Element geochemistry of selenium-enriched soil and its main sources in Jiangsu Province
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摘要:
有关生态地球化学调查工程的成果应用已经受到高度关注。本文以江苏区域生态地球化学调查工程所获取的土壤、岩石等元素含量数据为基础，探讨了富硒土壤的分布特点、元素地球化学特征、物质来源与成因类型。研究结果显示：（1）全省富硒土壤的Se含量一般介于0.3~15 mg/kg，同时伴有S、TOC、Zn、Sb、Cd、Pb、As、Cr、Ni、Fe等相对富集；（2）富硒土壤可分为原岩风化残积型、煤矸石风化迁移型、湖相沉积型、粉煤灰型、污染叠加型、多金属矿化伴生型等6个成因类型，以产于苏南酸性土壤环境的原岩风化残积型富硒土壤利用价值最高，该类富硒土壤也是天然富硒农产品的主要产地；（3）富硒土壤物质来源具有多源复合性，表现为先天性物质来源（自然）、后天性物质来源（人为）及复合性物质来源（自然与人为叠加）等3种形式；（4）在先天性物质来源所形成的富硒土壤中，Se与S、TOC等呈显著正相关性，且Cd、Zn、Pb、As等未超标，富硒土壤厚度不受耕作层限制、深度可超过2 m。
Abstract:The problem of how to use geological results or data, especially from the eco-geochemical survey engineering, has been an issue attracting extensive attention since the 21th Century. By studying the regional eco-geochemical survey and some petrogeochemical survey data of Se distribution in soil, the authors investigated and summarized relevant selenium-rich soil space distribution characteristics in Jiangsu Province, element geochemistry, material sources and genetic types, and some other problems. The main research results are as follows:1) The proportion of selenium-enriched soil is less than 3% in Jiangsu Province, and Se concentration in the selenium-enriched soil is generally 0.3-15.0 mg/kg. In addition, ,there are restively higher element values of S, TOC (total organic carbon), Zn, Sb, Cd, Pb, As, Cr, Ni, Fe, etc., in the soil; 2) the above selenium-enriched soil can be divided into 6 genetic types, i.e., the original rock weathering residual type, coal gangue weathering migration type, local lacustrine sediments Se-rich type, coal flyash type, superposition type of some heavy metals pollution, and polymetallic mineralization associated type. Meanwhile, the utilization values of the original rock weathering residual type selenium-rich soil are the highest and it is mainly from acid soil environment in southern Jiangsu Province, and this type Se-rich soil is the main production area of Jiangsu's natural selenium-rich agricultural products; 3) the material sources present multi-origin compound attributes in the Se-rich soil, and they are manifested as three main material forms in the Se-rich soil, namely the congenital materials sources of natural origin, acquired materials sources of man-made origin, and compound materials sources of natural and man-made common origin; 4) there exist significant positive correlation between Se and S, TOC, etc., in the Se-rich soil formed by congenital materials sources of natural origin, and the values of some heavy metals such as Cd, Zn, Pb and As rarely exceed the standards of national farmland security utilization in this kind of Se-rich soil. Moreover, the category or thickness of this kind of Se-rich soil are not restricted by the cultivated layer, and the most thick soil of Se-rich areas can exceed 2 meters in depth.
