摘要
为了解天津市地下水环境状况，对采集到的93组地下水样品中9种重金属元素进行测定（Mn、Cu、Zn、As、 Se、Cd、Pb、Ba、Ni），运用多种统计分析和综合评价法了解重金属的分布和污染状况，并结合健康风险模型对不同途径所引起的健康风险进行评价。结果表明：①研究区地下水重金属含量平均值排序为 Mn>Ba> Zn>As>Se>Cu>Ni>Pb>Cd，Mn、As、Ba含量平均值超出国家II级标准，其余重金属含量平均值符合国家I级标准；②研究区地下水受到 Mn、Se、As、Ba的污染，Zn、Cu、Ni、Pb、Cd在各点位均无污染；③研究区地下水中 Ni、Cu、Zn主要来源于工农业及交通污染，Pb、Cd可能是自然源，Ba、As、Mn、Se可能同时受人类活动和自然因素影响；④健康风险评价结果显示研究区地下水致癌风险主要受As影响，主要影响途径为饮用途径，成人和儿童的终身致癌风险均大于最大可接受风险水平（1×10-4 a-1 ）；地下水非致癌风险主要受As、Se 影响，饮用途径风险大于皮肤接触途径，成人风险大于儿童风险。成人和儿童通过2种途径暴露的综合非致癌风险值（HI）均高于安全限值1。
Abstract
In order to investigate the groundwater environment in Tianjin City. Nine heavy metal elements (Mn, Cu, Zn, As, Se, Cd, Pb, Ba, Ni) in 93 groundwater samples were detected. Multiple statistical analysis and comprehensive evaluation methods were used to study the distribution and pollution of heavy metals. The health risk models were used to evaluate the health risks caused by different exposurepathways. The results showed that: The average values of heavy metal contents in descending order were Mn>Ba>Zn>As>Se>Cu>Ni>Pb>Cd. The average contents of Mn, As and Ba exceeded the national level II standard, and the average contents of other heavy metals were lower than the national level I standard.The groundwater was polluted by Mn, Se, As, Ba.Ni, Cu, and Zn in the groundwater mainly came from industrial, agricultural, and traffic pollution. Pb and Cd influenced by natural sources. Ba, As, Mn, and Se influenced by both human activities and natural factors. The carcinogenic risk of groundwater was mainly affected by As, with the main influencing pathway being the drinking route.The lifetime risk of cancer in both adults and children was greater than the maximum acceptable risk level (1×10-4 ·a-1 ). The non-carcinogenic risk of groundwater was mainly affected by As and Se. The non-carcinogenic risk of drinking is greater than that of skin contact, and the risk in adults is greater than that in children.The non-carcinogenic risk values of both adults and children exposed through two pathways are higher than the safety limit of 1.
