崔云霞，曹炜琦，李伟迪，马涛，徐璐，夏梦茹

（1.南京师范大学环境学院，南京 210023；2.江苏省环境科学研究院，江苏省环境工程重点实验室，南京 210036；3.生态环境部南京环境科学研究所，南京 210042）

随着工业化不断深入，重金属通过农药化肥施用、污水灌溉、工业生产等方式进入到土壤中，并形成累积，严重威胁生态系统安全[1−3]，土壤重金属污染已成为各国亟待解决的环境问题[4−5]。农田土壤密切关系到农业生态安全与人体健康，农田土壤重金属污染状况更是受到全社会的高度关注[6]。

2014 年《全国土壤污染状况调查公报》显示，19.4%的农田土壤样点主要受到Pb、Cd、Cr和As等重金属污染，农田土壤环境质量堪忧[7]。为此，国家相继出台了《土壤污染行动防治计划》《农用地土壤环境管理办法（试行）》《中华人民共和国土壤污染防治法》等法律法规，完善土壤污染防治体系，全面部署土壤污染防治工作，推动农用地安全利用，农田土壤重金属输入明显下降，农田土壤环境状况总体稳定[8]。

受限于农用地资源紧张，受重金属污染的土地仍被用于农业生产，严重威胁了人体健康[9]。欧美学者先后开发了CLEA（Contaminated land exposure assess⁃ment）、CSOIL（Contaminated soil）、RBCA（Risk−based corrective action）、HRA（Health risk assessment）等一系列健康风险评估模型，以评估土壤重金属引发的不良健康影响[10−11]。此前，我国学者多运用国外成熟的模型对土壤重金属开展健康风险评估，但受限于地区差异、人种不同等因素，HRA、RCBA 等模型中的暴露参数未必符合我国人群实际情况[12]。为此，结合我国人群暴露参数状况，2014 年生态环境部（原环境保护部）发布了《污染场地风险评估技术导则》，并于2019年12 月进一步修订，更名为《建设用地土壤污染风险评估技术导则》（HJ 25.3—2019）（以下简称《导则》）。自此，国内学者多运用《导则》中推荐的健康风险评价模型和暴露参数，对工业地块、城市绿地、农田等开展土壤重金属健康风险评估，为土壤重金属污染防治提供依据[13−15]。

长江三角洲是我国重要的经济和工业中心，人口密度极高，农业发达。持续性的高强度开发，导致长江三角洲地区土壤重金属污染严重。已开展的土壤重金属研究多聚焦于长江三角洲城市、工业区和矿区，关注于土壤重金属源解析和污染修复。但长江三角洲地区农田土壤重金属污染受到的关注度较低，缺乏对农田土壤重金属健康风险和空间分布的研究[16−17]。因此，对长江三角洲典型农业活动区开展农田土壤重金属污染调查和健康风险评估，明确空间分布情况，具有显著的现实意义。

太滆运河流域农田占比达70%左右，是长江三角洲太湖平原的典型农业活动区，但针对该地区农田土壤重金属的研究较少。因此，本研究对太滆运河流域农田土壤重金属开展研究，明确Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Hg 和As 的含量，评估农田土壤重金属污染，同时明确潜在生态风险，评估健康风险，以为太滆运河流域农田土壤重金属风险管控提供科学依据，为长江三角洲其他地区农田土壤重金属污染防治提供借鉴。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

太滆运河（119°51′～120°03′ E，31°30′～31°38′N）位于长江三角洲太湖平原北部，长约20 km、宽35～40 m、深2～3 m，是江苏15 条主要入太湖河流之一[18−19]。太滆运河流域总面积约为115 km2，下辖2 个乡镇，27 个行政村。研究区域属于亚热带季风气候，年平均气温15.5 ℃，年均降水1 096.8 mm，农田实施稻麦轮作，主要种植作物为水稻和小麦，是长江三角洲典型农业活动区。

1.2 样品采集与测定

2018 年5 月，在研究区共采集115 个稻麦轮作的农田土壤表层（0～20 cm）样点。测定方法参考《土壤环境监测技术规范》和相关测定标准：采用pH计测定土壤样品的pH 值（水土比为2.5∶1），As 和Hg 含量采用原子荧光光谱仪（AFS−9700）测定，Cd 和Pb 含量采用石墨炉原子吸收分光光度计（AA−7000F/AAC）测定，Cu、Zn、Ni 和Cr 含量采用原子吸收分光光度计（AA−7000F/AAC）测定。利用国家土壤标准物质建立平行样品，进行全过程质量控制，测定结果均在误差允许范围内[20−21]。研究区位置及采样点位如图1所示。

