陳江軍，劉 波，蔡烈剛，王國強(qiáng)，殷 科，陳海波，李智民

(1.湖北省地質(zhì)局水文地質(zhì)工程地質(zhì)大隊(duì)，湖北 荊州 434020；2.中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)地球科學(xué)學(xué)院，湖北 武漢 430074)

江漢平原地處長江中游，是我國的商品糧、棉、油及漁業(yè)生產(chǎn)基地，是“長江經(jīng)濟(jì)帶”發(fā)展戰(zhàn)略的關(guān)鍵區(qū)域。近年來，粗放型工農(nóng)業(yè)發(fā)展加之環(huán)境保護(hù)意識不強(qiáng)，江漢平原土壤重金屬污染問題日益凸顯。由于土壤重金屬污染具有長期累積性、生態(tài)毒理性、生物富集放大性等特點(diǎn)，對地區(qū)生態(tài)環(huán)境、食品安全和人體健康構(gòu)成持續(xù)性威脅[1～2]。因此，選取合適的評價(jià)方法，準(zhǔn)確評估地區(qū)土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，不僅能科學(xué)地指導(dǎo)土地規(guī)劃利用，控制和減輕重金屬帶來的危害，也能為區(qū)域社會、經(jīng)濟(jì)與環(huán)境協(xié)調(diào)發(fā)展提供理論依據(jù)[3]。

目前，國內(nèi)外有關(guān)土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)的方法眾多，其中評價(jià)體系最為成熟、應(yīng)用最為廣泛的評價(jià)方法為指數(shù)評價(jià)法[4]，它是基于重金屬總量的評價(jià)方法，能直觀地反映實(shí)測重金屬含量與背景值的關(guān)系，進(jìn)而評價(jià)重金屬在土壤中的風(fēng)險(xiǎn)。指數(shù)評價(jià)法依據(jù)評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)不同，可劃分為單項(xiàng)污染指數(shù)法[5]、內(nèi)梅羅指數(shù)法[6]、地質(zhì)積累指數(shù)法[7]、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法[8]等。隨著重金屬微觀特性研究的不斷深入，眾多學(xué)者發(fā)現(xiàn)土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化和生態(tài)毒性，與其含量和形態(tài)均存在密切聯(lián)系，不同形態(tài)的重金屬具有不同的生物可利用性[9]，于是基于形態(tài)的評價(jià)方法應(yīng)運(yùn)而生，常用的形態(tài)評價(jià)方法有風(fēng)險(xiǎn)評估編碼法[10]、次生相與原生相比值法[11]和TCLP 法[12]等?；诳偭亢托螒B(tài)的評價(jià)方法均能在不同程度上反映重金屬在土壤中的風(fēng)險(xiǎn)，但每種方法也存在其局限性[13]，比如：單項(xiàng)污染指數(shù)法能反映重金屬的實(shí)測含量與土壤背景值的關(guān)系，但無法開展重金屬污染的綜合評價(jià)；內(nèi)梅羅指數(shù)法能綜合反映重金屬在土壤中的污染程度，但其評價(jià)指標(biāo)未考慮重金屬生物毒性差異；潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法綜合考慮了重金屬的含量和生物毒性，但其缺少對重金屬生物有效性的分析；風(fēng)險(xiǎn)評估編碼法利用重金屬生物有效態(tài)進(jìn)行土壤風(fēng)險(xiǎn)評估，但忽略了重金屬富集特性和生物毒性。因此，開展土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評估，需要選用不同的評價(jià)方法體系，綜合考慮重金屬的環(huán)境效應(yīng)和行為特征，才能客觀全面地反映土壤重金屬的污染程度和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

本文選取江漢平原2處典型場區(qū)周邊農(nóng)田土壤為研究對象，分析土壤重金屬的污染特征，并選取多種評價(jià)方法開展土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)工作。通過對不同方法評價(jià)結(jié)論的分析對比，以期為該區(qū)域土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)積累經(jīng)驗(yàn)方法，也為當(dāng)?shù)赝恋卣侠谩⒅笇?dǎo)綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

江漢平原位于湖北省中南部，是由長江與漢江沖積而成的平原，位于長江中游，與洞庭湖平原合稱兩湖平原。江漢平原土壤總面積為2.784×104km2，土壤類型主要為水稻土、潮土、黃棕壤等。其中水稻土和潮土這兩類具有明顯人類活動特征的耕作土壤在區(qū)域中占有控制地位，充分體現(xiàn)了江漢平原自古以來“魚米之鄉(xiāng)”的土壤利用特征，同時(shí)也反映了人類活動在江漢平原土壤形成過程中的重要地位和作用[14]。

