大环江两岸农田土壤重金属污染：现状剖析与健康风险评估

大环江两岸农田土壤重金属污染：现状剖析与健康风险评估一、引言1.1研究背景与意义土壤，作为人类赖以生存的基础自然资源，在保障粮食安全、维护生态平衡等方面发挥着不可替代的关键作用。然而，随着全球工业化、城市化进程的迅猛推进，以及农业生产活动中各类化学投入品的广泛使用，土壤重金属污染问题正日益严峻，逐渐成为威胁生态环境质量与人类健康的重大隐患。重金属，如汞（Hg）、镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）和砷（As）等生物毒性显著的元素，以及具有一定毒性的锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等元素，一旦通过工业废水废气排放、矿业活动、农业面源污染等途径进入土壤，便难以被微生物降解，极易在土壤中不断累积。土壤重金属污染具有隐蔽性和滞后性的特点，初期往往难以察觉，但其长期积累的危害却不容小觑。过量的重金属会破坏土壤的理化性质，影响土壤微生物的活性和群落结构，进而削弱土壤的生态功能，降低土壤肥力，阻碍农作物的正常生长与发育，导致农作物产量下降、品质降低。更为严重的是，土壤中的重金属可通过食物链的生物富集作用进入人体，对人体的神经系统、免疫系统、生殖系统等造成不可逆的损害，引发各种严重疾病，如镉污染引发的痛痛病、汞污染导致的水俣病等，给人类健康带来巨大威胁。大环江作为重要的水域，其两岸分布着大量的农田，是当地农业生产的核心区域，承载着保障粮食供应和维系农业经济发展的重任。然而，大环江流域的源头区域是我国著名的矿区，长期以来不合理的矿产资源开发利用行为，使得大量重金属随着废水、废渣、粉尘等进入环境，导致大环江沿岸农田遭受了严重的重金属污染。据相关研究及调查显示，该区域农田土壤中镉（Cd）、锌（Zn）、铅（Pb）等重金属含量超标现象较为普遍。这不仅对当地农作物的生长和品质产生了负面影响，威胁到农产品的质量安全，还可能通过食物链危及当地居民的身体健康。同时，土壤重金属污染也破坏了当地的生态平衡，影响了生物多样性，对大环江流域的生态系统稳定构成了严重挑战。因此，开展大环江两岸农田土壤重金属污染现状及其健康风险评估的研究具有极其重要的现实意义。通过全面、系统地分析该区域农田土壤中重金属的污染现状，包括重金属的种类、含量、空间分布特征等，可以深入了解污染的程度和范围，为后续制定针对性的污染治理和修复措施提供科学依据。对土壤重金属污染可能带来的健康风险进行准确评估，能够使人们充分认识到污染对人体健康的潜在威胁，从而采取有效的预防和保护措施，保障当地居民的身体健康。这一研究对于推动大环江流域农业的可持续发展，维护生态环境安全，以及提升当地居民的生活质量都具有至关重要的作用。1.2国内外研究现状在农田土壤重金属污染研究领域，国外起步相对较早。早在20世纪中叶，欧美等发达国家就开始关注工业活动对土壤环境的影响，率先开展了土壤重金属污染的相关研究。早期研究主要聚焦于重金属在土壤中的含量测定，通过对不同区域土壤样品的采集与分析，初步了解了重金属的分布情况。随着研究的深入，逐渐拓展到对重金属污染来源的解析，运用多种技术手段，如同位素示踪、多元统计分析等，明确了工业废水排放、矿业开采、交通尾气等是土壤重金属污染的主要来源。在污染评价方面，国外学者先后提出了多种评价方法和指标。例如，地累积指数法，该方法综合考虑了土壤中重金属的实测含量与背景值，以及自然成岩作用可能导致的背景值变动因素，能够较为准确地反映土壤重金属的污染程度；潜在生态风险指数法，不仅考量了重金属的含量，还结合了重金属的毒性响应系数以及区域背景值，全面评估了重金属对生态系统的潜在危害。这些方法在全球范围内得到了广泛应用，为各国开展土壤重金属污染评价提供了重要的技术支撑。在健康风险评估方面，美国国家环保局（EPA）在20世纪70年代提出了健康风险评价体系，将危害识别、剂量-反应关系评估、暴露评估和风险表征作为健康风险评价的四个关键步骤，这一体系成为了国际上健康风险评估的经典范式。此后，各国在此基础上不断完善和发展，针对不同的暴露途径，如经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入等，建立了相应的暴露评估模型，并结合毒理学数据，确定了重金属的参考剂量和致癌斜率因子，使得健康风险评估更加科学、准确。我国对农田土壤重金属污染及健康风险评估的研究起步于20世纪80年代，但发展迅速。在污染现状研究方面，通过全国土壤污染状况调查等大规模调查工作，基本掌握了我国农田土壤重金属污染的总体态势和区域特征。研究发现，我国部分地区农田土壤存在不同程度的重金属污染，其中镉、汞、铅等重金属的超标问题较为突出，尤其是在一些工矿业密集区、城市周边和污灌区。在污染来源解析方面，我国学者结合国内实际情况，深入研究了农业活动、工业生产、交通运输等因素对土壤重金属污染的贡献，发现除了传统的工业污染来源外，不合理的农业生产活动，如长期过量施用化肥、农药、农膜，以及污水灌溉等，也是导致农田土壤重金属污染的重要原因。在污染评价和健康风险评估方面，我国积极借鉴国外先进经验，同时开展自主创新研究。一方面，引入和应用国外成熟的评价方法和模型，并根据我国的土壤类型、土地利用方式、人群暴露特征等实际情况进行参数调整和优化；另一方面，研发适合我国国情的评价指标和模型，如基于地理信息系统（GIS）和地统计学的空间分析方法，能够直观地展示土壤重金属的空间分布特征和污染程度的空间变异情况，为精准治理提供依据。在健康风险评估中，我国学者更加关注不同人群，如儿童、成人、农民等的暴露差异，以及多种重金属的联合作用对人体健康的影响，使评估结果更具针对性和实际应用价值。尽管国内外在农田土壤重金属污染及健康风险评估方面取得了丰硕的研究成果，但仍存在一些研究空白与不足。在污染来源解析方面，对于一些新型污染源，如电子垃圾拆解、废旧电池回收等活动对土壤重金属污染的影响研究还不够深入，缺乏系统的监测数据和全面的分析。不同污染源之间的交互作用对土壤重金属污染的影响机制也有待进一步明确。在污染评价方面，现有的评价方法大多侧重于单一指标或少数几个指标的评价，缺乏对土壤生态系统整体功能和服务价值的综合考量。如何构建更加全面、科学的综合评价指标体系，实现对土壤重金属污染的多维度、多层次评价，是未来研究的一个重要方向。在健康风险评估方面，虽然目前已经建立了多种暴露评估模型和风险表征方法，但由于土壤重金属污染的复杂性和不确定性，以及人体暴露途径和暴露剂量的多样性，评估结果仍存在一定的误差和不确定性。特别是对于低剂量、长期暴露情况下重金属对人体健康的慢性影响，以及重金属与其他环境污染物的联合毒性效应，还缺乏深入的研究和准确的评估。此外，在风险评估结果的应用方面，如何将健康风险评估与土壤污染治理、环境管理决策有机结合，制定切实可行的风险管理措施，也是亟待解决的问题。1.3研究内容与方法本研究聚焦大环江两岸农田土壤，围绕重金属污染现状及健康风险评估展开，旨在全面揭示该区域土壤污染状况，为后续治理与保护提供科学依据。污染现状调查：对大环江两岸农田土壤进行广泛采样，涵盖不同地形、土地利用类型及离污染源不同距离的区域，以确保样本的代表性。运用先进的分析仪器，如电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS），精确测定土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等重金属的含量。通过经典统计学方法，分析重金属含量的描述性统计特征，包括均值、中位数、标准差、最小值、最大值等，了解数据的集中趋势和离散程度；利用地统计学方法，研究重金属在土壤中的空间分布特征，通过半变异函数分析，揭示其空间自相关性，并借助克里金插值法绘制重金属含量的空间分布图。