污灌不仅给土壤带来了水分、养分和有机质，同时也带来了大量的有害物质(特别是重金属)，使土壤发生不同程度的污染(Patel et al., 2008；Khurana et al., 2012；El-Khateeb et al., 2012)，并且通过食物链危害人体健康.近一二十年来，很多学者以不同地区的污灌区为例，分别从土壤污染状况(王庆仁等，2002；Liu et al., 2005；吴光红等，2008；Liang et al., 2009；Afifi et al., 2011；Puttaih，2012)、土壤污染对作物质量的影响(Karatas et al., 2006； Bashir et al., 2009；Liang et al., 2011；Chandran et al., 2012；Bharose et al., 2013；Parashar et al., 2013；Hassan et al., 2013)、土壤和作物健康风险(杨军等，2005；Chary et al., 2008；Chen et al., 2010；Singh et al., 2010)等方面进行了大量研究.这些研究表明，多数污灌区土壤和作物中的重金属含量高于背景值或对照区，存在不同程度的污染和健康风险.长期生活在污灌区的人群，可以通过摄入食物和蔬菜、皮肤接触土壤或灰尘、吸入大气颗粒物等途径摄入重金属，并富集在不同的组织器官和体液(如肝、肾、头发、指甲、牙齿、皮屑、奶、汗液、尿液、血液、唾液等)中(Samanta et al., 2004；Rashed et al., 2007；Trojanowski et al., 2010；Gil et al., 20112011；Al-Jubouri et al., 2012).这些组织器官和体液中的重金属负荷不仅是环境污染的生物指示器，而且还可以作为人体健康和疾病的诊断指标(Samanta et al., 2004；Rashed et al., 2007；Wang et al., 2009；Mehra et al., 2010；Shan Um-e-Ammara et al., 2012).相对于其他组织器官来说，人发样品具有容易获得和保存、重金属含量高于体液样品、能够反映较长时期的重金属暴露水平等优点(Rashed et al., 2007；Trojanowski et al., 2010；Perumal et al., 2011；Abdulrahman et al., 2012；Chojnacka et al., 2012；Długaszek et al., 2012)，世界卫生组织(WHO)等国际组织已将其作为评价人体重金属负荷的理想材料之一(Samanta et al., 2004；Mehra et al., 2010).

污灌农田生态系统的主要污染源是污水，通过污灌输入该系统的污染物会沿着土壤→作物→人体的路径发生迁移与积累，因此，以污染物为媒介，就构成了一个相互联系的土壤-作物-人体系统.但迄今为止，从土壤-作物-人体系统角度深入探讨污灌区重金属迁移和积累规律的研究较少，多局限于As或Cd单一重金属研究(丁中元，1989；林匡飞等，2001)，缺乏污灌区多种重金属复合污染状况下，人发重金属含量与土壤、作物之间的关系研究.鉴于此，本文以河南省某污灌区为例(以下简称污灌区)，在采样分析土壤、小麦籽粒(以下简称小麦)和人发重金属(Cu、Zn、Pb、Cd、As)含量的基础上，探讨重金属在土壤-作物-人发系统(Soil-Crop-Human Hair System，SCHS)中的迁移和积累特征，旨在为污灌农田生态系统的重金属污染防治提供依据，同时对提高污灌区居民健康水平也具有重要的参考价值.

污灌区位于河南省某市东郊(图 1)，面积约4000 hm²，地势平坦，土壤深厚，农业生产以小麦、玉米和蔬菜为主.在污灌区的西侧有一条自北向南流动的河流，全长约12 km，沿途接纳化肥厂、炼锌厂等多家企业排放的工业废水和居民生活污水.1962年在该河流东侧修建了灌溉系统，并开始污水灌溉.2000年左右，在污灌主河道及支渠的上游开始实行“清污”混灌或“清”灌；但在污灌主河道及其支渠的下游，仍然以污灌为主.根据该市2001—2010年环境状况公报，污灌主河道PT断面(图 1)的重金属浓度呈逐渐下降趋势，2005年以来符合GB 5081—2005规定的农田灌溉水质标准，但在2005年以前，多数年份的As、Pb和Cd浓度超过水质标准.污灌输入到土壤中的重金属，移动性很弱(Baker，1974；夏增禄等，1985)，可在土壤中长期积累，从而危害土壤生态系统健康.

图 1(Fig. 1)

图 1 污灌区位置及采样点分布 Fig. 1 Location of the sewage irrigation area and sample sites

根据污灌主河道和支渠上下游位置及污灌形式的不同，选择LT、XZ、PT和BC自然村作为采样点(图 1).LT和XZ分别位于污灌主河道和支渠的上游，在2000年以前多使用污水灌溉，目前采用“清污”混灌或“清”灌方式，污灌量逐渐减少；PT和BC分别位于污灌主河道和支渠的下游，目前仍以污灌为主，偶尔使用地下水灌溉.为了比较污灌区与非污灌区重金属在SCHS中的迁移与积累特征，又在污灌区以外选择DSF、TBG和ZPZ自然村作为对照样点(图 1).

