礦區周邊農田土壤重金屬污染風險評價

　　摘要為了系統的評價礦區周邊土壤⁃農作物⁃人體系統中重金屬的污染風險，為礦區生態風險的分類治理和農作物安全生產提供科學依據，選擇在重慶市黔江區金洞鄉主要農耕區采集表層土壤樣品321件、水稻和對應根系土樣品30套，分析了土壤和水稻中重金屬(Cd、Hg、Pb、As和Cr)的含量、土壤中有機質和Mn的含量及土壤pH，利用潛在生態風險指數法和人體健康風險評估模型進行重金屬污染風險評價.結果表明，研究區土壤中Cd和Hg均存在一定程度的超標現象，土壤重金屬含量受到成土母質、礦業活動及農業活動的影響.土壤總體潛在生態風險較小，主要以輕微污染為主，Cd和Hg存在點狀的很強-極強的污染點位，是主要的土壤污染因子.水稻樣品存在Cd和As的超標問題，水稻重金屬含量主要受到土壤中重金屬的含量、土壤pH、土壤有機質含量及土壤Mn含量的影響.通過食物攝入的暴露途徑存在一定程度的非致癌風險，主要的貢獻因子為As和Cd.可根據重金屬污染在土壤⁃農作物⁃人體系統中的不同特點，進行污染分類管理、分類治理，以達到土地安全利用的目的.

　　關鍵詞礦區;土壤;農作物;重金屬;污染風險;人體健康風險.

　　黔江區位于重慶市東南部，屬于典型的巖溶地貌區，土壤中重金屬元素含量較高，此外，礦藏資源現已探明有鉛鋅礦、汞礦、銅礦、鐵礦等散狀分布在旗號嶺山脈一帶，可供開采時間約10年左右.豐富的礦產資源，可為國民經國家建設提供支撐，但由于礦山開采與冶煉造成的環境污染問題，也十分凸顯.

　　土壤論文范例：土壤環境質量新標準評價應用誤區探討

　　研究表明，我國多地既有礦山分布區地質自然高背景造成的土壤中重金屬異常，也有礦山開采引起的土壤、水體等環境介質中重金屬的富集，尤其是富含Cd、Zn、Pb等重金屬的硫化物礦床在開采過程中，因產生富含Cd等有害元素的酸性廢水，會給周邊農耕區土壤帶來污染，嚴重地區還會出現農作物超標問題[1-5].

　　孫德堯等[6]對冀北某礦區周邊耕地土壤重金屬污染特征進行了評價，結果顯示，受到采礦等人為因素的影響，土壤污染問題顯著;陸泗進等[7]利用潛在生態風險指數法對云南會澤某鉛鋅礦周邊農田進行了生態風險評估，發現46.3%的采樣點處于強生態風險程度，15.6%的采樣點處于很強的生態風險程度，土壤污染不容忽視;陳鳳等[8]對鋅冶煉區耕地土壤和農作物重金屬污染狀況進行了評價，結果表明，研究區強、很強的生態風險程度的采樣點比例分別為35.2%和42.3%，土壤重金屬污染問題嚴重，且稻米、玉米和小麥樣品重金屬富集明顯，均存在一定程度的重金屬超標現象;楊敏等[9]對石門雄黃礦周邊重金屬健康風險進行了評估發現，經手⁃口攝入，As會對兒童造成嚴重的非致癌健康威脅，陳怡先等[10]也得到了相似的結論.

　　可見礦業活動會造成周邊農田土壤重金屬的積累，對農作物的安全性和人體健康造成威脅[11].但是，以往的研究多將土壤、植物或人體單獨作為研究對象進行生態風險評估，缺乏系統化研究，使得對礦區的污染風險不能達到真正的“摸清家底”，導致難以針對性的進行重金屬污染防控.本研究以黔江區南部汞礦、鉛鋅礦區為研究對象，采用潛在生態風險指數法和人體健康風險評估模型，系統的對土壤⁃農作物⁃人體系統進行重金屬污染評估，摸清污染現狀，得到不同介質的主要污染因子，討論其影響因素，以期為礦區生態風險的分類治理和農作物安全生產提供科學依據.

　　1材料與方法(MaterialsandMethods)

　　1.1研究區概況

　　研究區位于重慶市黔江區南部金洞鄉，區內處于旗號嶺和五湖嶺兩座南北走向的山脈之間，地勢北高南低、山巒起伏、溝壑交錯，全鄉平均海拔750m左右，最高點為旗號嶺(1540m)、五湖嶺(1461m)、和尚堡(1145m)的3座山脈，最低點為峽腳(410m).氣候特征屬亞熱帶濕潤季風氣候區，水熱條件較好，適宜于多種農作物的生長.有細沙河、金洞河橫穿全境，流經6個行政村，最后注入黔江區阿蓬江.出 露地層為寒武系，巖性以灰巖為主，土壤類型以黃壤為主，紫色土次之.研究區東北部分布有汞礦和鉛鋅礦.

　　1.2樣品采集與分析

　　在主要農耕區，采用1∶50000比例尺，采集0~20cm的表層土壤321件，另采集30件水稻樣品及配套根系土.土壤樣品在自然條件下陰干，在樣品干燥過程中要經常揉搓樣品，以免膠結，并去除土壤中的礫石以及植物根系.干燥后的樣品在過篩前用木槌輕輕敲打，以便使土壤樣品恢復至自然粒級狀態.

