重金属由于不易被土壤中的微生物所分解而易在土壤中累积,然后通过食物链在农产品甚至人体内累积进而影响人群健康。自20世纪50年代以来,重金属污染就一直受到研究学者的广泛关注,频频发生的环境铅、镉污染危害人体健康的事件也提示着我国环境污染问题需要进一步重视[1-3]。2017年政府工作报告中,李克强总理提出要摸清土壤污染的“家底”,开展“土壤污染详查”。因此本研究对湖北省400份农田土壤进行调查评估,旨在了解湖北省农村地区农田土壤中重金属污染状况及潜在的生态和健康风险,为进一步防治土壤重金属污染,制定重金属污染防治条例以及相应的环境与健康评估和管理政策提供合理依据。
1 材料与方法 1.1 监测点选择如图 1所示按照行政区划、地理位置、经济条件等综合因素选取湖北省20个县(市/区)进行随机分层抽样,每个监测县(市、区)选择5个乡镇(不含城关镇),每个乡镇选择4个行政村,总计400个行政村作为监测点。
1.2 土壤采样方法
每个监测点采集1份农田土壤样本,以1 m2为一区块单位,于区块的对角线中点及对角线交叉点进行五点法等量采样,去除土表作物残株或杂草,采集(5~20) cm深处的土壤样品,四分法缩至1 kg,采集土壤经风干、粉碎、过百目尼龙筛后等待检测。采集过程填写土壤采集信息表。
1.3 土壤检测方法按照《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]、《土壤总铬的测定火焰原子吸收分光光度法》(HJ 491-2009)[5]和《土壤pH的测定》(NY/T 1377-2007)[6]检测土壤样本中的铅、镉、铬以及pH值。
1.4 评价方法采用《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)-2018》风险筛选值作为评价依据(表 1)。用单因素指数法、内梅罗综合污染指数法和hakanson潜在生态风险指数法和健康风险评估法进行评价[7-12]。
mg/kg | |||||
项目 | 风险筛选值 | ||||
pH≤5.5 | 5.5<pH≤6.5 | 6.5<pH≤7.5 | pH>7.5 | ||
镉 | 水田 | 0.3 | 0.4 | 0.6 | 0.8 |
其他 | 0.3 | 0.3 | 0.3 | 0.6 | |
铅 | 水田 | 80 | 100 | 140 | 240 |
其他 | 70 | 90 | 120 | 170 | |
铬 | 水田 | 250 | 250 | 300 | 350 |
其他 | 150 | 150 | 200 | 250 |
1.4.1 单因素污染指数
$ P_{i}=C_{i} / S_{i} $ | (1) |
式中:Pi —土壤中某污染物i的环境污染指数;
Ci—污染物i的实测浓度,mg/kg;
Si—不同pH值环境下污染物的评价标准,mg/kg。
评价:Pi≤1无污染;1<Pi≤2为轻度污染;2<Pi≤3为中度污染;Pi>3为重度污染。
1.4.2 内梅罗综合指数法$ P_{n}=\sqrt{\frac{\left(\overline{P_{i}}\right)^{2}+\left(P_{i \max }\right)^{2}}{2}} $ | (2) |
式中:
Pi max—土壤各单项污染指数中最大值。
评价:Pn≤0.7安全清洁;0.7<Pn≤1警戒值尚清洁;1<Pn≤2轻度污染;2<Pn≤3中度污染;Pn>3为重度污染。
1.4.3 潜在生态风险指数法$ \begin{array}{c}{E_{i}^{j}=T_{i} \times P_{i}^{j}=T_{i} \times \frac{C_{i}}{S_{i}}} \\ {R I_{j}=\sum\limits_{i=1}^{n} E_{i}^{j}}\end{array} $ | (3) |
式中:Eij—j采样点i污染因子潜在生态风险指数;
Ti—毒性响应系数,此处以Hakanson制定的标准化重金属毒性响应系数作为取值(镉Cd=30,铅Pb=5,铬Cr=2)[13];
Pij—j采样点i污染因子的污染系数;
Ci—污染物i的实测浓度,mg/kg;
Si—不同pH值环境下污染物的评价标准,mg/kg;
RIj—多种金属综合潜在生态风险指数。
由计算公式可看出,RI的大小与污染物种类和数量有关,污染物种类越多毒性越强,则RI值越大,因此考虑到本研究仅涉及3种重金属,与Hakanson所研究的8种污染物不一致,必须根据本研究的重金属种类和数量对其分级标准进行调整[14],Eij最低级上限值由3种污染物中最大毒性系数Tcd得到,其余级别上限值依次加倍;RIj分级根据Hakanson第一级分级界限值计算出L1后,其余级别上限值依次加倍(表 2)。
