石門雄黃礦周邊農田土壤重金屬污染及健康風險評估①

楊 敏，滕 應，任文杰，黃 陽，徐德福，傅趙聰，馬文亭，駱永明

(1 南京信息工程大學環境科學與工程學院，南京 210044；2 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008)

石門雄黃礦周邊農田土壤重金屬污染及健康風險評估①

楊 敏1,2，滕 應2*，任文杰2，黃 陽2，徐德福1，傅趙聰2，馬文亭2，駱永明2

(1 南京信息工程大學環境科學與工程學院，南京 210044；2 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008)

湖南石門雄黃礦區環境污染及風險是當前國家環保部門和地方政府極為關注的重要環境問題之一。本研究以該礦區周邊農田表層土壤為研究對象，調查分析了礦區周邊農田土壤重金屬污染狀況及其空間分布特征，并采用美國EPA土壤健康風險模型評估了其對人體的健康風險。土壤重金屬污染評價結果顯示：該區土壤受到中度的As污染和Cd污染，As平均含量為80.26 mg/kg，Cd平均含量為0.55 mg/kg；Cu、Zn、Pb含量均未超過國家《土壤環境質量》的二級標準；綜合污染指數顯示研究區域為中度污染。美國EPA模型評估結果顯示：成人和兒童的日暴露量及非致癌健康風險主要途徑均為經手–口攝入，Cd對成人和兒童均不存在非致癌風險和總風險，As對兒童非致癌總風險指數為3.36，造成嚴重的非致癌健康威脅；經呼吸暴露的致癌風險，Cd對兒童和成人均不造成致癌健康影響，As對成人和兒童的平均致癌風險指數為 3.13×10–4和 5.58×10–4，均存在顯著的致癌健康風險，且 As、Cd對兒童的健康威脅均高于成人。可見，該礦區周邊農田土壤中As、Cd污染及其風險應加強控制與治理。

雄黃礦；重金屬；變異特征；健康風險評估

金屬礦區采礦、冶煉活動是導致周邊農田土壤重金屬污染的重要來源之一[1]。土壤重金屬污染具有隱蔽性、復合性和不可逆轉性等特點，農田重金屬的污染狀況關系到農產品質量安全及人體健康[2–3]。因此，加強對礦區周邊農田土壤的重金屬污染調查與健康風險評估具有十分重要的現實意義。石門雄黃礦位于湖南省石門縣鶴山村，是亞洲最大的雄黃礦，其開采歷史悠久，已達1 500多年，主要生產砒霜、硫酸等[4]。雖然雄黃礦區內企業在20世紀80年代已經關閉，但是由于雄黃礦采選廢水灌溉、冶煉砒霜產生的砒灰飄塵沉降以及近20 t煉As廢渣的簡單堆放，導致礦區周圍農田土壤的重金屬污染狀況非常嚴重[5]。胡毅鴻等[6]系統分析了雄黃礦區礦渣、農田土壤與地表水體中As的污染空間分布，結果表明高濃度As礦渣會持續危害農田土壤和水體。李蓮房等[7]對石門雄黃礦區周邊土壤和作物進行系統研究，發現其表層土壤As含量平均達到99.5 mg/kg，為當地普通農田的9.7倍。目前已有的研究大多采用單因子污染指數法或潛在生態危害指數法對雄黃礦區周邊農田土壤、礦渣及農產品進行 As污染評價，而對礦區周邊農田土壤As、Cd復合污染及其健康風險評估的研究甚少。由于不同重金屬元素之間的交互作用，相較于單一重金屬污染，重金屬復合污染更為復雜，對居民造成的健康風險危害更高。因此，本研究在野外調查和室內分析的基礎上，采用內梅羅污染指數法和美國 EPA土壤健康風險評估模型對石門雄黃礦區周邊農田土壤重金屬As、Cd污染狀況及對居民的健康風險進行評價，以為雄黃礦區周邊農田土壤的健康風險預警和農產品安全生產提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

