环境科学  2018, Vol. 39 Issue (2): 916-926   PDF    
引用本文
尹伊梦, 赵委托, 黄庭, 程胜高, 赵珍丽, 余葱葱. 电子垃圾拆解区土壤-水稻系统重金属分布特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2018, 39(2): 916-926.
YIN Yi-meng, ZHAO Wei-tuo, HUANG Ting, CHENG Sheng-gao, ZHAO Zhen-li, YU Cong-cong. Distribution Characteristics and Health Risk Assessment of Heavy Metals in a Soil-Rice System in an E-waste Dismantling Area[J]. Environmental Science, 2018, 39(2): 916-926.
电子垃圾拆解区土壤-水稻系统重金属分布特征及健康风险评价
尹伊梦1, 赵委托2, 黄庭1, 程胜高1, 赵珍丽1, 余葱葱1     
1. 中国地质大学(武汉)环境学院, 武汉 430074;
2. 核工业二〇三研究所环境工程与评价中心, 咸阳 712000
收稿日期: 2017-04-12; 修订日期: 2017-08-17
基金项目: 中央高校新青年教师科研启动基金项目（CUGW140908）；国家自然科学基金项目（41072023，41402312）
作者简介: 尹伊梦(1992~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为环境风险评价与管理, E-mail:yym_2017@126.com
通信作者: 赵委托, E-mail:weituo2006@126.com; 程胜高, E-mail:chengsg@cug.edu.cn
摘要: 选取广东省贵屿镇为研究区域，测定土壤中15种金属（As、Be、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Li、Mn、Ni、Sb、Sn、Pb、V和Zn）的含量，并确定研究区域大米中重金属（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn）的含量；运用多元统计分析法和人体健康风险评价模型研究土壤-水稻系统重金属分布特征和健康风险.结果表明，电子垃圾拆解区周边表层土壤中Hg、Sb、Sn具有明显的积累效应，Cd、Hg的平均含量超过了《土壤环境质量标准》（GB 156182-1995）Ⅱ级标准限值，贵屿镇相较于陈店镇、司马浦镇污染较严重.多元统计分析表明，Cu、Sb、Ni、Zn、Sn、Pb、Hg来源于周边电子垃圾拆解活动，Cd、Be来源于其他人为污染源，V、Li、Cr、Co、As、Mn来源于自然源.土壤-水稻系统重金属迁移积累于稻米中的重金属评价富集量符合国家食品卫生标准，富集能力Cd > Zn > Cu > Ni > As > Cr > Hg > Pb.土壤重金属健康风险评估结果显示儿童更易受到重金属污染威胁，经手-口摄入是土壤暴露风险的主要途径，且各镇土壤重金属的非致癌风险和致癌风险均在可接受范围.贵屿镇通过摄取稻米途径所引起健康风险主要来自As、Cr、Cu、Ni元素.
关键词: 电子垃圾拆解区      土壤污染      稻米      重金属      健康风险评价     
Distribution Characteristics and Health Risk Assessment of Heavy Metals in a Soil-Rice System in an E-waste Dismantling Area
YIN Yi-meng1 , ZHAO Wei-tuo2 , HUANG Ting1 , CHENG Sheng-gao1 , ZHAO Zhen-li1 , YU Cong-cong1     
1. School of Environmental Studies, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China;
2. The Center of Environmental Engineering and Assessment, No. 203 Research Institute of Nuclear Industry, Xianyang 712000, China
Abstract: This study selected Guiyu Town, Guangdong Province as the research area, the content of 15 kinds of metals (As, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Li, Mn, Ni, Sb, Sn, Pb, V, and Zn) in the soil was determined, and the content of heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, and Zn in the rice of this research area was identified. Multivariate statistical analysis and a human health risk assessment model were used to investigate the distribution characteristics and health risk of heavy metals in a soil-rice system. The results showed that Hg, Sb, and Sn in the surface soil surrounding the electronic waste dismantling area have obvious accumulation effect. The average content of Cd and Hg exceeds the Ⅱ standard limit of the "Environmental Quality Standard for Soil" (GB 156182-1995), and that Guiyu Town is more seriously polluted than Chendian Town and Simapu Town. The multivariate statistical analysis showed that Cu, Sb, Ni, Zn, Sn, Pb, and Hg originated from the surrounding electronic waste dismantling activities, Cd and Be originated from other man-made sources of pollution, and V, Li, Cr, Co, As, and Mn originated from natural sources. Heavy metal evaluation concentration in the soil-rice system by heavy metal migration accumulated in rice are in compliance with national food hygiene standards, and the enrichment ability is Cd > Zn > Cu > Ni > As > Cr > Hg > Pb. Soil heavy metal health risk assessment results showed that children are more susceptible to heavy metal pollution, and handling-oral ingestion is the main way of soil exposure risk. The non-carcinogenic risk and carcinogenic risk of heavy metals in the soil of each town are acceptable. The health risk in Guiyu Town through ingestion of rice is mainly from the elements that include As, Cr, Cu, and Ni.
Key words: electronic waste dismantling area      soil contamination      rice      heavy metals      health risk assessment     

