汞矿周边稻田汞和甲基汞污染特征及生态风险

2022-02-15裴鹏刚穆德苗马文艳孙约兵

生态与农村环境学报 2022年1期

裴鹏刚，穆德苗，马文艳，孙涛，孙约兵①

(1.农业农村部环境保护科研监测所农业农村部产地环境污染防控重点实验室/ 天津市农业环境与农产品安全重点实验室，天津 300191；2.东北农业大学资源与环境学院，黑龙江哈尔滨 150030)

汞(Hg)是环境中毒性最强的重金属污染物之一，具有持久性、不可降解性、长距离迁移性等特点，已被我国生态环境部和世界卫生组织等众多机构列为优先控制污染物[1]。人为排放是环境中Hg的最主要来源，据估算我国每年Hg排放量约为500～1 000 t，长期排放导致我国农田土壤中Hg含量由1976—2000年的0.01～1.65 mg·kg-1增加至2011—2016年的0.01～14.90 mg·kg-1[2-3]。《全国土壤污染状况调查公报》显示我国土壤Hg点位超标率达到1.6%，矿区周边土壤污染尤为严重[4]。万山Hg矿区曾是我国重要的Hg开采和冶炼基地，规模化开采和冶炼活动长达600多年，长期工矿活动导致其周边土壤和农产品受到严重Hg污染。前人调查发现，万山Hg矿区周边土壤总Hg和甲基汞(MeHg)含量分别为5.1～790 mg·kg-1和0.13～15 μg·kg-1[5]，稻米Hg和MeHg含量分别高达140～710 μg·kg-1和4.85～16.85 μg·kg-1[6]。稻田作为独特的湿地生态系统，淹水还原条件为土壤可利用态Hg的微生物甲基化提供了有利条件，导致稻田土壤MeHg含量明显高于旱地，进而被水稻吸收并富集于稻米中，造成了较高的MeHg暴露风险[7]。据报道，2010年我国大陆地区因MeHg暴露导致新生儿智商下降0.14，诱发致死心脏病7 360例[8]，摄食Hg污染稻米是我国内陆地区(如贵州万山)居民最主要的MeHg暴露途径[9]。随着近年来对Hg污染源的有效控制，万山矿区周边稻田土壤总Hg含量在2012年之后呈下降趋势，但仍有部分稻田处于重度Hg污染水平，污染形势尚未得到根本逆转[10]，因此稻田生态系统Hg污染特征及其潜在生态风险和健康风险仍值得关注。

化学提取法操作简单，结果可靠，被广泛用于表征重金属有效性、赋存形态及其生态风险，一般可分为单级提取和连续提取[11-12]。研究[13]表明，土壤中Hg的有效性可用单级提取法进行表征，常见提取剂有中性盐〔Mg(NO3)2、CaCl2等〕、缓冲盐(NH4OAc)、有机螯合剂(DTPA、EDTA等)和无机酸(HCl、HNO3等)。JING等[14]研究指出，不同提取剂对土壤中Hg的提取能力由小到大依次为1 mol·L-1NH4OAc溶液<0.1 mol·L-1CaCl2溶液<0.05 mol·L-1DTPA溶液<0.1 mol·L-1HCl溶液，且0.1 mol·L-1HCl浸提态Hg与水稻籽粒Hg含量呈显著正相关，可以较好表征稻田土壤中Hg有效性。亦有研究将Tessier化学连续浸提法中Mg(NO3)2浸提态的可交换态Hg作为土壤有效态Hg，用以表征水稻总Hg和MeHg吸收的钝化阻控效果[15]。畅永锋等[16]研究指出，0.1 mol·L-1Na2S2O3可较好表征土壤中易释放态汞，但尚未有相关报道将其用于稻田土壤有效态Hg的浸提。连续提取法一般用于重金属赋存形态的分级提取，其中，Tessier法应用最为广泛，该方法可根据重金属迁移能力和生物有效性将重金属分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态和残渣态[17]。BLOOM等[18]则将土壤中的Hg分为水溶态、胃酸溶解态、有机络合态、元素态和硫化物态。包正铎等[19]对Tessier法进行了优化，将土壤中Hg的赋存形态分为溶解态与可交换态、特殊吸附态、氧化态、有机结合态以及残渣态。然而，Hg的地球化学行为相对复杂，其在稻田土壤中赋存形态、生物有效性表征尚未得到充分研究，特别是单级提取尚无标准方法可循。

