2022, Vol. 43
2. 甘肃矿业开发研究院, 兰州 730000;
3. 北京中气京诚环境科技有限公司, 北京 100085;
4. 北京林业大学山西吉县森林生态系统国家野外科学观测研究站, 北京 100083;
5. 北京林业大学水土保持国家林业局重点实验室, 北京 100083;
6. 北京林业大学北京市水土保持工程技术研究中心, 北京 100083
2. Gansu Mining Development Research Institute, Lanzhou 730000, China;
3. Beijing Zhongqi Jingcheng Environmental Technology Co., Ltd., Beijing 100085, China;
4. Jixian County National Forest Ecosystem Observation and Research Station, Beijing Forestry University, Beijing 100083, China, China;
5. Key Laboratory of State Forestry Administration on Soil and Water Conservation, Beijing Forestry University, Beijing 100083, China;
6. Beijing Engineering Research Center of Soil and Water Conservation, Beijing Forestry University, Beijing 100083, China
重金属污染因其持久性、毒性和对区域景观影响的不可逆性[1~3], 可导致土壤退化, 进而直接或间接威胁人类健康, 因而引起广泛的关注[4].受污染土壤不但肥力下降导致农作物产量下降, 而且还会导致植物重金属富集, 甚至通过食物链威胁人类健康[5].人类的生存离不开食物, 农田作为粮食蔬菜生产的载体[6], 一旦受到污染将产生难以估量的后果.我国政府一直高度重视农田土壤环境保护工作, 近期编制完成了相关指南[7], 农田土壤重金属污染已成为科研、生产和人民生活密切相关的热点问题[6].目前研究集中于全国、区域或流域等较大尺度[8~10], 或集中于矿区等集中污染源周边的耕地等[1, 11, 12], 对县域等基层行政区域农田土壤重金属污染研究相对较少, 不利于基层污染防治工作实践.在内容上主要聚焦于重金属含量、赋存形态、来源解析和生物可给性等方面[12~14], 针对农田土壤污染的生态风险和健康风险评估方面有待加强[15].
香河县属于河北省廊坊市, 是环京津雄生态屏障的组成部分.香河县作为环首都圈的卫星城, 并兼具一定农业与工业价值, 作为我国北方主要的家具生产销售集散中心, 区域周边农田具有较高的重金属富集风险.开展香河全域农田土壤重金属污染调查评价, 弄清土壤重金属污染状况, 评估其生态与健康风险, 以期为该区域土地利用发展规划、农业生产发展和人民健康生活提供技术支撑.
1 材料与方法 1.1 研究区概况香河县位于河北省中部以东(39°37′~39°51′N, 116°51′~117°12′E), 属于单一地形的平原区, 地势西北高, 东南低, 总面积458 km2, 总人口35万人.属大陆性季风气候, 年平均气温为11.2℃, 多年平均降水量约为600 mm, 年降水量集中在6~8月, 年际变化较大.土壤类型主要有褐土、潮土和风沙土, 其中褐土主要在北部, 潮土主要在南部, 风沙土沿河岸分布.该县农作物以小麦(Triticum aestivum L.)、玉米(Zea mays L.)和棉花(Gossypium hirsutum Linn.)为主, 同时有少量红薯[Ipomoea batatas (L.) Lam.].
农用地分布在淑阳镇、安平镇西南以外的区域.农用地以水浇地为主, 面积约245.90 km2, 占总用地面积的55%; 旱地面积28.56 km2, 占总用地面积的6%.根据香河县自然资源和规划局的土地规划, 香河县部分土地存在未来用地规划, 其所在区域的土壤重金属污染特征、治理方式可能会受相应的用地类型影响.
