沈阳细河流域土壤和作物中汞的潜在生态危害及健康风险评价

廉梅花，孙丽娜，王 辉，李登宇，关 雪

1. 沈阳大学区域污染环境生态修复教育部重点实验室，沈阳 110044 2. 东北大学资源与土木工程学院，沈阳 110004

沈阳细河流域土壤和作物中汞的潜在生态危害及健康风险评价

廉梅花1,2，孙丽娜1, *，王 辉1，李登宇1，关 雪1

1. 沈阳大学区域污染环境生态修复教育部重点实验室，沈阳 110044 2. 东北大学资源与土木工程学院，沈阳 110004

为研究沈阳市细河流域土壤汞(Hg)的污染和健康风险状况，对该区土壤和农作物中Hg的含量和分布进行了调查和分析。采用Hakanson潜在生态风险危害指数法评价土壤Hg的污染状况，并利用健康风险评价模型对Hg通过不同暴露途径所引起的健康风险作出评价。研究结果表明，细河流域土壤Hg的潜在生态危害相对较大，其中43.21%样品处于中等危害程度，26.62%属于强及以上风险级别。健康风险评价模型计算表明，人体经食物摄取是土壤Hg暴露的主要途径，Hg日平均暴露剂量依次为食物摄取>呼吸暴露>皮肤暴露；成人和儿童的非致癌危害指数分别为0.315和0.713，均低于风险阈值1，表明Hg不会对人体造成健康危害。

沈 阳；细 河；汞；潜在生态危害；健康风险评价

汞(Hg)，俗称水银，具有很强的毒性，是一种可以通过大气进行长距离传输的全球性污染物，为人体非必需元素[1]。汞及其化合物的环境行为及其引发的生态环境和人类健康问题，一直受到人们的广泛关注。我国是全球最大的汞的生产、使用和排放国，汞污染日益严重。近日出台的“全国土壤污染状况调查公报”[2]显示：全国土壤环境质量堪忧，土壤和耕地总污染超标率高达16.1%和19.4%；无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%，并以重金属污染为主；重金属汞污染加重，全国汞污染点位超标率为1.6%。汞由于其难降解、易富集的特征，使得其很容易在土壤中累积和在作物体内富集，严重影响了作物的生长和品质，并可以通过饮食、皮肤暴露及呼吸等途径进入人体，使人体产生慢性中毒，对人类的生存和健康构成威胁[3]。目前已有诸多关于土壤和作物中汞污染和健康风险评价的报道，且大多集中于工业污染场地,环境介质主要包括土壤、大气污染物、农产品以及饮用水等[4-8],但对污灌区土壤汞的健康风险评价的相关研究则较少。

细河又名仙女河，发源于铁西新区卫工明渠南端，流向西南，流经2个区(铁西、于洪)、1个县(辽中)、9个乡镇街道，全长78.2 km。细河全部河体位于辽浑太冲积平原，该流域地势平坦，呈北东高、西南低特征。细河作为沈阳市的内陆河，于1960年开始接纳沈阳市内的部分工业污水和生活污水，如今的细河日接纳各类污水50万t，占沈阳全市污水排放总量的40%；日接纳的污染物总量约550 t，占全市污染物排放总量的60%～70%[9]。大量污水的排入，导致细河水质污染严重，已基本丧失了天然河流的基本生态功能。

本研究运用地球化学和环境化学的原理与方法，系统地调查与研究细河流域土壤、农作物中汞污染的地球化学特征；利用“潜在生态危害指数法”划分汞潜在危害的程度，并运用暴露评价模型和健康风险模型定量表征细河流域汞污染的暴露剂量和人体健康风险，旨在全面了解细河流域汞的污染特征，期望为该区汞污染的诊断、污染控制与修复提供参考。

1 材料和方法(Materials and methods)

