2. 中国疾病预防控制中心环境与健康相关产品安全所
改革开放以来，广东省作为我国南大门, 改革开放的先行地，经济和工业都得到了长足发展，伴随着经济高速化增长、工业化和城镇化进程的加快，环境污染问题也日益突出，其中土壤中重金属污染除来自大自然本底外，还有人为的生产活动如工矿业、大气沉降、交通、农业生产过程中污水灌溉、农药、肥料等, 农田作物对重金属有富集作用，同时，人体对重金属有蓄积性，土壤质量直接影响产出农作物的质量和食用安全。重金属污染威胁居民食品安全和生命健康，铅可导致人体血铅异常及铅中毒，对儿童智力发育亦有影响；镉在人体过量积累可导致肾、肝损害，严重时可引起骨损伤、“痛痛病”；六价铬是世界卫生组织公布的强致癌物，人体长期暴露重金属铬污染亦可引起神经系统、肝脏、肾脏损害[1-3]。为了解广东省农田土壤重金属污染情况，2016年8—10月在省内东部、西部、北部、南部和珠江三角洲地区共抽取6个市24个县(区)480个行政村作为监测点，每个监测点采集土样1份，检测土样中铅、镉、铬等重金属含量，并进行潜在生态风险和健康风险评估，为制定相关政策和防治措施提供依据。
1 材料与方法 1.1 数据来源2016年8—10月在广东省东部、西部、北部、南部和珠江三角洲地区共随机抽取480个行政村作为监测点，每个监测点采集农田土样1份，采集(5~20) cm深表层土壤，在1 m2范围内按照5点取样法采集土壤混合为一个样品，采样时记录采样地点经纬度、海拔、土地类型、土壤质地、样品重量等。实验室检测土样中铅、镉、铬等重金属含量，铅、镉的测定按照《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)[4]；铬的测定按照《土壤总铬的测定火焰原子吸收分光光度法》(HJ 491—2009)[5]；土壤pH采用电位法测定。
1.2 方法土壤中重金属的潜在生态风险采用Hakanson潜在生态风险指数(RI)法进行评价[6]；健康风险评估参照经典“四步法”[7-8]，评估重金属慢性非致癌风险(hazard quotient, HQ)和致癌风险(risk)。
1.2.1 生态风险评估方法Hakanson潜在污染评价法已被广泛应用于评价土壤重金属污染，Hakanson分级标准的提出是基于8种污染物的毒性系数，且计算依赖于8种重金属中具有最大毒性系数的污染物以及重金属的数量，而本研究3种重金属，重金属数量和种类均不同，若不进行评估标准的调整易对结果产生偏差，本研究根据所选用重金属种类和数目对单项潜在生态风险指数(E)和综合潜在生态风险指数(RI)的评估域进行调整[9-10]，评价广东省土壤重金属污染潜在生态风险。
单因子潜在生态危害指数E计算公式：
| $ E_{j}^{i}={{T}^{i}}\times \text{ }\frac{C_{j实测值}^{i}}{{{C}^{i}}}~ $ | (1) |
式中：Eji —样点j处重金属i的单项潜在生态风险指数；
Ti—重金属i的毒性响应系数，反映毒性水平和生物对其污染的敏感程度，三种重金属毒性响应系数分别为Pb=5，Cd=30，Cr=2；
Cji— 样点j处重金属i的实际测定值；
Ci—重金属i的背景值。
综合潜在生态危害指数RI计算公式：
| $ R{{I}_{J}}=\sum\limits_{i=1}^{n}{E_{j}^{i}} $ | (2) |
式中：RIj—样点j处重金属综合潜在生态风险指数。
Eji—样点j处重金属i的单项潜在生态风险指数；
而本研究仅有3种重金属，对Hakanson法潜在生态风险评估标准E和RI等级进行调整[11]。表 1为调整前后的E和RI值。
| 单项潜在生态风险指数 | 综合潜在生态风险指数 | 生态风险 | |||
| Hakanson | 本研究 | Hakanson | 本研究 | ||
| < 40 | < 30 | < 150 | 40 | 轻微 | |
| 40~80 | 30~60 | 150~300 | 40~80 | 中等 | |
| 80~160 | 60~120 | 300~600 | 80~160 | 较强 | |
| 160~320 | 120~240 | ≥600 | ≥160 | 很强 | |
| ≥320 | ≥240 | - | - | 极强 | |
| 注：“-”无数据 | |||||
1.2.2 健康风险评估方法
由美国EPA提出的健康风险模型包括了致癌风险及非致癌风险模型[12-13]，通过暴露途经进行暴露剂量计算暴露风险评估[14-17]，人体土壤重金属暴露途径通常包括，经口摄入、皮肤接触、吸入途径。其各种摄入途径的计算公式如下，成人、儿童评估时相应系数会有差别。
| $ CD{{I}_{\text{ing}}}=\frac{c\times IngR\times CF\times EF\times ED}{BW\times AT} $ | (3) |
式中：CDIing—径口腔途径的日均摄入量，mg/kg·d；
C—土壤重金属含量，mg/kg；
IngR—摄入土壤的频率，成年人100 mg/d，儿童200 mg/d；
CF—转换系数10~6 kg/mg；
EF—暴露频率, 87.5 d/a；
ED—暴露年限, 成年人6 a，儿童24 a；