1.2 样品采集及处理在农用地范围内, 基于遥感影像和土地利用图图斑, 按1 km×1 km进行网格法布点.实地调查采样时, 没有农田的网格不进行调查, 同时根据耕作历史、周边家具厂分布等实际情况优化点位位置、增减点位数量, 最终确定了288个采样点位(图 1).在每个采样点位, 按“S”形等间距布设10个点, 用木制工具采取表层(0~20 cm)土样混合为一个样品, 同时进行现场记录.采取的土壤样品风干去杂后, 分别处理成 < 2 mm样品供测定土壤pH, < 0.15 mm样品供测定土壤重金属含量[12].
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图 1 香河县农用地采样点分布示意 Fig. 1 Distribution of sampling points for agricultural v |
土壤pH值用电位法测定[16].土壤Cd、Pb、Ni、Cr、Cu和Zn采用四酸法(HCl、HF、HNO3和HClO4)消煮后, 用原子吸收分光光度计(GTA 120, 美国安捷伦)测定[17]; 土壤As、Hg采用王水提取法消解, 原子荧光光度计(AFS-8220, 北京吉天)测定[17].为控制测试质量, 采用了国家标准参比物质(GBW系列)GSS-1和GSS-5和重复样进行质量控制, 重复性样品检验总体合格率为99.7%, 标准土样回收率88%~94%, 分析结果符合文献[18]的标准要求.土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn的检出限分别为0.01、0.005、0.5、2.0、0.40、0.15、0.50和0.20 mg·kg-1, 均满足文献[19]的相关要求.
1.4 评价方法 1.4.1 富集因子法富集因子(EF)是分析和判断人为源与自然源对颗粒物中元素含量的贡献水平, 定量评价污染程度与污染来源的重要指标[20, 21], 计算公式如下[22]：
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式中, EF为富集指数; Ci为土壤重金属元素 i 的含量; Cref为参考元素含量.由于人类活动对源于地壳的Sc含量产生影响较小[21], 本研究选择Sc为参考元素, Sc实测值取河北省土壤重金属Sc背景值[23].参照相关研究, 地壳中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn和Sc的丰度分别为0.2、0.08、1.8、13、100、55、75、70和22 mg·kg-1[24, 25].Sutherland[26]将富集因子EF分为5个级别, EF < 2为无~弱污染; 2≤EF < 5为中污染; 5≤EF < 20为显著污染; 20≤EF < 40为高度污染; EF≥40为极度污染.
1.4.2 单因子污染指数法土壤中某一重金属元素污染评价采用单因子污染指数法, 其计算公式如下[27]：
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(1) |
式中, Pi为土壤重金属元素i的环境质量指数; Ci为重金属元素i的实测值(mg·kg-1); Si为重金属i的评价标准(mg·kg-1), 选用农用地土壤污染风险筛选值[28].根据文献[29]中给出的等级划分标准, 可划分为：Pi≤1表示清洁, 1 < Pi≤2表示轻微污染, 2 < Pi≤3表示轻度污染, 3 < Pi≤5表示中度污染, Pi>5表示重度污染.
1.4.3 内梅罗综合污染指数法综合考虑各重金属元素的土壤综合污染评价采用内梅罗(Newerow)综合污染指数法.该方法可全面反映土壤中各污染物的平均污染水平, 能突出污染最严重的污染物给环境造成的危害, 其计算公式如下[30]：
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(2) |
式中, PN为综合考虑所有评价重金属元素的第n个采样点综合环境质量指数; Pmax为第n个采样点中所有评价重金属元素单因子污染指数的最大值; Pave为第n个采样点中所有评价重金属元素单因子污染指数的平均值.
根据内梅罗综合污染指数法可将土壤重金属污染划分为5个等级[27, 30, 31].Ⅰ：安全级, PN≤0.7; Ⅱ：警戒级, 0.7 < PN≤1.0; Ⅲ：轻度污染级, 1.0 < PN≤2.0; Ⅳ：中度污染级, 2.0 < PN≤3.0; Ⅴ：重度污染级, PN>3.0.
