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随着全球经济和科技的快速发展，电子产品快速更迭引发的电子垃圾严重影响生态环境，已成为当今亟需解决的重大环境问题之一. 电子垃圾是增长最快的危险废物之一，统计数据表明全球产生的电子垃圾以每年3%—5%的速度急剧增长[1]，从2014年的4180万吨增长到2019年5360万吨[2-3]. 我国是世界上电子垃圾增长最快的国家，据预测2030年我国将产生2840万吨电子废弃物[3]. 全球80%的电子垃圾出口亚洲，其中90%被运送到中国进行拆解回收处理[4].
电子垃圾中存在大量有毒有害物质（如阻燃剂、重金属等），不当的拆解和处置方式会导致污染物释放到环境中，通过饮用地表水以及经手－口摄入、呼吸吸入和皮肤接触土壤颗粒物等曝露途径进入人体，对当地生态环境和人体健康造成危害[3,5-6]. 重金属作为一种持久性有毒污染物，具有多源性、隐蔽性、积累性和长期性等特点[7]. 重金属在土壤中的迁移转化危害农业的生产安全，通过食物链在动物和人体中富集. 相关研究表明，电子产品拆解场地周边的蔬菜、水稻等作物的重金属含量往往超过中国食品允许的最高水平，食用被污染的农产品会使人血铅、血镉超标，罹患呼吸道疾病、癌症等[8-9]. 重金属进入水体后，绝大部分可以通过与有机物、黏土矿物和硫化物等的络合作用吸附于沉积物中，当环境发生变化时会被再次释放造成二次污染，并且还会通过食物链或皮肤接触等途径进入人体对健康造成危害，直接饮用被污染的水或食用被污染的水产品都会对健康造成危害[10-12].
当前，国内外针对电子垃圾拆解区的相关研究集中于周边农田土壤、沉积物和农作物的重金属污染程度、分布特征及其来源，例如林文杰等对贵屿水体沉积物的研究显示底泥中Cd、Cr、Cu、Pb均超过《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）二级标准，其中以Cd和Cu污染最为严重[12]，方嘉等对浙江某电子垃圾拆解地农田土壤重金属的来源研究显示该地主要有电子垃圾拆解工序、燃煤及交通排放、自然母质及农业投入以及电子垃圾酸洗径流及固废淋溶5种来源[13]，尹伊梦等对土壤水稻系统的研究显示贵屿镇通过摄取稻米途径所引起健康风险主要来自As、Cr、Cu、Ni元素[14]，吴江平等对电子垃圾拆解地土壤和稻米重金属研究显示Cd、Cu和Pb的含量是对照区的2—15倍[15]. 但同时关于电子垃圾拆解区周边地表水和农田土壤中重金属的生态风险和对周边人群暴露风险评价尚缺乏研究. 广东省汕头市贵屿镇是我国重要的电子垃圾拆解区，该地区过去以家庭作坊形式采用原始粗放的方式拆解，废弃物露天堆放焚烧处理，而回收过程中产生大量的废液和残渣，处置不当严重危害当地生态环境和居民健康[15-17]. 2017年以来，我国对电子垃圾进口实施严格管控，并将电子垃圾回收拆解行业改为工业园区的运作模式. 在该种情况下重金属在土壤和水介质中的富集和对当地生态系统和人群健康的影响研究尚不明晰.
鉴于此，本研究以广东省汕头市贵屿镇电子垃圾拆解区为研究对象，利用内梅罗指数法、潜在生态风险评价法和美国环保署（US EPA）推荐的健康风险评价模型等，系统分析该地区土壤和地表水中重金属的浓度水平、污染特征、生态和健康风险，研究结果将有助于深化对电子垃圾拆解区居民暴露健康风险的认识.
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贵屿镇隶属于我国广东省汕头市，位于潮阳区西南部，练江中游北岸[17]. 地势西北高东南低，大部分地区为平原，小部分地区是丘陵. 该地属于南亚热带气候，年均气温21.4 ℃，年均降水量1386 mm[18]. 贵屿镇是我国最大的电子垃圾拆解地之一，从上个世纪90年代起，当地居民开始从事电子垃圾拆解活动，其中80%的家庭均参与到废旧电子电器拆解和再生五金塑料行业中，电子垃圾拆解业成为了当地的支柱产业[2]. 虽然近年来手工拆解作坊已逐步被取代，但过去不当拆解释放到环境的重金属污染物仍旧会对当地居民的健康造成危害. 本研究选取贵屿镇作为研究区，选取揭阳市揭东区作为对照区. 研究区采样点分布如图1所示.
