鹽堿農(nóng)田土壤鉻污染特征及健康風(fēng)險評價
——以山東省濱州市濱城區(qū)為例

王玥，劉瑩雪，李丹丹，何睿，王偉，劉月仙，陸兆華，張萌*

（1.中國礦業(yè)大學(xué)（北京）化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，北京 100083；2.生態(tài)環(huán)境部環(huán)境發(fā)展中心，北京 100029；3.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，天津 300191；4.中國科學(xué)院大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100049）

土壤環(huán)境與人類生存環(huán)境密切相關(guān)，我國當前普遍面臨土壤污染問題[1]，其中土壤重金屬污染尤為突出[2]。據(jù)報道，中國每年因重金屬污染而導(dǎo)致的糧食減產(chǎn)量超過1 000 萬t[3]，經(jīng)濟損失達200 億元[4]。鹽堿土是一種廣泛分布在全球陸地的重要土地資源，面積約9.5 億hm2，占地球陸地表面面積的10%[5]，我國鹽堿地面積約為0.37億hm2，近50 a來仍以每年0.6%的速度增加。面對日益增長的糧食需求和不斷減少的可利用耕地資源，通過開發(fā)利用鹽漬土資源提高土地資源利用率，從而為人類解決資源短缺和環(huán)境惡化問題，對保障國家糧食安全具有重要戰(zhàn)略意義。

農(nóng)田土壤重金屬污染是指土壤中重金屬過量累積引起的環(huán)境污染[6]。農(nóng)田土壤中重金屬來源包括自然源與人為源。在自然源中，土壤母質(zhì)及成土過程中重金屬含量受淋洗、風(fēng)化及植物吸收富集、歸化等自然因素影響[7]。在人為源中，大氣沉降、施肥、污水灌溉等人類活動程度的大小也影響著不同區(qū)域內(nèi)土壤的重金屬含量[8?9]。重金屬具有高隱蔽性、難降解性以及易富集性[10]，可通過物質(zhì)循環(huán)進入農(nóng)作物內(nèi)，通過“土壤?農(nóng)作物?人體”的食物鏈途徑進入人體，并不斷累積，導(dǎo)致人體機能的功能性障礙和不可逆轉(zhuǎn)性損傷，對人體健康和生物生長造成危害[11?13]。鉻（Cr）是環(huán)境中一種重要的重金屬污染物，隨著工業(yè)的發(fā)展，Cr 及其化合物應(yīng)用越來越多，如印染、電鍍、化工等行業(yè)。大量含Cr 的廢水、廢渣隨意排放導(dǎo)致土壤、水體和生物遭到不同程度的污染。

健康風(fēng)險評價主要是將環(huán)境污染程度與人體健康聯(lián)系起來，定量地描述環(huán)境污染對人體健康產(chǎn)生的危害風(fēng)險[14?15]。人類活動影響著農(nóng)田土壤污染程度，過量施加化肥和農(nóng)藥導(dǎo)致農(nóng)田土壤污染增加，遭受到持久影響，工業(yè)生產(chǎn)中產(chǎn)生的重金屬更易造成農(nóng)田土壤重金屬污染。重金屬通過食物吸收、皮膚接觸等途徑對人體健康造成一定程度危害。近年來，國內(nèi)學(xué)者在農(nóng)田土壤重金屬污染對人體造成的健康風(fēng)險方面進行了大量研究，研究主要側(cè)重于礦區(qū)與工廠周邊土壤中重金屬微量元素對人類健康的風(fēng)險評價[16?17]。目前，關(guān)于黃河三角洲鹽堿化農(nóng)田土壤重金屬污染對人類健康風(fēng)險評價的研究較少。

