摘要：為探究農(nóng)田土壤高風險重金屬的環(huán)境容量及風險演變的時空特征，以我國北方典型鉛污染農(nóng)田為研究對象，采用多種統(tǒng)計學方法綜合確定研究區(qū)土壤鉛的地球化學基線值，并將其作為該農(nóng)田的土壤環(huán)境背景值，以此計算土壤鉛的靜態(tài)環(huán)境容量，同時開展為期3 a的鉛污染修復(fù)過程中的現(xiàn)存環(huán)境容量以及生態(tài)和健康風險演變特征分析，并對最終修復(fù)效果進行評價。結(jié)果表明，經(jīng)過3 a修復(fù)，土壤中鉛含量超過350 mg·kg-1的點位占比清零，鉛土壤現(xiàn)存環(huán)境容量由修復(fù)前的203.09 kg·hm-2顯著增加至修復(fù)后的339.57 kg·hm-2，且采用原位鈍化技術(shù)與深翻耕結(jié)合的區(qū)域環(huán)境容量增加最為突出。根據(jù)風險評價結(jié)果，該農(nóng)田鉛污染潛在生態(tài)風險等級已降至低等級，同時健康風險也明顯降低，非致癌風險和致癌風險皆在可接受范圍內(nèi)。研究表明，經(jīng)過3 a修復(fù)，該農(nóng)田的鉛環(huán)境容量與風險水平均得到顯著改善，研究結(jié)果可為同樣受鉛污染農(nóng)田土壤的修復(fù)與安全利用提供一定參考。

關(guān)鍵詞：土壤；鉛；環(huán)境容量；風險評價；修復(fù)

中圖分類號：X53 文獻標志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）11-2583-12 doi：10.11654/jaes.2024-0848

農(nóng)田土壤重金屬污染問題及其所帶來的食品安全問題一直以來頗受關(guān)注[1]。我國于2014 年4 月發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，我國土壤總點位超標率為16.1%，其中污染以無機型（多為重金屬類）為主[2]。從2015年起至2018年結(jié)束的“全國農(nóng)用地土壤污染狀況詳查”也表明我國一些區(qū)域仍存在不容忽視的土壤重金屬污染問題。土壤污染問題由于存在潛伏性、滯留性、極難逆轉(zhuǎn)性、地域性等特征，其治理至今仍然很難快速見效[3]。

土壤環(huán)境容量是衡量區(qū)域土壤環(huán)境承載能力的關(guān)鍵指標，也是評估土壤重金屬污染狀況的基礎(chǔ)工具之一，在污染土壤修復(fù)與風險評估以及土壤環(huán)境質(zhì)量標準體系構(gòu)建方面有著重要作用[4]。土壤環(huán)境容量常被定義為在一定土壤環(huán)境單元，一定時限內(nèi)，遵循環(huán)境質(zhì)量標準，既能維持土壤生態(tài)系統(tǒng)的正常結(jié)構(gòu)與功能，保證農(nóng)產(chǎn)品的生物學質(zhì)量與產(chǎn)量，同時也不造成環(huán)境污染時，土壤能容納污染物的最大負荷量[5]。

土壤背景值和土壤污染物允許限值為土壤環(huán)境容量計算中最為關(guān)鍵的兩個參數(shù)，過去研究中多采用國家風險標準值或經(jīng)驗值確定[6-7]，而若根據(jù)實際情況采用土壤地球化學基線值作為背景值計算，則能更好地反映受污染農(nóng)田土壤環(huán)境容量變化情況并進行更為全面的農(nóng)田污染及修復(fù)效果評價。