雄黃礦位于湖南省常德市石門縣鶴山村，距石門縣西北 42 km。當地屬中亞熱帶向北亞熱帶過渡的季風氣候區；境內年平均氣溫 16.8℃；年均降雨量1 540 mm，春夏兩季雨水較多；土壤類型為黃棕壤酸性土。研究區位于雄黃礦尾礦庫東面下風向處，伴隨著礦區冶煉活動的進行，以及含As廢水、廢氣的排放及廢渣的不當處置，導致土壤和農產品重金屬含量均超標。

1.2 樣品采集與處理

選取湖南石門雄黃礦礦區周邊農田為研究區域，采用蛇形布設采樣點位，共采集41個土壤樣品。采用5點取樣法，用土鉆取0 ~ 20 cm的耕作層土壤，將采集的同一樣地的樣品混勻，然后用四分法選取0.5 kg土壤。采集的土壤樣品自然風干后，除去樣品中的雜物，用瑪瑙研缽磨細后通過10目和100目尼龍篩，混勻備用。供試土壤的基本理化性質為：pH 5.16(H2O)，有機質24.81 g/kg，速效磷17.45 mg/kg，速效鉀96.68 mg/kg，堿解氮117.93 mg/kg。

1.3 樣品分析與測定

土壤樣品理化性質的分析參照《土壤農業化學分析方法》[8]。土壤重金屬含量分析：土壤中Cd、Cu、Zn、Pb分析方法采用HCl-HNO3高壓罐消煮法，消煮液用電熱板趕酸至1 ml，冷卻定容至25 ml，采用原子吸收分光光度計 Varian SpectrAA-220FS(石墨爐)測定；土壤中As分析方法采用王水消煮法，用原子熒光光譜儀(北京瑞利AF-610)測定；測定時所用試劑均為優級純，用國家標準物質(GBW07405)和空白進行分析質量控制，標準樣品測定結果均在允許誤差范圍內，平行樣測定含量相對偏差均在10% 以內。

1.4 數據分析與健康風險評估方法

利用Excel 2010與SPSS 19.0進行數據處理與分析；采用ArcGIS 10.0進行圖形繪制；內梅羅綜合污染指數法對污染狀況進行評價；選取美國EPA推薦的健康風險評價模型，評估As、Cd對成人和兒童所引起的健康風險。

2 結果與討論

2.1 礦區周邊農田土壤重金屬污染空間變異與污染評價

研究區土壤 5種重金屬含量及變異系數的統計結果如表1所示。Cu、Zn、Pb含量均超過當地背景值，但未超過國家《土壤環境質量標準》(GB15618-1995)的二級標準[9]，污染較輕。As和 Cd均超過國家土壤質量的二級標準，As對土壤的污染程度大于Cd。從變異性來看，5種重金屬的變異系數均屬于弱變異強度，這說明土壤中的重金屬在該區的來源可能具有同源性。此外，較低的變異系數也能說明布設的41個采樣點的土壤重金屬含量基本上能夠代表研究區農田土壤重金屬的整體狀況。

表1 礦區周邊農田土壤重金屬含量Table 1 Concentrations of heavy metal in farmland soils around the realgar mine area

對研究區土壤中的重金屬進行反距離權重插值分析，如圖1所示，結果表明，土壤中Cd呈現由西北向東南方向遞減趨勢，即距離雄黃礦區越遠，土壤重金屬含量越低。由于研究區域位于雄黃礦東南方向下風處，這可能是礦區大氣降塵主要受東南風影響所致；且研究區域地勢南高北低，土壤中Cd隨雨水沖刷及雨水淋溶隨水流進行遷移，這與曹雪瑩等[10]的結果研究類似。而從As的空間分布圖中可以看出，與Cd污染空間分布不同，土壤中As呈現由西南向東北方向逐漸遞減的趨勢，這可能是由于研究區域南面有公路通過，可能受到交通運輸過程中砒灰揚塵的影響從而導致As污染加重；同時，土地利用方式和施肥措施也會影響農田土壤中重金屬含量分布，土壤As污染程度的增加可能與當地施用含 As農藥和化肥有關。白玲玉等[11]研究不同農業利用方式對土壤重金屬累積的影響結果表明，有機肥和農藥是土壤中重金屬As 的重要來源，與本研究的結果相類似。董騄睿等[12]研究表明，長期施用這些重金屬含量較高的肥料將會導致重金屬在土壤中的累積，因此，在土地的利用方式中，要注意優質施肥，這樣將會大大減少重金屬在土壤中的累積。

