广州市从化区耕地土壤重金属风险评价

彭丽梅,赵 理,5,周 悟,5,胡月明,5,6,7*

(1.华南农业大学 资源环境学院，广东 广州 510642；2.自然资源部 建设用地再开发重点实验室，广东 广州 510642；3.广东省土地利用与整治重点实验室，广东 广州 510642；4.广东省土地信息工程技术研究中心，广东 广州 510642；5.广州市华南自然资源科学技术研究院，广东 广州 510642；6.青海大学 省部共建三江源生态与高原农牧业国家重点实验室，青海 西宁 810016；7.电子科技大学 资源环境学院，四川 成都 610054)

土壤是人类赖以生存的自然环境和基本资源。随着现代工农业的发展，工业“三废”的排放、生活垃圾等废弃物的处理不当，以及含金属元素化肥的使用，导致土壤受重金属的污染[1-4]。作为世界性环境问题之一，它对人类社会可持续发展构成了严重威胁[5-7]。2016年颁布的《土壤污染防治行动计划》认为我国土壤环境总体状况堪忧，部分地区污染较为严重[8-9]。日趋严峻的土壤重金属污染已成为全面建成小康社会的突出短板之一。

耕地的重金属污染具有隐蔽性、不可降解性、生物富集性和弱移动性等特点[10]，一旦土壤中重金属浓度超过土壤承受能力或土壤容量时，会导致农作物减产，而食用受重金属污染耕地产出的农产品对动物和人具有很强的毒害作用[11]。因此，加强对耕地重金属污染状况的调查和研究是实现当前农业安全的必要举措。谷阳光等[12]对我国31个省会城市的土壤监测数据进行了统计，发现大部分重金属含量较高城市分布在西南和南方沿海及东北长春等区域，其中广州市的土壤中汞含量较高。戴彬等[13]选择山东省莱芜市钢铁厂区作为研究区，评估了土壤中重金属的潜在生态风险，结果表明研究区总体上处于中等与高生态风险的临界水平。Man等[14]以香港为研究区，对废弃农业用地进行健康风险评价，结果显示该地区可能对人类尤其是暴露于土壤中的儿童有害，应该对该地区进一步调查潜在的健康影响。Wang等[15]对中国南方丘陵地区水库周围进行重金属健康风险评价，结果显示，这些重金属来源存在很大的异质性，砷对居民具有最大的致癌风险。李结雯等[16]对广州市番禺区农田土壤中As、Hg、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr和Cd共8种重金属进行污染评价，结果显示：Cd污染最普遍，其次是Hg，8种重金属元素具有同源性。李永杰等[17]对广州市6个公园土壤中Cd、Cu、Ni、Pb和Zn共5种重金属采用潜在生态危害指数评价其危害程度，各重金属危害程度由大到小依次为：Cd、Pb、Cu、Zn、Ni，其中Cd是广州6个公园土壤的主要污染重金属元素。毕华等[18]对广州市部分农村地区土壤中Cd、Hg、As、Pb共4种重金属污染的生态风险进行评价，结果显示，所调查的菜地中均存在不同程度的重金属污染，以Cd和Hg污染为主。唐结明等[19]对广州万亩果园土壤中的重金属(Cd、Pb、Cu、Zn)污染情况进行了调查分析与评价，结果表明，万亩果园土壤中Cd、Cu污染不容忽视，其中Cd污染最为严重，Cu、Zn次之，Pb污染较少。可见，广州市土壤中存在不同程度的重金属污染，目前针对广州市从化区耕地土壤重金属风险评价的研究还没有。为了解广州市从化区耕地土壤重金属污染风险状况，本次研究以广州市从化区为研究对象，对土壤中Cd、Hg、As、Pb和Cr共5种重金属用Hakanson潜在生态风险指数评价和健康风险评价方法对耕地土壤重金属进行风险评价，以期在区域尺度上评价土壤重金属污染风险，为其他区域耕地土壤重金属污染防治和健康风险防范提供思路，为政府实行相关政策提供科学基础。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