1.4.4 地累积指数法地累积指数(Igeo)通常称为Müller指数, 是区分人为活动影响的重要参数, 计算公式如下[32]：
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(3) |
式中, Igeo为地累积指数; Ci为重金属i实测含量值; k为修正系数(通常取1.5); BEi为重金属i的土壤背景值, 本研究以河北省土壤重金属背景值为参考.根据地累积指数Igeo将污染等级分为7级[33], 其中, 0~6级依次为：Igeo < 0, 无污染; 0≤Igeo < 1, 无污染到中度污染; 1≤Igeo < 2, 中度污染; 2≤Igeo < 3, 中度污染到强污染; 3≤Igeo < 4, 强污染; 4≤Igeo < 5, 强污染到极强度污染; Igeo≥5, 极强污染.
1.4.5 潜在生态风险指数法潜在生态风险指数由瑞典学者Hakanson提出的基于重金属的理化性质以及环境的相互作用的方法[34], 采用具有可比的等价属性指数分级法进行评价[35, 36].其计算公式如下[36, 37]：
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(4) |
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(5) |
式中, Eri为重金属元素i的单因子潜在生态风险指数, Eri < 40为轻微潜在生态风险, 40≤Eri < 80为中等潜在生态风险, 80≤Eri < 160为强潜在生态风险, 160≤Eri < 320为很强潜在生态风险, Eri≥320为极强潜在生态风险; Pi为土壤重金属元素i的环境质量指数; Tir为重金属i的毒性响应系数, 目前学者们一般直接用毒性系数代替毒性响应系数[36, 38], 重金属毒性系数分别为Cd=30, Cr=2, Hg=40, Ni=5, Pb=5, As=10, Cu=5, Zn=1[39]; 由于本研究中的重金属种类与Hakanson[34]的研究有所不同, 根据重金属种类及其毒性系数对各生态风险程度所对应的Ri限值进行适当调整[40], 调整后的评价标准为：Ri < 110为轻微潜在生态风险, 110≤Ri < 220为中等潜在生态风险, 220≤Ri < 440为强潜在生态风险, Ri≥440为极强潜在生态风险.
1.4.6 健康风险评价采用美国环保署(U.S.EPA)推荐的危害商(HQ)表示重金属的健康风险[41], 计算公式如下：
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(6) |
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(7) |
式中, CRi表示重金属i的致癌风险系数; EDIi为重金属i的长期日平均暴露剂量[μg·(g·d)-1]; SFi为重金属i的致癌风险斜率[g·d·μg-1]; HQi表示重金属i的非致癌风险系数; RfDi为重金属i经各种途径的参考剂量[μg·(g·d)-1], 其中, 土壤重金属污染主要通过食物链摄取、皮肤直接接触和口鼻吸入这3种途径影响人体健康.3种暴露模型参数取值见表 1.重金属不同暴露途径下的SFi和RFDi取值见表 2.
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表 1 健康风险评价暴露参数 Table 1 Exposure parameter values of health risk assessment |
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表 2 不同暴露途径下的SFi与RFDi [44] Table 2 SFi and RFDi of different exposure pathways |
1.5 数据分析与制图
土壤重金属的平均值、最大值、最小值和标准差等描述性统计分析采用SPSS软件计算.基于以上统计特征, 以及土壤污染不能随意舍去异常值, 选择能够考虑到异常值的反距离权重(IDW)法在ArcGIS 10.2中进行插值(数据符合正态分布).变异系数(CV)=标准差/平均值.
2 结果与分析 2.1 土壤重金属空间分布 2.1.1 土壤重金属含量香河县土壤中重金属含量统计结果见表 3.香河县农用地土壤pH值范围介于7.25~9.42之间, 属于中性到碱性土.土壤中不同重金属含量差异较大, 与河北省土壤环境背景值相比, 研究区农用地土壤中8种重金属含量超过背景值样本占比为：Zn(94.98%)>Hg(93.65%)>Pb(86.96%)>Cd(78.60%)>Cu(60.54%)>Cr(20.74%)>Ni(18.73%)>As(1.34%).表明香河县土壤受到8种重金属不同程度的累积, 尤其土壤Zn和Hg累积较为严重, 除安头屯乡一个取样点的Cu和Zn的含量高于土壤污染风险筛选值, 其余取样点的8种重金属均低于农用地土壤污染风险筛选值中上述8种重金属含量[28].