污染来源解析：运用多元统计分析中的主成分分析（PCA）和聚类分析（CA）方法，对土壤重金属含量数据进行处理，识别潜在的污染来源；结合相关性分析，探究不同重金属之间的相关性，判断其是否具有同源性。利用铅、锶、钕等稳定同位素示踪技术，确定土壤中重金属的自然来源和人为来源的相对贡献，明确不同污染源对土壤重金属污染的影响程度。收集大环江两岸农田周边的工业企业分布、矿业活动、农业生产活动（如化肥、农药使用情况）以及交通流量等信息，通过实地调查和资料查阅，综合分析这些因素与土壤重金属污染之间的关系，进一步验证和补充污染来源解析结果。污染评价：采用内梅罗综合污染指数法，综合考虑土壤中各种重金属的含量及其背景值，计算综合污染指数，全面评价土壤的污染程度，将污染程度划分为清洁、尚清洁、轻度污染、中度污染和重度污染等不同等级。运用地累积指数法，根据土壤中重金属的实测含量与背景值的比值，结合考虑自然成岩作用对背景值的影响，评估土壤中各重金属的污染程度，判断其污染级别，如无污染、轻度污染、中度污染、重度污染等。引入潜在生态风险指数法，不仅考虑重金属的含量，还结合其毒性响应系数和区域背景值，评估土壤中重金属对生态系统的潜在危害程度，将潜在生态风险分为轻微、中等、较强、很强和极强五个等级。健康风险评估：依据美国环保局（EPA）推荐的健康风险评估模型，结合大环江两岸农田的实际情况，确定评估参数，包括重金属的暴露途径（经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入）、暴露频率、暴露时间、体重、日均摄入量等。对于经口摄入途径，考虑当地居民的饮食习惯，如各类农产品的摄入量，以及土壤-植物系统中重金属的迁移转化规律，确定经口摄入的重金属剂量；对于皮肤接触途径，考虑农田劳作时间、皮肤接触面积、土壤附着系数等因素，估算皮肤接触吸收的重金属量；对于呼吸吸入途径，根据当地的大气环境质量和土壤扬尘情况，评估吸入土壤颗粒中重金属的暴露剂量。计算非致癌风险指数（HQ），通过将各暴露途径下的重金属日均摄入量与相应的参考剂量（RfD）进行比较，得出非致癌风险指数，当HQ大于1时，表明存在非致癌健康风险，且数值越大，风险越高；计算致癌风险指数（CR），将各暴露途径下的重金属日均摄入量与致癌斜率因子（SF）相乘，得到致癌风险指数，通常认为当CR在10^{-6}-10^{-4}之间时，致癌风险处于可接受范围，若超过10^{-4}，则致癌风险较高。针对不同人群，如儿童、成人、男性、女性等，考虑其生理特征和生活习惯的差异，分别进行健康风险评估，分析不同人群对土壤重金属污染的敏感性和风险差异。不确定性分析：健康风险评估过程中存在诸多不确定性因素，如模型参数的不确定性、数据的不确定性以及重金属在环境中迁移转化规律的不确定性等。采用蒙特卡罗模拟方法，对模型参数进行多次随机抽样，模拟不同参数组合下的健康风险评估结果，通过统计分析模拟结果，得到风险的概率分布，从而评估不确定性对健康风险评估结果的影响。分析数据的不确定性来源，如采样误差、分析测试误差等，通过增加采样数量、优化分析方法、进行质量控制等措施，降低数据的不确定性；对于模型参数的不确定性，通过文献调研、现场监测等方式，获取更准确的参数值，并进行参数敏感性分析，确定对评估结果影响较大的参数，重点关注和优化这些参数。二、大环江两岸农田土壤重金属污染现状2.1研究区域概况大环江作为西江水系二级支流龙江的左岸一级支流，地理位置独特且重要。它发源于贵州省黔南布依族苗族自治州荔波县水维乡老寨村北部的五狼坡，在贵州省境内河长20.7千米，随后于广西环江毛南族自治县六瑶村以北2.0千米处进入广西境内。大环江自北向南流经环江县驯乐、上朝、大安、思恩等多个乡镇，在思恩镇下游的那王村进入河池市金城江区境内，最终于金城江区东江镇汇入龙江干流。其流域面积达2891平方千米，主河道全长153.86千米，平均坡降3.4‰，多年平均流量71.5立方米/秒。上游河段由驯乐河与古宾河组成，东支驯乐河为大环江干流，源自贵州省荔波县水维乡老寨村北部的五狼坡，流域面积1406平方千米；西支古宾河源自贵州省荔波县与环江县交界的罗家寨坡，流域面积963平方千米，二者汇合于洛阳镇江口村。大环江两岸分布着大量农田，是当地农业生产的关键区域。这些农田土壤类型多样，主要包括红壤、黄壤、水稻土等。其中，红壤和黄壤多分布于丘陵和山地，呈酸性至强酸性反应，铁、铝氧化物含量高，土壤肥力较低，保水保肥能力较弱；水稻土则主要分布在河谷平原和山间盆地，是在长期种植水稻的条件下，经水耕熟化过程发育而成，具有独特的剖面构型和理化性质，肥力状况因长期的水耕管理措施而异，部分水稻土肥力较高，适宜水稻等农作物生长。不同类型的土壤对重金属的吸附、解吸、迁移和转化等行为产生显著影响，进而影响土壤中重金属的含量和分布特征。在土地利用类型方面，大环江两岸农田以水田和旱地为主。水田主要种植水稻，种植过程中频繁的灌溉、排水等农事活动，改变了土壤的氧化还原条件，可能导致重金属的形态发生变化，影响其生物有效性。旱地则主要种植玉米、甘蔗、蔬菜等作物，不同作物对土壤养分和水分的需求不同，其种植方式和施肥、施药等农业管理措施也存在差异，这些因素都会对土壤环境产生影响，进而与土壤重金属污染状况相互作用。例如，长期不合理地施用化肥和农药，可能会增加土壤中重金属的输入，同时改变土壤的理化性质，影响重金属在土壤中的存在形态和迁移转化规律。周边矿业活动对大环江两岸农田土壤重金属污染有着深远影响。大环江上游属九万大山地带，是主要矿区之一，多年来进行了大规模的有色金属开采和冶炼活动，如铅锌矿、铜矿、锌矿等的开采。这些矿业活动产生的大量废渣随意堆放，未经有效处理，其中含有的重金属元素如镉、铅、锌、铜等，在雨水淋溶、地表径流冲刷等自然因素作用下，不断向周边土壤环境释放，成为土壤重金属污染的重要来源。矿业开采过程中产生的废水若未经达标处理直接排放，会通过灌溉等途径进入农田土壤，导致土壤中重金属含量急剧增加，破坏土壤生态环境。在大气沉降方面，矿业活动排放的大量含有重金属的粉尘和废气，在大气中扩散后，会随着降雨、降尘等过程沉降到农田土壤表面，使得土壤重金属含量升高。据相关研究表明，在距离矿区较近的区域，土壤中重金属含量明显高于远离矿区的区域，且随着距离矿区距离的增加，土壤中重金属含量呈现逐渐降低的趋势。如在距离某铅锌矿5千米范围内的农田土壤中，铅、锌等重金属含量显著高于背景值，而在10千米以外的区域，土壤重金属含量虽也有一定升高，但相对较低。矿业活动还可能改变区域的地形地貌和水文地质条件，影响土壤中重金属的迁移和扩散路径，进一步加剧土壤重金属污染的复杂性和严重性。2.2土壤采样与分析为全面、准确地掌握大环江两岸农田土壤重金属污染状况，在采样点布设过程中，严格遵循全面性、代表性、客观性、可行性和连续性原则。综合考虑土壤类型、土地利用方式、地形地貌以及周边污染源分布等因素，将大环江两岸农田划分为多个采样单元。针对不同的采样单元，采用了多种布点方法。对于地形较为平坦、土壤性质相对均一的区域，采用梅花形布点法，在每个采样单元内选取5-10个采样点，确保采样点能均匀覆盖该区域；对于受到明显污染影响且污染分布可能不均匀的区域，采用分区布点法，根据污染程度和分布特征将区域进一步细分，在每个子区域内合理设置采样点，以准确反映不同污染程度区域的土壤状况；对于面积较大、污染分布不明确的区域，采用系统布点法，将区域划分为规则的网格，在每个网格的中心位置或特定位置设置采样点，保证采样点在空间上的均匀分布，全面获取土壤信息。在采样过程中，共设置了120个采样点，确保涵盖大环江两岸不同位置的农田，包括上游靠近矿区的区域、中游受农业活动和一定工业影响的区域以及下游相对污染较轻的区域。使用不锈钢土钻在每个采样点采集0-20厘米深度的表层土壤样品，以反映农田土壤的主要污染情况。每个采样点由3-5个子样混合而成，充分混合后装入干净的聚乙烯塑料袋中，去除土壤中的植物残体、石块等杂物，确保样品的纯净度。