安全利用区和严格管控区稻米重金属健康风险评价

黄丹，刘栩彤，黄河，陈俊先，赵贺诚，张超兰，2*

（1.广西大学资源环境与材料学院，南宁 530004；2.广西有色金属及特色材料加工重点实验室，南宁 530004）

土壤是经济社会可持续发展的物质基础，随着经济发展水平飞速提高与污染治理能力相对滞后的矛盾不断突出，土壤重金属污染问题受到广泛关注，尤其是农田土壤重金属污染问题。重金属是毒性强且不可生物降解的累积型污染物，岩石风化成土过程和交通排放、工业活动、污水灌溉、化肥施用等外源途径输入使重金属在土壤中蓄积并进入农作物，其中水稻较易从土壤中吸收累积Cd、As 和Pb 等重金属。重金属会通过食物链不断在人体内累积，从而对人体健康构成严重的威胁。如Cd 和Pb 会损害神经系统和肝、肾等器官，慢性As中毒对人体有致癌、致畸和致突变的作用。

近年来，稻米中重金属的健康风险评价研究备受关注。TANG 等在水稻种植面积为 116 万 hm的洞庭湖区周边采集89 对土壤和稻米样品进行健康风险评价，结果表明稻米Cd 超标率较高且具有较高的健康风险，稻米As 虽未超标但对成人和儿童均存在较高的健康风险，表明在采样面积过大而样本数量较少的情况下难以对As的风险进行特异性识别。陈家乐等对在总占地面积为2 033.11 km的广东斗门新会研究区采集的31 对根际土壤和水稻样品进行稻米健康风险评价，结果表明稻米的致癌风险主要来源于Cd和Pb。前述稻米中重金属对人体健康风险评价方面的研究调查尺度广，而大尺度区域下的健康风险评价结果难以针对研究地区稻米安全生产提出有效的管控措施。此外，也有研究者通过研究区域样品采集与市场购买等方式获取稻米样品进行健康风险研究，但市售稻米产地来源广、种类繁多及加工方式不一等问题会对研究结果造成一定的影响。根据农用地分类管理的要求，重金属污染农田的分区、分级、分类防控成为污染农田安全利用的主体思路，这也是保障我国农产品安全的重要基础。但在土壤和稻米协同划分土壤质量类别基础上，针对不同土壤环境质量类别的稻米重金属健康风险评价鲜见报道。

本研究以广西某重要粮食产区同时也是优质水稻种植示范基地为研究对象，该区域土壤污染状况初步调查结果表明，历史工农业生产活动导致该区域土壤和稻米重金属超标，故为了查明研究区域稻米是否存在人体健康风险，通过加密协同采集研究区土壤及稻米样品，测定重金属 Cd、Hg、As、Pb 和 Cr 的含量并进行土壤质量类别划分，对安全利用区和严格管控区稻米的健康风险进行评价，识别不同土壤环境质量类别内稻米健康风险贡献因子，确定重金属污染物的主次和优先治理度，以期为不同土壤质量类别稻田的安全利用提供依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况及样品采集

研究区域位于广西壮族自治区某镇，该区域属亚热带季风气候，年平均气温21.6 ℃，年平均降水量1 817 mm，面积约为34 hm，种植农作物为水稻（一年两熟）。研究区域内土壤成土母质（岩）为花岗岩，土壤类型为水稻土。

2020年秋季水稻成熟期间，采用网格布点法（100 m×100 m）协同采集土壤和稻米样品，采样时用GPS 定位，采集土壤和稻米样品共33 对，具体采样点分布见图1。土壤样品用竹制铲子采集，每个网格棋盘式采集10个点位的表层土壤（0～20 cm），混匀后用四分法留取0.5 kg 土壤样品。水稻样品采集点与表土样品采样点一一对应，每个样品总鲜质量约为0.5 kg。土壤样品在室内自然风干，粉碎，全部土壤样品过18 目尼龙筛，混合均匀，一部分用于测定土壤pH，另一部分过100 目筛后用于消解测定土壤重金属全量。稻谷样品用自来水清洗干净后，再用去离子水冲洗3次，105 ℃杀青30 min，于60 ℃下烘干后用脱壳机脱壳制成糙米，粉碎，过100 目尼龙筛，用于测定重金属含量。

