饶静　许佳

摘 要 监测了3种不同土地利用类型土壤中6种重金属（Cu、Mn、Cr、Zn、As、Ni）含量，并分析了贵州省土壤背景值和变异系数，了解土壤重金属污染状况。采用Hakanson潜在生态风险评价方法和结合我国人体健康情况的USEPA健康风险评价方法，对因土壤重金属引起的潜在生态风险和人体健康风险进行了评价。结果表明：1）本研究区只有重金属As未超过贵州省各元素背景值；2）重金属Cu、Zn、Ni的含量在农用地中含量最高，受人类活动干扰大；3）重金属As的含量在林地中最高，这与土壤质地有关；4）该研究区综合潜在生态风险指数RI均值为36.21，具有低等强度的潜在生态风险；5）对于成人和儿童，该区域内Cu、Mn、Cr、Zn、As、Ni等重金属的HQ（非致癌风险指数）小于1，不存在非致癌健康风险；6）3种土地利用类型中，土壤的As、Ni、Cr的TCR（总致癌风险）存在较高的致癌风险。

关键词 土地利用类型；重金属；生态风险；健康风险；贵州省

中图分类号：X53 文献标志码：A DOI：10.19415/j.cnki.1673-890x.2023.17.018

土壤重金属累积具有复杂性、隐蔽性、滞后性和长期性等特性，并经过不同方式迁移、最终浸入土壤，导致表层土壤重金属元素不同程度的富集[1]。研究不同土地利用类型中土壤重金属的生态风险和人体健康风险，对于定量分析土壤重金属污染对生态和人体的影响，以及不同土地利用类型区的土壤污染防治和治理具有重要意义。

1  材料与方法

1.1  研究区概况

研究区位于贵州省毕节市，地势为西部较高，东部较低；气候为亚热带季风湿润气候，常年气温为10～15 ℃，降雨量为849～1 399 mm，耕地土壤pH均值在7.04～7.33。土壤类型主要有石灰土、粗骨土、沼泽土、黄壤、棕壤、黄棕壤、山地草甸土、紫色土、水稻土等。

1.2  样品的采集和处理

1.2.1  样品采集

在研究区分别选取3个类型的样地，分别为林地、农用地、撂荒地，每一样地参照“S”型挑选3个点位（A、B、C），采0～20 cm的表层土壤。首先剔除杂质，然后进行混合，在再行四分，取1 kg的土壤，共9个样品，用聚乙烯密封袋贴标签封装。

1.2.2  样品处理

样品送到实验室，平摊在室温条件下自然风干，风干过程中不断翻动土壤，确保土壤完全干透。风干后的土壤首先通过100目尼龙筛，除去土壤中杂质；接着用玛瑙研钵研磨，研磨后的土壤按要求取500 g分析样放入磨砂玻璃广口瓶中保存，用于检测土壤样品中的重金属含量。先称量0.5 g样品，将称取的样品倒入聚四氟乙烯坩埚中，依次在样品中加入盐酸、硝酸、高氯酸、氢氟酸，在电热板上加热消解；待溶液被分解至黏稠，待其冷却，用5%的稀硝酸定容至50 mL后过滤；再用一次性注射器提取过滤后的溶液，在通过0.45 µm滤膜后用于测试。用原子吸收分光光度法（AAS）测定重金属Cu、Zn、Ni、Cr、As、Mn的含量，用原子荧光光度法（AFS）测定重金属As的含量，每个样品重复测量3次。

1.3  评价方法

1.3.1  潜在生态评价方法

潜在生态风险指数涉及到单项污染系数、重金属毒性响应系数及潜在生态风险单项系数，其计算公式如下。

式中：RI为潜在生态风险指数；[Eir]为金属元素i的潜在生态风险单项系数；[Tir]为金属元素i的毒性响应系数；[Cif]为金属元素i的单项污染系数；[Ci]是土壤中金属元素i的浓度实测值，[Cin]是金属元素i的背景值，mg·kg-1。