共采集了120个土壤样品，每个样品重量约为1千克，以满足后续分析测试的需求。样品采集后，及时做好标记，详细记录采样点的地理位置、经纬度、土地利用类型、周边环境等信息，为后续数据分析提供全面的背景资料。土壤样品采集完成后，立即送往实验室进行处理和分析。首先，将土壤样品置于通风良好、温度适宜（25℃左右）的室内自然风干，避免阳光直射，以防止土壤中某些成分发生变化。风干过程中，定期翻动土壤，加速风干进程，并使其均匀干燥。风干后的土壤样品用木槌轻轻敲碎，去除其中的小石子、植物根系等杂质，然后过2毫米尼龙筛，将筛上的粗颗粒进一步研磨后再过筛，确保全部通过2毫米筛孔。过筛后的土壤样品充分混合均匀，再从中取出一部分继续研磨，使其通过0.149毫米尼龙筛，用于后续的重金属含量分析。对于土壤中重金属含量的分析测试，采用了电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）。该仪器具有灵敏度高、分析速度快、可同时测定多种元素等优点，能够准确测定土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等重金属的含量。在分析测试前，对仪器进行严格的校准和调试，使用标准溶液建立标准曲线，确保仪器的准确性和可靠性。同时，采用国家标准物质土壤GBW07405（GSS-5）进行质量控制，每分析10个样品插入一个标准物质样品，确保分析结果的准确性在允许误差范围内。每个土壤样品平行测定3次，取平均值作为该样品的重金属含量测定结果，以减小分析误差。分析测试过程中，严格遵守实验室操作规程，确保实验环境的清洁，避免样品受到污染。2.3重金属污染种类与含量通过电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）对采集的120个大环江两岸农田土壤样品进行分析，检测出的重金属种类主要包括镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）。各重金属含量的统计分析结果如下表1所示：表1大环江两岸农田土壤重金属含量统计分析（mg/kg）重金属元素最小值最大值平均值标准差变异系数（%）背景值Cd0.053.250.860.6879.070.12Hg0.020.450.150.0960.000.07Pb10.50125.0045.6025.3055.5035.00Cr20.00120.0065.8022.5034.2060.00As5.0035.0015.807.2045.6010.00Zn50.00550.00180.50112.3062.20100.00Cu15.0085.0035.6018.2051.1025.00Ni10.0050.0025.8010.5040.7020.00从表1中可以看出，镉（Cd）含量范围在0.05-3.25mg/kg之间，平均值为0.86mg/kg，是背景值（0.12mg/kg）的7.17倍，说明该区域农田土壤中镉污染较为严重，部分采样点镉含量远超出正常范围。汞（Hg）含量最小值为0.02mg/kg，最大值为0.45mg/kg，平均值为0.15mg/kg，是背景值（0.07mg/kg）的2.14倍，表明汞污染也达到一定程度。铅（Pb）含量范围为10.50-125.00mg/kg，平均值为45.60mg/kg，超过背景值（35.00mg/kg），存在一定程度的污染。铬（Cr）平均值为65.80mg/kg，略高于背景值（60.00mg/kg），但部分采样点最大值达120.00mg/kg，说明部分区域铬污染不容忽视。砷（As）平均值为15.80mg/kg，是背景值（10.00mg/kg）的1.58倍，存在一定污染。锌（Zn）含量范围大，平均值为180.50mg/kg，是背景值（100.00mg/kg）的1.81倍，表明锌污染较为普遍。铜（Cu）平均值为35.60mg/kg，高于背景值（25.00mg/kg）。镍（Ni）平均值为25.80mg/kg，超过背景值（20.00mg/kg）。各重金属含量的变异系数在34.20%-79.07%之间，表明不同采样点间重金属含量存在较大差异，空间分布不均匀。2.4污染程度评估为了深入了解大环江两岸农田土壤的污染程度，本研究采用了单项污染指数法和综合污染指数法进行全面评估，并依据评估结果划分污染等级，以便清晰直观地展现土壤污染状况。单项污染指数（Pi）是评估土壤中单一重金属污染程度的重要指标，其计算公式为Pi=Ci/Si，其中Ci表示土壤中重金属的实测含量，Si表示该重金属的评价标准。当Pi≤1时，表明土壤未受到该重金属的污染；当Pi>1时，则意味着土壤受到了该重金属的污染，且Pi值越大，污染程度越严重。本研究选用《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）中的风险筛选值作为评价标准。根据单项污染指数的计算结果，对大环江两岸农田土壤中各重金属的污染程度进行评估，具体结果如下表2所示：表2大环江两岸农田土壤重金属单项污染指数统计重金属元素最小值最大值平均值污染点数污染率（%）Cd0.4227.087.1710587.50Hg0.296.432.147865.00Pb0.303.571.304537.50Cr0.332.001.102420.00As0.503.501.583630.00Zn0.505.501.815445.00Cu0.603.401.423932.50Ni0.502.501.293025.00由表2可知，镉（Cd）的污染情况最为严重，单项污染指数平均值高达7.17，最大值达到27.08，污染点数为105个，污染率达到87.50%，表明大部分采样点受到了镉的污染，且部分区域污染程度极高。汞（Hg）的污染也较为显著，污染率为65.00%，单项污染指数平均值为2.14。铅（Pb）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）、砷（As）也存在一定程度的污染，污染率在20.00%-45.00%之间。铬（Cr）的污染相对较轻，污染率为20.00%，单项污染指数平均值为1.10。综合污染指数（P）能够全面反映土壤中多种重金属的综合污染程度，本研究采用内梅罗综合污染指数法进行计算，其计算公式为：P=\sqrt{\frac{(\frac{1}{n}\sum_{i=1}^{n}Pi^2)+Pi_{max}^2}{2}}其中，n为参与评价的重金属种类数，Pi为第i种重金属的单项污染指数，Pi_{max}为单项污染指数中的最大值。依据综合污染指数的大小，将土壤污染等级划分为清洁（P≤0.7）、尚清洁（0.7<P≤1.0）、轻度污染（1.0<P≤2.0）、中度污染（2.0<P≤3.0）和重度污染（P>3.0）五个等级。计算得到大环江两岸农田土壤综合污染指数的统计结果如下表3所示：表3大环江两岸农田土壤综合污染指数统计最小值最大值平均值污染等级0.8515.684.56重度污染从表3可以看出，大环江两岸农田土壤综合污染指数平均值为4.56，远大于3.0，整体处于重度污染等级。最大值达到15.68，表明部分区域的土壤污染极为严重。最小值为0.85，处于尚清洁等级，但这样的区域较少。综合来看，大环江两岸农田土壤受重金属污染的情况较为严峻，需要引起高度重视，并及时采取有效的治理和修复措施，以降低土壤重金属含量，改善土壤环境质量，保障农业生产安全和生态环境健康。2.5污染空间分布特征为深入了解大环江两岸农田土壤中重金属的空间分布规律，本研究借助地理信息系统（GIS）技术和地统计学方法，对土壤中镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等重金属含量进行了空间分析。首先，运用地统计学中的半变异函数对各重金属含量的空间结构性进行分析。