改良剂对铜镉污染土壤的修复效果及健康风险评估

引用本文

苏彬彬, 崔红标, 樊恒亮, 等. 改良剂对铜镉污染土壤的修复效果及健康风险评估[J]. 生态与农村环境学报, 2017, 33(5): 446-452.

SU Bin-bin, CUI Hong-biao, FAN Heng-liang, et al. Long-Term Remediate Effect of Three Amendments on Polluted Soil Near Guixi Smelter and Health Risk Assessment[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2017, 33(5): 446-452.

改良剂对铜镉污染土壤的修复效果及健康风险评估

苏彬彬 ¹, 崔红标 ^1,2, 樊恒亮 ¹, 马凯强 ¹, 周静 ², 胡友彪 ¹

1. 安徽理工大学地球与环境学院, 安徽淮南 232001;
2. 中国科学院南京土壤研究所, 江苏南京 210008

收稿日期：2016-05-13

基金项目：国家重点基础研究发展计划（2013CB934302）；安徽省高等学校自然科学研究项目（KJ2016A191）；安徽理工大学博士基金（11276）

作者简介：苏彬彬(1990-), 女, 安徽枞阳人, 硕士生, 主要研究土壤重金属污染稳定化修复及人体健康风险评估。E-mail:952039464@qq.com.

通信作者：崔红标, E-mail:cuihongbiao0554@163.com.

摘要：为了解磷灰石、石灰、木炭对贵溪冶炼厂周边重金属污染土壤的修复效果，通过化学浸出等方法研究了修复后第1年（2010年）和第4年（2013年）土壤中Cu和Cd的可浸出性、有效态（CaCl₂）和生物可给性。结果表明，添加磷灰石、石灰和木炭显著增加了土壤pH值，降低土壤交换性酸和交换性铝含量。改良剂的添加降低了土壤中Cu和Cd的可浸出性和有效态，且磷灰石和石灰处理效果优于木炭，但随着时间推移处理效果减弱。磷灰石和石灰处理1 a后土壤的Cu生物可给性较对照分别降低28.6%和23.1%，Cd生物可给性分别降低21.7%和22.8%，第4年Cu和Cd的生物可给性均有上升趋势。另外，改良剂处理后Cu和Cd的风险系数（Q_H）均小于1，儿童的风险系数均大于成人。总体上，磷灰石处理在降低Cu和Cd可浸出性、有效态和生物可给性方面具有更好的效果。

关键词：改良剂稳定化有效态重金属生物可给性健康风险

Long-Term Remediate Effect of Three Amendments on Polluted Soil Near Guixi Smelter and Health Risk Assessment

SU Bin-bin ¹, CUI Hong-biao ^1,2, FAN Heng-liang ¹, MA Kai-qiang ¹, ZHOU Jing ², HU You-biao ¹

1. School of Earth and Environment, Anhui University of Science and Technology, Huainan 232001, China;
2. Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China

Abstract: The leachability (toxicity characteristic leaching procedure), availability (CaCl₂) and bioaccessibility (simplified bioaccessibility extraction test) of Cu and Cd were evaluated after application of apatite, lime and charcoal for the first year(2010) and fourth year(2013) by chemical extractable methods. Results show that addition of apatite, lime and charcoal increased soil pH and decreased the concentrations of exchangeable acid and aluminum. Moreover, applications of lime and apatite were more effective in reducing the contents of leachable and available Cu and Cd than the charcoal treated soil, but the immobilization effect was reduced over time. Applications of apatite and lime significantly decreased bioaccessibility of Cu by 28.6% and 23.1%, respectively, and bioaccessibility of Cd by 21.7% and 22.8%, respectively, in 2010, but bioaccessibility of Cu and Cd were increased in the 2013 than those in 2010. The health risk coefficient (Q_H) of Cu and Cd for people were all lower than 1. Nevertheless, it should be noted that Q_H values for the children were higher than those for adults. Compared to lime and charcoal, apatite was the most effective in decreasing leachability, availability and bioaccessability of Cu and Cd.

