晋城市工矿区部分农田土壤重金属健康风险评价

杨 强，马祥爱

（山西农业大学资源环境学院，山西太谷030801）

晋城市工矿区部分农田土壤重金属健康风险评价

杨 强，马祥爱

（山西农业大学资源环境学院，山西太谷030801）

为研究晋城市工矿区农田土壤重金属的分布情况，并对市民的潜在健康影响程度进行评价，采用野外采样和室内分析相结合的方法分析了晋城市土壤汞、铜、锌、铬、铅、镉、镍、砷8种重金属元素，应用非致癌风险评价模型进行健康风险评价。单污染物健康风险评价结果表明，8种重金属健康风险指数在10-3～1水平，除砷外其余7种元素对当地居民健康不会产生危害，未达到慢性参考量（USEPA）。健康总风险评价结果表明，8种重金属健康总风险指数超过1，大小为北岩村＞小张村＞西王台村＞窑头村＞大张村＞时家岭村＞东吕匠村＞霍秀村＞岗头村＞钟家庄村；重金属非致癌健康风险系数大小为砷＞镍＞铬＞镉＞铅＞汞＞铜＞锌。

工矿区；农田土壤；重金属；健康风险评价

随着工业化进程和现代农业的发展，土壤重金属污染带来的潜在健康风险已经引起了许多国内外学者的关注[1-2]。目前，工矿废弃物排放已成为农田土壤中重金属超标的重要原因之一[3]。重金属作为一种长期潜在的有毒污染物，进入土壤后不能迅速被生物降解，而是长期存在于土壤环境中并不断积累，从而通过污染食物链危及生态平衡，还可以通过摄食、呼吸、饮水、表皮接触等传播途径进入人体危害健康[4]。而人体暴露于环境污染物产生的风险取决于2个方面，一是环境污染，包括污染物的浓度及其危害性；二是人体暴露行为，包括人体接触污染物的行为和特征（如接触频率和持续时间等）。国际上对土壤重金属健康风险评价也日趋关注，我国健康风险评价始于20世纪90年代，但很多都是以国外研究成果为主的健康风险评价[5-6]。厦门大学陈奔等运用非致癌健康模型对尤溪铅锌矿集区重金属污染进行健康风险评价，华侨大学林晓峰等运用健康风险评价模型对泉州市城市表层土壤重金属通过皮肤暴露途径所引起的健康风险作出评价，均是通过借鉴国外的风险评价模式进行试验。

污染健康风险评价（Health Risk Assessment，HRA）以风险度作为评价指标，是从污染物来源—接触途径—受体—风险层次上构建的评价体系[7]。污染土壤的健康风险评价越来越多地应用于污染控制与风险管理。尽管现行土壤环境质量标准（GB 15618—1995）的制定是以保障农业生产、维护人体健康为目的，但其并未考虑不同土壤性质、土地利用方式对土壤污染及人体暴露所造成的重大而直接的影响[8]。因此，制定更加全面、合理的土壤环境质量评价标准显得尤为重要。

晋城市位于山西省东南部，素以丰富的自然资源而著称，全区各县（市、区）均有分布，其中尤以煤炭资源最为丰富，在省内占据重要地位。本研究选择的工矿区主要以生产煤铁为主，由于矿区废气、废水和废渣长期向外界排放，导致工矿区周围的土壤受到不同程度的重金属污染，进而直接对人体健康产生危害。

本研究主要运用非致癌健康模型进行风险评价，其中增加了汞的蒸汽暴露途径，着重对铬、铜、汞、锌、铅、镉、镍、砷8种重金属进行健康风险评价，旨在为晋城市的环境治理提供一定的参考数据，为防止重金属污染危害人体健康提供一定的科学依据。