1.3.2  人体健康风险评价方法

计算成人和儿童通过3种途径摄取潜在有毒重金属的平均每日剂量的公式[2]如下。

式中，[ADDing]为每日经过口摄取所吸收的金属的剂量；[ADDinh]为每日经过呼吸吸入所吸收的金属的剂量；[ADDdermal]为每日经过皮肤接触所吸收的金属的剂量。再利用非致癌风险指数（HQ）、总非致癌风险指数（HI）和致癌风险指数（CR）评价重金属对人体造成的非致癌和癌症风险，计算公式如下。

式中，[ADDij]为i重金属在第j种暴露途径下的日均暴露量，参考剂量[RfDij]是指非致癌重金属i在j种暴露途径下不会对儿童和成人造成有害影响的每日吸收金属的最大剂量，具体参数如表1[3-7]所示。

若经手-口、呼吸、皮肤接触3种途径的平均每日剂量小于或等于对应的参考剂量，也就是说HQ≤1，那么就说明该种途径下某种特定金属不会对人体产生任何非致癌的风险；相反，若ADI>RfD，即HQ>1时，就会对人体产生明显的非致癌风险。

2  结果与分析

2.1  不同土地利用类型土壤重金属含量描述性统计

从表2可以看出该研究区重金属Cu、Mn、Cr、Zn、Ni含量均超过贵州省各元素背景值，只有重金属As含量未超过贵州省As元素背景值。从图1可以得出，从单一重金属含量来看，在农用地中重金属Cu、Cr、Zn、Mn、Ni的含量最高，重金属As的含量最低；在撂荒地中重金属As的含量最高，重金属Cu、Mn、Zn、Ni的含量最低；在林地中重金属Cr含量最低，重金属As的含量最高。

变异系数是重金属元素的含量的标准差与平均值的比值，通常用变异系数代表重金属含量在研究区土壤中离散程度，变异系数越大，表明该重金属元素的含量在该区域离散程度越高，也就说明该金属在土壤中分布得越不均匀，因而很有可能是人为活动导致这种情况的出现[8]。一般情况下，变异系数≤25%属于轻微变异、变异系数25%～50%属于中度变异、变异系数≥50%属于高度变异[9]。表2中Mn、Zn、Ni、Cr的含量分别为343.00～995.00、70.00～150.50、34.50～70.05、41.85～157.55 mg·kg-1，变异系数分别为28%、27%、23%、40%，呈中度变异；As和Cu的含量分别为1.53～19.22、23.90～134.70 mg·kg-1，呈高度變异，表明该研究区的土壤重金属含量分布不均匀，受人为干扰大。

2.2  潜在生态危害评价

从数据分析来看，详见表3，农用地土壤重金属的Ei从高到低依次为Cu、Ni、As、Cr、Zn、Mn，林地土壤重金属的Ei从高到低依次为Cu、As、Ni、Cr、Zn、Mn，撂荒地土壤重金属的Ei从高到低依次为Cu、As、Ni、Cr、Zn、Mn。从综合潜在生态风险指数RI来看，此调查区RI变化范围为16.84～55.66，均值36.21，说明此研究区域具有低等强度的潜在生态风险，其中ECu、ENi对综合潜在生态风险指数RI的贡献率分别约为50%、40%，二者之和超过90%，可见，Cu和Ni是各土地利用类型潜在生态风险最大的2个贡献因子。从不同土地利用类型来看，综合潜在生态风险指数RI从高到低依次为农用地、林地、撂荒地，其中潜在生态风险指数最高的ECu、ENi也与RI一致。

2.3  人体健康风险评价

2.3.1  非致癌健康风险评价

由表4、表5可见，3种土地利用类型6种重金属成人和儿童的HQ（非致癌风险指数）小于1，不存在非致癌健康风险。从暴露途径来看，除Mn的HQ是从高到低排列为经口摄入、呼吸吸入、皮肤接触外，其余重金属的HQ都是，从高到低排列为经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入。从不同土地利用类型来看，关于成人的3种土地利用类型HI从高到低分别为农用地、撂荒地、林地，其中Cu、Ni、As和Mn的HQ从高到低分别为农用地、林地、撂荒地，Cr和Zn的HQ从高到低分别为农用地、撂荒地、林地；关于儿童的3种土地利用类型HI从高到低分别为林地、撂荒地、农用地，其中Cu、Ni、As、Zn和Mn的HQ从高到低分别为农用地、林地、撂荒地，Cr的HQ从高到低分别为撂荒地和林地等同，大于农用地。从单一污染物来看，Cr是各土地利用类型土壤重金属HQ的最主要影响因子，在农用地中的成人为3.14×10-2，在林地和撂荒地中的儿童为0.22。在成人和儿童的非致癌总风险中，Mn、Cr、As的贡献率占比较大，则Mn、Cr、As是各土地利用类型非致癌风险最大的3个贡献因子。