$ L_{1}=T_{3} \times \frac{l_{1}}{T_{8}} $ | (4) |
级别 | 1级(轻微) | 2级(中等) | 3级(重度) | 4级(强烈) | 5级(极强) |
E | <30 | 30~60 | 60~120 | 120~240 | ≥240 |
RI | <40 | 40~80 | 80~160 | 160~320 | ≥320 |
式中: L1—调整后第1级界限值;
T3—本研究3种污染物毒性系数之和(30+5+2=37);
l1—Hakanson第1级分级界限值;
T8— Hakanson模型中8种污染物毒性系数总值。
1.4.4 健康风险评估土壤重金属暴露效应主要通过3种途径:一是食物链经口进入消化道;二是口鼻吸入空气中的土壤扬尘;三是皮肤渗入接触[15-18]。本调查实测农田土壤中重金属含量,故进行经口暴露途径的评估,首先根据USEPA提出的土壤健康风险评估模型进行日均暴露剂量ADD[mg/(kg ·d)]的估算,然后进行暴露风险评估,本项调查中3种重金属都具有慢性非致癌风险,Cd和Cr具有致癌风险,但USEPA风险计划中Cr仅给出了经皮肤接触的SF值,因此本调查仅考虑Cd的经口致癌风险[19]。
经口摄入途径:
$ A D D_{i n g}=\frac{C \times {Ing} R \times E F \times E D \times C F}{B W \times A T}, $ | (5) |
所有暴露参数主要通过US EPA和国内外的相关研究的暴露参数进行选取[20-22](表 3);
$ 非致癌风险指数:H Q=\sum \frac{A D D}{R f D}, $ | (6) |
参数 | 含义 | 单位 | 参考值 | ||
成人(≥12岁) | 儿童(6月~12岁) | ||||
C | 土壤中重金属含量 | mg/kg | 实测值均值 | ||
IngR | 日均土壤摄入量 | mg/d | 100 | 200 | |
EF | 土壤暴露频率 | d/a | 350 | 350 | |
ED | 土壤暴露持续时间 | a | 24 | 6 | |
CF | 转换因子 | kg/mg | 1×10-6 | ||
BW | 平均体重 | kg | 56.8 | 15.9 | |
AT | 平均接触时间(非致癌效应) | d | 30×365 | 10×365 | |
平均接触时间(致癌效应) | d | 70×365 |
式中:RfD—某一重金属非致癌风险参考剂量(铅0.003 5,镉0.001,铬0.003)[23-24],mg/(kg ·d)。
HQ等于或小于1时可忽略风险或认为风险较小,大于1则表示存在非致癌风险,数值越大,则表示风险越大;
$ 致癌风险指数:C R=\sum A D D \times S F $ | (7) |
式中:SF为某种致癌金属在某种暴露途径的斜率系数(镉6.1)[19],mg/(kg ·d)。US EPA推荐的CR土壤治理标准为10-6。
1.5 统计分析本研究采用Excel 2013进行数据清理和分析,土壤结果无异常值和缺失值,对于低于检出限的浓度均以检出限的一半填充。
2 结果 2.1 土壤重金属监测结果本调查采集的400份土壤中水田24份,占6.00%,水浇地和旱地占94.00%;砂土77份,占19.25%,壤土254份,占63.50%;以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)-2018》为标准依据,3种重金属Pb、Cd和Cr均未超出农用地土壤污染风险管制值,Cd有19份超出风险筛选值,20个区县土壤重金属含量平均值结果见图 2,19份镉超标土壤分布在10个县市中,无明显地域特征。本研究变异系数Cd>Pb>Cr,其中Cd变异程度最大,超过100%,属于强变异,Pb变异系数超过40%,较高,属于中等变异。经Spearmen相关分析,Pb、Cr和Cd两两之间均成正相关(P<0.01),pH与Cd、Cr呈正相关(P<0.01),(表 4)。
项目 | 算数均值 | 标准差 | max | min | 变异系数/% | 偏度 | 峰度 | 相关性 | ||
Pb | Cd | Cr | ||||||||
pH | 6.97 | 1.06 | 8.55 | 3.84 | 15.2 | -0.90 | -0.16 | -0.06 | 0.30** | 0.27** |
Pb/(mg/kg) | 20.69 | 10.41 | 163.89 | 3.18 | 50.3 | 7.18 | 90.46 | - | 0.36** | 0.19** |
