江西某养殖场废水灌溉土壤重金属污染特征及健康风险评价

王毛兰，何昶，赵茜宇

(南昌大学资源与环境学院，江西 南昌 330031)

中国畜禽养殖业迅速发展，规模日益扩大，畜禽粪污产生量亦随之增加。据统计，2017年全国畜禽粪便排放总量为1.64×109t，而粪便中重金属的总排放量为2.86×105t，猪粪占71.52%[1]。畜禽粪便富含有机质和一定量的N、P、K等营养成分，是一种良好的有机肥料资源。从生态学角度来看，解决畜禽粪便污染最基本和最佳利用途径是作为有机肥还田[2-3]。然而，随着集约化畜禽养殖业的发展，为了增强畜禽抗病能力、促进畜禽生长和提高饲料转化率等，一些重金属元素如Cu、Zn、As等作为饲料添加剂被广泛用于畜禽养殖业[4-5]。但是机体对这些重金属吸收利用率较低，大部分重金属(高达30%～90%)会随畜禽粪便排出体外[1,6]。沈丰菊等[7]对天津市某猪场猪粪中重金属进行了连续4年的定位监测，发现猪粪中重金属以Zn、Cu、Cr为主，平均含量分别为1192.37、188.67和83.76mg/kg，Pb、Cd、As和Hg平均含量相对较低，分别为4.51、0.98、0.22和0.021mg/kg，且受季节、生长阶段、饲料配比以及防病抗病等因素的影响。杨潞等[8]对重庆市某种猪场粪污灌溉区土壤重金属污染特征研究发现灌区土壤Cu、Zn、Cd及Pb的平均含量分别为30.80、91.33、0.55及29.34mg/kg，均超过了区域背景值。因此，长期施用这类畜禽粪便为农业土壤提供养分的同时也导致了重金属在土壤中的积累[9-11]，从而影响作物的正常生长，甚至通过食物链威胁到人体健康[11-12]。

江西省是中国畜禽养殖大省，也是生猪生产大省和调出大省，近几十年来畜禽养殖业发展迅速，已成为农业和农村经济中相对独立的一个产业。据江西统计年鉴(2020)统计，2019 年江西省牧业产值达到888.9402亿元，占全省农业总产值的25.5%，而养猪总产值为454.6433亿元，占牧业产值的51.1%。该省是《重金属污染综合防治“十二五”规划》重点治理省区之一，被重金属污染的农田已达总耕地面积的14.2%[13]。目前对江西省农田土壤重金属污染的研究大部分集中在矿山废水、工业废水灌溉方面[14-16]，而针对养殖场废水灌溉土壤重金属污染的研究较少。姜萍等[17]对江西省余江县39 个大型养猪场的饲料、猪粪及长期施用这些猪粪的菜地土壤及蔬菜Cu、Zn、Pb、Cd含量进行了调查分析，结果发现有7.8%和5.2%的土壤样品中Zn 和Cd 含量高于中国土壤环境质量三级标准，污染较为严重。因此，需进一步加强对江西省养殖场废水灌溉农田土壤重金属污染及其健康风险的研究。

本文以江西省抚州市东乡区某养猪废水(含粪便)灌溉土壤为研究对象，采用微波消解、电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)对养猪废水灌溉土壤重金属(Cr、Cu、Zn、As、Cd、Pb)含量进行了分析测定，利用污染负荷指数(PLI)、潜在生态风险指数(RI)和健康风险评价模型对重金属污染状况及健康风险进行了评价，从而更清楚地了解养殖场废水灌溉区土壤重金属污染程度，为研究区确定合理的灌溉体系和农田土壤污染防治提供科学依据。

1 研究区概况

江西省抚州市东乡区位于该省东部，为抚州市市辖区，区域面积1270km2，属于亚热带湿润气候，年平均降雨量1710.7mm，年平均气温为17.6℃。东乡是全国瘦肉型猪出口重点县和生猪养殖国家农业标准化示范区，2019年全区生猪饲养量116.26万头，其中生猪出栏80.37万头。本研究所选取的养殖场饲养量近200头，养猪历史有近20年，饲料均从市场上购买。菜地种植的品种有辣椒、茄子、小青菜、花生、红薯、大豆等，以附近养殖场的养猪废水为主要肥料来源，化肥用得较少，有十多年的养猪废水灌溉历史，主要采用浇灌的灌溉方式。研究区土壤 pH值变化范围为4.45～5.32，平均值为4.86，属偏酸性土壤(本研究数据)。