1.2 樣品采集

本次研究選取2處典型場區(qū)開展采樣工作，A場區(qū)為某電熱廠，燃煤廢氣排放會造成周邊農(nóng)田重金屬累積；B場區(qū)為油田油井，原油灑落會將重金屬帶入土壤，造成周邊農(nóng)田重金屬富集。依據(jù)每處場區(qū)周邊環(huán)境，合理布設(shè)采樣點(diǎn)(圖1、2)。A場區(qū)東南西北四個(gè)方向?yàn)槭卟擞玫兀寥李愋蜑槌蓖?，在場區(qū)東南西北方向布設(shè)4條采樣剖面，一共采集9組樣品，采樣間隔100 m。B場區(qū)東南西北方向均為農(nóng)田，土壤類型為水稻土，在場區(qū)東南西北方向布設(shè)4條采樣剖面，一共采集9組樣品，采樣間隔50 m。

土壤樣品采集0～20 cm耕作層土壤，在2 m×2 m的區(qū)域內(nèi)的頂點(diǎn)和中心分別取約1 kg土壤，混勻后用四分法取約1 kg作為該點(diǎn)的混合樣品，2處場區(qū)共采集土壤樣品18組。

圖1 A場區(qū)(熱電廠)采樣點(diǎn)平面示意圖Fig.1 Schematic diagram showing the sampling point of field area A (the thermal power plant)

圖2 B場區(qū)(油井)采樣點(diǎn)平面示意圖Fig.2 Schematic diagram showing the sampling point of field area B (the oil well)

1.3 樣品測試

重金屬總量測定：稱取實(shí)驗(yàn)樣品于聚四氟乙烯坩堝中，用HNO3-HCl-HClO4-HF混酸處理，用稀鹽酸提取、稀釋定容后用原子吸收光譜儀(型號：TAS-986)測定Cd、Pb的含量，儀器的檢出限為ppt級，精密度≤3% RSD；稱取實(shí)驗(yàn)樣品置于燒杯中，加入稀王水蒸至濕鹽狀，10%HCl 提取，用原子熒光光譜法(型號：AFS-820)測定As、Hg的含量，儀器對As的檢出限≤0.06 ng/g，對Hg的檢出限≤0.006 ng/g，精密度≤1.5% RSD。

重金屬形態(tài)測定：土壤樣品采用Tessier五步連續(xù)提取法浸提，即分別以1.0 mol/L的MgCl2、1.0 mol/L的NaAC(用1.0 mol/L的HAC調(diào)節(jié)至pH值為5.00)、0.04 mol/L NH2OH-HCl+25% HAC、0.02 mol/L HNO3+30%H2O2+0.8 mol/L HAC、HNO3-HF-HClO4提取可交換態(tài)(EXC) 、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAR) 、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(OM) 、有機(jī)結(jié)合態(tài)(OX) 和殘?jiān)鼞B(tài)(RES) 的重金屬。

1.4 土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)方法

1.4.1修正的單項(xiàng)污染指數(shù)

修正的單項(xiàng)污染指數(shù)[15]考慮了土壤中各污染物差異較大的背景含量造成的國家標(biāo)準(zhǔn)值的不同，確認(rèn)了指數(shù)等價(jià)的意義，較傳統(tǒng)的單污染指數(shù)更具合理性。修正的單項(xiàng)污染指數(shù)計(jì)算式為：

當(dāng)Ci≤Xa時(shí)，Pi=Ci/Si=Ci/Xa

(1)

當(dāng)Xa

Pi=Ci/Si=1+(Ci-Xa)(Xc-Xa)

(2)

當(dāng)Xc

Pi=Ci/Si=2+(Ci-Xc)(Xp-Xc)

(3)

當(dāng)Xp

Pi=Ci/Si=3+(Ci-Xp)(Xp-Xc)

(4)

式中：Ci——土壤污染物實(shí)測值；

Si——土壤污染物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)；

Xa——土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn)值；

Xc——土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值；

Xp——土壤環(huán)境質(zhì)量三級標(biāo)準(zhǔn)值。

1.4.2潛在生態(tài)污染指數(shù)