基于此，以贵州铜仁万山Hg矿周边稻田为研究对象，分析土壤和稻米总Hg和MeHg含量特征，评估其潜在生态及健康风险，并对比硫代硫酸钠与常见浸提剂对土壤有效态Hg的提取能力，以期深入了解该地区稻田Hg污染特征，探索土壤有效态Hg的适宜浸提剂，为万山矿区周边稻田Hg污染风险管控和修复治理提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 土壤和稻米样品采集

以万山Hg矿四坑旧址为参照沿公路向南行进，间隔约5 km设置采样点(图1)，于2020年9月底水稻收获前采集土壤-稻米协同样品。

图1 土壤和稻米协同样品采集点位示意

每个采样稻田按照五点法选取长势均匀的水稻连根拔起，将地上部和带土根系分装，运回实验室分析。剔除土壤样品中水稻根系、石砾和动植物残体，一部分土壤样品于阴凉处自然风干后用于分析土壤理化性质，另一部分土壤样品于真空冷冻干燥(SCIENTZ-18N，新芝)后用于测定总Hg和MeHg含量。稻米样品于真空冷冻干燥(-40 ℃)后去除稻壳，粉碎后储存于聚乙烯自封袋备用。

1.2 土壤和稻米样品分析方法

土壤理化性质参照《土壤农化分析》[20]测定，土壤pH按m(土)∶V(水)为1∶2.5测定，土壤电导率采用电导率仪测定，土壤碱解氮、有效磷、速效钾和有机质含量分别采用碱解扩散法、碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法、醋酸铵浸提-火焰光度法和重铬酸钾容量法测定(表1)。土壤Hg形态采用Tessier连续提取法提取[17]，分别为可交换态(EX)、碳酸盐结合态(CB)、铁锰氧化物结合态(OX)、有机质结合态(OM)和残渣态(RS)。土壤中有效态Hg采用6种溶剂浸提，分别为1 mol·L-1Mg(NO3)2、0.1 mol·L-1HCl、0.01 mol·L-1CaCl2、0.1 mol·L-1NaNO3、0.01 mol·L-1Na2S2O3和DTPA提取剂，参照表2中条件浸提后采用原子荧光光度计(AFS 8520，海光)测定浸提液中Hg浓度。

表1 采样点土壤基础理化性质Table 1 Physicochemical properties of paddy soils in sampling sites

表2 土壤有效态Hg提取方法Table 2 Extraction methods of soil available Hg

土壤总Hg含量测定参照GB/T 22105.1—2008《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法第1部分：土壤中总汞的测定》，采用原子荧光光度计(AFS 8520，海光)，以标准物质GBW07311作为质控样品(回收率为85.2%～101.7%，相对偏差<9%)，方法检出限为0.01 μg·kg-1。土壤MeHg含量参照文献[21]，以SCQC-122作为质控样品(回收率为70.5%～90.7%，相对偏差<10%)，采用全自动烷基Hg分析仪(MERX，Brooks Rand Lab)测定，方法检出限为1 pg·kg-1。

稻米总Hg含量采用直接测Hg仪(HGA-100，海光)测定，以大米粉中Hg成分标准物质GBW(E)100561作为质控样品(回收率为95.2%～101.5%，相对偏差<8%)。稻米MeHg含量采用全自动烷基Hg分析仪(MERX，Brooks Rand Lab)测定，以生物样品TORT-2作为质控样品(回收率为85%～105%，相对偏差<10%)，方法检出限为1 pg·kg-1。

Hg测定中所用玻璃器皿均在φ为20%硝酸溶液中浸泡24 h后使用，所用试剂均为优级纯，采用平行重复、样品空白和标准物质进行质量控制。GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》中规定农田土壤中Hg风险管控标准为土壤pH≤5.5、>5.5～6.5、>6.5～7.5和>7.5 条件下的筛选值分别为0.5、0.5、0.6和1.0 mg·kg-1，管制值分别为2.0、2.5、4.0和4.5 mg·kg-1。GB 2762—2017《食品安全国家标准食品中污染物限量》中规定稻米Hg限量标准为20 μg·kg-1。

1.3 风险评价方法

1.3.1地积累指数法

地积累指数(Igeo)法最初由德国科学家Muller提出，现已广泛应用于土壤重金属污染程度评价[22]，计算公式为

(1)

式(1)中，Cn为土壤中Hg含量，mg·kg-1；Bn为贵州省土壤Hg背景值，取值0.11 mg·kg-1[23]；1.5为考虑背景值变化情况的系数[10]。按Igeo数值可划分为7个污染程度等级，分别为Igeo≤0(清洁)、05(极重)[24]。