土壤環(huán)境的生態(tài)和健康風險評價在土壤環(huán)境治理方面發(fā)揮著重要作用。我國對于土壤健康風險評價的研究于20世紀90年代開始起步，生態(tài)風險評價起步更遲[8-9]。目前，國內(nèi)外較常采用的風險評價方法有單因子污染指數(shù)法、地累積指數(shù)法、內(nèi)梅羅污染指數(shù)法、GIS地統(tǒng)計評價法、潛在生態(tài)危險指數(shù)法、健康風險評價法等[10]，各評價法皆有各自優(yōu)缺點以及適用范圍。同時地球化學基線值已被廣泛地應(yīng)用于土壤重金屬風險評價[11-12]，地球化學基線值不同于土壤背景值，它更好地確定且考慮了區(qū)域性人類活動對土壤的影響，能夠更為精準地用于局部地區(qū)的土壤風險評價[13]。已有研究表明我國農(nóng)田土壤重金屬含量空間分異特征明顯，鉛含量明顯高于背景值，受到不同程度的人為活動干擾[14]。因此對區(qū)域性高風險農(nóng)田土壤進行風險評價時確定地球化學基線值很有必要。

土壤修復(fù)對提升土壤環(huán)境容量起到了至關(guān)重要的作用。常見的農(nóng)田土壤修復(fù)技術(shù)有原位鈍化、植物活化移除、低積累品種篩選、農(nóng)藝措施調(diào)控、深翻耕以及多種技術(shù)組合修復(fù)等手段。在各修復(fù)技術(shù)中，原位鈍化技術(shù)的成本和修復(fù)時間較為適中，主要通過向土壤中加入鈍化材料與重金屬吸附或共沉淀來改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，從而降低重金屬的生物有效性和遷移性，減少作物對重金屬的吸收[15]。植物活化移除技術(shù)成本低但時間長，主要通過重金屬高積累植物將土壤中的重金屬富集到植物體后進行植株移除，從而達到修復(fù)污染土壤的目的[16]。

本研究以我國北方典型鉛污染農(nóng)田為研究對象，研究區(qū)域內(nèi)鉛儲量大且擁有鉛鋅企業(yè)污染排放背景，周圍農(nóng)田受到一定鉛污染。由于缺乏對此區(qū)域地球化學基線的研究，目前還沒有統(tǒng)一的客觀評價鉛污染的參考標準。本研究擬在確定該區(qū)域土壤鉛地球化學基線值的基礎(chǔ)上，對研究區(qū)鉛污染農(nóng)田經(jīng)3 a修復(fù)后的鉛污染狀況進行環(huán)境容量時空演變以及風險評估研究，并對修復(fù)效果進行評價，以期為類似鉛污染農(nóng)田土壤的修復(fù)與安全利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域為河南省某縣2 hm2 鉛污染農(nóng)田（34°05′～34°38′N，111°08′～111°49′E）（圖1）。該地區(qū)屬于典型的山區(qū)農(nóng)業(yè)縣、林業(yè)縣，屬溫帶大陸性季風氣候，四季分明，年平均氣溫13.9 ℃，日照2 006 h，年均無霜期212 d，年均降水量568 mm。由于歷史上的鉛鋅冶煉企業(yè)污染排放，研究區(qū)周邊農(nóng)田土壤存在一定的重金屬污染，但該地塊從2006年至今均為農(nóng)用地，未曾建設(shè)過工業(yè)企業(yè)。研究區(qū)農(nóng)田為堿性鉛污染農(nóng)田，農(nóng)作物類型主要為小麥和玉米，一年兩次輪作。在正式采取修復(fù)措施前，于2018年1月對土壤及農(nóng)作物進行采樣監(jiān)測，結(jié)果顯示土壤中鉛平均含量為345mg·kg-1，超過350 mg·kg-1的點位占比高達43.3%。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 15618—1995）規(guī)定的堿性農(nóng)田（pHgt;7.5）鉛二級環(huán)境質(zhì)量標準值350 mg·kg-1，本研究于2019年至2021年對該農(nóng)田進行為期3a 的修復(fù)工作，并確定土壤鉛修復(fù)目標限值為350mg·kg-1。

