环境科学  2023, Vol. 44 Issue (8): 4397-4405   PDF    
引用本文
郭志娟, 刘飞, 周亚龙, 王乔林, 王成文. 雄安新区土壤氟地球化学特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2023, 44(8): 4397-4405.
GUO Zhi-juan, LIU Fei, ZHOU Ya-long, WANG Qiao-lin, WANG Cheng-wen. Potential Ecological Risk Assessment and Source Analysis of Heavy Metals in Soil-crop System in Xiong'an New District[J]. Environmental Science, 2023, 44(8): 4397-4405.
雄安新区土壤氟地球化学特征及健康风险评价
郭志娟1,2,3, 刘飞1,2,3, 周亚龙1,2,3, 王乔林1,2,3, 王成文1,2,3     
1. 中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所, 廊坊 065000;
2. 中国地质调查局土地质量地球化学调查评价研究中心, 廊坊 065000;
3. 中国地质科学院地球表层碳-汞地球化学循环重点实验室, 廊坊 065000
收稿日期: 2022-08-15; 修订日期: 2022-11-08
基金项目: 中国地质调查局地调项目(DD20221770, DD20230543, DD20230623)
作者简介: 郭志娟(1986~), 女, 硕士, 高级工程师, 主要研究方向为勘查地球化学, E-mail: gzhijuan@mail.cgs.gov.cn
通信作者: 周亚龙, E-mail: zyalong@mail.cgs.gov.cn
摘要: 为科学评估雄安新区表层土壤氟(F)地球化学分布特征及人体健康风险, 利用GIS空间分析、相关分析等分析土壤F贫化富集特征及影响因素, 开展土壤F健康风险评估, 基于蒙特卡罗随机模拟, 研究健康风险评价结果的不确定性. 结果表明, 新区表层土壤ω(F)均值为641 mg·kg-1, 是全国A层土壤背景值的1.34倍, F过剩和高等级样点占比超过85%, F含量整体相对偏高.灌溉水样ρ(F-)均值为0.85 mg·L-1, F-含量空间分布特征受浅层地下水水化学类型和流向的影响.土壤F垂向空间变化不显著, 其垂向变化主要受土壤有机碳、质地等土壤理化性质的垂向分布影响.表层土壤F的贫化富集主要受地质背景成因控制, 人为因素(农业灌溉水、施肥和大气干湿沉降)等外源输入影响其异常的空间分布.区内土壤F含量与地貌环境“标志性”指标Al2O3、Fe2O3、MgO和K2O含量, 土壤有机碳(Corg.)、阳离子交换量(CEC)、黏粒和粉粒含量显著正相关(P < 0.01).人体健康风险评价结果显示经口摄入是土壤氟主要暴露风险途径, 成人非致癌健康风险指数HQ均小于1, 危害可忽略; 成人和儿童非致癌健康风险超过阈值的概率分别为34.3%和27.6%, 每日土壤摄入量为最敏感参数.
关键词: 土壤      氟(F)      地球化学      健康风险      雄安新区     
Potential Ecological Risk Assessment and Source Analysis of Heavy Metals in Soil-crop System in Xiong'an New District
GUO Zhi-juan1,2,3 , LIU Fei1,2,3 , ZHOU Ya-long1,2,3 , WANG Qiao-lin1,2,3 , WANG Cheng-wen1,2,3     
1. Institute of Geophysical & Geochemical Exploration, Chinese Academy of Geological Sciences, Langfang 065000, China;
2. Research Center of Geochemical Survey and Assessment on Land Quality, China Geological Survey, Langfang 065000, China;
3. Key Laboratory of Geochemical Cycling of Carbon and Mercury in the Earth's Critical Zone, Chinese Academy of Geological Sciences, Langfang 065000, China
Abstract: In order to evaluate the distribution characteristics of fluorine geochemistry in the surface soil and human health risk in Xiong'an New District, GIS spatial analysis and correlation analysis were used to analyze the depleted and enriched features and influencing factors of soil fluoride and to carry out the soil fluoride health risk assessment. The uncertainty of the health risk assessment results was studied based on the Monte Carlo stochastic simulation. The results showed that the average content of fluorine was 641 mg·kg-1, which was 1.34 times the background value of the national A-layer soil. The excess fluorine and high-grade samples accounted for more than 85%, and the overall soil fluorine content was relatively high. The average content of fluoride of the irrigation water samples was 0.85 mg·L-1, the spatial distribution characteristics of which were affected by the hydrochemical type and flow direction of shallow groundwater. The vertical spatial variation of soil fluoride, mainly affected by the vertical distribution of soil physicochemical properties such as soil organic carbon and texture, was not obvious. The depletion and enrichment of topsoil fluorine was mainly controlled by the geological background, and its spatial distribution was affected by external inputs, such as human factors (agricultural irrigation water, fertilization, and atmospheric dry and wet deposition). The soil fluoride content was significantly correlated with the iconic indicators of the geomorphological environment, including the content of Al2O3, Fe2O3, MgO, K2O, soil organic carbon (Corg.), cation exchange capacity (CEC), clay, and silt (P < 0.01). The results of human health risk assessment showed that oral intake was the main exposure risk route of soil fluoride. The non-carcinogenic health risk index HQ of adults was less than 1, and the harm could be ignored. The probability of non-carcinogenic health risk exceeding the threshold for adults and children was 34.3% and 27.6%, respectively, and daily soil intake was the most sensitive parameter.
Key words: soil      fluorine(F)      geochemistry      health risk      Xiong'an New District     