图1 研究区域和采样点位示意图Figure 1 Study area and distribution of sampling points

1.2 测定指标和方法

土壤 pH 用pH 计（FE28-Meter，上海力敏实业有限公司）测定（土∶水=1∶2.5，∶）。土壤样品中Cd、Pb和Cr全量采用HCl-HNO-HF-HClO（5∶5∶4∶2，∶∶∶）电热板消解，As 和 Hg 全量采用王水（HCl∶HNO=3∶1，∶）水浴消解；稻米样品中Cd、Hg、As、Pb 和 Cr 全量采用 HNO-HClO（4∶1，∶）微波 消解。重金属全量消解液中Cd、Pb 和Cr 采用等离子体质谱法（ICP-MS）测定，As和Hg采用原子荧光光谱法（AFS）测定，方法准确度和精密度采用国家土壤标准物质（GBW07403）、国家稻米标准物质（GBW10045）和室内平行样品进行质量控制。

1.3 稻米样品中重金属污染评价方法

稻米样品中重金属污染情况采用单项污染指数法进行评价，计算公式为：

式中：E为稻米重金属污染指数，E≤1 为农产品未超标，1＜E≤2 为轻度超标，E＞2 为重度超标；w为稻米样品中重金属的含量，mg·kg；为《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的限值，mg·kg。

1.4 土壤环境质量类别划分方法

首先依据土壤Cd、Hg、As、Pb 和 Cr 含量（C）超过《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中规定的污染物风险筛选值（S）和管制值（G）情况分别进行土壤环境质量类别划分，得到 Cd、Hg、As、Pb 和 Cr 单因子划分土壤环境质量类别的结果，然后以单因子划分结果中最差的土壤环境质量类别作为五因子综合划分的土壤环境质量类别，最后结合E综合确定土壤环境质量类别。具体划分方法见表1。

表1 土壤环境质量类别划分方法[20-21]Table 1 Classification scheme for soil environmental quality categories[20-21]

1.5 人体健康风险评价

采用美国环保署（USEPA）提出的健康风险评价模型进行不同土壤环境质量类别下稻米对成人和儿童造成的非致癌风险和致癌风险评价，公式为：

式中：为单位体质量日均摄入量，mg·kg·d；HQ和CR分别表示重金属的非致癌和致癌风险指数；和分别表示多个重金属元素的非致癌和致癌风险指数。非致癌风险指数（和）以“1”作为警戒线，大于1 时表明存在非致癌风险。致癌风险指数（和）低于1×10表明无致癌风险，高于1×10时表明存在人体不可接受的致癌风险，位于两者之间表示存在人体可接受的致癌风险。公式（2）～公式（4）中的参数含义及取值见表2。

表2 健康风险模型计算参数[22-23]Table 2 Health risk model calculation parameters[22-23]

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量特征

研究区域土壤偏酸，土壤pH 范围为4.86～6.47，中位数为5.37，酸性（pH＜5.5）和弱酸性（5.5＜pH＜6.5）土壤样品占比分别为60.61%和33.33%。土壤中重金属含量统计分析结果如表3 所示，土壤Cd、Hg、As、Pb和 Cr 含量范围分别为 0.14～3.93、0.06～0.32、6.05～78.30、37.40～74.10、48.00～150.00 mg·kg，中位数分别为1.28、0.09、18.20、54.10、61.00 mg·kg，分别是该区域土壤背景值的9.14、1.45、2.29、2.42、1.23倍，表明表层土壤中重金属元素存在明显的外源输入。土壤中 Cd 和 As 含量超过筛选值，Hg、Pb 和 Cr 含量均低于筛选值，其中Cd 高于筛选值和管制值的点位占比分别为60.61% 和36.36%；As 高于筛选值点位占比为12.12%，无超管制值点位。

表3 土壤中重金属含量统计分析Table 3 Statistical analysis of heavy metals in soil

研究区域土壤重金属变异系数的变化范围介于17.08%（Pb）～66.04%（As）之间，大小顺序为As＞Cd＞Hg＞Cr＞Pb，其中 As 和 Cd 的变异系数分别为 66.04%和63.02%，均大于50%，说明As、Cd 空间分布不均匀，受人为活动影响显著。

2.2 稻米重金属含量特征

研究区域稻米中重金属含量统计分析结果如表4 所示。稻米样品中Cd、As 和Pb 含量中位数分别为0.18、0.08、0.12 mg·kg，As 和 Pb 含量均低于标准限值，Hg 和Cr 含量均低于方法检出限。39.39% 的稻米样品中Cd 超标，其中轻度超标和重度超标占比分别为9.09% 和30.30%，最大值是标准限值的5.8 倍。稻米Cd 变异系数达64.59%，属高度变异，表明稻米Cd含量空间分布较分散，受人为活动的干扰较显著。