根據(jù)前期調(diào)研時農(nóng)田土壤鉛含量數(shù)據(jù)，農(nóng)田修復(fù)措施實施情況如下：對于表土鉛含量為170～350 mg·kg-1的受污染區(qū)域，采用直接種植鉛的低累積小麥品種；對于鉛含量大于350 mg·kg-1至500 mg·kg-1的污染區(qū)域，實施植物活化移除以及配合農(nóng)藝改良措施的聯(lián)合模式；對鉛含量大于500 mg·kg-1的區(qū)域，實施原位鈍化改良技術(shù)和深翻耕的修復(fù)技術(shù)。農(nóng)田具體修復(fù)分布如圖2所示，具體分為活化移除農(nóng)田技術(shù)應(yīng)用示范區(qū)（PE、PW），低累積品種及組合修復(fù)技術(shù)應(yīng)用示范區(qū)（M），低累積品種栽種示范區(qū)（D），原位鈍化改良技術(shù)示范區(qū)（SE、SW），農(nóng)藝措施示范區(qū)（NN、Y）以及對照組（CN、CS）。

1.2 土壤樣品采集

土壤樣品布點采樣采用《土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》（HJ/T 166—2004）中規(guī)定的方法，分別于2019年6月、2019年10月、2020年6月的小麥和玉米成熟后、大規(guī)模收割前采集土壤和小麥/玉米成對樣品，采樣網(wǎng)格間距約10 m，每季分別采集了138對成對樣品。2020 年10 月的玉米季采集樣品數(shù)量為60 對。2021年6月小麥季采集樣品數(shù)量為30對。2021年10月玉米季采集樣品數(shù)量為14對。

1.3 樣品分析方法

土壤總鉛含量依據(jù)《土壤質(zhì)量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T 17141—1997）前處理和《電感耦合等離子體質(zhì)譜法》（USEPA 6020A—2007）測定，土壤有效態(tài)鉛含量依據(jù)《土壤8種有效態(tài)元素的測定二乙烯三胺五乙酸浸提-電感耦合等離子體發(fā)射光譜法》（HJ 804—2016）測定，小麥/玉米/植物鉛含量依據(jù)《食品安全國家標準食品中多元素的測定》（GB 5009.268—2016）測定。

1.4 地球化學基線值確定方法

本研究擬采取數(shù)理統(tǒng)計法、迭代2 倍標準偏差法、相對累積頻率法（CFD）來共同確定鉛的土壤地球化學基線值。

數(shù)理統(tǒng)計法通過對原始數(shù)據(jù)進行分布檢測，若數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布則直接取算數(shù)平均值作為基線值，均值±2S（S 為標準偏差）為基線值變化范圍；若呈對數(shù)正態(tài)分布則取其幾何平均值作為基線值，幾何平均值乘以或除以2S（S 為幾何標準差）為變化范圍；當數(shù)據(jù)呈現(xiàn)不符合正態(tài)和對數(shù)正態(tài)分布的偏態(tài)分布情況時則選取中值作為該地基線值，中值±2S（S 為絕對中值差）為其變化范圍[17-18]。

使用迭代2倍標準偏差法確定地球化學基線值的主要步驟為對原始數(shù)據(jù)進行平均值和標準偏差（S）計算，將原始數(shù)據(jù)中不在平均值±2S 范圍內(nèi)的數(shù)值予以剔除，重復(fù)以上操作，直至剩余數(shù)據(jù)全部在范圍內(nèi)，此時，取剩余數(shù)據(jù)平均值作為基線值，取均值±2S 作為其基準值變化范圍[19]。

相對累積頻率法通過構(gòu)造累計頻率（Y軸）和元素含量（X軸）的十進制坐標分布曲線來確定基線值，一般取背景值上限拐點以下的所有含量點的平均值或中值作為區(qū)域元素基線值[20]。為了更精準地確定基線值，本研究采用改進的決定系數(shù)法來確定拐點，即依次計算各點與底端點的擬合曲線的決定系數(shù)[21]。若只有一個拐點，則取包括該拐點以下所有含量的平均值作為地球化學基線值。若存在兩個拐點，則比較拐點間數(shù)據(jù)趨勢與第一個拐點以下區(qū)域以及第二個拐點以上區(qū)域的相似性，若與第一個拐點區(qū)域以下相似，則取第一個拐點以下各點含量的平均值為基線值，若與第二個拐點以上區(qū)域相似，則取兩拐點之間各點含量的平均值為基線值[22]。