广州市从化区位于广东省中部，广州市东北面，地处113°17′～114°04′ E，23°22′～23°56′ N，属南亚热带季候风气候，气候温和，雨量充沛，总面积1 974.5 km2。该区包括太平、温泉、良口、吕田、鳌头5个镇以及街口、城郊、江埔3个街道办事处，耕地总面积14 143.05 hm2，主要分布在从化区西南部。从化区作为广州市主要粮食生产基地，耕地类型主要有3类(水田、水浇地、旱地)，其中水田面积占85%以上，具有十分重要的地理意义和区位优势，研究区如图1所示。

审图号：GS(2019)1697号图1 研究区区位和采样点分布Fig.1 The study area and the spatial distribution of samples

1.2 数据采集与处理

基于均匀采样原则，在从化区境内布设76个采样点，均匀分布在整个研究区。采样过程中依据梅花采样模式，选择5个深度为0～20 cm的土壤子样品，均匀混合至重约300 g，采样点分布见图1。

土壤样品采集后在实验室风干，将干燥后的样品压碎，剔除杂质(砾石及动植物残体等)。用研钵研磨后过1 mm尼龙筛，均匀混合，放至塑料片上研磨，过0.15 mm尼龙筛，将研磨后样品密封在袋中并进行分析。采用HNO3-HF-HClO4消解[20]，测定5种重金属Cd、Hg、As、Pb和Cr的含量。

1.3 研究方法

1.3.1 Hakanson潜在生态风险指数评价方法

Hakanson潜在生态风险指数评价方法通常用于评价土壤或沉积物中单一污染物和多种污染物组合的潜在生态风险[21-24]。该方法同时考虑了4个影响因素：土壤或沉积物中的重金属含量、污染物类型、毒性水平以及水对重金属污染的敏感性。计算公式如式(1)和(2)：

(1)

(2)

式中：ER，i为重金属i的单项潜在生态风险指数；Ti为重金属i的毒性系数[25-27]，由大到小顺序依次为Hg(40)、Cd(30)、As(10)、Pb(5)、Cr(2)；cj，i为土壤重金属i的含量，单位为mg·kg-1；cR，i为土壤重金属i的参比值，单位为mg·kg-1；IRI为土壤重金属元素的综合潜在生态风险指数。Hakanson潜在单项生态风险指数评价一般分为5个等级，综合生态风险评价一般分为4个等级，见表1和表2。

表1 Hakanson单项评价等级Tab.1 Hakanson single evaluation level

表2 Hakanson综合评价等级Tab.2 Hakanson comprehensive evaluation level

1.3.2 土壤重金属健康风险评价方法

土壤重金属通常通过以下3种途径对人体健康产生可能危害：1)直接口服摄入重金属颗粒；2)通过口鼻吸入重金属颗粒；3)暴露皮肤上的重金属颗粒的皮肤吸收。因此，评价的关键要素包括危害识别、暴露评价、剂量反应评价和风险特征描述。健康风险包括非致癌风险和致癌风险[28-30]，根据世界卫生组织(WHO)和国际癌症研究机构(IARC)的分类系统，As和Cd具有很强的致癌风险，Hg、Pb和Cr具有非致癌风险。由于成人和儿童自身差异以及对环境风险响应程度的差异，评价时应区别对待。

对于非致癌效应，各暴露途径的日平均暴露量计算公式如式(3)～(5)：

(3)

(4)

(5)

式中Doral、Dinh和Dder分别为人体口服摄入、吸入和皮肤渗入污染物的日平均暴露剂量，单位都是mg·kg-1·d-1。

对于致癌效应，计算时把个体在儿童和成人的总暴露量平均分配到整个生命周期中，各暴露途径的日平均暴露量计算公式如式(6)～(8)：

(6)

(7)

(8)