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表 3 土壤重金属含量的描述统计 Table 3 Descriptive statistics of soil heavy metals |
变异系数是表征样品变异程度的重要尺度, 能在一定程度上反映样品受人为影响的程度[45], 变异系数CV < 0.10为弱变异, 0.10≤CV < 0.30为中等变异, CV≥0.30为强变异.由表 3可知, 8种重金属变异程度为：Hg>Zn>As>Cu>Cd>Ni>Cr>Pb, 除Cr和Pb为中等变异外, 其余重金属均为强变异, 初步认为, 香河县农田土壤中Hg、Zn、As、Cu、Cd和Ni受外界干扰比较显著, 空间变异较大, 可能是工业、交通和化肥施用等人为活动影响所致.而土壤Cr和Pb变异系数相对较小, 说明Cr和Pb空间变异相对不显著.
研究区土壤重金属污染程度为：Hg>Cd>As>Pb>Cu>Zn>Ni>Cr(图 2).样本中Cr、Ni、Pb、As、Cu和Zn均处于无~弱污染状态, Cd和Hg达到显著污染水平, Cd有0.33%为显著污染状态, 20.40%处于中度污染程度; 样本中Hg有20.74%处于显著污染状态, 68.56%处于中度污染程度.
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图 2 土壤重金属富集因子 Fig. 2 Enrichment factors of soil heavy metals |
各类重金属空间分异格局大致可以分成两种情形(图 3).Cd、Hg、Pb和As通常有几个集中分布的含量较高区域, 与大小不一的含量分布区域呈镶嵌分布.Cd含量较高区域主要分布在县域东北部、西部和南部, 近似带状分布, 主要集中在安平镇大部、安头屯乡南部和五百户镇南部等区域, 中北部为含量较低区域; Hg含量较高区域主要分布在香河县中部, 南部为含量较低区域; Pb含量较高区域主要分布在香河县东北部和中部, 包括刘家镇南部、安头屯乡大部和渠口镇大部等区域, 西北部为含量较低区域; As含量较高区域主要分布在香河县北部, 包括渠口镇大部、钱旺村乡大部、淑阳镇大部和蒋辛屯镇大部, 同时以点状分布在五百户镇东北部、钳屯乡东南部等区域, 南部为含量较低区域.
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数值单位为mg·kg-1 图 3 土壤重金属空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of soil heavy metals |
Cr、Ni、Cu和Zn属于另外一种空间分布格局, 整体特征为全区域均处于一个含量相对较低的水平, 含量较高的分布区域以点状分布.Cr含量较高区域主要分布在香河县中部偏东, 基本集中在安头屯乡中南部, 少量分布在刘家镇东北部、渠口镇西北部和钳屯乡中部, 其他区域含量较低; Ni含量较高区域主要分布在香河县中部偏东, 仅集中在安头屯乡中部, 南部为含量较低区域; Cu含量较高区域主要分布在香河县中部偏东, 集中在安头屯乡南部及东部、渠口镇东南部, 少量分布在蒋辛屯镇, 西南部为含量较低区域; Zn含量较高区域主要分布在香河县东北部和中部偏东, 基本集中在安头屯乡中南部与东部、渠口镇东部、淑阳镇西北部等区域, 少量分布在钳屯乡西部、五百户镇西南部、刘家镇东部, 西南部为含量较低区域.
