南丹矿业活动影响区蔬菜重金属含量及健康风险

陆素芬,宋　波,伏凤艳,余元元,朱　楠,钟雪梅

(1.桂林理工大学环境科学与工程学院，广西 桂林　541004；2.桂林理工大学地球科学学院，广西 桂林　541004)



南丹矿业活动影响区蔬菜重金属含量及健康风险

陆素芬1,宋波1,伏凤艳1,余元元1,朱楠1,钟雪梅2①

(1.桂林理工大学环境科学与工程学院，广西 桂林541004；2.桂林理工大学地球科学学院，广西 桂林541004)

摘要：为评估“有色金属之乡”——南丹典型村庄常住居民蔬菜消费中重金属暴露风险，对矿业活动影响区大厂镇、车河镇和长老乡及对照区六寨镇典型村庄蔬菜和菜地土壤重金属含量进行调查。通过连续3 d入户膳食调查获得蔬菜消费量数据，并采集37个菜地土壤样品及166个蔬菜样品，分析其As、Pb、Cd、Cu、Zn和Sb含量，通过污染指数法和重金属摄入量评估暴露接触的人体健康风险。结果表明，不同地区土壤与蔬菜中重金属含量由高到低依次为大厂镇、车河镇、长老乡和六寨镇；矿业影响区蔬菜As、Pb和Cd的超标率分别为5.60%、71.1%和32.3%，对照区蔬菜Pb和Cd的超标率分别为57.1%和37.5%；大厂镇和车河镇成人经蔬菜途径进入人体的As、Pb、Cd、Cu、Zn和Sb含量显著高于六寨镇；4个地区蔬菜As、Pb、Cd和Sb对应的目标危险系数均高于Cu和Zn。风险评价结果表明，大厂镇和车河镇蔬菜As的年健康风险分别为10.64×10-5和10.20×10-5a-1，远高于国际放射防护委员会推荐的标准，表明居住在矿业密集区的居民面临较严重的重金属接触暴露风险，且显著高于对照区。

关键词：矿区；重金属；蔬菜；健康风险；南丹

广西南丹多金属矿带内蕴藏着丰富的Sn、Zn、Pb、As和In等(类)金属矿产资源[1],多年的矿业开采和冶炼导致矿区及周边生态环境严重恶化。重金属污染能通过土壤-植物-人途径进入人体,危害人体健康及安全。例如大宝山矿区上坝村重金属污染问题导致该地区成为皮肤病、肝病、癌症,尤其是食道癌高发区[2]。矿区开采往往给土壤及蔬菜带来严重的重金属污染[3-4],蔬菜作为膳食结构中最主要的成分之一,对人体造成直接影响,最后会危害当地居民健康。因此,开展我国典型金属矿区与其伴生有毒重金属元素对人体暴露风险的研究具有十分重要的意义。以广西南丹多金属矿带及其周边区域作为研究对象,开展系统调查，对研究区域进行土壤调查、蔬菜采集和全膳食抽样调查,采用目标危险系数与年健康风险评价方法评估多金属矿带及周边区域人群Pb、As和Cd等主要污染物的摄入量及健康风险,以期为解决矿区土壤安全利用和污染防治以及当地居民食用安全问题提供一定的参考依据。

1材料与方法

1.1研究区域

南丹县特大型和大型矿床主要分布在南丹中南部的大厂镇、车河镇和芒场镇[1],研究选取位于多金属矿带核心地带的大厂镇、车河镇和受矿业活动影响较大的刁江下游地区长老乡作为矿业影响区调查点。同时选取当地自然环境条件和生活方式相似,不受矿业活动影响或影响很小,且居民饮食习惯相近的六寨镇作为对照区。在上述乡镇选择1个自然村作为研究区域,要求所选村庄有30户以上常住居民,且相对集中。车河镇和大厂镇选择离主要矿区或采选厂3～5 km的村庄,长老乡则选择受刁江灌溉水影响的村庄。在矿业影响区大厂镇、车河镇和长老乡分别调查24、27和25户居民,对照区调查26户居民,参照膳食调查方法进行为期3 d的全膳食调查[5]。对受调查居民进行体重测量,并采用称重法进行全膳食调查,记录每户居民每天食用的蔬菜量及人数,以估算当地居民食用蔬菜的消费量。

1.2样品采集

样品采集于2013年7月19日至2013年8月4日,为期15 d。基于蔬菜产量和种植面积等信息,在大厂镇(8个)、车河镇(10个)、长老乡(13个)和六寨镇(6个)菜地共采集37个土样。土壤样品在耕作层(0～20 cm)采用“S”型随机采集5个土样后混合为1个样品。样品在室内风干后,去除碎石与植物残体等杂物,四分法取适量样品,研磨过0.149 mm孔径尼龙筛,备用。土壤样品的采集、混合、粉碎和研磨等处理均使用木头、塑料或玛瑙等工具。

