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近年来，随着经济高速发展和城市人口持续增加，城市垃圾产量与日俱增。卫生填埋是一种重要的固体废物处理方法[1]。然而，生活垃圾的卫生填埋仍存在潜在的环境风险，垃圾堆体产生的渗滤液泄漏容易造成土壤、水体、空气污染，是城市生活垃圾填埋场最常见的环境危害之一[2]。重金属随着渗滤液在土壤中扩散，具有极大的生态和健康风险[3]。不同元素在土壤中的浓度分布和迁移转化情况复杂，主要受土壤pH值影响，使其发生沉淀或溶解[4-5]。此外还与土壤特性、土壤有机质质量分数等有关，通过吸附或螯合作用，从而改变重金属离子的迁移流动能力[6]。梁丽琛等[7]研究发现，土壤中的Hg、As、Pb、Cd在垂直方向表现出明显的浓度变化趋势。大型垃圾填埋场中垃圾成分复杂[8]，但对流动性较强的Cr(Ⅵ)等在填埋场周边土壤中的浓度分布和迁移转化规律的研究鲜见报道。
不同填埋龄期的垃圾堆体性质存在差异，包括pH值和有机质质量分数等，使一些重金属元素浓度变化与垃圾堆体龄期的呈现相关关系[9]。填埋场老化后，pH值逐渐升高、腐殖酸积累，容易使重金属通过沉淀、络合作用等固存于土壤，但随着垃圾不断降解并随着渗滤液排出，重金属总量呈减少趋势。总的来说，关于典型重金属污染物在填埋库区周边土壤的空间分布和受地理因素、垃圾堆体的填埋龄期、土壤理化性质等因素影响的变化规律尚缺乏较全面、系统的研究。
本研究以某山谷型填埋场为研究对象，填埋场一期和二期是已封场的高龄堆体，三期仍处于运行状态，填埋龄期较低，填埋场的堆填量大、成分复杂，因此适合用于研究多种重金属元素在不同填埋龄期的填埋库区周围土壤中的浓度分布特征和迁移转化规律及其主要影响因素，具有代表性；通过测定其pH值、有机质质量分数及Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb、Cd、Ba、Zn、Cr、Ni 9种重金属及Be的质量分数，采用相关性分析对引起重金属元素浓度积累的原因进行探讨。通过内梅罗综合污染指数评价法、地累积指数评价、潜在生态风险指数法和健康风险评价法对该填埋库区周边土壤进行重金属污染程度评估和健康风险评价，旨在为填埋场的重金属污染防治、生态安全和人体健康保护提供理论依据。
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本研究对象填埋场位于四川省成都市某丘陵山谷内，属亚热带潮湿气候，西、南、东面临山，北侧为沟谷出口。四周有自然山体阻隔，较为封闭，隐蔽性好。该填埋场共建设有三期工程，包括一、二、三期生活垃圾填埋区及飞灰填埋区。一期占地面积55.73 hm2，设计库容1 135万m3，于1993年建成投用；二期占地面积48.2 hm2，设计库容2 340万m3，于2003年建成投用。一期、二期已于2019年临时封场，目前仅需进行日常维护；三期生活垃圾填埋区于2020年6月建成，目前仍在运营。本研究采样时间为2022年9月，截至2022年，填埋场一期堆体龄期29年，二期堆体龄期近19年。堆场填埋物堆存及渗滤液暂存过程产生的气体和粉尘等，在风力和雨水冲刷的作用下可能造成污染物扩散。
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填埋场建设范围内的未硬化土壤，在填埋场运行过程中可能由于固体废物运输遗漏、渗滤液泄漏、大气沉降等方式被污染。为探究对堆场内外土壤重金属污染情况，采集了填埋库区周边及外围建设用地(主要用地类型)的土壤样品，采样深度为0~0.5 m(表层)，0.5~2 m(中层)，2~4 m(深层)，其中较浅层(0~2 m)主要为人工填土(弱透水层)、黏质土壤(微透水层)，较深层(1~4 m)主要为粉质黏土(微透水层)、砂质土壤(弱透水层)。在填埋库区周边潜在污染区域布设共计15个土壤采样点位(S1-S15)。在主导风向上风向及地下水流向上游的外部区域共布设3个土壤清洁对照点(D1-D3)。5~20个子样等量混合组成1个混合样。本研究区域的3D实景地图来源于四川地图开发平台(