Key words: amendment immobilization available heavy metal bioaccessibility health risk

2015年国土资源部地质调查局《中国耕地地球化学调查报告》显示, 重金属污染或超标的点位覆盖面积约7.6×10⁶ hm², 污染或超标耕地主要分布在湘鄂皖赣区、闽粤琼区和西南区。江西省贵溪冶炼厂周边土壤受重金属污染严重, 大片农田土壤中Cu和Cd含量严重超标, 对周边群众健康产生严重威胁, 因此亟需对污染土壤进行修复^[1]。稳定化方法采用向土壤中添加钝化材料, 使重金属向低溶解、被固定的低毒形态转化, 达到降低污染土壤重金属生物有效性和环境风险的目的, 是当前治理我国重金属污染耕地较好的方法之一^[2-4]。如黎大荣等^[5]利用蚕沙、熟石灰、磷酸二氢钾3种改良剂修复污染土壤, 通过吸附、沉淀等作用大幅减少土壤中有效态Pb和Cd含量。黄鸽等^[6]采用单宁酸和羟基磷灰石对沉积物中重金属进行稳定化处理, 显著降低了土壤中Cu和Pb活性。当前，国内外很多学者在改良剂的筛选和研发、稳定化效果评估等方面做了大量研究, 但对改良剂修复后土壤在不同时段内重金属活性变化情况的研究较少^[7-8]。实际上, 风化、淋溶、酸雨和温度波动等均会影响重金属活性, 因此研究向污染土壤添加改良材料对重金属活性的影响对于长期稳定化修复重金属污染土壤具有重要意义。

重金属污染土壤不仅对植物和土壤微生物产生毒性, 还会通过皮肤接触、食物链及口部无意摄入等多种途径进入人体, 影响人体健康^[9]。很多学者利用体内评估(in vitro)法模拟人体胃肠环境, 利用生物可给性进行人体健康风险评估^[10]。生物可给性指进入人体消化系统的重金属可以被胃肠道溶解的部分, 这是重金属进入人体最主要的方式^[11]。目前，关于农田重金属污染土壤稳定化修复对人体的健康风险评估尚鲜见报道。

贵溪冶炼厂是国内规模最大、技术最先进的炼铜工厂之一。由于早期技术上的限制, 冶炼过程中所产生的“三废”经过多年的排放、累积, 造成企业周边土壤不同程度的污染。周静等^[12]采用稳定化和植物修复方法对周边污染土壤进行修复, 并取得了较好效果。但是, 这些研究仅考虑到土壤重金属活性的变化情况, 未对修复后土壤进行健康风险评估。由于贵溪冶炼厂周边土壤很少种植农作物, 食物链摄入重金属不是影响人体健康的主要途径。因此, 笔者采用一次性添加木炭、磷灰石、石灰的方式, 毒性特征浸出程序(toxicity characteristic leaching procedure, TCLP)和CaCl₂浸提方法研究贵溪冶炼厂周边土壤修复后不同时段内重金属活性变化, 并通过模拟人体胃液环境计算重金属生物可给性, 对周边居民进行健康风险评估, 研究结果将为重金属污染土壤的长期稳定化修复风险管控提供理论指导。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试改良剂基本理化性质及产地见表 1。

表 1 改良剂基本理化性质 Table 1 Basic physical-chemical properties of amendments

原始污染土壤pH值为4.42, 阳离子交换量(CEC)为7.29 cmol·kg^-1, w(有机质)为31.3 mg·kg^-1, w(速效氮)、w(速效磷)和w(速效钾)分别为149、53.1和68 mg·kg^-1, w(全铜)和w(全镉)分别为682和0.98 mg·kg^-1。

1.2 试验设计

试验采用随机区组设计, 共计4个处理, 3次重复, 分别为(1) 对照; (2) 石灰处理(4.45 t·hm^-2)^[13];(3) 磷灰石处理(22.3 t·hm^-2)^[14];(4) 木炭处理(66.9 t·hm^-2)^[14]。于2009年11月开始试验, 采用人工翻耕、耙匀, 反复2次, 使改良剂与0~17 cm表层土壤充分混匀。每个小区长3 m，宽2 m, 各小区间田埂采用防渗聚乙烯塑料薄膜(30 cm高)包裹, 防止因雨水径流影响试验结果。