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1. 引言
土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一，随着工业化、城镇化的发展，土壤重金属污染日益严重（蔡奎等，2016）。土壤中的重金属较难迁移，具有残留时间长、隐蔽性强、毒性大等特点（韩春梅等，2005），其可能通过食物链、呼吸吸入、皮肤接触等多种途径间接被人体吸收，对人体健康和生态安全形成威胁（Olawoyin et al., 2012）。2014年《全国土壤污染状况调查公报》显示，中国土壤总点位超标率为16.1%，污染类型以重金属为主，如何合理地利用这些土地是中国土地资源管理面临的重要问题之一。
欧美、日本等发达国家工业化活动早于中国，快速发展的工业也使其发生了一系列的污染事故，以这些事件为起因，各地分别制定一系列的法律法规、技术指南以及土壤的筛选值和修复的目标值等用于土壤污染防治（周芳等，2014；陈卫平等，2018；王莹等，2018）。中国土壤污染防治工作起步较晚，随着《土壤污染防治法》的颁布，正式迈入执法有据、管理有章、标准可循的阶段，但也需要在执行的过程中对法律和标准进行不断地修订和完善（夏家琪，2019）。土壤重金属污染评价技术方法目前较为常用的有单因子指数、内梅罗综合指数、地质累积指数、潜在生态风险和健康风险评价。单因子指数和地质累积指数评价通过选取重金属参比值计算指数来表征污染程度（李如忠等，2013；赵庆令等，2015），潜在生态风险和健康风险评价则注重反映重金属的污染风险（谷阳光等，2017；吴劲楠等，2018）；由于评价方法多样，参比值不同，在重金属污染评价过程中往往会呈现出不同的结果（於嘉闻等，2017；徐夕博等，2018；王立婷等，2020），因此，对土壤污染进行科学评价是推动中国土壤污染防治更快更好发展的基础。本次以雄安新区某金属冶炼区为重点研究区，该地区经长期的非法冶炼，造成周边土壤有不同程度的重金属超标（马震等，2021），土壤污染状况已经成为制约雄安新区高标准建设的因素之一。本文通过重金属单因子指数、地质累积指数、潜在生态风险及健康风险评价等方法系统评价研究区土壤重金属的污染程度及风险情况，并展开讨论，为雄安新区科学管理污染土壤以及完善土壤污染的评价体系提供技术支撑。
2. 材料与方法
2.1 研究区概况与样品采集
研究区位于雄安新区安新县。安新县位于河北省中部，县境东与雄县、任丘相连，南与高阳接壤，西与清苑、徐水交界，北与容城毗邻。研究区具有100多年的发展历史，在发展的过程中逐步形成了集回收、电解、线缆加工、精密仪器制造于一体的完整产业链，成为华北地区最大的废旧有色金属集散地。该区地形地貌为冲积洼地平原，地势低平，土壤类型以潮土为主。研究区属暖温带季风型大陆性半湿润半干旱气候，多年平均气温12.7℃，多年平均降水量为478 mm，多年平均蒸发量为1762 mm（李海涛等，2021）。
本次研究共采集了541件土壤样品，采样深度为0~20 cm。为提高采样点的样品代表性，在采样点周围20 m内根据地块形状采用“梅花”形或“S”形布设4处子采样点，均匀混合成一个样品。采样时避开公路、田埂、水沟、肥料堆等特殊部位。土壤样品原始重量大于1000 g，样品在阴凉处悬挂在样品架上自然风干，木棒敲碎碾压，土样全部通过2 mm尼龙筛，研究区点位分布见图 1。
2.2 样品分析方法
样品的分析测试工作由河北省地质实验测试中心完成。土壤样品中的Hg、As采用原子荧光光谱法（Atomic Fluorescence Spectrometry）测试，使用的原子荧光光度计为北京海光仪器有限公司生产的AFS-230型；Pb、Cd、Cu、Zn、Ni、Cr采用电感耦合等离子体质谱法（Inductively Coupled Plasma-Mass Spectrometry）测试，使用的电感耦合等离子体质谱仪为由美国安捷伦科技有限公司生产的Agilent 7700x型；pH采用玻璃电极法（Glass Electrode Method）测试，酸度计采用上海康仪仪器有限公司生产的PHS-3C型。元素的分析采用重复样以及国家一级标准物质进行质量监控，分析数据报出率、准确度和精密度合格率均达到100%。
2.3 重金属评价方法
2.3.1 单因子指数及内梅罗综合污染指数评价
采用单因子指数法对研究区重金属污染程度进行单元素评价，并用内梅罗综合污染指数反映多种污染物的综合污染水平，两者的计算公式分别为：
(1) 
(2) 式（1）中Pi为重金属i的单因子污染指数；Ci为重金属i的含量值；CSi为重金属i的土壤污染风险筛选值。式（2）中Pn为综合污染指数；Pimax、Piave分别为单因子污染指数中的最大值以及众单因子污染指数的算术平均值。单因子及内梅罗综合污染指数的分级见表 1。
表 1 单因子及内梅罗综合污染指数的分级原则Table 1. Principle of grading for single pollution index and Nemerow synthesis pollution index
2.3.2 地质累积指数评价
