锌冶炼区菜地土壤和蔬菜重金属污染状况及风险评价
2019-06-06张军方黄代宽于恩江刘鸿雁
余 志,陈 凤,张军方,黄代宽,于恩江,刘鸿雁,3*
锌冶炼区菜地土壤和蔬菜重金属污染状况及风险评价
余 志1,2,陈 凤2,张军方2,黄代宽2,于恩江1,刘鸿雁1,3*
(1.贵州大学资源与环境工程学院,贵州 贵阳 550025；2.贵州省环境科学研究设计院,贵州 贵阳 550081；3.贵州大学农学院,贵州 贵阳 550025)
对黔西北地区某典型锌冶炼区菜地土壤和主要蔬菜进行取样调查,测定了土壤和蔬菜可食用部分Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni 6种重金属的含量,采用单项污染指数和综合污染指数法评价了土壤和蔬菜中重金属的污染状况,并分别采用潜在生态风险指数(RI)和目标危险系数法(THQ)评价了菜地土壤重金属污染的潜在生态风险和蔬菜中重金属对成人和青少年儿童的健康风险.结果表明,该区域菜地土壤已受到重金属的重度污染,且以Cd对综合指数的贡献最大,土壤Cd存在极强生态风险,研究区处于轻微、中等、强和很强的生态风险程度的采样点比例分别为2.0%、14.3%、35.7%和48.0%;在所采集的蔬菜样本中,土豆处于重度污染水平,芸豆处于中度污染水平;复合重金属健康风险指数评价结果表明,食用研究区域蔬菜对成人和青少年儿童健康产生负面影响的可能性很大.
锌冶炼；土壤；蔬菜；重金属；污染；生态风险；健康风险
菜地是利用强度大、投入和产出高、受人类活动影响大的一类农业土壤.近年来,关于菜地重金属含量的研究备受关注[1].随着经济社会快速发展的需要,矿产资源开发利用强度日益加强,同时越来越多的重金属污染物被排放到环境中.重金属污染物可以通过土壤迁移转换到蔬菜中,并在蔬菜内富集,最后通过食物链进入人体,对人们的健康产生潜在的危害,且这种污染具有隐蔽性、长期性、不可逆性等特点[2-3].鉴于此,国内外科研工作者对矿区周边菜地土壤污染特征、菜地中重金属迁移转化规律、蔬菜中重金属富集规律及存在的生态环境风险等方面进行了较为深入的研究,但由于土壤空间异质性强、不同矿区间污染特征不尽相同、不同区域间蔬菜种植结构差异较大、不同蔬菜品种对重金属富集能力差异明显等原因,使得各矿区菜地土壤和蔬菜中重金属污染状况、生态环境风险不尽相同[4-13].
本研究区是典型的土法炼锌区,由于土法炼锌历史悠久、工艺落后,在生产过程中产生大量含重金属的废气、废水、废渣未经处理就全部排放于自然环境中,对周边土壤环境和生态景观造成了严重的污染和破坏.已有研究结果表明,该地区土壤中铅、锌和镉等重金属污染严重[14].食用在污染土壤上种植的蔬菜已成为该地区居民重金属暴露的主要途径之一,极有可能造成当地居民的健康风险[4],应当引起关注.
单项污染指数和综合污染指数法是评价土壤和蔬菜中重金属的通用方法,而潜在生态风险指数(RI)和目标危险系数法(THQ)是评价土壤重金属污染的潜在生态风险和食物中重金属对人体健康风险的有效办法[15-17].为摸清该区域菜地土壤和蔬菜存在的潜在安全风险,本文采用污染指数评价和健康风险评价模型,研究该区域菜地土壤的生态风险、蔬菜的污染状况以及可能会给居民造成的健康风险,研究结果有助于全面了解锌冶炼区菜地土壤和蔬菜中重金属的污染程度及可能存在的风险,为保障当地农产品质量安全和污染土壤的风险管控提供科学依据.
1 材料与方法
1.1 样品采集与处理
研究样品均采自黔西北某典型锌冶炼区,样品采集时间集中在2015~2016年各类蔬菜收获时节.采样时有针对性地选择了矿区耕作年限较长且具有一定代表性的菜地样区,在每个样区内随机采集约2~3株白菜和萝卜、5~6个土豆、10株左右芸豆的可食部分,混合均匀后装袋,作为1 个样品,采样量约为500g;在每个采集蔬菜的点位同步采集菜地土壤样品.共采集白菜样品14个、萝卜样品11个、土豆样品46个、芸豆样品30个,共101个农作物样品,同步采集到菜地土壤样品101个,即共采集土壤和蔬菜样品202个.
