2025, Vol. 46
2. 宁夏大学西北退化生态系统恢复与重建教育部重点实验室, 银川 750021;
3. 宁夏大学西北土地退化与生态恢复国家重点实验室培育基地, 银川 750021;
4. 宁夏农业环境保护监测站, 银川 750002;
5. 宁夏大学农学院, 银川 750021
, YANG Ling1,2,3 , LI Hong4 , LIANG Xiang-yu4 , MA Jian-jun4 , WANG Jun-mei4 , WANG Jin-bao4 , MA Jun-hua4 , JIA Biao5 , XUE Bin1,2,3 , PANG Dan-bo1,2,3 , MA Kun1,2,3
2. Key Laboratory for Restoration and Reconstruction of Degraded Ecosystem in Northwest China of Ministry of Education, Ningxia University, Yinchuan 750021, China;
3. Breeding Base for State Key Laboratory of Land Degradation and Ecological Restoration in Northwest China, Ningxia University, Yinchuan 750021, China;
4. Agriculture Environmental Protection Monitoring Station of Ningxia, Yinchuan 750002, China;
5. School of Agriculture, Ningxia University, Yinchuan 750021, China
土壤作为农业生态系统的核心成分和物质能量循环的枢纽, 是各种重金属污染物的主要载体[1]. 据2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示, 我国土壤总点位超标率为16.1%, 主要污染物为Cd（点位超标率达7%）[2]. 土壤中Cd的活性较高、毒性较强, 且具有生物蓄积性和不可被生物降解性[3], 在低浓度条件下也可经食物链富集威胁人体健康[4], 而且长期Cd暴露将会产生毒害作用[3], 由此导致的食品和生态安全问题已受到广泛关注. 因此, 精准评估和识别农田土壤-农产品Cd污染的健康风险, 是应对粮食安全和保障人体健康的重要举措.
与土壤背景值相比, 中国农田土壤中Cd的累积量最大, 超过对应土壤背景值177.9%[5]. 在长江中游地区, Cd是潜在生态风险最大的重金属[4]. 黄河流域农田有21.69%的样点Cd含量超出《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618-2018）（pH > 7.5）的筛选值, 为偏中度污染[6]. 我国地域辽阔, 农田土壤环境质量差异较大, 不同作物对重金属的富集能力也有明显差异, 而现行的土壤环境质量标准风险筛选值和管控值制订时均未考虑其生态风险[2]. 用统一的标准来界定土壤中某种重金属元素的临界值缺乏准确性和科学性, 会造成实际评估中出现超标不对应的情况[7]. 加之缺乏地方性标准作为补充, 极大影响和限制了土壤环境质量定义的严肃性和科学可靠性. 因此, 开展土壤-作物系统中重金属的分布特征和富集规律研究, 针对不同作物类型制定相应的土壤安全限量标准, 对保障我国农产品安全和人体健康具有重要意义.
本研究基于宁夏全区农田土壤-农产品协同监测结果, 分析不同类型农产品和土壤的Cd含量, 开展农产品和土壤Cd污染评价, 探讨摄入农产品和土壤途径对人类健康风险, 并采用累积概率分布函数构建不同农产品的物种敏感度分布曲线, 推导不同农产品产地土壤Cd生态安全环境基准, 以期为宁夏农田土壤Cd的生态风险评估和土壤环境质量标准的制定提供数据支撑和科学参考.
1 材料与方法 1.1 研究区概况宁夏回族自治区属中温带干旱、半干旱气候, 年平均气温为5~9℃；年平均无霜期105~163 d；年平均降水量约为200~680 mm, 主要集中在夏季和秋季；年蒸发量1 214~2 803 mm[8]；年降水量在400 mm以下的干旱地区占全区总面积的80%；年日照时间约为2 194~3 082 h. 主要种植玉米、小麦、水稻、马铃薯、冷凉蔬菜和小杂粮等作物, 大部分为一年一熟.