采用德国科学家Muller（1969）提出的地质累积指数法，评价土壤重金属的污染水平，计算公式为：
(3) 式中，Igeo为重金属i的地质累积指数；Ci为土壤中重金属i的实测值；Si为参比值，根据保定市东部地区1∶5万土地质量地球化学调查数据计算确定土壤背景值（Cu=42.3 mg/kg、Zn=114.65 mg/kg、As=14.75 mg/kg、Cd=0.44 mg/kg、Cr=76.24 mg/kg、Hg=49.88 μg/kg、Ni=36.85 mg/kg、Pb=37.28 mg/kg）；k为修正系数，一般为1.5。根据Forstner（1993）提出划分标准对地质累积指数Igeo进行重金属污染评价等级划分，划分标准见表 2。
表 2 地质累积指数污染程度划分标准Table 2. Classification standard for geological accumulation index indicating degree of pollution
2.3.3 生态风险评价
采用Hakanson（1980）潜在生态危害指数法评价研究区土壤重金属生态风险，该方法根据重金属性质及环境行为特点，从沉积学角度对土壤或沉积物中重金属污染进行评价，考虑土壤重金属含量的同时，将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起。式中，Cfi为某一金属的污染指数；Ci为土壤中某重金属的实测值；Cni为某重金属参比值，同样采用保定市土壤重金属背景值；Eri为单项重金属潜在生态风险指数；Tri为某重金属的毒性响应参数，各重金属毒性系数为：Cd=30、Cu=5、Pb=5、Ni=5、Cr=2、Zn=1、As=10、Hg=40（Hakanson, 1980；徐争启等，2008）; RI为总的潜在生态风险指数。根据Eri和RI，将单因子潜在生态危害和总潜在生态危害进行分级（鲍丽然等，2020），分级标准见表 3。
(4) 表 3 潜在生态风险评价和风险程度分级标准Table 3. Classification standard for potential ecological risk index and degree of pollution of heavy metals
2.3.4 健康风险评价
重金属对人体的主要暴露途径有经口摄取、皮肤接触和吸入接触三种，表层土壤健康风险评价旨在评估人体在全面接触重金属后的致癌和非致癌风险（Qing et al., 2015），评价模型包括危害识别、暴露评估、毒性评估和风险表征四个主要组分（Praveena et al., 2015），土壤中的重金属可通过以上三种主要暴露途径对人体产生健康危害，参照中国环境保护部发布的《污染场地风险评估技术导则》（国家环境保护总局，2014），美国环保署发布的超级基金风险评价指南（EPA, 1989；1996；2002），以及其他前人研究（Ferreira-Baptista et al., 2005；Mehr et al., 2017）确定三种暴露途径的平均每日剂量(ADD)的计算公式（5）~（9），式中参数含义及参考值见表 4及表 5。
(5) 
(6) 
(7) 
(8) 
(9) 表 4 健康风险评价模型暴露因子参数Table 4. Exposure factor parameters of health risk assessment model
表 5 土壤重金属不同暴露途径的RfD和SFTable 5. RfD and SF values for different types of exposure of heavy metals in soil
Ci为实测的土壤中重金属i的浓度（mg/kg），HQi为重金属i在不同暴露途径下非致癌指数的总和，HI为所有元素的非致癌指数总和，当HQ或HI＜1时，表示无非致癌健康风险；反之则表示存在潜在的非致癌健康风险，且值越大，风险越高。CRi为重金属i在不同暴露途径下的致癌风险指数总和，美国环保署推荐的CR的土壤治理标准为10-6，但根据前人研究，该标准过于严格，部分学者认为10-4~10-6均为可接受风险范围（Wu et al., 2015），本文依照10-4对致癌风险进行判断，当CR>10-4，表明土壤中的重金属有很大可能会对人体造成致癌风险。
2.4 数据处理
使用SPSS 19对数据进行统计参数计算、主成分分析，使用Origin 9.0制作箱式图，使用泛克里格插值方法对各组分因子得分和1∶25万多目标区域地球化学调查Al2O3数据进行插值，并用ArcGIS 10.2制作分布图。
3. 结果与讨论
3.1 土壤重金属含量特征
结果表明研究区土壤pH值介于7.77~9.30，总体呈碱性。Cr和Ni的含量变化范围较小，变异系数分别为0.125和0.147，平均含量分别为81.30 mg/kg和40.31 mg/kg；Cu、Zn、Cd、Pb、As、Hg的平均含量分别为87.81 mg/kg、167.37 mg/kg、0.92 mg/kg、76.87 mg/kg、23.69 mg/kg和0.0725 mg/kg（表 6）。