1.3 土壤重金属污染评价

1.3.1 地累积指数法

地累积指数法通过综合考虑人为活动和成岩作用等自然因素，评价重金属的污染状况[22]。计算公式为：

式中：Ci为重金属i的实测值，mg·kg−1；Bi为重金属i的江苏省土壤背景值，mg·kg−1；1.5 为修正系数。Igeo的值表示土壤的污染状况，分级标准详见表1[23]。

1.3.2 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法关注重金属的毒性和生态效应，评估重金属的潜在生态风险，计算公式为[24]：

式中：Ci为重金属i的实测值，mg·kg−1；Bi为重金属i的江苏省土壤背景值，mg·kg−1；Ei为重金属i的单项潜在生态风险指数；Ti为重金属i的毒性响应系数，Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Hg、As的毒性响应系数分别为30、5、1、5、5、2、40、10；RI为所有重金属造成的整体潜在生态风险。Ei和RI的分级标准详见表1[25−26]。

表1 地累积指数和潜在生态风险指数分级标准Table 1 Grading standard of the geo−accumulation index and potential ecological risk index

1.4 土壤重金属健康风险评价

为定量评估研究区农田土壤重金属给人体健康带来的不良影响，本研究采用《导则》中推荐的健康风险评价模型。《导则》中规定了两种用地方式下的暴露情景和6 种土壤污染物的暴露途径。参照以往的相关研究，本研究将农田归为第一类用地方式，主要考虑经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入3 种主要暴露途径。研究区内成人和儿童因暴露于农田土壤重金属而导致的暴露量计算如下：

式中：SEROI、SERDC和SERPI分别为重金属通过经口摄入、皮肤接触和呼吸吸入途径产生的暴露剂量，用每天每千克体质量的土壤千克数表示，kg·kg−1·d−1。暴露参数采用《导则》中推荐值和前人的相关研究结果，相关暴露参数的含义和取值详见表2[27−28]。

表2 健康风险评估参数Table 2 Parameters for health risk assessment

重金属在人体中累积，会对人体造成健康风险，且Cr、As、Cd、Ni 是致癌物质，会对人体造成致癌风险。本研究中采用非致癌风险和致癌风险评估因暴露于农田土壤重金属而导致的人体健康风险，分别用THI 和TCR 表示：

式中：Ci为重金属i的实测值，mg·kg−1；SERij为重金属i通过暴露途径j的暴露量，用每天每千克体质量的土壤千克数表示，kg·kg−1·d−1；RfDij为重金属i通过暴露途径j的参考剂量，用每天每千克体质量的污染物毫克数表示，mg·kg−1·d−1；SAF 为暴露于土壤的参考剂量分配系数，取0.5；HQij是重金属i通过暴露途径j的非致癌风险，THI 代表所有重金属造成的总非致癌风险；SFij为重金属i通过暴露途径j引发的致癌斜率因子，（mg·kg−1·d−1）−1；CRij为重金属i通过暴露途径j的致癌风险，TCR 代表所有重金属造成的总致癌风险。RfD和SF的取值情况详见表3[28−29]。

表3 RfD和SF的取值Table 3 The values of RfD and SF

1.5 空间分析

1.5.1 热点分析

利用Getis−Ord Gi*方法，对研究区农田土壤重金属健康风险进行空间热点分析，明确其空间集聚和分析特征。主要原理为：

式中：Xj为要素j的属性值；n为样本个数为样本均值；Wij为空间距离权重。通过数据检验，且>0，表示空间上呈现高值聚集，即为“热点”；通过数据检验，且<0，表示空间上呈现低值聚集，即为“冷点”；未通过数据检验，表明样点随机分布[30]。

1.5.2 反距离权重插值

利用基于相似相近原理的反距离权重法（Inversedistance weighted，IDW），对农田土壤重金属健康风险进行确定性空间插值，明确空间分布情况。主要原理为[31]：