1.5 土壤鉛容量計算及風險評價方法

本研究在確定鉛地球化學基線值的基礎(chǔ)上采用土壤環(huán)境靜態(tài)容量分析、單因子指數(shù)法，內(nèi)梅羅污染指數(shù)法、潛在生態(tài)危害指數(shù)法以及健康風險評估模型來評價土壤鉛污染狀況，同時對2019年至2021年土壤鉛修復(fù)效果進行評價。

（1）土壤環(huán)境容量分析

通過計算3 a土壤環(huán)境容量來揭示修復(fù)手段對土壤的整體作用效果，計算公式如下：

（2）單因子污染指數(shù)評價

（3）內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評價

（4）潛在生態(tài)危險指數(shù)法評價

該方法在考慮重金屬含量的同時，綜合考慮了重金屬的生態(tài)、環(huán)境以及毒理學效應(yīng)[23-24]。計算公式為：

（5）健康風險評估方法評價

本研究采用USEPA提出的健康風險評價模型中的單因子非致癌危險指數(shù)[27-28]和單因子致癌危險指數(shù)為3 a鉛污染修復(fù)效果進行健康風險評價。通過經(jīng)口攝入農(nóng)作物與土壤顆粒物、皮膚接觸土壤顆粒物以及呼吸道進入土壤顆粒物這3種常見暴露途徑，分別對成人（gt;12歲）和兒童（6～12歲）的健康風險做出評價，其表達式如下：

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

使用SPSS 24.0對樣品數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計和分析，使用Origin 2021和ArcMap10.8制圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤鉛污染狀況

研究區(qū)在3 a修復(fù)過程中農(nóng)田土壤鉛含量變化如表4所示。由表4可知，經(jīng)過3 a修復(fù)，土壤鉛含量顯著降低，土壤鉛含量平均值由259.74 mg·kg-1 降至199.08 mg·kg-1。與本研究區(qū)預(yù)期修復(fù)土壤鉛含量限值350 mg·kg-1 相比，經(jīng)過3 a修復(fù)，土壤超標率也有大幅度下降，由2019年超標率14%左右降至2020年超標率3%左右，并于2021年超標率清零，即農(nóng)田鉛含量達到預(yù)期修復(fù)水平。

2.2 地球化學基線值確定

以2019年6月的土壤鉛含量為基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，分別采用數(shù)理統(tǒng)計法、迭代2倍標準偏差法和相對累積頻率法計算研究區(qū)的地球化學基線值。首先，用數(shù)理統(tǒng)計法對原始數(shù)據(jù)進行正態(tài)分布檢測，發(fā)現(xiàn)土壤鉛含量數(shù)據(jù)屬于偏態(tài)分布，因此使用中值表示其基線值為（224.99±110.50）mg·kg-1。隨后，用迭代2倍標準偏差法將土壤鉛含量原始數(shù)據(jù)經(jīng)過3次迭代，發(fā)現(xiàn)剩余數(shù)據(jù)已皆位于平均值±2S 范圍內(nèi)，從而由該法得出基線值為（214.45±112.82）mg·kg-1。最后，采用相對累積頻率法確定農(nóng)田鉛的土壤地球化學基線值，通過改進的決定系數(shù)法確定拐點為第116個樣點序數(shù)（圖3）。對拐點以下所有含量數(shù)據(jù)點進行對數(shù)轉(zhuǎn)換，然后進行線性擬合并進行單樣本K-S檢驗，結(jié)果滿足決定系數(shù)（R2）大于0.9，符合正態(tài)分布的條件，說明其符合拐點要求。通過繪制的相對累積頻率曲線可計算得到該農(nóng)田鉛的土壤地球化學基線值為214.45 mg·kg-1。