1.3 试验方法

采集贵溪冶炼厂附近经改良剂修复后的2010和2013年0~17 cm表层土壤, 每个处理组取3个样, 共24个土样。土壤经自然风干, 磨细, 过1.7和0.15 mm孔径尼龙筛待用。土壤pH值〔m(水):m(土)=2.5:1〕用pH计测定^[15]。

根据土壤酸碱度和缓冲量的不同配制2种提取剂, 吸取5.7 mL冰乙酸于1 L容量瓶中, 加入64.3 mL 1 mol·L^-1NaOH溶液后定容, 使pH值为4.93±0.05。TCLP提取过程:称量1.5 g土样, 加入30 mL提取剂, 在常温下按150 r·min^-1振荡18 h, 离心5 min(离心半径为13.5 cm)后过滤, 滤液中加1滴浓硝酸酸化待测。

CaCl₂浸提过程:土壤风干过2 mm孔径筛, 称取5 g放入50 mL离心管中, 加入25 mL 0.01 mol·L^-1CaCl₂提取剂, 在室温下以120 r·min^-1振荡2 h, 离心5 min(离心半径为13.5 cm)后过滤, 滤液中加1滴浓硝酸酸化待测。

in vitro法模拟胃阶段:配制模拟胃液1.00 L, 内含0.15 mol·L^-1 NaCl(8.775 g), 加入柠檬酸0.5 g、苹果酸0.5 g、乳酸0.42 mL、醋酸0.5 mL和胃蛋白酶1.25 g, 用12.00 mol·L^-1 HCl将pH值调到1.50。将50 mL模拟胃液及0.5 g过0.25 mm孔径筛的土壤样品混合于离心管中。然后置于37 ℃恒温水浴中, 按100 r·min^-1振荡, 每20 min调节溶液pH值到1.5, 1 h后吸取10.00 mL反应液到离心管中, 离心5 min(离心半径为13.5 cm), 过0.45 μm孔径滤膜, 4 ℃条件下保存, 采用原子吸收(或石墨炉)分光光度计测定滤液中Cu和Cd含量^[16]。

土壤重金属全量采用HF-HNO₃-HClO₄消煮法^[17]测定, 重金属Cu和Cd全量及有效态含量采用原子吸收(石墨炉)分光光度计法测定。

1.4 人体健康评估方法

通过体外模拟试验计算生物可给性(bioaccessibility, A_B), 人体胃阶段的重金属生物可给性通过下式计算:

$ {A_{\rm{B}}} = ({C_{\rm{H}}} \times V)/\left( {M \times T} \right) \times 100\text{ }\!\!\text{%}\!\!\text{ }。$

(1)

式(1) 中, A_B为土壤重金属生物可给性, %;C_H为人体胃阶段反应液中可溶态重金属含量, mg·L^-1; V为反应液体积, L;M为称取的土壤质量, kg;T为土壤重金属含量, mg·kg^-1。

利用风险系数对人体健康潜在风险进行评估, 计算公式如下:

$ {Q_{\rm{H}}} = {I_{{\rm{CD}}}} \times {A_{\rm{B}}}/{R_{{\rm{fDo}}}}。$

(2)

口部无意摄入途径下的重金属日摄入量用下式计算:

$ {I_{{\rm{CD}}}} = \frac{{C \times {E_{\rm{F}}} \times {E_{\rm{D}}} \times {I_{\rm{R}}}}}{{{W_{{\rm{AB}}}} \times {T_A} \times 365}}{\rm{ }}。$

(3)