土壤样品经风干、磨细过100目筛后装袋备用.蔬菜的可食部分用自来水冲洗后,再用去离子水洗净,置于105℃烘箱中杀青30min,然后75℃烘干至恒重,粉碎研磨后过100目筛备用.
1.2 样品分析方法
本研究中菜地土壤样品中重金属参照国家相关标准(GB/T17141-1997)[18]和US EPA 3052[19]分析测试,采用HNO3-HCl-HF微波消解后测定;蔬菜中重金属参照国家相关标准分析测试(SN/T 0448- 2011[20]),采用HNO3-H2O2微波消解后测定.土壤和蔬菜待测液中重金属含量均采用美国热电Thermo电感耦合等离子体质谱仪X2(ICP-MS)测定.整个分析过程所用试剂均为优级纯,实验用水均为去离子水,所有玻璃器皿均在10%的硝酸中浸泡24h以上.分析过程中采用空白样、平行双样、国家标准样品进行质量保证和质量控制,且加标回收率范围在95%~105%.根据仪器检出的蔬菜重金属的结果是以干重计,但因蔬菜中重金属的相关标准是以湿重计,所以本文列出的蔬菜的结果均是根据蔬菜的含水率折算后湿重.
1.3 土壤和蔬菜重金属评价方法
1.3.1 土壤和蔬菜重金属污染评价 菜地土壤和蔬菜重金属污染采用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法开展评价[3,21-23].
单项污染指数计算方法,计算公式为:
式中:P为污染物的单项污染指数;C为污染物的实测浓度mg/kg;S为污染物在土壤和蔬菜中的限值mg/kg.
当P£1时,表示土壤和蔬菜未受污染;P>1时,表示土壤和蔬菜受到污染,且P值越大,受到的污染越重.
内梅罗综合污染指数法,计算公式为:
式中:PN为土壤和蔬菜中重金属的综合污染指数;P均为重金属单项污染指数的平均值;P最大为重金属最大单项污染指数.内梅罗污染指数评价标准为:当PN£0.7时,为安全等级;当0.7
1.3.2 菜地土壤重金属生态风险评价 生态危害指数法是由瑞典科学家Hakanson 提出用于评价土壤和沉积物中重金属污染生态风险评价的方法[24],该方法根据重金属性质及环境行为特点,不仅考虑土壤中重金属含量,而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起,被广泛用于土壤和沉积物生态风险评价.本文也采用该方法来进行研究区域菜地土壤的生态风险分级评价,其表达式为:
式中:RI为土壤中多种重金属潜在生态危害指数;C为单一元素实测值;C为单一元素参比值,采用贵州省土壤环境背景值作为参照标准[25],T为第种重金属元素的毒性系数;E为第种重金属的潜在生态危害系数.本文中几种重金属毒性系数:Pb为5,Cd为30,Zn为1,Cu为5,As为10,Ni为5.依据重金属的潜在生态危害系数(E)可将土壤中重金属污染状况划分为5个等级;依据重金属的潜在生态危害指数(RI)可将土壤中重金属污染程度划分为4个等级.因Hakanson研究的是8种有机污染物和重金属的潜在生态风险,而RI的大小与参评污染物的种类和数量有关,污染物的数目越多、毒性越强,RI值就越大,因此,应用RI进行生态风险评价时,必须根据参评污染物的种类和数量对其进行调整,本文根据文献[24]中的方法对分级标准做相应调整,即E值风险分级的第一级上限值为非污染的污染系数(=1)与参评污染物中最大毒性系数相乘的结果,其他风险级别的上限值分别为上一级的分级值乘以2.本研究的6种重金属中Cd的毒性系数为最大(30),得出E的第一级生态风险(轻微的生态危害)标准为<30,其余依次乘以2(见表1).对本研究中6 种重金属RI的分级标准按如下方法调整:先根据Hakanson的第一级分级界限值(150)除以其研究的8种污染物的毒性系数总值(133),得到单位毒性系数的RI分级值(1.13) ,将单位毒性系数的RI分级值乘以本研究6种重金属的毒性系数总值(56),并取十位整数得到RI第一级界限值(1.13×56= 63.28≈70);其他级别的分级值分别用上一级的分级值乘2得到(表1).调整后的重金属潜在生态危害指数评价标准如表1所示.