1 材料和方法

1.1 土壤样品的采集

试验所用土壤样品采自晋城市东吕匠村、霍秀村、钟家庄、北岩村、窑头村、西王台村、小张村、大张村、岗头村、时家岭村，采用蛇形布点（蛇形布点法适应面积较大，地势不很平坦，土壤不够均匀的地块。在地块上分布很多点，这些分布点连起来像蛇的形状，对这些点进行采样），采集0～20 cm耕作层土壤。用竹铲或竹签采样，也可使用铁锹取样后用竹签或竹铲把与铁锹接触的土壤刮掉后再采样。采样过程中作好记录，贴好标鉴。其详细布点情况如图1所示。

1.2 试验方法

1.2.1 样品处理方法 采集后的土样带回实验室，经核对无误后，制备样品。把土样晾干后去除杂物，然后捣碎，在玛瑙研钵研磨，过0.149 mm筛，混匀后密封在塑料袋，并放在干燥处保存。

1.2.2 分析方法 各金属测定分析方法列于表1。

表1 测定方法

1.3 土壤重金属健康风险评价模型

健康风险评价是20世纪中后期开始兴起，将人体健康与环境污染联系，定量分析环境污染物对人体产生的健康风险。污染物接触人体后所引起的健康风险评价模型包括非致癌风险模型和致癌风险模型，而土壤重金属进入人体内的途径主要有：通过人体皮肤直接接触污染的土壤而摄入土壤中的重金属；通过口和呼吸直接摄入空气中污染的土壤飞尘。除了这2种途径，汞暴露也可以通过水蒸气的摄入进入人体，考虑到汞对人类危害较其他重金属大，因此计算汞的摄入量时，增加了水蒸气的摄入途径[9]。

1.3.1 重金属的摄入量计算 在风险评价时，推算健康风险的关键是暴露因子及相关参数的确定，计算过程中的主导参数主要有土壤表层化学物质浓度、平均作用时间、暴露频率、土壤摄入量、暴露年限、皮肤接触面积、身体质量、皮肤吸附系数和皮肤接触面积等。本试验除了参照美国标准外，还根据我国国情与晋城地区分布特征进行了调整，根据我国国情，其暴露频率修正为350 d/a，体质量修正为60 kg[10-11]。

因摄入土壤而摄入的土壤污染物的量Dinh（mg/（kg·d））按如下公式计算。

因皮肤直接接触土壤而摄入的污染物的量Ddermal（mg/（kg·d））按如下公式计算。

汞暴露通过水蒸气的人体摄入量Dvapour（mg/（kg·d））按如下公式计算。

式中，C为土壤表层化学物质含量，IR为土壤摄入量，EF为暴露频率，ED为暴露年限，BW为体质量，SL为土壤对皮肤的吸附系数，VF为蒸发系数，SA为可能接触土壤的皮肤面积，AT为平均作用时间，ABS为皮肤吸附系数。详细暴露参数列于表2。

表2 暴露评价模型参数[12-14]

1.3.2 健康风险评价方法 健康风险指数通过平均到整个暴露作用期摄入量的慢性参考剂量计算。

式中，RISK为健康风险指数，当RISK＜1时，可认为潜在风险较小；当RISK＞1时，可认为一般存在风险。D为平均到整个暴露作用期的摄入量（mg/（kg·d））；RFD为参考剂量（mg/（kg·d））。每个化学物质总的非致癌风险等于通过各种途径非致癌风险指数的总和。表3为8种重金属的健康风险评价参考剂量，其中，RISKinh为口鼻健康风险指数，RISKdermal为皮肤健康风险指数，RISKvapour为水蒸气健康风险指数。