1.3.2潜在生态危害指数法

潜在生态危害指数法(ecological risk index，Er)由瑞典科学家Hakanson提出，将土壤重金属含量、生态效应、环境效应与毒理学联系在一起综合反映重金属的潜在生态风险[25]，计算公式为

Er=TrC/Cn。

(2)

式(2)中，Tr为Hg毒性系数，取值40[10]；C为土壤Hg含量，mg·kg-1；Cn为贵州省土壤Hg背景值，取值0.11 mg·kg-1[23]。按Er数值将潜在生态风险划分为5个级别，分别为Er<40(轻微)、40≤Er<80(中等)、80≤Er<160(偏强)、160≤Er<320(强)和Er≥320(极强)。

1.3.3富集系数

富集系数(bioconcentration factors，BCF，FBC)用于评估稻米富集土壤中总Hg和MeHg的能力，计算公式为

FBC=Crice/Csoil。

(3)

式(3)中，Crice为稻米中总Hg(MeHg)含量，mg·kg-1(μg·kg-1)；Csoil为土壤中总Hg(MeHg)含量，mg·kg-1(μg·kg-1)。

1.3.4日人均摄入量

采用日人均摄入量(probable daily intake，PDI，IPD，μg·kg-1·d-1)对当地居民总Hg和MeHg摄入健康风险进行评估，计算公式为

IPD=CRI/wb。

(4)

式(4)中，C为稻米Hg(MeHg)含量，mg·kg-1(μg·kg-1)；RI为当地居民每日稻米摄入量，取值440.9 g·人-1·d-1[26]；wb为居民体重，取值60 kg[26]。

1.3.5目标风险系数

目标风险系数(target hazard quotient，THQ，QTH)是美国国家环境保护局(USEPA)提出的用于评估当地居民因摄食带来的重金属健康风险[27]，计算公式为

(5)

式(5)中，FEr为暴露频率，365 d·岁-1；DE为当地居民平均寿命，取值70岁；IF为稻米日均消费量，为440.9 g·人-1·d-1；C为稻米中Hg(MeHg)含量，μg·kg-1；Do为每日摄食限量，总Hg限量采用WHO规定的0.57 μg·kg-1·d-1[28]，MeHg限量采用USEPA规定的0.1 μg·kg-1·d-1[29]；WB为居民体重，kg；TA为平均接触时间，d。若QTH≥1，表明Hg或MeHg摄入对当地人群健康有不良影响；若QTH<1，则无不良影响。

1.4 统计分析

数据处理采用Excel，ANOVA和Pearson相关分析采用SAS 9.4，多重比较采用最小显著差异法(LSD)。

2 结果与讨论

2.1 稻田土壤Hg和MeHg污染特征与生态风险

调查区稻田土壤总Hg含量介于0.95～16.27 mg·kg-1之间，均超过贵州省土壤Hg背景值(0.11 mg·kg-1)和GB 15618—2018中稻田Hg的筛选值(表3)，达到相应pH值下筛选值的80倍、6倍、1.5倍、2倍和3倍，原则上应当采取安全利用或严格管控措施。从地积累指数来看，所采样稻田土壤Hg处于中度及以上污染水平，其中，S1采样点处于极重污染程度。土壤Hg潜在生态危害指数范围为346.01～5 916.33，存在极强的潜在生态风险。然而，采样点稻田土壤MeHg含量很低，仅为2.063.99 μg·kg-1，占总Hg的0.016%～0.285%。高令健等[10]指出万山Hg矿区周边稻田土壤总Hg含量高达0.21～207 mg·kg-1，而MeHg仅占总Hg的0.001%～0.870%，其中，59%的稻田土壤处于重度Hg污染，75%的稻田存在极强的潜在生态风险，该研究结果与之一致。

表3 稻田土壤总Hg和MeHg含量及其生态风险评价Table 3 The contents of total Hg and MeHg in paddy soils, and its ecological risk assessment

笔者研究中，土壤总Hg含量随着与污染源(矿坑)的距离增加而整体上呈现降低趋势，地积累指数和潜在生态危害指数也有所降低。王娅等[26]在对万山矿区2个流域土壤Hg污染状况的调查中也发现类似规律，距离Hg矿较近的样点土壤Hg污染较严重，流域下游地区土壤Hg含量则明显降低。稻田土壤Hg污染主要受人为因素影响，Hg矿开采导致大量Hg通过挥发或废渣、废液排放到周边环境中，经大气沉降和水流转移到矿区下风向或下游地区从而造成土壤Hg污染，且污染程度随着与污染源距离的增加而呈下降趋势[5]。与总汞变化趋势不同，研究区不同样点土壤MeHg/Hg比值表现为S3>S4>S5>S2>S1，土壤MeHg暴露风险依次递减。值得注意的是，S3和S4样点土壤总Hg含量虽然较低，但其MeHg/Hg比值却较大，这可能意味着土壤Hg的生物有效性较高或甲基化潜力较高，应关注该地MeHg在稻米中累积情况。