表 6 土壤重金属参数统计(mg/kg)Table 6. Parameter statistics of heavy metals in soil (mg/kg)
土壤重金属的来源主要有自然和人为两种，自然来源与成土母质有关，而人为来源主要受到人为扰动方式和强度的影响，主成分分析可以作为判别重金属来源的有效手段（张俊等，2017）。本文对研究区土壤重金属元素进行旋转主成分分析，共提取了3个因子，累积率达到79.05%，各因子的组成成分及贡献率见表 7，三个因子的贡献率大致相近。
表 7 主成分分析结果Table 7. Results of principal component analysis
第一因子为Cu、Zn、Cd、Pb的正载荷；第二因子为Cd、As、Hg的正载荷；第三因子为Cr、Ni的正载荷。对各因子的因子得分进行分析研究，不同因子在研究区的空间分布形态见图 2。结果显示第一因子（Cu、Zn、Cd、Pb）主要分布于研究区西部和西南部，该区域村庄密集，由于缺乏管理，大多数村庄均使用土法进行金属冶炼作业，冶炼的金属种类多以铅、锌、铜为主，Cd与冶炼活动关系密切，因此形成了这一组分在该区域的高值特征，这与黔西北锌冶炼区土壤污染的特征一致（余志等，2019）。第二因子（Cd、As、Hg）高值区主要分布于研究区东南部，该处位于唐河污水库北部，周边为一大型铜冶炼厂。唐河污水库从20世纪70年代到2017年间一直用于截流排入白洋淀的工业污水，期间有大量的冶炼废渣、工业污水、生活垃圾倾入其中，因此唐河污水库中含有大量的污染物，在这种环境下，Cd、Hg、As可向下迁移引起地下水污染（郑顺安等, 2013, 2017），周边农田灌溉时使用了受污染的地下水，污染物随之迁移至地表土壤，在碱性土壤及地表氧化的条件下，污染元素被吸附发生富集（严怡君等，2017），其他点状分布则同样与冶炼相关；第三因子（Cr、Ni）主要分布于研究区镇西侧以及东南侧，低值区以东北—西南向条带状展布，从含量上来看，这两个元素与背景值较为接近，从分布上来看，其高值区与1∶25万多目标区域地球化学调查Al2O3高值区分布较为相似，Al2O3主要存在于黏土矿物中，黏土矿物颗粒较细（马雪梅等，2020），王昌宇等（2019）对饶阳县土壤研究发现在第四纪冲洪积物区Al2O3高值区主要分布在低洼地区，该区域的Cr、Ni、Cu、Pb等微量元素同样呈现高值特征，主要是由于黏土矿物对Cr、Ni等元素具有较强的吸附作用，因此这一组分代表了自然成土背景。
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图 2 主成分分析因子得分及Al2O3分布图Figure 2. Distributions of scores of principal component analysis and Al2O3 concentration3.2 土壤重金属污染程度
土壤重金属污染程度的确定主要是通过与参比值进行对比，无论是单因子指数还是地质累积指数，在其计算的过程中选取参比值是至关重要的一环。本文以土壤污染风险筛选值作为单因子评价的参比值主要是从土地分类管理角度出发，确定污染元素超过筛选值的情况，而选用保定东部土壤背景值作为地质累积指数评价的参比值主要是观测研究区重金属的富集情况。
研究区土壤重金属单因子指数、内梅罗综合指数及地质累积指数评价的统计结果见表 8。据图 3显示同土壤污染风险筛选值相比，Cr、Ni、Hg的污染程度较低，其中Cr、Ni 100%无污染，Hg仅有1件样品为轻度污染，其余样品均无污染；其他元素的超标比例大小顺序为Cd>As>Cu>Zn>Pb，分别为67.1%、47.5%、23.7%、5.9%和4.6%，超标比例最高的Cd，其中、重度污染的比例合计为19.4%；对土壤进行内梅罗综合指数评价，结果显示54%的样品达到了污染水平，中度、重度污染比例分别达8.1%和4.3%。
表 8 土壤重金属污染单因子指数及地质累积指数分级Table 8. Grading of single pollution index and geological accumulation index of heavy metal pollution of soil
同单因子污染指数评价结果相似，Cr、Ni依旧为研究区地质累积指数污染水平较低的两种元素，无污染比例分别为100%和99.8%，但Hg在地质累积指数评价结果中25.1%的样品存在超标现象，其中10.2%的样品污染水平为极重污染，这表明研究区的Hg元素虽然并未超过土壤风险筛选值，但存在较大程度人为源输入，而Cr、Ni均以自然成土成分为主，人为源输入较少，这与主成分分析的结果一致。如图 4所示，有大量样品的Cu、Cd、Zn、Pb、As元素含量超过了土壤背景值，其中部分样品达到了极重污染水平，Cu、Cd、Zn、Pb、As元素极重污染比例分别为13.5%、10.2%、9.1%、10.9%和17.2%。