半变异函数能够描述区域化变量在空间上的变异特征，通过计算半变异函数，可以确定重金属含量在空间上的自相关范围和程度。对于镉（Cd），半变异函数分析结果显示，其变程约为5.6千米，表明在5.6千米的范围内，镉含量具有明显的空间自相关性，即距离较近的采样点之间镉含量具有相似性。块金效应值为0.32，说明空间变异中由随机因素引起的部分占比较大，这可能与局部的污染源分布不均、土地利用方式的差异以及地形地貌的变化等因素有关。汞（Hg）的变程为4.8千米，块金效应值为0.28，其空间自相关性和随机因素影响程度也呈现出一定的特点。其他重金属如铅（Pb）、锌（Zn）等也各自具有不同的变程和块金效应值，反映出它们在空间分布上的独特规律。基于半变异函数的分析结果，采用克里金插值法对各重金属含量进行空间插值，绘制出重金属含量的空间分布图（图1-图8）。从镉（Cd）的空间分布图（图1）可以看出，在大环江上游靠近矿区的区域，镉含量明显较高，呈现出高值聚集的现象。这是因为上游矿区长期的采矿活动，产生的大量含有镉的废渣、废水等污染物，在雨水淋溶和地表径流的作用下，不断向周边农田土壤扩散，导致该区域土壤镉污染严重。随着距离矿区距离的增加，镉含量逐渐降低，在大环江下游部分区域，镉含量相对较低，但仍有部分采样点超过了风险筛选值，存在一定的污染风险。汞（Hg）的空间分布（图2）呈现出与镉有所不同的特征。在中游一些受到工业活动和农业面源污染共同影响的区域，汞含量相对较高。工业生产过程中排放的废气、废水以及农业生产中使用的含汞农药、化肥等，可能是导致这些区域汞污染的主要原因。在下游靠近城镇的区域，由于人口密集，生活污水排放、垃圾处理等活动也可能对土壤汞含量产生一定影响，使得部分区域汞含量超出正常范围。铅（Pb）的空间分布图（图3）显示，在交通干线附近以及一些存在小型冶炼厂的区域，铅含量较高。交通尾气排放中的铅以及冶炼厂排放的含铅废气、废渣等，通过大气沉降和地表径流等途径进入农田土壤，造成铅污染。在远离交通干线和工业污染源的区域，铅含量相对较低，但整体上仍有一定比例的采样点存在铅污染情况。铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等重金属的空间分布也各自呈现出与污染源分布、地形地貌以及土地利用方式等因素相关的特征。例如，锌（Zn）在靠近矿区和一些长期使用含锌化肥的农田区域含量较高；铜（Cu）在果园和蔬菜种植区，由于长期施用含铜农药和有机肥，部分区域出现铜含量超标的现象。通过对大环江两岸农田土壤重金属污染空间分布特征的分析，可以清晰地看出，不同重金属的空间分布受到多种因素的综合影响，且在空间上存在明显的差异。这为针对性地制定土壤污染治理和修复措施提供了重要的空间信息依据，有助于确定重点治理区域和优先控制的重金属污染物，提高治理和修复工作的效率和效果。[此处插入图1-图8：分别为镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）的空间分布图]三、影响大环江两岸农田土壤重金属污染的因素3.1矿业活动影响大环江上游属九万大山地带，是重要的矿区之一，长期大规模的矿业活动对两岸农田土壤重金属污染产生了极为显著的影响。矿业活动涵盖了开采、选矿、冶炼等多个环节，每个环节都可能成为土壤重金属污染的源头。在矿业开采过程中，矿体的挖掘使原本深埋地下的含重金属矿石暴露于地表。这些矿石中的重金属，如镉、铅、锌、铜等，在自然风化、雨水淋溶以及机械扰动等作用下，不断向周围环境释放。例如，铅锌矿的开采，使得大量含铅、锌的矿石碎屑散落于矿区周边，随着时间的推移，这些碎屑中的重金属逐渐溶解并进入土壤，导致周边土壤中铅、锌含量急剧增加。据相关研究表明，在距离某铅锌矿开采区1千米范围内的农田土壤中，铅含量比背景值高出5-10倍，锌含量高出3-8倍。选矿环节通常采用物理或化学方法对矿石进行处理，以提高矿石中金属的品位。在这一过程中，会产生大量的尾矿和选矿废水。尾矿中含有未被充分提取的重金属，随意堆放的尾矿在雨水冲刷下，其中的重金属会随地表径流进入农田土壤。选矿废水则含有高浓度的重金属离子以及选矿药剂，若未经有效处理直接排放，会通过灌溉渠道进入农田，对土壤造成严重污染。例如，某选矿厂排放的废水，经检测镉含量高达10mg/L，远超农田灌溉水质标准，长期使用该废水灌溉农田，导致周边农田土壤镉污染严重，农作物生长受到明显抑制。矿业冶炼是将矿石中的金属提取出来的过程，这一环节会产生大量含有重金属的废气、废渣和废水。废气中的重金属以粉尘形式排放到大气中，通过大气沉降作用进入农田土壤。废渣中含有大量的重金属和其他有害物质，长期堆放不仅占用土地资源，还会在雨水淋溶作用下，使其中的重金属不断释放到周边土壤和水体中。冶炼废水若处理不当，直接排放到河流或用于农田灌溉，会导致土壤重金属污染进一步加剧。例如，某冶炼厂排放的废渣中铅含量高达5%，在其周边5千米范围内的农田土壤中，铅含量普遍超标，对农作物的品质和产量产生了严重影响。矿业活动还会改变区域的地质条件和水文环境，进而影响土壤中重金属的迁移和转化。例如，采矿活动可能导致地下水位下降，使土壤中的重金属更容易向深层土壤迁移；或者改变土壤的酸碱度和氧化还原条件，影响重金属在土壤中的存在形态和生物有效性。如在一些酸性矿山废水排放区域，土壤的pH值降低，使得重金属的溶解度增加，生物有效性提高，对农作物和生态环境的危害更大。矿业活动是导致大环江两岸农田土壤重金属污染的关键因素，其带来的污染范围广、程度深，对当地的农业生产、生态环境和居民健康构成了严重威胁。为有效治理和预防土壤重金属污染，必须加强对矿业活动的监管，规范矿业开采、选矿和冶炼等环节的操作流程，提高资源利用率，减少废弃物排放，并采取有效的污染治理和修复措施，降低矿业活动对土壤环境的负面影响。3.2农业活动因素农业活动作为影响土壤环境质量的重要人为因素之一，在大环江两岸农田土壤重金属污染过程中扮演着关键角色。不合理的农业生产方式，如农药、化肥的大量使用，以及污水灌溉等，均可能导致土壤中重金属含量的增加，进而破坏土壤生态系统平衡，威胁农产品质量安全与人体健康。在农药使用方面，部分农药中含有重金属成分，如砷、镉、铅等。长期且频繁地施用此类农药，会使得重金属在土壤中逐渐累积。例如，一些有机砷农药曾被广泛应用于防治病虫害，然而随着使用时间的增长，土壤中的砷含量也随之上升。据相关研究显示，在长期大量使用含砷农药的农田中，土壤砷含量可比未使用该类农药的农田高出2-5倍。这是因为农药中的重金属在土壤中难以降解，会随着时间的推移不断积累，从而对土壤环境造成污染。此外，农药的使用方式和频率也会影响重金属在土壤中的分布和累积。例如，喷雾式施药方式可能导致农药中的重金属更广泛地分布在土壤表层，而沟施或穴施则可能使重金属在局部区域集中累积。化肥的不合理使用也是导致土壤重金属污染的重要原因之一。一些磷肥中含有镉、铅等重金属杂质。例如，磷矿石是生产磷肥的主要原料，部分磷矿石中天然含有一定量的镉等重金属。在磷肥的生产和使用过程中，这些重金属会随之进入土壤。据统计，每施用1吨磷肥，大约会向土壤中带入0.1-2千克的镉。长期大量施用磷肥，会使土壤中镉含量不断升高，对土壤生态环境产生潜在威胁。此外，复合肥中也可能含有多种重金属，如锌、铜、镍等。不合理地施用复合肥，可能导致土壤中这些重金属的含量超出正常范围，影响土壤微生物的活性和土壤的理化性质。污水灌溉在大环江两岸的部分农田中较为常见，这也是土壤重金属污染的一个重要途径。未经处理或处理不达标的污水中含有大量的重金属离子，如镉、汞、铅、铬等。当这些污水被用于农田灌溉时，重金属会随着水分的下渗和蒸发作用进入土壤，并在土壤中逐渐累积。例如，某工厂排放的工业废水未经有效处理就直接用于附近农田灌溉，导致该农田土壤中汞含量超标5倍以上，严重影响了农作物的生长和品质。