1.1 仪器与试剂

仪器： Milestone ETHOSⅠ全自动微波消解仪(莱伯泰科公司)；AFS-2202E 原子荧光光度计(北京海光)。

试剂：HNO3(优级纯)；HCl(优级纯)；HClO4(优级纯)；HF(优级纯)；NaOH(分析纯)；KBH4(硼氢化钾)；CsCl(优级纯)；二次去离子水。

1.2 土壤和植物样品采集

在细河流域400 km2范围内，按规则测网采集0～20 cm 表层土壤，采样密度为每平方千米一件，按梅花布点等量采集5个子样就地混合为1个样品，共采集土壤样品411件，其中包括5%的平行样。同时在细河沿岸富官、土台子、太平庄和潘家堡等地采集大宗农作物样品(如大米、大豆、茄子和黄瓜等蔬菜)69 个，采样点位置见图1。采集的土壤和植物样品装入密封袋带回实验室，土壤样品经自然风干后除去砂砾和植物根系等杂物，用木棍将样品压碎，玛瑙研钵研磨，过100 目尼龙筛后保存待测；植物样品先经自来水冲洗，再用去离子水冲洗2～3 遍，先在干燥箱中80～90℃烘20～30 min杀酶，然后在65℃继续烘干至恒重，粉碎后装入密封袋待测。

1.3 样品分析

土壤样品采用硝酸—氢氟酸—高氯酸法消解，原子荧光光度法对土壤Hg进行测定。植物样品采用微波消解法，称取0.2 g样品放入50 mL干燥的消解管中，加入2 mL浓硝酸，静置过夜，然后在全自动微波消解仪中进行消解，原子荧光光度法测植物中Hg的含量。实验前所有的器皿都用10%优级纯硝酸浸泡12 h，超纯水洗涤3次。样品的消煮过程中，空白、土壤国家标准参比物质(GSS-3)和标准大米样品(GSB-1，国家标准物质中心)、平行样及样品加标回收实验同时进行，以确保消煮过程及测定方法的准确度。不同类型平行样品测定结果的相对标准偏差<10%，土壤和植物样品的加标回收率为85%～110%，平均为92%。

1.4 评价方法

1.4.1 土壤汞的潜在生态危害评价模型

采用单因子潜在生态危害指数(Er)法评价该地区汞污染及其危害程度。计算方法如下：

Cf=C表/Cn；Er=Tr×Cf

式中，Cf为重金属汞的污染系数；C表为表层土壤中汞的实测含量；Cn为土壤背景参考值；Tr为汞的

图1 土壤与植物采样点分布图Fig. 1 Distribution of sampling sites

毒性系数，毒性系数为40[10,11]。

单因子潜在生态危害共分5级，分别是Er<40时，危害程度为低；40≤Er<80时为中；80≤Er<160时为较重；160≤Er<320时为重，Er≥320时为严重。

1.4.2 汞的暴露评价模型

土壤中重金属主要通过三种途径进入人体：一是通过食物摄入方式；二是通过呼吸直接摄入空气中污染的土壤飞尘；三是人体皮肤暴露接触，三种暴露途经下的暴露评价模型如下：

(1)食物摄入Hg的暴露剂量模型

(2)呼吸吸入Hg的暴露剂量模型

(3)皮肤接触Hg的暴露剂量模型

式中，CDIf、CDIi、CDIs 分别表示食物摄入、呼吸吸入和皮肤接触的日慢性暴露剂量，mg·(kg·d)-1；CS表示土壤或农产品中Hg的平均含量，mg·kg-1； IRf表示食物摄取速率，g·d-1； IRi表示吸入土壤飞尘的速率，mg·d-1； ED表示暴露时间，a； EF表示暴露频率，d·a-1； BW表示受体体重，kg； AT表示平均暴露时间，a； CF表示变换因子，kg·mg-1； AF为皮肤粘着因子，mg·cm-2；SA为皮肤每天暴露的表面积，cm2·d-1；ABS表示皮肤的吸收因子。相关因子的取值[12-15]具体见表1。

1.4.3 汞的非致癌健康风险表征

汞是一种非致癌物质，因此选用美国EPA提出的非致癌健康风险评价模型进行表征[16,17]。非致癌风险是指暴露于某种污染因子的敏感人群受到除癌症以外其他不良效应的可能性，其风险的大小用危害指数和年健康风险来表示，通过各种可能暴露途径和其相应的参考剂量进行确定。污染因子的非致癌风险数学模型用危害指数来评定，可表示为：

表1 暴露评价的参数取值Table 1 Exposure parameters of models

注：①成人体重为70 kg；②儿童体重为15 kg；③干重；④湿度，按7%换算干重[1]。

Note: ①The weight of adult was 70 kg；②The weight of children was 15 kg；③Dry weight；④Wet weight, 7% of dry weight.