　　樣品晾干后用尼龍篩，截取2mm(10目)粒級，充分混勻后，利用四分法取樣品500g，裝瓶.水稻樣品在無污染、無揚塵、通風的條件下自然風干后，脫粒，送至實驗室進一步處理.各類樣品分析測試由重慶市地質礦產測試中心完成.

　　土壤樣品采用分析國家一級標準物質(GSS⁃4、GSS⁃7、GSS⁃8、GSS⁃9、GSS⁃12、GSS⁃17、GSS⁃21)的方法進行準確度(相對誤差，RE檢驗).隨機抽樣分析(數量為每批次試樣數的20%—30%)進行精密度檢驗.農作物每一批樣品插入同類型標準物質1—2個與樣品同時分析，并計算單個樣品單次測試值的相對誤差，要求相對誤差≤30%.精密度控制：采用重復分析的方法控制樣品分析的精密度，每件樣品進行重復分析，雙份分析的相對雙差≤30%.樣品分析測試結果符合《土地質量地球化學評價規范》(DZ/T0295—2016)[12]要求，數據質量可靠。

　　1.3土壤重金屬污染風險評價

　　潛在生態風險指數法是由Hakanson提出的，主要應用于土壤和沉積物中重金屬的污染生態風險評價，該方法將土壤或沉積物中重金屬等污染物的含量、生態環境效應及其毒理學特征結合在了一起，不僅可以反映土壤或沉積物中污染物的污染程度，也可以反映其可能造成的生態風險程度，被廣泛應用于土壤及沉積物的污染風險評價[13⁃14]。

　　1.4人體健康風險評估

　　農田土壤中的重金屬可以通過多種暴露途徑被人體攝入從而引起人體健康風險，最主要的為土壤⁃作物⁃食物暴露.本研究通過參考美國環保署提出的重金屬劑量⁃反應模型，計算研究區成人的非致癌風險值，非致癌風險通過計算As、Cd、Hg、Pb、Cr等5種重金屬的日攝入量評估。

　　2結果與討論(ResultsandDiscussion)

　　2.1土壤重金屬含量及空間變異特征

　　統計研究區采集的321件表層土壤中重金屬的含量及pH，基于文獻[16]給出的土壤污染風險篩選值統計土壤超標點位，結果見表3.土壤中Cd、Hg、Pb、As及Cr的平均含量分別為0.45、0.32、51.31、13.04、75.27mg·kg-1，超標率分別為48.91%、4.36%、0.93%、0.86%和0，變異系數分別為1.52、5.79、3.92、0.95和0.17.可以看出研究區土壤Cd的超標率較高，其次是Hg、Pb和As.土壤Cd、Hg、Pb及As的變異系數均較高，說明其含量在空間上分布不均勻[22].

　　土壤pH值的變化范圍為4.42~8.37，中酸性土壤占比為81.31%，堿性土壤占比18.69%，土壤以中酸性為主.對土壤重金屬含量進行正態分布檢驗，原始數據不符合正態分布特征，經自然對數變換后，基本符合正態分布[23].利用GS+9.0軟件進行半方差函數分析.

　　土壤Cd、Hg、Pb、As及Cr的塊金系數分別為0.510、0.536、0.469、0.184及0.429，說明土壤As主要受到結構性因素影響，土壤Cd、Hg、Pb及Cr受到結構性因素和隨機性因素的共同影響[24].土壤Cd、Hg、Pb、As及Cr的變程分別為7.50、5.80、4.64、5.35、14.34km，超過該范圍則空間自相關性消失[25].

　　3結論(Conclusion)

　　(1)研究區土壤中Cd和Hg均存在一定程度的超標，超標率分別為48.91%和4.36%.土壤As、Cd及Cr可能受到成土母質的影響，土壤Hg和Pb可能受到礦業活動的影響，此外，農業活動也會造成土壤As、Cd和Pb等重金屬的輸入.

　　(2)土壤整體潛在生態風險較小，主要以輕微污染為主，其中Cd和Hg對總生態風險的貢獻率分別為59.9%和28.7%，是主要的污染因子.由于采礦等活動，使得研究區存在點狀的Cd及Hg很強⁃極強的污染點位.

　　(3)研究區水稻樣品Cd和As的超標率分別為8.8%和1.6%，其余重金屬不存在超標現象.重金屬的生物有效性主要受到土壤中重金屬的含量、土壤pH、土壤有機質含量及土壤Mn含量等因素的影響.研究區土壤以中酸性為主，這可能是水稻重金屬超標的主要原因之一.

　　(4)研究區人體健康總風險指數值大于1的比例為44.8%，說明研究區通過食物攝入的暴露途徑存在一定程度的健康風險，主要的貢獻因子為As和Cd.可根據重金屬污染在土壤⁃農作物⁃人體系統中的不同特點，進行污染分類管理、分類治理，以達到土地安全利用的目的.

　　參考文獻(References)

　　[1]于靖靖，師華定，王明浩，等.湘江子流域重點污染企業影響區土壤重金屬鎘污染源識別[J].環境科學研究，2020，33(4)：1013⁃1020.

　　作者：鄧海1，2王銳1，2嚴明書1，2周皎1，2賈中民1梁紹標1，2鮑麗然1，2羅宇潔1，2杜靜3∗∗

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