2.2 土壤重金属生态风险评价 2.2.1 土壤综合污染指数评价利用内梅罗污染指数法对香河县土壤重金属污染做生态风险评估.首先计算出单项污染指数值, 再通过计算内梅罗综合污染指数, 对研究区农田表层土壤污染风险进行评价, 确定主要的重金属污染物及其危害程度.以农用地土壤污染风险筛选值作为评价标准, 除Cu和Zn, 其余重金属均无单因子污染指数评价值大于1的样品(图 4), Cu和Zn土壤重金属元素超标率均仅为0.35%, 说明重金属元素污染程度整体相对安全.
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图 4 土壤重金属单因子指数(Pi) Fig. 4 Single factor index of soil heavy metals (Pi) |
单因子污染指数评价结果能说明研究区288个采样点8种重金属元素的污染程度, 而要明确288个采样点各自的污染程度, 则需通过内梅罗综合污染指数进行评价(图 5).香河县农田表层土壤采样点的内梅罗综合污染指数超标率为8.68%, 主要以点状分布在香河县西部与中部, 对应安平镇东部、五百户镇东部与安头屯乡南部的采样点.
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图 5 土壤重金属内梅罗指数综合污染分布 Fig. 5 Comprehensive pollution distribution of soil heavy metal Newerow index |
结合重金属含量空间分布分析, 安平镇的主要污染重金属为Cd和Hg, 五百户镇的主要污染重金属为Cd和Zn, 淑阳镇的主要污染重金属为Hg和Cd, 钳屯镇北部的主要污染重金属为Hg和Cd, 钱旺村乡东部的主要污染重金属为Hg、Cd和As, 渠口镇南部的主要污染重金属为Cd、Pb和As, 安头屯乡受到全部8种重金属污染.
2.2.2 土壤地累积指数评价以河北省土壤重金属背景值, 计算8种重金属元素的地累积指数(表 4).8种重金属超标率为：Hg(70.6%)>Cd(46.8%)>Pb(37.4%)>Zn(30%)>Cu(15.4%)>Cr(0.7%)>Ni(0.3%)>As(0%), 其中, Hg元素污染最严重, 达到中度污染及以上的采样单元占总数的46.50%.
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表 4 土壤重金属地累积指数(Igeo)评价结果 Table 4 Evaluation results of soil heavy metal geo-accumulation index (Igeo) |
如图 6所示, As、Cr、Ni、Cu地累积指数绝大部分小于0, 说明这4种重金属在一段时间内无新污染源加入; Cd、Pb和Zn有一定区域处于无污染到中度污染, 说明在地质累积过程中出现了接近中度污染程度的重金属污染; 而Hg有较大区域处于中度污染与一定区域处于中度污染到强污染, 说明香河县中部与北部部分区域在近一段时间内有新污染源加入, 已经达到中度污染或强污染水平.总体来看, Cd、Cr、Pb、Cu和Zn的颜色最深点均出现在安头屯乡南部, 查看土地利用现状, 该点所在区域为水浇地、旱地、农村居民点用地交错区域, 受农村居民生活习惯影响, 地累积指数较高; Ni和Hg的颜色最深点位于安头屯乡中南部, 查看土地利用现状, 该点所在区域为水浇地、园地、旱地和公路交错地带, 交通运输导致地累积指数较高.
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图 6 土壤重金属地累积指数(Igeo) Fig. 6 Geo-accumulation index (Igeo) of soil heavy metals |
除Cd和Hg外, 其余6种重金属潜在风险指数均小于40, 为轻微潜在风险等级(表 5).Cd和Hg分别有60.54%和94.31%生态风险程度达到中等及以上的采样点.其中Hg的污染最严重, Hg存在强潜在风险样本占总样本数的25.75%, 以及31.77%很强潜在风险和3.01%极强潜在生态风险等级的采样点.综合考虑8种重金属元素在各采样点土壤重金属的综合因子潜在风险指数(Ri), 288个采样点的Ri值范围为67.98~475.92, 中等和强潜在生态风险样点所占比例分别为46.15%和37.46%.