式(2)~(3) 中, Q_H为风险系数，当Q_H < 1时, 不存在非致癌影响，当Q_H≥1时, 则存在潜在非致癌影响, 且Q_H值越大, 潜在的人体健康风险越大；I_CD为口部无意摄入途径下单位体重单位时间的重金属日摄入量, mg·kg^-1·d^-1; A_B为土壤重金属生物可给性, %;R_fDo为重金属经口毒性参考剂量, Cu和Cd分别为0.04和0.001 mg·kg^-1·d^-1^[18];I_R为摄入速率, 成人和儿童分别取100和200 mg·d^-1; C为土壤重金属暴露含量, mg·kg^-1; E_F为暴露频率, 成人和儿童均取180 d·a^-1; E_D为暴露年限, 成人和儿童分别取30和6 a; W_AB为人体体重, 成人和儿童分别取60和16 kg; T_A为平均作用时间, 成人和儿童分别取10 950和2 190 d。

1.5 数据处理

采用Excel 2010和SPSS 19.0软件进行数据分析与统计。

2 结果与讨论 2.1 重金属活性变化 2.1.1 土壤基本理化性质

表 2显示了2010年和2013年3种改良剂修复后土壤的基本理化性质。与对照相比, 添加改良剂后土壤pH值显著提高, 如2010年磷灰石、石灰、木炭处理组分别增加1.14、1.3和0.48。另外, 改良剂处理后交换性酸和交换性铝含量显著降低, 但两者均随时间推移逐渐增加, 如2013年木炭处理交换性酸含量比2010年增加1.31 cmol·kg^-1, 石灰处理增加0.79 cmol·kg^-1。

表 2 土壤及改良剂的基本理化性质^[19] Table 2 Basic physical-chemical properties of the soil

年份	处理	pH值	w(有机碳)/ (g·kg^-1)	CEC/ (cmol·kg^-1)	交换性酸含量/ (cmol·kg^-1)	交换性铝含量/ (cmol·kg^-1)	交换性钙含量/ (cmol·kg^-1)	w(全Cu)/ (mg·kg^-1)	w(全Cd)/ (μg·kg^-1)
2010	对照	4.41±0.08^c*	18.20±0.87^a*	7.73±0.31^a	2.10±0.16^a*	1.59±0.12^a*	1.21±0.08^c	696±35^a	1 047±62^a*
	磷灰石	5.55±0.13^a*	18.40±0.95^a	7.87±0.20^a	0.58±0.10^c	0.43±0.13^c	3.85±0.27^a	712±57^a	1 124±46^a*
	石灰	5.71±0.30^a*	18.30±0.51^a*	8.06±0.53^a	0.45±0.95^c*	0.39±0.02^c*	3.38±0.54^ab	718±40^a	1 105±34^a*
	木炭	4.89±0.05^b*	19.40±1.89^a	7.77±0.24^a	1.06±0.90^b*	0.89±0.10^b*	2.85±0.08^b	708±25^a	1 119±78^a*
2013	对照	3.96±0.06^d*	14.50±2.53^b*	7.30±0.12^a	3.63±0.18^a*	3.02±0.27^a*	1.18±0.04^b	713±42^a	1 164±88^c*
	磷灰石	5.00±0.06^a*	16.80±0.72^ab	7.47±0.51^a	0.85±0.19^c	0.52±0.14^c	3.62±0.39^a	756±55^a	1 395±73^a*
	石灰	4.66±0.04^b*	15.10±1.22^b*	7.30±0.06^a	1.73±0.81^bc*	1.18±0.30^bc*	3.16±1.27^a	768±66^a	1 359±72^ab*
	木炭	4.33±0.12^c*	19.70±1.86^a	7.61±0.32^a	2.37±0.20^b*	1.85±0.20^b*	2.72±0.46^ab	744±39^a	1 254±80^bc*
同一列数据后英文小写字母不同表示同一年度不同处理组间某指标差异显著(P < 0.05), *表示同一处理组不同年度间某指标差异显著(P < 0.05)。