氟(F)是自然环境中与人体健康密切相关的必需微量元素之一.人体对生态环境中的F含量极为敏感, F对人体具有双阈值效应[1].氟的安全阈值很窄, 摄入过量或者不足均会对人体健康造成危害[2~4], 我国是地方性F中毒重度流行的国家之一[5], F的人体健康效应受到广泛关注[6, 7].自然界中的F主要以化合物的形式存在于大气、岩石、土壤、水和植物中. 水、食物及空气中高含量F是地方性F中毒的主要病源, 而水和食物中的F主要来源于土壤[8], 因此, 研究土壤F的地球化学特征、迁移转化规律与生命健康的关系及其影响因素具有重要意义.

前人研究证实, 华北平原区东部是河北省地方性F中毒病的高发区, 高F地下水广泛分布[9, 10], 由于常年使用高F地下水灌溉, 土壤和地下水F高异常及大宗粮食作物和蔬菜氟超标, 已引起高度关注[11].河北省多目标区域地球化学调查证实, 华北平原区表层和深层土壤F存在异常区[12], 目前对其分布特征、赋存形态、来源和迁移转化等方面有较多的研究[13~16].地处华北平原的雄安新区作为国家级新区, 重点打造北京非首都功能疏解集中承载地, 鲜见针对雄安新区土壤F人体健康风险评估, 土壤高F生态效应不可忽视, 对其异常成因来源、迁移转化规律和人体健康效应评估应是一项重要的任务.亟需评估其是否存在潜在的土壤F中毒人体健康风险.基于此, 在梳理雄安新区已有地质成果资料基础上, 利用土地质量地球化学调查数据, 系统分析其土壤F地球化学特征, 垂向分布及影响控制因素, 评估新区生态环境中土壤F对居民的健康风险, 以期为建设“绿色生态宜居新城区”提供基础科学支撑.

1 材料与方法 1.1 研究区概况

雄安新区位于华北平原中部, 地理坐标北纬38°41′~39°10′, 东经115°37′~116°19′.研究区地势平坦, 西部和北部略高、东部和南部稍低.沉积环境主要为冲积、冲洪积和冲湖积, 地貌成因类型以洼地和低海拔平原为主[17].区内第四系地层覆盖, 层厚348~437 m[18].土壤类型包括潮土、褐土、潮褐土和沼泽土, 以潮土为主.新区土地利用类型包括耕地、园地、林地、草地、交通运输用地、水域及水利设施用地和村住宅用地等类型, 其中耕地面积占比53.33%.