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土壤样品采集参考《土壤环境监测相关技术规范》HJ/T 166—2004[19]相关要求，按照梅花形布点原则，采样深度为0—20 cm，样品采用四分法混合均匀. 在汕头市贵屿镇共设置15个采样点，采样时间为2021年10月，揭阳市揭东区共设置10个采样点，采样时间为2021年11月，采样点大多位于水稻田和菜地. 采样时避开施肥期，远离垃圾站、新近堆积土和田埂等，并根据周边实际环境适当调整采样位置[7]. 样品采集后放入密实袋中密封保存，随后在实验室自然风干后过100目尼龙筛后装瓶备用.
使用分析天平称取0.1000 g土壤样品放置于聚四氟乙烯消解管中，加入6 mL王水（硝酸∶盐酸=1∶3，体积比）静置0.5 h后置于微波消解仪（CEM，Mars6，美国）中消解2 h，消解完成后转移到离心管中，用超纯水定容到50 mL，使用0.45 μm针筒式滤膜进行过滤[20]. 过滤后的待测样品使用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS），在1.20 L·min−1的载体气流、93 L·min−1的辅助气体流量、30 r·min−1的分析泵速、15 L·min−1的冷气流条件下，定量测定7种重金属Cr、Zn、Cu、Pb、Cd、As和Ni[21]. 实验过程中所用的水均为超纯水. 为控制实验的精度和准确性，设置空白样品和重复样品，每10个样品设置1个重复样品和1个空白样品. 实验回收率在80%—120%之间，实验结果准确可靠.
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参考《水质采样技术指南》HJ/T 494—2009[22]的相关要求，在研究区和对照区分别设置了14个采样点. 将采集的水样使用0.45 μm针筒式滤膜过滤后，舍去初过滤的50 mL原始液，用少量滤液冲洗离心管，将过滤后的滤液于离心管中加适量的硝酸调整 pH<2，低温避光保存，上机待测. 水体样品重金属检测过程与土壤样品一致，实验样品回收率在80％—120％之间，实验结果准确可靠.
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单因子污染指数法是用于评价单个重金属元素对研究区域污染水平的方法[14]. 计算公式如下：
其中，Pi为重金属i的单因子污染指数，Ci为重金属元素i实测浓度，Si为重金属元素i的评价标准值，本研究选取广东省土壤背景值作为评价标准值. Pi反映了目标区域遭受污染物i的污染程度，Pi越大说明污染越严重，反之则代表污染程度较轻，通常认为Pi<1时，目标区域无污染.
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使用内梅罗综合污染指数法评价研究区域内各重金属元素的综合污染情况，既可以避免平均作用对重点污染物污染程度的削弱，又可以反映最严重污染物对综合污染指数的贡献[14]. 计算公式如下：
其中，PN为重金属综合污染指数，Pimax为在采样点N处所有重金属元素中单因子指数Pi的最大值，Piave为在采样点N处所有重金属元素中单因子污染指数Pi平均值. PN和Pi评价标准见表1[14].
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本研究采用汤姆汉克森提出的潜在生态风险指数法（Potential ecological risk index），基于元素丰度响应和污染物协同效应，用于评价土壤重金属污染程度及其潜在的生态风险的评价方法[23]. 该方法既可以反映单一重金属的潜在生态风险，也可以反映多种重金属的综合生态风险，被广泛运用于环境影响评价领域. 计算公式如下：
其中，Ti为重金属i的毒性响应系数，Zn=1、Cr=2、Cu=Pb=Ni=5、As=10、Cd=30，Ci为重金属 i 的实测值, Si为对应重金属i的标准值，本研究选取广东省土壤背景值. RI为目标区域多种重金属的综合潜在生态风险指数，Ei和RI的评价标准如表1所示[23].
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本研究主要利用美国环保署（US EPA）的人体健康风险模型，综合美国环保署《Exposure Factors Handbook》[24]和生态环境部《中国人群暴露参数手册》[25]对研究区域进行健康风险评估. US EPA对致癌物质健康风险的界定如下，当风险水平量级小于10−6时，无明显风险；当其介于10−6到10−4之间时，存在一定程度的健康风险；当其大于10−4时，存在显著的风险. 当非致癌风险小于1时，目标区域非致癌风险处于可接受的范围内；当非致癌风险大于1，目标区域存在非致癌风险[11].