在每个采样点(村)，布设3个有代表性(离村庄300 m以外、距公路500 m以外)的地块(0.5~1 hm²)作为采样单元，其土地利用方式均为麦田，灌溉方式相同.在每个采样单元内，首先按照“蛇形”布点法用不锈钢铲采集25个左右的土壤表层(0~15 cm)子样；然后拣出植物残体和砖瓦块等侵入体，将子样充分混合，按“四分法”缩分至1 kg左右，作为该单元的土壤分析样品.小麦收获前，在每一个采样单元内按“蛇形”布点法采集约30穗小麦样品.本研究共采集土壤和小麦样品各27份.

人发样品志愿者都是当地常驻居民，以自产粮食为主要食物，没有职业性重金属暴露，身体健康，半年内无服药史和染发史.在各个采样点，随机选取不同年龄(5~75岁)的男女人发样品志愿者，用不锈钢剪刀剪取男性枕后发或女性耳后发2~3 g.本研究在污灌区的LT、XZ、BC和PT分别采集52、54、93和57份人发样品，共计256份；在对照区的DSF、TBG和ZPZ分别采集30、35和34份人发样品，共99份.

将土壤样品风干后，随机多点取样约100 g，用玛瑙研钵研磨，全部通过0.15 mm尼龙筛.测定Cu、Zn、Pb、Cd的土壤样品采用HCl-HNO₃-HF-HClO₄消解体系，测定As的土壤样品采用H₂SO₄-HF-HClO₄消解体系.

首先将小麦样品风干、去壳，然后用玛瑙研钵研磨，全部通过1 mm尼龙筛.测定Cu和Zn的小麦样品采用干灰化法消解，测定Pb和Cd的小麦样品采用HNO₃-HClO₄消解体系，测定As的小麦样品采用HNO₃-HClO₄-H₂SO₄消解体系.

用开米牌中性洗涤剂的5%溶液浸泡人发样品1 h后，用自来水冲至无泡沫，再用蒸馏水和去离子水各淋洗3次.在80 ℃下烘干发样，用不锈钢剪刀剪碎，然后用6 ∶ 1的HNO₃和HClO₄混合液加热消解样品.

各类样品消解液中的Cu和Zn含量采用F-AAS法测定，Pb和Cd含量采用G-AAS法测定，As含量采用二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法测定.使用的仪器主要有AA-6601F型原子吸收分光光度计(日本岛津)和754型分光光度计(上海).在重金属测定过程中，分别使用国家土壤标准物质(GSBZ50012-88，棕壤ESS-2)、小麦粉标准物质(GBW08503B)和人发粉标准物质(GBW07601)对土壤、小麦和人发样品测定进行加标回收试验，回收率在90.6%~106.4%之间.

污灌区土壤Cu、Zn、Pb、Cd和As含量分别在30.16~56.80 mg · kg^-1、196.53~209.33 mg · kg^-1、15.30~39.35 mg · kg^-1、1.12~2.59 mg · kg^-1和17.36~38.56 mg · kg^-1之间，平均含量分别为40.63、203.47、22.10、1.84、26.87 mg · kg^-1，均不同程度地高于对照区(图 2).以GB15618—1995(Ⅱ级，pH＞7.5)中的重金属含量为标准，应用HJ/T 166—2004中的内梅罗指数(PI)法计算得到污灌区和对照区土壤重金属的PI值(图 2).污灌区各样点的土壤重金属PI都大于1，发生了不同程度的污染，其中，LT(PI=1.43)发生轻度污染，BC和XZ(PI分别为2.45和2.10)发生中度污染，PT(PI=3.22)发生重度污染.从总体上看，污灌区处于中等污染水平，平均PI为2.30(图 2).污灌区土壤最主要的污染因子是Cd和As，PI_Cd和PI_As分别为3.08和1.08.对照区各样点的土壤重金属平均PI都小于1，平均为0.80，与污灌区相比差别极显著(p＜0.01)，没有发生污染.