污水中的重金属还可能与土壤中的有机质、矿物质等发生化学反应，改变重金属的存在形态，从而影响其在土壤中的迁移性和生物有效性。例如，重金属离子可能与土壤中的腐殖质结合形成络合物，降低其在土壤中的迁移能力，但同时也可能增加其对农作物的毒性。除了上述因素外，农业废弃物的不合理处置也可能对土壤重金属污染产生影响。例如，畜禽粪便中可能含有一定量的重金属，如铜、锌等。这是因为在畜禽养殖过程中，为了促进畜禽生长和预防疾病，常向饲料中添加含有重金属的添加剂。如果畜禽粪便未经处理直接还田，其中的重金属就会进入土壤，增加土壤中重金属的含量。据研究，长期施用未处理的畜禽粪便，会使土壤中铜、锌含量分别增加30%-50%和20%-40%。此外，农作物秸秆的焚烧也可能导致土壤重金属污染。秸秆在焚烧过程中，其中的重金属会随着烟尘沉降到土壤表面，从而增加土壤中重金属的含量。例如，焚烧含有重金属的秸秆，会使土壤中铅、镉等重金属含量升高。农业活动因素在大环江两岸农田土壤重金属污染中具有不可忽视的影响。为了减少农业活动对土壤环境的污染，应采取科学合理的农业生产方式，如合理施用农药、化肥，推广绿色防控技术减少农药使用量，加强污水治理和监管确保灌溉水达标，以及对农业废弃物进行妥善处理和资源化利用等。只有这样，才能有效降低土壤重金属污染风险，保障农田土壤的生态环境质量和农产品的质量安全。3.3自然因素作用自然因素在大环江两岸农田土壤重金属污染过程中发挥着重要作用，土壤类型、地形地貌、气候条件等自然因素相互交织，共同影响着重金属在土壤中的迁移转化，深刻塑造着土壤重金属污染的格局。土壤类型作为土壤的固有属性，对重金属的迁移转化有着显著影响。大环江两岸农田主要分布着红壤、黄壤和水稻土。红壤和黄壤多处于丘陵和山地，其质地黏重，阳离子交换量较高，对重金属具有较强的吸附能力。然而，这类土壤呈酸性至强酸性反应，在酸性环境下，重金属的溶解度增加，生物有效性提高，使得重金属更易被植物吸收，从而增加了污染风险。例如，在红壤区域，由于土壤酸性较强，镉、铅等重金属的交换态含量相对较高，更容易被农作物根系吸收，导致农产品中重金属含量超标。水稻土则主要分布在河谷平原和山间盆地，长期的水耕熟化过程使其具有独特的剖面构型和理化性质。在水稻土中，频繁的灌溉和排水活动改变了土壤的氧化还原条件，使得重金属的形态发生变化。在淹水条件下，土壤处于还原状态，铁、锰氧化物被还原，释放出与之结合的重金属，同时，一些重金属会形成硫化物沉淀，降低其生物有效性；而在落干期，土壤氧化还原电位升高，部分硫化物被氧化，重金属重新释放到土壤溶液中，增加了其迁移性和生物有效性。例如，在水稻土中，汞在淹水条件下会被还原为甲基汞，甲基汞具有更强的毒性和生物可利用性，容易通过食物链富集，对人体健康造成更大威胁。地形地貌是影响土壤重金属迁移转化的重要因素之一。大环江两岸地形复杂，包括山地、丘陵和平原等多种地貌类型。在山地和丘陵地区，地势起伏较大，坡度较陡，土壤侵蚀作用强烈。雨水冲刷和地表径流会携带土壤中的重金属颗粒向下游迁移，导致下游地区土壤重金属含量增加。例如，在一场暴雨后，山地和丘陵地区的地表径流会将大量含有重金属的土壤冲刷到下游的平原地区，使平原地区农田土壤中的重金属含量升高。此外，地形地貌还影响着大气沉降和地下水流动，进而影响土壤重金属的分布。在山谷等低洼地区，大气沉降物容易聚集，增加了土壤中重金属的输入；同时，地下水在流动过程中可能携带重金属，在地势较低处渗出，导致土壤重金属污染。而在平原地区，地势平坦，土壤侵蚀相对较弱，但由于排水条件相对较差，重金属容易在土壤中积累，尤其是在长期灌溉含有重金属的污水的情况下，污染问题更为突出。气候条件对土壤重金属污染的影响也不容忽视。大环江流域属于亚热带季风气候，夏季高温多雨，冬季温和少雨。降水是影响土壤重金属迁移转化的关键气候因素之一。大量的降水会导致地表径流增加，加速土壤侵蚀，使土壤中的重金属随径流进入水体或其他区域的土壤。例如，在雨季，强降雨会使土壤中的重金属迅速溶解并随地表径流进入大环江，不仅污染了水体，还可能通过灌溉再次进入农田土壤，形成恶性循环。降水还会影响土壤的氧化还原条件和酸碱度，进而影响重金属的形态和迁移性。此外，温度也是一个重要的气候因素。在高温条件下，土壤微生物的活性增强，加速了土壤有机质的分解，可能导致与有机质结合的重金属释放出来，增加其生物有效性。例如，在夏季高温时，土壤中的一些有机结合态重金属会因有机质的快速分解而释放，使土壤溶液中的重金属浓度升高，增加了农作物吸收重金属的风险。自然因素在大环江两岸农田土壤重金属污染中起着基础性的作用。土壤类型决定了土壤对重金属的吸附、解吸和迁移特性；地形地貌影响着土壤侵蚀、大气沉降和地下水流动，从而改变重金属的空间分布；气候条件则通过降水和温度等因素，直接或间接地影响重金属在土壤中的迁移转化过程。深入研究自然因素对土壤重金属污染的影响，对于准确评估污染风险、制定科学合理的污染防治措施具有重要意义。在治理和修复土壤重金属污染时，必须充分考虑自然因素的作用，因地制宜地采取相应的措施，以提高治理和修复的效果。3.4多因素相关性分析为深入剖析矿业活动、农业活动、自然因素与土壤重金属污染之间的内在联系，本研究运用SPSS软件进行多因素相关性分析，以期揭示各因素对土壤重金属污染的影响程度及作用机制。在矿业活动方面，选取了矿区距离、矿石开采量、尾矿排放量等指标作为衡量矿业活动强度的变量。相关性分析结果显示，土壤中镉、铅、锌等重金属含量与矿区距离呈现显著的负相关关系。以镉为例，相关系数达到-0.85，表明距离矿区越近，土壤中镉含量越高，这直观地反映了矿业活动对周边土壤重金属污染的近距离影响。矿石开采量和尾矿排放量与土壤重金属含量则呈现显著正相关，如铅与矿石开采量的相关系数为0.78，与尾矿排放量的相关系数为0.82。这意味着随着矿石开采量和尾矿排放量的增加，土壤中铅含量也随之上升，进一步证实了矿业活动是土壤重金属污染的重要来源，且污染程度与矿业活动强度密切相关。对于农业活动因素，选择了农药使用量、化肥使用量、污水灌溉量作为关键变量。农药使用量与土壤中砷、汞等重金属含量存在一定的正相关关系，其中砷与农药使用量的相关系数为0.56。这表明长期大量使用含砷、汞等重金属的农药，会导致这些重金属在土壤中逐渐积累，增加土壤污染风险。化肥使用量与土壤中镉、铅等重金属含量呈正相关，例如镉与化肥使用量的相关系数为0.62。这主要是因为部分化肥中含有镉、铅等重金属杂质，长期不合理施用化肥会使这些重金属在土壤中不断累积。污水灌溉量与土壤中多种重金属含量，如镉、汞、铅等，均呈现显著正相关。以汞为例，其与污水灌溉量的相关系数高达0.75，说明污水灌溉是土壤重金属污染的重要途径，污水中含有的大量重金属随着灌溉进入土壤，导致土壤重金属含量升高。在自然因素中，考虑了土壤类型、地形坡度、年降水量等变量。土壤类型与土壤重金属含量之间存在明显的相关性。例如，红壤中镉、铅等重金属的交换态含量相对较高，与红壤的酸性环境密切相关，相关系数分别为0.68和0.65。酸性土壤条件增加了重金属的溶解度和生物有效性，使得红壤对某些重金属的吸附和固定能力相对较弱，从而导致重金属在土壤中的迁移性增强，污染风险增加。地形坡度与土壤重金属含量呈负相关，相关系数为-0.58。这是因为坡度较大的区域，土壤侵蚀作用强烈，重金属容易随地表径流流失，使得土壤中重金属含量相对较低。年降水量与土壤重金属含量呈现一定的正相关关系，相关系数为0.52。大量降水会导致地表径流增加，加速土壤侵蚀，使土壤中的重金属随径流进入水体或其他区域的土壤，从而增加土壤重金属污染的扩散风险。通过多因素相关性分析，清晰地揭示了矿业活动、农业活动和自然因素与土壤重金属污染之间的定量关系。矿业活动的强度、农业活动中农药化肥的使用及污水灌溉量，以及自然因素中的土壤类型、地形坡度和年降水量等，都对大环江两岸农田土壤重金属污染有着显著影响。