1.2 样品采集和处理测定考虑到宁夏土地利用特征和农作物种植情况, 同时兼顾农作物种植空间的均匀性, 基于GPS定位采样点, 于2017~2023年协同采集740对土壤（0~20 cm）和农产品（可食部分）样品, 其中, 玉米地415组、小麦地67组、水稻地50组、马铃薯地20组、水果地（包括苹果、葡萄、西瓜等）20组、蔬菜地（包括油菜、小白菜、西蓝花、芹菜、茄子、南瓜、韭菜、辣椒等）147组和其他谷物（包括荞麦、高粱、大豆等）地20组. 每个土壤样品是从田块中间位置、半径50 m范围内、由“S”形组合5个表层土样混合而成, 土壤样品重量不低于1 kg, 经自然风干, 剔除碎石、植物根系等杂物, 并用四分法取样后过10目的尼龙筛, 保存备用. 农产品采集点与土壤样品采样点一一对应（同样是740个）, 采样时避开株体过大过小、遭受病虫害或机械损伤以及道路边的植株. 虽然籽粒的重金属含量与根、茎、叶中重金属含量存在一定的相关性, 但没有确定的规律[9], 因此, 本文在衡量农产品对人体的健康风险时, 选用所采集农产品的可直接食用部分进行检测. 在作物成熟期（6月或9月）, 用四分法混合后获得约0.5 kg的农产品.
土壤pH值由雷磁pH计（PHS-3C, 中国上海）按土∶水（1∶2.5）进行测量. Cd的含量使用石墨炉原子吸收分光光度计（AA-7000 Shimadzu, 日本）进行测定[10,11], 样品回收率为100%. 样品制备和分析过程均使用分析试剂空白. 对10%的土壤样品同时进行了重复样品分析, 以上重复样品的相对标准偏差均小于5%.
1.3 评价方法 1.3.1 土壤重金属污染评价采用地累积指数法（Igeo）评价宁夏农田中重金属污染程度, 该方法是由德国科学家Muller提出用于研究重金属污染程度的定量指标[12], 是目前国内外广泛应用于评价土壤重金属污染程度的一种定量评价方法, 不仅能反映自然成岩作用下重金属自然分布特征和累积程度, 而且可以判断出人为活动对重金属污染的影响, 是区分人为活动影响的重要参数[13,14], 计算公式如下：
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式中, Igeo为地累积指数；CCd为实测Cd元素在土壤中的含量（mg·kg-1）；Bn为Cd的地球化学背景值, 采用宁夏的土壤背景值0.112 mg·kg-1[15]；1.5为考虑成岩作用可能引起背景值波动而设定的校正常数[16].
地累积指数Igeo划分标准见表 1.
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表 1 地累积指数分级标准 Table 1 Classification standard of soil geo-accumulation index |
1.3.2 土壤重金属生态风险评估
生态风险指数（ecological risk index, ERI）用于分析土壤重金属的污染程度和评估潜在的生态风险, Hakanson提出的潜在生态风险指数法[17]是目前应用最为广泛的重金属质量评价方法之一[18], 可从生态毒性角度进行重金属的潜在生态风险评估, 并根据结果划分单个重金属指标或综合指标的生态风险等级[19], 其计算公式为：
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式中, C为重金属Cd的实测含量；B为宁夏土壤Cd的环境质量标准值（0.112 mg·kg-1）[15]；T为土壤重金属毒性反应因子, Cd取值为30[20]. 生态风险指数分为ERI < 40、40≤ERI < 80、80≤ERI < 160、160≤ERI < 320和ERI≥320, 分别代表轻微、中等、较高、高和极高风险等级.
1.3.3 人体健康风险评估重金属主要通过经口摄入土壤、吸入土壤颗粒、皮肤接触和食物链摄取等暴露途径进入人体[21], 因此本研究分别从土壤途径和农产品摄入途径开展人体健康风险评估.
1.3.3.1 土壤对人类健康的风险评估本研究采用美国环保署推荐的健康风险评价模型分析土壤Cd对不同人群的健康风险.
