào)查信息完整和數(shù)據(jù)質(zhì)量較優(yōu)的數(shù)據(jù)。最終錄入與本研究內(nèi)容相符合的文獻數(shù)量為223篇，從所選的論文中提取了239組土壤重金屬濃度數(shù)據(jù)。數(shù)據(jù)覆蓋了全國19個省區(qū)，不同地區(qū)冶煉廠的分布如圖1。

圖1 我國冶煉廠分布Fig. 1 Distribution of China’s non-ferrous metal smelters

1.2 土壤重金屬污染程度評估方法

1.2.1 內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法

內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法兼顧了最嚴重的污染因子，在加權過程中避免了主觀因素的影響（Yang et al，2019），是評價土壤重金屬污染時運用最為廣泛的綜合指數(shù)法。其計算公式為式(1)、(2)，土壤污染評價的分級標準參照《HJ / T 166 — 2004，土壤環(huán)境監(jiān)測技術規(guī)范》（國家環(huán)境保護總局，2004）：

式中：Pi為單項重金屬污染指數(shù)值；Ci為土壤重金屬污染物實測濃度值（mg · kg-1）；Si為土壤中某種污染物的風險篩選值（mg · kg-1）；PN為土壤的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Pimax為單項污染指數(shù)中的最大值；Piavg為土壤中所有單項污染指數(shù)的平均值。

1.2.2 地質(zhì)累積指數(shù)法

地質(zhì)累積指數(shù)（Igeo）由 Muller（1969）提出，已廣泛應用于歐洲微量金屬研究（Liu et al，2020）。該法考慮了自然成巖作用導致背景值發(fā)生變動的因素，通過比較當前和背景濃度的差異來評估土壤中重金屬的累積水平。最初用于河底沉積物，也可用于土壤污染的評估（Loska et al，2004）。本文采用式(3)進行計算：

式中：Cn為所選地點土壤中重金屬的測量濃度（mg · kg-1），Bn為不同省區(qū)土壤中某一特定重金屬的土壤背景值（mg · kg-1）（中國環(huán)境監(jiān)測總站，1990），常數(shù)1.5是廣泛用于表示土壤背景值自然波動的系數(shù)（Islam et al，2018），用于識別土壤中重金屬污染水平的地質(zhì)值參考地質(zhì)累積分級標準（Santos Bermejo et al，2003）。

1.3 人體健康風險評估

土壤重金屬主要通過攝食、呼吸、皮膚接觸3種途徑危害人體健康。本文采用美國環(huán)境保護署（USEPA）人體健康風險評估模型準確評價污染的健康風險水平（USEPA，1989，2011）。根據(jù)評價元素的致癌性，將健康風險評價分為非致癌和致癌風險模型，計算公式為(4)、(5)、(6)，參數(shù)的取值及單位參考《HJ 25.3 — 2019，建設用地土壤污染風險評估技術導則》（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部，2019）如下：

式中：CDI表 示 土 壤 暴 露 量（mg · (kg · d)-1）；Ci為重金屬含量（mg · kg-1）；IngR為每日攝取量（mg · d-1）；CF為 轉(zhuǎn) 換 系 數(shù)，取 值1 × 10-6；InhR為 每 日 呼 吸 量（m3· d-1）；EF為 暴 露 頻 率（d · a-1）；ED為暴露時長（a）；BW為平均體重（kg）；AT為平均作用時間（d）；PEF為土壤顆粒物產(chǎn)生因子（m3· kg-1）；SA為皮膚暴露面積（cm2）；AF為皮膚黏附系數(shù)（mg · cm-2）；ABS為皮膚接觸吸收率因子，無量綱，取值1 × 10-3。