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表 5 土壤重金属单因子潜在生态风险指数评价结果 Table 5 Evaluation results of single factor potential ecological risk index for heavy metals in soil |
2.3 健康风险评价 2.3.1 土壤重金属非致癌和致癌健康风险评价
非致癌健康风险评价结果显示(表 6), 同一元素不同暴露途径下非致癌健康风险指数均表现为：HQoral>HQdermal>HQinh.各单项重金属对成人和儿童的HQ平均值均小于1, 不同重金属对成人的非致癌风险由高到低为：Cr>As>Pb>Ni>Cu>Zn>Cd>Hg, 对儿童的非致癌风险由高到低为：Cr>As>Pb>Ni>Cu>Zn>Hg>Cd, 反映研究区各单项土壤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HIadult介于0.05~0.28之间, 均小于1, 儿童非致癌健康风险指数HIchild介于0.32~1.60之间, 其中HQchild大于1的样品5件, 表明研究区98.26%样本中土壤重金属对儿童非致癌健康风险较小, 可忽略不计, 仅1.74%的零星样本土壤重金属对儿童具有非致癌健康风险, 土壤重金属对儿童引起的非致癌风险高于成人.
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表 6 土壤重金属非致癌风险指数平均值1) Table 6 Average non-carcinogenic risk index of soil heavy metals |
致癌健康风险评价结果显示(表 7), 各单项重金属对成人和儿童的CR平均值均介于可接受范围10-6~10-4之间[46, 47], 不同重金属对成人和儿童的致癌风险由高到低均为：As>Cd>Cr>Ni.成人致癌健康风险指数TCRadult介于1.12×10-6~1.48×10-5之间, 儿童致癌健康风险指数TCRchild介于9.80×10-6~1.44×10-4之间, 其中CRchild大于10-4的样品7件, 表明研究区97.57%样本中土壤重金属对儿童致癌健康风险较小, 仅2.43%的零星样本土壤重金属对儿童具有致癌健康风险, 土壤重金属对儿童引起的致癌风险高于成人.
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表 7 土壤重金属致癌风险指数平均值1) Table 7 Average carcinogenic risk index of soil heavy metals |
2.3.2 不同分区土壤重金属健康风险评价
不同分区土壤重金属健康风险评价结果显示(表 8), 9个乡镇8种重金属对成人和儿童的HI平均值均小于1, TCR平均值均小于10-4, 不存在健康风险.其中, 淑阳镇、安平镇、钳屯乡、安头屯乡和刘家镇分别有1~2个样本的HIchild和TCRchild存在健康风险, 应予以重视.不同乡镇由于主要污染重金属不同, 其健康风险指数也存在一定差异.无论是成人还是儿童, 9个乡镇HI平均值均表现为：渠口镇>蒋辛屯镇=钱旺村乡>安头屯乡>淑阳镇>钳屯乡>刘家镇>安平镇>五百户镇.不同乡镇TCR平均值均都表现为：渠口镇>蒋辛屯镇>淑阳镇>钱旺村乡>安平镇>安头屯乡>钳屯乡>刘家镇>五百户镇.
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表 8 不同分区土壤重金属健康风险评价结果 Table 8 Evaluation results of health risk of heavy metals in soils in different zones |
在儿童和成人非致癌总风险中, 每个乡镇HQCr、HQAs和HQPb的贡献率变化均在30%左右, 且三者贡献率之和均超过90%(图 7), 可见, 土壤Cr、As和Pb是各乡镇非致癌风险最大的3个贡献因子.儿童的CRAs对TCR贡献率为84.20%~90.20%, 平均值为87.55%; 成人的CRAs对TCR贡献率为85.77%~91.60%, 平均值为89.02%, 所以土壤As是各乡镇主要的致癌风险因子.