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土壤中的重金属对人体健康造成风险主要有以下3种暴露途径：经口摄入、呼吸吸入和皮肤接触，在各暴露途径下的暴露剂量计算公式如下：
ADDing、ADDinh和ADDder分别为成人经口摄入、呼吸吸入和皮肤接触途径的重金属日均暴露量，LADDing、LADDinh和LADDderm分别表示为儿童经口摄入、呼吸吸入和皮肤接触途径的重金属日均暴露量. C为重金属i在样点j的实测浓度. 其他缩写的含义和取值见表2[7].
$ {\mathrm{H}\mathrm{Q}}_{ij} $ 为第j种暴露途径下重金属i的单项非致癌风险，HI为重金属元素在3种暴露途径下的总致癌风险.$ {\mathrm{C}\mathrm{R}}_{ij} $ 为第j种暴露途径下重金属i的单项致癌风险，TCR为总致癌风险. RfD和SF的取值见表3[7]. -
参照US EPA的健康风险评价方法，评价地表水中重金属的健康风险，水体中的重金属元素进入人体的途径主要有饮水摄入和皮肤接触[11,26]. 根据国际癌症研究机构的相关研究，Cu、Zn、Pb和Ni属于非致癌物，As、Cr和Cd属于致癌物[27].
经饮水途径所造成的致癌风险，计算公式如下：
经皮肤接触途径造成的致癌风险，计算公式如下：
经饮水途径造成的非致癌风险，计算公式如下：
经皮肤接触途径造成的非致癌风险，计算公式如下：
Di为饮水途径的单位体重日均暴露剂量，CDI为每天单位体重的摄入量，I为每次洗澡单位接触面积对污染物的吸附量（共K种重金属），相关参数的含义和取值见表4，RfD和SF的取值见表3[26].
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研究区和对照区土壤重金属的描述性统计结果如表5所示，贵屿镇7种重金属含量均值从大到小排序依次为：Pb（377.59）>Zn（212.97）>Cu（132.88）>Cr（47.29）>Ni（30.41）>As（10.31）>Cd（0.79），其中Cu、Cd、Zn和Pb大于农用地筛选值，分别是该值的2.66、2.63、1.06和4.72倍，对当地生态环境可能会造成较大危害.
所有重金属元素的均值均大于广东省土壤背景值[28]，分别是该值的1.33、3.17、12.66、5.87、1.52、19.27和12.67倍，7种元素在土壤中存在不同程度的富集，其中，Cu、Cd和Pb甚至超过10倍. 与对照区对比，贵屿镇除Cr、Ni和As以外的其他4种元素的均值均高于对照区，Ni、Cr和As一般受自然源影响较大，与成土母质相关. 研究区Cu、Cd和Pb的变异系数超过100%，Zn的变异系数接近100%. 变异系数能够描述数据离散的程度，一般来说，变异系数越大，空间异质性越强，受到人为活动干扰的可能性越大. 结合研究区实际情况，当地居民长期从事电子垃圾拆解活动，电子垃圾产业已成为主导产业. 废旧电器和电子设备中包含大量重金属污染物，由于焚烧和酸洗等原始拆解方式在贵屿个体小作坊仍旧存在，而焚烧过程中需要燃烧大量的煤，煤在燃烧时会产生大量Pb，导致土壤Pb污染的进一步加剧[29]. Cu和Zn也大量存在于焚烧电路板所产生的飞灰中，用于连接各电子元件的铜板在高温下气化，最后通过大气沉降进入土壤. 电子垃圾不正当拆解过程中产生的废水和电子垃圾固废堆放可能是电子垃圾周边农田Cd污染的主要来源[30-31]. 此外，电子垃圾拆解区周边物流、交通活动以及化工等工业活动也对农田土壤重金属污染存在一定程度影响.