采集土样的同时采集当季种植的蔬菜,结合膳食调查记录,在每个研究区域的集市购买部分蔬菜样品。采集蔬菜样品166个,其中矿业影响区(大厂、车河和长老)蔬菜136个,对照区30个;蔬菜样品中122个直接采自菜地,其余44个从各地农贸市场采集,以弥补本地当季蔬菜品种的不足。在被调查居民的菜地中采集所食蔬菜,每个样品采集1～2 kg鲜样。为了更好地反映南丹矿区居民所食用当季蔬菜的重金属含量状况,对于蔬菜种植量和居民消费量较大的品种,如白菜(Brassicapekinensis)、小白菜(Brassicachinensis)、苦麻菜(Brassicacampestris)、辣椒(Capsicumannuum)、芥菜(Brassicajuncea)和红薯苗(Merremiaumbellata)等,采样数也相应增加。

蔬菜依可食部位分为叶菜类、根茎类和瓜果类,采样时摘取蔬菜成熟新鲜的可食部分置于封口袋中,在实验室用自来水和去离子水反复清洗,晾干后称鲜重,用不锈钢刀切成小块,在80 ℃下烘干,粉碎备用。

1.3样品分析与评价方法

土壤和蔬菜样品采用美国环境保护署(USEPA)推荐的HNO3-H2O2方法消解,用原子荧光光谱法(AFS-9700) 测定As和Sb含量,用石墨炉原子吸收光谱法(AA700,美国P. E公司)测定Pb和Cd含量,用等离子电感耦合法测定Cu和Zn含量,蔬菜中的重金属含量以鲜重计。分析过程中加入国家标准土壤样品(GSS-6) 和国家标准植物样品(GSV-1)进行质量控制。分析所用试剂均为优级纯,所用水均为超纯水。

土壤重金属污染评价采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法进行评价[6]。蔬菜样品中各重金属超标率根据各种蔬菜的超标率及其占蔬菜总消费权重进行估算[7]。

4个地区居民通过蔬菜摄入的重金属量用日人均摄入量 (daily intake,DI,ID)表征,公式为

ID=FIR×C。

(1)

式(1)中,FIR为蔬菜日均消费量,g;C为食物(以鲜重计)中重金属含量,mg·kg-1。

根据USEPA 2000年提出的健康风险浓度,采用目标危险系数(THQ,QTH)[8-9]评价当地居民通过摄入蔬菜途径产生的重金属健康风险,公式为

(2)

式(2)中,EF为接触频率,d·a-1;ED为居民平均寿命,取值70 a;FIR为消化食物的比率,g·人-1·d-1;C为食物中重金属含量，mg·kg-1;RfD为参比剂量,mg·kg-1·人-1;WAB为人体平均体重,kg·人-1;TA为平均接触时间,d·a-1。

不同类型污染物通过膳食途径进入人体后所引起的健康风险评价模型包括致癌物所致健康危害的风险模型和非致癌物所致健康危害的风险模型[10-11]。致癌物所致健康危害的风险模型为

(3)

式(3)中,Rig,c为化学致癌物i经食入途径产生的平均个人致癌年风险,a-1;Dig为化学致癌物i经食入途径的单位体重日均暴露剂量,mg·kg-1·d-1;Qig为化学致癌物i经食入途径的致癌强度系数,mg·kg-1·d-1。

非致癌污染物所致健康危害的风险模型为

(4)

(5)

式(4)～(5)中,Rig,n为非致癌物i经食入途径所致健康危害的个人平均年风险,a-1;DPA，ig为非致癌污染物i经食入途径的调整剂量,mg·kg-1·d-1;Rig为非致癌污染物i的食入途径参考剂量,mg·kg-1·d-1；A为安全因子,该研究中取值为10。

2结果与分析

2.1土壤pH值及重金属污染评价

矿业影响区与对照区菜地土壤重金属含量及相关统计值见表1。矿业影响区大厂、车河和长老土壤样品pH值范围分别为4.99～7.78、6.01～7.86和4.46～7.82,对照区土壤样品pH值范围为4.38～6.66。矿业影响区As、Pb、Cd、Cu和Zn含量均值高于HJ 332—2006《食用农产品产地环境质量评价标准》,且非矿业影响区Pb和Cd含量均值也高于该标准。矿区影响区菜地土壤pH值,As、Pb、Cd和Sb含量显著高于对照区(P<0.05),但Cu和Zn含量差异不显著。矿业影响区菜地土壤的6种重金属中,As和Cd污染程度最严重。矿业影响区样点As含量均高于该标准,最大超标倍数达12倍。除As和Cd外,矿业影响区菜地土壤还存在不同程度的Pb、Cu 和Zn污染。现场调查发现,采样区域均位于铅锌矿及铜矿工作区附近,矿业开采和运输以及矿山废水、粉尘和尾矿等因素很可能是造成土壤重金属污染的重要原因。