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(a)成人, (b)儿童 图 7 不同乡镇土壤重金属的健康风险贡献率 Fig. 7 Health risk contribution of heavy metals in soils of different towns |
高密度人为活动相关区域的重金属污染水平普遍较高[2].农田土壤金属污染主要来源于自然因素和人为因素, 其中人类活动引起的重金属污染活性较高, 容易被植物吸收积累, 危害性更高[48, 49].本研究发现, 含量较高区域以点状分布在香河县西部与中部, 该区域集中分布工业园区, 其中安平镇和淑阳镇的主要污染重金属为Cd和Hg, 五百户镇的主要污染重金属为Cd和Zn, 安头屯乡受到全部8种重金属污染.
安平镇和淑阳镇的主要污染重金属为Cd和Hg.安平镇工业以印刷、包装加工为主[50], 印刷产品中, 油墨是产生重金属污染的重要源头, 比如, 在纸包装、平板印刷及商业票据印刷过程中都会产生大量重金属[51], 尤其在漆渣中Cd和Hg的含量较高[52].淑阳镇工业主要以轻工业为主[50], 淑阳镇第一特色主导产业为家具业, 家具制造工业生产过程中产生的废液废料含有Cd和Hg.五百户镇的主要污染重金属为Cd和Zn, 五百户镇工业以汽车配件和金属制品为主[50], 汽车配件、金属制品工业企业在产品生产过程中会产生含废脱模剂(含Cd等重金属)的废水和大量废弃物, 并且五百户镇建有数家电镀厂(以镀锌为主), 这些废弃物中含有大量重金属, 会随着雨水渗透到土壤中[53].安头屯乡受到全部8种重金属污染, 安头屯乡工业以家具制造业等为主[50], 家具制造工业生产车间产生的废涂料(稀释剂、固化剂等)、含涂料的有机溶剂废物、漆渣、VOCs废气处理过程产生的废吸附剂、废催化剂, 以及喷漆房产生的水帘废液和污水处理设施产生的含重金属污泥等均含有大量重金属[54].以上结果表明香河县应针对各乡镇不同的主要污染物, 采取对应的污染治理与防控措施.
3.2 土壤重金属污染生态风险分析不同评价方法的侧重点有所差异, 本文采用富集因子法、单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法、地累积指数法和潜在生态风险指数法, 从重金属累积程度、污染程度和存在风险程度等不同角度对农田土壤重金属的生态风险进行分析.不同评价方法在计算上也有一定的区别, 单因子指数法和内梅罗综合污染指数法以土壤污染风险筛选值作为评价标准, 计算出的污染程度相对安全.其他方法以河北省背景值作为评价标准, 地累积指数法在单因子污染指数法的基础上进行了改进, 并进行了对数运算.富集因子法不仅考虑了分析元素的背景值, 还考虑了参考元素的浓度[55].潜在生态危害评价中引入数值各异的重金属毒性响应系数, 将重金属的环境生态效应与毒理学联系起来, 反映出不同重金属元素对环境的潜在生态危害[56].因此, 由于土壤重金属污染具有高隐蔽和多源性等特点, 需多种评价方法相结合才能客观全面地反映出土壤污染情况[57].
综合不同评价方法发现, 香河县农田土壤受到重金属一定程度上的污染, 其中Hg、Cd和Pb是主要污染元素.香河是东北亚地区最具影响力的家居产品集散地、中国北方最大的钣金制品和印刷包装生产基地.香河家具城展厅面积220万m2, 规模位居北方最大、全国第二.香河县农田土壤重金属富集, 尤其是Hg、Pb和Cd, 可能源于当地企业的污染排放, 以及过量使用化肥易造成土壤中重金属的积累[58].基于筛选值的内梅罗评价表明香河县土壤重金属污染生态风险较低, 但作为缓解北京非首都功能, 优化首都发展格局的重要区域, 香河县农田土壤可能面临较强的重金属污染发展趋势, 因此应加大对土壤重金属污染生态风险管控力度.