统计了近年国内部分电子垃圾拆解区土壤重金属含量，与Li等在2009年研究中贵屿镇土壤重金属含量均值进行比较[33]，7种重金属元素有不同程度的上升. 贵屿镇2009—2021年土壤7种重金属含量见表6，本研究中Pb、Cd、As和Cu的浓度均高于以往研究，Zn和Cd的发展趋势类似，在2010年达到较高值，然后下降，最后稳定上升；Ni在2014年时达到峰值57.00 mg·kg−1，其他年份维持在12.60—20.10 mg·kg−1. 国内部分电子垃圾拆解区表层土壤重金属含量见表6，本研究Pb（377.59 mg·kg−1）的检出浓度均高于龙塘和台州电子垃圾拆解区；Cd（0.79 mg·kg−1）高于贵屿往年的含量，比龙塘2013年的结果低；Cu（132.88 mg·kg−1）高于龙塘和台州；Zn（212.97 mg·kg−1）与龙塘的含量接近，略高于台州；As（10.31 mg·kg−1）比龙塘低，比台州高；Cr（47.29 mg·kg−1）和Ni（30.41 mg·kg−1）比龙塘高，比台州低.
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研究区地表水中7种重金属含量的均值如表7所示，Zn（3.97）>Ni（3.55）>Cu（1.38）>As（1.08）>Pb（0.05）>Cd（0.03）>Cr（0.01），均符合地表水一类水标准和饮用水标准. 电子垃圾拆解区地表水中重金属的相关文献较少，与Guo等2005年对贵屿地表水的研究结果相比，Ni、As和Cd的浓度有明显的上升[39]. 土壤中的重金属会通过地球化学行为进入地表水，因此地表水中的重金属元素的重要来源仍为非正规的电子垃圾拆解活动.
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研究区和对照区土壤重金属的单因子指数和内梅罗综合指数如图2中所示. 内梅罗综合指数分布范围2.67—106.89，均值为16.20，超标率100%，达到重度污染的样点占总样点的94.44%. 研究区整体重金属污染较为严重，7种重金属元素有不同程度的超标，Cr、Ni和As的超标率分别为94.44%、24.41%和94.44%，其他元素超标率均为100%，其中Cu、和Cd的重度污染率分别为55.56%和83.33%.
研究区和对照区地表水重金属的单因子指数和内梅罗综合指数如图2所示，内梅罗综合指数分布范围为6.55—77.28，均值为18.91，超标率100%，研究区全域均属于重度污染范围. 其中Cr、Ni、Pb和Zn的单因子指数小于1，总体上无污染. Cu和As存在少量样点超标，Cd的单因子指数分布范围为9.14—108.18，超标率为100%，所有样点的Cd均处于重度污染中，是研究区污染最重要的来源. 综上，研究区地表水整体污染严重，少量地区地表水存在Cu和As污染，研究区全域地表水受Cd污染严重.
综上，研究区农田土壤和地表水整体污染严重，Cd是最主要的贡献元素.
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研究区和对照区农田土壤潜在生态风险如图3所示. RI为721.60，根据分级标准，属于强烈潜在生态风险. Cd具有极强的生态风险，贡献率78.50%，Pb和Cu具有中等生态风险，Zn、Cr、As和Ni具有轻微生态风险. 研究区Cu、Zn、Cd和Pb潜在生态风险高于对照区.
研究区地表水7种重金属综合生态风险RI均值为801.01，处于强烈生态风险等级. 虽然Cd的含量并未超过地表水一级标准，但是由于Cd的广东省土壤背景值仅为0.041，毒性系数Ti为30，导致其单项生态风险的计算结果高达793.41，处于极强生态风险，对RI的贡献率高达99.05%，除Cd外其他元素均处于轻微生态风险.
综上，研究区农田土壤和地表水重金属属于强烈生态风险，Cd的贡献率极高，结合上文中农田土壤和地表水中Cd变异系数分别为1.19和0.71，且污染程度严重. 推测Cd应主要来源于人类活动，可能与该地区非正式的电子垃圾拆解活动有关.
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土壤重金属非致癌风险评价如图4所示，研究区和对照区的非致癌风险HI排序如下：贵屿儿童（4.88×10−1）>揭阳儿童（1.81×10−1）>贵屿成人（7.93×10−2）>揭阳成人（2.70×10−2），研究区无论是成人还是儿童总非致癌风险HI均小于1，研究区和对照区儿童的非致癌风险均大于成人. 从暴露途径来看，研究区和对照区的不同人群的非致癌风险均符合排序：经口摄入>皮肤接触>呼吸吸入. 研究区成人和儿童的重金属单项致癌风险HQ均符合以下排序：Cd>As>Pb>Cr>Cu>Ni>Zn， As、Cd和Pb在儿童和成人的总非致癌风险中贡献率之和均大于95%，其中Cd在成人和儿童总致癌风险中的贡献率分别为79.77%和72.63%. 贵屿儿童总致癌风险TCR为1.92×10−4，大于10−4，具有显著的致癌风险，贵屿成人总致癌风险TCR为6.31×10−5，存在一定程度的致癌风险，而揭阳儿童和成人的总致癌风险分别为5.17×10−5和1.70×10−5，均低于研究区.