3種統(tǒng)計學方法所得基線值大小順序為相對累積頻率法=迭代2倍標準偏差法lt;數(shù)理統(tǒng)計法，這可能是由相對累積頻率法與迭代法對原始數(shù)據(jù)異常值的剔除導(dǎo)致。3種方法所得基線值相差不大，說明對基線值確定研究有效，本文采用3種方法所得的基線值均值217.96 mg·kg-1作為該農(nóng)田地球化學基線值，用于后續(xù)風險評價。

2.3 土壤環(huán)境現(xiàn)存容量變化

以土壤地球化學基線值作為土壤背景值對農(nóng)田土壤靜態(tài)容量水平進行計算（公式1），得到靜態(tài)環(huán)境容量參考值為297.09 kg·hm-2，將該值作為農(nóng)田修復(fù)前的靜態(tài)環(huán)境容量參考值，對污染農(nóng)田修復(fù)后的現(xiàn)存環(huán)境容量進行修復(fù)效果評價。

土壤重金屬鉛的環(huán)境容量在3 a間發(fā)生了顯著性改善（圖4），由2019年6月現(xiàn)存容量203.09 kg·hm-2逐步變化至190.80 kg·hm-2（2019 年10 月）、306.84 kg·hm-2（2020 年6 月）、340.78 kg·hm-2（2020 年10 月）、319.25 kg·hm-2（2021年6月）和339.57 kg·hm-2（2021年10月），現(xiàn)存容量已高于2019年6月土壤鉛地球化學基線值水平（217.96 mg·kg-1）下所計算的土壤總環(huán)境容量（297.09 kg·hm-2），說明通過修復(fù)農(nóng)田土壤的環(huán)境容量得到極大提升，現(xiàn)存環(huán)境容量已經(jīng)高出修復(fù)前土壤的最大鉛污染負荷能力，土壤的納污能力得到顯著提高。

為進一步說明不同修復(fù)手段的土壤修復(fù)效果強弱性，對2019年至2020年間不同修復(fù)區(qū)域的土壤環(huán)境現(xiàn)存容量進行進一步計算。由分區(qū)計算結(jié)果（圖5）可以看出，SE和SW區(qū)域修復(fù)效果最為顯著，尤其是SE 區(qū)域環(huán)境現(xiàn)存容量由-58.24 kg·hm-2 增至298.03 kg·hm-2。究其原因，SE區(qū)域由于在第一年小麥季修復(fù)措施后仍存在較重污染，于2019年10月采取深翻耕措施，使得表土鉛污染得到一定程度的稀釋或隔離。同時，修復(fù)過程中土壤pH值的降低對土壤鉛賦存形態(tài)存在影響，以及考慮到長期性的土壤自凈能力，使得該區(qū)域土壤鉛污染得到大幅度改善。

除NN 區(qū)域外的所有修復(fù)區(qū)都屬于環(huán)境現(xiàn)存容量正增長區(qū)，而NN區(qū)域環(huán)境現(xiàn)存容量在前兩年中也都連續(xù)正增長，只是在2020年10月的結(jié)果中出現(xiàn)負增長狀況（圖5）。這可能是因為2020年10月的采樣根據(jù)2019年的采樣情況進行了適當調(diào)整，減少了對低污染區(qū)域的采樣量，且主要針對修復(fù)1 a后土壤鉛含量仍相對較高的區(qū)域進行采樣驗證，從而使得采樣所得結(jié)果存在一定的不確定性，具體原因需進一步探明，若情況屬實，后續(xù)需進行修復(fù)技術(shù)調(diào)整。

綜上可見，原位鈍化改良技術(shù)與深翻耕結(jié)合的修復(fù)手段對研究區(qū)農(nóng)田土壤修復(fù)效果最好，是最適用的修復(fù)手段。