式中Loral、Linh、Lder分别为人体口服摄入、吸入和皮肤渗入污染物的终生日平均暴露剂量，单位都为mg·kg-1·d-1。

单个重金属的非致癌危害通常以危险商(HQ)为特征表示，计算如式(9)。采用非致癌总风险方法评估重金属造成的非致癌作用的总体潜在危险商，即所有危险商的和，计算公式如式(10)：

Q=D/R，

(9)

(10)

式中：Q表示危险商的值；D是不同暴露途径下的日平均暴露剂量；HHI为非致癌总风险。当HHI<1，表明风险较小或可忽略不计；当HHI≥1，表明存在非致癌风险。

对重金属的致癌危害通常以癌症风险为特征，计算公式如式(11)。对于不是单一重金属引起的致癌风险，使用致癌总风险的方法，即所有致癌风险的和，见式(12)：

r=LF，

(11)

(12)

式中：L为不同暴露途径下的终生日平均暴露量，单位为mg·kg-1·d-1；r为致癌风险；rTotal为致癌总风险；当10-6≤rTotal≤10-4时，是可以接受的；当rTotal≥10-4时，则存在致癌风险[30-33]。

目前针对上述评价方法的参数选择国内并没有统一标准，考虑到中西方人群的个体差异，本文采用适合中国人群特征的参数取值[31-34]，相应参数取值如表3和表4所示。

表3 健康风险模型暴露参数Tab.3 Exposure parameters of health risk model

表4 健康风险评价的参考剂量和斜率系数Tab.4 Reference dose and slope coefficients for health risk assessment

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量统计分析

土壤样本pH的范围为5.03～7.32，平均5.71，呈微酸性土，因此，选择土壤环境质量标准中pH≤6.5的土壤污染风险筛选值进行后续分析评价。从表5可见，土壤样品中5种重金属含量由大到小依次为：Cr(78.690±38.160 mg·kg-1)、Pb(54.300±18.120 mg·kg-1)、As(10.280±7.230 mg·kg-1)、Hg(0.163±0.050 mg·kg-1)、Cd(0.160±0.050 mg·kg-1)，除重金属Pb单个样点外，其余重金属含量最大值均未超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准 (GB15618—2018)，但均高于广东省土壤背景值[35-36]。

表5 土壤重金属含量统计分析Tab.5 Statistical analysis of heavy metal content in soil

2.2 Hakanson潜在生态风险指数评价

基于广东省土壤背景值的重金属Hakanson潜在生态风险指数评价结果表明(表6)：单一重金属Cd和Hg潜在生态风险指数分别为19.29～135.54和37.95～141.54，平均值分别为85.46和83.43，主要处于中等和较高生态风险水平；重金属As、Pb和Cr潜在生态风险指数均小于40，均处于轻微生态风险水平。单一评价结果表明，重金属Cd和Hg的累积性较高，存在较强的生态风险。综合潜在生态风险指数为89.69～300.20，平均值为191.10，其中16.0%的样点处于轻微生态风险水平，82.7%处于中等生态风险水平，1.3%的样点处于较高生态风险水平。说明研究区土壤重金属除部分样点存在局部累积现象外，整体上处于中等生态风险水平，只有极少数的样点处于较高生态风险水平，表明研究区存在一定的风险，耕地生产的安全性存在一定隐患。

表6 重金属Hakanson潜在生态风险指数评价Tab.6 Evaluation of heavy metal Hakanson potential ecological risk index