表4 稻米中重金属含量统计分析Table 4 Statistical analysis of heavy metals in rice

2.3 土壤环境质量类别划分

依据土壤环境质量类别划分方法进行土壤环境质量类别划分，结果如图2所示。研究区域内土壤Cd污染严重（图2a），主要以安全利用类（56.21%）和严格管控类（42.78%）为主，只有少部分为优先保护类（1.01%）；As 污染情况次之（图2c），区域内分为优先保护类（84.83%）和安全利用类（15.17%），无严格管控类农田。Hg、Pb 和Cr 的单因子划分土壤环境质量类别均为优先保护类（图2b、图2d、图2e）。土壤Cd、Hg、As、Pb和Cr综合环境质量类别划分结果（图2f）与单因子Cd 划分结果相同，表明Cd 是决定该区域土壤环境质量类别的关键因子。

图2 土壤环境质量类别划分Figure 2 Heavy metals pollution risk partition

稻米中除元素Cd 外，其他元素含量均未超过标准限值，稻米中Cd 含量空间分布如图2g 所示，其中轻度超标和重度超标的面积占比分别为26.83% 和35.27%。结合稻米 Cd 含量与土壤 Cd、Hg、As、Pb 和Cr 环境质量类别进行协同划分，得到综合土壤环境质量类别（图2h），结果表明研究区域内土壤环境质量不容乐观，安全利用类和严格管控类农田面积占比较大，分别为40.69%和36.80%，优先保护类面积占比为22.51%。

2.4 稻米重金属人体健康风险评价

2.4.1 安全利用区稻米重金属人体健康风险评价

安全利用类耕地生产的稻米（以下简称为“安全利用区稻米”）对儿童和成人的非致癌及致癌健康风险评价如图3 和表5 所示。结果表明：安全利用区稻米对当地儿童和成人的值均大于1，分别为1.85和1.31；安全利用区稻米对当地儿童和成人的值均大于 1×10，分别为 7.54×10和2.13×10；表明食用安全利用区稻米对当地人群具有一定的非致癌和致癌健康风险。对不同人群的健康风险而言，安全利用区稻米中重金属元素对儿童的潜在非致癌健康风险高于成人。安全利用区稻米的非致癌风险和致癌风险主要来源于Cd，稻米Cd对值和值的贡献率分别为76.69% 和98.41%。其中，稻米Cd对儿童和成人的值分别为 1.42 和 1.01，As 和 Pb 的值均低于1；稻米Cd 对儿童和成人的值均大于1×10，稻米As 对儿童和成人的值分别为1.18×10和3.34×10，可见As 的致癌风险在可接受范围；稻米中Pb 对儿童的值小于1×10。

图3 安全利用区稻米的非致癌和致癌健康风险Figure 3 Non-carcinogenic and carcinogenic health risks of rice in safe utilization areas

表5 稻米中不同重金属的健康风险Table 5 Health risks of different heavy metals in rice

2.4.2 严格管控区稻米重金属人体健康风险评价

严格管控类耕地生产的稻米（以下简称为“严格管控区稻米”）对儿童和成人的非致癌和致癌健康风险评价如图4 和表5 所示。结果表明：严格管控区稻米对儿童和成人的值均大于1，分别为8.21 和5.81，均为安全利用区稻米值的4.44 倍；严格管控区稻米对儿童和成人的值均大于1×10，分别为2.82×10和7.98×10，均为安全利用区稻米值的3.74倍；表明严格管控区稻米对当地人群具有一定的非致癌和致癌健康风险，且严格管控区稻米潜在风险大于安全利用区稻米。对不同人群的健康风险而言，严格管控区稻米中重金属元素对儿童的潜在非致癌健康风险均高于成人，而致癌风险则相反，这与安全利用区稻米对儿童和成人的健康风险评价结果相一致。稻米Cd 对儿童和成人的值分别为5.18 和3.67，As对儿童和成人的值分别为2.87和2.03，Pb的值则低于 1；Cd 和 As 对儿童和成人的值均大于1×10。稻米中As含量虽然低于标准限值，但其造成的人体致癌风险处于不可接受范围，可见未超标的元素也可能具有健康风险。

图4 严格管控区稻米的非致癌和致癌健康风险Figure 4 Non-carcinogenic and carcinogenic health risks of rice in strictly controlled areas