表1矿业影响区与对照区菜地土壤重金属含量

Table 1Contents of heavy metals in soils of the mining areas and the non-mining area

区域pH值w/(mg·kg-1)超标率/%AsPbCdCuZnSbAsPbCdCuZn大厂6.1±0.9a66.0±15.4c1562.0±1224.0a4.9±2.9a109.7±88.4a989.0±828.2a109.5±66.1a1009510095 100 车河6.6±0.5a173.9±199.6a266.1±140.3b2.5±6.2a81.5±34.3b969.4±1304.0a103.7±225.4b10010010084.584.5长老6.5±1.1a108.8±92.8b38.9±40.9d1.4±0.9b51.0±16.6c236.6±135.7b18.1±13.3c10030906069.6六寨5.5±1.0b9.6±2.4d50.5±29.3c0.9±0.3c24.7±10.1d128.8±41.2c1.6±1.1d016.710000标准限值6.530500.350200

标准限值来源于HJ 332—2006《食用农产品产地环境质量评价标准》。同一列数据后英文小写字母不同表示区域间某指标差异显著(P<0.05)。

参照 HJ 332—2006计算单因子污染指数和综合污染指数,结果见表2。由表1～2可知,对照区土壤Cd超标,Cd的单因子污染指数(Pi)最大,为2.35)。除矿业开采外,农药使用也可能是土壤Cd污染的重要原因之一。矿业影响区土壤As、Pb和Cd单因子污染指数显著高于对照区(P<0.05),表明矿业活动对菜地土壤重金属造成一定影响。矿业影响区附近蔬菜地土壤综合污染指数(P综)为4.80,属重度污染(P综>3),其中As和Cd污染较严重;对照区蔬菜地土壤P综=1.75,属轻度污染(1

2.2蔬菜重金属含量

由表3可知,与对照区蔬菜相比,矿业影响区采集的叶菜类As、Pb、Cd和Sb均值偏高,而 Cu和Zn均值偏低;瓜果类As、Zn和Sb均值偏高,而Pb、Cd和Cu均值偏低;与GB 2762—2012《食品中污染物限量标准》相比,对照区与矿业影响区现场采集的蔬菜Pb含量均偏高。蔬菜As、Pb和Cd含量以GB 2762—2012作参比,矿业影响区居民食用蔬菜As、Pb和Cd总体超标率分别为5.60%、71.1%和32.3%,对照区居民食用蔬菜Pb和Cd总体超标率分别为57.1%和37.5%。矿业影响区不同类型蔬菜各重金属含量经对数转换后均符合正态分布(PK-S>0.05),不同类型蔬菜Cd、As和Sb含量呈叶菜类>瓜果类>根茎类的趋势,Pb和Zn含量呈叶菜类>根茎类>瓜果类的趋势,Cu含量呈瓜果类>叶菜类>根茎类的趋势。矿业影响区现场采集蔬菜的重金属含量差异分析结果显示,叶菜类蔬菜As和Sb含量显著高于根茎类(P=0.012,P=0.001),叶菜类蔬菜As、Pb、Zn和Sb含量显著高于瓜果类(P=0.001,P=0.001,P=0.000和P=0.001),而其他类蔬菜各重金属含量差异不显著;对照区采集蔬菜的重金属含量差异分析结果显示,叶菜类蔬菜As和Sb含量显著高于根茎类(P=0.007,P=0.013),根茎类蔬菜Cd、As、Cu和Sb含量显著高于瓜果类(P=0.003,P=0.019,P=0.002,P=0.011),而其他类蔬菜各重金属含量差异不显著。矿业影响区现场采集蔬菜As、Zn和Sb含量显著高于对照区(P=0.001,P=0.010,P=0.006),说明矿业活动对蔬菜重金属含量造成一定影响。

表2矿业影响区与对照区菜地土壤重金属单因子污染指数(Pi)

Table 2Heavy metals single-factor contamination indices of the vegetable garden soils in the mining areas and the non-mining area

