化工企业在我国分布较广，且对周边农田土壤环境污染严重。随着工业三废汇入灌溉水以及含有大量重金属的农药、化肥的大量使用，农田土壤中重金属污染日趋严重^[1]。土壤中痕量重金属(如Pb、Zn、Cu和 Cd等)由于不可降解、持久性和高毒性，可能会以生物富集的方式对人体产生直接的威胁^{[2, 3]}。比如Pb是一种具有神经毒性的重金属元素，微少量的Pb即可引发中毒症状，破坏人体神经系统、大脑、红血球等组织与器官的正常生理功能^[4]。

目前，关于“重金属-动/植物-人体”的研究内容主要集中在重金属的空间分布与相关性分析、生物富集和污染评价方面^{[5, 6]}。其中，重金属生物富集研究在国内外有大量的报道。但对“土壤-农作物”系统的重金属空间分布特征研究并不多见，主要集中在国内。另外，关于污染评价模型，一些学者开始将土壤污染指数法用于蔬菜污染指数法，同时更多的学者也引入了国外的健康风险评估模型^[6]。这无疑表明蔬菜的安全性越来越受到学者的高度重视。而“重金属-动/植物-人体”的研究区域大多集中在城郊区域。根据近几年来一些学者的研究情况，我国城郊区域蔬菜地土壤重金属污染比较严重。刘泓等^[7] 研究发现，福州市郊蔬菜地土壤Hg 污染严重，也存在一定程度的Cu 污染。宋波等^[8]、郑袁明等^[9]研究表明，北京市蔬菜基地的土壤Cd、Cu 等积累明显。

为此，笔者对宜昌城郊周边进行了走访调查，发现在当地污水渠道附近种植有一定规模(100~1000 m2)的蔬菜。这些蔬菜可能会以污水灌溉或通过地下水渗流等途径富集重金属，对人体产生健康风险。水芹、小白菜和油麦菜等是污灌区当前栽种的主要蔬菜品种，而水芹在这种水体污浊不堪、污染严重的环境下生长尤为繁茂和迅速。但目前对于宜昌郊区水芹重金属污染的研究尚未见报道。因此，本文以宜昌西陵、猇亭区及伍家岗等地区为研究区域，以水芹及其根际土壤为研究对象，采用了单项污染指数法、综合污染指数法和健康风险评价方法对水芹重金属Cu、Pb和Cd污染状况进行了评估，旨在调查该研究区的水芹及其根际土壤中重金属的分布状况、污染现状以及对人体的潜在风险大小。

2014年对宜昌西陵、猇亭区及伍家岗等地区种植的水芹进行了调查和采样。水芹在污灌区零散状态分布。选取13个污灌区，在每个污灌区采集水芹样、土样各2个。水芹采集生长较好的整株，包含嫩叶和成熟部分，采集量约为1 kg。土样采集0~20 cm的耕作层水芹根系土壤，采集量约1 kg。样品采集后装入洁净的聚乙烯塑料袋，带回实验室分析。采集样点的分布及基本情况见表 1和图 1。

表 1 采样点基本情况 Table 1 Description of sampling sites

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图 1 采样地状况 Figure 1 Location of sampling sites

图选项

土壤和水芹样品的前处理采用文献^[10]中的方法。土壤pH采用实验室pH计(FiveEasy Plus，Mettler Toledo)测定；Cu、Cd和 Pb均采用石墨炉原子吸收分光光度法(Spectr AA-600，美国Varian公司)测定。将蔬菜样品实测含水率转换为以鲜质量计量的重金属质量分数。

采用单项污染指数法^{[11, 12]}对土壤、蔬菜重金属污染程度进行评价，其计算公式为：

式中：P_i为土壤中重金属元素i的单项污染指数，无量纲；C_i为土壤中重金属元素i的实测值，mg·kg^-1；S_i为污染物i的评价标准值，mg·kg^-1。

综合污染指数法^{[11, 12]} 兼顾了土壤中各种污染因子的影响，其计算公式为：

式中：Pt为内梅罗综合污染指数；Pave为所有污染物污染指数的平均值；Pmax为所有污染物污染指数的最大值。

单项污染物和综合污染物的污染等级划分标准见表 2。

表 2 土壤重金属污染分级标准 Table 2 Grades of soil heavy metal pollution

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研究区居民经由蔬菜摄入的重金属含量通过下列公式^[13]计算：

式中：DI表示日均摄入量，g·d^-1；FIR为蔬菜的摄取速率，g·d^-1，成人蔬菜摄入率为301.4 g·d^-1，儿童蔬菜摄入率为231.5 g·d^-1[14]；c表示蔬菜中重金属含量，mg·kg^-1。