对于非汞的单污染物健康风险指数是通过各种摄入途径引起的健康风险指数叠加来计算。

对于汞的健康风险指数则须考虑水蒸气的摄入途径。

表3 重金属健康风险评价参考剂量[12，15-16]mg/（kg·d）

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量统计分析

由表4可知，8种土壤中的重金属浓度范围分别为汞0.043～0.341 mg/kg，平均值为0.092 mg/kg；铜23.37～44.60 mg/kg，平均值为33.08 mg/kg；锌59.96～86.89 mg/kg，平均值为 74.53 mg/kg；铬62.66～68.89 mg/kg，平均值为 66.98 mg/kg；铅18.43～29.21 mg/kg，平均值为 23.38 mg/kg，镉0.118～0.572 mg/kg，平均值为 0.276 mg/kg；镍27.34～34.44 mg/kg，平均值为 32.29 mg/kg；砷8.19～14.14 mg/kg，平均值为11.81 mg/kg。同一种重金属在土壤中的含量变化不是很大，在空间上分布比较均匀。参比晋城市土壤重金属环境背景值，汞、镉平均值超标比较严重，分别是背景值的2.7倍和3倍，其余6种重金属含量（平均值）均与背景值持平，表明该研究区域汞、镉受外来污染比较严重，其他重金属受外来影响较小。

表4 土壤重金属统计结果和土壤背景值[17] mg/kg

2.2 土壤单污染物健康风险评价

由表5可知，晋城市土壤中汞金属元素健康风险指数最小值为2.7×10-3，最大值为2.24×10-2，平均值为6.0×10-3；铜元素健康风险指数最小值为1.0×10-3，最大值为2.0×10-3，平均值为1.5×10-3；锌的健康风险指数最小值为3.5×10-4，最大值为4.9×10-4，平均值为4.2×10-4；铬元素健康风险指数最小值为2.1×10-2，最大值为2.31×10-2，平均值为2.25×10-2；铅元素健康风险指数最小值为7.5× 10-3，最大值为1.22×10-2，平均值为9.8×10-3；镉元素健康风险指数最小值为9.4×10-4，最大值为4.57×10-3，平均值为2.2×10-3；镍元素健康风险指数最小值为6.5×10-2，最大值为8.2×10-2，平均值为7.7×10-2；砷元素健康风险指数最小值为1.337，最大值为2.309，平均值为1.929。其中，砷RISK＞1，对人体健康存在潜在威胁，其余7种元素健康风险指数在研究区域内都远远小于1，表明汞、铜、锌、铬、铅、镉、镍元素对人体的健康风险较低，对暴露人群不会构成健康危害，其重金属在人体中健康危害潜在风险的大小顺序为砷＞镍＞铬＞铅＞汞＞镉＞铜＞锌。

表5 土壤单污染物健康风险评价结果

8种重金属元素健康风险指数空间层次分布 情况如图2所示。

由图2可知，汞的健康风险指数成富集特征，主要集中在西面的北岩村和岗头村，其次是东面东吕匠村，其他地区健康风险指数较小；铜的健康风险指数主要集中于东北面和东面，其他地区风险指数持平；锌的健康风险指数南面较小，其他地区风险指数较大；铬的健康风险指数除西南面较小外其他地区较大；铅的健康风险指数集中在西面北岩村，其次是东北面，其他地区相对较小；镉的健康风险指数主要集中在北岩、小张村、西王台3个区域，其他地区风险指数较小；镍的健康风险指数西南面比较小，其他区域风险指数较大；砷的健康风险系数均比较大，主要集中在北面，其他地区相对较小。

2.3 健康总风险评价

多物质多暴露途径的非致癌风险计算式如下。

式中，Dij表示第i种污染物第j种暴露途径的日常暴露剂量（mg/（kg·d））；RFDij表示第i种污染物第j种暴露途径的参考剂量（mg/（kg·d））；n表示某暴露途径非致癌污染物数量，m表示污染物的暴露途径数量[18]。

从表6可以看出，总健康风险指数最小值为1.372，最大值为2.350，平均值为1.969。各地区8种重金属总健康风险指数均超过1，表明8种重金属对人体健康的影响比较大，总健康风险指数已经超过了慢性参考量，其中，砷元素对人体的影响最大。