重金属矿业影响区Pi对照区Pi范围均值范围均值As1.21～21.102.920.18～0.450.29Pb0.05～91.502.950.06～1.770.66Cd0.98～67.206.251.34～4.402.35Cu0.56～6.281.250.24～0.830.44Zn0.31～30.602.180.41～0.910.60

表3矿业区影响区和对照区蔬菜重金属含量

Table 3Contents of heavy metals in vegetables produced in the mining areas and the non-mining area

mg·kg-1

同一区域同一列数据后英文小写字母不同表示不同蔬菜类型间某指标差异显著(P<0.05)。根茎、瓜果、叶菜和菌类数据为算术平均值±标准差，合计数据为几何平均值(几何标准差)。

2.3不同品种蔬菜富集系数

为了说明土壤对蔬菜重金属含量的直接影响,引用土壤重金属全量与对应蔬菜重金属含量的相关性分析结果表示(表4)。矿业影响区土壤与蔬菜的Cd含量、土壤与蔬菜的Sb含量呈极显著正相关(P<0.01),这与黄春雷等[12]的研究结果相一致,其他对应重金属的相关性未达显著水平。蔬菜重金属含量除受土壤重金属影响外,还与其他环境因素有关,如叶菜类可能会受到大气和粉尘的影响[13],根茎类会受到土壤水质的影响。同时,通过相关性分析可知土壤-蔬菜重金属空间分布存在差异性。

表4蔬菜与土壤重金属含量的相关系数

Table 4Correlation coefficient of heavy metal content in vegetable with heavy metal content in soil

土壤矿业影响区蔬菜对照区蔬菜CdAsPbCuZnSbCdAsPbCuZnSbCd0.365**0.1550.285-0.0990.2080.411**-0.080-0.462-0.525-0.385-0.394-0.462 As0.0010.0650.1360.0870.2360.0660.1170.5850.5500.3370.3420.585Pb0.0110.252-0.0020.0010.0540.1910.4560.995**0.884**0.884**0.8920.992**Cu0.1420.1870.0680.0250.1290.299*-0.3160.872*-0.287-0.477-0.4800.868*Zn0.429**0.1500.300*-0.1120.2390.392**-0.321-0.911*-0.571-0.691-0.700-0.909*Sb0.338*0.1740.131-0.1400.1670.457**-0.231-0.1920.620-0.141-0.136-0.189

*表示P<0.05;**表示P<0.01。

蔬菜重金属含量水平及其对土壤重金属的富集能力直接关系到蔬菜生产和食用安全。不同蔬菜品种对重金属的富集系数见表5。不同种类蔬菜对同一重金属元素、同种蔬菜对不同重金属元素的富集系数均存在差异。各品种蔬菜对不同重金属的富集系数由高到低依次为Cd、Zn、Cu、Pb、Sb和As,各类型蔬菜对重金属的富集系数由高到低依次为叶菜类、根茎类和瓜果类。蔬菜Cd的富集系数最大,说明蔬菜易受土壤中Cd的影响。Zn和Cu属蔬菜的营养元素,蔬菜对其有一定需求。

土壤样品As、Pb和Cd的超标率高达90%以上,而蔬菜As、Pb和Cd的超标率分别为5.6%、57.8%和32.3%。蔬菜受Pb污染最严重,Cd次之。为了比较所采集蔬菜对Pb和Cd的抗污染能力,采用Pb和Cd富集系数均值进行聚类分析(图1)。由图1可知,茄子对Pb的富集系数最高,苦麻菜、青菜和茄子对Cd的富集系数较高。因此,在Pb和Cd污染土壤中应避免种植对Pb和Cd富集能力较强的蔬菜品种。

表5不同蔬菜品种的重金属富集系数

Table 5BCFs of heavy metals in vegetable relative to species of vegetable

蔬菜品种AsPbCdCuZnSb瓜果类 黄瓜0.0100.0130.1080.0030.0490.002 苦瓜0.0040.0400.0150.0150.0340.002 辣椒0.0020.0040.2300.0300.0090.001 南瓜0.0020.0140.0350.0310.0960.003 茄子0.0040.1210.6450.0400.0630.004 合计0.003±0.013b0.013±0.088b0.135±0.534b0.019±0.027a0.027±0.140b0.002±0.019b叶菜类 苦麻菜0.0280.0260.5510.0110.0750.004 南瓜苗0.0260.0320.0790.0200.1180.008 青菜类0.0070.0250.8510.0130.1170.019 合计0.020±0.027a0.028±0.049a0.221±1.261a0.016±0.109a0.103±0.147a0.008±0.028a根茎类 葱0.0010.2370.0020.0680.001 姜0.0220.0270.5200.0050.0500.003 蒜0.0020.0670.0030.0280.001 合计0.004±0.019b0.027±0.020a0.199±0.205a0.003±0.020b0.039±0.074b0.002±0.002b