1.2 样品采集与分析测试 1.2.1 样品采集

本次调查研究采用一种分层错列非平衡模式[19, 20]部署样点, 具体样点部署方法详见文献[21, 22].在研究区不同土地利用类型系统采集表层(0~20 cm)土壤样品600件(图 1), 其中耕地采集样品460件, 园地13件、草地5件、林地72件、建筑用地42件和其他用地8件.根据沉积地貌单元采集8条垂直剖面土壤样品, 其中冲洪积平原亚区采集5条垂直土壤样品(PM01、PM02、PM03、PM04和PM07), 冲积平原亚区采集3条垂直土壤样品(PM05、PM06和PM08).土壤垂直剖面以每10 cm采集1个样品的密度等间距采样, 采样深度0~200 cm.在新区连片耕地区的地表水系或地下灌溉水区域采集灌溉水样101件.野外样品采集和加工执行中华人民共和国地质矿产行业标准DZ/T 0295-2016[23].

图 1 雄安新区表层土壤样点和垂直剖面采样位置 Fig. 1 Location of topsoil and vertical profile samples in Xiong'an New District

1.2.2 样品测试

土壤样品F元素分析测试由具有国家级资质的中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所中心实验室采用离子选择性电极法(ISE)测定, 土壤样品经NaOH碱熔, 用水提取, 在pH为6~8的柠檬酸钠介质中, 以F离子选择性电极为指示电极, 饱和甘汞电极为参比电极, 在离子计上测量溶液的电位差, 计算F含量, 分析检出限为100 mg·kg-1.此外, 还分析测试了土壤pH值、阳离子交换量(CEC)、质地、有机碳(Corg.)、SiO2、Al2O3、Fe2O3、MgO、CaO、Na2O和K2O等指标.依照生态地球化学评价样品分析技术要求[24], 土壤pH值采用离子选择电极法(ISE)分析, Corg. 采用容量法(VOL)分析, SiO2和Al2O3采用X射线荧光光谱法(XRF)分析, TFe2O3、MgO、CaO、Na2O和K2O等指标采用电感耦合等离子体发射光谱法(ICP-OES)分析.CEC依据规范LY/T 1243-1999[25]采用容量法(VOL)分析.土壤质地依据规范NY/T 1121.3-2006[26]采用比重计法分析.

本次分析测试设置2.4%的平行样, 平行样中包含12个国家一级土壤地球化学标准物质(GBW07401~GBW07408和GBW07423~GBW07426系列).采用平行样测量值与标准值的对数误差(ΔlgC)和相对标准偏差(RSD%)来控制检验分析测试的准确度和精密度.平行样测试指标的对数误差介于-0.006~0.037之间, 相对标准偏差介于1.9~9.8之间, 均满足生态地球化学评价样品分析技术规范要求.根据标准物质的标准值和测量值计算, 平行样品中F元素的回收率平均值介于95.58% ~108.94%之间.所有样品分析质量通过了中国地质调查局地球化学样品分析质量监控中心的验收, 各项指标均满足相关规范要求.

1.3 健康风险评价方法 1.3.1 土壤氟地球化学等级评价

土壤F地球化学等级评价方法依据土地质量地球化学评价规范中分级标准[23], 土壤F地球化学等级划分为缺乏(≤400 mg·kg-1)、边缘(400~500 mg·kg-1)、适量(500~550 mg·kg-1)、高(550~700 mg·kg-1)和过剩(>700 mg·kg-1)共5个等级.

1.3.2 土壤氟健康风险评价

健康风险评价是将人体健康与环境污染联系起来, 定量评估环境污染对人体健康危害.依据我国生态环境部建设用地土壤污染风险评估技术导则[27]中参考模型和推荐参数, 对研究区土壤F健康风险进行评估.氟化物有毒性但非致癌, 故本次评估土壤F健康风险采用非致癌物风险评估模型.土壤健康风险评估模型中儿童日平均暴露量与成人有所不同, 需将单独个体儿童和成年阶段的暴露量加权平均, 再将暴露量平均分配到整个生命期.土壤F经口摄入、呼吸吸入和皮肤接触等3种暴露途径进入人体, 对人体健康具有非致癌风险危害商(HQ).非致癌风险危害商HQ＜1表示非致癌健康风险可忽略, 反之存在非致癌健康风险.各暴露途径危害商计算公式如下：

经口摄入途径的危害商:

(1)

皮肤接触途径的危害商:

(2)

呼吸吸入途径的危害商：

(3)

公式(1)~(3)中涉及的主要符号含义见表 1, 其土壤健康风险评估模型中暴露参数参照中国环境保护部发布的行业规范HJ 25.3-2019[27]确定.