FAO/WHO推荐Cu、Pb和Cd的日摄入量^[13]分别为6500、200 μg·d^-1和57～71 μg·d^-1。

目标危害系数方法(Target hazard quotient，THQ)是一种用于评估人体通过食物摄取单个重金属风险的方法，是依据 US EPA(2000)提出的按成人及儿童的平均体重建立的风险分析方法。其计算模型^[13]可以表示为：

式中：EF为暴露频率，365 d·a^-1；ED为人平均寿命，70 a^[16]；FIR为消化食物的比率，g·人^-1·d^-1；c为食物中重金属含量，mg·kg^-1；RfD为参比剂量，Cu、Pb和Cd的参比剂量分别为4×10^-2、4×10^-3、1×10^-3 mg·kg^-1·d^-1 [17^-18]；WAB为人体平均体重，成人为55.9 kg，儿童为32.7 kg^[13]；TA为非致癌性暴露的平均时间，365 d·a^-1×暴露年数。

THQ≤1，表明污染物对人体健康造成的影响不明显；THQ>1，表明污染物可引起人体的健康风险，THQ值越大表明该污染物对人体健康风险越大^[19]。

采用Excel 2003、Origin 8.0对测定的数据进行了统计分析与作图；采用SPSS 19.0对水芹及其根系土壤中重金属Cu、Pb和Cd的含量变化进行了单因素的方差显著性分析(P < 0.05)，并对其重金属之间做了相关性分析。

水芹根际的土壤重金属含量统计结果见表 3。与《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)^[20]的二级标准(6.5~7.5)相比，土壤中Cu、Pb和 Cd平均值分别是该标准值的0.33、0.09、3.25倍，即仅Cd超过了二级标准。另外，土壤中重金属Pb和Cd的变异系数显著低于Cu元素，表明不同采样点位之间Pb和Cd含量的变化性相对较弱。总体上，3种重金属含量在空间上的变异性大小排序均为Cu>Pb>Cd。

表 3 水芹根际的土壤重金属含量参数统计 Table 3 Statistical parameters of heavy metal content in rhizosphere soil of O. javanica

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宜昌城郊污灌区各样点土壤中重金属含量变化见图 2。土壤Cu在S8号样点含量最大，在S6、S10和S12样点含量最小，在样点S1、S2、S3、S4、S11和S13样点较低，在S7和S9样点较高；土壤Pb在S4、S8和S11样点含量最大，在S2、S6、S7和S12样点处含量最小，在S3、S10和S13样点较高，在S1、S5和S9样点较低；土壤Cd在S8号样点含量最大，在S10样点处含量最小，在S1、S2、S3、S4、S5、S6样点处较S7、S9、S12和S13高，在S11样点处较低。结果表明，在宜昌城郊污灌区零星水芹地，土壤中Cu和Cd的空间变化特征相似。

图 2 土壤中重金属含量的分布情况 Figure 2 Distribution of heavy metal content in soils

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水芹中重金属含量统计结果见表 4。与《农产品安全质量无公害蔬菜安全要求》(GB 18406.1—2001)^[21]相比，水芹中Cu、Pb和 Cd平均值分别是该标准值的0.98、4.15、25.4倍，即Pb和Cd均超过了标准限值。另外，水芹中重金属Cd的变异系数显著低于Pb和Cu元素，表明不同采样点位之间Cd含量的变化性相对较弱，即均匀性相对较好。总体上，3种重金属含量在空间上的变异性排序为Cu>Pb>Cd。

表 4 水芹中重金属含量参数统计 Table 4 Statistical parameters for heavy metal content in O. javanica

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宜昌郊区污灌区零星水芹中重金属在各样点的含量变化见图 3。水芹中Cu含量在S6号样点最小，在S8号样点最大，在S7和S9样点处较高，在S1、S2、S3、S4、S5、S10、S11、S12和S13样点处较低；水芹中Pb含量在S6号样点最小，在S8号样点最大，在样点S1、S2、S3、S4、S5、S11、S12和S13样点处较高，在S10样点处较低；水芹中Cd含量在S6号样点最大，在S8号样点最小，在样点S1、S2、S3、S4、S5、S7、S10、S11和S12样点处较高，在S9和S13样点处较低。上述结果表明，水芹中Cu和Pb与土壤中Cd和Cu的变化趋势大致相同，但与Cd的变化趋势相反。水芹对三种重金属的富集系数见图 4，水芹对Cd的富集能力较强，对Pb的富集作用不明显。