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式中, ADD土壤_口手、ADD土壤_皮肤和ADD土壤_呼吸为不同暴露途径的长期日均暴露量, mg·kg-1·d-1；IR1为每日摄入速率, 成人取值100 mg·d-1, 儿童取值200 mg·d-1[21]；IR2为土壤吸入速率, 成人取值20 mg·d-1, 儿童取值7.65 mg·d-1[22]；EF为土壤暴露频率, 取值350 d·a-1[1]；ED为土壤暴露持续时间, 成人取值25 a, 儿童取值6 a[1]；BW为居民平均体重, 成人取值56.8 kg, 儿童取值15.9 kg[21]；Cs为实测土壤Cd含量, mg·kg-1；CF为单位转化因子, 取值10-6 mg·kg-1；SA为皮肤暴露面积, 成人取值5 700 cm2, 儿童取值2 800 cm2[1,22]；AF为皮肤黏附系数, 成人取值0.07 mg·cm-1·d-1, 儿童取值0.2 mg·cm-1·d-1[1,22]；ABS为皮肤吸收因子, 成人取值0.003, 儿童取值0.001[22]；PEF为颗粒物释放因子, 成人和儿童均取值1.36×109 mg3·kg-1[1,22]；AT为平均总的暴露时间, ED×365 d（非致癌）, 70×365 d（致癌）[1,22].
土壤重金属对人体产生的健康风险可分为非致癌健康风险评价和致癌风险评价, 计算公式如下：
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式中, HQ为非致癌重金属Cd的健康风险指数, 当HQ < 1时, Cd对人体不存在非致癌风险. ADDi为非致癌重金属Cd的第i种暴露途径的日均暴露量, RFDi为非致癌重金属Cd的第i种暴露途径的参考剂量, 口手、皮肤和呼吸途径的参考剂量分别为1.0×10-3、2.5×10-5和1.62×10-7 mg·kg-1·d-1[23]. CR为致癌风险指数, 分级标准为[24]：CR > 10-4时, 致癌风险较高；10-6 < CR≤10-4时, 表示人体可接受水平的致癌风险；CR≤10-6时无致癌风险. SF为斜率致癌因子系数, 取值6.1 kg·d-1·mg-1[20].
1.3.3.2 农产品对人类健康的风险评估在农田重金属健康风险评估中, 应重视食物消费暴露途径[21]. 健康风险指数（health risk index, HRI）适用于评估通过食物摄入重金属对人体健康造成的风险, 提出了目标危害方法[25]. 因此, 本文对经口摄入的农产品重金属暴露途径进行单独评估, 计算公式如下：
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式中, FIR为农产品日摄入量, 为了便于统一比较不同农产品重金属的摄入风险, 将所有农产品归类为谷物、蔬菜和水果, 其中成人和儿童的谷物FIR值分别为0.400 kg·d-1和0.200 kg·d-1[26], 成人和儿童的蔬菜FIR值分别为0.345 kg·d-1和0.232 kg·d-1[26], 水果的FIR值分别为0.275 kg·d-1和0.150 kg·d-1[27]；Ccrop为农产品中Cd的实测含量（mg·kg-1）；EF为暴露频率, 取值为365 d·a-1；ED为暴露持续时间, 成人取值25 a, 儿童取值6 a[1]；WAB为平均体重, 成人取值61.75 kg, 儿童取值32.75 kg[28]；TA为平均时间（d）. TA由EF×ED计算得出. RFD为重金属的每日允许摄入量, Cd的RFD值为0.001 mg·kg-1·d-1[25,29]. 当HRI > 1时, 可能会对人体健康造成不良影响；HRI < 1时, 表明对人体健康无不良影响.
1.3.4 土壤环境基准值推导土壤生态环境基准是指土壤中的污染物既不影响农产品产量和生物的生存发展, 又不致使水体污染的阈值[7]. 物种敏感性分布法（species sensitivity distribution, SSD）是推导土壤环境基准的国际主流方法, 已被多个国家和机构确定为制订土壤环境质量标准的方法[2]. 该方法基于一系列物种或相同物种的不同品种间对某一种污染物敏感性差异而提出来的一种生态风险评价方法[7,22], 通过概率分布函数将不同物种间的毒理数据外推, 实现污染物在生物群落甚至生态系统水平上的风险评估[30]. 本研究采用log-logistics模型方程对数据进行拟合分析, 通过测定土壤和农产品重金属含量, 计算农产品富集系数（BCF）, 用于估算作物从土壤中累积金属的能力[31], 如公式（9）, 然后将其倒数作为概率分布指标, 农产品重金属的1/BCF对土壤重金属富集效应的敏感分布遵循“S”型曲线分布[22], 因此利用公式（10）拟合SSD曲线. 最后参照《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762-2022）规定的各类农产品限量, 利用公式（11）反演出基于保护95%和5%农产品类别安全的HC5和HC95, 并将HC5和HC95定义为土壤安全生产的临界值和警戒值[32].