本文以山東省濱州市濱城區(qū)農(nóng)村、郊區(qū)、城區(qū)農(nóng)田土壤為研究對象，綜合分析濱城區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的污染特征。對土壤中As、Cd、Cr、Pd 等重金屬元素含量進行測定，測定結(jié)果顯示Cr 在濱城區(qū)農(nóng)田土壤中含量較高，其他重金屬元素含量甚微，同時通過分析重金屬空間分布特征，最終選擇對重金屬Cr 進行分析。按照國家相關(guān)標準、單因子污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅污染指數(shù)法以及健康風(fēng)險評價法對土壤環(huán)境質(zhì)量進行評價，以期掌握濱城區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量和污染狀況，為鹽堿農(nóng)田土壤重金屬污染防治及調(diào)整農(nóng)作物種植結(jié)構(gòu)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概述

濱城區(qū)位于黃河三角洲腹地，是山東省主要的耕地后備資源區(qū)，屬于華北鹽堿土區(qū)，典型的濱海鹽堿地，土壤鹽堿類型屬NaCl型，農(nóng)田實施小麥?玉米輪作耕作制度。該地屬溫帶季風(fēng)氣候，大陸性較強，四季分明，日照充足。年平均日照時數(shù)在2 300～2 900 h，日照率在52%～56%，年平均氣溫12.5 ℃，年平均降水量583.2 mm。濱城區(qū)地勢南高北低，以小清河為界，南北地貌特征具有顯著差異，具體表現(xiàn)為：小清河以南多是低山丘陵區(qū)；以北區(qū)域受到黃河泥沙沖積和海相沉積影響，以及灘涂鹽漬土改良、水產(chǎn)養(yǎng)殖、油田開發(fā)等人類活動的干擾，由海向陸依次形成了無植被灘涂、鹽生植被濕地和農(nóng)用地等系列土地利用類型，這些類型的土地土層深厚，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展方面潛力巨大[18]。

1.2 土壤樣品采集

于2019 年8 月采集玉米農(nóng)田土壤樣品。根據(jù)農(nóng)田種植分布情況，對農(nóng)村、郊區(qū)、城區(qū)3 個區(qū)域的玉米地采用隨機布點方法，采樣點數(shù)分別為38、18 個和5個。在各區(qū)域內(nèi)采用梅花布點法布設(shè)5 個子樣點，分別采集0～5、5～10、10～20 cm 3 個深度土壤樣品，共計61×3=183 份土壤樣品，每份樣品重復(fù)采集兩次。將采集好的土壤樣品混合放入自封袋，做好標注，記錄各采樣地點、深度、日期。采樣點分布如圖1所示。

1.3 樣品處理與分析

1.3.1 樣品處理

將采回的土壤樣品按照相同樣地充分混勻，置于室內(nèi)風(fēng)干，挑出植物殘體及石塊等雜質(zhì)。將風(fēng)干后的土壤樣品用瑪瑙研缽進行研磨，通過2 mm 尼龍篩備用。分別取20 g左右過篩的土壤樣品，用于理化性質(zhì)分析，包括含水率、pH、電導(dǎo)率、堿化度、離子交換量及有機質(zhì)。本研究用于分析重金屬含量的土壤樣品需要用瑪瑙研缽進一步研磨，過0.149 mm 孔徑的尼龍篩后裝入自封袋妥善保存，自封袋上注明樣號、采樣地點、深度等信息。

1.3.2 重金屬測定方法

電感耦合等離子質(zhì)譜儀（ICP?OES，安捷倫公司，Optima8000）、萬分之一電子分析天平（瑞士，梅特勒公司）、消解儀（XJS36?42A）。

去離子水為Milli?Q Plus水處理系統(tǒng)（美國，Milli?pore 公司）純化過的超純水（電阻率＞18.3 MΩ·cm?1）；As、Cr、Cd、Pb 元素混合標準溶液（1 000 mg·L?1，100 mL每瓶）采購自國家標準物質(zhì)中心，使用時用5%（體積分數(shù)）硝酸溶液逐級稀釋成0.1、0.2、0.5、1.0 mg·L?1的混合標準溶液系列；硝酸和氫氟酸均為超級純；鹽酸為優(yōu)級純。

