3.3 重金属污染土壤的风险评价
3.3.1 风险评价基本框架
3.3.1.1 评价指标
根据土壤重金属污染的危害性，以及人们所关注的主要生态环境问题，评价指标选择应考虑以下几个方面：a.对土壤质量的影响，如对土壤生产力质量的影响；b.对陆生生物的胁迫，如对植物/作物、土壤动物和土壤微生物等的毒害作用；c.对地下水的不良效应，如水质下降、使用价值降低、不能饮用等；d.进入食物链对人体健康产生重要影响。
3.3.1.2 评价系统
土壤重金属污染的生态风险评价系统由4部分组成：a.重金属在土壤中的迁移以及生物对重金属暴露浓度的计算；b.重金属进入土壤环境的源计算；c.土壤重金属污染的危害性评价；d.风险表征。建立风险评价系统的基本思想，是根据源排放与效应之间的因果关系，即释放—分布—浓度—暴露—效应。
3.3.1.3 评价工作内容
重金属以不同方式进入土壤环境，通过在土壤环境中的迁移、转化，在不同环境介质中进行分布，生物通过不同暴露途径接触到重金属，产生某种危害及后果。在进行重金属对土壤环境影响的风险评价时，涉及的基本内容包括：a.污染源分析，包括大气重金属沉降、农用化学品施用、污水灌溉和污泥使用带入重金属，因侵蚀径流而使重金属进入地面水以及通过淋溶重金属进入地下水；b.生物对重金属的暴露分析与估算，如与土壤动物蚯蚓的接触暴露、土壤动物通过食用土壤吸收重金属、植物或作物通过根系吸收重金属、土壤微生物对重金属的吸收作用；c.风险表征，包括对地面水的影响、对浅层地下水的影响、对土壤微生物的影响、对土壤动物的影响以及对水生生物的影响。
3.3.2 土壤重金属污染途径与暴露分析
3.3.2.1 大气沉降
大气中污染物通过干、湿沉降造成土壤表面重金属污染的总沉积量
AS（te）（g/m2）计算公式为：
式中，AS（te）、Ad（te）、Aw（te）分别为沉降结束时（te）土壤表面重金属的总沉积量和通过干沉降、湿沉降到达土壤表面的沉积量，g/m2；c为大气中重金属的浓度，g/m3；Vd，max为干沉降速率，m/s，见表3-20；fd为通过干沉降被植物叶面截获而到达土壤的重金属份额；fw为通过湿沉降被植物截获的份额；Δt为含污染物的降尘飘过的时间，s；Q为污染源强，g/s；x为受污染的区域离污染源的距离，m；λk为降尘飘过期间发生第k次降水过程所对应的重金属的冲洗系数，见表3-21，L/s；Δtk为降尘飘过期间发生的第k次降水过程的持续时间，s。
表3-20 推荐干沉降速率
表3-21 粒子态元素和碘的冲洗系数
因干湿沉降过程沉积于土壤表层的重金属，其浓度因污染物向土壤深部的迁移而减少。这种导致元素从0～0.1cm土壤表层向下部运动的现象称为入渗。其入渗常数λper为1.98×10-2/d。对于有植物生长的土壤表层，t时刻土壤表层重金属元素的浓度相应由式（3-29）计算：
AS（t）=AS（te）×exp[-λper（t-te）] （3-29）
3.3.2.2 农业施肥
农业施肥是向土壤输入重金属的重要途径之一，通过某种重金属在土壤中的质量与相似海平面的该元素的土壤背景值之差可以用来计算施肥引起的土壤中重金属变化，计算方法如下：
δj，c =cj，c ρc（εj，c +1）-cj，c ×ργ （3-30）
式中，δj，c 为单位体积的j重金属变化变量；ργ为同类土壤的背景度密；ρc为土壤密度；cj，c 为该j重金属在土壤中的背景浓度；εj，c 为土壤的理化性质参数。εj，c 的计算如下：
式中，ci，r 为土壤中稳定元素i的背景浓度；ci，c 为土壤中稳定元素i的浓度；当εj，c 为负值时表示农业活动导致土壤板结；当εj，c 为正值时表示农业活动导致土壤疏松。由于土壤是个开放系统，稳定元素i的选择要慎重，一般选镍元素。