瓜果类、叶菜类和根茎类蔬菜样品数分别为28、18和9。同一列数据后英文小写字母不同表示不同蔬菜类型某指标差异显著(P<0.05)。

2.4通过蔬菜摄入重金属的健康风险

通过对居民的膳食结构及蔬菜消费量调查,得出大厂、车河、长老和六寨的人均蔬菜消费量分别为309.1、315.8、267.4和231.8 g·d-1。居民通过蔬菜途径摄入的As、Pb、Cd、Cu、Zn和Sb含量如表6所示。大厂镇Pb和Cd的摄入量高于联合国粮农组织(FAO)和世界卫生组织(WHO)提出的重金属人均日摄入可允许限量标准(PTDI)[14-15],其余区域均低于该标准,但矿业影响区明显高于对照区。从人体日均摄入重金属含量来看,矿业影响区应优先控制Pb和Cd元素。

矿业影响区膳食调查对象年龄范围为16～101岁,其中男性101人,平均体重58.1 kg,女性103人,平均体重52.7 kg。另外,在远离矿带、位于南丹北部的六寨镇调查对象年龄范围为16～81岁,其中男性36人,平均体重56.9 kg,女性26人,平均体重48.0 kg。综合调查结果得出,矿业影响区与对照区成年人平均体重分别为55.4和51.6 kg。根据上述选定的参数及各重金属对应的RfD[14,16-17],计算对照区及矿业影响区居民通过食用蔬菜的重金属QTH值(表6)。大厂镇As、Pb和Cd及车河镇As的QTH值分别达1.662、1.145、1.700和1.592,具有潜在的重金属接触暴露健康风险;其他研究区域通过蔬菜摄入重金属的QTH值均小于1,说明通过蔬菜途径摄入重金属的居民健康风险很低。

图1　基于蔬菜Pb和Cd富集系数均值的层级聚类分析结果

表64个区域居民日摄入重金属量及其健康风险

Table 6Estimated daily intake of heavy metals through vegetables consumption by adults in the 4 districts

重金属参比剂量RfD/(mg·kg-1·d-1)日摄入量/(μg·d-1)目标危险系数平均年健康风险/10-5a-1大厂车河长老六寨大厂车河长老六寨大厂车河长老六寨As0.000325.2324.174.233.901.6621.5920.2290.25710.64010.2001.7911.651Pb0.00483.7683.1129.2534.631.1450.5540.6870.5791.6891.6760.5900.698Cd0.0018.1413.066.296.651.7000.4000.6820.5421.4012.2481.0831.144Cu0.04162.2173.4214.2173.70.1600.2010.1210.1570.9160.0980.1210.098Zn0.30720.0722.1742.4255.20.1560.0760.0750.0470.0680.0680.0700.024Sb0.00044.6105.8140.6581.0000.2280.2870.0330.0500.3260.4100.0460.071

USEPA认为当化学致癌物和化学非致癌物年风险水平低于10-4a-1时,该风险是可以接受的[10]。而国际辐射防护委员会(ICRP) 推荐的标准为5.0×10-5a-1[11],该标准较USEPA的可接受风险水平更严格。应用健康风险评价模型计算4个区域蔬菜中重金属通过膳食途径所引起的平均个人年风险。其中Cd和As属于化学致癌物质,其致癌强度系数Qig分别为 6.1和 15 mg·kg-1·d-1;而Pb、Cu、Zn和Sb为非致癌污染物,它们的参考剂量Rig分别为 1.4×10-3、5×10-3、0.03和0.4×10-3mg·kg-1·d-1。

从表6可知,由致癌物(As和Cd)和非致癌物(Pb)通过蔬菜途径所引起的健康危害的个人年风险以As最大,Cd次之,Pb最低。3者的致癌风险水平主要集中在10-5。大厂镇As和Pb的健康风险达最大值,分别为10.64×10-5和1.689×10-5a-1,群体年风险为11人·(105人·a)-1和2人·(105人·a)-1,As的年健康风险高于ICRP推荐的最大可接受风险水平5.0×10-5a-1,Pb的年健康风险低于该水平;车河镇Cd的健康风险达最大值,为2.248×10-5a-1,群体年风险为2人·(105人·a)-1,该值低于ICRP推荐的最大可接受风险水平。非致癌物Cu、Zn和Sb年风险水平均远低于USEPA推荐值,表明蔬菜中非致癌物质所引起的健康风险甚微,而致癌物质As引起的健康风险较高,对暴露人群构成明显的潜在危害。