HQ=CDI/RfD

式中，CDI为各暴露途径的慢性日摄入量，mg·(kg·d)-1；RfD为日参考剂量mg·(kg·d)-1，参考剂量指使得暴露个人可以长时间持续暴露在这个剂量水平而不受到危害的剂量，汞各暴露途径下的主要参考剂量[6,18-21]为口头摄入1×10-4mg·(kg·d)-1，呼吸摄入8.6×10-5mg·(kg·d)-1，皮肤接触1.5×10-5mg·(kg·d)-1。计算结果若HQ≤1.0，表明人不会受到明显的伤害；当HQ>1.0，表明人体健康受危害的可能性很大。

汞的年健康风险(R)可表示为：R=(CDI×10-6)/(RfD×70)

其中：70—人群的平均寿命也即终生暴露时间，单位为a。一般认为，非致癌物的年健康风险小于10-6，为人类可接受的风险水平。

2 结 果(Results)

2.1 细河流域土壤与植物中汞的污染特征

细河流域土壤及不同农作物中Hg的含量见表2。由表2可知，土壤Hg的变化范围为0.010～1.26 mg·kg-1，其中含量高于背景值的样点数占总样本数的比例为69.83%。土壤Hg平均值为0.10 mg·kg-1，是其土壤背景值的1.97倍，且平均值大于中值(0.07 mg·kg-1)，表明土壤Hg具有明显的累积效应。土壤Hg含量的变异系数较大，为62.41%，表明细河流域土壤中Hg的分布差异性较大，受人为活动影响显著。进一步利用潜在生态危害评价模型中单因子潜在生态危害指数法评价该地区的Hg污染程度。细河流域土壤Hg的潜在生态危害程度划分详见图2，由图2可知土壤Hg潜在危害程度为轻微的占30.17%，危害程度为中等的占43.21%，而危害程度为强及更严重的占26.62%，主要集中在上游仙女河附近的张士和翟家，以及下游距离河较远的太平庄和四方台等几个零星点位。因此可知细河流域绝大多数地区汞已存在潜在危害，综其原因主要包括(1)细河上游张士等地毗邻仙女河，此地曾承接沈阳市铁西区大量的工业废水[22]，污灌导致土壤Hg含量较高；(2)渗透作用使得近岸浅层地下水污染，沿岸农田汲取地下水灌溉导致上游乃至局部流域土壤汞含量较高甚至超标[23]；(3)上游部分近郊地区堆放了大量来自市内的生活垃圾和固体废弃物；(4)太平庄一带农户曾长期施用大量的农家肥也是土壤汞含量较高的原因之一[24]。

表2 土壤及植物样品中的汞含量分布Table 2 Contents of Hg in soils and plants

注：a 细河流域土壤背景值，b食品中污染物限量标准 (GB 2762-2005)。

Note: a Background value of soil in Xi River watershed, b Maximum levels of contaminants in food (GB 2762-2005).

图2 细河流域土壤Hg潜在生态危害分级图Fig. 2 Potential risk index of soil Hg in Xi River watershed

植物样品中虽只有叶类蔬菜中Hg含量均值超过食品中Hg限量标准，但除大米样品外，其它三类植物样品均有超标，大豆、叶类蔬菜和籽类蔬菜的超标率分别达33.3%、41.7%和16.7%，均为不安全级。

2.2 土壤重金属汞的健康风险评价

根据细河流域土壤样品中Hg浓度的平均值，应用健康风险模型评价Hg通过食物摄入、人体呼吸及皮肤暴露三个途径引起的健康风险。由于Hg是无致癌风险的有阈化合物质，因此选用非致癌风险模型进行评价。Hg在不同暴露途经下成人和儿童的暴露剂量、风险指数和年健康风险详见表3。