本次土壤污染評價采用《土壤環境質量標準》的二級標準，利用單因子指數法[13]分析該礦周邊農田土壤重金屬污染狀況，并利用內梅羅綜合污染指數法[14]計算土壤重金屬綜合污染指數，評價土壤重金屬綜合污染程度，計算公式為P綜={[(Ci/Si)ave2+ (Ci/Si)max2]/2}0.5。式中：P綜為內梅羅綜合污染指數，Ci為污染物的實測濃度，Si為污染物i的國家二級標準，內梅羅指數污染評價標準見表2。由于研究區為復合重金屬污染農田土壤，不同重金屬元素互相作用，元素累積會增強重金屬的毒性作用。內梅羅綜合污染指數法可全面反映土壤中各污染物的平均污染水平及綜合污染狀況，可突出對環境造成污染嚴重的污染物，具體評價結果見表3。

圖1 礦區周邊農田土壤As、Cd含量空間分布Fig. 1 Spatial variation of As and Cd in farmland soils around the realgar mine area

表2 土壤內梅羅污染指數評價標準Table 2 The soil evaluation standard of Nemerow pollution index

表3 礦區周邊農田土壤重金屬污染指數評價結果Table 3 Pollution index of heavy metals in farmland soils around the realgar mine area

從單因子污染評價方法來看(表 3)，該區土壤中As、Cd的單項污染指數分別為2.41和2.09，污染水平為中度污染。內梅羅綜合污染指數為 2.33，說明該區土壤整體處于中度污染水平。土壤污染物 As的分擔率大于Cd，說明該區As、Cd均不同程度地受到人為污染，而As在此農田土壤污染強度最大。這可能是主要受雄黃礦區大氣降塵及人為活動的影響所致。

2.2 礦區周邊農田土壤重金屬含量與其基本理化性質的相關性分析

一般而言，礦區周圍農田土壤重金屬來源于大氣降塵、人類生產活動等方式，而土壤中某一元素與土壤理化性質的相互關系是土壤固相物質與多種元素在一種特定環境下相互作用的結果，土壤重金屬含量與土壤理化性質具有一定的相關性[15]。利用 SPSS 19.0對該礦區周圍農田土壤中重金屬含量與土壤理化性質之間進行Pearson相關分析，見表4。由表4可以看出，As與土壤理化性質各指標均沒有相關性，而其他 4種重金屬含量分布在一定程度上受土壤理化性質的影響。Cd含量與土壤 pH的正相關性達極顯著水平(P<0.01)；與速效磷含量存在顯著正相關性，相關系數為0.341。Cu含量與土壤pH存在顯著負相關性；與有機質含量存在顯著正相關性；與速效鉀含量正相關性達極顯著水平，相關系數為0.412。Zn含量與土壤速效鉀含量呈極顯著正相關性，相關系數為0.428。Pb含量與土壤堿解氮含量呈極顯著正相關性，相關系數為0.413；與速效磷含量的相關系數為0.396，存在顯著正相關。

表4 礦區周邊農田土壤重金屬元素與理化性質之間的相關性分析Table 4 The correlation analysis between concentrations of heavy metals and physicochemical properties in farmland soils around the realgarmine area