BW—平均体重，成年人55.9 kg，儿童15.9 kg；
AT—重金属平均暴露时间, ED×365(非致癌)，70×365(致癌)。
| $ CD{{I}_{\text{inh}}}=\frac{c\times InhR\times EF\times ED}{PEF\times BW\times AT} $ | (4) |
式中：CDIinh—径吸入途径的日均摄入量，mg/kg·d；
InhR—呼吸频率，成年人15 m3/d，儿童7.5 m3/d；
PEF—灰尘排放因子, 1.36×109 m3/kg。
| $ CD{{I}_{\text{der}}}=\frac{c\times SA\times CF\times AF\times ABS\times EF\times ED}{BW\times AT} $ | (5) |
式中：CDIder—径皮肤接触途径的日均暴露量，mg/kg·d；
SA—暴露皮肤表面积, 成年人5 700 cm2，儿童2 800 cm2；
AF—皮肤黏着度, 成年人0.2 mg/cm·d，儿童0.07 mg/cm·d；
ABS—皮肤吸收因子, 0.001。
非致癌风险的健康风险即非致癌风险指数计算公式如下：
吸入途径
| $ \text{HQ}=CD{{I}_{\text{inh}}}/RfC $ | (6) |
式中：RfC—吸入途径，mg/m3
经口摄入途径
| $ \text{HQ}=CD{{I}_{\text{ing}}}/Rf{{D}_{O}} $ | (7) |
式中：RfDO—径口摄入，mg/kg·d
皮肤接触途径
| $ \text{HQ}=CD{{I}_{\text{der}}}/Rf{{D}_{ABS}} $ | (8) |
式中：RfDABS—皮肤吸收参考剂量，mg/(kg·d))。
非致癌风险指数
| $ \text{HI}=H{{Q}_{1}}+H{{Q}_{2}}+\cdots +H{{Q}_{n}} $ | (9) |
非致癌风险指数小于或等于1.0是可以接受的。
致癌风险为长期的每日摄入量乘以斜率因子(SF)，表示暴露于该种化学物质而导致的一生中超过正常水平的癌发病率，计算公式如下：
| $ \text{Risk}=\text{CDI}\times \text{SF} $ | (10) |
式中：Risk—致癌风险指数；
SF—癌症斜率因子(kg·d/mg), 重金属镉吸入途径、经口摄入、皮肤吸收的斜率因子分别为0.38、0.38、6.1 kg·d/mg[18]。
美国EPA定义的致癌物质可接受风险值为一生中癌发病风险超过正常值10-4~10-6范围, 美国采用超过10-6作为分界线。
1.2.3 数据分析采用Excel 2010进行数据清理和分析，测定结果未发现异常值和缺失值，对于低于检出限的浓度均以检出限的1/2填充。
2 结果 2.1 重金属污染情况农田土壤样品检测结果统计如下表 2，铅、镉、铬的浓度分别为：(47.27±46.30)、(0.27±0.74)、(49.30±46.12) mg/kg，铅、镉、铬超标点位率分别为0.42%(2/480)、18.13%(87/480)、3.75%(18/480)；超背景值点位率分别为58.33%(280/480)、86.88%(417/480)、35.42%(170/480)。与全国土壤污染状况调查公报相比[18]，广东省除铅污染超标点位率低于全国水平外，镉、铬污染超标点位率均是全国点位超标率的两倍以上。
2.2 潜在生态风险评价评估
潜在生态风险评价结果如表 3，铅、镉、铬重金属潜在生态污染指数平均值分比为6.57、143.64、1.95，潜在生态风险分级分别处于轻微、中等、轻微水平；综合潜在生态危害指数处于轻微、中等、较强、很强风险分级的分别占14%、27%、33%、26%，综合潜在生态风险指数中重金属镉的贡献最大，潜在生态危害指数百分位数面积图(图 1~图 4)。
| 单项潜在生态风险指数 | 综合潜在生态风险指数 | |||
| Pb | Cd | Cr | ||
| 平均值 | 6.57 | 143.64 | 1.95 | 152.16 |
| 最小值 | 0.56 | 0.00 | 0.01 | 2.07 |
| 中位数 | 5.56 | 85.98 | 1.59 | 94.93 |
| 最大值 | 100.42 | 8 035.71 | 12.40 | 8 041.73 |
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| 图 1 铅潜在生态危害指数 |
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| 图 2 镉潜在生态危害指数 |
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| 图 3 铬潜在生态危害指数 |
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| 图 4 综合潜在生态危害指数 |
对采样点6个地区分别进行综合潜在生态危害评估，综合潜在生态危害指数百分位数面积图如图 5~图 10。各地区综合潜在生态危害具有明显差别，综合潜在生态危害风险由大到小分别为北部＞珠三角2＞东部＞珠三角1＞西部＞南部，处于较强及以上潜在生态风险等级以上的百分比分别为85%、74%、62%、58%、56%、28%。