由表3可以看出，成人和儿童在三种暴露途径下，食物摄入的日暴露剂量最大，其次是呼吸摄入，皮肤暴露的剂量最小，与食物摄入的剂量相比小2～3个数量级。儿童在三种暴露途经下的日暴露剂量均大于成人，其总暴露剂量是成人的1.91倍。其次，土壤Hg引起的成人与儿童的总危害指数HQ均小于 1，表明对人体基本不会造成伤害，但儿童危害指数是成人的2.26倍，因此儿童比成人更易受到土壤Hg的影响。汞对成人和儿童的年健康风险分别为4.503×10-9和1.019×10-8，二者均小于10-6，表明汞引起的风险处于人类可接受的风险水平。

3 讨 论(Discussion)

健康风险评价需要综合多方面的信息与数据，如污染物迁移暴露特定途径、污染物毒理效应、人群行为方式等，众多复杂因素使风险评估过程存在较多的不确定性[25]。

本研究采用美国环境保护署推荐的健康风险评价方法，综合参考全国食物消费量、辽宁省膳食结构以及当地人群的食物消费方式等因素，在参数的选择上参考了国外和国内其它研究成果，因地域及人群差异等因素不可避免会给评价结果增加不确定性。此外，食物摄入的暴露途径不仅局限于本文所选大米、大豆及几种蔬菜，还应包括其它食物如肉类，蛋类、奶类等的食物摄入，因此暴露剂量和健康风险的计算结果比实际结果偏小。

表3 不同暴露途径下成人与儿童汞健康风险Table 3 Health risk of Hg of adults and children in different exposure ways

在呼吸吸入和皮肤暴露的计算中，研究中一方面只考虑了汞在地表土壤中的浓度，却忽略了土壤灰尘在单位地表的负荷量，而后者也是影响灰尘污染物环境行为和健康风险的重要因素[26]。美国 EPA 提出的大气污染排放因子同时将路面灰尘负荷作为影响污染物排放的重要因素，并定量表示了在包括车流量、车型、重量、行驶路程等交通行为扰动下地表灰尘的起尘量[27]，此外EPA已将污染土壤在置换过程中由于大量交通行为所引发的土壤颗粒起尘量用于评价户外人员和居民对土壤污染的健康风险。考虑到灰尘与土壤颗粒物在湿度、粘合性等方面的差异，其再悬浮的强度和频率要远远大于土壤颗粒，因而起尘量更大，而且由于土壤污染健康风险评价主要考虑土壤颗粒随风力侵蚀而扬起的部分，并没有考虑由于交通等其他外力扰动带来的扬尘污染。此外，中国是世界上最大的煤炭消费国，燃煤行业占国内能源生产总量的75%，且与其它国家相比，我国煤炭高汞低卤，技术装备水平参差不齐，因此燃煤行业已成为我国最大的汞排放源，占中国大气汞排放总量的 50% 以上[28]。燃煤过程中，高温条件下汞具有极强的挥发性，汞几乎全部以气态形式进入烟气而被排放到大气中，尤其在东北冬季取暖期，煤炭燃烧过程中相当部分汞随飞灰颗粒排放并很快沉降在释放源附近的土壤或沉积物上，这对当地土壤汞污染的贡献不可忽略[29]。此外，煤炭燃烧过程中释放的颗粒态汞主要富集在细粒子中，易被人直接吸入呼吸道内而危害人体健康[30]。因此，本次研究可能低估了土壤和灰尘污染物吸入途径的暴露量和健康风险。

暴露量计算过程中通常是直接将土壤和农产品污染物的含量作为计算暴露剂量的基础数据，并未考虑到污染物进入人体后的吸收比率这一因素。因为不同形态的汞进入人体后的吸收率不同，无机汞进入人体后只有少部分会通过肠胃被吸收，大约只有7%～8%；而通过呼吸进入肺部的大气汞，其吸收率达80%[1]。因此在计算危害指数时往往会出现风险高估的情况。