非致癌健康風險水平計算模型如下：

致癌健康風險水平計算模型如下：

式中：HQi為重金屬i的非致癌健康風險指數(shù)；CDIi表示不同途徑重金屬i的日均暴露劑量（mg · (kg · d)-1）；Rf Di表 示 重 金 屬i在 不 同 暴 露途徑下的參考劑量（mg · (kg · d)-1）；RISK為致癌風險指數(shù)；SFi為重金屬i在不同暴露途徑下的致癌風險斜率系數(shù)（(kg · d) · mg-1）。評價標準為：HI、HQ小于1，表明非致癌風險較小或者可以忽略；HI、HQ大于1表明存在非致癌風險。RISK、RISKT（總致癌風險）小于1 × 10-6時，表明致癌風險可接受；RISK、RISKT大于1 × 10-6時，表明存在致癌風險，處于不可接受水平。式中其余參數(shù)參考《HJ 25.3 — 2019，建設用地土壤污染風險評估技術導則》（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部，2019），不同暴露途徑中重金屬的參考劑量參考仝雙梅等（2019）的取值。

1.4 評價標準

冶煉過程中產(chǎn)生的各類污染物，是通過大氣沉降和污染廢水的方式進入周邊的土壤，而土壤中的污染物通過揚塵、揮發(fā)等方式對身體健康產(chǎn)生不利影響，因此在選擇評價標準時，需對土地利用方式、污染傳播途徑、受體類型等因素進行綜合分析。

本文基于對我國多個地區(qū)冶煉場地土壤污染狀況進行比較和分析后可以得出：土壤樣品采自冶煉廠場內(nèi)及其周邊農(nóng)田的數(shù)據(jù)比較多，且農(nóng)用地篩選值是基于糧食安全性來考慮，取值相對較低且保守，因此按照最不利因素考慮，選擇《GB 15618 — 2018，土壤環(huán)境質(zhì)量：農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部和國家市場監(jiān)督管理總局，2018）中的風險篩選值最小值為評價基準。

2 冶煉廠土壤重金屬的特征分析

2.1 土壤重金屬的分布特征及含量水平

一般來說，所調(diào)查的冶煉廠在我國的分布不均取決于所處理的一種或多種金屬。如圖1所示，研究地點主要集中在我國北部和南部地區(qū)，按照冶煉廠處理的金屬可分為Pb / Zn冶煉廠、Zn冶煉廠、Cu冶煉廠以及Pb冶煉廠。其中Pb / Zn冶煉廠分布在陜西（5個）、湖南（4個）、云南（3個）、甘肅（3個）；河南（2個）、貴州（2個）、浙江（2個）；內(nèi)蒙古（1個）、新疆（1個）、江蘇（1個）、福建（1個）、廣東（1個）、廣西（1個）；Pb冶煉廠分布在陜西（3個），河南（2個）、江蘇（2個）、廣西（2個）；Cu冶煉廠分布在安徽（2個）、浙江（1個）、江西（1個）、湖北（1個），內(nèi)蒙古（1個）；Zn冶煉廠分布在貴州（4個）、陜西（2個）、遼寧（1個）。同時相關統(tǒng)計年鑒數(shù)據(jù)（http://www.stats.gov.cn/tjsj/ndsj/2021/indexch.htm）顯示：河南、江蘇、廣西為主要的精鉛產(chǎn)地，在全國鉛產(chǎn)量中占比非常高；江西、安徽、湖北、浙江等省區(qū)銅產(chǎn)量相比其余省區(qū)高，其典型的冶煉廠主要為江西貴溪冶煉廠、安徽銅陵/蕪湖Cu冶煉廠、湖北大冶Cu冶煉廠、浙江環(huán)山鄉(xiāng)Cu冶煉廠；鋅產(chǎn)量前十的省區(qū)包括陜西、遼寧等，與本研究的空間分布調(diào)查結(jié)果一致?？偟膩碚f，不同工藝的冶煉廠會有不同的原料和排放因子，在冶煉生產(chǎn)工藝不完善及固體廢棄物綜合利用率低和最終處置措施有缺陷的情況下，造成我國比較嚴重的土壤重金屬污染。