Keywords
0 引言
水是人类生命之源，地下水在生态系统以及农业、工业和生活中都发挥着重要作用，随着城市化和工业化的快速发展，地下水重金属污染问题日益突出，重金属极易在环境介质、食物、饮用水等介质中聚集，进入人体后，会对肾脏、肝脏等器官，以及呼吸系统、内分泌系统、神经系统等造成严重损害 （黄婉彬等，2020）。
以往对地下水中重金属的评价多采用单因子指数法和内梅罗指数法等方法，近年来，地下水中重金属的来源解析方法主要包括多元统计分析和模型。多元统计分析主要包括相关性、主成分和因子分析等，而模型主要包括化学质量平衡（CMB）、绝对主成分-多元线性回归（APCS-MLR）和正定矩阵因子分解（PMF）等。例如，王晓东等（2022）采用因子分析对宁夏地区地下水中重金属来源进行研究，发现该研究区呈现工农业活动、交通尾气、采矿和沉积物溶解等复合污染来源特征；Sheng et al. （2022）采用 APCS-MLR 模型研究发现张掖盆地地下水中重金属主要来源为地质背景和人类活动； Tomlinson et al.（1980）利用综合指数法对爱尔兰河口生态环境污染状况进行了评估；李洪义等（2006） 基于人工神经网络方法评价了福州市生态环境风险。
天津由于地处渤海湾，浅层地下水开发较少，目前对天津市地下水的研究主要集中于地下水环境质量评价、典型污染物分布特征、地下水水文地质特征、海水入侵等方面，对重金属来源解析和地下水健康风险评估涉及较少。本研究以基于天津市范围内93个地下水样本点的9种重金属（Mn、Cu、 Zn、As、Se、Cd、Pb、Ba、Ni）的分布及暴露特征，进行来源解析和特定来源健康风险评价，以期为全市地下水的合理、安全利用以及地下水重金属污染防治提供科学依据。
1 研究概况
1.1 研究区概况
天津市位于华北平原的东北部，环渤海地区的中心地带，地理坐标位于北纬 38°34'~40°15'，东经 116°43'~118°04'，南北长189 km，东西宽117 km，总面积11919.7 km2，海岸线全长153 km。
天津市地下水按含水岩类和地下水类型，可分为松散岩类孔隙水和基岩岩溶裂隙水两大类。含水岩类包括碳酸盐岩岩溶裂隙含水岩组、碎屑岩夹碳酸盐岩岩溶裂隙含水岩组、碎屑岩类裂隙含水岩组、岩浆岩及变质岩类裂隙含水岩组。
1.2 样品概况
2021 年 9 月在天津市范围内采集了 93 件地下水样品（图1），采样深度位于 10.0~100.0 m，水样取自民井、机井和监测井。取样后所有水样经过抽滤处理，现场使用手持式多参数水质分析仪（Aqua TROLL 400）进行现场测试（指标包括 pH、电导率、水温等），样品使用 1000 mL 聚乙烯瓶中保存，放置于低温保存箱中，送至国土资源部天津矿产资源监督检测中心进行测试。测试方法参照 GB/T14848-2017，测试仪器包括电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）和电感耦合原子发射光谱仪（ICPAES），质控方法包括现场质控、室内质控、室内空白、加标样品等。检测项目为：Mn、Cu、Zn、As、Se、Cd、Pb、 Ba、Ni。
图1采样点位分布图
1.3 研究方法
1.3.1 结果描述和统计
运用 SPSS 27对研究区重金属元素含量进行描述性统计、相关性分析和主成分分析。描述性统计包括数据范围、最小值、最大值、平均值、标准误差、标准差、偏度、峰度等内容。相关性分析主要用于分析各重金属元素之间的关联性，主成分分析主要用于确定各重金属元素在研究区域的主要来源。综合使用上述方法对地下水样品数据进行分析，可以解析研究区重金属的主要来源。
1.3.2 重金属风险评价
使用单因子污染指数（Pi）、内梅罗综合指数 （Pn）和潜在生态风险指数（Potential Ecological Risk Index，PERI，简称 RI），对研究区地下水中重金属单因子和多因子综合污染风险进行评价，以 GB/T14848-2017 中 III 类水质标准作为评价标准。公式如下：
(1)
(2)
式（1~2）中，Ci为重金属i的实测浓度（mg/L）；Bi 为重金属 i相应的环境标准值；max（Pi）为重金属单因子污染指数的最大值；ave（Pi）为各金属单因子污染指数的平均值。