2 实验部分

2.1 样品采集

样品采自东乡区某养殖场周边连续10多年灌溉养猪废水的菜地土壤，共采集11块菜地土壤，1～11地块种植的蔬菜分别为黄豆、辣椒、红薯、茄子、花生、辣椒、红薯、茄子、花生、茄子及辣椒。采用对角线采样方法在每块菜地上采集5个点，用木铲铲取0～20 cm 的表层土壤，去除土壤中的植物根系及砂石等杂物，每块菜地采集的5个样品均匀混合后用四分法取1kg装入自封袋中，共收集到11个混合样品。样品带回实验室后自然风干，研磨过100目筛，过筛后的土壤置于聚乙烯袋中密封保存，以备实验分析所用。以未灌溉养猪废水的林地为对照区，采样点为5个。

养猪废水采集于养殖场废污排放口，共5件样品；猪饲料来自养殖户，主要有妊娠母猪饲料、教槽料、哺乳饲料、乳猪膨化饲料等7件样品；煤灰样品采自研究区附近砖窑厂，共采集6件样品。

2.2 分析方法及质量控制

土壤样品采用体积比为6∶2∶2的硝酸-盐酸-氢氟酸体系，微波消解仪[18](Mars 5型，USA)消解；养猪废水和饲料样品重金属采用硝酸-高氯酸消煮，消解后的样品用ICP-MS (ELEMENT XR型，美国ThermoFisher公司)测定其Cr、Cu、Zn、As、Cd及Pb含量，检出限分别为0.010、0.015、0.051、0.007、0.002及0.004mg/kg。同时做平行样和空白，用国家标准物质(GBW08301)进行质量控制，相对标准偏差(RSD)低于10%，所测样品回收率为90%～110%。

实验过程中配制溶液使用的水均为超纯水(18.2MΩ·cm)，使用的试剂均为优级纯，实验所用的玻璃器皿均已经过20%硝酸浸泡冲洗。

3 评价方法

3.1 重金属污染评价方法

采用污染负荷指数法(PLI)对研究区土壤重金属污染进行评价，其计算公式为:

(1)

(2)

3.2 潜在生态风险评价方法

潜在生态风险采用潜在生态风险指数法(RI)进行评价[21]，其计算公式为:

(3)

表1 各重金属健康风险评价参考剂量(RfD)和致癌斜率因子(SF)Table 1 Reference dose (RfD) and carcinogenic slope factor (SF) for health risk assessment of heavy metals

3.3 健康风险评价方法

土壤重金属进入人体的途径主要有经口摄入、经皮肤直接接触及经呼吸摄入等，其评价模型主要有非致癌风险评价模型和致癌风险评价模型。本文主要采用US EPA(EPA/540/1-69/00La)和中国《污染场地风险评估技术导则》(HJ25.3—2014)推荐的评价模型进行计算，其计算公式分别为:

(4)

CR=ΣCRi=Σ(ADDiing×SFiing+ADDiinh

×SFiinh+ADDiderm×SFiderm)

(5)

式中:HQ为非致癌风险指数，CR为致癌风险指数，ADDiing、ADDiinh和ADDiderm分别表示经口、经呼吸和经皮肤三种途径日均暴露量；RfDiing、RfDiderm和RfDiinh分别表示经口、经呼吸和经皮肤三种途径非致癌日均摄入量；SFiing、SFiderm和SFiinh分别表示经口、经皮肤和经呼吸三种途径的致癌斜率因子。HQ<1，表示没有非致癌风险或风险较小；HQ≥1，表示存在一定的非致癌风险。CR≤10-6表示没有致癌风险或风险较小；10-6≤CR≤10-4表示可接受的自然致癌风险；CR>10-4表示存在不可接受的致癌风险。RfD和SF的取值参照中国《污染场地风险评估技术导则》(HJ25.3—2014)和US EPA中的数据，具体见表1。

三种途径日均暴露量的计算考虑到人类不同成长阶段暴露的终生危害，将成人和儿童阶段分别进行计算[23-24]，其计算公式分别为:

(6)

(7)

(8)

式中：各参数的含义及取值见表2，其中下标c表示儿童，下标a表示成人。

表2 重金属健康风险评估的暴露参数Table 2 Exposure parameters for health risk assessment of heavy metals

3.4 数据处理与制图

本研究中的数据处理、相关性分析和主成分分析由Excel2013和SPSS18.0完成，制图由Sigmaplot 2000完成。

4 结果与讨论

4.1 土壤重金属含量分析

研究区土壤重金属含量分布情况见图1。

图1 研究区土壤重金属含量分布特征(n=11)Fig.1 Heavy metal contents in the investigated soils (n=11)