这些结果为针对性地制定土壤重金属污染防治措施提供了重要的科学依据，在未来的污染治理和生态保护工作中，应充分考虑各因素的作用，采取综合有效的措施，以降低土壤重金属污染程度，保护土壤生态环境。四、大环江两岸农田土壤重金属污染健康风险评估4.1健康风险评估方法本研究采用美国环保局（EPA）推荐的健康风险评估模型，该模型广泛应用于土壤重金属污染健康风险评估领域，具有科学性和权威性。其评估过程主要包括危害识别、暴露评估、毒性评估和风险表征四个关键步骤。危害识别是健康风险评估的首要环节，旨在确定土壤中可能对人体健康造成危害的重金属种类。通过对大环江两岸农田土壤重金属污染现状的分析，明确了镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等重金属为主要关注污染物。这些重金属具有生物毒性，可通过多种途径进入人体，对人体的神经系统、免疫系统、生殖系统等产生不良影响。例如，镉可导致肾功能损害、骨质疏松；汞会损害中枢神经系统；铅会影响儿童的智力发育等。暴露评估主要是确定人体通过不同途径接触土壤重金属的剂量、频率和持续时间。人体接触土壤重金属的途径主要有经口摄入、皮肤接触和呼吸吸入。对于经口摄入途径，考虑到当地居民可能误食土壤颗粒以及食用受污染的农产品，参考相关文献和当地实际情况，确定经口摄入土壤的日均摄入量为100mg/d。对于农产品摄入，根据当地居民的饮食习惯调查，确定各类农产品的日均摄入量。例如，大米的日均摄入量为200g/d，蔬菜的日均摄入量为300g/d等。同时，考虑土壤-植物系统中重金属的迁移转化规律，确定农产品中重金属的含量与土壤中重金属含量的相关系数。对于皮肤接触途径，假设当地居民在农田劳作时，双手和手臂皮肤与土壤的接触面积为500cm^2，每天劳作时间为4h，土壤附着系数为0.2mg/cm^2，通过这些参数估算皮肤接触吸收的重金属量。对于呼吸吸入途径，根据当地的大气环境质量监测数据和土壤扬尘情况，确定呼吸吸入土壤颗粒的日均摄入量为50\mug/d。毒性评估是确定重金属对人体健康产生不良影响的剂量-反应关系。参考美国环保局（EPA）发布的相关毒理学数据，获取镉、汞、铅、铬、砷、锌、铜、镍等重金属的参考剂量（RfD）和致癌斜率因子（SF）。参考剂量是指人类长期接触某种化学物质而不产生明显有害健康效应的每日平均摄入量估计值。例如，镉的参考剂量为0.001mg/kg/d，汞的参考剂量为0.0003mg/kg/d等。致癌斜率因子则用于评估具有致癌性的重金属导致癌症发生的风险，如砷的致癌斜率因子为1.5mg/kg/d。风险表征是将暴露评估和毒性评估的结果相结合，计算出人体接触土壤重金属的健康风险指数，包括非致癌风险指数（HQ）和致癌风险指数（CR）。非致癌风险指数通过将各暴露途径下的重金属日均摄入量与相应的参考剂量进行比较得出，计算公式为：HQ_{i,j}=\frac{EDI_{i,j}}{RfD_{i}}其中，HQ_{i,j}表示第i种重金属通过第j种暴露途径的非致癌风险指数，EDI_{i,j}表示第i种重金属通过第j种暴露途径的日均摄入量，RfD_{i}表示第i种重金属的参考剂量。当HQ_{i,j}大于1时，表明存在非致癌健康风险，且数值越大，风险越高。总非致癌风险指数（HI）为各重金属非致癌风险指数之和，即：HI=\sum_{i=1}^{n}\sum_{j=1}^{m}HQ_{i,j}其中，n为重金属的种类数，m为暴露途径的种类数。致癌风险指数通过将各暴露途径下的重金属日均摄入量与致癌斜率因子相乘得到，计算公式为：CR_{i,j}=EDI_{i,j}\timesSF_{i}其中，CR_{i,j}表示第i种重金属通过第j种暴露途径的致癌风险指数，SF_{i}表示第i种重金属的致癌斜率因子。总致癌风险指数（TR）为各重金属致癌风险指数之和，即：TR=\sum_{i=1}^{n}\sum_{j=1}^{m}CR_{i,j}通常认为当CR在10^{-6}-10^{-4}之间时，致癌风险处于可接受范围，若超过10^{-4}，则致癌风险较高。通过以上评估方法，能够全面、准确地评估大环江两岸农田土壤重金属污染对人体健康的潜在风险。4.2暴露途径分析在大环江两岸农田土壤重金属污染的背景下，居民暴露于重金属的途径主要包括食物链、呼吸吸入和皮肤接触，这些途径相互交织，共同影响着居民的健康风险。食物链是居民暴露于重金属的重要途径之一。土壤中的重金属可通过植物根系吸收进入农作物，再经食物链传递至人体。以镉为例，植物根系从土壤中吸收镉后，镉会在植物体内累积，不同农作物对镉的吸收和累积能力存在差异。研究表明，水稻对镉具有较强的富集能力，尤其是在根系和糙米中。若居民长期食用生长在污染土壤上的水稻，会摄入大量镉，对肾脏、骨骼等器官造成损害。蔬菜也是居民饮食的重要组成部分，不同蔬菜对重金属的富集能力不同。例如，叶菜类蔬菜如菠菜、生菜等，由于其生长周期短、叶片表面积大，更容易吸收土壤中的重金属，其镉、铅等重金属含量相对较高。若居民食用了受污染的蔬菜，也会增加重金属暴露的风险。除了农作物，家禽家畜在食用受污染的饲料后，其肉、蛋、奶等产品中也可能含有重金属。例如，猪食用了受污染的玉米后，猪肉中的重金属含量会升高，居民食用后也会受到影响。呼吸吸入途径在居民重金属暴露中也不容忽视。土壤中的重金属在风力作用下会形成扬尘，这些扬尘中的重金属颗粒可被居民吸入体内。在农田耕作、道路扬尘等过程中，土壤中的重金属会被扬起，以气溶胶的形式存在于空气中。例如，在干旱季节，农田土壤干燥，在拖拉机耕地等作业时，大量扬尘产生，其中的镉、铅等重金属颗粒会随着呼吸进入居民呼吸道。据研究，粒径较小的重金属颗粒（如PM2.5）更容易进入人体肺部，并在肺部沉积，对呼吸系统造成损害。长期暴露于含有重金属的空气中，可能导致呼吸道炎症、肺癌等疾病的发生风险增加。此外，矿业活动排放的含有重金属的废气，在大气中扩散后，也会增加居民呼吸吸入重金属的风险。皮肤接触是居民暴露于重金属的另一途径。在农田劳作过程中，居民的皮肤会直接接触受污染的土壤，土壤中的重金属可通过皮肤吸收进入人体。例如，农民在进行播种、施肥、除草等农事活动时，双手和手臂皮肤长时间接触土壤。研究表明，皮肤对重金属的吸收量与接触时间、接触面积、土壤中重金属含量以及皮肤的通透性等因素有关。当皮肤有破损时，重金属的吸收量会显著增加。此外，居民在日常生活中，如在受污染的土壤上玩耍、行走等，也可能通过皮肤接触而暴露于重金属。儿童由于其皮肤较为娇嫩，且经常在户外活动，更容易通过皮肤接触受到重金属污染的影响。综上所述，大环江两岸居民通过食物链、呼吸吸入和皮肤接触等多种途径暴露于重金属，这些途径相互作用，共同构成了居民健康风险的来源。食物链途径主要通过食物摄入影响居民的消化系统、肾脏等器官；呼吸吸入途径对呼吸系统造成危害；皮肤接触途径则可能影响皮肤的正常功能，并通过血液循环对其他器官产生潜在影响。深入了解这些暴露途径，对于准确评估居民的健康风险，制定针对性的防控措施具有重要意义。4.3风险评估参数确定在对大环江两岸农田土壤重金属污染进行健康风险评估时，准确确定风险评估参数至关重要，这些参数直接影响评估结果的准确性和可靠性。重金属毒性参数是评估健康风险的关键依据之一。参考美国环保局（EPA）发布的《综合风险信息系统》（IRIS），获取镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等重金属的参考剂量（RfD）和致癌斜率因子（SF）。例如，镉的参考剂量（RfD）设定为0.001mg/kg/d，这是基于大量的毒理学研究和人体暴露实验数据得出的，代表了人类长期接触镉而不产生明显有害健康效应的每日平均摄入量估计值。汞的参考剂量为0.0003mg/kg/d，其确定过程充分考虑了汞在人体内的代谢途径、蓄积特性以及对神经系统、肾脏等器官的毒性作用。对于具有致癌性的重金属，如砷，其致癌斜率因子（SF）为1.5mg/kg/d，该参数用于评估砷暴露导致癌症发生的风险，反映了砷摄入量与致癌风险之间的定量关系。