考慮到我國冶煉行業(yè)南北方工業(yè)發(fā)展差異及分布特點等因素，按南部、北部、西北部三大區(qū)域進行討論。不同地區(qū)冶煉場地土壤中重金屬含量的統(tǒng)計結(jié)果如表1所示。在我國不同省區(qū)的冶煉廠周邊土壤均檢測出最高的重金屬濃度。Cu、Cr、Cd濃度最高值出現(xiàn)在我國北部地區(qū)，Zn、Pb、As、Ni、Hg濃度最高值則在南部地區(qū)檢出。

表1 按區(qū)域劃分冶煉場地土壤重金屬含量統(tǒng)計Tab. 1 Regional statistics of soil-heavy metals content in smelting site

通過對已采集到的數(shù)據(jù)進行分析并繪制箱線圖，結(jié)果如圖2所示。全國范圍內(nèi)冶煉廠周邊土壤重金屬 Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、Hg、As、Ni 的平均濃度分別為 402.30 mg · kg-1、2613.74 mg · kg-1、1430.07 mg · kg-1、32.79 mg · kg-1、93.80 mg · kg-1、1.61 mg · kg-1、197.02 mg · kg-1、71.89 mg · kg-1。除Cr外，這7種重金屬的平均濃度分別是《GB 15618 — 2018，土壤環(huán)境質(zhì)量：農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部和國家市場監(jiān)督管理總局，2018）中各重金屬對應篩選值的 8.04倍、13.07倍、20.43倍、109.29倍、3.21倍、9.85倍、1.20倍。除Cr、Ni外，每種重金屬的平均濃度值和中值均超過了土壤相應的篩選值。其中：我國冶煉廠周邊土壤Cd的 含 量 范 圍 為0.12 — 544.1 mg · kg-1，25% — 75%的 樣 品Cd含 量 集中 在1.8 — 23.8 mg · kg-1，98.0%的樣品Cd含量超過其篩選值（0.3 mg · kg-1）；Cu（73.6%的樣品）、Pb（76.0%的樣品）、Zn（66.5%的樣品）、As（67.0%的樣品）濃度均超過篩選值，說明重金屬Cd、Cu、Pb、Zn、As存在一定程度的積累；Hg的中值（0.34 mg · kg-1）、Ni的中值（37.8 mg · kg-1）略低于對應篩選值（Hg：0.5 mg · kg-1，Ni：60 mg · kg-1）；對于Cr，90%的樣品Cr含量低于相應的篩選值。上述結(jié)果表明：我國大部分冶煉廠附近土壤中Cr污染程度較輕，重金屬Cd和Pb為冶煉廠周邊土壤中的主要特征污染物。同時也有研究表明冶煉廠冶煉過程中釋放的重金屬量越大，Cd和Pb的污染水平越高（Lei et al，2016；Shi et al，2019）。

圖2 冶煉場地土壤重金屬箱型圖Fig. 2 Box diagram of heavy metals in the soil of the smelting site

2.2 冶煉廠周邊土壤重金屬的風險評估

2.2.1 內(nèi)梅羅綜合污染評價

前人多從單一有色金屬冶煉廠的角度研究表層土壤重金屬的空間分布（劉德鴻等，2012；李曉燕，2013），有必要對各類冶煉污染場地中土壤重金屬的污染進行調(diào)查分析。利用式(1)與(2)給出的公式評價了各類型冶煉場地土壤中重金屬的污染狀況，評價結(jié)果如圖3所示。

從圖3可以看出：我國這4類冶煉廠周邊土壤的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)平均值為76.07，污染程度超過Ⅴ級，為重度污染。污染水平隨有色金屬冶煉廠處理的金屬不同而不同，Cu冶煉廠、Zn冶煉廠、Pb冶煉廠周邊土壤的綜合污染指數(shù)分別為15.46、52.16、64.67，Pb / Zn冶煉廠周邊土壤的綜合污染指數(shù)達到104.35。其中Pb / Zn冶煉類型對應的綜合污染指數(shù)相對較高，給土壤造成了嚴重風險，因為不同工藝的冶煉廠會有不同的原料和排放因素，落后的冶煉工藝技術將降低原料利用率，增大重金屬排放量。綜上，這4種類型的冶煉廠周邊土壤綜合污染指數(shù)評價結(jié)果均為重度污染，表明我國冶煉廠周邊土壤污染程度已非常嚴重。《土壤污染防治行動計劃》（國發(fā)[2016]31號）也把有色金屬冶煉作為重點監(jiān)管行業(yè)，防控企業(yè)污染，以保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)環(huán)境安全。