表 1 土壤氟健康风险暴露参数 Table 1 Exposure parameters of health risk of soil fluoride

1.3.3 不确定性分析

鉴于暴露评估参数的选取和风险表征分析得到的数据均具有不确定性, 为了降低风险评价的不确定性, 引入蒙特卡罗模拟(Monte Carlo), 即将所求解的问题同一定的概率模型相联系, 以暴露评估和风险表征中涉及的具有不确定性的参数为自变量, 设定随机模拟迭代次数为10 000次, 置信水平确定为95%, 求得风险评价的近似解.利用Crystal Ball 11.1软件的敏感性分析对污染物风险进行迭代计算.敏感性分析可以反映出各参数对风险结果的影响程度, 敏感度若为正值, 则表示与风险结果正相关, 且敏感度值越大, 表示其对风险结果的影响越大; 若敏感度为负值, 则表示与风险结果负相关, 且敏感度绝对值越大, 表示其对风险结果的影响越大[29, 30].

2 结果与讨论 2.1 氟地球化学特征 2.1.1 表层土壤氟地球化学特征

雄安新区表层土壤F含量统计显示(图 2), 研究区土壤ω(F)区间为396~968 mg·kg-1, 平均值为(654±4) mg·kg-1, 中位数为641 mg·kg-1, 标准差为100 mg·kg-1, 偏度0.47, 峰度-0.31, 元素变异系数为0.15, 变异程度相对较低.雄安新区表层土壤F含量背景值(剔除3倍离差后的平均值654 mg·kg-1)显著高于全国A层土壤F背景值(478 mg·kg-1)[31], 也高于冀中南平原区土壤平均值(543.8 mg·kg-1)[12]和海河平原区北部土壤背景值(561.9 mg·kg-1)[32].

图 2 表层土壤F含量统计直方图 Fig. 2 Statistical histogram of fluorine content in topsoil

研究区表层土壤F地球化学空间分布具有明显差异, 整体呈“北东-南西高, 北西-南东低”的分布特征(图 3).F高背景区(>800 mg·kg-1)主要连片分布于调查区西南部芦庄乡、老河头镇和安州镇北部地区、雄县东北部的龙湾乡和张岗乡周围地区和安新县北部地区, 在地貌上属于冲湖积平原亚区的洼地小区和平地小区微地貌区.F低背景区(< 500 mg·kg-1)主要连片分布于安新县大王镇、雄县朱各庄乡、大营镇和东南部苟各庄镇-鄚州镇-七间房乡周围地区, 在地貌上多属于故河道高地或微高地小区、扇上平地或缓斜地小区、冲湖积平原亚区的平地小区.

图 3 表层土壤F含量地球化学分布 Fig. 3 Geochemical distribution of fluorine content in topsoil

2.1.2 土壤氟垂向分布特征

研究区不同沉积地貌单元土壤垂直剖面中F地球化学分布特征显示(图 4), 研究区各土壤剖面内F的垂向空间变化不显著, 其中PM01、PM03、PM04、PM05和PM06土壤剖面中F含量垂向变化幅度不大, 各剖面内F变异系数介于9.2% ~14.7%之间, 其垂向空间变异程度较小; PM02、PM08和PM07土壤垂向剖面中F含量存在轻微幅度变化, 其土壤垂直剖面内F变异系数分别为20.5%、23.3%和16.7%, 属中等变异程度.研究区土壤剖面F的垂向空间变化特征主要受到土壤Corg.、质地等土壤理化性质的垂向分布影响.土壤垂直剖面中土壤Corg.、黏粒含量与土壤F含量具有显著正相关关系.受土壤黏粒、有机质等吸附载体的吸附作用影响, 土壤中含黏土矿物和非晶质矿物越多的层位其吸附能力越强, 土壤F含量越高.与张红梅[33]借用土柱物理模型装置对土壤F迁移规律研究结果一致, 受土壤吸附作用的影响, 氟离子在向下垂向迁移距离非常有限.