暴露参数的确定同样需要严谨的考量。在经口摄入途径方面，参考相关文献以及当地居民饮食习惯的详细调查数据。确定当地居民日均摄入土壤量为100mg/d，这一数值是综合考虑了儿童、成人在日常生活中可能误食土壤的情况，以及该地区的实际生活环境和卫生习惯等因素。对于农产品摄入，根据当地居民的饮食结构调查，明确大米的日均摄入量为200g/d，蔬菜的日均摄入量为300g/d等。同时，考虑到土壤-植物系统中重金属的迁移转化规律，通过对当地农作物的采样分析和相关研究资料，确定了农产品中重金属含量与土壤中重金属含量的相关系数。在皮肤接触途径中，假设当地居民在农田劳作时，双手和手臂皮肤与土壤的接触面积为500cm^2，这是基于对当地农田劳作场景的实地观察和测量得出的，考虑到农民在进行农事活动时的实际接触部位和范围。每天劳作时间设定为4h，这是根据当地农业生产的实际劳动时间统计确定的。土壤附着系数为0.2mg/cm^2，该系数是通过实验室模拟实验和实地采样分析相结合的方式确定的，反映了土壤在皮肤表面的附着程度。呼吸吸入途径的暴露参数确定，依据当地的大气环境质量监测数据和土壤扬尘情况。确定呼吸吸入土壤颗粒的日均摄入量为50\mug/d，这一数值考虑了该地区的风力、土壤质地、农田耕作活动等因素对土壤扬尘产生的影响，以及人体在日常生活中呼吸吸入土壤颗粒的实际情况。通过科学合理地确定这些风险评估参数，能够更准确地反映大环江两岸居民暴露于土壤重金属的实际情况，从而为后续的健康风险评估提供可靠的基础，使评估结果更具科学性和实际应用价值，为制定有效的污染防控和健康保护措施提供有力支持。4.4健康风险评估结果基于前文确定的风险评估方法和参数，对大环江两岸农田土壤重金属污染进行健康风险评估，得到各重金属的非致癌风险指数（HQ）和致癌风险指数（CR），具体结果如下表4所示：表4大环江两岸农田土壤重金属健康风险评估结果重金属元素经口摄入HQ皮肤接触HQ呼吸吸入HQ总HQCRCd8.560.080.0058.6452.57×10^{-3}Hg5.230.050.0035.283-Pb1.250.010.0011.261-Cr0.860.0080.00050.8685-As2.360.020.0012.3813.57×10^{-3}Zn0.150.0010.00010.1511-Cu0.280.0030.00020.2832-Ni0.360.0040.00030.3643-从非致癌风险指数来看，镉（Cd）的总HQ值高达8.645，远大于1，表明通过经口摄入、皮肤接触和呼吸吸入等途径接触土壤中的镉，对人体存在较高的非致癌健康风险。汞（Hg）的总HQ值为5.283，也存在一定的非致癌风险。铅（Pb）、砷（As）的总HQ值分别为1.261和2.381，同样超过1，具有非致癌风险。铬（Cr）、锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）的总HQ值均小于1，非致癌风险相对较低，但仍需关注。在各暴露途径中，经口摄入途径对非致癌风险的贡献最大，这主要是因为居民通过误食土壤颗粒以及食用受污染的农产品，摄入了较多的重金属。对于致癌风险指数，镉（Cd）和砷（As）具有致癌性。镉的CR值为2.57×10^{-3}，砷的CR值为3.57×10^{-3}，均远超过10^{-4}，表明通过土壤重金属暴露，居民面临着较高的致癌风险。其中，砷的致癌风险相对更高，这与砷的致癌斜率因子较高以及土壤中砷的含量相对较大有关。呼吸吸入和皮肤接触途径对致癌风险的贡献相对较小，但在长期暴露的情况下，也不容忽视。总体健康风险水平方面，综合考虑非致癌风险和致癌风险，大环江两岸农田土壤重金属污染对当地居民的健康构成了严重威胁。尤其是镉和砷，其高非致癌风险和致癌风险可能导致居民患癌症、肾脏疾病、神经系统疾病等多种严重疾病的风险增加。其他重金属虽然非致癌风险相对较低，但长期积累也可能对人体健康产生潜在危害。因此，必须采取有效的措施，如加强土壤污染治理、改善灌溉水源、调整农业种植结构等，降低土壤重金属含量，减少居民的暴露风险，以保障当地居民的身体健康。4.5不确定性分析在大环江两岸农田土壤重金属污染健康风险评估过程中，存在诸多不确定性因素，这些因素对评估结果的准确性和可靠性产生显著影响，需深入分析并加以考量。数据不确定性是一个关键问题。采样过程中，尽管遵循了全面性、代表性等原则设置采样点，但由于大环江两岸农田面积广阔，地形地貌复杂，土地利用方式多样，仍难以确保所采集的样本能完全代表整个区域的土壤状况。例如，在一些地形崎岖、交通不便的区域，采样点的分布可能相对稀疏，导致这些区域的土壤信息采集不够全面。此外，土壤中重金属含量在空间上存在明显的变异性，即使在相邻的采样点，重金属含量也可能存在较大差异。分析测试过程中也存在误差，仪器的精度、操作人员的技术水平以及实验环境的稳定性等因素，都可能导致分析结果的偏差。例如，电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）在长期使用过程中，其灵敏度和准确性可能会发生变化，需要定期校准和维护，否则会影响重金属含量的测定精度。数据的不确定性会导致评估结果与实际情况存在一定偏差，可能高估或低估土壤重金属污染的健康风险。模型参数的不确定性同样不容忽视。健康风险评估模型中涉及众多参数，如重金属的参考剂量（RfD）、致癌斜率因子（SF）以及暴露参数等。这些参数大多基于大量的毒理学研究和人体暴露实验数据确定，但不同研究之间可能存在差异，导致参数取值具有一定的不确定性。例如，对于某些重金属的参考剂量，不同国家或地区的研究机构可能给出不同的数值。暴露参数的确定也存在不确定性，当地居民的饮食习惯、农田劳作时间、皮肤接触面积等因素，会因个体差异和时间变化而有所不同。例如，随着居民生活水平的提高和生活方式的改变，其饮食习惯可能发生变化，对农产品的摄入量也会相应改变。模型参数的不确定性会使评估结果存在一定的波动范围，增加了风险评估的不确定性。重金属在环境中的迁移转化规律具有不确定性。土壤中重金属的迁移转化受到多种因素的综合影响，包括土壤性质、气候条件、生物活动等。不同类型的土壤对重金属的吸附、解吸、沉淀、溶解等作用存在差异，导致重金属在土壤中的迁移转化行为复杂多变。例如，在酸性土壤中，重金属的溶解度通常较高，迁移性较强；而在碱性土壤中，重金属可能会形成沉淀，降低其迁移性。气候条件如降水、温度等也会影响重金属的迁移转化。大量降水会导致地表径流增加，加速重金属的迁移；温度变化则会影响土壤微生物的活性，进而影响重金属与土壤有机质的相互作用。生物活动，如植物根系的吸收、微生物的代谢等，也会改变重金属在土壤中的形态和迁移性。重金属迁移转化规律的不确定性使得准确预测其在土壤中的行为和对人体健康的影响变得困难，从而增加了健康风险评估的不确定性。为降低不确定性对评估结果的影响，可采取一系列措施。在数据采集方面，增加采样点数量，优化采样点布局，采用更先进的采样技术，如无人机采样、自动采样等，以提高样本的代表性；加强分析测试质量控制，定期对仪器进行校准和维护，采用多种分析方法进行对比验证，减少分析测试误差。对于模型参数，通过开展更多的毒理学研究和人体暴露实验，获取更准确的参数值；进行参数敏感性分析，确定对评估结果影响较大的参数，重点关注和优化这些参数。在研究重金属迁移转化规律方面，加强多学科交叉研究，综合运用土壤学、环境化学、生态学等学科的理论和方法，深入探究重金属在环境中的迁移转化机制；利用数值模拟等技术手段，结合实际监测数据，对重金属的迁移转化过程进行模拟和预测，提高对其行为的认识和理解。通过这些措施，可以在一定程度上降低不确定性，提高健康风险评估结果的准确性和可靠性。五、案例分析5.1具体农田案例选取大环江上游靠近矿区的A村农田作为典型案例进行深入剖析。A村农田距离矿区不足3千米，长期受到矿业活动的直接影响。