对Hakanson潜在生态风险指数评价的可视化表达结果如图2和图3所示，等级划分如表7所示，从化区耕地土壤重金属Cd轻微、中等和较高生态风险面积占耕地总面积的百分比分别为0.23%、37.79%和61.99%；重金属Hg轻微、中等和较高生态风险面积占耕地总面积的百分比分别为0.10%、38.97%和60.94%，5种重金属中As、Pb和Cr的空间风险分布较为均匀且风险性较低，Cd和Hg元素相对风险性较大。而在Hakanson潜在生态风险评价综合指数的空间分布中，轻微生态风险面积有522.80 hm2，占耕地总面积的3.70%，中等生态风险面积有13 617.97 hm2，占耕地总面积的96.29%，较高生态风险面积有2.28 hm2，占耕地总面积的0.02%，表明研究区整体的风险性处于中等水平，其中也存在极少数耕地处于较高生态风险水平，位于吕田镇东北部，结合前面不同元素的表达结果可知，Hakanson潜在生态风险指数空间分布中重金属Cd和Hg的风险贡献率最大。

图2 单一重金属元素Hakanson潜在生态风险指数评价的空间分布特征Fig.2 Spatial distribution characteristics of Hakanson potential ecological risk index evaluation of single heavy metal element

表7 重金属元素Hakanson潜在生态风险各等级耕地面积及其占比Tab.7 Classification table of potential ecological risk index evaluation of heavy metal element Hakanson

图3 综合Hakanson潜在生态风险指数评价的空间分布特征Fig.3 Spatial distribution characteristics of Hakanson potential ecological risk index evaluation

2.3 从化区耕地土壤重金属健康风险评价

根据式(3)～(8)基于成人和儿童的从化区耕地土壤重金属不同暴露途径下的非致癌和致癌暴露剂量结果见表8。

表8 非致癌和致癌效应不同途径下的暴露剂量Tab.8 Exposure to different pathways of non-carcinogenic and carcinogenic effects ng·kg-1·d-1

3种非致癌重金属(Hg、Pb、Cr)，成人摄入、皮肤渗入和吸入途径的暴露剂量由大到小依次为：Cr、Pb、Hg；儿童摄入、皮肤渗入和吸入途径的暴露剂量由大到小依次为Cr、Pb、Hg。不同暴露途径下重金属As的致癌暴露剂量都大于Cd。

在不同暴露途径下的致癌和非致癌暴露剂量都表现出显著差异性，不论是成人还是儿童在不同暴露途径下，摄入途径的暴露剂量最高，其次是皮肤渗入途径，吸入途径的最小。研究表明同一暴露途径下对儿童带来的致癌和非致癌暴露剂量都比成人高很多，其中儿童非致癌摄入、吸入和皮肤渗入途径的暴露剂量分别约为成人的7倍、2倍和5倍。可能由于儿童户外活动时接触土壤较多且不勤洗手，导致其摄入土壤重金属的概率增多，暴露剂量加大，这表明了重金属对儿童暴露危害较大。

根据式(9)～(12)，基于成人和儿童的从化区耕地土壤重金属不同暴露途径的非致癌和致癌效应风险结果如表9。

表9 不同途径下的非致癌和致癌效应风险Tab.9 Risk of non-carcinogenic and carcinogenic effects in different pathways

成人非致癌总风险为5.659；儿童非致癌总风险为39.807；成人和儿童3种重金属非致癌总风险由大到小为：Cr、Pb、Hg，且均大于1，可能会对成人及儿童造成一定的危害。3种重金属对成人和儿童的非致癌贡献率由大到小依次为：Cr(60%)、Pb(30%)、Hg(10%)，说明研究区的非致癌风险主要来自重金属Cr。儿童的多途径非致癌总风险是成人的7倍左右，结合暴露剂量分析，可见儿童整体的健康风险均高于成人，说明儿童更容易受到重金属长期潜在的健康风险。

成人和儿童的致癌风险由大到小依次为：As、Cd，重金属As和Cd导致的致癌风险都大于1×10-4，致癌总风险为1.997×10-3，大于1×10-4，表明从化区耕地存在致癌风险。通过对比发现，重金属As的致癌风险值均高于Cd，其中As的致癌总贡献率约为94%，表明研究区的致癌健康风险主要来自重金属As。从化区耕地土壤重金属的健康风险较高，对人体健康可能已经造成了一定的危害，应引起相关部门的重视。

