基于多评估方法的县域镉污染风险管控研究

　　摘 要：为支撑区域尺度重金属镉(Cd)污染农田的分区管理决策，以湖南省某典型粮食大县为案例，通过区域网格采集土壤和水稻样品，分析县域 Cd 污染空间分布特征，结合单因子评价、地累计指数法和人体健康风险法，评估该县 Cd 污染风险。结果表明：不同评价方法对 Cd 污染风险区划分差异较大。单因子指数法显示该县仅有 5.9%的区域存在污染风险，地累计指数法显示该县 29.2%的区域存在污染风险，主要分布于中东部。而健康风险评估法显示全县分别有 90.0%和 82.7%的区域对儿童和成人存在 Cd 污染风险，风险面积最大，主要位于该县中东部和南部区域。情景分析显示，土壤酸化改良是降低酸性中轻度 Cd 污染农田风险的有效措施，酸化改良可减少 22.0%~37.8%的风险区域。研究强调，在南方酸性土壤地区，应强化以人体健康为导向的区域 Cd 污染风险管理方案，并结合酸化农田改良降低中轻度 Cd 污染地区的污染风险，促进 Cd 污染农田安全利用。

　　关键字：镉;县域;风险评估;农田;土壤酸化

　　刘鹏祺; 徐东昊; 李亚琳; 蔡泽江; 文石林; 徐明岗; 朱齐超 农业环境科学学报 2022-01-07

　　农田镉(Cd)污染是全球范围内重要的环境问题，严重威胁粮食安全和人体健康[1]。 Cd是环境中毒性最强的元素之一，被国际癌症研究机构归类为I类致癌物[2]。即使在低浓度下，对活细胞也有很强的毒性，易导致睾丸损伤、肾和肝功能紊乱等危害[3]。Cd也是所有有毒重金属中迁移性最强的元素之一，它在食物链中的生物积累速度超过了所有其他微量元素[4]。因此，在Cd污染土壤上种植农作物容易导致农产品中Cd的积累，进而对人体健康造成严重威胁[5, 6]。近年来，我国农田土壤Cd污染问题日益突出[7]。2014年土壤污染状况调查公报显示，我国19.4%的农田重金属超标，其中Cd污染物超标率居于首位，达到7%[8]。土壤Cd污染导致农产品Cd含量超标问题严重。据报道，全国每年被重金属污染的粮食多达1200万t，损失超过100亿元人民币[9]。膳食摄入是Cd暴露的主要途径[5]。稻米(Oryza sativa)是我国的主要粮食，也是我国人群Cd摄入的主要来源，贡献可达一半以上[10]。Zou et al.(2021)的数据表明，我国水稻主要产区约有25%的稻米Cd含量超过《食品镉限量卫生标准》(GB 15201-1994)限定标准值0.2 mg·kg-1[11]，南方Cd污染地区稻米Cd含量超标率更是高达 60%~80%[12, 13]。农田土壤Cd污染已经成为影响我国农产品产地环境质量和农产品安全的突出问题。

　　土壤Cd污染评价是土壤环境管理的基础性工作。如何科学、客观的评价农田土壤污染现状，开展针对性的改良和防治措施，降低污染风险，实现Cd污染土壤的安全利用，是当前迫切需要解决的问题。科研人员针对不同评价目的和研究尺度建立了多种土壤重金属污染风险评价方法，例如单因子指数法、地累积指数法和潜在生态危害指数法等[14]。然而在区域尺度上面向人体健康的Cd污染评价应用较少，对于从健康效应角度制定Cd污染风险管理方案的支撑不足。本研究以湖南省某典型产粮县为案例，通过县域农田土壤网格采样与分析，结合单因子分析、地累计指数法和健康风险法，评估区域尺度土壤Cd污染程度及风险分区方案;结合情景分析，研究酸性农田改良对区域Cd污染风险的影响，为区域尺度制定Cd污染风险分区管理方案，实现Cd污染农田的安全利用提供数据支撑。

　　1 材料与方法 1.1 研究区域概况

　　该县(26°02′~26°51′N， 110°35′~112°14′E)位于湘江中上游，属于中亚热带季风湿润气候区，年平均气温 17.8~18.4 ℃，年降雨量在 1150~1350 mm。区域总面积 25.38 万 hm2，农田总面积 5.4 万 hm2，农田以水田为主(单季稻、双季稻及水旱轮作)，旱地和果园零星分布。2020 年粮食总产量高达 58.5 万 t，是典型粮食生产县。县总人口 94.95 万，大米是当地人民的主食。

　　1.2 土壤样品采集与分析

　　基于 Arcgis10.4 进行网格布点(2.7 km×2.7 km)，土壤样品采集于 2014 年 6 月中旬~7 月上旬，全县共设置 274 个采样点，如图 1 所示。每个采样点根据“五点取样法”获得 0~20 cm 土层的混合样品，同时在 2019 年根据土地利用现状重新采集了其中 88 个样点的土壤-水稻配对样品，用于建立水稻籽粒 Cd 含量与土壤特性的关系。土壤样品去除植物碎片和砾石后粉碎过 0.15 mm 尼龙筛，精确称取 0.2500 g，添加 HNO3(2.00 mL)和 HCl (6.00 mL)的混合液;植物样品粉碎后，精确称取 0.2500 g，分别添加 HNO3(6.00 mL)和 H2O2(2.00 mL)溶液。使用 MARS-6 微波消解仪(CEM，美国)进行消解，消化液赶酸后用超纯水定容至 25 mL，采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS，Model 7700ce，美国)测量土壤和植物全 Cd 含量[15]，测定过程中采用生物成分分析标准物质(GBW07405)湖南水稻土、(GBW(E)100351)大米;中国计量科学院)和空白样品进行全程质量控制，Cd 的回收率为 90%~110%。土壤 pH 值、有机碳(SOC)和阳离子交换量根据鲁如坤(2000)中描述的方法进行测定分析[16]。

　　1.3 土壤重金属污染评价及其分级方法

　　1.3.1 单因子评价法(SFE)

　　单因子评价法是依据我国现行的《农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)，基于表层土壤重金属Cd含量(Ci)，结合土壤酸碱性和土地利用类型(水田和其他)下的筛选值(Si)和管制值(Gi)，评价农田Cd污染风险。该方法可将土壤环境质量分为三类：Ci≤Si，安全区;SiGi，污染区。不同pH值下，水田的Ci和Gi如下[16]：pH≤5.5，Ci和Gi分别为0.3、1.5 mg·kg-1 ; 5.5

　　Igeo 包括从无污染到极重度污染 7 个等级，分别为[17]：Igeo≤0(class 0)无污染; 0

　　1.3.3 健康风险评估

　　本研究采用危害商法(HQ)评估 Cd 污染引发的健康风险。该方法由美国环境保护署(US EPA)提出[19]，表征因接触有毒物质而产生的非致癌性健康风险。本研究中 Cd 污染暴露途径包括稻米和土壤暴露，具体计算方法如下：