(a)PM01, (b)PM02, (c)PM03, (d)PM04, (e)PM05, (f)PM06, (g)PM07, (h)PM08 图 4 土壤F与质地和有机质垂向分布 Fig. 4 Vertical distribution of soil fluoride with texture and organic matter

2.1.3 灌溉水氟地球化学特征

研究区101件灌溉水样ρ(F-)介于0.18~2.83 mg·L-1之间, 平均值为0.85 mg·L-1.灌溉水样F-高含量主要分布在研究区东部的雄县地区和西南部的安新县老河头镇(图 5).参照GB 5084-2021[34], 研究区灌溉水样中仅存在5件水样F-浓度超过一般地区标准(2 mg·L-1), 超过一般地区标准的灌溉水样点主要位于研究区雄县东南部的大清河流域和安新县西南部的府河流域.研究区农业灌溉用水主要开采浅层地下水, 灌溉水样ρ(F-)空间分布特征明显受浅层地下水水化学类型和流向的影响.研究区浅层地下水水化学类型以HCO3型为主, 自西北向东南方向地下水化学类型主要由HCO3-Ca·Mg (Mg·Ca)型向HCO3-Na·Mg (Mg·Na)和SO4(SO4·HCO3)-Na·Mg(Na·Ca)型过渡[35].研究区灌溉水F-与Na+/(Na++Ca2++Mg2+) 呈显著相关性(置信区间P=0.01, 图 6), HCO3-和Na+富集的苏打型碱性水化学环境(灌溉水pH平均值7.85)有利于F-的富集, 而Ca2+和Mg2+则会抑制F-的富集[10].

图 5 灌溉水F-含量分布 Fig. 5 Distribution of fluorine ion content in irrigation water

图 6 灌溉水F-与Na+/(Na++Ca2++Mg2+) 相关性 Fig. 6 Correlation between F- and Na+/(Na++Ca2++Mg2+) in irrigation water

2.2 土壤氟富集成因探讨 2.2.1 地质背景成因

土壤中F的贫化富集主要受地质背景成因的自然因素和人类活动的影响.成土母岩是多数地区土壤F的主要物质来源, 是决定土壤F含量的关键因素之一.研究区属于华北平原海河流域, 地表出露地层均为第四纪冲洪积松散地层, 无基岩出露, 反映其土壤F富集不是来源于基底岩石的原地风化成因.有研究表明, 太行山区碳酸盐岩、片麻岩和火山岩等基岩经风化剥蚀后被河流携带搬运而成为冀中南平原区土壤物源[12, 13, 36], 提供了丰富的F物源.土壤元素含量除与成土母质类型密切相关之外, 还受沉积地貌等因素的影响.利用土壤元素含量和异常组合等地球化学指标特征能有效指示研究区沉积地貌环境.如滞水环境形成的湖相或冲湖积沉积物上发育的土壤中, 由于土壤偏黏性, 富含黏土矿物和有机质等吸附载体, Al2O3和Fe2O3等易发生富集; 在离物源较近的冲洪积平原亚区故河道高地, SiO2多以碎屑沉积为主, 迁移能力相对很弱, 呈现SiO2高值特征[36, 37].研究区土壤F与地貌环境具有“指示”或“标志性”意义的SiO2、Al2O3、Fe2O3、MgO、CaO、Na2O和K2O等指标的相关分析结果显示(表 2), 土壤F含量与地貌环境“标志性”指标Al2O3、Fe2O3、MgO和K2O含量具有显著正相关关系, 与SiO2和Na2O具有显著负相关关系(P < 0.01).表层土壤F含量与土壤理化性质中的Corg.、CEC和土壤黏粒和粉(砂)粒含量等也具有显著正相关关系, 与土壤砂粒含量具有显著负相关关系(P < 0.01).这种显著相关特征反映研究区土壤F的富集贫化与土壤黏土矿物、有机质等吸附载体密切相关.研究区西侧的太行山区富含F的基岩经风化剥蚀后被河流携带搬运, 在白洋淀滞水环境形成的湖相或冲湖积沉积环境中, 由于土壤偏黏性, 富含黏土矿物和有机质等吸附载体, 土壤F易发生次生富集; 在冲洪积平原故河道高地、扇上平地或缓斜地沉积环境中, 缺乏黏土和有机质等吸附载体, 土壤F易迁移流失.研究区不同地貌单元土壤垂直剖面F的分布模式也证实了地表至深部土壤F含量变化与土壤中的矿物组分具有明显的相关性, 土壤F含量随深度变化不显著, 主要受土壤黏粒和有机质含量的控制.