表1 重金属潜在生态危害系数(Eir)、危害指数(RI)与危害程度分级的关系
1.3.3 蔬菜摄入的健康风险评价 本研究中蔬菜摄入的健康风险采用文献[20]中提到的方法来评价.即研究区居民经蔬菜摄入的重金属量,采用日均摄入量(daily intake, DI)来度量,计算公式为:
DI=FIR´(4)
式中:DI为重金属的日均摄入量mg/d;FIR为蔬菜的日摄取速率 kg/d,以鲜重计;为蔬菜中度污染物的浓度 mg/kg.参照相关文献报道[6,27]并结合当地居民的饮食习惯,确定研究区成人蔬菜的日摄取率FIR为0.45kg/d,青少年儿童的FIR为0.23kg/d.
采用US EPA(美国国家环境保护局)推荐的目标危险系数法(target hazard quotient, THQ)模型评价摄入蔬菜中重金属的健康风险.其中,THQ是以污染物暴露剂量与参考剂量的比值来表征非致癌风险水平,如果比值超过安全基准值1.0,说明该污染物对人体具有潜在健康风险. THQ 的计算公式为[20,26]:
式中:THQ 为目标危险系数;EF 为暴露频率 d/a;ED为暴露年限,a;FIR和的含义同式(3);为重金属暴露参考剂量mg/(kg×d);BW为受体体重kg;AT为平均暴露时间(ED´365).
根据US EPA综合风险信息系统数据库及其他相关文献资料,得到式(5)中的模型参数(表2).
表2 蔬菜健康风险评价模型参数取值
重金属对人体健康的影响一般是由多种元素共同作用的结果,因此计算多种重金属复合风险,计算公式为:
式中:TTHQ£1,表明没有明显的负面影响;TTHQ>1,表明对人体健康产生负面影响的可能性很大; TTHQ>10,表明存在慢性毒性效应.
1.4 数据处理和分析
数据处理、分析和作图采用SPSS 20和Origin 8.5软件.
2 结果与讨论
2.1 菜地土壤中重金属污染状况
调查结果表明,研究区菜地土壤pH值的平均值为6.55,处于偏酸性的水平.研究区菜地土壤中6种重金属的含量情况统计结果如表3所示.重金属Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni的平均含量分别为87.18,2.07,261.0,97.81,12.29,56.43mg/kg,贵州省土壤Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni元素的背景值分别为29.3,0.13,82.4,25.7,13.3,33.7mg/kg[25],研究区菜地土壤重金属超过背景值点位所占比例分别为: 74.5%、100%、90.8%、97.3%、39.7%和86.3%.对照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB15618- 2018)[29]风险筛选值,土壤重金属单项污染指数呈Cd>Cu>Zn>Pb>Ni>As的特征.锌冶炼区菜地土壤受到Cd的严重污染(单项污染指数为6.00),除此之外,也受到Zn和Cu不同程度的污染(单项污染指数>1).内梅罗综合污染指数评价的结果表明,研究区菜地土壤已受到重金属的严重污染. Cu、As和Ni的变异系数均<100%,表明Cu、As和Ni在不同土壤采样点位之间的含量分布相对比较均匀,已有研究结果表明,Cu和Ni主要受地质背景的影响[30-31];Pb、Cd和Zn的变异系数均>100%,出现了较多的极端异常值,表明这些元素在研究区受人类活动影响强烈,空间分布较不均匀,可能存在局部点源污染,已有研究结果表明这些元素常常受外源污染因素的影响,文献[7]也指出Pb、Cd、Zn污染与历史铅锌冶炼有关,与本研究区域潜在污染源一致.研究[8]表明,离南宁市冶炼厂500m的菜地土壤Pb、Zn和Cd含量严重超标,分别达到991.59、596.78和22.06mg/kg;离白银市矿区14km的菜地土壤重金属Cd和As含量超标[32];邹天森等[33]对湖北某废弃铅冶炼企业周边土壤铅的调查结果表明,废弃铅冶炼企业周边土壤在500m范围内污染最为严重,在500~2000m之间呈轻度或中度污染;李江燕等[9]对云南个旧锡矿区菜地土壤重金属的研究结果表明,菜地土壤Cd、Zn和Cu含量均超标,分别为国家土壤环境质量标准的5.32倍、1.65倍和1.33倍;本研究调查结果同样表明,锌冶炼区菜地土壤重金属呈重度污染特征.