https://www.scgis.net.cn )，通过基于CORS网络的RTK技术测量各点位地理坐标高程，坐标采用CGS 2000国家大地坐标系，高程采用1985国家高程系。填埋场海拔总体呈南高北低，高程范围为526~683 m。 -
本次土壤采样使用一次性塑料白管采样器，采样器配有助推器，可将土壤推入样品瓶中。用于土壤pH值、有机质、重金属检测样品，取样量不少于500 g，采集样品装入1个自封口塑料袋并封口。参照《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166—2004)，土壤样品带回实验室后，暂存于4 ℃冰箱。检测前需对土壤样品进行预处理，样品经适当压碎、翻动，风干后，过2 mm筛(10目)，去除砂砾和植物根系等异物，减少试验误差；筛下物再次压碎，拣出杂质，混匀后过0.25 mm筛(60目)后可用于土壤pH值、有机质分析，用于土壤金属元素检测的样品需细研磨，过0.15 mm筛(100目)后使用。
取适量土壤样品，加入2.5倍体积的水，充分混匀后，采用《土壤 pH值的测定 电位法》(HJ 962—2018)测定pH值。土壤样品经油浴加热(170~180 ℃)重铬酸钾氧化，通过《土壤检测第6部分：土壤有机质的测定》(NY/T 1121.6—2006)测定有机质质量分数。参考《土壤环境质量建设地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 36600—2018)中的重金属项目以及渗滤液和生活垃圾的关注污染物，使用原子吸收分光光度计(TAS-990F型，北京普析通用仪器有限公司)测定Cr(Ⅵ)、Zn、Cr、Ni，使用原子荧光光度计(AFS-10B型，北京吉天仪器有限公司)测定Hg、As，使用石墨分光光度计(TAS-990G型，北京普析通用仪器有限公司)测定Pb、Cd、Be(HJ 737—2015)，使用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES Duo型，美国ThermoFisher公司)测定Ba元素的质量分数。
测定样品时采用空白试验、定量校准、平行双样法和加标回收法对测试结果的质量进行控制。取10%样品进行平行双样分析，测试合格率达到95%；对空白和测试样品分别加入质控标样，加标回收率均在合格范围内。
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单因子指数反映土壤中单元素污染程度和超标倍数，计算公式如下：
式中：Pi为土壤中污染物i的单因子污染指数；Ci为重金属元素质量分数(mg/kg)；Si为重金属元素对应的背景值(mg/kg)。
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采用内梅罗综合污染指数法对采集的点位土壤进行综合评价，内梅罗综合污染指数的计算公式如下：
式中：NPi为内梅罗综合污染指数；Piave为单元素超标倍数的平均值；Pimax为单元素超标倍数的最大值。
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地累积指数评价考虑了人类活动、造岩活动对背景值的影响[10-11]，得到单元素污染级别，结果能够反映各元素质量分数高低水平，评价人类活动对重金属污染的影响，计算公式如下：
式中：Igeo为地累积指数；Cn为单元素质量分数(mg/kg)；Bn为对应元素的土壤背景值(mg/kg)，地累积指数分级如表 1所示[12]。
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采用Hakanson于1980年建立的应用于沉积学原理评价重金属污染及生态危害的方法，计算公式如下：
式中：Ei为重金属元素i的潜在生态风险单项系数；Ti为重金属元素i的毒性响应系数；Ci为研究区域内的某个深度下所有采集点位的重金属i浓度实测均值(mg/kg)；C0为研究区域土壤背景值(mg/kg)；RI为潜在生态风险指数(单项的和)。
Hakanson未对Cr(Ⅵ)的毒性响应系数进行分析，参考林丽钦[13]的基于毒理学安全评价方法的推导结果，设定Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cd的毒性响应系数。重金属污染的生态风险分级如表 2所示。