表 2 土壤氟含量与土壤矿物含量和理化性质的相关性1) Table 2 Correlation of soil fluoride content with soil mineral content and physicochemical properties

2.2.2 人为活动影响

已有资料显示, 人类工业生产和农业活动等人为影响是土壤中F富集贫化的另一个重要因素. F是工业生产中重要的化工原料(磷矿石加工, 陶瓷、玻璃生产和钢铁冶炼等), 工业生产活动过程中排放的含F废水、废渣和废气, 通过入渗、淋溶和大气干湿沉降等过程直接或间接地将F带入土壤中不断累积[8].农业活动中含F的磷肥、农药和灌溉水的输入也会使土壤中的F含量增加.根据冀中南平原区大气干湿沉降、化肥和灌溉水输入通量的研究[12, 13], 研究区所在的保定市3种类型的输入通量分别为：1 346、8 218.8和1 859.25 mg·(hm2·a)-1.由此可知, 研究区人为活动对土壤F富集的主要影响因素是化肥输入, 其次为灌溉水.根据3种类型年输入通量估计, 其F输入量显著小于研究区表层土壤含量均值.研究区8条土壤剖面中表层(0~20 cm)土壤F含量平均值与深层(180~200 cm)土壤F含量平均值对比发现, 表、深层土壤F含量平均值无显著变化, 说明区内表层土壤中人为活动输入成因对其F含量影响相对较小, 是其富集的次要影响因素.

2.3 土壤氟健康风险评价 2.3.1 土壤氟地球化学等级评价

依据土地质量地球化学评价规范中分级标准开展研究区土壤F地球化学等级评价.结果显示, 研究区600件表层土壤中F含量水平在绝大部分地区处于过剩和高的等级, 占调查总样本数的85.3%, 其中F过剩等级主要集中出现在雄县东部的张岗乡、龙湾乡区域和安新县老河头镇、同口镇唐河地区.边缘和缺乏等级仅占调查总面积的2.5%, 主要沿大清河等水系零星分布在大河镇、大王镇和大营镇地区.

目前土壤F健康质量评价方法多采用土壤F的实测值与评价标准比较的单因子指数法.在酸性条件下以土壤的全F含量来判断F的土壤健康质量, 土壤ω(F)介于200~800 mg·kg-1之间为正常土壤; 在碱性条件下以土壤的水溶性F含量来判断, 土壤水溶性ω(F)介于0.50~2.5 mg·kg-1之间为正常土壤[38].研究区土壤pH值范围介于7.2~9.6之间, 平均值为8.2, 因此应采用土壤的水溶性F含量判断其质量.据易春瑶等[14]对华北平原典型区土壤F形态的连续浸提分析结果, 华北平原区土壤水溶态F含量的主要影响因素为土壤pH, 逐步回归分析的拟合结果显示, y水溶态F=－98.286+13.679 xpH(R2=0.606, P=0.017).利用拟合结果估算研究区土壤水溶性ω(F)平均值约为13.8 mg·kg-1.需要说明的是该估算结果可能受回归分析结果的影响, 与研究区土壤水溶性F实际含量存在一定的差异, 但基本反映了研究区土壤F存在一定的污染风险.