表 2 土壤及改良剂的基本理化性质^[19] Table 2 Basic physical-chemical properties of the soil

改良剂的添加增加了土壤pH值, 主要是因为石灰和磷灰石是碱性物质, 其CaCO₃含量高, 对提高土壤pH值有较大贡献^[7]。但是, 2013年土壤pH值较2010年有所降低, 这主要是由于该区域处于酸沉降区域, 冶炼厂和肥料厂排放出大量酸性气体^[20]。与对照相比, 改良剂处理后均不同程度增加了土壤Cu和Cd全量, 这可能是由于各处理间重金属输入总量一致, 且改良剂带入土壤的重金属及各处理植物输出的重金属对土壤重金属总量增加的贡献较小, 因此, 推测是由于改良剂的施用增加了表层土壤对重金属的吸附和固定能力, 进而减少了通过径流和向下淋溶途径的重金属输出^[21]。

2.1.2 土壤重金属可浸出态和有效态

由图 1可知, 土壤TCLP浸出态Cd的含量小于美国EPA规定的标准值^[22]。添加木炭与磷灰石、石灰后显著降低了TCLP浸出态Cu和Cd含量(P < 0.05), 且2013年各处理组TCLP浸出态Cu和Cd含量较2010年显著增加(P < 0.05)。这可能是由于江西鹰潭处于酸雨沉降区^[20], 土壤pH值明显降低, 导致土壤中Cu和Cd的可浸出性随时间推移显著增加。

图 1 土壤TCLP浸提态重金属含量 Figure 1 The contents of heavy metals extracted by TCLP 直方柱上方英文小写字母不同表示同一年度不同处理组间某指标差异显著(P < 0.05), *表示同一处理组不同年度间某指标差异显著(P < 0.05)。

CaCl₂提取的重金属对土壤微生物及植物根系具有较好的生物有效性, 能更好地评价重金属毒性^[23]。如图 2所示, 添加磷灰石、石灰和木炭均降低了CaCl₂-Cu和CaCl₂-Cd含量。2013年磷灰石、石灰和木炭组w(CaCl₂-Cu)较2010年分别增加11.3、49.2和34.3 mg·kg^-1, w(CaCl₂-Cd)分别增加71.2、109.0和71.4 μg·kg^-1。磷灰石的修复效果较石灰和木炭更持久, 这可能是因为Cu和Cd与石灰生成的碳酸盐沉淀的溶度积常数远大于与磷灰石生成的磷酸盐沉淀的溶度积常数〔25 ℃条件下K_sp(CuCO₃)=2.34×10^-10, K_sp(CdCO₃)=5.2×10^-12; K_sp[Cu₃(PO₄)₃]=1.3×10^-37, K_sp[Cd₃(PO₄)₃]=2.5×10^-33〕, 酸缓冲能力低。另外, HAMON等^[24]研究也表明, 磷灰石与重金属形成的磷酸盐沉淀对pH值的缓冲能力明显强于石灰与重金属形成的碳酸盐沉淀, 因而更能持久稳定Cu和Cd。

图 2 土壤CaCl₂浸提态重金属含量 Figure 2 The contents of heavy metals extracted by CaCl₂ 直方柱上方英文小写字母不同表示同一年度不同处理组间某指标差异显著(P < 0.05), *表示同一处理组不同年度间某指标差异显著(P < 0.05)。

随着时间推移, 由于土壤理化性质的变化, 改良剂的修复效果会逐渐降低, 原本被改良剂固定的重金属或者土壤中的非活性态重金属又重新释放出来, 这可能是由于酸沉降的影响^[20], 降低了土壤pH值, 减弱了土壤矿物对重金属的吸附能力^[7]。章明奎等^[7]通过6 a的模拟试验也发现改良剂对重金属的稳定化效果随着时间的推移逐渐降低。笔者研究结果与之相同。

2.2 人体健康风险评价 2.2.1 土壤重金属生物可给性及人体健康风险评价

表 3为不同年限土壤重金属的生物可给性及风险系数。2010年, 经磷灰石、石灰和木炭修复后土壤Cu的生物可给性较对照分别降低28.6%、23.1%和13.9%, Cd生物可给性分别降低21.7%、22.1%和17.5%。2013年磷灰石、石灰组Cu生物可给性分别较2010年增加14.7%和12.2%, 但不同处理组Cd的生物可给性年度间差异不显著。2010年对照、石灰和木炭处理组Cu的生物可给性分别比Cd高17.1%、16.8%和20.7%, 2013年高18.1%、21.2%和17.0%。除2010年磷灰石处理组外, 其他各组Cu和Cd生物可给性之间均存在显著差异(P < 0.05)。人体胃液更容易溶解并吸收Cu, 这可能与重金属本身性质及在土壤中存在的主要形态有关^[18]。