表6 重金属总健康风险指数

8种重金属总健康风险指数空间分布如图3所示。从图3可以看出，总健康风险指数主要集中在北岩村，其次是小张村和西王台村，其他地区风险指数较小。

3 结论与讨论

本研究结果表明，晋城市工矿区农田土壤重金属平均值汞、镉元素参比背景值差异比较大，分别为背景值的2.7倍和3倍，其余6种重金属差异不大，表明汞、镉元素受外来影响较大，在土壤中沉积较其他元素多，与晋城市工矿区的生产环境有一定的关系，在在今后的环境治理中，可以采取措施对这2种元素集中治理。其余元素受外来影响较小，在土壤可承受范围之内，但是在环境治理中也得加强土壤修复，使重金属的含量远远低于其背景值。在农田土壤施肥中也会导致土壤重金属污染，翟琨等[19]在恩施蔬菜基地土壤养分及重金属污染状况评价中发现蔬菜基地中Cd的污染分担率最高，是潜在的首要污染物，可能是由蔬菜生长过程中施用含Cd磷肥所致。王丽英等[20]在河北省设施蔬菜土壤微量金属元素状况评价及来源分析中指出，化学农药和工业“三废”是导致土壤重金属污染的重要来源，化学农药和工业“三废“中含的重金属很容易在土壤中积累，由于重金属污染具有长期性和不可逆性，所以其排放到农田土壤上会残留大量的重金属污染物。

在单因子健康风险评价中，砷元素健康风险指数大于1，在人体内的慢性积累量会对人体产生危害，而砷中毒对人体许多部位都会造成危害，在工矿区生产中要减少砷污染物的排放，做好边生产边治理的工作，净化土壤环境；其余7种重金属对人体的健康风险指数均小于1，在人体内的慢性积累量理论上来说不会对健康产生危害，其潜在健康风险大小顺序为镍＞铬＞铅＞汞＞镉＞铜＞锌。所以，在治理中，对重金属风险指数大的应该加以重视，而对于重金属风险指数低的要继续加以控制。

在健康总风险评价中，总健康风险系数最小值为1.372，最大值为2.350，平均值为1.969，均超出1，超过了人体慢性参考剂量。尚庆伟等[21]研究表明，在连云港市蔬菜中重金属含量与健康风险评价中，蔬菜基地土壤、水中重金属含量变化与周围环境的治理密不可分。从空间上看，大张村健康总风险指数较大，其次为北岩和东吕匠，这3个村与矿区空间距离较近，容易受到矿区的灰尘污染，在矿区治理中应该针对性进行集中治理，同时采取措施减少矿区污染物向周边环境的排放。

本试验所用的为人体健康风险评价模型，暴露途径仅考虑了皮肤接触和口鼻摄入途径，没有参考重金属其他暴露途径的健康风险，同时由于人文环境和地质变化等因素，难免会对最后评价结论增加一些不确定性。此外，在健康总风险评价中，由于对各种重金属之间的相关系数尚不明确，对研究结果也有很大的影响。今后应着重完善和收集文献资料，建立更加精确的健康风险评价。

［1］陈英旭.农业环境保护[M].北京：化学工业出版社，2007：31.

［2］丛源，郑萍，陈秋龙，等.北京市农田生态系统土壤重金属元素的生态风险评价[J].地质通报，2008，27（5）：681-688.

［3］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.

［4］Liu W X，Shen L F，Liu J W，et al.Uptake of toxic heavy metals by rice（Oryza sativa L.）ciltivated in the agricultural soils near Zhengzhou City，People's Republic of China [J].Bulletin of EnvironmentalContamination and Toxicology，2007，79（2）：209-213.

［5］黄勇，杨忠芳，张连志，等.基于重金属的区域健康风险评价：以成都经济区为例[J].现代地质，2008，22（6）：990-997.

［6］段小丽，黄楠，王贝贝，等.国内外环境健康风险评价中的暴露参数比较[J].环境与健康杂志，2012，29（2）：99-105.

［7］ Laura Poggio，Borut Vrsaj，Erwin Hepperle，et al.Introducing a method ofhuman health risk evaluation for planningand soil quality management of heavy metal-polluted soils-An example from Grugliaso（Italy）[J].Landscape and Urban Planning，2008，88（2/4）：64-72.

［8］Stroganova MN，Myagkova A D，Prokof'eva T V.The role of soils in urbanecosystems[J].Eurasian Soil Sci，1997，30：82-86.