电子垃圾的初步回收(包括手动拆卸、焙烧、酸浸和露天燃烧等)对环境和人类健康造成的潜在有害影响已引起世界各地的广泛关注, 特别是在快速工业化和城市化的发展中国家, 如中国、印度、越南和加纳[1~4].先前研究发现, 在电子垃圾拆解区内的空气、水域、土壤和沉积物中经常检测到金属、多溴二苯醚(PBDE)、多氯联苯(PCB)、多环芳烃(PAH)和其他持久性有毒物质[5~10].特别地, 土壤环境中的重金属污染由于其毒性、持久性和生物累积性引起了公众注意.龙塘镇电子垃圾拆解区Cu浓度分别比土壤Ⅱ级标准高3倍左右[11], 倾倒、焚烧和酸浸场所的Cu浓度分别比Ⅱ级标准高10倍、40倍和60倍[12].此外, 贵屿儿童和新生儿的血铅、镉和胎粪铅含量高于临镇[13~17].因此, 有必要对电子垃圾拆解区进行健康风险评估.

贵屿, 位于中国广东省东南部汕头市的一个小镇, 是中国南方最大的电子垃圾拆除场所.由于缺乏有效的执法, 非法电子垃圾回收活动仍普遍存在, 使当地环境受到重金属的严重污染.在过去的几十年中, 已经对贵屿进行了许多研究, 以此确定土壤中金属元素的浓度、来源、分布和健康风险.但这些研究仅集中在电子垃圾拆解区表土中的某些主要金属污染物(例如As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn), 很少关注土壤环境中的类金属(例如Be、Sn和Sb).此外, 关于贵屿电子垃圾拆解区的水[18]、沉积物[19]、土壤[20]、血液[21]和人体毛发[22]等多种基质中重金属的来源分布研究日益增多, 但关于贵屿电子垃圾拆解区种植的水稻中重金属的生物累积和生物放大的问题尚未得到处理.大多数未受控制的电子废物处理场所距离种植蔬菜和水稻的农田500 m或500 m以内, 由这些土壤生产的食物主要由当地居民消费, 因此, 对在电子垃圾拆解区种植的水稻中的重金属潜在健康风险的调查应得到重视.

基于此, 本文选取广东省贵屿镇为研究区域, 以相邻两镇作为对照组, 测定电子垃圾拆解区周边31个土样中15种金属(As、Be、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Li、Mn、Ni、Sb、Sn、Pb、V和Zn)的含量, 以及贵屿镇电子垃圾拆解区稻米中重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn)的含量; 运用多元统计分析法和人体健康风险评价模型研究电子垃圾拆解区土壤-水稻系统重金属分布特征和健康风险.

1 材料与方法 1.1 研究区与采样点

研究地点位于中国广东省汕头市贵屿镇及其周边的陈店镇、司马浦镇.将贵屿镇选做电子垃圾拆解的研究区, 另外相邻两镇被选作对照组.贵屿镇电子垃圾具有分片处理加工的特点, 因此贵屿境内土壤样点布设在受电子垃圾影响的几个代表性拆解区域, 陈店镇、司马浦镇境内土壤样点也布设在电子垃圾拆解区周边. 图 1为采样点分布图, 取样点包括贵屿镇境内14个取样点, 以及临近贵屿的陈店镇和司马浦镇17个取样点, 陈店镇位于贵屿镇西南9 km处, 司马浦镇位于贵屿镇东南10 km处.

图 1 研究区位置及采样点分布示意 Fig. 1 Location of studied area and distribution map of sampling sites

1.2 样品制备与分析

土壤采集采用多点采样混合法, 即每个样品由在4个角落和面积约10 m×10 m的中心收集的5个子样品的混合物组成.每个样品分别用铝箔包装并置于聚乙烯袋中, 转移至实验室, 在室温下风干, 除去植物残体之后用木棒研磨, 通过2 mm尼龙筛过筛, 土样分别装入棕色样品瓶中, 于-20℃储存, 供分析使用.此外, 从表土采样点(贵屿)中随机收集了约200 g稻米的7个水稻样品.每个单独的水稻样品由取自同一稻田的至少5个亚样品组成.使用无菌检查手套分离异物后, 将谷物样品彻底洗涤并在去离子蒸馏水中漂洗, 去皮, 在室内自然风干.将脱壳的谷物放在105℃的烘箱中3 h, 冷却后, 在干净的研钵中研磨5 min, 然后转移到干净的HDPE瓶中.所有样品(包括米和土壤样品)在-52℃和0.05 bar(0.05×105 Pa)的条件下干燥48 h, 之后研磨成细粉并密封在聚乙烯瓶中.