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土壤重金属主要通过3种途径对人体产生危害：①经口摄入污染土壤种植的食物；②皮肤直接接触污染土壤摄入重金属；③通过呼吸的方式直接吸入空气中的土壤飞尘。
3种方式摄入暴露量的计算见公式(6)-(8)，CSi为污染物i的质量分数(mg/kg)，各参数缩写及取值如表 3所示。
经口摄入土壤暴露量：
经皮肤摄入土壤暴露量：
经呼吸摄入土壤暴露量：
总暴露量：
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毒性评估是计算人群对污染物暴露程度与产生负面效应可能性之间的关系。本文重点研究了Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cd的非致癌效应和致癌效应，具体参数如表 4所示，其中RfDi为非致癌效应参数，SF为致癌效应参数。
不同暴露途径都存在致癌和非致癌风险，不同方式摄入土壤非致癌危害商公式如下：
不同暴露途径的致癌风险水平公式如下：
综合致癌风险指数公式如下：
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本试验土壤重金属数据使用Excel 2017整理和统计，并采用Origin Lab 2024和SPSS 20.0软件进行数据分析与图表绘制，数据组间差异采用样本t检验分析。
1.1. 研究区概况
1.2. 样品采集
1.3. 测定方法和质控手段
1.4. 污染评价方法
1.4.1. 单因子评价法
1.4.2. 内梅罗综合污染指数
1.4.3. 地累积指数评价
1.5. 环境健康风险评价方法
1.5.1. 潜在生态风险指数
1.5.2. 暴露评估分析
1.5.3. 毒性评估与风险表征
1.6. 数据分析与处理
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对填埋库区周边土壤的pH值、有机质和金属元素质量分数进行测定，测定结果如表 5所示。结果表明，填埋库区周边点位土壤pH值平均值为8.63，属于碱性土壤；土壤有机质质量分数平均值为11.89 g/kg，属于缺乏水平[14-16]；与背景点土壤重金属元素质量分数相比较，研究区土壤中Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cr的平均质量分数是背景值的1.2~1.8倍，部分土壤样品点Hg和As的平均质量分数高达对照点的3.5~3.9倍，表明Hg、As、Pb、Cr(Ⅵ)、Cr在填埋库区周边明显富集。
变异系数反映人类活动对重金属质量分数的影响，变异系数越大，影响越大，填埋库区周围浅层土壤中的Pb、较深层土壤中的Cr(Ⅵ)、以及不同土层中的有机质、Hg、As和Cd的质量分数变异系数大于30%，为强变异[17]，表明在填埋库区周围土壤中上述土壤有机质、重金属元素的空间分布不均匀，浓度变化受人类活动影响较大。对所有样品测试结果分析对比发现，高龄垃圾堆体周边、深层土壤有机质质量分数低且普遍小于背景值13.56 g/kg，沈亚婷等[18]和高闻哲等[19]研究表明在深层的、存留较久的土壤中有机质矿化程度高、溶解性有机质易流失导致总有机质质量分数降低且主要为较稳定的颗粒态有机质形式；新鲜垃圾堆体周边土壤有机质质量分数较高且部分点位高于背景值，估计主要由于新鲜垃圾产生的大量渗滤液在运输过程中滴漏到周围土壤所致[20]。在靠近表层的土壤中Hg、Pb和Cd的变异系数较大，其中废弃洗车场和加油站附近点位的Pb质量分数较高，可能是人类活动导致机油泄漏而产生污染。Hg和Cd均在填埋龄期较高的垃圾堆体周边土壤点位质量分数较高，由此可见垃圾堆体对周边土壤的重金属质量分数产生明显影响。Cr(Ⅵ)和As在较深层的土壤中表现出较高的变异系数，说明重金属元素在不同点位的垂直迁移可能存在较大差异。