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图 4 地质累积指数箱式图Figure 4. Box-plot of geological accumulation index of heavy metals in soil从两种评价方式的结果发现当背景值与土壤风险筛选值相近时，评价结果差异较小；当背景值远小于土壤污染风险筛选值时，则需要地质累积指数法识别人为污染。从土地管理角度来讲，通过与土壤污染风险管控值对比是较为直观的评价方式，但在部分地区土壤中重金属元素的背景值往往偏高，与人类活动无关，这些超标土壤在修复治理的过程中并不能降低土壤中元素的总量，仅能通过降低其活性的方式来降低其危害性；而如本区的Cu、Cd、Zn、Pb、As，这些元素的污染是由人为活动引起的，在进行修复治理时首先要隔绝污染源，然后再进行治理，因此对污染土地的管理不应只注重是否超过土壤污染风险筛选值，应与土壤背景值结合确定重金属的富集成因。
3.3 土壤污染风险评价
土壤污染风险评价是指土壤中污染物对周边环境或人体产生危害的可能性，潜在生态风险评价注重的是污染物造成生态系统功能损失的可能性及程度，而健康风险评价的目标为人体，是导致人出现疾病、伤残以及造成健康损失的可能性。从定义上来看，人体健康风险评价更适合用在与人类生活密切相关的城市以及农田生态系统，而潜在生态风险评价则更适合其他生态系统。
研究区土壤重金属元素潜在生态风险评价结果（图 5）显示：Cr、Zn、Ni的潜在生态风险指数均小于40；其次较低的为Cu、Pb、As，轻微生态风险样品所占的比例分别为99.1%、98.9%、97.0%，另有5件样品中Cu为中等生态风险，1件样品中Cu为强生态危害，4件样品中Pb为中等生态危害，1件样品中Pb为很强生态危害，10件样品中As为中等生态危害，4件样品中As为强生态危害，2件样品中As为很强生态危害。Cd和Hg在研究区具有较高的生态危害性，Cd的潜在生态风险为中等—强生态危害等级的样品占65.2%，很强—极强生态危害等级的占2.8%，Hg的潜在生态风险为中等—强生态危害等级的样品占71.3%，很强—极强生态危害等级的占2.6%。根据以上结果可以发现，在污染水平上，研究区多数土壤样品Cu、Zn、As、Pb等元素含量高于背景值和筛选值，但其生态危害性却较低，这主要是由于这些元素对生态系统的毒性较低，Cd、Hg生态危害性较高的原因一方面是由于人为活动产生了累积（从地质累积指数评价结果可知），另一方面是由于两者的毒性系数要远高于其他元素。
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图 5 土壤重金属的潜在生态风险等级图Figure 5. Potential ecological risk classification of heavy metals in soil研究区土壤的人体健康风险评价结果见表 9和表 10。非致癌风险评价结果显示儿童的风险性要大于成人，在不同的暴露途径中，经口摄入的风险性要大于其他途径，吸入的风险性最低。不同元素平均非致癌风险（HQ）的大小顺序为As>Cr>Pb>Cu>Ni>Cd>Zn>Hg；从最大值看，仅As和Pb的非致癌风险指数超过1，儿童和成人的As非致癌风险指数平均值分别为0.96和0.13，在采集的541件样品中，有111件样品的As对儿童的非致癌风险为不可接受，比例达20.5%，As对儿童存在较大非致癌风险；3件样品的As对成人的非致癌风险为不可接受，比例为0.6%。儿童和成人的Pb非致癌风险指数平均值分别为0.27和0.038，各有5件和1件样品超过非致癌风险的可接受范围。儿童的非致癌风险总指数（HI）平均值为1.68，可见该地区对儿童存在较高的非致癌风险，HI超过1的样品数量为515个，占比高达95.2%。从非致癌风险总指数平均值的组成上看（图 6），As、Cr、Pb是影响研究区非致癌风险的主要因子。致癌风险评价结果同样显示儿童的风险性比成人要高，且风险的大小与暴露途径关系密切，经口摄入仍是风险的主要来源。成人与儿童的As致癌风险平均为5.92×10-5和3.49×10-5，尚在可接受范围内，但仍有29件样品对儿童的As致癌风险大于10-4，15件样品对成人的致癌风险为不可接受。
表 9 土壤重金属非致癌健康风险指数Table 9. Non-carcinogenic health risk index of heavy metals in soil
表 10 土壤重金属致癌健康风险指数Table 10. Carcinogenic health risk index of heavy metals in soil