样品消解宜选择运用高温溶解样品(HNO3-HF-HClO4)来完成, Be、Cd、Co、Cr、Cu、Li、Mn、Ni、Sb、Sn、Pb、V和Zn的浓度检测采用USA生产的ICP-MS(电感耦合等离子体质谱仪, Agilent 7700X)测定. As和Hg浓度通过原子荧光光谱法(AFS-2202a)测定.在分析时采用国家标准土壤样品(GBW07406)、大米粉成分分析标准物质(GBW08502)和大米粉中汞成分分析标准物质(GBW08508)进行质量控制.

1.3 研究方法 1.3.1 土壤重金属污染评价方法

(1) 单因子评价法

(1)

式中, Pi为污染物i的污染指数, Ci为污染物i的实测浓度, Si为污染物i的评价标准值.本研究采用国家土壤环境质量Ⅱ级标准值[23](表 4)评价.当Pi≤1时, 表示土壤未受污染, 当Pi>1时, 表示土壤受到污染.

表 4 研究区土壤和水稻中金属的描述性统计/mg·kg-1 Table 4 Descriptive statistics for metals in soils and rice in the study area/mg·kg-1

(2) 内梅罗综合指数法

(2)

式中, PN为污染物i的综合污染指数, (Ci/Si)ave为单项质量指数的平均值, (Ci/Si)max为单项质量指数的最大值.以《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166-2004)的相关指标为依据来分级评价结果, 如表 1所示.

表 1 土壤环境质量分级标准 Table 1 Classification criteria for soil environmental quality

1.3.2 健康风险评价模型

(1) 暴露量的计算

摄入、皮肤接触和吸入等途径对人的致癌和非致癌风险的量化, 一般选择土壤重金属污染健康风险评估完成[24~26].用于健康风险评估的方法基于美国环境保护局的指南和暴露因子手册[27, 28].通过公式(3)~(5)计算致癌(成人)和非致癌(成人和儿童)重金属不同暴露途径的日平均暴露量.

(3)
(4)
(5)

式中, ADDing、ADDinh、ADDderm分别为经手-口摄入、呼吸吸入、皮肤接触途径的日平均暴露量, mg·(kg·d)-1; C为土壤重金属含量, mg·kg-1.

儿童致癌重金属3种途径的日平均暴露量按(6)~(8)计算.

(6)
(7)
(8)

式中, LADDing、LADDinh、LADDderm分别为致癌重金属经手-口摄入、呼吸吸入、皮肤接触途径日平均暴露量, mg·(kg·d)-1.

公式(3)~(8)相关参数的含义、取值见表 2[27~29].

表 2 重金属暴露参数 Table 2 Exposure parameters for the heavy metals

(2) 非致癌风险的计算方法

(9)
(10)

式中, HQ为非致癌风险; RfD为毒性参考剂量, 单位为mg·(kg·d)-1.

HI＞10、HI＞1、HI≤1分别表示有严重慢性风险、人体极有可能受到危害、人体不会受到明显伤害.

(3) 致癌风险的计算方法

(11)
(12)

式中, Risk为致癌风险; SF为致癌强度系数, 单位为(kg·d)·mg-1.

导则的风险基准为10-6, 但据有关专家研究表明, 致癌风险在10-6~10-4也是可以接受的[30].

本研究测定15种元素, 从中选取重金属Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn和类金属As进行健康风险计算, 它们的毒性参考剂量与致癌强度系数的取值见表 3.

表 3 重金属毒理学特性参数 Table 3 Toxicology characteristic parameters for the heavy metals

2 结果与讨论 2.1 电子垃圾拆解区周边土壤重金属污染特征 2.1.1 电子垃圾拆解区周边土壤重金属污染水平

根据电子垃圾拆解区周边的表层土重金属数据(见表 4), 参照广东省土壤背景值[31], 可以得出除As外, 其他金属都有不同程度的超标.贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤中重金属Co、Cr、Mn、Pb、V含量的平均值超出背景值1倍有余, Ni、Zn含量的平均值超出背景值2倍有余, Cu、Hg、Sb、Sn的平均含量远高于相应元素的背景值, 分别是背景值的4.61倍、6.3倍、10.26倍和7.05倍, 表明贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤Cu、Hg、Sb、Sn中具有明显的积累效应.陈店镇电子垃圾拆解区周边土壤中重金属V的含量平均值低于背景值, Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Sb、Pb含量的平均值均超出背景值1倍有余, Hg、Sn、Zn含量的平均值分别是背景值的4倍、6.22倍、2.26倍, 表明陈店镇电子垃圾拆解区周边土壤Hg、Sn、Zn中具有明显的积累效应.和背景值相比, 司马浦镇电子垃圾拆解区周边土壤中重金属V平均含量未超标, Co、Cr、Mn、Ni含量的平均值均超出背景值1倍有余, Cu、Pb、Zn含量的平均值超出背景值2倍有余, Hg、Sb、Sn含量的平均值分别是背景值的7.06倍、4.49倍、8.25倍, 表明司马浦镇电子垃圾拆解区周边土壤Hg、Sb、Sn中具有明显的积累效应.