圖3 各類型冶煉廠周邊土壤的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)Fig. 3 Nemerow comprehensive pollution index of soil around various types of smelters

2.2.2 地質(zhì)累積指數(shù)

基于地質(zhì)累積指標評價模型，以不同省區(qū)土壤中8種重金屬的環(huán)境地球化學背景值為標準，對我國冶煉場地土壤中重金屬的生態(tài)風險進行評價。地質(zhì)累積指數(shù)污染評價結(jié)果如圖4所示。

圖4 8種重金屬的Igeo值箱線圖Fig. 4 Boxplots of Igeo values for the eight heavy metals

從圖4可以看出：我國冶煉廠周邊土壤Cr的Igeo值都屬于3級以下，接近80%的Igeo值屬于0級。50%以上的Hg和Ni的Igeo值都低于1級。然而，約65%的Cd的Igeo值都在4級以上。Cu、Pb、Zn的Igeo值變化最大，范圍從0級到6級，這3種重金屬的Igeo值大多在第3級。Cd的污染最嚴重，Igeo為5.1，污染級別為6級極強污染；其次是Pb，Igeo為3.1，污染級別為4級嚴重污染；Hg和Zn的Igeo分別為2.2和2.4，污染級別為均為中—重污染；Cu的Igeo為1.97，屬于中度污染；As的Igeo為0.89，污染級別為未污染至中度污染；Cr和Ni則沒有污染。因此判定重金屬Cd在冶煉場地土壤中污染貢獻率最高。

各金屬濃度在不同省區(qū)之間表現(xiàn)出很大的差異性。從表2可以看出：在調(diào)查的19個省區(qū)中，四川、新疆的重金屬污染程度最低，所有的重金屬地質(zhì)累積指數(shù)值都小于3；江西、河北、安徽、江蘇的重金屬地質(zhì)累積指數(shù)值均小于5，被視為極強污染，而地質(zhì)累積指數(shù)值至少有1種重金屬大于7的省區(qū)主要包括陜西、廣西、福建、甘肅、遼寧、湖南、云南等地，土壤污染極其嚴重。因此，從各省區(qū)的地質(zhì)累積指數(shù)分布值來看，重金屬的釋放在各地區(qū)存在明顯的不平衡現(xiàn)象，低、次低地區(qū)主要分布在我國北部，高、次高地區(qū)主要分布在我國的南部，如廣西、湖南、福建、貴州。

表2 按省區(qū)劃分的地質(zhì)累積指數(shù)Tab. 2 Geological accumulation index by province or autonomous region

在我國南部地區(qū)、東北重工業(yè)基地等部分區(qū)域土壤Cd和Pb污染問題較為突出，這不僅與重金屬自身的性質(zhì)有關，還與土壤質(zhì)地、礦物類型及重金屬的輸入來源等有關。例如：Cd的地累積指數(shù)值在遼寧出現(xiàn)最高值，這與該地區(qū)土壤類型和Cd自身化學性質(zhì)有關，遼寧土壤大部分為棕壤和褐土，Cd在這類型土壤中有明顯的表聚性，大多在表層土壤中殘留與富集（孫文，2020）。Pb在廣西富集最嚴重，其一是由于Pb有強烈的表聚性，進入土壤時大部分以鹵化物的形式存在，會在土壤中很快轉(zhuǎn)化為難溶性化合物（李亮亮等，2007）。其二是我國南部地區(qū)土壤常年受雨水影響較大，雨水沖刷和地表徑流的影響產(chǎn)生顆粒侵蝕現(xiàn)象導致重金屬暴露在表土層。不同地區(qū)經(jīng)濟發(fā)展和產(chǎn)業(yè)類型存在差異，重金屬在土壤表層累積程度也不同，進而導致土壤重金屬含量在表層分布存在差異。早期，云南、貴州、湖南等省區(qū)冶煉技術落后，環(huán)保意識落后，導致土壤污染嚴重，而陜西等省區(qū)則由于當?shù)乇尘爸档?，導致地質(zhì)累積指數(shù)值較高。