土壤重金屬測定方法[19]：稱取1.00 g（精確到0.001 g）過0.149 mm 篩的風(fēng)干土樣于100 mL 消解管中，加蒸餾水使土壤樣品潤濕，加9 mL 濃硫酸，搖勻后靜置10～12 h 再加入高氯酸1 mL，充分搖勻后在消解儀上消解6 h。待冷卻后，吸取消解管中的消解液100 mL 于容量瓶中，反復(fù)沖洗，將瓶內(nèi)混合物全部洗入容量瓶中，然后用水稀釋至刻度線處，搖勻后靜置冷卻進行過濾，將過濾后的溶液按照儀器工作條件進行測定。

1.3.3 理化性質(zhì)測定方法

（1）土壤pH及電導(dǎo)率

將8.0 g風(fēng)干土樣放入容器中，加入40 mL去離子水，用酸度計測定pH。設(shè)置3個平行樣。

土壤電導(dǎo)率：稱取8.0 g 風(fēng)干土樣，調(diào)節(jié)土水比為1∶4，用電導(dǎo)儀測定上清液的電導(dǎo)度。

式中：EC為電導(dǎo)率，μS·cm?1；St為電導(dǎo)度；ft為溫度修正系數(shù)；K為電導(dǎo)電極常數(shù)。

（2）土壤陽離子交換量

陽離子交換量采用EDTA?乙酸銨鹽交換法測定。將1.0 g風(fēng)干土樣加入到EDTA?乙酸銨混合液中（40 mL），離心3～5 min（3 000 r·min?1）。多次向沉積物中加入乙醇（95%），離心5 min（3 000 r·min?1），去除銨離子。隨后用定氮儀蒸餾8 min，再用鹽酸標準溶液滴定。設(shè)置3個平行樣。

式中：CEC為土壤陽離子交換量，cmol·kg?1；V為鹽酸體積，mL；V0為空白實驗鹽酸標準溶液消耗體積，mL；m為風(fēng)干土樣質(zhì)量，g。

（3）土壤堿化度

土壤堿化度的計算公式為：

式中：ESP為土壤堿化度，%；ES為土壤交換性鈉含量，cmol·kg?1。

（4）土壤含水率

采樣時，用容積為100 cm3的環(huán)刀分別取0～5、5～10、10～20 cm 3層土壤樣品，裝入帶蓋鋁盒中，將水樣置于（105±2）℃烘箱烘干至恒質(zhì)量，測定土壤含水率。

式中：WC為土壤含水率，%；m0為鋁盒質(zhì)量，g；m1、m2分別為烘干前、后樣品質(zhì)量，g。

（5）土壤有機質(zhì)含量測定

將5 mL 重鉻酸鉀和5 mL 濃硫酸溶液加入過2 mm篩的風(fēng)干土壤樣品中，進行有機質(zhì)含量滴定。

1.4 土壤污染評價方法和標準

1.4.1 單因子污染評價方法

單因子污染指數(shù)法以土壤元素背景值作為評價標準來評價重金屬在土壤中的累計污染程度。

其計算公式為：

式中：Pi為土壤中污染物i的環(huán)境質(zhì)量指數(shù)；Ci為污染物i的實測濃度；Si為污染物i的評價標準，本文分別以山東省土壤重金屬背景值及濱城區(qū)農(nóng)村重金屬含量實測平均值為參照。當Pi＞1.0時，說明土壤中該重金屬含量超標，土壤被污染；當Pi≤1.0時，說明該重金屬含量尚在背景值含量95%的置信區(qū)間范圍內(nèi)，可認為未受污染；Pi值越大，表明該重金屬的累積情況越嚴重。其分級標準見表1。

表1 單因子污染指數(shù)法重金屬污染程度分級標準Table 1 Single factor pollution index method for classification of heavy metal pollution

1.4.2 綜合污染評價方法

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法常用于土壤或沉積物重金屬污染評價中，是在單因子指數(shù)評價基礎(chǔ)上逐漸發(fā)展起來的兼顧極值的計權(quán)型多因子環(huán)境質(zhì)量指數(shù)方法，該指數(shù)法可突出高濃度污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響，反映各種污染物對土壤環(huán)境的影響。其計算公式為：