健康风险评价中参考剂量的数据来源于美国环保局和世界粮农及卫生组织提供的资料，由于地域差异和人体体格的不同，必会给健康风险结果带来偏差。可以说健康风险的不确定性是普遍存在的，要减少其不确定性，还需要在今后的工作中考虑的更全面，收集更多相关的数据和资料进行研究。但是不确定性的存在并不意味着风险估算无效，评价的结果对细河流域风险管理和决策仍有一定的参考价值及指导意义。

综上所述，尽管细河流域部分地区土壤Hg的潜在生态危害相对较大，但通过食物摄入等暴露途径的健康风险评价表明Hg不会对沿岸居民构成健康危害。鉴于土壤Hg污染具有持久性和累积性，因此，应针对细河流域Hg的分布和富集特点，开展该流域高污染地区的环境调查，制定详细的污染防治措施，严格控制工业特征污染物排放，将环境风险降至最低，确保当地居民的身体健康。

[1] 冯新斌, 仇广乐, 王少锋, 等. 我国汞矿区人群的无机汞及甲基汞暴露途径与风险评估[J]. 地球化学, 2013, 42(3): 205-211

Feng X B, Qiu G L, Wang S F, et al. Risk assessments and exposure pathways of inorganic mercury and methylmercury to populations from mercury mining regions in China [J]. Geochimica, 2013, 42(3): 205-211 (in Chinese)

[2] 环保部, 国土部.全国土壤污染状况调查公报[EB/OL]. 2014-04-18. http://www.mlr.gov.cn/xwdt/mtsy/zgzfw/201404/t20140418_1313092.htm

[3] 秦普丰, 刘 丽, 侯 红, 等. 工业城市不同功能区土壤和蔬菜中重金属污染及其健康风险评价[J]. 生态环境学报, 2010, 19(7): 1668-1674

Qin P F, Liu L, Hou H, et al. The pollution and health risk assessment of heavy metals in soils and vegetables from different function areas in industrial city [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2010, 19(7): 1668-1674 (in Chinese)

[4] Wang H Y, Arne O. Stuanes. Heavy metal pollution in air-water-soil-plant system of Zhuzhou City, Hunan Province, China [J]. Water, Air, and Soil Pollution, 2003, 147(1-4): 79-107

[5] Kachenko A G, Singh B. Heavy metals contamination in vegetables grown in urban and metal smelter contaminated sites in Australia [J]. Water, Air and Soil Pollution, 2006, 169(1-4): 101-123

[6] 王兰化, 李明明, 张 莺, 等. 华北地区某蔬菜基地土壤重金属污染特征及健康风险评价[J]. 地球学报, 2014, 35(2): 191-196

Wang L H, Li M M, Zhang Y, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of heavy metals in soil of a vegetable base in north China [J]. Acta Geoscientica Sinica, 2014, 35(2): 191-196 (in Chinese)

[7] 谭科艳, 陈燕芳, 汤奇峰, 等. 南方某工业区周边土壤和蔬菜中铅的健康风险评估[J]. 地球学报, 2012, 33(5): 801-806

Tan K Y, Chen Y F, Tang Q F, et al. The evaluation of health risks in soils and vegetables around an industrial area in south China [J]. Acta Geoscientica Sinica, 2012, 33(5): 801-806 (in Chinese)

[8] 郑 娜, 王起超, 郑冬梅. 锌冶炼厂周围农作物和蔬菜的汞污染及健康风险评价[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(2): 688-693

Zheng N, Wang Q C, Zheng D M. Mercury contamination of crops and vegetables around the zinc smelting plant [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(2): 688-693 (in Chinese)

[9] 孙丽娜, 廉梅花, 李馨昕, 等. 沈阳市细河流域土壤重金属的暴露评估[J]. 辽宁工程技术大学学报(自然科学版), 2009, 28(5): 842-845

Sun L N, Lian M H, Li X X, et al. Exposure assessment on heavy metals in soil at Xihe watershed in Shenyang [J]. Journal of Liaoning Technical University(Natural Science), 2009, 28(5): 842-845 (in Chinese)