图 3 水芹中重金属含量的分布情况 Figure 3 Distribution of heavy metal content in O. javanica

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图 4 不同重金属的富集系数（BCF） Figure 4 Bioconcentration factors（BCF）of different metals in O. javanica

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对水芹根际土壤与水芹植株各种重金属(Cu、Pb和 Cd)含量之间的相关性进行了分析(表 5)。结果表明，水芹中Cu 、Pb含量与根际土壤中的Cu 、Pb含量呈正相关，而水芹的Cd含量与根际土壤Cd含量呈负相关。水芹中Cu含量和Pb含量呈极显著正相关，但与Cd含量呈显著负相关；土壤中的Cd含量与水芹中Cu和Pb含量、土壤Cu含量分别显著正相关。

表 5 研究区水芹及其根际土壤中各重金属之间的相关性分析（n=13） Table 5 Correlation analysis between heavy metals in O. javanica and its rhizosphere soils（n=13）

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水芹、土壤单项污染指数以及污染等级见表 6。对于土壤和水芹中的重金属污染评价，分别采用国家《土壤环境质量标准》^[20]二级限值和《农产品安全质量无公害蔬菜安全要求》限值^[21]。从土壤单项污染指数来看，土壤中Cu和Pb均属于优良-清洁等级，优良等级的样点数均占总样点数的92%，清洁的样点数占8%；土壤中Cd属于中-重污染等级，重污染等级的样点数占总样点数的69%，中污染等级的样点数占31%。从综合污染指数Pt值来看，Cd贡献率较大，使得该研究区的土壤综合污染指数介于2和3之间，故属于中污染等级。该区域水芹的Pb和Cd污染指数值均大于3，故属于重污染等级，水芹中Cu属于警戒-轻污染等级；从综合污染指数来看，同样也是由于 Cd贡献率较大，该研究区的水芹综合污染指数大于3，故属于重污染等级。这主要与该地区土壤Cd含量较高有关，因此污灌区蔬菜要警惕Cd污染。

表 6 研究区水芹及其根际土壤中重金属污染指数及污染等级 Table 6 Indices and grades of heavy metal pollution in O. javanica and its rhizosphere soils in studied area

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考虑到水芹是茎叶类蔬菜，故不计水芹根部在健康风险评价中的影响。水芹可食部分重金属Cu、Pb 和Cd含量的平均值分别为4.83、0.42、0.33 mg·kg^-1。根据选定的模型及模型参数，由式(3)估算成人每日经由蔬菜摄取途径进入人体的Cu、Pb和Cd分别为1456、127、99 μg·d^-1，儿童每日经由蔬菜摄取途径进入人体的Cu、Pb和Cd分别为1118、97、76 μg·d^-1(表 7)。显然，水芹中的Cu、Pb对成人和儿童均处于可接受范围，水芹中的Cd对成人和儿童均超过人均日摄入可允许限量标准(PTDI)^[15]。因此，从日均摄入人体重金属量来看，应该关注Cd污染。

表 7 人体健康风险评估参数统计 Table 7 Results of health risk assessment for human

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根据水芹可食部分的重金属平均含量(表 4)及式(4)，可以计算得到长期食用这些蔬菜可能带来的身体受损风险。Cu、Pb、Cd对于成人和儿童可能造成的目标危害系数THQ排序均为Cd>Cu>Pb。Cu和Pb的THQ均小于1，Cd的THQ大于1(表 7)，说明该污灌区周围居民使用水芹而导致的Cu和Pb潜在健康风险不明显，但Cd潜在健康风险明显。综上所述，该研究区周围无论是成人还是儿童仅通过食用水芹这一途径，均存在较高的重金属Cd潜在健康风险，且儿童的潜在健康风险要高于成人。

研究通过对污灌区水芹及其根际土壤中重金属Cu、Pb和Cd的含量进行分析，得出仅Cd含量较高，其他均在安全范围之内。土壤中Cd为国家《土壤环境质量标准》(二级限值pH为6.5~7.5)的2.40~4.28倍，水芹中Cu、Pb和Cd分别为《农产品安全质量无公害蔬菜安全要求》限值的0.60~1.73、0.33~0.53和23.20~28.20倍。因此，重金属Cd为该研究区土壤和水芹中的污染因子，且重金属Cu和Pb也是水芹中的污染因子。水芹中Cu、Pb和Cd均超过《农产品安全质量无公害蔬菜安全要求》的限值，其中Pb和Cd均为重度污染，Cu为警戒-轻度污染。水芹中Cu 、Pb及Cd含量之间及其与根际土壤中的各重金属含量是相关的。韩国的Jung等^[22]对工业复杂区稻田土及水芹中Cu、Cd、Ni、Zn、Pb等重金属的含量进行分析，结果表明工业复杂区土壤污染区Cd 和 Cu的含量较韩国土壤环境保护污染土壤的标准限值高得多，重金属积累指数为Cu>Cd>Ni>Zn>Pb。Zn和Cu从土壤转移到水芹地上部分的转移系数较其他重金属高，而且水芹中Cd、Cu 和 Ni的含量与稻田中的各重金属含量也是相关的。