表3 研究区菜地土壤重金属的含量水平
2.2 菜地土壤中重金属污染评价
研究表明,土壤酸性环境条件将提高重金属的活性,从而加大土壤重金属污染的生态风险水平[35].研究区土壤处于偏酸性水平,Cd是最主要的生态风险因子,其潜在生态风险程度很高,极强、很强、强的和中等危害生态风险的样点数分别占总样点数的48.0%、28.6%、21.4%和2.04%.其次是Pb,很强、强的、中等和轻微危害生态风险的样点数分别占总样点数的3.06%、2.04%、6.12%和88.8%,即以轻微生态风险危害为主.Cu的强的、中等和轻微危害生态风险的样点数分别占总样点数的1.37%、11.0%和87.7%. Zn、As和Ni的生态风险较低,达到轻微生态风险的样点占总样点数的95%以上.6种重金属潜在生态危害大小顺序为:Cd>Pb>Cu> As>Zn>Ni (表4),此研究结果与文献[35]中对于会泽某铅锌矿周边农田土壤重金属生态风险评价的研究稍有差异.
从表4中不同RI风险级别样点数占总样点数的比例来看,轻微生态风险样点数占2.04%,中等、强的和很强的生态风险分别占14.3%、35.7%和48.0%,说明研究区域存在不同程度的土壤重金属污染风险,且强的和很强的生态危害样点数占83.7%,说明该区域菜地土壤生态危害的程度较重.
表4 不同生态风险级别样点数占总样点数的百分比
2.3 蔬菜中重金属污染状况
锌冶炼区菜地土壤上采集的不同蔬菜中重金属含量的统计结果及显著性差异分析等见图1.冶炼区白菜中重金属Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni的平均含量分别为0.099,0.092,4.139,0.307,0.019,0.247mg/ kg;萝卜中重金属Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni的平均含量分别为0.015,0.051,3.273,0.214,0.016,0.267mg/ kg;土豆中重金属Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni的平均含量分别为0.064,0.097,4.004,1.167,0.750,0.243mg/ kg;芸豆中重金属Pb、Cd、Zn、Cu、As、Ni的平均含量分别为0.295,0.045,21.38,7.785,0.000,0.943mg/ kg.在白菜、萝卜、土豆和芸豆中,Zn的含量最高,其次是Cu和Ni,而Pb、Cd、As含量在不同的作物中无一定的规律.Zn、Cu和Ni在蔬菜中含量相对较其他重金属高,可能与其在对应土壤中含量较高有关;而Pb在土壤中的平均含量也较高,但在蔬菜中的含量相对较低,可能是因为Pb的迁移性相对较弱,是植物不易累积的元素[36-37].
由图1可看出,Pb在蔬菜中的平均含量从大到小依次为:芸豆>白菜>土豆>萝卜,且各含量之间无显著性差异;Cd依次为土豆>白菜>萝卜>芸豆,且各含量之间无显著性差异;Zn依次为芸豆>白菜>土豆>萝卜,且Zn在芸豆中的含量显著高于在白菜、土豆和萝卜中的含量;Cu依次为芸豆>土豆>白菜>萝卜,且Cu在芸豆中的含量显著高于在白菜、土豆和萝卜中的含量;As依次为土豆>白菜>萝卜>芸豆,且As在土豆中的含量显著高于在白菜、萝卜和芸豆中的含量;Ni依次为芸豆>萝卜>白菜>土豆,且Ni在芸豆中的含量显著高于在白菜、土豆和萝卜中的含量.本研究萝卜中的Pb、Cd、Zn、Cu和As的含量水平都较其他蔬菜中相对低,可能是因为萝卜叶对重金属元素的富集能力大于萝卜根(可食部分),Pb和As在萝卜叶中具有明显的富集优势,萝卜叶中Pb和As平均含量为根的10倍, Cd在萝卜中的含量都比较低[38].