单因子和多因子评价标准如表1所示，一般综合污染指数小于或者等于 1 表示未受污染，大于 1 则表示已受污染，计算出的综合污染指数的值越大表示所受的污染越严重。
表1单因子和多因子污染指数评价标准
潜在生态风险指数公式：
(3)
式（3）中：RI为多元素综合潜在生态风险指数， 为 i的重金属生态风险指数， 为 i的毒性响应系数（Cd=30，Se=15，As=10，Ni、Cu、Pb=5，Ba=2，Mn、Zn =1），为i的实测浓度与标准浓度比值，即Pi，Ci是i 实测浓度，Bi是i相应的环境标准值。考虑到本文中主要研究对象为地下水，基于 Maskooni et al.（2020） 研究，对RI和风险等级进行调整。地下水重金属的潜在风险分级标准见表2。
表2潜在生态风险等级
1.3.3 人体健康风险评估
常见的健康风险评价模型包括 HRA模型、TTD 模型、WOE 模型等多种。TTD 模型（靶器官毒性剂量法）侧重于靶向器官的风险，WOE模型（证据权重法）需要根据混合污染物交互作用（拮抗或协同作用）的信息，采用 WOE 法对于风险赋予分值进行量化。靶器官毒性剂量（TTD）法、相对效能因子 （RPF）法、证据权重（WOE）法、生理毒物代谢动力学模型法（PBTK）相对来说更偏向于食品领域中化学物（如食品添加剂、农药残留等）的累积暴露风险评估。前人研究表明，TTD模型和WOE模型评估的非致癌健康风险值均大于 HRA 的评估值（段宁等， 2021），由于在中国 TTD 模型和 WOE 模型相关研究和实际应用较少，不同标准的评估结果可能导致风险误判。本研究选用美国国家环境保护局（U.S.Environmental Protection Agency，USEPA）推荐的健康风险评价模型（Health Risk Assessment，HRA） （Fryer et al.，2006）对研究区地下水进行健康风险评价。HRA模型计算简单且使用方便，输出结果基本能代表研究区的实际水平。考虑到本地区地下水的实际使用情况，主要针对饮用和皮肤接触 2 种途径作出评价。评价模型分为非致癌重金属评价模型与致癌重金属评价模型 2 种，考虑到国外的模型可能会在原理、使用条件、算法、介质、过程等方面与中国实际情况存在差别，本研究对部分参数进行了调整，以便计算结果能够更贴近研究区实际情况。
（1）暴露剂量：致癌因子的暴露量通常用终生日均暴露剂量 LADD（life-time average daily dose）表征；非致癌物质的暴露量通常用日均暴露剂量ADD （average daily dose）表征。
(4)
(5)
式（4~5）中，LADDoral和 ADDoral分别为饮用途径下的致癌和非致癌性污染物的日均暴露剂量（mg/ kg·d）；LADDderal和ADDderal分别为皮肤接触途径下的致癌和非致癌性污染物的日均暴露剂量（mg/kg·d），参数选择如表3所示。
（2）健康风险表征。致癌物的健康风险用终身致癌风险 ILCR（incremental lifetime cancer risk）表征，非致癌物健康风险用非致癌风险商 HQ（hazard quotient）和非致癌风险指数HI（hazard index）表征.
(6)
式（6）中，q为重金属的致癌强度系数（mg·kg-1 · d-1）；LADD为致癌物的日均暴露剂量（mg·kg-1 ·d-1）。根据USEPA分级，致癌物的最大可接受风险值为1× 10-4，当 ILCR＞1×10-4 时，认为可能存在潜在致癌风险；当ILCR＜1×10-6 时，认为不存在致癌风险或致癌风险很小。
(7)
(8)
式（7~8）中，ADD 为非致癌物质的日均暴露剂量（mg·kg-1 ·d-1）；RfD为非致癌物在不同暴露途径下的日均参考剂量（mg·kg-1 ·d-1）；HI 为不同暴露途径下的非致癌综合风险值。根据USEPA分级，当HI＜ 1 时，非致癌风险处于可接受范围；当 HI＞1 时表明非致癌物质对人类健康有潜在不利影响，存在非致癌风险。各重金属的q值和RfD值见表4。
2 结果分析
2.1 结果描述和统计
使用SPSS软件对测试结果进行描述性分析，可知各重金属元素浓度有较大差异。
平均值从大到小顺序为：Mn>Ba>Zn>As>Se>Cu>Ni>Pb>Cd，其中，Mn 浓度是国家 III 级标准的 6.79 倍，As 浓度是国家 II 级标准的 9.77 倍，Ba 浓度是国家 II级标准的 2.18倍，其余各重金属元素浓度均符合国家I级标准。