与同为电子垃圾拆解中心的清远龙塘镇相比[11, 32], 贵屿镇的污染程度较为严重[33].

2.1.2 电子垃圾拆解区周边土壤重金属环境质量评价

评价标准为Ⅱ级土壤环境标准[23].根据单因子评价法结果, 贵屿镇土样中各项重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn)的平均环境质量指数如下：0.19±0.07、0.92±0.74、0.30±0.06、0.78±1.1、0.98±0.45、0.76±1.11、0.23±0.07、0.45±0.13, 由此可得贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤受到Cd、Cu、Hg、Ni的污染; 陈店镇土样中各项重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn)的平均环境质量指数如下：0.16±0.09、2.85±5.35、0.25±0.06、0.30±0.24、0.62±0.41、0.37±0.09、0.21±0.05、0.43±0.15, 由此可得陈店镇电子垃圾拆解区周边土壤受到Cd、Hg污染; 司马浦镇土样中各项重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn)的平均环境质量指数如下：0.12±0.05、0.59±0.30、0.28±0.07、0.50±0.61、1.10±0.79、0.55±0.63、0.26±0.16、0.47±0.16, 说明司马浦镇电子垃圾拆解区周边土壤受到Cu、Hg、Ni的污染.

通过内梅罗综合指数法计算, 在贵屿镇土样中重金属元素PN值：Ni(3.29)>Cu(3.25)>Cd(2.06)>Hg(1.35)>Zn(0.51)>Pb(0.34)>As(0.25)>Cr(0.21), 由此可知贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤中Ni、Cu已达重度污染级别, Cd已达中度污染级别, Hg已达轻度污染级别, Zn、Pb、As、Cr为无污染级别; 陈店镇土样中重金属元素PN值：Cd(3.69)>Hg(1.04)>Cu(0.69)>Zn(0.61)>Ni(0.43)>Cr(0.34)>As(0.28)>Pb(0.24), 说明陈店镇电子垃圾拆解区周边土壤中Cd已达重度污染级别, Hg已达轻度污染级别, Cu、Zn、Ni、Cr、As、Pb为无污染级别; 司马浦镇土样中重金属元素PN值：Hg(2.12)>Ni(1.53)>Cu(1.43)>Cd(0.83)>Zn(0.62)>Pb(0.50)>Cr(0.36)>As(0.16), 说明司马浦镇电子垃圾拆解区周边土壤中Hg已达中度污染级别, Ni和Cu已达轻度污染级别, Cd已达轻预警级别, Zn、Pb、Cr和As为无污染级别.

总体来看, 各镇电子垃圾拆解区周边土壤均未受到As、Cr、Pb、Zn的污染, 而电子垃圾拆解活动较多的贵屿镇相较于其他两镇较严重.

2.1.3 多元统计分析

对31个采样点的15个金属元素进行相关性分析得到表 5, 从中可知As、Be、Co、Cr、Li和V之间呈极显著相关, Cu、Ni、Sb、Sn、Pb、Zn之间呈极显著相关, Hg、Sn之间呈极显著相关, Be、Cd和V之间呈显著相关, Co与Sn之间呈显著相关, Cu与Hg之间呈显著相关, Hg、Ni、Sb、Zn之间呈显著相关.其中Cu~Ni的相关系数为0.971, 说明Cu和Ni关系最为密切; Hg仅与Sn之间极显著相关性, 而Hg还与Ni、Sb、Zn显著相关性, Hg与Cu著相关性.由此判断, As、Be、Co、Cr、Li和V具有一定同源性, Cu、Ni、Sb、Sn、Pb和Zn具有一定同源性, Hg一部分来源可能与Sn相同, 一部分来源可能与Ni、Sb、Zn相同, 另一部分来源可能与Cu相同.

表 5 表层土壤重金属皮尔逊相关系数1) Table 5 Pearson correlation coefficients for heavy metals in topsoil

运用SPSS 22.0软件对表层土壤中15种金属进行主成分分析, KMO(Kaiser-Meyer-Olkin)检验表明, 统计量为0.547, 大于0.5说明数据适合主成分分析, Bartlett的球形检验显著性水平为0.00, 表明分析结果具有统计学意义.提取累积方差为79.29%的4个成分作为主成分(表 6), 主成分1包括V、Li、Cr、Co、As, 贡献率分别为97.3%、95.4%、89.7%、89.1%、79.6%, 主要来源于当地的地质背景; 主成分2包括Cu、Sb、Ni、Zn、Sn、Pb、Hg, 贡献率分别为94.2%、89.1%、87.3%、87.2%、72.9%、68%、51.7%, 这一组合是典型的电子垃圾处理和回收污染源的重金属特征组合; 主成分3包括Cd、Be, 贡献率分别为79.6%、75.8%, Cd是典型的与制造业有关的污染元素, 为与主成分1来源不同的人为污染源; 主成分4包括Mn, 贡献率91.5%, 主要来源于当地的地质背景.