3.3.2.3 污水灌溉
工业和生活污水灌溉是重金属污染土壤的途径之一，土壤中重金属浓度与重金属及土壤的理化性质有关，计算过程如表3-22所示。
表3-22 污水灌溉带入土壤中重金属的计算
3.3.2.4 污泥应用
污泥施用造成的土壤重金属污染，一直是西方发达国家所面临的重要环境问题。随着中国近年来污水处理事业发展的势头，势必带来更多的污泥。通过污泥作为肥料施入到土壤中，土壤中重金属的浓度是由一定量污泥与表层土壤混合而决定的。计算参数及含义见表3-23，计算式如下：
X=Qe （3-33）
表3-23 污泥施入土壤中的重金属计算参数
3.3.2.5 对地下水的污染
有关的农业管理措施，如无机肥的施用、施用有机废弃物及污水灌溉等，是造成土壤重金属污染的关键因素。在酸性土壤条件下，重金属元素具有可溶性，易于迁移，这样导致地下水及食物链的重金属污染。重金属在土壤中的垂直分布的研究有助于阐明地下水的重金属污染，重金属在土壤中的垂直分布呈残积-淀积形分布。
重金属在土壤中的吸附可以由以下的Freundlich等温方程计算：
S=Kfcn （3-34）
式中，S为土壤层中的重金属浓度，mg/kg；c为重金属在溶液中的饱和浓度，μg/L；Kf为Freundlich吸收系数；n为Freundlich指数。吸附率的计算公式为：
式中，HMst为总吸附量，μg；HMmt为总施用量，mg；RS为吸附率。
有研究表明，在0～3cm土层中，重金属铬的Kf值与土壤中有机碳含量相关性较大，在0～25cm土层中与CEC及pH值的相关性较大，与有机碳的相关性较小。对铬和镍的研究发现，0～20cm土层中的重金属含量较小，20～40cm土层中的含量增大，重金属的主要吸附积累层在60cm以上部分，60cm以下大致处于背景值。土壤对重金属的吸附作用与土壤的黏性、有机质含量及铁、铝、锰等水化氧化物的含量有关，含量越高吸附越大，对地下水的污染就越少。
3.3.3 生态风险评价
3.3.3.1 对土壤动物危害影响的风险评价
土壤动物对改良土壤性状，增进土壤肥力具有重要作用。由于它与土壤污染物接触十分紧密，同时又对重金属具有富集作用，并且是许多哺乳动物和鸟类的食物，因此，重金属对土壤动物的危害影响是评价重金属对陆地生态系统健康风险的一个重要内容。据研究，土壤动物中等足类动物对重金属的富集较高而鞘翅类动物的富集较低，蚯蚓居中，因此评价以土壤动物为食的动物生态风险时，应考虑该动物的具体食性。图3-12描述了重金属对土壤动物危害影响的风险评价决策树。Heikens（2001）提出土壤重金属污染物在土壤无脊髓动物体内累积符合方程（3-36）。
lgco=lga+blgcs （3-36）
图3-12 重金属对土壤动物危害影响的风险评价决策树
式中，co为土壤无脊髓动物体内重金属浓度；cs为土壤中重金属浓度；a、b分别为与具体动物有关的常量。
3.3.3.2 对作物危害影响的风险评价
作物是陆地生态系统食物链中的重要环节。作物作为一种评价终点具有多种暴露途径，即土壤、水和大气都是作物暴露于重金属的环境介质。因此，对作物的重金属危害影响评价较复杂，对作物的危害评价指标有：
①生物个体指标，其中生物个体形态指标包括植物株高、根长、生物量等，生理生化指标包括发芽率、光合作用及反应酶活性等；
②生物种群指标，包括种群密度和大小、种群结构及数量等；
③生物群落指标，包括群落结构、功能、动态及分布等。具体评价程序如图3-13所示。
图3-13 重金属对作物危害影响的风险评价决策树
3.3.3.3 对有益微生物危害影响的风险评价