由此，研究區土壤中重金屬含量受pH和速效鉀含量影響比較明顯；土壤速效磷含量對重金屬的分布也起到一定作用；土壤有機質和堿解氮含量也在一定程度上影響了重金屬的分布，并且堿解氮的作用比有機質強烈。陳勵科等[16]研究表明，土壤的酸堿性影響重金屬形態及有效性，低pH環境可促進重金屬的溶解和活化，提高重金屬的生物有效性。然而，隨著土壤酸度增加，重金屬有效性和移動性增加，更易被農作物吸收積累，增加人體的健康風險。土壤重金屬含量與土壤性質間的關系復雜，不同土地利用方式、人類活動及污染環境條件下的重金屬含量與土壤理化性質的相關性差異較大，因此，對土壤重金屬與理化性質相關性分析應視具體污染環境來判定。

2.3 礦區周邊農田土壤重金屬的健康風險評估

農田土壤健康風險評估主要是對研究區域內的農田土壤中的污染物所造成的潛在健康效應過程，參照評價結果確定土壤污染的風險類型和等級，來預測污染環境的范圍和污染的嚴重程度。本文主要借鑒并選用美國土壤健康風險評價體系[17]來研究農田土壤重金屬對人體健康風險的評估。通過對研究區農田土壤重金屬不同途徑的暴露量評估計算，進而評估出研究區附近或與研究區有接觸居民的健康風險表征。

2.3.1 暴露風險模型 人體可通過手–口直接攝入、皮膚接觸和呼吸系統等途徑攝入土壤中的重金屬，長期累積將對人體健康造成嚴重危害[18–19]。健康風險以風險度作為評價指標，評價和預測人體暴露于某類污染物的某種劑量后對人體健康可能產生不良健康風險水平，其中包括致癌風險評價和非致癌風險評價[20–22]。本文以礦區周圍農田土壤為研究對象，采用美國EPA健康風險評價方法對3種暴露途徑下的日平均暴露量進行計算，探討土壤重金屬對礦區周圍農田土壤附近人群的健康風險評估，計算公式如下：

手–口攝入途徑日平均暴露量：

呼吸吸入途徑日平均暴露量：

皮膚接觸日平均暴露量：

總日平均暴露量：

ADD=ADDoral+ADDinh+ADDdermal(4)

參考美國EPA健康風險評估方法，并結合我國場地環境評價指南和實際情況，各參數意義及取值見表5，C表示土壤重金屬含量。由于成人和兒童自身的差異和對環境風險響應程度有所差異，故在健康風險評估中應有所區別。根據美國EPA健康風險評價方法的參數及重金屬As、Cd的實測值可得As、Cd對成年人和兒童的日暴露情況，具體見表6所示。從重金屬日平均暴露量分析，As對成人和兒童的平均日暴露量分別為1.08×10–4mg/(kg·d)和1.00×10–3mg/(kg·d)；而 Cd對成人和兒童平均日暴露量分別為7.36×10–7mg/(kg·d)和6.86×10–6mg/(kg· d)，As與Cd對人體日暴露量相差3個數量級。總體而言，重金屬對兒童日平均暴露量均高于對成人的日暴露量，對兒童的健康風險危害更大，這與車飛等[23]的研究結果相似。與成人相比，不論是非致癌性還是致癌性兒童通過攝入途徑引起的健康風險均超過成人。從暴露途徑分析，不同暴露途徑的日平均暴露量也有所差異，手–口攝入途徑是對人體健康暴露風險的主要途徑，其次是皮膚接觸途徑，通過呼吸途徑對人體健康危害作用最小。

表5 土壤重金屬健康風險評價參數意義及取值Table 5 The values of exposure parameter for health risk assessment

表6 礦區周邊人體對農田土壤重金屬As、Cd的日暴露量Table 6 Daily exposure doses of As and Cd in farmland soils to human bodies around the realgar mine area