水芹能在土壤中Cu、Pb和Cd等重金属污染环境中存活，表明水芹在长期的自然选择压力下产生了某些抵抗重金属毒害的耐受机制。目前公认的植物耐重金属的机制主要有3种：富集型(Accumulator)植物能从土壤中主动吸收并富集重金属，同时将其转移到地上部分；根部囤积型(Compartment)植物对重金属表现出被动吸收特征，并将其大量囤积于根部，只向地上部运移很少的量；规避型(Excluber)植物则抵制对重金属的吸收，常将其沉淀在根系表面。进一步分析了水芹对重金属Cu、Pb和Cd的富集系数，结果表明，水芹对重金属的富集能力为Cd>Cu>Pb(图 4)，但富集系数均小于1，表现出规避型植物特征。这可能与水芹对重金属的选择性吸收有关。不同样点的土壤重金属含量不一样，差异达到显著水平，可能由每一个样点周边的环境不一样引起。样点8和样点6重金属Cu、Pb和Cd含量较高，可能由于样点8和样点6周围有几家化工厂、制药厂和食品厂，工业废水以及大量的生活污水的长期排放导致其水体污浊不堪，污染严重，重金属含量显著偏高，其他远离制药和食品类公司的样点，重金属含量显著偏低(图 2)。 水芹在样点8和样点6这种重金属污染严重的水体中生长茁壮，表明水芹对这些重金属有特定的适应机制──就是尽量少吸收重金属，并将其沉淀在根系表面，即规避型机制。

生活在该地区周围的居民接触重金属的途径很多，如呼吸、皮肤接触、食物摄入等，其中食物摄入所占比重较大。由THQ计算得出，成人和儿童通过水芹进入人体的重金属元素Cd的THQ值均大于1，说明该地区周边居民通过蔬菜途径摄入的Cd对其健康存在较大的潜在风险。这与Singh等^[23] 的研究结果基本一致，该研究设置对照组系统分析了Varanasi的污灌地区的水、土壤和蔬菜中重金属的富集情况，并对该地区居民通过消耗蔬菜途径摄取重金属的健康风险进行了评估，结果表明69.2%的蔬菜中Cd的THQ值大于1，表明饮食摄入重金属途径中蔬菜Cd对人体健康构成潜在的风险。Wang等^[24]对北京市和天津市的污灌地区蔬菜和土壤中的重金属进行了健康风险评价，结果显示蔬菜中的Cu、Pb和 Cd等重金属的THQ均小于1，与本研究结果不同，可能与蔬菜的种类及污水中重金属的浓度等因素有关。除蔬菜外，污灌区居民通过食物摄入重金属途径还包括米类、面类及饮用水等，有必要对宜昌郊区污灌地区居民通过其他途径暴露重金属进行更为详尽的调查研究。

目前，无论是在发达国家还是发展中国家，农业土壤尤其是郊区蔬菜地土壤的重金属污染问题越来越受到普遍关注^{[25, 26]}，而这些蔬菜产地的上游或者周边受来自矿业活动、工业污水灌溉等人类活动产生的蔬菜产地重金属污染的问题越来越突出，故长期食用这些蔬菜对人体健康可能存在风险。对此，其安全隐患必须引起足够的重视。

(1)宜昌郊区污灌土壤重金属Cd为中-重污染等级，其他重金属未超标；水芹中Cu、Pb和Cd出现了不同程度的污染，其中Pb和Cd均属于重度污染等级，Cu为警戒-轻度污染等级。

(2)对该区域水芹人均每日摄取的研究结果表明，成人平均每天通过食用水芹而摄入Cu、Pb、Cd的量分别为1456、127、99 μg·d^-1；儿童平均每天通过食用水芹而摄入Cu、Pb、Cd的量分别为1118、97、76 μg·d^-1。成人和儿童每日摄取的Cd超过FAO/WHO推荐的限值。

(3)研究区周围成人仅通过摄入水芹这一途径摄取的Cu、Pb和Cd的THQ依次为0.65、0.57、1.78；儿童摄取的Cu、Pb和Cd的THQ依次为0.85、0.74、2.34。根据US EPA给出的参数，宜昌郊区污灌水芹周围Cd 健康风险明显，且儿童的健康风险大于成人。