3讨论

矿区影响区菜地土壤中 As、Pb、Cd 、Cu 、Zn和Sb含量均值均高于HJ 332—2006,对照区土壤除Cd含量均值高于标准值外,其他重金属含量均值均低于标准值。矿业影响区土壤上种植的蔬菜受到Pb和Cd污染,其中Pb污染更严重。谢华等[18]调查表明,云南大型古老锡矿业影响区土壤和蔬菜中As、Pb、Cd、Cu和Zn含量严重超标,平均值分别达1 225、970、10.5、757和 1 635 mg·kg-1,蔬菜(以鲜重计)中Cd和Pb含量高达1.93和116 mg·kg-1。邹晓锦等[2]研究结果表明,大宝山矿区土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量均超标,蔬菜中Pb、Zn、Cu和Cd含量也超标,均值分别达0.80、0.28、1.07和22.45 mg·kg-1。可见矿区土壤重金属污染形势严峻,在一定程度上影响蔬菜品质。笔者调查得出对照区居民食用蔬菜的Pb和Cd超标率较高,且Cd高于矿业影响区,主要存在以下2个方面的原因:与其他无矿业活动地区相比[19],对照区土壤Cd的本底含量较高,而当地居民种植的蔬菜为苦麻菜、青菜和南瓜苗等Cd含量较高的品种,导致对照区蔬菜Cd超标率较高;矿业影响区居民食用的蔬菜大部分采购于农贸市场,在进行统计时很大程度上降低了蔬菜的超标率。因此,造成对照区蔬菜Cd超标率反而高于矿业影响区的现象。只针对现场采集的蔬菜进行统计得出,矿业影响区蔬菜Pb和Cd总体超标率分别为76.7%和55.3%,而对照区蔬菜Pb和Cd总体超标率分别为57.1%和37.5%。就当地居民自己种植蔬菜的超标率来看,矿业影响区仍高于对照区。为了降低居民通过蔬菜摄入重金属的风险,建议以食用市场采购的外地蔬菜为主。

生活在矿区及周边地区的居民接触重金属的途径很多,如呼吸、皮肤接触和食物摄入等,其中最直接且比例最大的途径为食物摄入[18]。已有文献中其他地区通过蔬菜摄入重金属的QTH如表7所示。由表7可知,六寨与大厂居民通过食用蔬菜摄入的Pb和Cd接触暴露风险高于葫芦岛居民,Zn和 Cu的QTH低于葫芦岛居民,4个研究区域的QTH均高于天津。矿业影响区通过蔬菜摄入Pb和Cd的QTH均高于Cu和Zn,通过蔬菜摄入Pb和Cd的QTH高于广西桂林非矿业区居民[19-20],说明矿业影响区居民食用当地种植的蔬菜存在Pb和Cd的健康风险。除了蔬菜重金属含量,居民健康风险值也与蔬菜消费量有关,但总体来说人体接触暴露重金属风险与其居住环境的重金属污染程度密切相关。

表7不同地区居民通过蔬菜途径摄入重金属的目标危险系数(QTH)

Table 7QTHof heavy metals taken in by inhabitant via vegetable consumption relative to region the inhabitants live in

研究区域摄入途径AsPbCdCuZn桂林[19-20]蔬菜0.3280.1790.08葫芦岛[21]蔬菜0.3640.7491.2200.731大宝山[22]蔬菜0.45～1.230.42～1.730.07～0.170.1～0.46云南[18]蔬菜8.25～1581.51～13.30.28～0.730.02～0.090.10～0.29湘西花垣[23]蔬菜1.422.090.340.44Pb-Zn矿[23]蔬菜2.223.520.390.55大冶矿区[24]蔬菜0.48～2.620.16～1.79<1<1天津[25]蔬菜/鱼0.020.040.150.09

研究结果表明,南丹蔬菜的主要污染元素是Pb和Cd。苦麻菜、佛手瓜、苦瓜和辣椒中Pb含量超标,而茄子、苦麻菜、南瓜和青椒中Cd含量超标。车河镇种植的苦麻菜Cd和Pb含量均达最大值,车河镇种植的空心菜As含量高达1.805 mg·kg-1,这2种叶菜类蔬菜在当地所占消费量较高。假设居民主要食用这2种蔬菜,即As、Pb和Cd的Cig分别为1.805、3.224和1.164 mg·kg-1,由此计算得到车河镇食用蔬菜中As、Pb和Cd污染所引起的健康危害的个人年风险分别为16×10-4、2.05×10-6和6.19×10-4a-1,Pb的健康风险低于ICRP推荐的标准,As和Cd远高于ICRP推荐的标准,表明在蔬菜中致癌物质As和Cd的潜在健康风险较高。根据风险评价结果,重金属含量超标蔬菜的健康风险值远高于相应的限定值或与相应的限定值相当。当地居民食用该蔬菜存在As、Pb和Cd的健康危害。