3 讨论

研究区域农田土壤超过筛选值的重金属元素为Cd 和As。Cd 和As 元素的外源输入与当地农田附近矿业开采活动有关，目前开采矿藏有铅锌矿、石灰石、花岗岩等，矿业开采活动会将大量的伴生金属暴露在土壤表面，这些金属会通过大气干湿沉降进入到农田土壤并累积。有研究表明，广西中东部9 县区大气干湿沉降对农田土壤Cd 和As 输入通量的贡献率分别达90.65% 和30.31%。另外，农药化肥和畜禽粪便等农业投入品的使用也是造成土壤中重金属Cd和As 富集的重要原因。稻米中重金属Cd 超标严重，但土壤与稻米中Cd空间分布没有明显的一致性，可能的原因是土壤中重金属含量并不是影响稻米中重金属累积的决定因素和唯一因素，故稻米Cd 含量与土壤中Cd 总量间呈现出不确定性相关关系。土壤理化性质也是影响稻米吸收累积Cd 的重要因素，尤其是土壤pH。陈宏坪等通过对全国8个水稻产区中不同Cd含量的水稻土与水稻籽粒Cd含量进行相关性分析发现，土壤pH 对水稻籽粒Cd含量有极显著的影响。本研究区域土壤pH较低，其中土壤pH＜6 的样品占比达85.00%，土壤pH 是导致该区域稻米Cd累积的重要原因。有研究表明，土壤pH为5～6时，稻米对土壤Cd的吸收能力最强，土壤pH为6～7时，吸收系数明显下降，两者差异在1.4～7.4 倍。此外，水稻品种和基因型的不同也是导致安全利用区和严格管控区稻米累积Cd 存在差异的重要原因之一。如果仅以稻田土壤中重金属的含量划分安全利用区和严格管控区，可能无法与稻米的污染风险区精准对应，故结合土壤与稻米中重金属含量进行协同评价具有重要意义。

安全利用区和严格管控区稻米重金属的健康风险结果表明，严格管控区稻米的非致癌风险和致癌风险均大于安全利用区稻米，严格管控区稻米对儿童和成人的值和值为安全利用区稻米的4.44 倍和3.74 倍。安全利用区稻米和严格管控区稻米对儿童的非致癌风险均大于成人，这可能与儿童较低的体质量、较高的单位体积日均摄入量有关，该结果与前人研究结果一致；而儿童的致癌风险均小于成人，可能与成人暴露时间长、稻米摄入量大等原因有关，这与叶脉等的研究结果一致。

安全利用区稻米的非致癌和致癌风险主要来源于Cd；而严格管控区稻米的非致癌和致癌风险则来源于Cd 和As。针对安全利用区域主要污染因子Cd，主要采用农艺调控措施降低重金属Cd的生物可利用度，从而减少土壤中Cd 向上迁移至水稻可食用部分的过程。故可以通过施入土壤改良剂来提高土壤pH和有机质含量，改良剂有生物质炭、硅钙物质和含磷材料等，通过调节农田理化性质将土壤中有毒有害重（类）金属离子由有效态转化为化学性质不活泼形态，减少其在土壤环境中的迁移，降低其植物有效性和生物毒性。Cd 低累积水稻品种种植也是减少水稻吸收累积Cd 的一个重要途径，如适合广西区域种植的珍桂矮一号、丰华占和五丰优2168 等品种。此外，不同水分管理方式对稻米Cd积累影响显著，研究表明水分管理耦合土壤改良剂或叶面肥降低稻米Cd 含量效果显著，可使之达到安全标准限值。“VIP”或“VIP+n”技术可有效降低糙米中的Cd 含量，该技术广泛应用于中、轻度Cd污染土壤条件下的稻米安全生产。严格管控类农田生产的稻米的非致癌和致癌健康风险主要来源于Cd 和As，建议农户进行种植结构调整，以保障当地居民身体健康。

4 结论

（1）研究区域农田土壤主要超过筛选值的重金属元素为 Cd 和 As，Hg、Pb 和 Cr 元素均未超过筛选值，Cd 和As 超过筛选值的土壤点位分别为60.61% 和12.12%，Cd 超过管制值的点位数为36.36%；稻米中仅元素 Cd 超过标准限值（0.2 mg · kg），超标率为39.39%。

（2）研究区域优先保护类、安全利用类和严格管控类农田土壤面积分别为22.51%、40.69% 和36.80%。

（3）安全利用区和严格管控区稻米均存在一定的非致癌和致癌健康风险，严格管控区稻米的非致癌风险指数和致癌风险指数分别为安全利用区稻米的4.44 倍和3.74 倍。针对安全利用区域稻米的主要非致癌和致癌风险因子Cd，需采用如水分管理、低累积品种种植和施用钝化剂等措施降低稻米Cd的健康风险；而严格管控类区域应进行种植结构调整，以保障当地居民身体健康。