式中：Z（x0）为待预测点x0的值；Z（xi）为待预测点x0周围已知样点xi的值；ωi为已知样点xi对待预测点x0的空间权重值。ωi的计算公式为：

式中：di0为已知样点xi与待预测点x0之间的距离；p表示实测值对预测值的影响，通常取1～3。

2 结果与讨论

2.1 农田土壤重金属含量

由表4 可知，太滆运河流域农田土壤样点的pH均值为5.3，标准差为0.9，其中pH 小于6.5 的点位占91.30%，表明研究区内农田土壤以酸性为主。Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Hg、As 的含量均值分别为0.150、34.1、74.6、31.3、36.3、62.3、0.238、7.7 mg·kg−1，均未超过《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ 332—2006）中的标准限值。但是与江苏省土壤背景值[32]相比，Cd、Cu、Zn、Ni、Pb含量均值分别为背景值的1.19、1.53、1.19、1.17、1.39倍，Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Hg、As的超背景值点位比例分别为54.78%、99.13%、62.61%、69.57%、83.48%、20.87%、21.74%、4.35%。重金属的变异系数介于0.2～0.8之间，呈现中等或高等变异性。以上结果表明，研究区农田土壤虽适合开展农业生产，但农田土壤中重金属已呈现明显的富集现象。

表4 太滆运河流域农田土壤重金属含量及土壤pHTable 4 Contents of heavy metals and pH in farmland soils from Taige Canal

2.2 土壤重金属污染评价

2.2.1 地累积指数法评价结果

如图2所示，8种重金属Igeo均值依次为Cu>Pb>Ni>Zn>Cd>Cr>As>Hg，多数重金属Igeo均值小于0，呈现无污染状态。根据Igeo分级标准，受到Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Hg、As污染的农田土壤样点比例分别为23.48%、49.57%、16.52%、10.43%、13.04%、0、1.74%、0。研究区内不存在受到Cr、As污染的土壤样点，且受Cu、Zn、Ni、Hg 污染的样点仅呈现轻微污染。0.87%和1.74%的农田土壤样点受到Pb 和Cd 的轻度污染，1.74%的农田土壤样点受到Pb的中度污染。以上表明，研究区农田土壤一定程度上受到重金属污染，尤其受到Cd和Pb的污染。

2.2.2 潜在生态风险指数法评价结果

8种重金属Ei均值依次为Cd>Hg>As>Cu>Pb>Ni>Cr>Zn，均小于40，呈现轻微生态风险。在大多数土壤样点中，Cu、Zn、Ni、Cr、Pb 和As 的Ei值呈现轻微生态风险。Hg 和Cd 呈现中等及重度生态风险的点位分别为21.74%和31.31%。RI均值为99.67，仅 有6.09%的土壤样点处于中等生态风险水平，表明农田土壤重金属潜在生态风险总体水平较低（图3）。Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、Cr、Hg、As 对RI的贡献分别为35.94%、7.67%、1.20%、5.88%、6.96%、1.61%、32.98%、7.77%。由于重金属含量和毒性响应系数较大，Hg和Cd对RI的总贡献率达到68.92%，是农田土壤中的主要生态风险因子。

2.3 土壤重金属健康风险评价

2.3.1 健康风险评价结果

依据《导则》推荐的健康风险评价模型，利用研究区农田土壤中8 种重金属含量的平均值和最大值，计算得出研究区内重金属的非致癌风险和致癌风险，评价结果如表5和表6所示。

表5 太滆运河流域农田土壤重金属非致癌健康风险评价结果Table 5 Non−carcinogenic health risk of heavy metals in farmland soils from Taige Canal

表6 太滆运河流域农田土壤重金属As、Cd、Cr、Ni致癌健康风险评价结果Table 6 Carcinogenic health risk of heavy metals（As，Cd，Cr，Ni）in farmland soils from Taige Canal

农田土壤中8种重金属通过3种暴露途径对成人和儿童造成的HQ 均值小于1，表明单一重金属对研究区人体健康不存在非致癌风险。Cr和As由于相对较强的毒性和较低的RfD 值，对于THI 的总贡献率达到80%左右，成为非致癌风险的主要贡献因子。对于成人和儿童，HQois 明显高于HQdcs 和HQpis，表明经口摄入是引发非致癌风险的主要暴露途径。成人和儿童的THI 均值分别为1.37 和0.26，与US EPA 提出的可接受非致癌风险阈值1 相比，该农田土壤重金属对儿童存在明显的非致癌风险。究其原因，儿童的生理发育不完善，对重金属的毒性更加敏感，没有任何保护，且长期暴露于受污染的环境，导致农田土壤重金属对儿童造成的非致癌风险更高。值得注意的是，大多数农田土壤样点中儿童的THI 值超过阈值，地方政府应加大对Cr、As 等重金属的风险管控力度，降低农田土壤重金属非致癌风险。