标准差从大到小顺序为：Mn>Ba>Zn>As>Cu>Se >Ni>Pb>Cd，Mn 浓度标准差最大 462.43，这说明 Mn 浓度数据分散程度（数据跨度）最大，正态曲线也相对最扁平，而Pb、Cd浓度数据比较集中。
偏度排序：Zn>Ba>Cd>As>Pb>Cu>Se>Ni。所有偏度均>0，说明数据右偏，呈现正偏态分布，数据分布高峰偏左，长尾向右延伸，这说明整体数值偏向于均值左侧。其中 Zn 和 Ba 偏度较大，这说明这两种元素的浓度偏离均值较多，即多数监测井这两种元素浓度低于平均值。
峰度排序，Zn>Ba>Pb>Cd>Cu>As>Se>Ni>Mn。除 Mn 外所有峰度均>0，说明大部分数据分布峰态比正态分布陡峭（高尖），而 Mn 的数据分布峰态比正态分布平缓（平峰或低峰）。Zn 峰度明显大于其他重金属元素，这说明Zn浓度中离群值最多。
变异系数排序，Cu>Ba>Zn>Cd>Se>Pb>As>Ni>Mn。根据 Stoeva et al.（2005）研究，<20% 为低变异度，20%~50% 为中等变异度，50%~100% 为高变异度，变异系数越大，说明数据的波动性越大。9种重金属元素中，Cu变异系数最大，为256.42%，Mn变异系数最小，为 68.06%；所有的重金属元素均为高变异度，这说明不同地区地下水中，各重金属元素的浓度差异很大。造成浓度差异的原因可能是各地区重金属来源和污染途径不同，研究区地下水重金属元素分析统计情况见表5。对照 GB/T14848-2017，统计各采样点位重金属评价等级，如表6所示。
从各元素随深度变化情况可以看出（图2），As、 Pb、Cu、Zn、Cd、Ba、Se均为含量最大值出现在 40~60 m，然后随深度变深含量快速下降；Ni的含量最大值出现在 20 m 处，50 m 处出现次大值；Mn 在 10~20 m 出现第1个峰值，在50~60 m处出现第2个峰值。
表5研究区地下水重金属元素分析统计
表6研究区各采样点位重金属评价等级统计
图2各元素含量随深度变化图
2.2 污染来源解析
使用SPSS 27对数据进行双变量Pearson相关性分析，发现多对重金属元素中通过了 0.01水平的显著性校验。Ni-Pb、Cu-Zn、Ni-Cu、Pb-Cd这4组的相关系数为 0.524、0.520、0.455、0.429，相关性为 0.4~0.6，说明两者中等程度相关，即这 4 组关系之间存在一定的关联，但这种关联并不强烈，可能有相同或相近的来源。Ni-Cd、Pb-Zn、Pb-Ba、Cd-Ba、Mn-Se这几组重金属相关性为 0.2~0.4，这 5组重金属存在弱相关性。而 As 与其他重金属元素之间相关性较弱，可能存在不同来源。也有学者认为，重金属的富集受人为因素影响较大（王帅等，2014）。相关性结果见表7。
表7各重金属元素相关系数
注：表中**表示强相关，*表示相关。
由于存在可能的相同重金属来源，使用SPSS 27 对整理后数据进行主成分分析。分析后显示，KMO =0.620，Bartlett 球形度检验 P<0.001，KMO 大于 0.6，说明数据可以进行主成分分析。主成分分析共提取出 3个主成分，特征根值均大于 1，累积方差解释率为 60.439%，3 个主成分的方差解释率分别是 28.934%，16.728%，14.777%（表8）。3 个主成分载荷系数和共同度见表9，可以看出，同一个指标在多个主成分上都有较高的载荷，这不利于后续分析，这里采用因子分析将因子旋转后，得到结果如表10所示，只有载荷>0.4，才能认为指标和主成分有对应关系，所以主成分 1 包括 Ni、Pb、Cd，主成分 2 包括 As、Ba，主成分3包括Cu、Zn。
表8主成分分析统计
表9载荷系数
表10旋转后载荷系数
通过因子载荷计算出每个点位的平均因子系数，若某采样点在某主成分上的平均因子系数小于 0，则说明该采样点的污染物产生量对该主成分的贡献可忽略。各重金属元素在3种主成分上载荷图如图3所示。
主成分 1 解释率 28.934%，包括 Ni、Cu、Zn 共 3 种重金属元素，有 40个采样点在主成分 1上平均因子系数大于 0，平均因子系数较大的点位为 A03、 A04、A16、A41、A65。
主成分 2 解释率 16.728%，包括 Pb、Cd、Ba 共 3 种重金属元素，有 25个采样点在主成分 2上平均因子系数大于 0，平均因子系数较大的点位为 A21、 A22、A38、A56、A88。