式中：P綜為土壤綜合污染指數(shù)；Pmax為農(nóng)田耕作層土壤中重金屬的最大單項污染指數(shù)；Pave為農(nóng)田耕作層土壤重金屬的單項污染指數(shù)的平均值。其分級標準見表2。

表2 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法重金屬污染程度分級標準Table 2 Nemerow comprehensive pollution index method for classification of heavy metal pollution

1.4.3 評價標準

濱州市濱城區(qū)土壤中Cr 的環(huán)境質(zhì)量標準參照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），具體見表3。

表3 土壤中Cr的環(huán)境質(zhì)量標準（mg·kg?1）Table 3 The soil environmental quality?risk control standard of Cr（mg·kg?1）

1.5 健康風(fēng)險評價

1.5.1 暴露量計算

土壤中的重金屬可通過攝入、吸入、皮膚接觸的方式進入人體，從而帶來健康風(fēng)險。本研究采用美國環(huán)保署（USEPA）推薦的健康風(fēng)險評價模型，對研究區(qū)農(nóng)田土壤中微量元素Cr 3 種暴露途徑的慢性非致癌健康風(fēng)險進行評價。長期日均暴露量計算公式為[20?22]：

式中參數(shù)含義及取值見表4[21]。按照USEPA 暴露因子手冊、Superfund 風(fēng)險評價導(dǎo)則對土壤重金屬污染的健康風(fēng)險進行評價。

表4 土壤重金屬暴露風(fēng)險評價參數(shù)及取值Table 4 Parameter and value of exposure risk assessment model of heavy metals in soil

1.5.2 健康風(fēng)險模型

健康風(fēng)險分為非致癌健康風(fēng)險和致癌健康風(fēng)險，土壤非致癌健康風(fēng)險（HQ）評估模型為：

式中：ADD為日均暴露劑量，mg·kg?1·d?1；RfD表示污染物在某種暴露途徑下的日參考攝入劑量，，mg·kg?1·d?1。

對于多污染物多暴露途徑情況，非致癌風(fēng)險總指數(shù)（HI）表示為：

如果HQ或HI值小于1，認為風(fēng)險較小或可以忽略；如果HQ或HI值大于1，認為存在非致癌風(fēng)險，數(shù)值越大，風(fēng)險越高。

致癌健康風(fēng)險（RISK）一般采用日暴露量與致癌斜率因子的乘積來進行度量，計算公式為：

式中：SF為致癌斜率因子，mg·kg?1·d?1。當RISK低于1×10?6時，認為該物質(zhì)不具有致癌風(fēng)險；當RISK為1×10?6～1×10?4時，認為存在可接受的致癌風(fēng)險；當RISK大于1×10?4時，認為存在不可接受的致癌風(fēng)險。健康風(fēng)險評價的金屬元素的RfD和SF值見表5[23?24]。

表5 不同暴露途徑的參考劑量（RfD）和斜率因子（SF）（mg·kg·d?1）Table 5 References dose（RfD）and slope factors（SF）for non?carcinogen trace elements（mg·kg·d?1）

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤Cr含量及分布特征

研究區(qū)農(nóng)田土壤pH 為7.28～9.20，平均pH 為8.24；堿化度5.63%～10.58%，平均值為7.78%，土壤普遍呈堿性。電導(dǎo)率為0.091～0.127μS·cm?1；陽離子交換量為19.73～32.38 cmol·kg?1，土壤屬于輕度鹽漬化土。土壤含水率為11.87%～18.75%，處于適宜含量；農(nóng)田土壤有機質(zhì)為6.37～22.54 g·kg?1，平均值為15.89 g·kg?1（表6）。

表6 土壤理化性質(zhì)與重金屬含量統(tǒng)計Table 6 Soil physical and chemical properties and heavy metal content statistics

山東省Cr 的土壤背景值為66 mg·kg?1。測得濱城區(qū)農(nóng)村農(nóng)田表層土壤的Cr含量平均值為34.58 mg·kg?1，將該值作為濱城區(qū)農(nóng)田實測土壤背景值，進行各樣點Cr污染評價分析。