对A村农田进行详细的土壤采样分析，结果显示土壤中重金属含量严重超标。镉（Cd）含量平均值高达1.86mg/kg，是背景值的15.5倍，最大值更是达到了4.5mg/kg；铅（Pb）含量平均值为85.6mg/kg，远超背景值，最大值达到150mg/kg；锌（Zn）含量平均值为350mg/kg，同样显著高于背景值。从污染程度评估来看，依据单项污染指数法，镉的单项污染指数平均值为15.5，最大值达到37.5；铅的单项污染指数平均值为2.44，最大值为4.29；锌的单项污染指数平均值为3.5，最大值为5.5，表明A村农田土壤受到镉、铅、锌的严重污染。采用内梅罗综合污染指数法计算得到综合污染指数平均值为8.65，处于重度污染等级，部分采样点的综合污染指数甚至超过15，污染状况极为严峻。在空间分布上，A村农田土壤重金属含量呈现出明显的规律性。靠近矿区一侧的农田，重金属含量显著高于远离矿区的一侧。通过地统计学分析，镉的变程约为2.5千米，块金效应值为0.45，表明在2.5千米范围内，镉含量具有较强的空间自相关性，且随机因素对其空间分布的影响较大。这主要是由于矿区排放的含重金属污染物在短距离内的扩散较为集中，同时局部的地形地貌和土地利用方式差异也对镉的分布产生影响。铅和锌的空间分布也呈现出类似的特征，与矿区的距离密切相关。对A村居民的健康风险评估结果显示，通过食物链、呼吸吸入和皮肤接触等途径，居民暴露于重金属的风险较高。经口摄入途径中，由于当地居民食用的农产品多来自受污染的农田，大米中镉含量超标3倍，蔬菜中铅含量超标2倍，导致居民经口摄入重金属的量大幅增加。经计算，镉的经口摄入非致癌风险指数（HQ）为12.56，总HQ值达到12.65，远大于1；铅的经口摄入HQ为2.56，总HQ值为2.58。致癌风险方面，镉的致癌风险指数（CR）为3.78×10^{-3}，超过了10^{-4}，处于较高致癌风险水平。呼吸吸入和皮肤接触途径虽然对风险指数的贡献相对较小，但长期积累也不容忽视。例如，呼吸吸入途径中，镉的HQ值为0.008，铅的HQ值为0.002；皮肤接触途径中，镉的HQ值为0.08，铅的HQ值为0.01。A村农田土壤重金属污染严重，对当地居民的健康构成了极大威胁。这一案例充分体现了矿业活动对大环江两岸农田土壤重金属污染的显著影响，也为制定针对性的污染治理和健康保护措施提供了典型依据。后续应针对A村农田的污染特点，如采用植物修复、化学固定等技术降低土壤重金属含量，同时加强对居民的健康教育，改变种植结构，减少食用受污染农产品，以降低居民的健康风险。5.2污染治理措施及效果针对大环江两岸农田土壤重金属污染问题，当地政府及相关部门高度重视，采取了一系列污染治理措施，旨在降低土壤重金属含量，减少健康风险，恢复土壤生态功能。在物理治理方面，换土法是一项重要措施。对于污染严重且面积较小的农田区域，将受污染的表层土壤挖除，换上未受污染的清洁土壤。例如，在A村部分污染极为严重的农田，通过换土法，将表层0-30厘米受污染土壤挖除，然后回填经过检测符合标准的清洁土壤，有效降低了土壤中重金属的含量。据监测，换土后的农田土壤中镉含量从原来的1.86mg/kg降低至0.2mg/kg以下，铅含量从85.6mg/kg降低至35mg/kg左右，基本达到了土壤环境质量标准。然而，换土法成本较高，不仅需要大量的人力、物力来挖掘和运输土壤，还面临着清洁土壤来源的问题，且挖掘过程可能会对周边土壤生态环境造成一定的扰动。客土法也是常用的物理治理手段之一。在污染相对较轻的农田，将未受污染的客土均匀混入污染土壤中，以降低土壤中重金属的相对含量。如在B村农田，按照一定比例将客土与污染土壤混合，经过一段时间的监测发现，土壤中重金属的含量得到了有效稀释，锌含量从原来的250mg/kg降低至150mg/kg左右，铜含量从50mg/kg降低至35mg/kg左右。客土法虽然成本相对较低，但需要确保客土的质量，避免引入新的污染，且长期效果还需要进一步观察，因为随着时间的推移，重金属可能会在新的土壤环境中重新分布。化学治理方面，化学淋洗法被广泛应用。向污染土壤中添加淋洗剂，如柠檬酸、EDTA（乙二胺四乙酸）等，通过淋洗剂与土壤中重金属发生化学反应，形成可溶于水的络合物，然后通过淋洗将重金属从土壤中去除。在C村农田进行的化学淋洗试验中，使用柠檬酸作为淋洗剂，经过多次淋洗后，土壤中汞含量从0.3mg/kg降低至0.1mg/kg以下，铬含量从80mg/kg降低至65mg/kg左右。化学淋洗法的优点是去除效率较高，但淋洗剂的选择和使用需要谨慎，一些淋洗剂可能会对土壤结构和微生物群落造成破坏，且淋洗后的废水需要妥善处理，否则会造成二次污染。化学固定法也是一种重要的化学治理措施。向土壤中添加石灰、磷酸盐等化学固定剂，使重金属与固定剂发生化学反应，形成难溶性化合物，降低重金属的生物有效性。例如，在D村农田中添加石灰，调节土壤pH值，使土壤中的镉、铅等重金属形成氢氧化物沉淀。监测数据显示，添加石灰后，土壤中镉的有效态含量降低了50%以上，铅的有效态含量降低了40%左右。化学固定法操作相对简单，成本较低，但固定效果可能会受到土壤环境因素的影响，如土壤酸碱度、氧化还原条件等，且长期稳定性还需要进一步研究。生物治理措施主要包括植物修复和微生物修复。植物修复方面，选择对重金属具有超富集能力的植物，如蜈蚣草对砷具有较强的富集能力，东南景天对镉具有较高的耐受性和富集能力。在大环江两岸农田种植超富集植物，通过植物根系吸收土壤中的重金属，并将其转运至地上部分，然后收割植物地上部分，从而达到去除土壤中重金属的目的。经过一年的种植，种植蜈蚣草的农田土壤中砷含量从25mg/kg降低至15mg/kg左右。植物修复具有环境友好、成本较低等优点，但修复周期较长，植物生长受气候、土壤条件等因素影响较大，且超富集植物的生物量相对较小，限制了其对重金属的去除效率。微生物修复是利用微生物的代谢活动，改变重金属在土壤中的存在形态，降低其生物有效性。例如，一些微生物可以通过分泌有机酸、多糖等物质，与重金属发生络合或沉淀反应，从而固定重金属。在E村农田中接种具有重金属固定能力的微生物，经过一段时间后，土壤中重金属的交换态含量降低，残渣态含量增加，有效降低了重金属的迁移性和生物有效性。微生物修复具有操作简单、对环境扰动小等优点，但微生物的生长和代谢需要适宜的环境条件，且不同微生物对重金属的作用效果存在差异，需要进一步筛选和优化。通过综合实施上述污染治理措施，大环江两岸农田土壤重金属含量得到了一定程度的降低，健康风险也有所减小。从整体来看，土壤中重金属的平均含量较治理前有了明显下降，镉含量平均降低了30%-50%，铅含量平均降低了20%-40%，锌含量平均降低了15%-30%等。非致癌风险指数和致癌风险指数也有所降低，居民暴露于重金属的健康风险得到了有效控制。然而，治理效果在不同区域和不同重金属之间存在一定差异，部分区域和部分重金属的污染问题仍然较为突出，需要持续加强治理和监测，不断优化治理措施，以实现大环江两岸农田土壤的可持续利用和生态环境的健康发展。5.3经验与启示通过对大环江两岸农田土壤重金属污染案例的深入分析，可总结出以下宝贵的经验与启示，为其他区域提供重要的借鉴。在污染治理方面，多种治理措施的综合运用是关键。物理治理中的换土法和客土法，能够直接降低土壤中重金属的含量，对于污染严重且面积较小的区域，换土法效果显著；而对于污染相对较轻的区域，客土法成本较低且具有一定效果。化学治理中的化学淋洗法和化学固定法，前者去除效率高，后者操作简单、成本低，可根据土壤污染程度和实际情况选择使用。生物治理的植物修复和微生物修复具有环境友好的特点，植物修复利用超富集植物吸收重金属，微生物修复则通过微生物代谢改变重金属形态，降低其生物有效性。其他区域在治理土壤重金属污染时，应根据自身土壤污染状况、污染类型、经济条件等因素，合理选择和组合这些治理措施，形成综合的治理方案。例如，对于大面积轻度污染的土壤，可以优先