2.3.2 土壤氟健康风险评价

研究区土壤F非致癌健康风险评价结果显示, 不同暴露途径下非致癌健康风险危害商平均值表现为：HQois>HQpic>HQdcs(图 7), 说明经口摄入是土壤F非致癌风险的主要途径, 非致癌健康风险与暴露途径有关.土壤F成人非致癌健康风险指数HQadult介于0.143~0.350之间, 平均值为0.236; 土壤F儿童非致癌健康风险指数HQchild介于0.219~0.513之间, 平均值为0.346, 儿童的非致癌风险指数均大于成人, 由于行为和生理特征, 儿童比成人单位体重对环境F的敏感性更高[39].无论是成人还是儿童, 土壤氟HQ均小于1, 表明区内土壤中F对人的非致癌健康风险较小, 可忽略不计.

图 7 土壤氟不同暴露途径非致癌健康风险危害商贡献率 Fig. 7 Contribution rate of non-carcinogenic health risk hazard quotient of different exposure routes of soil fluoride

2.3.3 不确定性分析

基于蒙特卡罗的土壤F不确定性健康风险评价结果如图 8(a)所示, 对于成人和儿童, 土壤F导致不可接受的非致癌健康风险影响的概率分别为34.3%和27.6%.非致癌健康风险的敏感性分析[图 8(b)], 反映了不同参数对不确定性风险评价结果的方差贡献率.对成人和儿童最敏感参数均为每日土壤摄入量IRsoil, 分别为66.19%和50.25%, 暴露周期ED和土壤中的F含量也具有较高的敏感度.体重BW对非致癌风险的敏感度为负值, 呈负相关, 即体重越小, 非致癌风险越高, 且在儿童中表现更明显.最不敏感参数均为每日空气呼吸量IRair和暴露皮肤表面积SAE, 与前文呼吸吸入和皮肤接触暴露途径风险贡献相对较低的结论一致.土壤不确定性分析显示, 健康风险评价过程受到参数的不确定性影响, 风险评价结果处于非常大的变动范围, 即选择不同的暴露参数等进行风险评价将使评价结果产生显著差异.

图 8 土壤氟健康风险的累计频率和敏感性方差贡献率 Fig. 8 Cumulative frequency and sensitivity variance contribution of soil fluoride health risk

3 结论

(1) 研究区土壤ω(F)最小值为396 mg·kg-1, 最大值为968 mg·kg-1, 平均值为641 mg·kg-1, 是全国A层土壤背景值的1.34倍, 说明研究区表层土壤F含量整体相对偏高.土壤垂向剖面内F的垂向空间变化不显著, 其含量高低受到土壤有机碳、土壤质地等土壤理化性质的垂向分布影响.灌溉水样ρ(F-)介于0.18~2.83 mg·L-1之间, 平均值为0.85 mg·L-1.灌溉水样F-浓度的空间分布特征明显受浅层地下水水化学类型和流向的影响.

(2) 研究区土壤中F的贫化富集主要受地质背景成因控制, 西侧的太行山区富含F的基岩经风化剥蚀成壤作用, 为其提供了丰富的物源.区内土壤F含量与地貌环境“标志性”指标Al2O3、Fe2O3、MgO和K2O含量, 土壤Corg.、CEC、黏粒和粉粒含量呈显著正相关; 与土壤SiO2、Na2O和砂粒含量显著负相关.同时人为因素(农业灌溉水、施肥和大气干湿沉降)等外源输入影响土壤F异常的空间分布.

(3) 表层土壤F地球化学质量等级评价显示, F过剩和高等级样点数占比超过85%.人体健康风险评价结果显示经口摄入是土壤F主要暴露风险途径, 成人非致癌健康风险指数HQadult均小于1, 危害可忽略; 成人和儿童非致癌健康风险超过阈值的概率分别为34.3%和27.6%, 每日土壤摄入量为最敏感参数.

参考文献
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