2.3.2 重金屬健康風險評估 根據美國 EPA[24]化學物質致癌分類標準，As被認為是“明確的致癌物”，而Cd被認為是“很可能的人類致癌物”，但Cd的致癌效應僅為吸入效應，暴露途徑中貢獻率很小[25]。土壤非致癌健康風險評估模型和致癌健康風險評估模型為：

式中：HQi為非致癌重金屬i單項健康風險指數；ADDij為非致癌重金屬i第j種暴露途徑的日均暴露量，單位mg/(kg·d)；RfDij為非致癌重金屬i第j種暴露途徑的參考劑量，單位mg/(kg·d)，參數值見表7；HI表示各污染物各種暴露途徑的非致癌總風險。當HQ或HI<1時，表示不存在顯著的非致癌健康風險；當HQ或HI>1時，表示存在非致癌健康風險；由于美國EPA只給出了As、Cd呼吸暴露途徑的致癌斜率SFinh的值，表示人體暴露于某種污染物產生致癌效應的最大概率，見表7，故本文只對As、Cd經呼吸暴露所導致的致癌風險進行評估[26]；Risk為致癌健康風險指數，即癌癥發生的概率，當Risk>1×10–4，認為存在不可接受的致癌風險；當1×10–6

表7 礦區周邊人體對農田土壤重金屬As、Cd不同暴露途徑的RfDTable 7RfDof As and Cd for different exposure routes to human bodies around the realgar mine area

根據風險評價模型，該礦區周圍農田土壤重金屬對成年人和兒童的非致癌健康風險評估和致癌健康風險評估分布圖如圖2所示。從圖2可以看出，從非致癌風險分析，HI的結果為As>Cd，重金屬Cd對成年人的非致癌風險指數HI平均數為0.001，對兒童的非致癌風險指數為0.009，As對成年人的非致癌風險指數為0.36，HI值均小于1，說明目前Cd對人體尚未造成健康威脅；而 As對兒童的健康風險指數HI值為3.36，為成人的10倍。從致癌健康風險分析，Cd對成年人的致癌風險Risk平均值為6.79×10–7，對兒童的致癌風險Risk平均值為1.21×10–6，結果均低于癌癥風險閾值范圍(10–6~ 10–4)，表明Cd對人體健康危害還不明顯，但不能忽視Cd污染潛在的危害。As對成年人的致癌風險Risk平均值為3.13×10–4，與Cd風險值相差2個數量級；對兒童的致癌風險Risk平均值為 5.58×10–4，最小值為 1.42×10–3，均大于1×10–4，這說明As對人體造成不可接受的致癌風險。總體而言，不論非致癌健康風險還是致癌健康風險，兒童因土壤重金屬攝入而帶來的健康風險均高于成年人，這與李繼寧等[28]研究的結果類似，這可能與兒童的生理及生活習性相關。一方面兒童身體的免疫抵抗能力低于成年人，另一方面兒童因戶外活動接觸土壤的機會較多，從而使得土壤重金屬對他們更易造成健康風險，因此對兒童群體應給予更多的關注。

3 結論

1)研究區土壤重金屬污染以As、Cd污染為主，土壤中As平均濃度為80.26 mg/kg ，Cd平均濃度為0.55 mg/kg，該區土壤處于中度污染水平；土壤 pH和速效鉀含量對重金屬分布有明顯的影響。

圖2 礦區周邊農田土壤重金屬對人體的風險評價結果Fig. 2 Health risk assessment results of heavy metals in farmland soils on human bodies around the realgar mine area

2)對農田土壤重金屬進行健康風險評估，結果顯示不論非致癌健康風險還是致癌健康風險，土壤中As對人體的健康危害均高于Cd，As對兒童的非致癌風險超過閾值，同時As給人體造成嚴重致癌健康威脅，土壤中 Cd對人體不存在顯著的風險。雖然研究區土壤中重金屬對人體的危害并不是很大，但仍有部分采樣點的HI和Risk均超過風險閾值，需要引起特別關注，同時有關部門應提高礦業生產的安全意識。