图1 蔬菜中重金属含量及显著性差异分析
蔬菜重金属含量之间的显著性差异采用SPSS的ANOVA分析(<0.05),同一列不同的字母表示各蔬菜中同种重金属含量水平存在显著性差异
2.4 蔬菜重金属富集特征
蔬菜重金属的富集系数是指蔬菜中重金属含量与土壤中重金属含量的比值,它可以大致反映蔬菜在相同土壤重金属含量条件下对重金属的吸收能力.重金属富集系数越小,则表明其吸收重金属的能力越差,抗土壤重金属污染的能力则越强[39].从表5可看出,白菜和萝卜对重金属元素平均富集系数大小的顺序一致,均为Cd>Zn>As>Ni>Cu>Pb,土豆重金属元素平均富集系数大小的顺序为Cd>As>Cu> Zn>Ni>Pb,芸豆重金属元素平均富集系数大小的顺序为Cu>Zn>Cd>Ni>Pb>As.可看出,不同蔬菜品种对不同种类的重金属富集规律不同[10,40];在6种重金属元素中,Cd、Zn较容易在4种蔬菜中富集,而Pb最不容易在蔬菜中富集,此结论与前人的研究结果一致,因为重金属Cd、Zn活性较强,较易被植物吸收[22,36-37].从不同蔬菜对重金属的富集能力来看,芸豆对Pb、Zn、Cu和Ni的富集能力相对较高;白菜和萝卜对Cd的富集能力相对较高;萝卜和土豆对As的富集能力相对较高.可看出,不同蔬菜对不同重金属的富集能力存在较为显著的差异.
2.5 蔬菜中重金属的污染评价
如表6所示,在所采集的白菜、萝卜、土豆和芸豆样本中,受到重金属污染最重的是土豆,处于重度污染水平;其次是芸豆,处于中度污染水平;白菜和萝卜均处于轻度污染水平.所有土豆样本中,污染最重的元素是Cd和As,超标率分别为39.1%和46.2%;其次是Ni和Pb,超标率分别为7.69%和4.35%;Zn和Cu的平均含量均未超过标准限值,且无点位超标.芸豆样本中,污染最重的元素是Ni和Zn,其平均污染指数分别为1.57和1.07,超标率分别为60.9%和52.2%;其次是Cu、Pb和Cd,超标率分别为13.0%、4.35%和4.35%;As未在芸豆中检出.白菜样本中,Pb、Cd、Zn、超标率分别为7.14%、14.3%和14.3%,Zn、Cu、As、Ni共6种重金属元素的平均含量均未超过标准限值,部分点位的Pb、Cd、Ni含量超标,Cu和As均没有点位超标;萝卜样本中,污染最重的元素是Cd,其平均含量超过标准限值,平均污染指数为1.15,超标率为42.9%;其次是Ni,超标率为14.3%;其余重金属元素Pb、Zn、Cu、As的平均含量均未超过标准限值,且无点位超标.可见,不同蔬菜品种对不同种类的重金属吸收与累积规律不同[40],在生产上可以利用不同作物对不同重金属的吸收特点,有选择性地栽培作物,减少作物对土壤重金属的吸收富集,有效降低公众身体健康受损的潜在威胁.
表5 蔬菜重金属富集系数
表6 蔬菜重金属单项污染指数和综合污染指数
2.6 菜地土壤-蔬菜中重金属含量的相关性分析
锌冶炼区菜地土壤与蔬菜可食部分重金属含量间的相关系数列于表7.蔬菜中Cd含量与菜地土壤中的Pb和Zn含量呈显著正相关(<0.01);蔬菜中Zn含量与菜地土壤中的Cd和As含量呈显著正相关(<0.01);蔬菜中Cu含量与菜地土壤中的Cd和As含量呈显著正相关(<0.01);蔬菜中As含量与菜地土壤中的Cu含量呈显著正相关(<0.05);蔬菜中Ni含量与菜地土壤中的Cd和As含量呈显著正相关(<0.05或<0.01);而蔬菜中其他重金属与土壤中重金属均无显著相关性.可见,大部分菜地土壤重金属与蔬菜重金属间并无显著相关性,可能是由于植物从土壤中吸收和富集重金属的多少与土壤中重金属总量并无线性关系,而与土壤中重金属的植物有效态直接相关[41].也有研究表明[42],农产品中重金属含量与土壤中重金属的化学形态、生物有效性有关.朱书法等[43]的研究也表明,不同种类的重金属,由于其物理化学行为和生物有效性的差异,在土壤-农作物系统中的迁移转化规律明显不同.因此,对于土壤重金属的研究,不仅应关注土壤重金属的总量,还应对土壤重金属的不同赋存形态进行分析,通过研究重金属不同形态对生物吸收的贡献程度,可以确定其生物有效性的大小,进而进行生物有效性评价,有助于今后更准确地开展土壤重金属污染评价.