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式中, Ccrop为农产品中的重金属含量, Cs为土壤中的重金属含量. 当BCF≤1时, 表明作物只能吸收而不能积累重金属；当BCF > 1时, 表明作物可以积累重金属[31]. x为1/BCF, y为农产品对应的累积概率, a、b、c和x0为常数. Cr为农产品Cd限量值, 分别按玉米（0.1 mg·kg-1）、小麦（0.1 mg·kg-1）、水稻（0.2 mg·kg-1）、马铃薯（0.1 mg·kg-1）、其他谷物（0.1 mg·kg-1）、其他蔬菜及豆类（0.2 mg·kg-1）和水果（0.05 mg·kg-1）进行取值.
2 结果与讨论 2.1 土壤pH统计分析研究区农田土壤pH值和有机质含量特征统计结果见表 2. 监测点中只有兴庆区的一个西红柿和贺兰县一个西瓜样地的土壤pH值小于7.5, 分别为7.3和7.4, 呈中性偏碱性. 其他738个监测点（占所有采样点的99.73%）土壤pH值均 > 7.5, 说明研究区农田土壤呈碱性, 一定程度上会抑制重金属的活性, 有助于降低土壤重金属的环境风险[33]. 考虑到不同作物类型土壤pH的平均值> 8.3, 因此, 本研究在土壤重金属的相关分析中, 不进行土壤pH值条件下的区分, 均按照土壤pH > 7.5的相关标准值和限量值开展探讨.
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表 2 研究区农田土壤pH值特征统计 Table 2 Characteristic statistics of pH value |
2.2 土壤Cd污染评价 2.2.1 土壤Cd含量状况
研究区农田中不同农产品土壤（0~20 cm）样品进行描述性统计分析可知（表 3）, 所有样地中土壤ω（Cd）在0.020~0.472 mg·kg-1, 平均值（0.187 mg·kg-1）高于宁夏土壤背景值（0.112 mg·kg-1）和中国表层土壤背景值（0.097 mg·kg-1）, 但均低于我国农用地土壤Cd风险管控值（0.600 mg·kg-1）. 其中水稻地土壤ω（Cd）平均值最高, 为（0.210±0.071）mg·kg-1, 水果地土壤ω（Cd）平均值最低[（0.144±0.051）mg·kg-1]. 从最大值和变异系数统计结果可以看出, 各农产品监测点均有不同程度的累积, 部分点位土壤Cd含量超过了我国农用地土壤污染风险筛选值（0.300 mg·kg-1）, 但均低于美国（0.770 mg·kg-1）、加拿大（1.400 mg·kg-1）和芬兰（10.000 mg·kg-1）等国家的土壤Cd指导值[3].
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表 3 研究区农田土壤Cd含量统计1） Table 3 Statistics of Cd content in farmland soil in study area |
从变异系数来看, 除马铃薯地土壤Cd含量变异系数较低（19.88%）外, 其他农产品样地土壤Cd均具有较高程度变异（> 30%）, 均属于中等程度变异[20], 说明各样地间土壤Cd含量离散程度较大, 在空间上分布不均匀, 可能受到外界人为因素不同程度的影响[34]. 但与其他地区研究结果相比[7,32,35 ~ 37], 其变异程度相对较弱. 这与采样尺度有关, 采样区域面积越小, 其空间的结构性变异越弱[35].
不同农产品土壤Cd平均值均高于宁夏土壤背景值, 说明有不同程度的累积富集效应；与全国表层土壤背景值相比, 玉米、小麦、水稻、马铃薯、水果、蔬菜和其他谷物地分别是背景值的1.95、1.96、2.16、1.75、1.48、1.90和1.65倍；而与我国农用地土壤（pH > 7.5）污染风险管控值相比, 所有农产品的土壤Cd含量均低于管控值, 没有超标管控风险的监测点.