4结论

(1)南丹县矿业活动影响区周边菜地土壤和蔬菜食用部位的重金属污染严重,其中蔬菜Cd和Pb污染尤为突出;对照区六寨镇基本无矿业企业,但该地区土壤和蔬菜仍存在超标现象。矿业影响区蔬菜As、Pb和Cd的超标率分别为5.6%、71.1%和32.3%;对照区蔬菜Pb和Cd的超标率分别为57.1%和37.5%,蔬菜中Cu、Zn和Sb均未超标。Pb和Cd应作为优先控制污染物,且蔬菜Pb和Cd超标对蔬菜品质构成较大隐患。

(2)南丹县蔬菜中As、Pb和Cd通过食入途径所引起的平均个人年健康风险接近甚至超过ICRP推荐的标准,As引起的最高年健康风险可达16×10-4a-1,表明食用当地种植的蔬菜存在As、Pb和Cd的健康危害,以苦麻菜、茄子和辣椒为主要蔬菜的居民存在更高的健康风险。为了降低矿业影响区居民的健康风险,当地居民应避免种植以上蔬菜,同时尽量以食用从外地购进的蔬菜为主。

参考文献：

[1]邓坤,胡振光.广西南丹矿产资源及可持续发展探讨[J].矿产与地质,2010,30(6):552-556.

[2]邹晓锦,仇荣亮,周小勇,等.大宝山矿区重金属污染对人体健康风险的研究[J].环境科学学报,2008,28(7):1406-1412.

[3]赵金璇,李玉锋,梁佳,等.贵阳和万山地区部分蔬菜中的重金属含量及其健康风险[J].生态毒理学报,2009,4(3):392-398.

[4]LI M,YANG S.Heavy Metal Contamination in Soils and Phytoaccumulation in a Manganese Mine Wasteland,South China[J].Air,Soil and Water Research,2008,36(1):31-41.

[5]何丽.膳食调查方法的特点与应用[J].国外医学:卫生学分册,2003,30(6):368-371.

[6]CHENG J L,SHI Z,ZHU Y W.Assessment and Mapping of Environmental Quality in Agricultural Soils of Zhejiang Province,China[J].Journal of Environmental Sciences,2007,19(1):50-54.

[7]陈同斌,宋波,郑袁明,等.北京市蔬菜和菜地土壤砷含量及其健康风险分析[J].地理学报,2006,61(3):297-310.

[8]HAN B C,JENG W,CHEN R,etal.Estimation of Target Hazard Quotients and Potential Health Risks for Metals by Consumption of Seafood in Taiwan[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,1998,35(4):711-720.

[9]郑娜,王起超,郑冬梅.基于THQ的锌冶炼厂周围人群食用蔬菜的健康风险分析[J].环境科学学报,2007,27(4):672-678.

[10]USEPA.Available Information on Assessment Exposure From Pesticides in Food[Z].[s. l.]:U. S. Environmental Protection Agency Office of Pesticide Programs,2000.

[11]USEPA.Superfund Public Health Evaluation Manual[S].EPA/540/186060,1986.

[12]黄春雷,陈国锋,宋金秋,等.典型固废拆解区土壤Cd、Cu含量特征及其对农产品安全的影响[J].生态与农村环境学报,2011,27(2):1-5.[13]谢正苗,李静,王碧玲,等.基于地统计学和GIS的土壤和蔬菜重金属的环境质量评价[J].环境科学,2006,27(10):2110-2116.

[14]FERRÉ-HUGUET N,MART-CID R,SCHUHMACHER M,etal.Risk Assessment of Metals From Consuming Vegetables,Fruits and Rice Grown on Soils Irrigated With Waters of the Ebro River in Catalonia,Spain[J].Biological Trace Element Research,2008,123(1/2/3):66-79.

[15]联合国粮农组织,世界卫生组织.1980—1982年报告中公布的81种农药每日允许摄入量(ADI)和在食品(饲料)中最大残留限量(MRL)或基准限量(GL)[J].农药科学与管理,1984,4(1):21-38.

[16]李如忠,潘成荣,徐晶晶,等.典型有色金属矿业城市零星菜地蔬菜重金属污染及健康风险评估[J].环境科学,2013,34(3):1076-1085.

[17]高继军,张力平,黄圣彪,等.北京市饮用水源水重金属污染物健康风险的初步评价[J].环境科学,2004,25(2):47-50.[18]谢华,刘晓海,陈同斌,等.大型古老锡矿影响区土壤和蔬菜重金属含量及其健康风险[J].环境科学,2008,29(12):3503-3507.