潛在生態(tài)污染指數(shù)[8]利用土壤重金屬相對于背景值的比值，而后借助基于生態(tài)環(huán)境學(xué)方面的理論建立的重金屬生物毒性系數(shù)進(jìn)行加權(quán)計(jì)算，可反映某一特定環(huán)境中每種重金屬污染物的影響，并最終定量地劃分重金屬元素的潛在生態(tài)危害程度。本文選取湖北省土壤重金屬背景值[16]為參比值(Cd為0.152 mg/kg，Pb為27 mg/kg，As為11.64 mg/kg，Hg為0.077 mg/kg)。潛在生態(tài)危害指數(shù)計(jì)算式為：

(5)

(6)

Ci——土壤重金屬實(shí)測含量；

Ci——i元素的參比值；

1.4.3風(fēng)險(xiǎn)評估編碼(RAC)

重金屬的各種存在形態(tài)有不同的結(jié)合緊密程度，一般認(rèn)為可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的重金屬最易釋放從而對環(huán)境造成危害。因此，前人在可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)的基礎(chǔ)上建立了RAC(Risk Assessment Code)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)指標(biāo)[10]。RAC法數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

RAC=(EXC+CAR)/(EXC+CAR+OM+

OX+RES)×100%

(7)

式中：EXC——可交換態(tài)；

CAR——碳酸鹽結(jié)合態(tài)；

OM——鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)；

OX——有機(jī)物結(jié)合態(tài)；

RES——?dú)堅(jiān)鼞B(tài)。

1.4.4次生相與原生相比值法(RSP)

土壤重金屬除了殘?jiān)鼞B(tài)，其他四種形態(tài)都可能會對對環(huán)境造成影響，因此，選用次生相與原生相比值法(RSP)對重金屬潛在風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評價(jià)[11]。次生相即除殘?jiān)鼞B(tài)以外的四種形態(tài)，原生相即殘?jiān)鼞B(tài)。RSP法數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

RSP=Msec/Mprim

(8)

式中：RSP——污染程度；

Msec——次生相中的重金屬含量，

Mprim——原生相中的重金屬含量。

上述4種土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)方法在國內(nèi)外應(yīng)用廣泛，每種方法行業(yè)內(nèi)公認(rèn)的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)詳見表1。

表1 4種土壤重金屬評價(jià)方法的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)

本次研究，選用 Excel 2010 和 SPSS 18. 0 軟件對土壤重金屬含量數(shù)據(jù)進(jìn)行處理、統(tǒng)計(jì)、分析以及制作相關(guān)圖件。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬總量分布特征

研究區(qū)土壤中重金屬總量可以揭示區(qū)域重金屬的累積狀況，根據(jù)測試結(jié)果，江漢平原2個(gè)典型場區(qū)土壤重金屬Cd、Pb、As、Hg含量統(tǒng)計(jì)分析情況如表2。

表2 研究區(qū)土壤重金屬總量統(tǒng)計(jì)分析

土壤重金屬各元素總量的變異系數(shù)在一定程度上能反映該元素受人為活動影響的程度[20]。從表2可知，2個(gè)場區(qū)土壤重金屬總量的變異系數(shù)區(qū)間為10%～100%，空間分布具有一定的離散性，說明場區(qū)土壤重金屬總量受到了人類活動的影響。對比場區(qū)重金屬總量與背景值發(fā)現(xiàn)，重金屬元素Cd、Hg總量均超過了背景值，而重金屬元素Pb、As總量在背景值附近浮動。

從土壤重金屬總量的空間分布特征來看(圖3～4)，重金屬元素Cd、Hg與Pb、As的空間分布也在差異性。2個(gè)場區(qū)重金屬元素Cd、Hg中心點(diǎn)的含量均為最高，距離中心點(diǎn)由近至遠(yuǎn)重金屬總量呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢；重金屬元素Pb、As從場區(qū)中心往周邊取樣點(diǎn)重金屬含量有高有低，沒有呈現(xiàn)出規(guī)律性變化。

場區(qū)土壤重金屬元素Cd、Hg總量均超過背景值且重金屬總量由中心往四周呈現(xiàn)降低的變化趨勢，推測場區(qū)土壤重金屬元素Cd、Hg累積是由于熱電廠燃煤廢氣排放或油井采油滲漏引起；場區(qū)重金屬元素Pb、As總量在背景值附近浮動，空間分布沒有規(guī)律性，說明場區(qū)重金屬元素Pb、As并未遭受污染，熱電廠和油井對農(nóng)田重金屬Pb、As的富集沒有影響。