表 3 土壤重金属生物可给性及风险系数 Table 3 The bioaccessibility of heavy metals and human health assessment

年份	处理	生物可给性/ %		日均Cu摄入量/ (10^-4 mg·kg^-1·d^-1)		日均Cd摄入量/ (10^-6 mg·kg^-1·d^-1)		Cu风险系数/10^-2		Cd风险系数/10^-4
年份	处理	Cu	Cd	成人	儿童	成人	儿童	成人	儿童	成人	儿童
2010	对照	87.8±7.3^a	70.7±9.7^a	9.8±0.5^a	23±0.1^a	1.5±0.1^a	3.4±0.2^a	2.1±0.1^a	5.0±0.2^a	10.4±1.2^a	24±0.3^a
	磷灰石	59.2±3.5^c*	49.0±3.6^b	10.0±0.8^a	23±0.2^a	1.6±0.1^a	3.7±0.2^a	1.5±0.1^c	3.5±0.1^c	7.8±0.7^ab	18±0.2^ab
	石灰	64.7±5.1^c*	47.9±3.9^b	10.1±0.6^a	24±0.1^a	1.6±0.0^a	3.6±0.1^a	1.6±0.2^bc	3.8±0.5^bc	7.5±1.4^b	17±0.3^b
	木炭	73.9±5.7^b	53.2±4.4^ab	10.0±0.4^a	23±0.1^a	1.6±0.1^a	3.7±0.3^a	1.8±0.2^b	4.3±0.5^b	8.3±1.8^ab	19±0.4^ab
2013	对照	89.7±5.5^a	71.6±8.5^a	10.0±0.6^a	23±0.1^a	1.6±0.1^a	3.8±0.3^a	2.3±0.3^a	5.3±0.6^a	1.2±0.1^a	27±0.2^a
	磷灰石	73.9±1.4^b*	52.5±4.8^a	10.6±0.8^a	25±0.2^a	2.0±0.1^a	4.6±0.2^a	2.0±0.2^a	4.6±0.4^a	1.0±0.3^a	24±0.7^a
	石灰	76.9±6.1^b*	55.7±6.6^a	10.8±0.9^a	25±0.2^a	1.9±0.1^ab	4.5±0.2^ab	2.1±0.1^a	4.8±0.3^a	1.1±0.1^a	25±0.2a
	木炭	81.1±9.2^ab	64.1±7.9^a	10.5±0.5^a	24±0.1^a	1.8±0.1^bc	4.1±0.3^a	2.1±0.1^a	4.8±0.3^a	1.1±0.1^a	25±0.2a
同一列数据后英文小写字母不同表示同一年度不同处理组间某指标差异显著(P < 0.05), *表示同一处理组不同年度间某指标差异显著(P < 0.05)。

表 3 土壤重金属生物可给性及风险系数 Table 3 The bioaccessibility of heavy metals and human health assessment

依据重金属生物可给性, 对冶炼厂周边居民口部无意摄入重金属量进行风险评估。对成人和儿童而言, Cu和Cd的风险系数均小于1, 不会带来健康风险。但值得注意的是儿童口部无意摄入2种重金属的风险系数均大于成人, 说明该摄入途径下儿童存在更大的健康风险, 这与WEI等^[25]的研究结果相一致。朱宇恩等^[26]以北京城郊污灌区24块代表性小麦样地为研究对象, 探讨了土壤中多种重金属对人体健康的影响, Cu和Cd对成人的健康风险系数分别为0.33和0.09, 对儿童的系数为0.36和0.09, 比笔者研究的风险系数约高2个数量级。这可能是由于不同城市、不同地区土壤性质差异及污染物来源不同等导致。另外, 笔者研究中成人和儿童Cu的风险系数均大于Cd, 说明Cu潜在风险更大。与此相似, REN等^[27]采集了中国一些老工业区土样, 发现重金属Cu对成人和儿童的风险系数(0.006 6和0.053) 显著大于Cd对成人和儿童的风险系数(0.003 7和0.03)。