2.3.2  致癌健康风险评价

从表6中可得，从暴露途径来看，调查区内As的CR从高到低表现为：经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入，Cr和Ni考虑两种暴露途径，其CR从高到低表现为经口摄入、呼吸吸入。从不同土地利用类型来看，3种土地利用类型的TCR从高到低表现为农用地、林地、撂荒地。从单一污染物来看，不同重金属的CR从高到低表现为Ni、Cr、As，儿童和成人Ni的CR对TCR的贡献率占比大，所以Ni也是各土地利用类型最主要的致癌风险因子。As、Ni、Cr的致癌风险已达到较高水平，应引起重视。

3  结论

1）该研究区重金属Cu、Mn、Cr、Zn、Ni含量均超过贵州省各元素背景值，只有重金属As含量未超过贵州省As元素背景值。

2）重金属Cu、Zn、Ni的含量在农用地、林地、撂荒地这三种土地利用类型下均是在农用地中含量最高，由于Cu、Ni、Zn是植物生长必需的重金属元素，受人类活动（施肥、农药的使用）干扰大。重金属As的含量在林地中最高，这与土壤质地有关。

3）该研究区的综合潜在生态风险指数RI变化范围为16.84～55.66，均值36.21，表明此区域具有低等强度的潜在生态风险，综合潜在生态风险指数RI从高到低表现为农用地、林地、撂荒地，Cu、Ni是各土地利用类型潜在生态风险最大的2个贡献因子。

4）3种土地利用类型中土壤的As、Ni、Cr的TCR从高到低表现为：农用地、林地、撂荒地，表明As、Ni、Cr已经存在较高的致癌风险，Ni也是各土地利用类型最主要的致癌风险因子。

参考文献：

[1] 李伟，布多，孙晶，等.拉萨巴嘎雪湿地土壤重金属分布及生态风险评价[J].环境化学，2021，40（1）：195-203.

[2]  HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control.a sedimentological approach[J].Water Research， 1980，14（8）：975-1001.

[3] 李有文，王晶，巨天珍，等.白银市不同功能区土壤重金属污染特征及其健康风险评价[J].生态学杂志，2017，36（5）：1408-1418.

[4] USEPA.Exposure Factors Handbook （2011Edition）[R].2011.

[5] 环境保护部.中国人群暴露参数手册[M].北京：中国环境科学出版社，2013.

[6] JIANG Y，CHAO S，LIU J，et al.Source apportionment and health risk assessment of heavy metals in soil for a township in Jiangsu Province， China[J].Chemosphere，2017，168：1658-1668.

[7] CHEN H， TENG Y，LU S，et al. Source apportionment and health risk assessment of trace metals in surface soils of Beijing metropolitan， China[J].Chemosphere，2016，144：1002-1011.

[8] CHABUKDHARA M，NEMA A K.Heavy metals assessment in urban soil around industrial clusters in Ghaziabad， India： probabilistic health risk approach[J].Ecotoxicology & Environmental Safety，2013，87：57-64.

[9] 吴新民，金洋，翁志华.南京及周边地区土壤地球化学特征及基础地质应用探讨[J].江苏地质，2007（3）：180-186.

（责任编辑：敬廷桃）

收稿日期：2023-03-29

基金项目：贵州省青年科技人才成长项目（黔教合KY字﹝2020﹞103号）；贵州省青年科技人才成长项目（黔教合KY字﹝2022﹞016号）。

作者简介：饶静（1982—），女，贵州遵义人，硕士，工程师，主要从事环境监测与分析。E-mail：549356402@qq.com。

*為通信作者，E-mail：864002900@qq.com。