图 2(Fig. 2)

图 2 土壤重金属平均含量和污染指数 Fig. 2 Average contents of heavy metals in soils and their PI

污灌区小麦Cu、Zn、Pb、Cd和As含量分别在9.52~10.61 mg · kg^-1、122.97~27.87 mg · kg^-1、0.68~1.08 mg · kg^-1、0.21~0.91 mg · kg^-1和0.05~0.93 mg · kg^-1之间，平均含量分别为10.10、25.83、0.87、0.56、0.35 mg · kg^-1；均高于对照区的7.86、16.74、0.32、0.05和0.06 mg · kg^-1(图 3).应用GB 2715—2005中的Pb、Cd、As标准，以及NY861—2004中的Cu、Zn标准，计算得到污灌区和对照区小麦重金属的PI(图 3).污灌区各样点小麦的PI都大于1，在1.91~7.36之间变化，平均为4.63，总体上发生了重度污染.其中，XZ(PI = 1.91)发生轻度污染，其余样点都发生重度污染，尤其是PT的PI高达7.36，污染非常严重.污灌区小麦重金属污染的主要因子是As、Cd和Pb，最大PI分别是9.30、6.40和5.40.而对照区PI变化于0.94~1.53之间，平均为1.37，与污灌区相比差别显著(p＜0.05)，总体上发生了轻度污染，最主要的污染因子是Pb，其PI变化在1.15~2.00之间，其他重金属的PI均小于1.

图 3(Fig. 3)

图 3 小麦籽粒重金属平均含量和污染指数 Fig. 3 Average contents of heavy metals in wheat grains and their PI

从污灌区和对照区人发重金属含量(图 4)可以看出，污灌区人发Cu、Zn、Pb、Cd和As平均含量分别为14.11、143.13、13.24、0.19、1.97 mg · kg^-1，都高于对照区.两区域的人发重金属含量差异都达到了显著(p＜0.05)以上水平，其中，Zn、Pb、Cd和As含量的差异达到了极显著水平(p＜0.01)，表明污灌区居民通过膳食等途径长期暴露于重金属中，已在人发中出现了明显富集.

图 4(Fig. 4)

图 4 污灌区和对照区人发重金属含量(○温和异常值，★极端异常值) Fig. 4 Box-plot diagram of heavy metal contents of human hair in the sewage irrigation area and the control area

人发重金属含量受样本数量、居住环境、饮食和生活习惯、性别、年龄、人种和测定方法等多种因素的影响(Iyengar et al., 1988；Adekola et al., 2004；Perumal et al., 2011；Długaszek et al., 2012)，因此，不同国家和地区人发重金属参考值存在很大差别.尽管如此，与世界50国平均(Iyengar et al., 1988)、中国(杨林生等，1996；秦俊法，2004)、日本(Takagi et al., 1986)、美国(Dipietro et al., 1989)人发重金属参考值相比，污灌区人发Cu、Zn和Cd含量与上述报道的参考值基本相当，而Pb和As含量高于其参考值.

污灌区男性头发重金属含量均高于女性(图 5)，男性头发Cu、Zn、Pb、Cd和As平均含量分别为14.74、147.99、13.34、0.19、2.20 mg · kg^-1，而女性分别为13.55、138.84、13.15、0.18、1.77 mg · kg^-1.男女头发中铜含量差别极显著(p＜0.01)，锌和砷含量差别显著(p<0.05)，铅和镉含量差别不显著.对照区不同性别人发重金属含量的差别与污灌区相似，但男性头发中铅含量略低于女性，差别不显著.

图 5(Fig. 5)

图 5 污灌区男性和女性头发重金属含量箱线图 Fig. 5 Box-plot diagram of heavy metal contents in male and female hair living in the sewage irrigation area

关于不同性别之间人发重金属含量，不同学者的结论存在一定差异.多数研究表明，男性头发重金属含量高于女性，主要原因是男性户外作业频率和强度高于女性(Trojanowski et al., 2010；Abdulrahman et al., 2012；Um-e-Ammara et al., 2012；Al-Jubouri et al., 2012).有研究表明，某些重金属在男性头发中的含量较高，而有些重金属在女性头发中的含量较高(Długaszek et al., 2012；Perumal et al., 2011).还有一些研究(杨林生等，1996；姚春霞等，2008)发现，不同性别头发重金属含量无显著差异.

污灌区不同年龄组人发重金属含量变化见图 6.除镉外，其他重金属含量都随年龄的增长而增加，其原因可能是随着年龄增加，多数重金属在体内富集越来越多的缘故.人发Cu、Zn、Pb、As含量与年龄之间的相关系数分别为0.770、0.583、0.720、0.506，呈显著正相关(p＜0.05)；同一重金属在绝大多数相邻年龄组之间具有极显著差别(p＜0.01).本研究的这一结论与多数成果(姚春霞等，2008；Długaszek et al., 2012；Abdulrahman et al., 2012)相一致.但也有研究(Trojanowski et al., 2010；Perumal et al., 2011)表明，多数人发重金属含量在中年组最高，青少年组和老年组含量有所下降.对照区不同年龄组人发重金属含量变化与污灌区基本一致.