[1] 林玉鎖, 李波, 張孝飛. 我國土壤環境安全面臨的突出問題[J]. 自然生態保護, 2004(10): 39–42

[2] 曾希柏, 徐建明, 黃巧云, 等. 中國農田重金屬問題的若干思考[J]. 土壤學報, 2013, 50(1): 186–194

[3] 朱燁, 滕應, 張滿云, 等. 三七種植土壤中主要污染物累積及微生物特性變化[J]. 土壤, 2015, 47(1): 121–127

[4] 黃芳. 一個村莊的As殤: 石門“亞洲最大雄黃礦”重金屬污染調查[N]. 東方早報, 2014-02-14

[5] 雷鳴, 曾敏, 鄭袁明, 等. 湖南采礦區和冶煉區水稻土重金屬污染及其潛在風險評價[J]. 環境科學學報, 2008, 28(6): 1 212–1 220

[6] 胡毅鴻, 周蕾, 李欣, 等. 石門雄黃礦區As污染研究-As空間分布/化學形態與酸雨溶出特性[J]. 農業環境科學學報, 2015, 34(8): 1 515–1 521

[7] 李蓮芳, 曾希柏, 白玲玉, 等. 石門雄黃礦周邊地區土壤砷分布及農產品健康風險評估[J]. 應用生態學報, 2010, 21(11): 2 946–2 951

[8] 魯如坤. 農業化學分析方法[M]. 北京: 中國農業科技出版社, 2000: 146–195

[9] 中國人民共和國環境保護局. 中華人民共和國土壤環境質量標準(GB15618-1995)[S]. 北京: 中國標準出版社, 1995

[10] 曹雪瑩, 張莎娜, 譚長銀, 等. 中南大型有色金屬冶煉廠周邊農田土壤重金屬污染特征研究[J]. 土壤, 2015, 47(1): 94–99

[11] 白玲玉, 曾希柏, 李蓮芳, 等. 不同農業利用方式對土壤重金屬累積的影響及原因分析[J]. 中國農業科學, 2010, 43(1): 96–104

[12] 董騄睿, 胡文友, 黃標, 等. 南京沿江典型蔬菜生產系統土壤重金屬異常的源解析[J]. 土壤學報, 2014, 51(6): 1 251–1 261

[13] 孫清斌, 尹春芹, 鄧金鋒, 等. 大冶礦區土壤–蔬菜重金屬污染特征及健康風險評價[J]. 環境化學, 2013, 32(4): 671–677

[14] 蘇耀明, 陳志良, 雷國建, 等. 多金屬礦區土壤重金屬垂向污染特征及風險評估[J]. 生態環境學報, 2016, 25(1):130–134

[15] 葉華香, 張思沖, 辛蕊, 等. 哈爾濱郊菜地土壤重金屬及土壤理化性質[J]. 中國農學通報, 2011, 27(02): 162–166

[16] 陳勵科, 馬婷婷, 潘霞, 等. 復合污染土壤中土霉素的吸附行為及其對土壤重金屬解吸影響的研究[J]. 土壤學報, 2015, 52(1): 104–111

[17] United States Environmental Protection Agency (USEPA). Electronic Code of Federal Regulations, Title 40-Protection of Environment, Part 423d Steam Electric Power Generating Point Source Category. 2013, Appendix A to Part 423e 126, Priority Pollutants

[18] 林曉峰, 胡恭任, 于瑞蓮, 等. 泉州市主要工業區土壤重金屬健康風險評價[J]. 有色金屬, 2011, 63(2): 298–301

[19] Ordonez A, Alvarez R, Charlsworth S, et al. Risk assessment of soils contaminated by mercury mining, Northern Spain [J]. J. Environ. Monit, 2011, 13(1): 128–136