Cd/(mg/kg) | 0.13 | 0.14 | 1.26 | 0.005 | 108.0 | 3.91 | 21.15 | - | - | 0.31** |
Cr/(mg/kg) | 52.70 | 15.35 | 136.28 | 17.35 | 29.1 | 1.21 | 4.78 | - | - | - |
注:“ **”为P<0.01 |
2.2 土壤重金属污染水平评价
400个调查点土壤铅、镉、铬的单因子污染指数均值分别为0.17、0.33、0.26。铅、铬的单因子污染指数均为无污染(Pi≤1);镉有15个点轻度污染(1<Pi≤2),2个点中度污染(2<Pi≤3),2个点为重度污染(Pi>3)。内梅罗综合指数在0.08~3.18之间,均值为0.34,其中有15个点土壤尚清洁(0.7<Pn≤1),5个点轻度污染(1<Pn≤2),3个点中度污染(2<Pn≤3);1份重度污染(Pn>3)。
潜在生态风险评价得出,Pb、Cr的单因子潜在生态风险系数均为低危害(1级:E<30),而Cd的单因子潜在生态风险系数有15个点达到中等危害(2级:30≤E<60),3个点重度污染(3级:60≤E<120),1个点强烈污染(4级:120≤E<240);总的潜在生态风险系数在0.60~127.96范围内,平均值11.31,6个点中等生态危害(2级:40≤RI<80),分布在H9、H11、H15和H16;3个点重度污染(3级:80≤RI<160),分布在H9和H17(图 3)。
土壤中重金属经口途径对成人和儿童产生的健康风险指数情况结果见表 5。3种重金属经口暴露途径下的非致癌风险Cr>Pb>Cd,其HQ均小于1,理论上不会对人体产生非致癌的健康影响。重金属Cd的致癌风险CR在10-7水平低于限值10-6水平,表明土壤Cd含量的致癌风险较低,基本不会对人体造成健康危害, 但Cd对儿童的致癌和非致癌风险值均高于成年人。
组别 | 参数 | 非致癌风险 | 致癌风险镉 | |||
铅 | 镉 | 铬 | 合计 | |||
儿童 | ADDing | 1.50×10-4 | 9.65×10-7 | 3.81×10-4 | 5.32×10-4 | 4.71×10-7 |
HQ | 4.28×10-2 | 9.65×10-4 | 1.27×10-1 | 1.71×10-1 | ||
CR | 8.41×10-7 | |||||
成人 | ADDing | 2.79×10-5 | 1.80×10-7 | 7.12×10-5 | 9.93×10-5 | 7.72×10-8 |
HQ | 7.98×10-3 | 1.80×10-4 | 2.37×10-2 | 3.19×10-2 | ||
CR | 1.38×10-7 |
3 讨论
调查显示,3种重金属Pb、Cd、Cr均未超出农用地土壤污染风险管制值,其中Cd有19份超出风险筛选值,预示着这19份土壤对农产品质量安全、农作物生长或土壤生态环境可能存在风险,需要加强土壤环境监测和农产品协同监测。400个土壤点单因子污染程度大小为Cd>Cr>Pb,Cd的积累最高,各项指数均值都<1.0;内梅罗污染综合指数范围为0.34~0.7;潜在生态风险综合指数11.31,土壤重金属污染为轻微生态危害,尚未受到铅、镉、铬污染,整体达到清洁水平,符合农用地土壤标准。3种重金属均存在不同程度累积,其中Cd为主要的生态风险贡献因子。所有农田土壤铅、镉和铬对儿童和成人产生的非致癌风险指数及镉的致癌风险指数均小于限值,本次调查的结果与杨振等人2015年的调查结果[17]基本一致,整体污染的健康风险仍在可接受范围。2014年全国土壤调查报告中镉污染点位超标率7.0%,排名第一,江苏省[9]、河北省[15]和广东省[25]等省的土壤调查也普遍存在重金属镉污染超标,显示与重工业分布、多元复合肥、畜禽粪便和化肥的大量使用、污水灌溉等因素有关。有研究提出[26],土壤中的镉30%来自有机肥料,11%来自畜禽粪便;土壤镉与pH值也有关系,建议可通过改善土壤pH值、粪便和污水无害化处理、宣传合理使用农肥等手段降低这些环境污染物对人群的健康影响。
本次风险评估局限性较大,仅考虑了经口的暴露途径,吸入、皮肤接触途径以及其他致癌风险等都未考虑,同时在暴露剂量计算中使用的参数均参考的其他省市的研究,与实际人群的参数可能存在差异,需要进一步去研究湖北省的人群暴露评估参数。重金属在土壤中难以降解和迁移,一旦蓄积量超过土壤环境的最大容量,就会造成环境污染,其污染源情况调查也将是今后研究的重点。
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