由图1可见，Cr、Cu、Zn、As、Cd及Pb 的平均含量分别为75.8、32.8、93.7、21.3、0.09及15.2mg/kg，其变异系数大小顺序为：As(26.3%)>Cd(25.6%)>Zn(19.3%)>Cu(18.9%)>Pb(14.5%)>Cr(4.75%)。对照点土壤Cr、Cu、Zn、As、Cd及Pb 的平均含量分别为64.5、22.4、52.5、16.7、0.06及17.1mg/kg。研究区土壤Pb 元素含量均值明显低于背景值；Cd元素含量均值接近于背景值，但3号点Cd含量(0.16mg/kg)高于其背景值；Cr、Cu、Zn和As平均含量都明显高于其背景值，分别是其背景值的1.72、1.75、1.39和2.38倍，说明这4种重金属元素极有可能在该区富集，人类活动对其造成了一定的影响。其中Cu、Cr及As超背景值点位占比均达到了100%，Zn也高达90.9%。除Pb平均含量稍低于对照点土壤Pb含量外，其余5种重金属含量均高于对照点土壤，说明养猪废水灌溉对灌溉区土壤Cr、Cu、Zn、As及Cd污染产生了一定影响。

Cu和Zn的平均含量与Zeng等[25]对全国菜地土壤重金属的统计结果相似，而Pb和Cd的平均含量低于其统计结果(29.5mg/kg，0.28mg/kg)，As和Cr的浓度高于全国平均值(8.03mg/kg，49.8mg/kg)，说明研究区养猪废水灌溉对其灌溉地土壤As和Cr造成了一定影响。同时在采样区北面约1km处有一砖窑厂，砖窑厂燃煤产生的煤灰(Cr、Cu、Zn、As、Cd及Pb含量分别为36.9、44.8、67.6、287.0、9.4及177.0mg/kg，本研究数据)对研究区土壤的As也可能产生一定的影响。除了Cd和Zn，其他重金属含量高于北京—天津城市群污水灌溉区土壤重金属含量[26]。除Cu之外，Zn、Cd、Pb含量均低于具有30年污水灌溉历史的沈阳张士灌溉区土壤Zn、Cd、Pb含量[27]。Cu和Zn平均含量高于杨潞等[8]对重庆市某种猪场废水灌溉区土壤Cu、Zn平均含量,而Cd和Pb平均含量低于其灌溉区Cd和Pb 的平均含量。但Cu、Zn、Cd和Pb含量均低于姜萍等[17]对江西省余江县大型养猪场长期施用猪粪的菜地土壤的调查结果。

变异系数能较好地反映不同采样点间的平均变异程度，同时也能反映重金属受人为因素的影响程度，变异系数越大表明重金属含量受外界因素影响越大[28-29]。当变异系数<15%时为低度变异；15%≤变异系数≤35%时为中度变异；变异系数>35%时为高度变异。研究区土壤Cu、Zn、As和Cd属于中度变异，而Cr和Pb属于低度变异。As的变异系数最大，表明As的空间差异相对较大，受外界干扰影响较大；Cr的变异系数最小，说明其含量空间分布较均匀，受外界干扰影响较小。

4.2 土壤重金属污染程度评价

因此，要有效地降低养猪废水施用所导致的土壤重金属污染，首先应降低猪饲料中重金属元素的添加量，其次应禁止有污染风险的养猪废水直接还田，必须经处理并检测合格后才能还田。

图2 研究区土壤各重金属生态风险系数Fig.2 Ecological risk factors of the heavy metals in the investigated soils (n=11)

4.3 土壤重金属污染的潜在生态风险评价

土壤中6 种重金属元素的潜在生态风险系数的平均值均小于40(图2)，属于低生态危害。Cr、Cu、Zn、As及Pb元素的潜在生态风险系数的最大值也小于40，表明所采土壤样品中，这5种元素的潜在生态风险均属于低生态风险，对研究区土壤生态污染的贡献率较低；Cd元素的潜在生态风险系数的最大值为46.5，属于中等生态风险。从单个重金属生态风险系数可知，养猪废水灌溉区土壤重金属生态风险主要来源于As和Cd，而Pb和Zn的生态风险程度最低。