表 6 研究区表层土壤重金属元素旋转主成分矩阵1) Table 6 Rotated component matrix for principal component analysis loadings for heavy metals in surface soils from the study area

结果显示Cu、Sb、Ni、Zn、Sn、Pb、Hg具有相同来源, Ni、Cu、Cd、Hg在贵屿镇的污染水平较高, 主要是由于贵屿镇含有较多电子垃圾拆解厂, 而Cu、Ni、Pb、Zn和Cr等重金属元素来源与周边金属表面处理、电镀等企业的生产活动有直接的关系[34, 35], 因此可认为主成分2来源于周边电子垃圾拆解区.主成分分析的结果与罗杰[36]在贵屿镇的研究结果一致.

聚类分析结果如图 2所示, 将元素分为四类：第一类为Co、Cr、Li、V、As, 第二类为Cu、Sb、Ni、Pb、Zn、Hg、Sn, 第三类为Be、Cd, 第四类为Mn.这与相关性分析、主成分分析的结果基本一致.

图 2 研究区土壤元素聚类分析 Fig. 2 Dendrogram of the trace element concentrations from the study area

2.2 土壤-水稻系统重金属迁移积累特征 2.2.1 稻米重金属富集量与污染评价

从表 4可以看出, 土壤-水稻系统中, 贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤生产的稻米迁移累积各种重金属含量分别如下：As介于0.04~0.1 mg·kg-1、Cd介于0.021~0.136mg·kg-1、Cr介于0.18~0.29 mg·kg-1、Cu介于2.36~3.56mg·kg-1、Hg介于0.000 6~0.001 9mg·kg-1、Ni介于0.3~3.92mg·kg-1、Pb介于0.04~0.25mg·kg-1、Zn介于13.8~21.58mg·kg-1, 富集量As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn分别为(0.07±0.02)、(0.066±0.05)、(0.21±0.05)、(3.01±0.43)、(0.001 1±0.000 5)、(1.37±1.30)、(0.13±0.08)和(17.32±2.87)mg·kg-1, Zn>Cu>Ni>Cr>Pb>As>Cd>Hg.对比国家颁布实施的食品内污染物含量标准[37], 其贵屿镇稻米中前述各类重金属含量富集均值全部达标.而在7个稻米测试样本中, 有14.3%的样品Pb富集超标(1个).分析发现(表 4), 稻米重金属富集量的变异系数除Ni高达94.9%、属较大变异强度外, Cd、Pb、Hg的变异系数分别为75.8%、61.5%和45.5%, 均为中等变异强度, 表明Ni可能存在异常富集.

2.2.2 稻米对土壤中重金属的富集能力

作物富集系数(plant uptake factor, PUF)可较好地反映稻米对土壤重金属的富集能力和重金属从土壤向稻米的迁移积累强度[38].一般定义为重金属富集于农作物可食部分中的总量、同类重金属在生产农作物的土壤中的含量之比.

经过计算, 研究区稻米对土壤中各项重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn)的平均富集系数如下：0.012 6、0.238 3、0.003 5、0.038 4、0.002 2、0.036 2、0.001 9和0.154 8, 其富集能力Cd>Zn>Cu>Ni>As>Cr>Hg>Pb.其中Cd的富集能力分别是Cu、Ni和Cr的6.2倍、6.4倍和128.1倍.证实：迁移能力最小的是Pb、Cu和Zn, 土壤内的这3种重金属极难被稻米吸收富集; 迁移能力最强的是Cd[39], 其极易为稻米吸收富集.所以, 土壤导致的环境污染方面, 稻米食用安全的威胁主要来自Cd污染.

2.3 电子垃圾拆解区周边土壤-水稻系统重金属健康风险评价 2.3.1 电子垃圾拆解区周边土壤重金属健康风险评价

在健康风险评价参数、评价模型基础上, 以表 2~4的数据为参照, 样本城镇电子垃圾拆解区周边土壤内的重金属经由手-口摄入、皮肤接触、呼吸吸入这3种途径导致的非致癌风险(表 7)和致癌风险(表 8)即可计算出来.

表 7 3个采样城镇儿童和成人的非致癌风险 Table 7 Hazard quotient (HQ) and hazard index (HI) for children and adults in the three sampled towns

表 8 3个采样城镇成人和儿童的重金属致癌风险和总致癌风险 Table 8 Cancer risk for each heavy metal and total cancer risk for adults and children in the three sampled towns

非致癌风险评价结果表明, 针对同一元素不同暴露途径的非致癌风险, 除As外, 土壤重金属非致癌风险均为经手-口摄入风险>皮肤接触风险>呼吸吸入风险, 由此可见, 经手-口摄入是土壤暴露风险的主要途径.针对不同元素3种途径的非致癌风险, 8种重金属的HQ在3个采样城镇均小于1, 这种统计结果证实：单一重金属导致的健康风险不会威胁到样本城镇居民.不同金属的HQ有较大的差异, 表现为, 贵屿：Cr>Pb>As>Ni>Cu>Hg>Zn>Cd; 陈店：Cr>Pb>As>Cu>Hg>Ni>Cd>Zn; 司马浦：Pb>Cr>As>Hg>Ni>Cu>Zn>Cd.这说明Cr、Pb和As是研究区表层土壤中主要的非致癌因子.