[10] Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control: A sediment logical approach [J]. Water Research, 1980, 14( 8): 975-1001

[11] 黄先飞, 秦樊鑫, 胡继伟, 等. 红枫湖沉积物中重金属污染特征与生态危害风险评价[J]. 环境科学研究, 2008, 21(2) : 18-23

Huang X F, Qin F X, Hu J W, et al. Pollution characteristic and ecological risk assessment of heavy metals in superficial sediments of Hongfeng Lake [J]. Research of Environmental Sciences, 2008, 21(2): 18-23 (in Chinese)

[12] 李绥晶, 李 欣, 李 辉, 等. 辽宁省城乡居民膳食营养与健康状况调查[J]. 中国公共卫生, 2005, 21(11): 1308-1309

[13] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Analysis of total food intake and composition of individual’s diet based on USDA’s 1994-1996, 1998 continuing survey of food intakes by individuals (CSFII) [C]. Washington D C: National Center for Environmental Assessment, 2007

[14] JECFA. Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives [R]. Rome: 2010

[15] Chon H T, Lee J S. Heavy metal contamination and human risk assessment around some abandoned Au-Ag and base metal mine sites in Korea [D]. Seoul: School of Civil, Urban and Geosystem Engineering Seoul National University, 2004: 151-744

[16] 唐荣莉, 马克明, 张育新, 等. 北京城市道路灰尘重金属污染的健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2012, 32(8): 2006-2015

Tang R L, Ma K M, Zhang Y X, et al. Health risk assessment of heavy metals of street dust in Beijing [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(8): 2006-2015 (in Chinese)

[17] 郭金停, 周 俊, 胡蓓蓓, 等. 天津城市公园灰尘重金属污染健康风险评价[J]. 生态学杂志, 2014, 33(2): 415-420

Guo J T, Zhou J, Hu B B, et al. Health risk assessment on heavy metals in dust of urban parks in Tianjin [J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(2): 415-420 (in Chinese)

[18] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Exposure Factors Handbook [M]. Washington D C: Environmental Protection Agency Region, 1997

[19] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Risk Assessment Guidance for Superfund, volumeⅠ, Human Health Evaluation Manual [R]. Washington D C: Office of Emergency and Remedial Response, 1989

[20] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Supplemental Guidance for Developing Soil Screening Levels for Superfund Sites [M]. Washington D C: Environmental Protection Agency Region, 2002

[21] 王宗爽, 段小丽, 刘 平, 等. 环境健康风险评价中我国居民暴露参数探讨[J]. 环境科学研究, 2009, 22( 10) : 1164-1170

Wang Z S, Duan X L, Liu P, et al. Human exposure factors of Chinese people in environmental health risk Assessment [J]. Research of Environmental Sciences, 2009, 22(10): 1164-1170 (in Chinese)

[22] 台培东, 李培军, 孙铁珩, 等. 沈阳市排污明渠-细河CH4的排放[J]. 环境科学学报, 2003, 23(1): 138-141

Tai P D, Li P J, Sun T H, et al. CH4emission from Xihe canal for drainage of municipal sewage in Shenyang City [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2003, 23(1): 138-141 (in Chinese)

[23] 王 鑫, 孙丽娜, 孙铁珩, 等. 细河流域土壤中Hg、Cd、Pb和Zn含量的空间分布特征[J]. 辽宁工程技术大学学报(自然科学版), 2009, 28(4): 633-636

Wang X, Sun L N, Sun T H, et al. Spatial distribution of Hg, Cd, Pb and Zn contents in the soil of Xihe watershed [J]. Journal of Liaoning Technical University (Natural Science), 2009, 28(4): 633-636 (in Chinese)

[24] Mantovi P, Bonazzi G, Maestri E, et al. Accumulation of Copper and Zinc from liquid manure in agricultural soils and crop plants [J]. Plant and Soil, 2003, 250(2): 249-257

[25] 曾光明, 钟政林, 曾北危. 环境风险评价中的不确定性问题[J]. 中国环境科学, 1998, 18(3): 252-255

Zeng G M, Zhong Z L, Zeng B W. Research of the uncertainty in environmental risk assessment [J]. China Environmental Science, 1998, 18(3): 252-255 (in Chinese)