如图2所示，稻田土壤中Hg以残渣态为主，占比为92.9%～94.6%，可交换态Hg占比极低，不足0.1%，不同提取态Hg占比总体趋势为残渣态≫有机结合态>铁锰氧化物结合态>碳酸盐结合态>可交换态，这与包正铎等[19]的研究结果一致。一般而言，可交换态Hg活性最高，迁移性最强，碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Hg具有潜在活性，而有机结合态和残渣态Hg在土壤中难以迁移，其生物有效性和环境毒性相对较低[18]。WANG等[30]研究也发现，万山Hg矿区周边稻田土壤中Hg主要以残渣态和有机结合态存在，两者之和占总Hg比例达99%以上。在西班牙的AlmadénHg矿区周边土壤中也观察到类似现象，难溶态Hg和HgS占总Hg的86%～94%，而不稳定态Hg仅占2.7%～5.9%；相比之下，氯碱厂周边土壤难溶态Hg含量要低得多，这可能与Hg的污染类型有关[31]。此外，在稻田淹水还原条件下，土壤中游离的S2-容易与可溶性Hg2+形成难溶态HgS[14]。

图2 稻田土壤中Hg形态分布

2.2 稻米Hg和MeHg含量特征及其对人体健康风险

由表4可知，采样点稻米总Hg含量为27.38～74.29 μg·kg-1，均超过国家规定的20 μg·kg-1稻米Hg限量标准(GB 2762—2017)。稻米MeHg含量为9.9～31.52 μg·kg-1，占总Hg的23.28%～57.91%，其中，S3采样点最高，S5采样点最低。稻米总Hg富集系数为0.005～0.049，而MeHg富集系数则高达3.91～9.88，约为总Hg的105～1 730倍，由此可见，水稻对土壤中MeHg具有很强的富集能力。前人研究表明，万山Hg矿区稻米中MeHg含量约为玉米、蔬菜的10～100倍，是典型MeHg富集作物，对MeHg的富集系数约为无机Hg的800倍(最高达4 000倍)[5,32]。

表4 稻米总Hg和MeHg含量及其健康风险评价Table 4 The contents of total Hg and MeHg in rice grain, and its health risk assessment

水稻各器官(根、茎、叶、稻壳和籽粒)中，籽粒对MeHg的富集能力最强，且主要来源于根系自土壤中吸收的MeHg[33]。郑顺安等[21]研究指出，天津污灌稻田土壤总Hg和MeHg含量与稻米MeHg和总Hg含量呈显著正相关关系，表明土壤中总Hg和MeHg可能是该地区稻米中总Hg和MeHg的主要来源，此外大气汞沉降的影响亦不容忽视。S1采样点土壤总Hg和MeHg含量最高，相应地，稻米总Hg和MeHg含量也最高。相比较而言，S3采样点土壤Hg含量虽然较低(MeHg占比较高)，但稻米总Hg和MeHg含量却偏高，这可能与土壤Hg的有效性(MeHg/Hg)、耕作措施(如水分管理)、水稻品种积累差异等有关[7]。

调查区稻米总Hg日人均摄入量(PDI)为0.201～0.546 μg·kg-1·d-1，低于WHO推荐的0.57 μg·kg-1·d-1限量标准[28]；而稻米MeHg的PDI为0.073～0.232 μg·kg-1·d-1，其中，S1、S2和S3采样点超过USEPA推荐的0.1 μg·kg-1·d-1限量[29]，具有较高暴露风险。总Hg目标危害系数(THQ)介于0.353～0.958之间，均小于1；而MeHg的THQ为0.727～2.316，其中，S1、S2和S3采样点THQ大于1，存在潜在健康风险。结果表明，该区稻米总Hg虽然超过国家限量标准，但PDI仍在WHO推荐的安全阈值范围内，然而部分采样点MeHg具有较高暴露风险，应引起人们重视。ZHANG等[32]研究表明，万山Hg矿区成年居民(60 kg体重)MeHg的PDI值介于0.015～0.45 μg·kg-1·d-1，34%的居民摄入量超过USEPA标准，且Hg污染稻米摄入是当地居民最主要的MeHg暴露途径，贡献率约为94%～96%。此外，长期低剂量MeHg暴露也应引起关注，因为摄入的MeHg几乎全部被消化道、呼吸道吸收，极少通过粪便排出体外[34]。