主成分 3 解释率 14.777%，包括 As、Se、Mn 共 3 种重金属元素，有 30个采样点在主成分 3上平均因子系数大于 0，平均因子系数较大的点位为 A03、 A05、A33、A82、A83。
在 3 个主成分中，Ni 在 3 种已知源中贡献率均不高，可能是由于其来源更为复杂。
地下水重金属含量受自然背景、采矿冶炼、工业排放、交通运输以及农业生产等因素影响较为明显（钱建平等，2018）。前人研究成果表明，Pb 和 Zn 与工业活动、交通运输密切相关，其中 Pb 主要来源于矿产开发、工业活动、汽车尾气和煤炭燃烧（周建民等，2005），Zn主要来源于轮胎磨损、润滑油消耗、汽车尾气、工业排放和动物粪便等（蒲雅丽等， 2017），车辆制动过程中会产生大量的 Cu、Pb 和 Ni （杨忠平等，2010）。Cd是农业生产的标志性重金属元素（王开峰等，2008），农业生产过程中，大量塑料薄膜、农药、化肥以及有机肥的使用会提高土壤中 Cd、Cu、Zn 和 As 含量（闫湘等，2016）。Wei et al. （2021）通过动态淋溶柱实验，提出Geobacter等铁还原菌的呼吸作用能够引起土壤中 Fe 氧化物的异化还原，致使重金属被释放进入土壤水中；同时，有机肥中高浓度的 PO4 3- 能够与被 Nitrospira 等菌属氧化形成的 As 之间发生竞争性吸附，导致 As 被解吸进入土壤水中。上述生物地球化学过程的交互作用和驱动，促进了土壤重金属向浅层地下水的迁移，进而导致地下水的污染。地下水中 Mn含量主要受地质背景影响，第四系沉积层黏土、亚黏土中普遍含铁锰结核，地层中的硫化物、硅酸盐以及高锰酸盐等是区内浅层地下水中 Mn 聚集的基础（吴文晖等，2018）。
图3各重金属元素在3种主成分上的因子载荷系数图
本研究工作的采样点大部分位于农地附近且与道路近邻，少部分位于居民区和工业区，也都邻近道路，研究区内也有高速公路和国道通过，交通道路较多且车流量较大。
主成分 1（Ni、Cu、Zn）中 Ni、Cu、Zn 可能有着相同的来源，考虑到采样点位分布，判断主成分1主要与交通及农业有关，主成分 2（Pb、Cd、Ba）中 Pb、Cd 可能有着相同来源，由于 Pb、Cd含量大部分低于国家I类标准，可以认为Pb、Cd为自然源，Ba大部分点位符合国家 II 类标准，少部分符合 III 类标准，推测大部分为自然因素影响，少部分受排放影响，主成分2主要受自然因素和地质背景影响，主成分3（As、 Mn、Se）中Mn和Se可能有着相同的来源，Mn主要受地质背景影响，As含量可能受到农业活动和人类活动的影响，推测主成分 3 可能同时受人类活动和自然因素影响。
2.3 重金属风险评估
2.3.1 单因子污染指数
使用单因子污染指数法对数据进行处理后，得到各点位 9 种重金属元素的 Pi和各点污染级别（表11），单因子污染指数图见图4。
从表11可以看出，研究区内地下水主要污染物为 Mn，其余依次是 Se、As、Ba。对各点位污染级别进行统计后发现，有 2个点位为 3项重金属重污染，有 16 个点位为 2 项重金属重污染，46 个点位为 1 项重金属重污染。
表11研究区地下水重金属元素Pi统计
图4研究区内地下水中各重金属元素单因子污染指数图
2.3.2 内梅罗综合指数
根据公式进行计算后，得到各采样点 Pn和各点污染级别（表12）。综合来看，研究区内各点位中度以上污染占比 69.89%，区内地下水质量整体较差，各重金属分布呈现不均匀的形态。
2.3.3 潜在生态风险指数
根据公式计算后，得到各点 Er和 RI，统计如表13所示。从重金属生态风险指数（Er）看，大部分点位各元素风险等级均为“轻微风险”，只有 As 和 Se 的部分点位风险等级存在“中等风险”和“较强风险”。从潜在生态风险（RI）来看，只有11.8%的点位存在“中等风险”，大部分点位均为“轻微风险”，研究区整体潜在生态风险较低。
表12研究区地下水重金属元素Pn统计
表13研究区地下水重金属元素Er和RI统计
2.4 人体健康风险评估
通过健康风险评价模型，可以计算出研究区地下水中重金属元素在不同途径条件下的致癌风险和危害商（图5），各金属元素风险如表14所示。