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填埋库区地势南高北低，土壤重金属还可能受雨水冲刷的作用，向低地势迁移。为进一步分析垃圾堆体周边土壤中富集的重金属元素质量分数分布规律并探讨其主要影响因素，在Origin中运用相关系数的方法对各点位的地面高程、紧邻垃圾堆体的填埋龄期、土壤pH值、土壤有机质质量分数及土壤深度与Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb、Cd和Cr质量分数进行Pearson相关性分析，如图 2所示。
As和Cd均与垃圾堆体填埋龄期和地面高程呈显著正相关关系，说明As和Cd在填埋库区周边土壤中的移动能力较差，梁欣冉等[21]和蒋起保等[22]研究报道结合态的As和Cd质量分数随着土壤pH值碱化增加，随着填埋时间增加，并逐渐在高龄的垃圾堆体周边积累明显[23-24]。As和Cd在该土壤环境下可能主要以残渣态存在，当前受pH值影响较小[25]，在本研究中未见As和Cd浓度与土壤pH值的显著相关性。As和Cd在土壤中还受土壤有机质质量分数、土壤特性等更多因素影响[26-27]。
土壤中有机质质量分数容易发生变化且组分复杂，包括溶解性有机质和颗粒性有机质，两者对土壤重金属形态的影响恰好相反，溶解性有机质可增加重金属的流动性而颗粒性有机质更有利于重金属在土壤中富集[28]，从而使土壤有机质与重金属之间关系密切而复杂[29]。本研究发现，仅高龄垃圾堆体周边、深层土壤中的Cd与土壤有机质质量分数呈显著正相关关系(p＜0.05)，结合前文所述，该土壤环境中Cd的富集归结于有机质以颗粒态为主。
大多数元素质量分数变化尽管与土壤深度表现出相关性，但不显著。通过统计分析各金属元素在不同土壤采集点位、不同深度的质量分数，结果如图 3所示。如上所述，As和Cd受到土壤中多重因素的影响，多价态的As在土壤中还具有更加复杂的赋存形态[30]，使As和Cd在不同采集点位质量分数表现为较分散，很难表现出明显的空间分布规律。Pb和总Cr随土壤深度增加逐渐降低并且不同采集点位质量分数收敛，变化规律较明显。
Cr(Ⅵ)在土壤中的迁移流动能力较强[31]，但也容易受土壤氧化还原环境、有机质质量分数及微生物等复杂因素的影响，因此在深层土壤中分布仍然不均匀。Cr(Ⅵ)容易被还原成Cr(Ⅲ)，转化成结合态的形式[32]，在垂直方向上的迁移能力较弱，且随着土壤质地变化，Cr(Ⅵ)质量分数随土壤深度增加先升高后降低(图 3)。垃圾堆体中的Cr(Ⅵ)逐渐浸出并在高龄垃圾堆体周边土壤显著富集(图 2)[33]。土壤中的Cr更易以Cr(Ⅲ)存在，垂直迁移能力弱。总Cr表现为在低地势显著富集而且在新鲜垃圾堆体周边质量分数较高。新鲜垃圾堆体周边土壤有机质质量分数较高，可为游离态Cr(Ⅵ)提供大量的电子供体，增加形成稳定的结合态Cr(Ⅲ)。Hg在高龄堆体周边土壤中显著富集(图 2)，其主要来源包括垃圾中Hg(Ⅱ)的溶出和蒸汽Hg的沉降[34]，在弱碱性土壤中，Hg(Ⅱ)的流动性减弱，可以与无机物或有机物形成沉淀[35]，总体表现出了不均匀的空间分布格局。与Hg不同，Pb在pH值为8左右的弱碱性土壤中，容易与OH-结合生成沉淀，或通过吸附、螯合等作用形成性质较稳定的结合态不易淋出，且在垂直方向迁移能力较弱[36]，因此Pb在深层土壤中质量分数整体降低并表现出收缩趋势。
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根据研究选取的填埋库区周边土壤采集点位的各重金属元素质量分数，采用内梅罗综合污染指数法的评价结果，根据内梅罗综合污染指数法标准[37]，15个土壤点位中，NPi最大值为0.36，最小值为0.14，平均值为0.35，所有的点位NPi均小于0.7，属于Ⅰ级安全无污染，表明填埋库区周边土壤富集的重金属质量分数均未超标，总体环境相对安全。
填埋库区周边土壤采样点中，各重金属元素的地累积指数评价如图 4所示。由图可知，填埋库区周边土壤中，高龄堆体周边点位的Cr(Ⅵ)、Hg和As的Igeo均大于0且小于2，属于轻微或轻度污染；在S12点位处，Hg的Igeo大于2，属于中度污染。部分点位的Pb和Cd的Igeo表现为大于0且小于1，属于轻微污染。总Cr的Igeo小于1，表明无污染，与内梅罗综合污染指数法的评价结果一致。由此可见，不同的评价方法所得结果存在差异。内梅罗综合污染指数法评价的方法较为保守，主要原因是其评价是建立在环境质量标准的基础之上，未依据研究区域的实际情况进行校准，可能忽略了重金属元素之间的协同作用等；而地累积指数的评价结果略有夸大，由于过分强调土壤背景值的影响，容易造成上述元素的评价结果偏大[38-39]。因此，不能绝对排除Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cd对周围生态环境的污染风险和环境健康风险。