各镇非致癌风险关系为：贵屿>司马浦>陈店, 且儿童的非致癌风险大于成人的非致癌风险, 表明贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤的非致癌风险大于陈店镇、司马浦镇, 且儿童健康受危害的可能性大.

致癌风险评价结果表明, 不同金属的致癌风险有较大的差异, 表现为Cr>As>Ni>Cd.这说明Cr是研究区表层土壤中主要的致癌因子, 应作为重点风险管理对象.

重金属的致癌总风险值在3个采样城镇均处于10-6~10-4, 说明其引起的致癌总风险尚可接受[31].综合各金属健康风险的Risk值, 得出各镇致癌风险关系为：贵屿>司马浦>陈店, 且儿童的非致癌风险大于成人的非致癌风险, 因此, 贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤重金属元素致癌风险较为严重, 且儿童健康受危害的可能性大.

2.3.2 电子垃圾拆解区周边稻米重金属健康风险评价

土壤中的重金属可被种植其上的稻米吸收, 通过食物链进入人体, 并在人体富集, 从而对人体健康造成危害, 根据USEPA暴露因子手册和实地调查, 选取成人稻米摄入量为0.25 kg·d-1, 儿童稻米摄入量为0.15 kg·d-1.贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤内的重金属经由“土壤-水稻-食物”系统导致的非致癌风险和致癌风险如表 9所示.

表 9 3个采样城镇成人和儿童的重金属致癌风险和总致癌风险 Table 9 Cancer risk for each heavy metal and total cancer risk for adults and children in the three sampled towns

经摄取稻米重金属As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn对成人和儿童健康风险评价表明：As、Cr、Cu、Ni是引起稻米重金属风险的主要污染物, 且贵屿镇儿童摄取电子垃圾拆解区周边土壤生产稻米的健康风险大于成人摄取电子垃圾拆解区周边土壤生产稻米的健康风险.其中贵屿镇儿童和成人的HQ值都大于1, 说明通过稻米摄入途径所造成的健康风险不容忽视, 应高度重视.

3 结论

(1) 贵屿镇、陈店镇和司马浦镇电子垃圾拆解区周边的表层土壤中, 除As外其他金属的平均值均高于广东省土壤背景值.电子垃圾拆解区周边表层土壤中Hg、Sb、Sn具有明显的积累效应, Cd、Hg的平均含量超过了《土壤环境质量标准》(GB 156182-1995)Ⅱ级标准限值.总体来看, 电子垃圾拆解场较多的贵屿镇相较于其他两镇污染较严重.

(2) 多元统计分析结果表明, Cu、Sb、Ni、Zn、Sn、Pb、Hg来源于周边电子垃圾拆解活动, Cd、Be来源于其他人为污染源, V、Li、Cr、Co、As、Mn来源于自然源.

(3) 在土壤-水稻系统中, 土壤-水稻系统重金属迁移积累于稻米中的重金属评价富集量符合国家食品卫生标准, 富集能力Cd>Zn>Cu>Ni>As>Cr>Hg>Pb, 因此, 土壤导致的环境污染方面, 稻米食用安全的威胁主要来自Cd污染.

(4) 土壤重金属健康风险评估结果显示儿童更易受到重金属污染威胁, 经手-口摄入是土壤暴露风险的主要途径.非致癌风险评价结果表明, 贵屿镇电子垃圾拆解区周边土壤的非致癌风险大于陈店镇、司马浦镇.致癌风险评价结果表明, 重金属的致癌总风险值在3个采样城镇均处于10-6~10-4, 说明其引起的致癌总风险尚可接受.综合各金属健康风险的致癌风险值, 得出各镇电子垃圾拆解区周边土壤致癌风险关系为：贵屿>司马浦>陈店.

(5) 经摄取稻米重金属As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn对成人和儿童健康风险评价表明：As、Cr、Cu、Ni是引起稻米重金属风险的主要污染物, 且贵屿镇儿童摄取电子垃圾拆解区周边土壤生产稻米的健康风险大于成人.