圖3 A場區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬空間分布特征Fig.3 Distribution characteristics of heavy metals in the agriculture soil around field area A

圖4 B場區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬空間分布特征Fig.4 The distribution characteristics of heavy metals in the agriculture soil around field area B

2.2 土壤重金屬形態(tài)的分布特征

依據(jù)Tessier五步連續(xù)形態(tài)提取法，將土壤中重金屬元素的形態(tài)分為可交換態(tài)(EXC)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAR)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(OM)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)(OX)和殘?jiān)鼞B(tài)(RES)，其中EXC和CAR可遷移性和生物有效性最大，是引起土壤重金屬危害的主要形態(tài)；OM和OX不易被生物吸收利用，但在一定條件下可以轉(zhuǎn)化為活性態(tài)，對環(huán)境造成污染；RES最穩(wěn)定，生物可利用性最小[18]。A、B場區(qū)各重金屬形態(tài)含量占比見圖5～6。

圖5 A場區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬賦存形態(tài)特征Fig.5 Speciation characteristics of heavy metals in the agriculture soil around field area A

圖6 B場區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬賦存形態(tài)特征Fig.6 Speciation characteristics of heavy metals in the agriculture soil around field area B

根據(jù)上述數(shù)據(jù)，2個(gè)場區(qū)土壤重金屬元素Cd的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和占總量40%～50%，殘?jiān)鼞B(tài)不足總量20%；重金屬Pb元素主要為殘?jiān)鼞B(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和不足總量5%；重金屬As、Hg兩種元素以殘?jiān)鼞B(tài)為主，殘?jiān)鼞B(tài)的含量占總量70%以上，可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和不足總量10%。

2.3 土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

2.3.1基于總量的重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

基于修正單項(xiàng)污染指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)對場區(qū)土壤環(huán)境進(jìn)行評價(jià)，結(jié)果見表3。

根據(jù)修正單項(xiàng)污染指數(shù)評價(jià)結(jié)果，A場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為輕度污染，重金屬Pb、As、Hg均為無污染；B場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為輕度污染，重金屬Pb、As、Hg均為無污染。評價(jià)結(jié)果表明，2個(gè)場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd已經(jīng)開始富集，其對環(huán)境的影響應(yīng)當(dāng)引起重視，其他三種重金屬元素處于較低污染水平，對環(huán)境影響甚微。

表3 研究區(qū)基于總量方法的土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果

根據(jù)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評價(jià)結(jié)果，A場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd、Hg為中等危害，重金屬Pb、As為輕微危害；B場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為較強(qiáng)危害，重金屬Hg為中等危害，重金屬Pb、As為輕微危害。評價(jià)結(jié)果表明，2個(gè)場區(qū)的Cd、Hg均存在較高的風(fēng)險(xiǎn)，需采取相應(yīng)措施減輕重金屬可能帶來的風(fēng)險(xiǎn)。

2.3.2基于形態(tài)的重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

基于風(fēng)險(xiǎn)評估編碼法(RAC)和次生相與原生相比值法(RSP)的土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果見表4。

表4 研究區(qū)基于形態(tài)方法的土壤重金屬的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果

根據(jù)RAC方法評價(jià)結(jié)果，A場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為高風(fēng)險(xiǎn)，重金屬Pb、As、Hg均為低風(fēng)險(xiǎn)；B場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為高風(fēng)險(xiǎn)，重金屬As為中風(fēng)險(xiǎn)，重金屬Pb、Hg為低風(fēng)險(xiǎn)?？偟膩碚f，2個(gè)場區(qū)除了重金屬Cd為高風(fēng)險(xiǎn)，其余三種重金屬風(fēng)險(xiǎn)等級較低。

根據(jù)RSP方法評價(jià)結(jié)果，A場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為重度污染，重金屬Pb、As、Hg均為無污染； B場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd為重度污染，重金屬Pb、As、Hg均為無污染。綜合來看，2個(gè)場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬Cd處于重度污染，對周邊環(huán)境影響威脅較大，其余三種重金屬以穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)為主，對環(huán)境潛在威脅較小。