Cd 和Ni 对研究区内成人和儿童造成的CR 均值均低于1.0E−06，处于安全水平。而Cr 和As 的CR 均值虽大于1.0E−06，但处于US EPA推荐的最大可接受致癌风险范围（1.0E−06～1.0E−04）。由于As 具备经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入等3 种途径的致癌斜率因子，且致癌斜率因子相对较高；Cr 的含量和皮肤接触致癌斜率因子远高于其他致癌重金属，导致Cr 和As 对于TCR 的总贡献率达到95%以上，成为主要致癌因子。经口摄入是引发儿童致癌风险最主要的暴露途径，而呼吸吸入则是引发成人致癌风险最主要的暴露途径。成人和儿童的TCR 均值分别为1.42E−05 和1.65E−05，表明研究区致癌风险整体处于可接受水平。

2.3.2 土壤重金属健康风险空间分布

采用IDW 和Getis−Ord Gi*对农田土壤重金属健康风险进行空间分析，明确空间集聚和分布特征，以便采取针对性措施，加强农田土壤重金属风险管控。如图4 所示，研究区内成人的THI 处于0.14～0.49 之间，儿童的THI 处于0.82～2.86 之间，部分地区儿童THI 值超过可接受阈值，表明太滆运河流域部分地区儿童面临着明显的非致癌风险。THI 的空间分布结果显示，成人和儿童的THI低值分布在流域北部和上游地区，THI 高值则集中在大成村、谭庄村、夏墅村、浒庄村等流域中游南部村庄以及下游北部村庄。THI 热点主要集中在谭庄村、杨桥村、新康村等流域中游南部村庄，冷点集中在流域中游北部的运村村和农场村。

如图5 所示，成人TCR 处于9.21E−06～2.15E−05之间，儿童TCR 处于9.07E−06～1.98E−05 之间，均在1.0E−06～1.0E−04 之间，整体处于可接受水平。流域北部和上游地区的TCR 相对较低，成人的TCR 高值集中分布在大成村、谭庄村、夏墅村、潘家村等村庄，儿童的TCR 高值集中分布在夏墅村、新康村、凤凰村等村庄，集中分布在太滆运河流域中游南部地区和下游北部地区。成人和儿童的TCR 冷点主要集中在运村村和农场村，成人的TCR 热点主要集中在谭庄村和杨桥村，儿童的TCR 热点主要集中在杨桥村、新康村、楼村村。太滆运河流域中游南部和下游地区农业发达、机械制造企业等较为集中，交通运输频繁，导致健康风险的高值区和热点区多集中于该地区，使该区人群面临着较高的健康风险。

2.3.3 不确定分析

根据健康风险评价结果，研究区内部分地区儿童存在相对明显的非致癌风险，而致癌风险处于可接受水平。受模型本身相关要素的影响，模型评估存在一定的不确定性，主要包括：（1）没有利用重金属的生物可利用浓度，而是利用重金属总浓度开展重金属健康风险评估，可能会高估农田土壤重金属的健康风险；（2）不同于建设用地，农田土壤中重金属还可通过食物消费等途径，对人体健康产生影响。由于缺乏太滆运河流域内主要农作物重金属含量、食物消费等数据，并未考虑由食物消费而引发的健康风险，因此可能低估农田土壤重金属的健康风险[33−34]。

3 结论

（1）太滆运河流域农田土壤重金属虽满足《食用农产品产地环境质量评价标准》，适合开展农业生产，但Cd、Cu、Zn、Ni 和Pb 含量均值明显高于江苏省土壤背景值，农田土壤重金属存在不同程度的富集现象。

（2）以江苏省土壤背景值为评价标准，Cd和Pb为轻微污染，农田土壤整体呈现轻微生态风险，Hg和Cd是主要生态风险因子。

（3）太滆运河流域内整体致癌风险处于可接受水平，但儿童面临明显的非致癌风险。Cr 和As 是最主要的健康风险因子。流域中游南部地区和下游地区热点分布集中，健康风险相对较高，为农田土壤重金属风险管控重点区域。