研究區(qū)內(nèi)，重金屬Cr 含量在20.56～46.44 mg·kg?1，城區(qū)0～5、5～10、10～20 cm 剖面土壤Cr 含量算數(shù)平均值分別為36.47、34.66、35.61 mg·kg?1；郊區(qū)各個剖面土壤Cr 含量算術(shù)平均值分別為35.51、34.68、34.78 mg·kg?1；農(nóng)村各個剖面土壤Cr含量算數(shù)平均值分別為33.09、33.06、32.93 mg·kg?1；不同區(qū)域的土壤Cr變異系數(shù)均屬于中等變異（表7）。

表7 濱城區(qū)土壤重金屬Cr含量Table 7 Content of Cr in soil of Bincheng District

將濱城區(qū)61 個農(nóng)田樣地中重金屬Cr 含量與《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）規(guī)定的風(fēng)險篩選值和管制值分別進行比較得出，各區(qū)域土壤Cr含量均無超標。

如圖2 所示，分別對研究區(qū)3 層土壤重金屬Cr 進行橫向分析，0～5、10～20 cm 土層土壤Cr 含量由高到低順序依次為城區(qū)＞郊區(qū)＞農(nóng)村，而5～10 cm 土層表現(xiàn)為郊區(qū)土壤Cr含量最高，其次是城區(qū)農(nóng)田土壤。3個土層各區(qū)域之間存在顯著差異（P＜0.05）。對3 個區(qū)域農(nóng)田土壤整體Cr 含量進行比較，數(shù)值由高到低順序為城區(qū)＞郊區(qū)＞農(nóng)村。

分別對濱城區(qū)不同區(qū)域進行分析，城區(qū)農(nóng)田土壤Cr 含量隨土層加深呈現(xiàn)先降低后升高的變化規(guī)律，且表層Cr含量高于底層。郊區(qū)農(nóng)田土壤Cr含量表現(xiàn)為隨土層加深含量逐漸降低，5～10 cm 與10～20 cm 土層含量差異較小。農(nóng)村各土層之間Cr 含量平均值趨于一致，整體呈現(xiàn)隨土層加深，Cr 含量先增大后減小的變化規(guī)律。

根據(jù)實地調(diào)查，38 個農(nóng)村農(nóng)田中，有7 個農(nóng)田采樣點位于池塘或者河邊；18個郊區(qū)農(nóng)田有5個農(nóng)田樣點分別位于化工廠、汽車廠房、采油機器以及高速公路附近；城區(qū)農(nóng)田面積較小且均處于公路旁邊，部分玉米地逐漸變?yōu)榻ㄖG化帶。隨著城鎮(zhèn)化進程加快，人類活動及工業(yè)生產(chǎn)較農(nóng)業(yè)生產(chǎn)更容易造成重金屬污染，如采礦、化工、造紙印染等行業(yè)是土壤重金屬污染的主要來源，不斷增加建設(shè)用地必將導(dǎo)致土壤表面密閉，使其地表性質(zhì)發(fā)生改變，重金屬元素在土壤中富集，導(dǎo)致表層土壤重金屬Cr 含量最高，并通過灌溉和污染沉降作用進入下層土壤，導(dǎo)致底層Cr 含量高于中間土層。

城區(qū)農(nóng)田土壤Cr 含量最高，主要原因在于人為活動影響，其次是種植面積小、有機質(zhì)含量低、土壤降解能力較弱。郊區(qū)土壤Cr 含量次之，其原因是郊區(qū)種植面積較大，土壤有機質(zhì)含量較高，但由于化工廠污染附近河水，及部分農(nóng)田緊鄰高速公路，大氣沉降、灌溉導(dǎo)致郊區(qū)Cr 含量處于城區(qū)與農(nóng)村之間。農(nóng)村農(nóng)田種植面積大，受人為活動影響小，土壤有機質(zhì)含量高，且遠離化工廠，因此土壤中Cr含量最低。