从单项致癌风险来看，研究区成人和儿童的致癌风险CR排序为：Cd>As>Cr. Cd对儿童和成人致癌风险分别为1.81×10−4和6.17×10−5，对儿童具有显著致癌风险，对成人具有一定程度的致癌风险，需重点关注. As元素对儿童和成人的致癌风险均处于10−4到10−6，存在一定程度的致癌风险. Cr仅存在呼吸途径的致癌风险且处于10−9量级，对研究区居民身体健康影响不大.
从暴露途径来看，Cr仅呼吸途径存在致癌风险. As和Cd通过各暴露途径导致的致癌风险按降序排列均符合经口摄入>皮肤接触>呼吸吸入. 对于Cd元素来说，儿童经口摄入和皮肤接触的致癌风险分别为1.80×10−4和1.81×10−4，成人经口摄入和皮肤接触的致癌风险分别为6.10×10−5和6.17×10−5，而皮肤接触和呼吸吸入处于10-12量级. 因此，经口摄入和皮肤接触是Cd造成致癌风险的主要暴露途径. 对于As元素来说，研究区成人和儿童经口摄入的致癌风险分别为1.24×10−6和1.02×10−5，成人和儿童经皮肤接触和和呼吸吸入所造成的致癌风险分别处于10−7和10-12量级，无明显致癌风险，因此经口摄入是As对研究区居民造成致癌风险的主要途径.
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研究区和对照区不同人群（成人和儿童）地表水中重金属的非致癌风险如图5中所示. 研究区非致癌风险按降序排列：儿童饮水（2.14×10−6）>成人饮水（1.46×10−6）>成人接触（3.41×10−9）>儿童接触（1.51×10−9）. 从暴露途径来看，经饮水摄入的非致癌风险通常比皮肤接触途径高3个量级，饮水途径的非致癌风险处于10−4和10−6之间，无显著风险，接触途径的非致癌风险值均小于风险限值10−6，无明显风险. 从不同重金属元素来看，As比其他元素的风险值要高2—3个量级，是研究区非致癌风险最主要的贡献元素，其中儿童和成人饮水途径的As非致癌风险大于10−6，存在一定程度的非致癌风险.
研究区和对照区不同人群（成人和儿童）地表水中重金属的致癌风险评价结果如图5中所示. 研究区：儿童饮水（6.87×10−3）>成人饮水（5.17×10−3）>成人接触（3.61×10−5）>儿童接触（1.50×10−5），饮水途径造成的致癌风险大于皮肤接触途径，根据US EPA的分级标准，儿童和成人在饮水途径均存在显著致癌风险，在接触途径存在一定程度的致癌风险. 3种重金属元素致癌风险在研究区降序依次为：As>Cr>Cd，其中As元素对儿童和成人总致癌风险的贡献率分别为94.82%和94.47%. 对照区致癌风险按降序排列依次为：儿童饮水（9.21×10−3）>成人饮水（7.09×10−3）>儿童接触（1.34×10−3）>成人接触（5.27×10−5）. 饮水途径是造成致癌风险的主要途径，As元素是造成致癌风险的主要元素.
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（1）贵屿镇土壤中7种重金属元素存在不同程度的富集，其中Cu、Cd和Pb污染严重，可能与当地电子垃圾不当拆解活动有关；地表水中7种重金属浓度均符合一类水标准和饮用水标准，其中Ni、As和Cd的浓度与以往研究相比有上升趋势.
（2）贵屿镇农田土壤和地表水的重金属处于强烈生态风险等级，其中Cd在农田土壤和地表水中均具有极强的生态风险，是主要贡献元素.
（3）贵屿土壤重金属对不同人群均不存在非致癌风险；贵屿儿童总致癌风险TCR为1.92×10−4，具有显著的致癌风险，贵屿成人总致癌风险TCR为6.31×10−5，存在一定程度的致癌风险. Cd和As元素是贵屿镇致癌风险的主要贡献元素. 农田土壤重金属对儿童造成的致癌风险要高于成人.