2.3 土壤有效态Hg的浸提与相关性分析

重金属有效性是开展土壤污染诊断、质量类别划分以及开展受污染耕地安全利用和修复治理的重要依据[13]。如图3所示，不同提取剂对土壤中Hg的浸提能力由大到小依次为0.01 mol·L-1Na2S2O3>0.1 mol·L-1HCl>DTPA>0.1 mol·L-1NaNO3>0.01 mol·L-1CaCl2，而1 mol·L-1Mg(NO3)2浸提态Hg含量未检出。总体而言，可浸提态Hg含量极低，占土壤总Hg的比例低于0.1%，这表明土壤中Hg绝大部分以惰性形式存在，其生物利用性很低，这与连续提取结果一致。在不同采样点中，浸提态Hg占土壤总Hg比例均以S3样点最高，S4样点次之，S1样点最低，这与土壤MeHg/Hg比例相一致，表明S3采样点土壤可浸提态Hg活性较高或具有较高的甲基化潜力，这也很好地解释了S3采样点稻米中较高的总Hg和MeHg含量及MeHg/Hg比值。畅永锋等[16]发现0.01 mol·L-1Na2S2O3可浸提出土壤中95%以上的易释放形态(水溶态、交换态、盐酸溶解态和硝酸溶解态)Hg，剩余Hg基本上以有机结合态和残渣态存在。REIS等[12]研究表明，0.1 mol·L-1HCl振荡浸提30 min即可有效提取土壤中可利用态Hg，浸提出的Hg含量与萝卜和水稻可食部位Hg含量呈显著正相关。此外，DTPA的提取能力高于中性盐，但低于HCl浸提，这是因为DTPA可有效络合水溶态、可交换态和弱吸附态Hg，中性盐仅可提取可溶和可交换态Hg，而HCl可溶解铁锰氧化物结合态、碳酸盐结合态和部分有机络合态Hg[17]。笔者研究中Mg(NO3)2未能浸提到土壤中的Hg，这与王祖波等[15]发现土壤总Hg和可交换态Hg含量分别为22 mg·kg-1和22.42 μg·kg-1的结果不同，可能与土壤总Hg含量较低有关。

同一组直方柱上方英文小写字母不同表示相同浸提剂条件下不同采样点间提取效率存在显著差异(P<0.05)。

Pearson相关分析结果表明，Na2S2O3和HCl浸提态Hg与稻米和土壤中总Hg和MeHg含量以及土壤可交换态Hg(EX)和碳酸盐结合态Hg(CB)呈显著正相关(P<0.01)(图4)。DTPA浸提态Hg与土壤总Hg存在显著正相关关系，CaCl2浸提态Hg与土壤可交换态Hg呈显著正相关。土壤有机质与土壤总Hg呈正相关，与稻米中总Hg、MeHg含量以及土壤中可交换态和碳酸盐结合态Hg含量呈负相关，但均未达到显著水平。土壤pH与稻米总Hg、MeHg含量、土壤总Hg含量以及可交换态和碳酸盐结合态Hg含量呈显著负相关(P<0.01)。上述结果表明，0.01 mol·L-1Na2S2O3和0.1 mol·L-1HCl浸提态Hg可有效表征包括土壤可交换态Hg和碳酸盐结合态Hg土壤中水稻可利用Hg组分，它与稻米中总Hg和MeHg含量呈显著正相关，因此可作为稻田土壤有效态Hg的提取剂。一般认为，有机质含量高的土壤往往伴随着较高的Hg污染水平，如森林、稻田土壤，而有机质中的大量官能团对Hg具有很强的络合作用，往往会限制Hg在土壤中的迁移，因此有机质含量高的土壤中可交换态与碳酸盐结合态Hg含量较低[35]。此外，土壤pH可通过影响Hg的存在形态及在黏土矿物和有机质上的吸附量来影响Hg的迁移，土壤中Hg的有效态含量、生物有效性和迁移能力往往随着土壤pH的升高而降低[11]。由此可见，土壤Hg和MeHg含量是稻米总Hg和MeHg含量的主导因素，而土壤理化性质(pH和SOM含量)通过影响Hg形态、活性及甲基化过程等，对稻米Hg和MeHg的积累产生影响[1]。因此，在Hg污染土壤修复实践中，可通过提高土壤pH和有机质含量的措施来限制土壤中Hg的迁移和降低其有效性，从而有效降低Hg污染稻田MeHg暴露风险，如施加碳酸钙和生物炭材料等[36]。