参考文献
[1] Wong M H, Wu S C, Deng W J, et al. Export of toxic chemicals-a review of the case of uncontrolled electronic-waste recycling[J]. Environmental Pollution, 2007, 149(2): 131-140. DOI:10.1016/j.envpol.2007.01.044
[2] Pradhan J K, Kumar S. Informal e-waste recycling:environmental risk assessment of heavy metal contamination in Mandoli industrial area, Delhi, India[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014, 21(13): 7913-7928. DOI:10.1007/s11356-014-2713-2
[3] Eguchi A, Nomiyama K, Minh Tue N, et al. Residue profiles of organohalogen compounds in human serum from e-waste recycling sites in North Vietnam:association with thyroid hormone levels[J]. Environmental Research, 2015, 137: 440-449. DOI:10.1016/j.envres.2015.01.007
[4] Itai T, Otsuka M, Asante K A, et al. Variation and distribution of metals and metalloids in soil/ash mixtures from Agbogbloshie e-waste recycling site in Accra, Ghana[J]. Science of the Total Environment, 2013, 470-471: 707-716.
[5] Zhang Q, Ye J J, Chen J Y, et al. Risk assessment of polychlorinated biphenyls and heavy metals in soils of an abandoned e-waste site in China[J]. Environmental Pollution, 2013, 185: 258-265.
[6] Niu X J, Liu C, Song X F. Simulation research on the natural degradation process of PBDEs in soil polluted by e-waste under increased concentrations of atmospheric O3[J]. Chemosphere, 2015, 118: 373-382. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.10.068
[7] Wang S R, Wang Y, Lei W R, et al. Simultaneous enhanced removal of Cu, PCBs, and PBDEs by corn from e-waste-contaminated soil using the biodegradable chelant EDDS[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(22): 18203-18210. DOI:10.1007/s11356-015-5045-y
[8] Luo P, Bao L J, Li S M, et al. Size-dependent distribution and inhalation cancer risk of particle-bound polycyclic aromatic hydrocarbons at a typical e-waste recycling and an urban site[J]. Environmental Pollution, 2015, 200: 10-15. DOI:10.1016/j.envpol.2015.02.007
[9] Wang J X, Liu L L, Wang J F, et al. Distribution of metals and brominated flame retardants (BFRs) in sediments, soils and plants from an informal e-waste dismantling site, South China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(2): 1020-1033. DOI:10.1007/s11356-014-3399-1
[10] 叶景甲, 王静花, 季晨阳, 等. 台州某电子垃圾拆解区土壤PCBs的污染特征研究[J]. 浙江工业大学学报, 2015, 43(1): 87-93.
Ye J J, Wang J H, Ji C Y, et al. Research on pollution characteristic of polychlorinated biphenyl in soils from an e-waste dismantling area in Taizhou[J]. Journal of Zhejiang University of Technology, 2015, 43(1): 87-93.
[11] 黄华伟, 朱崇岭, 任源. 龙塘镇电子垃圾拆解区土壤和河流底泥重金属赋存形态及生态风险[J]. 环境化学, 2015, 34(2): 254-261.
Huang H W, Zhu C L, Ren Y. Speciation and potential ecological risk of heavy metals in the soils and river sediments of the E-waste recycling region of Longtang Town[J]. Environmental Chemistry, 2015, 34(2): 254-261. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2015.02.2014060601
[12] Wu Q H, Leung J Y S, Geng X H, et al. Heavy metal contamination of soil and water in the vicinity of an abandoned e-waste recycling site:implications for dissemination of heavy metals[J]. Science of the Total Environment, 2015, 506-507: 217-225. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.10.121
[13] Huo X, Peng L, Xu X J, et al. Elevated blood lead levels of children in Guiyu, an electronic waste recycling town in China[J]. Environmental Health Perspectives, 2007, 115(7): 1113-1117. DOI:10.1289/ehp.9697
[14] Li Y, Xu X J, Liu J X, et al. The hazard of chromium exposure to neonates in Guiyu of China[J]. Science of the Total Environment, 2008, 403(1-3): 99-104. DOI:10.1016/j.scitotenv.2008.05.033
[15] Zheng L K, Wu K S, Li Y, et al. Blood lead and cadmium levels and relevant factors among children from an e-waste recycling town in China[J]. Environmental Research, 2008, 108(1): 15-20. DOI:10.1016/j.envres.2008.04.002
[16] Guo Y Y, Huo X, Li Y, et al. Monitoring of lead, cadmium, chromium and nickel in placenta from an e-waste recycling town in China[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(16): 3113-3117. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.04.018
[17] Yang H, Huo X, Yekeen T A, et al. Effects of lead and cadmium exposure from electronic waste on child physical growth[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(7): 4441-4447. DOI:10.1007/s11356-012-1366-2
[18] Wong C S C, Duzgoren-Aydin N S, Aydin A, et al. Evidence of excessive releases of metals from primitive e-waste processing in Guiyu, China[J]. Environmental Pollution, 2007, 148(1): 62-72. DOI:10.1016/j.envpol.2006.11.006