2.2.2 土壤Cd污染评价为了了解研究区农田土壤Cd累积可能引起的环境风险, 应用地累积指数（Igeo）开展研究区土壤Cd污染程度评价. 由图 1可知, 研究区农田土壤Cd地累积指数平均值大小顺序依次为：水稻（0.234） > 玉米（0.089） > 小麦（0.078） > 蔬菜（0.046） > 马铃薯（-0.008） > 其他谷物（-0.135） > 水果（-0.307）, 平均值为0.069, 说明研究区农田土壤Cd污染程度较低, 大部分属于轻度污染及以下（无污染）等级, 仅有小部分玉米（8个）、小麦（2个）、水稻（2个）和蔬菜（4个）地的土壤Cd处于中度污染水平. 而且研究区土壤Cd的地累积指数变异系数高达735.00%, 说明各监测点空间异质性较强.
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蓝色虚线为无污染和轻度污染分界线；黑色虚线为轻度污染和中度污染分界线；红色虚线为中度污染和重度污染分界线 图 1 研究区不同农产品产地土壤Cd地累积指数 Fig. 1 The Igeo of soil Cd in different agricultural product producing areas of the study area |
考虑到区域土壤Cd含量的强空间异质性, 因此进一步采用能重点反映生物毒性较高的Cd对土壤环境质量影响的生态风险指数（ERI）, 开展土壤Cd潜在生态风险水平的评估. 由图 2可知, 生态风险指数结果与地累积指数相似, 大部分监测点土壤Cd处于中等风险等级及以下, 玉米、小麦、水稻和蔬菜地土壤Cd处于较高风险等级的比例分别为5.78%、4.48%、16.00%和6.12%, 马铃薯、水果和其他谷物地土壤Cd没有较高风险等级, 而且研究区无高和极高风险等级的土壤点位. 综上所述, 不同农产品类型土壤Cd评价结果基本一致, 研究区农田土壤Cd生态风险普遍处于安全水平. 但仍需坚持开展相关监测工作, 避免区域出现新的污染源以加重区域土壤Cd的累积, 出现新的生态风险.
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蓝色虚线为轻微和中等风险等级分界线；黑色虚线为中等和较高风险等级分界线；红色虚线为较高和高风险等级分界线 图 2 研究区不同农产品产地土壤Cd生态风险指数 Fig. 2 ERI of soil Cd in different agricultural product producing areas of the study area |
研究区不同农产品中Cd含量统计结果见表 4. 农产品ω（Cd）分布在0.000~0.150 mg·kg-1之间, 平均变异系数高达137.89%, 具有极高的离散性, 说明不同农产品Cd含量的变异程度较大. 而且同一农产品间的变异系数（CV）也较高, 马铃薯和水果Cd含量属于中等变异程度（10% < CV < 100%）, 玉米、小麦、水稻、蔬菜和其他谷物属于强变异（> 100%）, 说明相同农产品的Cd含量在不同监测点间也具有较大差异. 与土壤Cd含量不同, 农产品中其他谷物和蔬菜的ω（Cd）平均值较高, 分别为0.013 mg·kg-1和0.011 mg·kg-1, 其次是小麦（0.009 mg·kg-1）, 水稻和玉米中的ω（Cd）平均值较低（分别为0.004 mg·kg-1和0.003 mg·kg-1）, 马铃薯和水果ω（Cd）平均值最低（均为0.002 mg·kg-1）, 以上均远低于国家对食品中Cd含量的限量值（GB 2762-2017）.