表7 菜地土壤重金属与蔬菜重金属含量间相关性分析
注:**相关性在0.01水平,*相关性在0.05水平.
2.7 经蔬菜摄入的重金属污染健康风险评价
土壤中重金属可通过蔬菜根系吸收进入植物体内,并积累在作物不同器官和组织中,如果蔬菜可食用部分积累大量重金属,则通过食物链传递将对人体健康造成严重影响.本研究根据公式(4)(5)(6)和表2中的评价参数,分别计算了锌冶炼区成人和青少年儿童通过食用蔬菜摄入重金属的DI值、THQ值和TTHQ值,计算结果见表8.对于成人和青少年儿童来说,单个重金属Pb、Cd、Zn、Cu、Ni引起的健康风险不高,风险指数(THQ)均小于1;成人和青少年儿童As的THQ分别为4.88和4.67,说明As对成人和青少年儿童均会造成潜在的健康风险.而研究区采集的4种蔬菜中,白菜、萝卜和芸豆中As均无超标现象,受As污染最重的蔬菜是土豆,超标率达46.2%,而土豆正是该研究区产量最大、最主要食用的蔬菜之一,这应引起相关部门的高度重视,急切需要对锌冶炼区重金属污染土壤采取适当的防治措施,以减少重金属通过土壤-植物系统经由蔬菜摄入途径对人体健康造成的影响.复合重金属健康风险指数评价结果表明,食用研究区域蔬菜对成人和青少年儿童健康产生负面影响的可能性很大.
表8 食用蔬菜的重金属摄入量及健康风险
3 结论
3.1 研究区土壤受到重金属不同程度的污染,尤其是Cd污染最为突出.
3.2 蔬菜受重金属污染状况有差异,重金属对蔬菜的污染程度为土豆最重,处于重度污染水平,其次是芸豆,处于中度污染水平,白菜和萝卜均处于轻度污染水平.
3.3 食用该区域蔬菜引起单一重金属As对人体健康的风险明显,而Pb、Cd、Zn、Cu、Ni对人体健康的风险不明显;复合重金属污染对成人和青少年儿童产生负面影响的可能性很大.
3.4 大部分菜地土壤重金属含量与蔬菜可食部分重金属含量间无显著相关性.
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Contamination and risk of heavy metals in soils and vegetables from zinc smelting area.
YU Zhi1,2, CHEN Feng2, ZHANG Jun-fang2, HUANG Dai-kuan2, YU En-jiang1, LIU Hong-yan1,3*
(1.College of Resource and Enviormental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025, China；2.Guizhou Academy of Environmental Science and Designing, Guiyang 550081, China；3.College of Agriculture, Guizhou University, Guiyang 550025, China)., 2019,39(5)：2086~2094
The concentration of Pb, Cd, Zn, Cu, As and Ni in soils and dominant vegetables were determined based on the soil and vegetable samples collected from a representative zinc-smelting region in Northwest of Guizhou province. Both single factor pollution index and comprehensive pollution index methods were used to assess the concentration of heavy metals in soils and vegetables, and their potential ecological risks and health risks to adults and adolescents were also analyzed by the potential ecological risk index (RI) and target hazard quotient (THQ) methods. The results showed that the soils in the zinc-smelting area were contaminated by heavy metals and Cd contributed the most to the integrated pollution index; high ecological risks were imposed by Cd and there were 2.04%, 14.3%, 35.7% and 48.0% of sample sites in each category, decided according to the potential ecological risk index, of low, medium, high and extremely high risk, respectively. Among vegetable samples, the potatoes were heavily polluted and kidney beans were moderately polluted. Moreover, the comprehensive health risk index analysis suggested that the eating of vegetables grown in sample areas could cause serious potential health risks for adults and adolescents.
zinc smelting；soils；vegetables；heavy metals；contamination；ecological risk；health risk
X53
A
1000-6923(2019)05-2086-09
余 志(1984-),男,贵州贵阳人,高级工程师,贵州大学博士研究生,主要从事土壤重金属污染研究.发表论文5篇.
2018-10-08
国家重点研发计划项目(2018YFC1802602);国家基金委-贵州省人民政府联合基金项目(U1616442-2);贵州省土壤质量安全与水肥调控重点实验室(黔教合KY字[2016]001);贵州省生物学一流学科建设项目(GNYL[2017]009)
*责任作者, 教授, hyliu@gzu.edu.cn