[20] 谷蕾, 仝致琦, 宋博, 等. 基于不同通車時間的路旁土壤重金屬健康風險:以連霍高速鄭州–商丘段為例[J]. 環境科學, 2012, 33(10): 3 577–3 584

[21] 陳奔, 邱海源, 郭彥妮, 等. 尤溪鉛鋅礦集區重金屬污染健康風險評價研究[J]. 廈門大學學報自然科學版, 2012, 51(2): 245–251

[22] 段小麗. 暴露參數的研究方法及其在環境健康風險評價中的應用[M]. 北京: 科學出版社, 2012: 57–63

[23] 車飛, 于云江, 胡成, 等. 沈撫灌區土壤重金屬污染健康風險初步評價[J]. 農業環境科學學報, 2009, 28(7): 1 439–1 443

[24] Li Z Y, Ma Z W, Van der Kuijp T J, et al. A review of soil heavy metal pollution from mines in China: Pollution and health risk assessment [J]. Sci. Total Environ, 2014, 468 (15): 843–853

[25] 李麗和, 曹云者, 李秀金, 等. 典型石油化工污染場地多環芳烴土壤指導限值的獲取與風險評價[J]. 環境科學研究, 2007, 20(1): 32–37

[26] Man Y B, Sun X L, Zhao Y G, et al. Health risk assessment of abandoned agricultural soils based on heavy metal contents in Hong Kong, the world’s most populated city[J]. Environment international, 2010, 36(6): 570–576

[27] Hu X, Zhang Y, Ding Z H, et al. Bioaccessibility and health risk of arsenic and heavy metals (Cd, Co, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn and Mn) in TSP and PM2.5 in Nanjing, China [J]. Atmos. Environ, 2012, 57(6): 146–152

[28] 李繼寧, 侯紅, 魏源, 等. 株洲市農田土壤重金屬生物可給性及其人體健康風險評估[J]. 環境科學研究, 2013, 26(10): 1 139–1 146

Pollution and Health Risk Assessment of Heavy Metals in Agricultural Soil Around Shimen Realgar Mine

YANG Min1,2, TENG Ying2*, REN Wenjie2, HUANG Yang2, XU Defu1, FU Zhaocong2, MA Wenting2, LUO Yongming2
(1 School of Environmental Science and Engineering, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Sciences, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)

The pollution and risk of Shimen Realgar Mine are one of the most important environmental problems, which have received much attention from environmental groups and the local government. The pollution status and spatial distributions of heavy metal pollution in agricultural soils around Shimen Arsenic (As) Mine were analyzed. Moreover, the USEPA soil health risk models were adopted to assess human health risks. The assessment results of soil heavy metals pollution and comprehensive pollution index showed that the soils were moderately contaminated by As and Cd. The data showed that the average contents of As and Cd were 80.26 mg/kg and 0.55 mg/kg, respectively, Cu, Zn, and Pb contents were below the soil environmental quality standard of secondary state. The assessment result by USEPA indicated that hand-mouth intake were the dominate pathway for personal daily exposure and non-carcinogenic risks. The value of Cd would not cause any non-carcinogenic and total carcinogenic risks for both adults and children while the total non-carcinogenic index of As for children (3.36) indicated a significant health threat. Cd would not cause carcinogenic risk of inhalation intake for adults and children while the average carcinogenic risk indexes of As for adults and children were 3.13×10–4, and 5.58×10–4, respectively, which would pose carcinogenic risk. Children were more vulnerable than adults facing As and Cd threats. Thus, the management and prevention for As and Cd contaminated soil around the mining area should be strengthened.

Arsenic mine; Soil heavy metal; Spatial variation; Health risk assessment

X53

10.13758/j.cnki.tr.2016.06.016

中國科學院科技服務網絡計劃項目(KFJ-EW-ZY-005)資助。

* 通訊作者(yteng@issas.ac.cn)

楊敏(1991—)，女，河南濮陽人，碩士研究生，主要從事重金屬土壤污染和生物修復研究。E-mail: yangmin199215@163.com