土壤環(huán)境現(xiàn)存容量與土壤鉛含量密切相關(guān)，鉛含量變化常受到土壤理化性質(zhì)的影響，因此對土壤理化性質(zhì)分布情況進行反距離權(quán)重插值計算（圖6）且與環(huán)境現(xiàn)存容量（圖4）進行相關(guān)性分析。由2019 年6月結(jié)果可明顯看出，土壤環(huán)境現(xiàn)存容量空間分布與土壤理化性質(zhì)以及有效鉛分布情況之間存在一定規(guī)律。就土壤pH值分布情況而言，該農(nóng)田土壤初始pH值介于7.49～8.35 之間，屬于偏堿性土壤，3 a修復(fù)措施使土壤pH值由8.05降至7.01，土壤堿性明顯減弱，土壤pH值空間分布情況與每個時間段的土壤現(xiàn)存環(huán)境容量及多年間容量變化的空間格局均存在一致性，且相關(guān)性分析表明二者存在顯著相關(guān)性（Plt;0.01）。這表明在該農(nóng)田開展的多種土壤修復(fù)技術(shù)，如添加鈍化材料或調(diào)理劑等，使得該農(nóng)田土壤pH值降低，該變化可能會改變土壤中鉛的賦存形態(tài)、吸附解吸以及溶解度，從而影響土壤中的鉛含量，同時也會間接產(chǎn)生土壤鉛環(huán)境現(xiàn)存容量的變化（圖4）。就土壤有機質(zhì)而言，該區(qū)域有機質(zhì)含量均值為22.83 g·kg-1，總體波動不大，所以對研究區(qū)域環(huán)境容量影響不大，但從圖中可以看出有機質(zhì)含量較高值點處的土壤環(huán)境容量較其余區(qū)域更小，這可能是因為鉛受有機質(zhì)絡(luò)合、螯合作用較強，使其在有機質(zhì)較高區(qū)存在富集現(xiàn)象，同時也存在受其他理化性質(zhì)共同影響的原因，具體機理還需進一步探討。就土壤有效鉛含量分布情況而言，雖然其與環(huán)境容量相關(guān)性不顯著，但由圖6可以看出，有效鉛含量越高的區(qū)域相對土壤環(huán)境容量越小，根據(jù)環(huán)境容量計算公式間接表明土壤有效鉛分布情況與土壤總鉛含量分布情況大體一致。綜上，pH值為該農(nóng)田土壤鉛含量變化的最顯著影響因素。

2.4 土壤重金屬鉛風險評價

分別通過單因子污染指數(shù)、內(nèi)梅羅污染指數(shù)和潛在生態(tài)危險指數(shù)對研究區(qū)土壤鉛的生態(tài)風險進行評價（表5）。從研究區(qū)單因子污染指數(shù)來看，經(jīng)過3 a修復(fù)，土壤鉛污染指數(shù)平均值由1.19降至0.91，表明研究區(qū)土壤由輕微污染轉(zhuǎn)為清潔，污染狀況得到相對改善。從內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)來看，指數(shù)顯著下降，由4.47降至1.09，表明土壤污染等級由原本的重度污染降為輕度污染。從土壤中鉛的潛在危險指數(shù)來看，根據(jù)依實際情況重新定義的單因子生態(tài)風險分級標準可以發(fā)現(xiàn)該農(nóng)田鉛潛在危險指數(shù)由5.96降至4.57，表明研究區(qū)生態(tài)風險等級已由中等等級轉(zhuǎn)化為低等級。以上3種土壤重金屬風險評價方法皆表明對于該農(nóng)田開展的為期3 a的修復(fù)效果良好，其中采用內(nèi)梅羅污染指數(shù)法進行的風險評價最為直觀。土壤污染等級由原本的重度污染降為輕度污染，修復(fù)工作顯著改善了該農(nóng)田土壤中鉛污染生態(tài)風險評價等級。針對仍然存在的輕微污染情況，后續(xù)還需進一步關(guān)注。