重金属对土壤微生物的影响的评价指标可由这样几种方法获取：a.细菌平板计算法；b.CLPP（community level physiological profile）法；c.CFAMEP（community fatty acidmethyl ester profile）法；d.脱氢酶活性测定；e.线虫群落的多样性。
其危害影响的风险评价过程如图3-14所示。
图3-14 重金属对土壤微生物危害影响的风险评价决策树
3.3.4 人体健康风险评价
重金属污染土壤对人体健康的风险，主要可通过食物链传递暴露。虽然近年来通过呼吸吸入含重金属的污染土壤扬尘的可能性增加，但诸如汞及一些有机金属化合物（如甲基汞）等通过蒸气形式毒害人体的方式还是比较少。也就是说，在重金属向人体转移的各种途径中，人们食用农业生态系统的植物性食物甚至动物性食物所占比例较高。
重金属对人体健康风险评价的程序有以下4个方面。
①土壤污染源强的计算。
②重金属在土壤剖面及大气、地下水中的浓度分布。
③对人体健康危害的风险度计算，其中致癌性风险度计算为：
Rij=[1.0-exp（-DijQij）]/70 （3-37）
式中，Rij为暴露途径j致癌性重金属i所引起的健康风险，a-1；Dij为暴露途径j致癌重金属i的日平均摄入量，mg/（kg·d）；Qij为重金属i的致癌因子，（kg·d）/mg；70为人类平均寿命，a。
非致癌性风险度计算为：
式中，
为暴露途径j，非致癌性重金属i所引起的健康风险，a-1；1×106为非致癌性重金属i的可接受风险水平；
为暴露途径j，非致癌重金属i的日平均摄入量，mg/（kg·d）；RfOij为暴露途径j，非致癌性重金属i的参考剂量，mg/（kg·d）；70为人类平均寿命，a。
④总年危险计算。按式（3-37）和式（3-38）计算出来的重金属所致健康危害的风险在含义上是有差别的，严格来讲不能直接相加，不过从危害管理的角度出发，可从偏保守的方面考虑，将两种健康危害都视为与癌症死亡一样严重，使以上两者有可加性，以计算个人总年危害。
3.3.5 土壤重金属风险评估研究现状
生态风险评价的主要对象是环境介质、生物种群和生态系统，通过科学的、可靠的、对人类活动产生的生态效应评估，而达到保护和科学管理生态系统的目的。生态风险评价技术是从20世纪80年代末、90年代初发展起来的。目前，大部分研究还停留在理论框架和技术路线的探讨阶段，而且多是针对水生生态系统提出的，涉及陆生生态系统的很少。而少数有关生态风险评价的应用研究案例，也多集中在生态环境中污染物浓度的测定或简单的风险指数的计算上，并不能真正解决污染的生态风险评估。由于健康风险评价本身不完善，目前的应用受到很大限制。矿山开采、选冶和冶炼过程中，矿石中的重金属元素会随废石尾沙、矿尘、废气进入矿区及其周边土壤中，造成严重的土壤重金属污染，污染农作物进而危害人体健康。法国北部已废弃的老矿山分布区，人群中癌症和畸形等疾病的发病率是法国平均水平的10倍。居住于铅冶炼厂附近10％的儿童中，血铅含量高于100g/L的水平。韩国一个已废弃近30年的矿山，土壤中的重金属污染导致农作物中As的含量最高达33mg/kg、Cd为0.87mg/kg，水系中As、Cd、Zn浓度分别达0.71mg/L、0.19mg/L和5.4mg/L。陕西潼关金矿区农田土壤中汞超标倍数均值达4.71mg/L，受Hg污染的面积占研究区面积的51.76％。Steinemann的研究表明，美国绝大部分环境影响评价报告书中没有提及健康风险，极少部分涉及健康风险的环境影响报告书，也只是关注有毒化学物质或放射性引发癌症的风险，而忽略了其他重要的因素，如发病率、致死风险、累积影响和更大范围内决定健康因素。