3 討論

3.1 兩種基于總量評價(jià)方法的評價(jià)結(jié)果分析

基于總量的評價(jià)方法選取了修正單項(xiàng)污染指數(shù)法和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法，兩種評價(jià)方法的評價(jià)結(jié)果卻存在較大的差異，修正單項(xiàng)污染指數(shù)法評價(jià)結(jié)果顯示場區(qū)僅有重金屬Cd為輕度污染，而潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法評價(jià)卻是場區(qū)重金屬Cd、Hg均具有較高的潛在風(fēng)險(xiǎn)。上述兩種方法評價(jià)結(jié)果出現(xiàn)差異的原因是其選取的評價(jià)對象不同，修正單項(xiàng)污染指數(shù)法僅考慮了重金屬的含量與土壤環(huán)境質(zhì)量三級標(biāo)準(zhǔn)之間的關(guān)系，只能簡單說明重金屬在土壤中的富集程度；而潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法不僅考慮了含量與背景值的差異，也考慮了各重金屬生物毒性的差別，而不同的重金屬具有不同的生態(tài)毒性，因此，上述兩種方法評價(jià)結(jié)果會有所差別。對比上述兩種評價(jià)方法，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法的評價(jià)結(jié)果相比修正單項(xiàng)污染指數(shù)法更為科學(xué)客觀。

3.2 兩種基于形態(tài)評價(jià)方法的評價(jià)結(jié)果分析

本次研究選取了兩種基于形態(tài)的評價(jià)方法：風(fēng)險(xiǎn)評估編碼法(RAC)和次生相與原生相比值法(RSP)。RAC法的評價(jià)指標(biāo)是重金屬的活性態(tài)(即可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和)占總量的百分比，而RSP法選取的是其他形態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)的比值，兩種方法選取的評價(jià)指標(biāo)雖有所不同，此次評價(jià)結(jié)論卻差別不大。分析其原因是未被污染的土壤，重金屬以殘?jiān)鼞B(tài)為主，其他形態(tài)的重金屬含量較低，本次選取的兩個(gè)場區(qū)，重金屬元素Pb、As、Hg富集程度均不高，主要以殘?jiān)鼞B(tài)形態(tài)賦存，因而出現(xiàn)其評價(jià)結(jié)果基本一致。一旦土壤遭受重金屬污染后，重金屬各形態(tài)會在土壤固相之間重新分配，如外源重金屬Cd進(jìn)入土壤后，Cd的活性態(tài)會明顯增加，而殘?jiān)鼞B(tài)含量幾乎不變；土壤被Pb污染后，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量大大增加，殘?jiān)鼞B(tài)含量會下降[22]。本次選取的兩個(gè)場區(qū)，僅重金屬Cd污染較為嚴(yán)重，而Cd污染引起的其重金屬形態(tài)分配恰好符合兩種方法評價(jià)指標(biāo)的變化規(guī)律，所以對于重金屬Cd的評價(jià)結(jié)果也基本相似。然而如果選取場區(qū)為重金屬Pb污染，上述兩種方法的有關(guān)重金屬Pb評價(jià)結(jié)果就會出現(xiàn)差異。基于上述分析討論，RAC法的側(cè)重點(diǎn)在于土壤現(xiàn)狀條件下重金屬的風(fēng)險(xiǎn)，即重點(diǎn)考慮當(dāng)前土壤中活性態(tài)的相對含量；而RSP法則強(qiáng)調(diào)的是重金屬的潛在風(fēng)險(xiǎn)，將具有潛在風(fēng)險(xiǎn)的重金屬形態(tài)均納入評價(jià)指標(biāo)。對比上述兩種評價(jià)方法，筆者更傾向于RAC法的使用，在一般條件下，土壤的生態(tài)環(huán)境會處于相對平衡的狀態(tài)，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化為活性態(tài)的含量甚微，而在土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化和生態(tài)毒性與活性態(tài)重金屬關(guān)系最為密切。采用RSP法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)，可能會出現(xiàn)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)偏大的結(jié)論，因此，選用 RAC法評價(jià)土壤重金屬現(xiàn)狀下的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)將更為合理。