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| 图 5 西部综合潜在生态危害指数 |
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| 图 6 南部综合潜在生态危害指数 |
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| 图 7 北部综合潜在生态危害指数 |
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| 图 8 东部综合潜在生态危害指数 |
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| 图 9 珠三角1地区综合潜在生态危害指数 |
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| 图 10 珠三角2地区综合潜在生态危害指数 |
2.3 健康风险评估
针对监测的三种重金属非致癌风险评价，铅、镉、铬的成人非致癌风险指数平均值分别为5.86×10-3、1.18×10-4、2.96×10-2，儿童慢性非致癌风险指数平均值分别为0.04、0.8×10-3、0.15，儿童慢性非致癌风险均大于成人，但对儿童、成人均不存在显著的非致癌健康影响(图 11和图 12)。金属镉成人致癌风险指数均小于10-6，儿童致癌风险指数99%小于10×10-6，处于致癌风险可接受范围(图 13和图 14)。
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| 图 11 成人非致癌风险指数图 |
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| 图 12 儿童非致癌风险指数 |
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| 图 13 成人致癌风险指数 |
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| 图 14 儿童致癌风险指数 |
3 讨论
本文通过在广东省东部、西部、北部、南部和珠江三角洲两地区农田共选取480个土壤监测点，检测土样中铅、镉、铬等重金属含量，监测点位中超标点位率镉＞铬＞铅，超背景值点位率与超标点位率一致镉＞铬＞铅。重金属综合潜在生态风险指数多数点位处于中等级以上风险状态，单项潜在生态风险指数排序为镉＞铅＞铬。综合潜在生态危害风险北部＞珠三角2＞东部＞珠三角1＞西部＞南部，除北部可能是受地质本底影响外，其他监测地区风险指数基本和经济发展水平一致，重金属污染和经济发展水平可能存在正相关关系。三种重金属比较而言，镉的生态风险更严重，在防治过程中应优先受到重视。监测重金属多种途径下儿童慢性非致癌风险均大于成人，但对儿童、成人均不存在显著的非致癌健康影响、非致癌健康总风险；镉重金属的致癌风险未超过10-6~10-4，尚不具有致癌风险。相同重金属暴露浓度情况下，儿童面临更高的非致癌和致癌风险。
| 重金属健康风险 | x | s | 最小值 | 最大值 | |
| Pb(慢性非致癌风险) | 成人 | 0.005 862 | 0.005 742 | 0.000 496 | 0.000 496 |
| 儿童 | 0.040 775 | 0.039 939 | 0.003 45 | 0.623 621 | |
| Cd(慢性非致癌风险) | 成人 | 0.000 118 | 0.000 324 | 0 | 0.006 577 |
| 儿童 | 0.000 812 | 0.002 236 | 0 | 0.045 4 | |
| Cr(慢性非致癌风险) | 成人 | 0.029 611 | 0.027 699 | 0.000 181 | 0.187 98 |
| 儿童 | 0.153 835 | 0.143 904 | 0.000 942 | 0.976 602 | |
| Cd(致癌风险) | 成人 | 4.46E-09 | 1.23E-08 | 0 | 2.49E-07 |
| 儿童 | 1.07E-07 | 2.95E-07 | 0 | 5.99E-06 |
不确定性分析。监测数据不充分导致的不确定性，如广东有119个县级行政区，本研究仅覆盖24个县的480个村，每村也仅有1个采样点，空间代表性有限；重金属相互间作用研究不充分，在在评估多种重金属联合作用风险时，仅仅采用简单加和方式，它们相互间是否有拮抗等其他作用尚需研究；评估模型本身的缺陷，使用的评估模型虽然为公认和应用最广泛的模型，但与真实暴露情景、代谢过程存在差别等产生不确定性。
土壤质量受多种因素叠加影响，我国土壤污染是经济社会发展过程中长期积累形成的。土壤重金属污染防治应结合污染来源分析，并根据污染情况确定优先防治对象。
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