（4）贵屿地表水非致癌风险按降序排列：儿童饮水（2.14×10−6）>成人饮水（1.46×10−6）>成人接触（3.41×10−9）>儿童接触（1.51×10−9），致癌风险按降序排列：儿童饮水（6.87×10−3）>成人饮水（5.17×10−3）>成人接触（3.61×10−5）>儿童接触（1.50×10−5），儿童更易受到地表水重金属污染威胁，饮水途径是主要暴露途径，As是主要贡献元素.
电子垃圾拆解区农田土壤和地表水重金属污染特征和潜在风险评价
Characteristics and risk assessment of heavy metal in farmland soils and surface water in e-waste dismantling area
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摘要: 电子垃圾的不当拆解导致大量污染物释放到环境中严重影响到生态环境和人类健康，本研究选取典型电子垃圾拆解区广东省汕头市贵屿镇周边区域农田土壤和地表水为研究对象，分别运用单因子指数法、内梅罗指数法、潜在生态风险评价模型和USEPA的健康风险评价模型分析Pb、Zn、Cu、Cr、Ni、As和Cd的浓度水平、污染特征并进行风险评价. 结果表明：①农田土壤中所有元素均超过广东省背景值，其中Cu、Cd、Zn和Pb大于农用地筛选值，变异系数超过95%；②农田土壤重金属总体上属于较强生态风险（RI），其中Cd具有极强的生态风险，贡献率高达78.50%，Pb和Cu具有中等生态风险，Zn、Cr、As和Ni具有轻微生态风险；③贵屿儿童总致癌风险TCR为1.92×10−4，风险显著，成人总致癌风险TCR为6.31×10−5，存在一定程度的致癌风险；Cd和As是致癌风险的主要贡献元素，成人和儿童非致癌风险可接受；④地表水重金属含量符合一类水标准和饮用水标准；RI均值为801.01，处于强烈生态风险，Cd的贡献率高达99.05%；⑤不同人群不同暴露途径非致癌风险均小于1，处于可接受范围，致癌风险按降序排列：儿童饮水（6.87×10−3）>成人饮水（5.17×10−3）>成人接触（3.61×10−5）>儿童接触（1.50×10−5），饮水途径是致癌风险的主要暴露途径，As元素是致癌风险的主要贡献因子.Abstract: The improper disassembly of electronic waste leads to the release of a large number of pollutants into the environment, which seriously affects the ecological environment and human health. In this study, the concentrations and characteristics of Pb, Zn, Cu, Cr, Ni, As and Cd in the soil and surface water collected around the e-waste dismantling area in Guiyu Town, Shantou City, Guangdong Province were analyzed. The single-factor index, the Nemero index, the potential ecological risk evaluation model and the USEPA health risk evaluation model were respectively used to evaluate the environmental risk. The results indicated that all element contents were higher than the soil background values in Guangdong Province, and the mean contents of Cu, Cd, Pb and Zn were higher than the screening value of agricultural land. Especially, the coefficient of variation of Cu, Cd, Pb and Zn all exceeded 95%. Furthermore, the heavy metals in the soil can cause heavy ecological risk overall, among which Cd can cause extremely strong ecological risk with a contribution of 78.50%, Pb and Cu can cause moderate ecological risk, and Zn, Cr, As and Ni can cause slight ecological risk. In addition, the total carcinogenic risk (TCR) for children and adults in Guiyu was 1.92×10−4 (high risk) and 6.31×10−5 (certain risk), respectively. Cd and As were the major source of carcinogenic risk, and the non-carcinogenic risk of metals for children and adults were generally acceptable. Besides, the concentrations of heavy metals in surface water were under the standard of Class I water and drinking water. The mean value of the ecological risk index was 801.01, which indicated a strong ecological risk, with the dominant contribution of Cd (99.05%). Finally, the non-carcinogenic risk from different exposure routes were acceptable (less than 1). The carcinogenic risk varied as followed: drinking water exposure for children (6.87×10−3) > drinking water exposure for adult (5.17×10−3) > dermal contact exposure for adult (3.61×10−5) > dermal contact exposure for children (1.50×10−5). Exposure through drinking water was the main exposure route, and As was the major contributor to the carcinogenic risk.
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Key words:
- electronic waste /
- soil /
- surface water /
- heavy metal /
- risk assessment.