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综合上述研究结果可知，填埋库区周边土壤重金属中Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cd的污染扩散情况仍需进一步关注，5种重金属元素在研究区内不同土壤深度的潜在生态风险指数如表 6所示。Hg的生态风险指数最强，达到中等风险水平，其余重金属均为轻度风险。表层土壤中重金属的潜在生态风险指数最高，初步判断Hg和Cr(Ⅵ)是主要生态风险贡献因子。随土壤深度增加，Cd的潜在生态风险指数升高，对较深层土壤具有潜在的污染风险。梁丽琛等[7]和李鹏辉等[40]对其他垃圾填埋场土壤重金属污染调查中也指出Hg、As和Cd具有较高的潜在生态风险。因此，Hg、Cr(Ⅵ)、As和Cd的污染积累和潜在风险是在垃圾填埋场中普遍的，应引起重视。
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本研究就Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cd这5种重金属对成人的健康风险进行评估，非致癌日暴露量计算结果如表 7所示。由表可知，所有元素中总暴露量最大的是Pb，表层摄入量为3.10×10-5 mg/(kg·d)，表层暴露量最小的是Cd，成人总摄入量分别为4.11×10-7 mg/(kg·d)，但随着土壤深度增加暴露量逐渐升高。总体上看，3种途径中摄入重金属质量分数由高到低的顺序为：经口摄入、经皮肤摄入、经呼吸摄入，这与前人研究结果一致[41]，因此在填埋场周围的人群应主要注意降低口摄入风险。
Cr(Ⅵ)、Hg、As、Pb和Cd对人体健康风险的致癌/非致癌风险评价指数如表 8所示。所有元素不同途径的致癌风险指数均远小于1，表明场区附近不存在致癌风险。经口摄入的致癌风险远高于经呼吸和经皮肤两种途径，此结果与暴露评估结果一致。所有重金属元素中，成人对As的致癌风险和非致癌风险最大。
2.1. 土壤重金属分布与影响因素
2.1.1. 土壤pH值、有机质质量分数和金属元素质量分数特征
2.1.2. 土壤重金属分布规律与影响因素分析
2.2. 土壤重金属污染程度评估
2.3. 土壤重金属环境安全风险评价
2.3.1. 潜在生态风险指数
2.3.2. 环境健康风险评价
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1) Hg、As、Pb、Cr(Ⅵ)、Cr在填埋库区周边明显富集，受人类活动影响密切。Cr(Ⅵ)、As、Cd和Hg在高龄的垃圾堆体周边积累明显，受土壤复杂因素影响表现出了不均匀的空间分布格局，Cd在高龄垃圾堆体周边、深层的土壤中富集主要与土壤有机质质量分数有关。Pb在pH值8左右的弱碱性土壤中，容易形成性质较稳定的结合态不易淋出，在垂直方向迁移能力较弱，浓度变化表现出收缩趋势。Cr在土壤中主要以稳定态的Cr(Ⅲ)存在，在低地势显著富集而且在新鲜垃圾堆体周边质量分数较高，垂直迁移能力弱。
2) 填埋库区周边土壤富集的重金属质量分数均未超标，总体环境相对安全。地累积指数评价结果显示填埋库区周边土壤中，高龄堆体周边点位的Cr(Ⅵ)、Hg和As属于轻微或轻度污染；在个别处，Hg属于中度污染；Pb和Cd属于轻微污染。不同的评价方法所得结果存在差异，主要由各评价方法自身的局限性所致。
3) 潜在生态风险指数和环境健康风险评价结果表明Hg和Cr(Ⅵ)是主要生态风险贡献因子。随土壤深度增加，Cd的潜在生态风险指数升高。所有元素中，Pb的总暴露量最大，经口摄入量最高，在填埋场周围的人群应注意降低口摄入风险；As的致癌风险和非致癌风险最大。因此，Hg、Cr(Ⅵ)、As和Cd在垃圾填埋场的污染积累和潜在风险均应引起重视。