从图5中可以看出致癌风险（ILCR）在不同途径下，重金属As和Cd在不同群体中影响不同，在饮用途径下，重金属 As和 Cd对成人和儿童的 ILCR 趋势基本相同，均为儿童略大于成人，其中 As 对成人和儿童的 ILCR 均超过 1×10-3，已经超过国际辐射防护委员会推荐的最大可接受风险水平 5×10-5 a-1，也高于美国环境保护署（USEPA）推荐的最大可接受风险水平 1×10-4 a-1。Cd对成人和儿童的 ILCR 均未超过 1×10-6，可以认为不存在致癌风险或致癌风险很小。在皮肤接触途径下，重金属 As 和 Cd 对成人和儿童的 ILCR 均未超过 1×10-6，可以认为不存在致癌风险或致癌风险很小，总体来说皮肤接触途径的 ILCR远小于饮用途径的ILCR。总体来看，研究区地下水致癌风险主要受As影响。
非致癌危害商（HQ）方面，饮用途径下，成人和儿童的 HQ 变化趋势一致，均为 As>Mn>Se>Ba>Pb>Cu>Zn>Ni>Cd，HQ均为儿童＞成人，其中 As对儿童的 HQ 平均值已超过 1，不可接受，其余各重金属元素虽然平均值未超过 1，但有部分点位的 As对成人的 HQ 超过 1，部分点位 Mn 对儿童的 HQ 超过 1。整体而言，饮用途径下成人 HQ 可接受，儿童 HQ 不可接受。皮肤接触途径下，皮所有重金属元素对成人和儿童的 HQ 均小于 1，成人和儿童的 HQ 变化趋势有所不同，成人 HQ：Se>As>Ba>Mn>Zn>Cu>Cd>Ni>Pb，儿童 HQ：As>Mn>Se>Zn>Cu>Ba>Cd>Ni>Pb。在皮肤接触途径下除 Se 外，其余重金属 HQ 均低于饮用途径。
非致癌综合风险值（HI）方面，各重金属元素不同途径下对成人和儿童的 HI 分类统计如表15所示，可以看出，研究区内地下水中重金属对人群的 HI排序为：As>Se>Mn>Ba>Pb>Cu>Zn>Ni>Cd。As和 Se的 HI均超过 1，说明研究区地下水非致癌综合风险主要与As、Se有关。
HI综合分类统计如表16所示，研究区内饮用途径风险>皮肤接触途径，成人风险>儿童风险。
图5不同途径下地下水重金属对成人和儿童的健康风险值
a—饮用途径致癌风险；b—皮肤接触途径致癌风险；c—饮用途径非致癌风险；d—皮肤接触途径非致癌风险
表14饮用途径和皮肤接触途径下不同重金属风险值
表15研究区各重金属元素HI分类统计
表16研究区HI综合分类统计
总体而言，研究区地下水重金属的健康风险在途径上表现为饮用途径>皮肤入渗途径，说明研究区内地下水饮用途径是主要的健康风险暴露途径。在人群中表现为成人潜在风险>儿童潜在风险，这与成人的饮水量、皮肤接触面及累积暴露时间大于儿童有直接关系。从重金属元素风险看，As是影响致癌风险的主要因子，As、Se 是影响非致癌综合风险的主要因子。
3 结论
（1）研究区地下水重金属含量平均值排序为Mn >Ba>Zn>As>Se>Cu>Ni>Pb>Cd，Mn是国家III级标准的 6.79 倍，As 是国家 II 级标准的 9.77 倍，Ba 是国家 II 级标准的 2.18 倍，Zn、Se、Cu、Ni、Pb、Cd 含量平均值均符合国家I级标准。
（2）地下水综合污染评价结果表明，研究区内 Mn、Se、As、Ba 存在重度污染点位，其中 Mn 的污染较为严重，Zn、Cu、Ni、Pb、Cd在各点位均无污染。综合污染指数表明，研究区各点位中度以上污染占比 69.89%，重度污染占比50.54%。
（3）从重金属生态风险指数（Er）看，大部分点位各元素风险等级均为“轻微风险”，只有 As 和 Se 的部分点位风险等级存在“中等风险”和“较强风险”。从潜在生态风险（RI）来看，只有 11.8% 的点位存在 “中等风险”，大部分点位均为“轻微风险”，研究区整体潜在生态风险较低。
（4）相关性分析显示，研究区内多组重金属元素之间有着相关性，Ni-Pb、Cu-Zn、Ni-Cu、Pb-Cd这 4 组重金属中等程度相关，Ni-Cd、Pb-Zn、Pb-Ba、 Cd-Ba、Mn-Se这 5组重金属存在弱相关性，As与其他重金属元素之间相关系较弱，可能存在不同来源。
（5）来源解析结果表明，研究区地下水中重金属 Ni、Cu、Zn主要来源于工农业及交通污染，Pb、Cd 可能是自然源，Ba、As、Mn、Se可能同时受人类活动和自然因素影响。
（6）健康风险评价结果表明，研究区地下水致癌风险主要受 As 影响，主要影响途径为饮用途径，成人和儿童的终身致癌风险 ILCR均大于 USEPA 最大可接受风险水平 1×10-4 a-1；地下水非致癌风险主要受 As、Se 影响，饮用途径风险>皮肤接触途径，成人风险>儿童风险。成人和儿童通过 2 种途径暴露的综合非致癌风险值（HI）均高于安全限值1。
致谢 感谢所有天津市地质矿产测试中心同事们的帮助，使得这篇文章能够顺利完成。