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表 4 研究区不同农产品Cd含量统计1） Table 4 Statistics of Cd content in different agricultural products in the study area |
2.3.2 Cd富集特征
土壤重金属含量高, 但对应的农产品重金属含量不一定高, 这与农作物对重金属的积累能力有关[36], 而衡量农作物对重金属的积累可以通过富集因子（BCF）来判断, BCF越小, 则农产品对重金属的富集能力越弱, 抗土壤重金属污染的能力则越强. 而且BCF可在一定程度上消除区域环境因子影响差异[41]. 从研究区不同农产品Cd的生物富集系数可知（图 3）, 所有农产品只是吸收Cd（BCF < 1）, 远低于积累指示值（BCF > 1）, 说明监测农产品对Cd并没有积累效应. 其中, 其他谷物和蔬菜的平均BCF较高, 分别为0.083和0.057, 其次是小麦（0.053）, 但这3种农产品BCF的变异程度也较大, 依次为9.5%、8.5%和6.8%. BCF最小的是马铃薯（0.013）, 其变异系数也最小, 仅为0.8%. 研究区水稻的BCF为0.022, 未表现出高富集性. 马铃薯和水果的BCF值较低, 玉米和蔬菜的高值离散点较多. 虽然土壤中Cd主要以可交换态或碳酸盐结合态等易于迁移的形态存在, 通过Fe2+、Ca2+和Zn2+等二价离子转运易于被作物吸收, 但这也与采集点位数和采样频次影响有关[35], 同时植物根系对Cd的吸收速率和转运方式不同、不同作物对重金属耐受性具有强弱差异以及生物量大小等, 均是导致不同作物地上部Cd积累的重要决定因素[42,43]. 此外, 和研究区土壤pH值普遍较高（> 7.5）有关, 较高的土壤pH值有利于土壤中重金属从离子交换态转变成碳酸盐沉淀, 从而形成稳定的形态, 使重金属的有效性下降[36].
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红色虚线为作物不能积累和可以积累重金属分界线 图 3 研究区不同农产品Cd的生物富集系数箱型图 Fig. 3 Boxplot of biological accumulation coefficient of Cd in different agricultural products in the study area |
目前, 开展农田土壤重金属的人体健康风险评估时, 通常参考建设用地的评估方法, 考虑经口摄入土壤、皮肤接触和吸入土壤颗粒这3种暴露途径[21,44]. 因此, 本研究分别采用致癌和非致癌风险评价法分析土壤途径对成人和儿童的健康风险.
不同农产品产地土壤途径对人群的单项非致癌风险指数（HQ）及单项致癌风险指数（CR）分别如图 4和图 5所示. 可以看出, 成人和儿童的HQ大小排序均为：水稻 > 小麦 > 玉米 > 蔬菜 > 马铃薯 > 其他谷物 > 水果, 而且HQ远低于1, 所以土壤Cd对成人和儿童均不存在非致癌风险. 而土壤Cd含量对成人和儿童的CR值也无致癌风险（CR < 10-4）, 但玉米、小麦、水稻、马铃薯和蔬菜地中土壤Cd对儿童的平均CR值介于10-6和10-4之间, 即对儿童有可接受水平致癌风险等级, 而对成人则大部分为无致癌风险（CR < 10-6）.
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图 4 研究区不同农产品土壤途径非致癌风险指数箱型图 Fig. 4 Boxplot of non-carcinogenic risk index (HQ) for soil pathways of different agricultural products in the study area |
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红色虚线为人体可接受水平致癌风险和无致癌风险的分界线 图 5 研究区不同农产品产地土壤途径致癌风险指数箱型图 Fig. 5 Boxplot of carcinogenic risk index (CR) for soil pathways of different agricultural products in the study area |
整体看来, 就儿童而言, 7种农产品产地土壤Cd的非致癌风险指数和致癌风险指数均高于成人, 即在土壤暴露环境中, 儿童通常比成人脆弱, 更容易受到土壤途径Cd的危害.
2.4.2 摄入农产品对人类健康风险评价与土壤摄入和吸入等暴露途径相比, 摄入农产品途径对人类健康存在更大的直接性和不确定性. 在计算食物链摄入途径的健康风险时, 需要通过实地调查获得农田的利用类型、农产品的种类及其重金属含量等参数[21]. 从图 6可以看出, 通过农产品摄入Cd对成人和儿童的健康风险指数均 < 1, 说明研究区域农产品Cd含量对人体不存在健康风险, 即没有食源性危害. 排除极端离散值差异的影响, 由成人和儿童的健康风险平均值来看, 玉米、小麦、水稻、马铃薯、水果、蔬菜和其他谷物摄入Cd对成人和儿童的健康风险无显著差异, 而且不同农产品类别间对成人和儿童的影响同样不大.