4.4 土壤重金属健康风险评价

4.4.1非致癌健康风险评价

非致癌健康风险评估结果显示(表3)，研究区土壤重金属经口摄入的平均日暴露量远高于经呼吸吸入和皮肤接触的平均日暴露量，3种不同途径由高到低顺序为：ADDing>ADDderm>ADDinh，不同重金属平均日暴露量由高到低顺序为：Zn>Cr>Cu>As>Pb>Cd，所有重金属的经皮肤接触和呼吸吸入平均日暴露量儿童高于成人，但成人经口摄入平均日暴露量高于儿童，成人平均日暴露总量高于儿童。

表3 土壤重金属非致癌平均日暴露量

土壤重金属非致癌健康风险指数评价结果(表4)表明，Cr、As及Pb不同暴露途径下非致癌健康风险指数表现为：HQing>HQderm>HQinh，而Cd表现为：HQderm>HQing>HQinh，Cu和Zn缺少呼吸吸入参考剂量值，因此没有计算其HQinh，其不同暴露途径下非致癌健康风险指数表现为HQing>HQderm，说明了经口摄入是研究区土壤绝大部分重金属非致癌风险的主要途径。成人和儿童各单项土壤重金属的非致癌风险指数平均值均小于 1，不同重金属的非致癌风险由高到低为：As>Cr>Pb>Cu>Cd>Zn，表明研究区土壤各单项重金属对人体健康尚不存在非致癌风险。

成人非致癌健康风险指数HQa平均值为0.12，儿童非致癌健康风险指数HQc平均值为0.06，均小于 1，表明研究区土壤中6 种重金属对成人和儿童的非致癌健康风险较小，可忽略不计。从非致癌健康风险指数构成比例看(图3)，研究区灌溉土壤重金属中主要非致癌因子为As和Cr，其儿童和成人HQi占总HQ之比分别为68.48%、69.56%和24.90%、24.54%。

4.4.2致癌健康风险评价

由于目前除了As、Cd以外其他4种重金属没有致癌斜率因子，因此本研究仅评估了研究区土壤As和Cd暴露产生的致癌风险。评价结果表明，土壤中As的儿童致癌风险指数值为1.37×10-5～2.15×10-5，平均值为1.61×10-5，As的成人致癌风险指数值为3.07×10-5～4.81×10-5，平均值为3.60×10-5；Cd的儿童致癌风险指数值为2.76×10-7～6.38×10-7，平均值为3.68×10-7，Cd的成人致癌风险指数值为1.18×10-7～7.18×10-7，平均值为6.84×10-7，As、Cd的成人致癌风险指数均大于儿童，但均在可接受范围内。

表4 土壤重金属非致癌平均健康风险指数Table 4 Non-carcinogenic mean health risk index of heavy metals in soil

图3 研究区成人和儿童土壤重金属HQ贡献率Fig.3 HQ contribution rate for soil heavy metals of adults and children in the study area

研究区土壤中重金属儿童致癌风险指数值(CRc)分布范围为1.40×10-5～2.18×10-5，平均值为1.65×10-5；成人致癌风险指数值(CRa)分布范围为3.13×10-5～4.86×10-5，平均值为3.67×10-5。可见成人致癌风险指数均大于儿童，但均在可接受范围内，表明研究区土壤暴露不会对儿童和成人身体致癌健康造成显著风险。因此，总体上研究区土壤重金属引起的致癌总风险是可接受的。

5 结论

通过对江西省抚州市某养殖场废水灌溉区土壤重金属的分析测定，结合污染负荷指数、潜在生态风险指数和健康风险评价模型，探讨了其土壤重金属污染程度、潜在生态风险及其健康风险。研究结果表明：①研究区菜地土壤Cr、Cu、Zn和As超过当地土壤环境背景值，Cd接近当地土壤环境背景值，Pb低于当地土壤环境背景值。②研究区土壤所有采样点发生Cr轻度污染，大部分采样点发生As中度污染，Cu和Zn轻度污染，而绝大部分采样点Cd没有发生污染，少数是轻度污染，所有采样点Pb均没有发生污染。③研究区土壤6种重金属元素的潜在生态风险总体属于低生态危害，潜在生态风险综合指数表明其处于低生态风险程度。④研究区土壤重金属非致癌风险和致癌风险均在可接受范围内。

研究区土壤重金属污染程度较轻，潜在生态风险较低，健康风险在可接受范围内，尚不会对人体健康造成危害，但由于重金属在土壤中存在一定的累积效应，因此在后续的施肥灌溉过程中，需加强对养殖场废水及其灌溉土壤重金属含量的监测，为实现安全可靠的农产品生产提供更科学有力的支撑保障。未来应增加土层剖面的采样，系统分析重金属在养殖场废水灌溉地土壤中的累积，从而更加清楚地了解养殖场废水灌溉对其土壤重金属的影响。