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图 6 8种重金属对儿童非致癌风险指数贡献率Figure 6. Contribution rate of 8 heavy metals to children's non-carcinogenic risk index结合前文所做的单因子指数和地质累积指数评价结果发现，在土壤中超标情况并不严重的As却对人体有着较大的健康风险，这与余志等（2019）的研究结果一致。利用健康风险评价计算公式可以推算出，当土壤中As含量为25 mg/kg时，儿童As的非致癌风险指数已超过1，而中国环保部公布的《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（2018）和《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》（2018）中规定的pH>7.5时As污染风险筛选值均为20 mg/kg，管控值分别为100 mg/kg（农用地）、120 mg/kg（一类建设用地）、140 mg/kg（二类建设用地），可见当土壤中As达到对人体产生非致癌风险时，仅为筛选值的1.25倍，但土壤尚定义为安全利用类，存在较大隐患。农业用地土壤中的重金属主要通过其种植的农产品迁移到人体中，前人采用日均摄入量的方式计算人食用农产品的健康风险，同样显示As具有较高的致癌风险（Li et al., 2011）；邢怡等（2019）对保定东部小麦籽实进行安全性评价结果显示小麦样品中Cd、Pb存在超标，超标元素与本文中潜在风险评价和人体健康风险评价结果较为接近，综上说明食品污染物限量标准可较好地识别Cd与Pb的危害性，而As较难识别，As是在人体健康风险评价中危害性较高的元素，而在土壤污染管理时不能因As属于安全利用类就放松警惕。Cu、Zn在本区超标比例较高，但对生态系统和人体均不造成危害，食品污染物限量标准中也无Cu、Zn的评价标准，这是由于Cu、Zn既是土壤污染元素也是养分元素，本身的危害性不高，若土壤中仅存在Cu、Zn的超标，可以考虑减弱对土壤的管控，减轻污染土壤管理的压力。
综上所述，单一的评价方法适用于针对某一特定需求来开展，污染土壤的科学管理需要多种评价方式结合，确定其污染程度、来源及危害性。不同规范指南中的参数、标准值选择等仍有待完善，不同评价方法间应相互借鉴，避免评价结果的差异性，并根据区域特性有所侧重。以本区为例，区内人口密集，多以耕地为主，因此在土地规划利用过程中应注意重金属对人体的健康危害，如As、Cd、Pb，同时结合单因子指数和地质累积指数评价可以发现这些元素在本区是由人为活动而富集的，因此As、Cd、Pb是本区应重点关注的污染元素，建议在新区的建设中采用表土剥离置换的方式对危害程度较高的土壤进行治理，而对危害程度稍低的土壤可以对其进行用地转变，将其作为绿化用地，或者采用农艺调控措施，种植其他作物，同时注意隔离防护，避免儿童至场地玩耍经口直接摄入污染物。
4. 结论
(1) 研究区土壤Cu、Zn、Cd、Pb高值区主要分布于研究区西部，与冶炼活动关系密切；As、Hg高值区主要位于研究区东南部，与唐河污染相关；Cr、Ni主要继承于成土母质。
(2) 研究区土壤中Cd、Cu、Pb、As等元素含量超过背景值与土壤污染风险筛选值，单因子污染指数与地质累积指数法在本区对重金属的污染种类识别结果相近，但由于背景值与风险筛选值的差异，各元素超标比例大小顺序有区别。地质累积指数污染比例大小为Cd>Cu>Pb>As>Zn>Hg>Ni>Cr，Cu、Cd、Zn、Pb、As极重污染比例分别为13.5%、10.2%、9.1%、10.9%和17.2%；单因子污染指数超标比例排序为Cd>As>Cu> Zn>Pb>Hg>Cr=Ni，其中Cd中、重度超标比例合计达19.4%。
(3) 研究区土壤中Cd和Hg具有较高的生态危害性，Cd中等—强生态危害占比为65.2%，Hg中等—强生态危害占比为71.3%。人体健康风险评价结果显示儿童的风险大于成人，非致癌风险因子主要为As、Cr和Pb，95.2%样品的儿童非致癌风险高于1；致癌风险传播途径主要以经口摄入与皮肤接触为主，29件样品中As对儿童具有致癌风险。Cd、As不仅是超标元素而且对生态和人体健康具有较高的风险，Hg虽然超标程度较低但对生态具有较高风险。
致谢: 参与该项研究的还有金洋、华明、吴新民、汪媛媛、朱伯万、冯金顺、翁志华等；江苏省地质调查研究院、自然资源部国土（耕地）生态监测与修复工程技术创新中心有关领导和专家对该项研究给予了大力支持与指导帮助，谨一并诚致谢忱！ -
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图 1 江苏省区域地质背景简图
1—全新统；2—更新统鬲湖组；3—更新统戚咀组；4—更新统下蜀组；5—沉积岩；6—变质岩；7—侵入岩；8—火山岩；9—冲积；10—冲湖积；11—湖积；12—海积；13—冲海积；14—断裂及编号；15—地质界线；16—岩相界线；17—土壤硒丰富区
Figure 1. Sketch map of geological background in Jiangsu Province
1-Holocene; 2-Members in Gehu Formation; 3-Members in Qizui Formation; 4-Members in Xiashu Formation; 5-Sedimentary rock; 6-Metamorphic rock; 7-Intrusive rock; 8-Volcanic rock; 9-Alluvium deposit; 10-Alluvial-marine deposit; 11-Lacustrine deposit; 12-Marine deposit; 13-Alluvialmarine deposit; 14-Fault and its serial number; 15-Geological boundary; 16-Boundary of lithology and lithofacies; 17-Soil in selenium-rich area