2.3 土壤重金屬污染健康風險評價

2.3.1 非致癌風險評價

根據(jù)健康風險模型對所收集的數(shù)據(jù)進行人體健康風險評價，重金屬的非致癌風險水平見表3。表3中成人和兒童的非致癌風險指數(shù)HQ顯示：針對同一重金屬不同暴露途徑的HQ，土壤中的8種重金屬均呈現(xiàn)為經(jīng)口攝入風險＞皮膚接觸風險＞口鼻吸入風險。由此可見：經(jīng)口攝入是造成非致癌健康風險的主要途徑。通過對不同重金屬同一暴露途徑下的HQ比較可知，經(jīng)口攝入途徑下不同重金屬的HQ表現(xiàn)為Pb＞As＞Cd＞Cr＞Cu＞Zn＞Hg＞Ni。成人Pb、As在經(jīng)口攝入途徑下的HQ大于1，其余6種重金屬各暴露途徑下的HQ均小于1，表明Pb與As的暴露程度最高，存在非致癌風險。As對兒童非致癌風險水平為7.92，說明存在非致癌風險，而其余7種金屬對兒童的非致癌風險水平在10-3— 10-1范圍內(nèi)，處于可以接受的風險水平。

表3 重金屬對兒童和成人不同暴露途徑下的非致癌健康風險Tab. 3 Non-carcinogenic health risks of heavy metals to children and adults under different exposure routes

同時，土壤中8種重金屬對兒童和成人產(chǎn)生的非致癌風險指數(shù)HI均大于1，表明在冶煉廠附近重金屬會對人群造成非致癌風險，且兒童的非致癌總風險HI明顯高于成人。與成人相比，由于行為和生理特征（例如：單位體重暴露量較高的，呼吸速率和某些物質(zhì)的胃腸道吸收增加），兒童單位體重的相對暴露量較成人更高，對環(huán)境污染物的易感性更高。成人和兒童各重金屬的HI值對非致癌總風險指數(shù)的貢獻如圖5所示。由圖5可知：Pb和As的貢獻率遠高于其他重金屬，重金屬Pb和As是研究區(qū)成人和兒童最主要的非致癌風險因子。

圖5 重金屬對成人和兒童的非致癌風險貢獻率Fig. 5 Contribution of heavy metals for non-carcinogenic health risk to adults and children

2.3.2 致癌風險評價

對于致癌風險，USEPA模型未給出所有重金屬的3種暴露途徑的致癌因子，所以只對金屬Cd、Cr、As、Ni 4種金屬進行致癌風險評價，兒童和成人不同暴露途徑下的致癌健康風險如表4。結(jié)果表明：成人的總致癌風險指數(shù)RISKT為1.31× 10-4，兒童的總致癌風險指數(shù)RISKT為2.32 × 10-4，均大于1× 10-4，表明在我國大部分冶煉廠附近成人和兒童均存在顯著的致癌風險；4種重金屬致癌風險值的順序為：經(jīng)口攝入途徑＞皮膚接觸途徑＞口鼻吸入途徑。As對兒童的致癌風險水平為1.35× 10-4＞1× 10-4，表明As對兒童存在致癌風險，而其余重金屬的致癌風險水平均在可接受范圍內(nèi)。因此，As的污染指數(shù)雖低，但其對兒童的致癌風險卻不容忽視。