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图 1 土壤和地表水采样点分布示意图
Figure 1. Sampling sites of soil and surface water in the study area
图 2 地表水和农田土壤重金属单因子污染指数和内梅罗综合指数
Figure 2. The single-factor index and Nemerow Index of heavy metals in surface water and soil
图 3 地表水和农田土壤重金属潜在生态风险评价
Figure 3. Potential ecological risk index of heavy metals in surface water and farmland soil
图 4 农田土壤重金属健康风险评价
Figure 4. The health risk assessment of heavy metals in farmland soil
图 5 地表水重金属健康风险评价
Figure 5. The health risk assessment of heavy metals in surface water
表 1 内梅罗指数和潜在生态风险分级标准
Table 1. Nemerow index and potential ecological risk classification criteria
级别
ClassEi RI Pi PN 污染程度
Grade轻微 <40 <150 <1 <0.7 无污染 中等 40—80 150—300 1—2 0.7—1 轻微污染 重度 80—160 300—600 2—3 1—2 轻度污染 强烈 160—320 >600 3—5 2—3 中度污染 极强 >320 — ＞5 ≥3 重度污染 “—”表示无相关数据 
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表 2 健康风险评价模型相关参数取值
Table 2. Value of exposure parameter of health risk assessment model
参数
Parameter含义
Meaning单位
Unit取值
Value儿童
Children成人
AdultIngR 摄入频率 mg·d−1 200.00 100.00 CF 转换频率 kg·mg−1 1×10−6 1×10−6 EF 暴露频率 d·a−1 350.00 350.00 ED 暴露年限 a 6.00 24.00 BW 平均体重 kg 15.90 62.10 AT（非致癌 ） 平均暴露时间（非致癌） d 6×365 2.4 ×365 AT（致癌） 平均暴露时间（致癌） d 70 ×365 70 ×365 InhR 呼吸频率 m3·d−1 7.60 20.00 PEF 灰尘排放因子 m3·kg−1 1.36×109 1.36×109 SA 暴露皮肤表面积 cm2 2800.00 5700.00 AF 皮肤附着因子 mg·cm−2 0.20 0.20 ABS 皮肤呼吸因子 无量纲 0.001 0.001
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表 3 重金属参考剂量和斜率因子取值
Table 3. Corresponding reference dose （RfD） and slope factors （SF） values of heavy metals
项目
ProjectCr As Pb Ni Cd Cu Zn 农田土壤
Farmland soilRfD 经口摄入
Ingestion3.00×10−3 3.00×10−4 3.50×10−3 2.00×10−2 1.00×10−3 4.00×10−2 3.00×10−1 呼吸吸入
Inhalation2.86×10−5 1.23×10−4 3.52×10−3 2.06×10−2 1.00×10−3 2.55×10−4 3.00×10−1 皮肤接触
Dermal contact6.00×10−5 1.23×10−4 5.25×10−4 5.40×10−3 1.00×10−5 4.00×10−2 3.00×10−1 SF 经口摄入
Ingestion— 1.50 — — 6.10 — — 呼吸吸入
Inhalation42 4.30×10−3 — — 1.80×10−3 — — 皮肤接触
Dermal contact— 15.10 — — 6.10 — — 地表水
Surface waterRfD 3.00×10−3 3.00×10−4 1.40×10−2 3.00×10−2 5.00×10−4 4.00×10−2 3.00×10−1 SF 41.00 15.00 — — 6.10 — — “—”表示无相关数据
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表 4 地表水健康风险评价相关参数取值
Table 4. Values of parameters related to surface water health risk assessment
参数
Parameter单位
Unit成人
Adult儿童
Children人体表面积Asd 1 16000 6660 洗澡频率FE 次·d−1 0.3 0.3 肠道吸附比率f — 1 1 皮肤吸附参数K cm·h−1 0.001 0.001 延滞时间 $ \tau $ h 1 1 洗澡时间TE h 0.56 0.56 日均饮水量 $ \theta $ L·d−1 1.7 1 体重W kg 56.8 15.9 人均寿命 $ L $ a 78.4 78.4 暴露频率EF d·a−1 350 350 暴露延时ED a 35 70 平均暴露时间AT d 35×365 70×365 “—”表示无相关数据
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表 5 土壤重金属含量统计分析（mg·kg−1）