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图 2 江苏省主要富硒土壤区分布示意图
1—硒缺乏区；2—硒高背景区；3—硒丰富区；4—富硒土壤集中分布区
Figure 2. Spatial distribution of the main Se-rich soil areas in Jiangsu Province
1-Selenium deficient area; 2-High background area of selenium; 3-Selenium-rich area; 4-Main distribution areas of selenium-rich soil
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图 3 典型区富硒土壤中Se与其它元素相关性统计分析结果
a1、a2—太湖西侧某镉污染农田区；b1、b2—苏北碱性富硒土壤区；c1、c2—苏南某富硒土壤污染区；d1、d2—苏南酸性富硒土壤区
Figure 3. Correlation between Se and other element concentrations in typical Se-enriched soil
a1, a2-Cd-contaminated farmland in western Taihu Lake area; b1, b2-Se-rich alkaline soils in northern Jiangsu; c1, c2-Se-rich soils polluted by heavy metals in southern Jiangsu; d1, d2-Se-rich acid soils in southern Jiangsu
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图 4 典型土壤沉积柱Se含量随深度变化图
a—太湖西侧某镉污染农田区；b—苏南某富硒土壤污染农田区；c—苏南非富硒土壤农田区；d—苏南酸性富硒土壤农田区；e—苏北碱性富硒土壤农田区
Figure 4. Variation of Se concentrations in typical soil sediment section with depths
a-Cd-contaminated farmland in western Taihu Lake areas; b-Se-rich farmland soils polluted by heavy metals in southern Jiangsu; c—Normal farmland soils in southern Jiangsu; d-Se-rich acid farmland soils in southern Jiangsu' s farmland; e-Se-rich alkaline farmland soils in northern Jiangsu
表 1 江苏部分土类双层土壤硒含量（mg/kg）分布特征参数统计结果
Table 1 Eigenvalue statistics of Se concentrations(mg/kg) in some genetic types of double-layer soil in Jiangsu Province
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表 2 江苏典型富硒土壤区元素分布等采样分析结果（mg/kg）
Table 2 Analytical results of some elements concentrations(mg/kg) from the typical Se-enriched soils in Jiangsu Province
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表 3 江苏省部分富硒岩石Se等元素含量（mg/kg）统计对比
Table 3 The statistics of relevant element content (mg/kg) in some Se-enriched rock in Jiangsu Province
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表 4 江苏主要富硒土壤成因类型及其基本特征
Table 4 Basic features of Se-rich soil from different genetic types in Jiangsu Province
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