3 讨论

广州市从化区耕地土壤5种重金属含量均高于广东省土壤背景值，表明从化区耕地土壤重金属存在一定的污染风险。本文采用Hakanson潜在生态风险评价方法对从化区耕地土壤重金属进行评价，不仅考虑了重金属元素的污染程度，还考虑了不同的重金属元素对生物的毒性程度，因此比单纯采用重金属元素污染程度能更好地反映重金属元素的潜在危害。

研究结果表明，广州市从化区耕地土壤重金属污染程度和生态风险危害程度威胁最大的重金属主要是Cd和Hg，重金属As、Pb、Cr相对污染风险较小，研究结果与前人研究[16-18]较为一致。由于从化区是广州市主要粮食主产基地，且已有研究表明，重金属Cd通常被认为是农业生产的标志元素[37]，因此，从化区重金属Cd存在较高污染风险，可能主要来源于农业生产活动中农药和化肥的使用。相关研究表明，重金属Hg主要源自工业排放[38]，结合从化区社会经济发展现状以及采样点位置发现，重金属Hg污染高风险区域周围均有工厂，因此，从化区重金属Hg主要来源于工业排放。相关部门应高度重视并采取措施，加强对农民的指导培训，同时引导农民科学合理地使用肥料，加大农业投入品监管力度，以维护农业生产安全，有关环境管理部门应该加强对工业排放的管理，以减少工业污染的排放，减轻重金属污染风险。

本文进行健康风险评价研究结果显示，从化区耕地土壤重金属非致癌总风险和致癌健康风险均已超标，可能会对成人及儿童造成一定的危害，且儿童整体的健康风险均高于成人群体，此研究结果与前人研究较为一致[14,39]，说明儿童更容易受到重金属长期潜在的健康风险，可能是因为儿童的活动天性和生活习惯与土壤的接触较为密切，因此应对儿童群体加强监督和风险防范。针对以上情况，相关部门应当对所有重金属元素进行合理防范，尤其减小对儿童的健康风险性，特别是在日常生活中父母应尽量减少让儿童在可能存在污染的区域进行户外活动，并且养成勤洗手、注重卫生的好习惯。

此外，由于研究区采样点较少，导致从化区耕地土壤重金属风险评价结果可能与实际情况存在一定的误差，在未来研究中，应进一步加大采样点的数量，扩大采样范围，使其结果更具有准确性、科学性及指导性。

4 结论

1)从化区5种耕地土壤重金属平均含量由大到小依次为：Cr、Pb、As、Hg、Cd，最大值均未超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准，但均高于广东省土壤背景值，表明从化区耕地土壤重金属存在一定的污染风险。

2)对单一重金属潜在生态风险指数评价研究表明：各重金属元素对土壤潜在生态风险贡献率由大到小依次为：Cd、Hg、As、Pb、Cr，重金属Cd和Hg主要处于中等生态风险和较高生态风险水平，重金属As、Pb和Cr全部样点处于轻微生态风险水平。因此，研究区重金属Cd和Hg为主要污染风险，应加强对重金属Cd和Hg的预防。综合Hakanson潜在生态风险指数平均值为191.10，主要处于中等生态风险水平，也有极少数处于较高生态风险水平，其中重金属Cd和Hg的风险贡献率最大。

3)成人和儿童3种重金属非致癌总风险均大于1，由大到小均为：Cr、Pb、Hg，研究区的非致癌健康风险主要来自重金属Cr，儿童的多途径总非致癌风险是成人的7倍左右。成人和儿童的致癌风险大小依次为：As、Cd，重金属As和Cd导致的致癌总风险为1.997×10-3，存在致癌风险。说明从化区耕地土壤重金属的健康风险较高，对人体健康可能已经造成了一定的危害，相关部门应该重视并采取相关防范措施，对所有重金属元素进行合理整治。