表4 重金屬對兒童和成人不同暴露途徑下的致癌健康風險Tab. 4 Carcinogenic health risks of heavy metals to children and adults under different exposure routes

從不同重金屬對成人和兒童的總致癌風險貢獻率來看，As＞Ni＞Cd＞Cr，對成人貢獻率分別為58.56%、38.16%、2.28%、1.00%，對兒童的貢獻率分別為58.59%、38.13%、2.28%、0.99%，As為主要的致癌風險因子。

2.3.3 冶煉場地健康風險分布特征

為了解各個地區(qū)冶煉場地健康風險的分布特征，通過繪制所調(diào)查冶煉廠周邊土壤非致癌和致癌風險分布圖（圖6），應用最保守的情景對各個地區(qū)兒童的非致癌和致癌風險值做出分析。

圖6 重金屬對兒童非致癌風險（a）及致癌風險（b）分布Fig. 6 Distribution of non-carcinogenic risk (a) and carcinogenic risk (b) of heavy metals to children

如圖6a所示：我國南部地區(qū)冶煉廠周邊土壤非致癌風險值（如云南、廣西、貴州、福建）高于其余省區(qū)；北部和西北部部分地區(qū)的非致癌風險值小于1，遼寧除外，其兒童的非致癌風險值達到8.8，這一結(jié)果與Zhang et al（2012）調(diào)查結(jié)果一致。同時，從圖中可以看出，環(huán)境污染和相關健康影響集中在我國南部（如浙江和福建等沿海地區(qū)），而我國西北部和北部內(nèi)蒙古為低污染水平。從圖6b可以看出：幾乎所有的致癌風險值都處于不可接受或幾乎不可接受的水平，其中遼寧葫蘆島Zn冶煉廠周邊土壤的致癌風險最大；內(nèi)蒙古、陜西、福建、安徽、浙江均有冶煉廠周邊土壤致癌風險處于人體可耐受的范圍之內(nèi)，新疆和甘肅部分地區(qū)冶煉廠周邊土壤不存在致癌風險。綜上，遼寧冶煉廠周邊土壤存在較大的健康風險，這可能是因為遼寧是我國北方重要的化工和有色金屬冶煉基地，而遼寧葫蘆島冶煉廠是亞洲最大的Zn冶煉廠，由于有色金屬開采和冶煉活動，周邊農(nóng)田受到嚴重的重金屬污染，從而對人體產(chǎn)生健康風險，應該更多地關注這一健康問題。而南部地區(qū)冶煉廠周邊土壤的致癌和非致癌風險也較嚴重，主要因為南方地區(qū)大型冶煉廠較多，在我國占有很大的比重，而由于長期的管理不善導致重金屬排放至土壤及河流中，受污染的水體引灌至農(nóng)田繼而通過食物鏈危害人體健康。

3 結(jié)論

（1）我國典型冶煉廠周邊土壤重金屬中98.0%的Cd樣品含量超過其篩選值（0.3 mg · kg-1），76.0%的Pb樣 品、73.6%的Cu樣 品、66.5%的Zn樣品、67.0%的As樣品含量均超過篩選值，接近50%的Hg和Ni樣品含量均略低于篩選值，90%的Cr樣品含量低于相應的篩選值，故Cd和Pb的污染最為突出。從PN值來看，Pb / Zn冶煉廠附近的土壤污染最為嚴重。

（2）Cd的Igeo值在重度污染水平（Igeo＞3）以上的占82.4%，Pb（64.29%）、Zn（52.60%）和Cu（45.86%）次之，As、Hg、Ni、Cr均低于20%，且污染嚴重的地區(qū)主要分布在廣西、福建、湖南、甘肅、遼寧等省區(qū)。

（3）健康風險結(jié)果表明As對兒童存在致癌風險；As和Pb對成人和兒童存在非致癌健康風險。同時，從冶煉廠分布對兒童的健康風險來看，遼寧及南部地區(qū)致癌和非致癌風險都較大，應予以高度重視并進行防治。