2.5 土壤與農(nóng)作物中重金屬鉛的健康風險評估

根據(jù)《食品安全國家標準食品中污染物限量》（GB 2762—2022），小麥和玉米鉛含量均不得超過0.2mg·kg-1。小麥鉛含量結(jié)果（圖7）顯示，2019年6月該農(nóng)田小麥鉛含量存在9.5%的點位超標現(xiàn)象，玉米鉛含量則遠小于標準限值。經(jīng)過3 a修復(fù)，該農(nóng)田小麥鉛含量超標問題得到大幅改善，至2021年該農(nóng)田小麥鉛含量采樣最高值為0.084 mg·kg-1，已全部低于標準限值。這說明3 a修復(fù)很好地抑制了小麥對土壤中鉛的富集，作物安全得到保障。圖7中同時展示了使用活化移除技術(shù)修復(fù)區(qū)域的多種富集植物鉛含量分布情況，該技術(shù)顯示出富集植物良好的活化移除效果，對提升環(huán)境容量和降低風險起到關(guān)鍵作用。

土壤和農(nóng)作物中鉛經(jīng)3種暴露途徑對成人和兒童所產(chǎn)生的健康風險指數(shù)變化狀況如表6所示，由于缺少吸入致癌傾斜因子，且皮膚接觸和口攝入途徑為主要暴露途徑，所以本研究對于致癌危險指數(shù)的計算不包括呼吸進入的暴露風險。

小麥鉛含量在2019年存在超標情況，需要重點關(guān)注，因此本研究基于3 a的小麥鉛含量變化對2019年至2021年兒童和成人的非致癌危險指數(shù)時空變化情況進行反距離權(quán)重計算，結(jié)果清晰反映了非致癌危險指數(shù)的減弱情況（圖8）。從計算結(jié)果可以看出2019年至2021年成人和兒童的非致癌危險指數(shù)均小于1，表明理論上土壤和農(nóng)作物經(jīng)口途徑對人類健康危害不大，但從非致癌危險指數(shù)值可明顯看出兒童鉛非致癌風險比成人嚴重得多。2019年兒童鉛非致癌危險指數(shù)已經(jīng)接近1，表明若不進行即時修復(fù)，在不久后很可能存在非致癌風險。經(jīng)過3 a修復(fù)，至2021年，兒童鉛非致癌危險指數(shù)降至0.71，兒童鉛非致癌風險減少；成人非致癌危險指數(shù)由0.24降至0.17，健康風險進一步降低，修復(fù)效果顯著。同時，通過2019年至2021年該地區(qū)的致癌危險指數(shù)情況可以看出，成人和兒童的鉛致癌風險皆顯著減小，成人鉛致癌風險比兒童小得多，目前不存在致癌風險，但兒童鉛致癌風險經(jīng)3 a修復(fù)后雖然顯著減少卻仍存在一定風險，還需繼續(xù)關(guān)注。

3 結(jié)論

（1）經(jīng)過3 a修復(fù)，研究區(qū)土壤鉛污染得到顯著改善，土壤鉛含量均值已由259.74 mg·kg-1 降至199.08mg·kg-1，鉛含量超過350 mg·kg-1 的位點占比也由14.49%降至0。分區(qū)修復(fù)環(huán)境現(xiàn)存容量變化表明使用原位鈍化和深翻耕技術(shù)進行修復(fù)的區(qū)域效果最為顯著。

（2）由多種統(tǒng)計學方法確定該區(qū)域地球化學基線值為217.96 mg·kg-1。重金屬鉛土壤環(huán)境現(xiàn)存容量從203.09 kg·hm-2增加至339.57 kg·hm-2，已高于2019年6月土壤鉛地球化學基線值水平下的土壤環(huán)境靜容量（297.09 kg·hm-2）。

（3）該農(nóng)田土壤重金屬鉛污染已由重度污染降為輕度污染，潛在生態(tài)風險等級也由中等等級轉(zhuǎn)化為低等級。作物超標率清零，對于成人和兒童皆不存在非致癌風險，兒童致癌風險處于可接受范圍，環(huán)境風險得到顯著改善。

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