[26] 常 静, 刘 敏, 李先华, 等. 上海地表灰尘重金属污染的健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2009, 29(5): 548-554

Chang J, Liu M, Li X H, et al. Primary research on health risk assessment of heavy metals in road dust of Shanghai [J]. China Environmental Science, 2009, 29(5): 548-554 (in Chinese)

[27] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Emission Factor Documentation for AP-42 Section [R]. Washington DC: Emissions Factors and Policy Applications Center, 2006

[28] 孙阳昭, 陈 杨, 蓝 虹, 等. 中国汞污染的来源、成因及控制技术路径分析[J]. 环境化学, 2013, 32(6): 937-942

Sun Y Z, Chen Y, Lan H, et al. Study on pollution sources，cause of mercury pollution and its control technical roadmap in China [J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(6): 937-942 (in Chinese)

[29] Wu Y, Wang S X, Street D G, et al. Trends in anthropogenic mercury emissions in China from 1995 to 2003 [J]. Environmental Science and Technology, 2006, 40: 5312-5318

[30] 郑 伟, 冯新斌, 闫海鱼. 贵阳市一居民区大气颗粒态汞的污染状况[J]. 地球与环境, 2007, 35(2): 154-158

Zheng W, Feng X B, Yan H Y. Characteistics of total particulate mercury pollution in the atmosphere of a residential area in the city of GuiYang [J]. Earth and Eniveronment, 2007, 35(2): 154-158 (in Chinese)

◆

AssessmentofPotentialEcologicalandHealthRiskofMercuryinSoilsandPlantsalongXiRiverWatershedinShenyang

Lian Meihua1,2, Sun Lina1,*, Wang Hui1, Li Dengyu1, Guan Xue1

1. Key Laboratory of Regional Environment and Eco-Remediation, Ministry of Education, Shenyang University, Shenyang 110044, China 2. College of Resource Environment and Civil Engineering, Northeast University, Shenyang 110004, China

7 May 2014accepted7 June 2014

In order to assess the pollution and human health risk of soil Hg in Xi River watershed in Shenyang, total concentrations and distribution of Hg in soils and crops were investigated and analyzed. Potential ecological hazard of Hg in soils was assessed using Hakanson's potential risk index method. In addition, health risk assessment model was carried out to evaluate the human health risk by means of different exposure approaches. Results showed that the index of Hg pollution was undesirable in the investigated area. There was 43.21% of total sample reached moderately level and 26.62% reached heavily contaminated and even extremely contaminated level. Moreover, evaluation of human health risk demonstrated that the major exposure pathway of Hg was food ingestion. The amount of chronic daily average exposure was in order of food ingestion>inhalation>dermal uptake. Non-cancer hazard indexes of Hg were both below the threshold values for adult and children, which were 0.315 and 0.713 respectively. Results indicated that Hg did not cause harm to the local people in this area.

Shenyang; Xi River; Hg; potential ecological risk index; health risk assessment

国家自然科学基金重点项目(21037002)；973计划项目(2014CB441106)；沈阳市科技计划项目(F14-133-9-00)

廉梅花(1983-)，女，博士研究生，研究方向为土壤重金属的污染修复，E-mail: lymeihua1983@163.com

*通讯作者(Corresponding author)，E-mail: sln629@163.com

10.7524/AJE.1673-5897-20140507001

2014-05-07录用日期：2014-06-07

1673-5897(2014)5-916-08

： X171.5

： A

孙丽娜(1960—)，女，博士后，教授，主要研究方向为退化生态系统恢复技术与生态风险评价，发表学术论文140余篇。

廉梅花, 孙丽娜, 李登宇, 等. 沈阳细河流域土壤和作物中汞的潜在生态危害及健康风险评价[J]. 生态毒理学报，2014, 9(5): 916-923

Lian M H, Sun L N, Li D Y, et al. Assessment of potential ecological and health risk of mercury in soils and plants along Xi River watershed in Shenyang [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(5): 916-923 (in Chinese)