2.2 土壤Cr污染程度評價

由表8 可知，以山東省土壤重金屬背景值為參照，結(jié)果顯示土壤樣品Pi均小于1.0，污染程度為清潔。全區(qū)均呈現(xiàn)表層污染程度最高，污染程度與土壤重金屬Cr 含量呈顯著正相關(guān)。城區(qū)、郊區(qū)土壤隨土層加深，Cr 污染程度呈現(xiàn)先降低后升高特征，農(nóng)村Cr污染程度隨土層加深逐漸降低并趨于穩(wěn)定。整體分析，各區(qū)域單因子污染指數(shù)由高到低依次表現(xiàn)為城區(qū)＞郊區(qū)＞農(nóng)村。以濱城區(qū)農(nóng)村重金屬含量實測平均值為背景值，將其作為濱城區(qū)的標準進行評價，各土層變化規(guī)律與以山東省土壤重金屬背景值為參照下一致，但部分樣點土壤樣品Pi大于1.0，達到輕度污染程度。城區(qū)0～5、5～10、10～20 cm 土層中，達到輕度污染的樣點占比分別為60%、40%、60%，郊區(qū)18 個樣點中達到輕度污染的樣點占比分別為56%、44%、56%，且城區(qū)、郊區(qū)Pi平均值處于1.0～2.0，屬于輕度污染，城區(qū)Cr 污染區(qū)域占比最大。農(nóng)村38 個樣點中達到輕度污染的樣點Pi平均值均小于1，處于清潔水平，0～5、5～10、10～20 cm 土層樣點分別有42%、45%、47%達到輕度污染水平。

表8 濱城區(qū)土壤重金屬Cr單因子污染程度分布特征Table 8 Distribution characteristics of single factor pollution degree of soil heavy metal Cr in Bincheng District

由表9 可知，以山東省土壤重金屬背景值為參照，各區(qū)域P綜均小于0.7，污染程度處于清潔水平。部分樣點P綜處于0.7～1.0，為尚清潔狀態(tài)。以濱城區(qū)農(nóng)村農(nóng)田表層重金屬Cr 含量實測平均值作為背景值，根據(jù)內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法對土壤Cr 污染程度進行評價，研究區(qū)內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)算數(shù)平均值均大于1.0，超出農(nóng)村實測背景值，表明研究區(qū)內(nèi)農(nóng)田土壤一定程度上受到重金屬Cr 污染，其中城區(qū)Cr 污染超出農(nóng)村實測背景值的樣點數(shù)仍高于郊區(qū)、農(nóng)村，農(nóng)村受重金屬Cr 污染超出農(nóng)村實測背景值樣點數(shù)低于50%。

上述結(jié)果表明城市土壤中重金屬含量在整體上明顯高于郊區(qū)和農(nóng)村。在城區(qū)，人類活動主要包括交通運輸、污水灌溉等，這些活動以大氣、水體為載體，對該區(qū)域內(nèi)的土壤重金屬含量分布產(chǎn)生間接影響[25]。除此之外，部分重金屬含量較高的廢棄物堆積導(dǎo)致的滲漏也會使土壤中重金屬積累[16]，因此城區(qū)污染程度最高，60%的樣點超出農(nóng)村實測背景值。其次水體污染也是主要原因。郊區(qū)污染源主要來自于化工廠、污染河流和機動車尾氣排放等[26]，結(jié)果顯示有56%的郊區(qū)樣點超出農(nóng)村實測背景值。農(nóng)村污染水平雖然最低，但仍有40%以上樣點超出農(nóng)村實測背景值，水體污染是周圍農(nóng)田樣點Cr 含量上升的主要原因。整體上，濱城區(qū)農(nóng)田土壤未超過篩選值和管控值，但對土壤生態(tài)環(huán)境仍具有潛在風(fēng)險，需要嚴加管控。

2.3 土壤重金屬健康風(fēng)險評價

利用健康風(fēng)險評價模型計算了成人與兒童在3種暴露途徑下的重金屬單項非致癌健康風(fēng)險指數(shù)（HQ）、非致癌風(fēng)險總指數(shù)（HI）和致癌風(fēng)險指數(shù)（RISK），見表10。