2.2.2 胃液重金属含量与土壤理化性质相关性分析

表 4显示了胃液中重金属含量与土壤pH值、交换性酸含量、交换性铝含量、有机碳含量以及TCLP和CaCl₂浸提态Cu、Cd含量间的相关性。结果表明, 胃液中重金属含量与交换性酸、铝含量均呈显著正相关, 与pH值呈显著负相关, 主要是因为土壤pH值高时, 重金属主要以非有效态、残渣态存在, 生物有效性低时, 人体能吸收的量少。另外, 交换性酸、铝含量与pH值呈极显著负相关, 这主要是由于交换性酸、铝含量可用来表征土壤潜性酸度(土壤胶体吸附的可代换性H⁺和Al³⁺所引起的酸度); 土壤pH值直接反映了土壤溶液中H⁺浓度, 土壤pH值的变化直接影响交换性酸、铝含量。

表 4 胃液重金属含量与土壤理化性质相关性 Table 4 Correlations between the contents of heavy metals in gastric solution and the physical-chemical properties of the soil

指标	胃液w (Cd)	土壤pH值	土壤w (交换性酸)	土壤w (交换性铝)	土壤w (有机碳)	土壤w (TCLP-Cu)	土壤w (TCLP-Cd)	土壤w (CaCl₂-Cu)	土壤w (CaCl₂-Cd)
胃液w(Cu)	0.974^**	-0.984^**	0.958^**	0.935^**	-0.359	0.895^**	0.986^**	0.939^**	0.957^**
胃液w(Cd)		-0.988^**	0.922^**	0.894^**	-0.292	0.840^**	0.922^**	0.964^**	0.984^**
土壤pH值			-0.941^**	-0.913^**	0.369	-0.861^**	-0.948^**	-0.959^**	-0.969^**
土壤w(交换性酸)				0.994^**	-0.462	0.981^**	0.952^**	0.922^**	0.885^**
土壤w(交换性铝)					-0.429	0.992^**	0.934^**	0.910^**	0.848^**
土壤w(有机碳)						-0.460	-0.395	-0.184	-0.352
土壤w(TCLP-Cu)							0.905^**	0.863^**	-0.791^*
土壤w(TCLP-Cd)								0.891^**	0.906^**
土壤w(CaCl₂-Cu)									0.901^**
表示P < 0.05, *表示P < 0.01。

表 4 胃液重金属含量与土壤理化性质相关性 Table 4 Correlations between the contents of heavy metals in gastric solution and the physical-chemical properties of the soil

人体胃液中重金属含量与2种不同浸提方法提取的重金属含量呈显著正相关, 重金属对人体健康影响不仅与其总量相关, 更大程度上取决于其在土壤中存在的各种形态, 有效态含量越高, 人体越容易吸收重金属。相关性分析表明有效态重金属含量显著影响人体胃液重金属含量。因此, 为降低土壤重金属对人体健康的不利影响, 采用稳定化方法修复酸性污染土壤时宜选用能显著提高土壤pH值并能够持久降低土壤重金属有效活性的改良剂。

3 结论

添加磷灰石等改良剂1 a后土壤pH值显著增加, 土壤交换性酸、铝含量降低。改良剂的应用显著降低了土壤中Cu和Cd的可浸出态、有效态含量和生物可给性, 且随时间推移呈增加趋势。相关性分析表明, 土壤pH值、交换性酸和铝含量、有效态和可浸出性Cu和Cd含量是影响胃液中Cu和Cd含量的主要因素。尽管改良剂的修复效果随时间推移持续降低, 但磷灰石在降低Cu和Cd的可浸出性、有效态和生物可给性方面较石灰和木炭更具有持久性。

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