[19] Wong C S C, Wu S C, Duzgoren-Aydin N S, et al. Trace metal contamination of sediments in an e-waste processing village in China[J]. Environmental Pollution, 2007, 145(2): 434-442. DOI:10.1016/j.envpol.2006.05.017
[20] Li J H, Duan H B, Shi P X. Heavy metal contamination of surface soil in electronic waste dismantling area:site investigation and source-apportionment analysis[J]. Waste Management & Research, 2011, 29(7): 727-738.
[21] Huo X, Peng L, Qiu B, et al. ALAD genotypes and blood lead levels of neonates and children from e-waste exposure in Guiyu, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014, 21(10): 6744-6750. DOI:10.1007/s11356-014-2596-2
[22] Ni W Q, Chen Y W, Huang Y, et al. Hair mercury concentrations and associated factors in an electronic waste recycling area, Guiyu, China[J]. Environmental Research, 2014, 128: 84-91. DOI:10.1016/j.envres.2013.10.005
[23] GB 15618-1995, 土壤环境质量标准[S].
GB 15618-1995, Environmental quality standard for soils[S].
[24] Avigliano E, Schenone N F. Human health risk assessment and environmental distribution of trace elements, glyphosate, fecal coliform and total coliform in Atlantic Rainforest mountain rivers (South America)[J]. Microchemical Journal, 2015, 122: 149-158. DOI:10.1016/j.microc.2015.05.004
[25] Chen H Y, Teng Y G, Lu S J, et al. Contamination features and health risk of soil heavy metals in China[J]. Science of the Total Environment, 2015, 512-513: 143-153. DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.01.025
[26] Wu S, Peng S Q, Zhang X X, et al. Levels and health risk assessments of heavy metals in urban soils in Dongguan, China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2015, 148: 71-78. DOI:10.1016/j.gexplo.2014.08.009
[27] USEPA. Highlights of the child-specific exposure factors handbook(Final Report)[R]. Washington, DC: U. S. Environmental Protection Agency, 2009. http://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay.cfm?deid=200445
[28] USEPA. Regional screening levels (RSL) for Chemical contaminants at superfund sites[R]. Washington, DC: U. S. Environmental Protection Agency, 2013.
[29] HJ 25. 3-2014, 污染场地风险评估技术导则[S].
HJ 25. 3-2014, Technical guidelines for risk assessment of contaminated sites[S].
[30] 李如忠, 潘成荣, 陈婧, 等. 铜陵市区表土与灰尘重金属污染健康风险评估[J]. 中国环境科学, 2012, 32(12): 2261-2270.
Li R Z, Pan C R, Chen J, et al. Heavy metal contamination and health risk assessment for urban topsoil and dust in Tongling City[J]. China Environmental Science, 2012, 32(12): 2261-2270. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2012.12.022
[31] 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990.
[32] 张金莲, 丁疆峰, 卢桂宁, 等. 广东清远电子垃圾拆解区农田土壤重金属污染评价[J]. 环境科学, 2015, 36(7): 2633-2640.
Zhang J L, Ding J F, Lu G N, et al. Heavy metal contamination in farmland soils at an E-waste disassembling site in Qingyuan, Guangdong, South China[J]. Environmental Science, 2015, 36(7): 2633-2640.
[33] 朱崇岭. 珠三角主要电子垃圾拆解地底泥、土壤中重金属的分布及源解析[D]. 广州: 华南理工大学, 2013.
Zhu C L. Distribution and source apportionment of heavy metals in sediment, soil of PRD major electronic waste dismantling ground[D]. Guangzhou: South China University of Technology, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10561-1014152086.htm
[34] 厉炯慧, 翁珊, 方婧, 等. 浙江海宁电镀工业园区周边土壤重金属污染特征及生态风险分析[J]. 环境科学, 2014, 35(4): 1509-1515.
Li J H, Weng S, Fang J, et al. Heavy metal pollution characteristics and ecological risk analysis for soil around Haining Electroplating Industrial Park[J]. Environmental Science, 2014, 35(4): 1509-1515.
[35] 余葱葱, 赵委托, 高小峰, 等. 电镀厂周边地表水中重金属分布特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2017, 38(3): 993-1001.
Yu C C, Zhao W T, Gao X F, et al. Distribution characteristics and health risk assessment of heavy metals in surface water around electroplating factories[J]. Environmental Science, 2017, 38(3): 993-1001.
[36] 罗杰. 广东省韩江三角洲土壤污染物源辨析及其环境承载力[D]. 武汉: 中国地质大学, 2016.
Luo J. Source apportionment and environment capacity of pollutants in soil of Hanjiang River Delta, Guangdong Province[D]. Wuhan: China University of Geosciences, 2016. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10491-1016312121.htm
[37] GB 2762-2012, 食品安全国家标准食品中污染物限量[S].
GB 2762-2012, National standard food safety pollutant limit for food[S].
[38] 沈体忠, 朱明祥, 肖杰. 天门市土壤-水稻系统重金属迁移积累特征及其健康风险评估[J]. 土壤通报, 2014, 45(1): 221-226.
Shen T Z, Zhu M X, Xiao J. Characteristics of migration and accumulation of heavy metals in soil-rice system of Tianmen and its health risk assessment[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2014, 45(1): 221-226.
[39] 张美剑. 电子垃圾拆解区土壤重金属空间异质性及风险评价研究[D]. 杭州: 浙江农林大学, 2015. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10341-1016038243.htm