表10 土壤Cr的非致癌風(fēng)險指數(shù)與致癌風(fēng)險指數(shù)Table 10 Non?carcinogenic risk index and carcinogenic risk index of soil Cr

土壤重金屬Cr 對成人和兒童的HQ及HI均小于1，與美國環(huán)保部提出的可接受非致癌風(fēng)險閾值1 相比，濱城區(qū)農(nóng)田土壤重金屬不存在非致癌健康風(fēng)險。成人與兒童在不同區(qū)域的非致癌健康風(fēng)險排序為城區(qū)＞郊區(qū)＞農(nóng)村，3 種暴露途徑的非致癌風(fēng)險指數(shù)表現(xiàn)為攝入＞吸入＞皮膚接觸，表明經(jīng)口鼻進入體內(nèi)是引發(fā)非致癌風(fēng)險的主要暴露途徑。不同區(qū)域內(nèi)，在吸入暴露途徑下，成人的HQ值大于兒童，但在攝入和皮膚接觸暴露途徑下，兒童HQ值大于成人。兒童經(jīng)攝入、皮膚接觸引起的人體健康風(fēng)險均高于成人，這與兒童體質(zhì)量輕、免疫力低以及喜歡室外活動等生活習(xí)慣有關(guān)[16?17]。非致癌健康風(fēng)險總指數(shù)HI為兒童大于成人[27]。Cr 的致癌風(fēng)險值在1×10?6～1×10?4，說明研究區(qū)致癌風(fēng)險對人體存在可接受的致癌風(fēng)險。

結(jié)合研究區(qū)空間分布特征及采樣點背景分析，交通運輸、污水灌溉導(dǎo)致城區(qū)非致癌風(fēng)險與致癌風(fēng)險均明顯高于其他區(qū)域，郊區(qū)一定程度上受到城區(qū)以及工業(yè)發(fā)展影響，健康風(fēng)險高于農(nóng)村，但存在一定的不確定性，主要是由于研究區(qū)農(nóng)田種植的農(nóng)作物作為食物消費，對人體健康同樣產(chǎn)生影響[28?29]。由于未對玉米中重金屬含量等數(shù)據(jù)進行測定分析，因此可能低估該區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬產(chǎn)生的健康風(fēng)險。

3 結(jié)論

（1）濱城區(qū)農(nóng)田土壤樣品重金屬Cr 含量遠低于《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中土壤污染風(fēng)險篩選值，均低于土壤污染風(fēng)險管制值，濱城區(qū)農(nóng)田土壤整體處于清潔水平。

（2）以山東省土壤重金屬背景值為參照，濱城區(qū)各區(qū)域均為表層Cr 含量較高，城區(qū)農(nóng)田土壤Cr 含量最高。以濱城區(qū)農(nóng)村農(nóng)田重金屬含量實測平均值為背景值，研究結(jié)果表明，城區(qū)、郊區(qū)、農(nóng)村Pi值超出背景值位點率分別為60%、56%、42%，P綜值顯示，污染程度高低順序依次為城區(qū)＞郊區(qū)＞農(nóng)村。受人為活動、土壤機械組成以及灌溉沉降影響，土壤剖面重金屬含量呈現(xiàn)出不同的變化特點，全區(qū)各層均表現(xiàn)為表層污染程度最高。受工業(yè)發(fā)展及人為活動影響，城區(qū)農(nóng)田土壤Cr 污染程度最高；郊區(qū)作為城區(qū)與農(nóng)村中間紐帶，Cr 污染程度較高；農(nóng)村農(nóng)田土壤污染程度均為清潔水平。

（3）人體健康風(fēng)險評估結(jié)果表明，不同區(qū)域Cr 的非致癌健康風(fēng)險排序為城區(qū)＞郊區(qū)＞農(nóng)村，且3種暴露途徑的非致癌風(fēng)險指數(shù)表現(xiàn)為攝入＞吸入＞皮膚接觸；研究區(qū)土壤Cr對人體存在可接受的致癌風(fēng)險。