3.3 基于總量和形態(tài)評價(jià)方法的評價(jià)結(jié)果分析

依據(jù)前文分析，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法優(yōu)于修正單項(xiàng)污染指數(shù)法，RAC法相比RSP法其評價(jià)結(jié)果更為合理，因此，有關(guān)基于總量和形態(tài)評價(jià)方法的優(yōu)缺點(diǎn)分析，選取潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法和RAC法的評價(jià)結(jié)果進(jìn)行對比討論。針對選取的場區(qū)，以上兩種方法評價(jià)結(jié)果的差異主要在重金屬Cd和Hg的差別上，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法對Cd的評價(jià)為中度-較強(qiáng)危害，對Hg的評價(jià)為中度危害；而RAC法的對Cd評價(jià)為高風(fēng)險(xiǎn)，對Hg的評價(jià)為低風(fēng)險(xiǎn)。分析其原因是選取的兩個(gè)場區(qū)，重金屬Cd出現(xiàn)了一定程度累積，但其累積含量不高，考慮其總量和生物毒性，評價(jià)結(jié)果為中度-較強(qiáng)危害；當(dāng)土壤遭受重金屬Cd污染時(shí)，活性態(tài)Cd的含量明顯增加，因而RAC法的評價(jià)結(jié)果為高風(fēng)險(xiǎn)。選取場區(qū)重金屬Hg的實(shí)測含量略高于當(dāng)?shù)赝寥乐亟饘貶g的背景值，外源重金屬Hg進(jìn)入土壤中的含量甚微，重金屬Hg依舊以殘?jiān)鼞B(tài)為主，活性態(tài)含量較低，因此，RAC法的評價(jià)結(jié)果為低風(fēng)險(xiǎn)；但由于重金屬Hg具有較強(qiáng)的生物毒性，一旦進(jìn)入動植物體內(nèi)就會造成較大危害，所以潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法的評價(jià)結(jié)果為中等風(fēng)險(xiǎn)。綜上分析可知，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法能直觀反映重金屬在土壤中的富集信息和環(huán)境危害性，但其未考慮土壤重金屬的遷移特性和生物可利用性；RAC法利用形態(tài)分析來闡明重金屬在土壤環(huán)境中行為特性和生物有效性，但是忽略了重金屬的富集程度和生物毒性。因此，在進(jìn)行土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)時(shí)，綜合考慮土壤重金屬種類、累積程度、生物毒性和生物可利用性等參數(shù)指標(biāo)，才能更加科學(xué)準(zhǔn)確地地評估重金屬在土壤中的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

4 結(jié)論

(1)研究區(qū)土壤重金屬元素Cd、Pb、As、Hg總量均為中等變異系數(shù)，且重金屬元素Cd、Hg總量均超過了背景值，說明在人類活動影響下，場區(qū)周邊農(nóng)田重金屬元素Cd、Hg已經(jīng)出現(xiàn)了累積現(xiàn)象?；诳偭糠椒ㄔu價(jià)結(jié)果表明，兩個(gè)場區(qū)重金屬元素Pb、As基本沒有污染，對周邊環(huán)境無影響；重金屬元素Hg累積程度不高，但由于其具有較高的生物毒性，對周邊環(huán)境存在一定的危害；重金屬元素Cd具有較高的潛在生態(tài)危害，需采取相應(yīng)措施減輕重金屬Cd帶來的風(fēng)險(xiǎn)。

(2)分析研究區(qū)土壤重金屬賦存形態(tài)特征，重金屬元素Pb、As、Hg主要以殘?jiān)鼞B(tài)賦存，活性態(tài)含量相對較低；重金屬元素Cd的活性態(tài)含量占總量的40%～50%，殘?jiān)鼞B(tài)僅占總量的20%?；谛螒B(tài)方法的評價(jià)結(jié)果表明，兩個(gè)場區(qū)土壤重金屬元素Pb、As、Hg風(fēng)險(xiǎn)較低，對周圍環(huán)境影響不大；重金屬Cd元素具有較強(qiáng)的可遷移性和生物可利用性，容易被農(nóng)作物吸收，通過食物鏈威脅人體健康。

(3)根據(jù)選取的4種方法的評價(jià)結(jié)果對比分析，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法優(yōu)于修正單項(xiàng)污染指數(shù)法，RAC法的評價(jià)結(jié)果比RSP法更為合理。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法和RAC法兩種方法各有其局限性。因此，在進(jìn)行土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)時(shí)，綜合考慮重金屬種類、累積程度、生物毒性和生物可利用性等參數(shù)指標(biāo)，才能更加科學(xué)客觀的評估重金屬在土壤中的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。