［9］陈奔，邱海源，郭彦，等.尤溪铅锌矿集区重金属污染健康风险评价研究 [J].厦门大学学报：自然科学版，2012，51（2）：245-251.

［10］王晓钰，李飞.农用土壤重金属多受体健康风险评价模型及实例应用[J].环境工程，2014，32（1）：120-125.

［11］王贝贝，段小丽，黄楠，等.我国北方典型地区居民呼吸暴露参数研究[J].环境科学研究，2010，23（11）：1421-1427.

［12］Dudka S，Miller W P.Permissible concentrations of arsenic and lead in soils based on risk assessment[J].Water Air&Soil Pollution，1999，113（1/4）：127-132.

［13］Lim H S，Lee J S，Chon H T，et al.Heavy metal contamination and health risk assessment in the vicinity of the abandoned Songcheon Au-Ag mine in Korea [J].Journal of Geochemical Exploration，2008，96（2）：223-230.

［14］Sun Y F，Xie Z M，Xu J M，et al.Assessment of toxicity of heavy metalcontaminated soilsby toxicity characteristic leaching procedure[J].Environmental Geochemistry&Health，2006，28（1/2）：73-78.

［15］Mapanda F，Mangwayana E N.The effects of long-term irrigation using water on heavy metal contents of soils under vegetables[J]. Agriculture Ecosystems&Environment，2005，107（2）：151-165.

［16］赵秀阁，黄楠，段小丽，等.环境健康风险评价中的皮肤暴露参数[J].环境与健康杂志，2012，29（2）：124-126.

［17］史崇文，董一品.山西省土壤环境背景值[M].北京：农业出版社，1992：89.

［18］李丽和.石油烃污染场地风险评价及案例研究[D].北京：北京化工大学，2007.

［19］翟琨，向东山.恩施蔬菜基地土壤养分及重金属污染状况评价[J].河南农业科学，2014，43（12）：69-72.

［20］王丽英，陈丽莉，张彦才，等.河北省设施蔬菜土壤微量金属元素状况评价及来源分析 [J].华北农学报，2009，24（增刊2）：268-272.

［21］尚庆伟，徐敏权，于洋，等.连云港市蔬菜中重金属含量与健康风险评价[J].天津农业科学，2016，22（2）：121-126.

Health Risk Assessment of Heavy Metals in Soils in the Industrial and Mining Area of Jincheng City

YANGQiang，MAXiang'ai
（College ofResources&Environment，Shanxi Agricultural University，Taigu 030801，China）

To study the distribution of soil heavy metals of Jincheng city,and evaluate the potential health impact for citizens,this study used the method of field sampling and laboratory analysis to analyze the Hg，Cu，Pb，Cr，Zn，Cd，Ni，As 8 kinds of heavy metal.At the same time,the non-carcinogenic risk assessment model was employed to evaluate the non-carcinogenic risk ofheavy metals to adult. Single-factor risk assessment results showed that health risk indexes of the eight kinds of heavy metal in the level of 10-3-1,would not harmthe health oflocal residents except the As,did not meet the chronic reference（USEPA）.Total health risk evaluation showed that the overall risk indexes ofeight kinds ofheavy metal all met 1,the risk rank:Beiyan village＞Xiaozhang village＞Xiwangtai village＞Yaotou village＞Dazhang village＞Shijialing village＞Donglüjiang village＞Huoxiu village＞Gangtou village＞Zhongjiazhuang village.The orders ofthe non-carcinogenic health risk indexes were As＞Ni＞Cr＞Cd＞Pb＞Hg＞Cu＞Zn.

industrial and miningarea;agricultural soil;heavymetal;health risk assessment

X825

A

1002-2481（2016）06-0811-06

10.3969/j.issn.1002-2481.2016.06.23

2016-03-07

国家青年基金项目（41401619）；山西农业大学引进人才科研启动项目（2014ZZ07）

杨 强（1989-），男，山西孝义人，在读硕士，研究方向：土壤与环境。马祥爱为通信作者。