Table 5. Statistical characteristics of heavy metals concentration in soil（mg·kg−1）
研究区域
Study area项目
ProjectCr Ni Cu Zn As Cd Pb 揭阳
Jieyang平均值 49.93 33.01 31.83 102.44 10.66 0.20 68.68 最大值 66.12 85.67 61.63 131.99 13.61 0.49 105.97 最小值 25.75 11.67 10.59 79.94 7.40 0.03 39.06 标准差 12.27 28.93 16.55 16.32 1.91 0.16 19.37 变异系数（无量纲） 0.25 0.88 0.52 0.16 0.18 0.83 0.28 贵屿
Guiyu平均值 47.29 30.41 132.88 212.97 10.31 0.79 377.59 最大值 77.89 82.91 948.41 911.76 19.81 3.31 4308.46 最小值 31.91 12.14 23.38 92.72 4.15 0.09 52.95 标准差 11.75 18.96 232.92 209.05 3.98 0.94 1089.80 变异系数（无量纲） 0.25 0.62 1.75 0.98 0.39 1.19 2.89 广东省土壤背景值[[28]] 35.6 9.6 10.5 36.3 6.8 0.041 29.8 农用地筛选值[32] 250 60 50 200 30 0.3 80
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表 6 国内相关电子垃圾拆解区重金属含量（mg·kg−1）
Table 6. Heavy metal content in domestic e-waste dismantling area
研究区域
Study area时间
Time样品类型
Sample typeCr Ni Cu Zn As Cd Pb 参考文献
References贵屿
Guiyu2021.12 农田土壤 47.29 30.41 132.88 212.97 10.31 0.79 377.59 本研究 2010.3 81.81 15.35 23.22 224.14 — 0.57 83.76 [17] 2009.5 表层土壤 26.30 12.60 36.00 75.30 10.10 0.20 57.70 [33] 2010.8 91.52 14.18 17.90 202.52 — 0.525 84.87 [34] 2014 58.10 57.00 50.00 102.00 4.70 0.13 77.50 [35] 2017 43.30 20.10 50.90 108.00 — 0.42 123.00 [34] 龙塘
Longtang2013.3 农田土壤 23.78 11.39 79.75 191.75 — 1.5 68.18 [36] 2017.11 — — 110.74 193.74 27.97 0.68 167.33 [37] 台州
Taizhou2021.3 农田土壤 115.2 43.39 95.48 161.15 8.97 0.68 57.23 [38] “—”表示无相关数据
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表 7 地表水重金属含量统计分析（μg·L−1）
Table 7. Statistical characteristics of heavy metals concentration in surface water（μg·L−1）
项目
ProjectCr Ni Cu Zn As Cd Pb 揭阳
Jieyang平均值 0.04 5.85 3.87 110.89 1.50 0.09 0.80 最大值 0.16 43.21 13.81 1063.73 6.79 0.95 4.38 最小值 0.00 0.14 0.36 0.61 0.32 0.00 0.06 标准差 0.05 11.47 3.55 278.87 1.76 0.25 1.47 变异系数（无量纲） 1.22 1.96 0.92 2.51 1.17 2.91 1.83 贵屿
Guiyu平均值 0.01 3.55 1.38 3.97 1.08 0.03 0.05 最大值 0.06 11.75 3.88 18.81 4.44 0.06 0.15 最小值 0.00 0.56 0.23 0.00 0.37 0.00 0.01 标准差 0.02 2.95 1.12 4.89 1.05 0.02 0.04 变异系数（无量纲） 1.39 0.83 0.82 1.23 0.97 0.71 0.82 地表水环境质量标准
Environmental quality standards
for surface water1 10.00 — 10.00 50.00 50.00 1.00 10.00 2 50.00 — 1000.00 1000.00 50.00 5.00 10.00 3 50.00 — 1000.00 1000.00 50.00 5.00 50.00 4 50.00 — 1000.00 2000.00 100.00 5.00 50.00 5 100.00 — 1000.00 2000.00 100.00 10.00 100.00 饮用水标准（CJ3020—1993）[40]
Standards for drinking water quality50.00 — 1000.00 1000.00 10.00 5.00 10.00 贵屿[39]
Guiyu— ND—1.380 0.023—1.270 — ND—0.026 0.000—0.0107 0.006—0.061 练江[39]
Lianjiang— ND—0.380 0.007—0.656 — ND—0.020 0.000—0.0073 0.003—0.019 “—”表示无相关数据
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