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红色虚线为对人体健康有无不良影响的分界线 图 6 研究区不同农产品Cd健康风险指数箱型图 Fig. 6 Mean index values of human health risk of Cd in different agricultural products in the study area |
土壤环境基准是指不考虑社会、经济和技术等人为因素, 土壤中某一物质对所在土壤生态系统的存在对象（人或其他生物等）不产生不良或有害影响的最大剂量（或称无有害效应剂量）或浓度限值[45], 是由污染物同特定对象之间的剂量-反应关系确定的. 评价基准的确定是区域重金属污染与风险评价的关键内容, 是制订土壤环境质量标准、开展土壤环境质量评价与管理的基础, 可为地方生态环境监管, 土壤环境损益评估提供借鉴, 为重金属污染环境监测预警、风险控制和生态环境修复提供参考基准和定量标尺[46].
本研究中不同农产品Cd的敏感性分布（SSD）曲线拟合结果见图 7. 若数据点集中在曲线上端, 说明该作物对重金属的吸收富集能力较弱, 敏感度较低, 反之亦然[7,47]. 玉米和小麦的1/BCF值多集中在0~400之间, 水果和蔬菜多集中在0~200, 说明这4种农产品对Cd的吸收富集能力较强, 敏感度较高. 而马铃薯和其他谷物分布相对均匀, 说明对Cd的敏感度低.
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图 7 农产品中重金属敏感性分布（SSD）曲线 Fig. 7 Species sensitivity distributions (SSD) of Cd in agricultural products |
由公式（11）可以推算出基于保护95%农产品安全的临界值（HC5）和保护5%农产品安全的警戒值（HC95）, 也就是HC5和HC95分别为可保护监测区95%和5%农产品的Cd含量低于安全限值. 当土壤重金属含量低于标准中（GB 15618-2018）筛选值时, 农产品无安全风险；当土壤重金属含量高于管制值时, 农产品存在一定的安全风险, 需要采取管控措施. 本研究利用Origin软件拟合的SSD公式见表 5, 进而推导出的玉米、小麦、水果和其他谷物地土壤Cd安全生产临界值分别为0.503、0.336、0.234和0.342 mg·kg-1, 均小于风险筛选值, 因此本研究推导出的玉米、小麦、水果和其他谷物地土壤Cd阈值较标准严格. 水稻和蔬菜地的土壤安全生产临界值为1.057 mg·kg-1和0.740 mg·kg-1, 高于标准中对应的风险筛选值, 因此推导出的水稻和蔬菜地土壤Cd阈值相较标准要宽松. 马铃薯地的土壤安全生产临界值和标准基本一致（0.598 mg·kg-1 ≈ 0.600 mg·kg-1）. 以上研究与不同农产品对土壤重金属的富集能力导致土壤健康风险值有差异的结论相一致[22].
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表 5 基于log-logistic模型的拟合公式及土壤环境基准1）/mg·kg-1 Table 5 Fitting formula based on log-logistic model and soil environmental benchmark/mg·kg-1 |
虽然当前现行土壤环境质量标准（GB 15618-2018）作为我国农用地分类分级管理质量标准, 具有十分重要的作用[36], 但本研究结果表明, 利用该标准评价宁夏农产品土壤具有一定的不严谨性, 这与区域环境因子和不同农产品的富集能力等差异有关[48]. 因此, 统一用该标准的筛选值并不完全适用于不同土壤重金属背景值地区和不同富集特征的农产品类型, 难以准确评价土壤重金属的实际暴露水平, 需根据不同农产品中重金属的实际含量进行调整. 因此, 本研究为制订宁夏地方土壤环境质量标准提供了基础资料和参考依据.
3 结论（1）不同农产品土壤Cd含量平均值均高于宁夏和中国表层土壤背景值, 存在累积富集效应, 但均低于管控值. 土壤Cd空间异质性较强, 污染程度较低, 大部分监测点属于轻度污染和无污染等级, 无高和极高生态风险等级的监测点位.
（2）农产品中其他谷物和蔬菜的Cd含量平均值较高, 马铃薯和水果Cd含量平均值最低, 均低于国家对食品中Cd含量的限量值, 无富集积累效应.
（3）不同农产品产地土壤Cd对儿童的非致癌和致癌风险指数均高于成人, 但对成人和儿童均不存在非致癌和致癌风险. 摄入农产品Cd含量对人体不存在健康风险, 无食源性危害.
（4）本研究推导出的玉米、小麦、水果和其他谷物地土壤Cd阈值较现行土壤环境质量标准（GB 15618-2018）严格, 而水稻和蔬菜地土壤Cd阈值相较标准要宽松.
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