3.3 土壤重金属污染健康风险分析农田土壤重金属一般通过各种暴露途径及介质对人体造成的健康风险主要通过口食途径[59], 儿童通常比成人更易受到重金属威胁[16].香河县农田土壤重金属对人体健康的非致癌和致癌风险主要以食物为暴露途径摄入人体, 总体风险均可控, 儿童受到的非致癌和致癌风险在3种暴露途径下均大于成人, 这与前人的研究观点相同[16].究其原因, 儿童的生理发育不完善, 对重金属的毒性更加敏感, 没有任何保护, 且长期暴露于受污染的环境, 导致农田土壤重金属对儿童造成的非致癌风险更高[60].同时出现存在健康风险的样本均针对儿童, 地方政府应对重金属对儿童健康风险予以重视.
不同乡镇非致癌风险指数和致癌风险指数平均值较大的渠口镇、蒋辛屯镇和钱旺村乡未出现存在风险样本, 可能是由于该乡镇整体健康风险指数较高, 接近阈值, 而出现存在风险样本的乡镇只有极少数样本超出可接受范围, 其余样本健康风险指数较低.土壤As是各乡镇主要的致癌风险因子.农业种植中, 施肥工程中使用有机农药是产生As的原因之一[61].在各个乡镇中, 渠口镇重金属的致癌风险和非致癌风险相对较大.渠口镇工业已形成了金属制品、机械制造、家具生产三大产业, 重点规划了钣金产业集群, 企业在生产过程中产生的废弃物和废液中含有大量的重金属.且渠口镇有农业耕地面积38 km2, 全部为水浇地[44], 重金属是一类在环境中具有持久性的污染物[62, 63], 可通过农作物种植系统积累和迁移, 可通过食物链进入到人体, 若累积到一定程度就会对人体健康产生威胁[64].因此, 总体上研究区土壤重金属引起的风险尚可接受, 仅零星样本土壤重金属对儿童具有健康风险, 需加强土壤重金属健康风险预警, 同时加大农田土壤重金属污染的治理工作.
4 结论(1) 香河县土壤中不同重金属含量差异较大, 具有较高的空间变异性.Cd、Hg、Pb和As通常有几个集中分布的含量较高区域, 与大小不一的含量分布区域呈镶嵌分布.Cr、Ni、Cu和Zn分布整体特征为全区域均处于一个含量相对较低的水平, 含量较高的分布区域以点状分布.香河县农田表层土壤采样点的内梅罗综合污染指数超标率为8.68%, 以点状分布在香河县西部与中部.
(2) 不同评价方法的侧重点有所差异.20.74%的Hg和0.33%的Cd富集因子呈显著富集, 68.56%的Hg和20.40%的Cd呈中污染, 其余重金属处于无~弱污染水平.地累积指数评价显示土壤Cd、Pb和Zn污染相对严重, Hg元素污染最严重, 达到中度污染及以上的样品占比为46.50%.Cd和Hg分别存在60.54%和94.31%潜在生态风险程度达到中等及以上的采样点, 其余6种重金属为轻微潜在风险等级.香河县土壤以中等和强潜在生态风险为主, 所占比例分别为46.15%和37.46%, 仅存在1.34%的极强潜在生态风险等级的样品.
(3) 研究区各单项土壤重金属对人体健康尚不存在致癌和非致癌风险.土壤重金属经任何暴露途径产生的致癌和非致癌风险大体均可接受, 仅存在2.43%和1.74%的零星样本土壤重金属对儿童具有致癌和非致癌健康风险, 土壤重金属对儿童引起的非致癌风险高于成人, 成人和儿童均经食物摄取途径暴露为主要暴露途径.9个乡镇8种重金属对成人和儿童基本不存在健康风险.土壤Cr、As、Pb是各乡镇非致癌风险最大的3个贡献因子, 土壤As是各乡镇主要的致癌风险因子.
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