[19]宋波,唐丽嵘.桂林市土壤和蔬菜镉含量调查及食用安全性评估[J].生态与农村环境学报,2012,28(3):238-242.

[20]宋波,张学洪,蒙冬柳,等.桂林市菜地土壤和蔬菜铅含量调查与污染评价[J].环境科学研究,2012,25(10):1155-1160.

[21]ZHENG N,WANG Q,ZHENG D.Health Risk of Hg,Pb,Cd,Zn,and Cu to the Inhabitants Around Huludao Zinc Plant in China via Consumption of Vegetables[J].Science of the Total Environment,2007,383(1/2/3):81-89.[22]邹晓锦,仇荣亮,周小勇,等.蔬菜重金属暴露接触对大宝山矿区及周边居民的健康风险[J].地理研究,2008,27(4):855-862.

[23]杨胜香,易浪波,刘佳,等.湘西花垣矿区蔬菜重金属污染现状及健康风险评价[J].农业环境科学学报,2012,31(1):17-23.

[24]孙清斌,尹春芹,邓金锋,等.大冶矿区土壤-蔬菜重金属污染特征及健康风险评价[J].环境化学,2013,32(4):671-677.

[25]WANG X,SATO T,XING B,etal.Health Risks of Heavy Metals to the General Public in Tianjin,China via Consumption of Vegetables and Fish[J].Science of the Total Environment,2005,350(1/2/3):28-37.

(责任编辑： 许素)

Heavy Metal Content in Vegetable and Its Health Risk as Affected by Mining Activities in Nandan County.

LU Su-fen1, SONG Bo1, FU Feng-yan1, YU Yuan-yuan1, ZHU Nan1, ZHONG Xue-mei2

(1.College of Environmental Science and Engineering， Guilin University of Technology， Guilin 541004, China;2.College of Earth Sciences， Guilin University of Technology， Guilin 541004, China)

Abstract:In order to evaluate health risk of the exposure of typical local inhabitants of Nandan to heavy metals via consumption of vegetable, impacts of mining activities on content of heavy metals in soil and vegetable in Dachang, Chehe, and Changlao and in Liuzhai as check were investigated. Through a consecutive 3-day household diet survey, the data of vegetable consumption rate were obtained. And at the same time, soil samples from 37 vegetable fields and 166 vegetable samples were collected for analysis of contents of As, Pb, Cd, Cu, Zn and Sb. In addition, the potential health risk of the exposure of local people to heavy metals via consumption of the vegetable was assessed using the pollution index method and the data of intake of heavy metals． Results show that in terms of concentration of heavy metals in the soils and vegetables, the four sites followed a decreasing order of Dachang>Chehe>Zhanglao>Liuzhai; the vegetables produced in mining-affected areas had about 5.60%, 71.1% and 32.3% exceeding the criteria for As, Pb and Cd set, respectively, in the national standard for food safety while the vegetable produced in Liuzhai had 57.1% and 37.5%, exceeding the criteria for Pb and Cd, respectively; the adult inhabitants in Dachang and Chehe took in much more As, Pb, Cd, Cu, Zn and Sb via consumption of vegetables than those in Liuzhai did daily. The target hazard quotients (THQ) of As, Pb, Cd and Sb in vegetable were all higher than that of Cu and Zn in the four areas, and the target cancer risk (TR) of As in vegetable to individual human health reached 10.64×10-5and 10.20×10-5a-1, respectively, in Dachang and Chehe, significantly higher than the criteria set in the standard (i.e. 10-6-10-4) of United States Environmental Protection Agency (USEPA) and the standard (i.e. 5×10-5) of International Commission on Radiological Protection (ICRP), which indicates that Pb and Cd are the major heavy metal elements posing health risks to health of the inhabitants in the mining area and that the inhabitants in mining concentrated areas are facing severe risks of exposure to heavy metals.

Key words:mining area;heavy metal;vegetable;health risk;Nandan County

收稿日期：2015-07-01

基金项目：国家自然科学基金(41161056,41261082);“八桂学者”建设工程专项经费;广西自然科学基金 (2013GXNSFEA053002)

中图分类号：X53；X56

文献标志码：A

文章编号：1673-4831(2016)03-0478-08

DOI：10.11934/j.issn.1673-4831.2016.03.022

作者简介：陆素芬(1989—),女，广西平果人，硕士生，研究方向为污染土壤的修复与防治。E-mail: lusufen2012@sina.com

① 通信作者E-mail: zxm-glite@163.com