图 6(Fig. 6)

图 6 污灌区不同年龄组人发重金属平均含量 Fig. 6 Mean contents of hair metals of different age groups in the sewage irrigation area

生物富集系数(Bioaccumulation Factor，BAF)是生物体某种重金属含量与其生活环境介质或食品中同一重金属含量的比值(Ivanciuc et al., 2006；Arnot et al., 2006).国内外很多学者(李剑等，2009；张红振等，2010；Rezvani et al., 2011)用植物(作物)对土壤重金属的BAF来研究重金属在土壤-植物(作物)之间的迁移状况，已被学术界广泛接受.但计算人发对环境介质重金属的BAF尚有不少困难，主要因为人体暴露重金属的途径多种多样，尚没有识别人发重金属来源的有效方法.考虑到污灌区和对照区面积较小，其大气环境、地下水环境、农业活动及居民饮食习惯都无明显差别；膳食是人发重金属富集的主要途径，居民以自产小麦为主要食物，秋粮基本作为饲料.据研究(林匡飞等，2001)，人体膳食摄入的重金属占总暴露量的60%左右，蔬菜摄入占35%左右，其他暴露量很小.基于上述考虑，本研究应用污灌区和对照区各样点土壤、小麦和人发重金属平均含量，计算得到小麦/土壤、人发/小麦之间的BAF(表 1).虽然BAF_{人发/小麦}比实际数值偏大，具有相对性，但仍然可基本反映污灌区和对照区重金属从环境介质向人发迁移和积累状况，两区域的BAF_{人发/小麦}差值具有一定的绝对可比性.

由表 1可见，不管是污灌区还是对照区，各个重金属都是BAF_{人发/小麦}＞BAF_{小麦/土壤}，差别显著(p＜0.05)，表明人发对小麦重金属的放大作用十分明显.对于BAF_{小麦/土壤}来说，污灌区和对照区Zn、Pb、As的平均BAF基本一致，而污灌区Cu的BAF(0.26)小于对照区(0.62)，Cd的BAF(0.31)大于对照区(0.08).污灌区重金属的BAF_{小麦/土壤}大小顺序是Cd(0.31)＞Cu(0.26)＞Zn(0.13)＞Pb(0.05)＞As(0.01)，而对照区为Cu(0.62)＞Zn(0.14)＞Cd(0.08)＞Pb(0.03)＞As(0.01)，与污灌区有较大差别.据张红振等(2010)报道，我国小麦As、Pb和Cd的平均BAF_{小麦/土壤}分别为0.017、0.02和0.28.可见污灌区和对照区As和Pb的BAF_{小麦/土壤}，以及污灌区Cd的BAF_{小麦/土壤}与全国平均值基本相当，而对照区Cd的BAF_{小麦/土壤}明显小于全国平均值.对于BAF_{人发/小麦}来说，污灌区5种重金属的平均富集系数都小于对照区.污灌区重金属的BAF_{人发/小麦}大小顺序是Pb(15.62)、As(15.49)＞Zn(5.56)＞Cu(1.41)＞Cd(0.34)，对照区为Pb(31.17)＞As(24.10)＞Zn(7.71)＞Cd(2.03)＞Cu(1.70)，与污灌区基本一致.

表 1(Table 1)

表 1 污灌区和对照区小麦和人发对重金属的生物富集系数 Table 1 BAFs of heavy metals form soil to wheat， and from wheat to human hair in the sewage irrigation area and the control area

表 1 污灌区和对照区小麦和人发对重金属的生物富集系数 Table 1 BAFs of heavy metals form soil to wheat， and from wheat to human hair in the sewage irrigation area and the control area 区域 样点 BAF小麦/土壤 BAF人发/小麦 Cu Zn Pb Cd As Cu Zn Pb Cd As 污灌区 LT 0.26 0.13 0.07 0.44 ﹤0.01 1.37 5.71 13.58 0.26 32.47 BC 0.28 0.13 0.03 0.32 0.01 1.36 5.37 13.02 0.34 7.78 XZ 0.32 0.11 0.05 0.12 0.01 1.57 6.38 17.50 0.52 19.67 PT 0.19 0.14 0.04 0.35 0.02 1.34 4.78 18.37 0.23 2.04 平均 0.26 0.13 0.05 0.31 0.01 1.41 5.56 15.62 0.34 15.49 对照区 DSF 0.55 0.16 0.04 0.07 ﹤0.01 1.76 6.98 25.37 1.71 27.79 TBG 0.54 0.16 0.04 0.09 0.01 1.58 7.80 29.83 1.53 14.96 ZPZ 0.76 0.09 0.02 0.08 0.01 1.76 8.34 38.31 2.86 29.54 平均 0.62 0.14 0.03 0.08 0.01 1.70 7.71 31.17 2.03 24.10

综合图 2~4中土壤、小麦和人发重金属含量数据，可以绘制得到重金属在SCHS中的迁移与积累一般模式(图 7粗实线)，即重金属沿土壤→小麦→人发迁移路径的积累曲线呈不规则“V”形.灌溉水中的重金属进入土壤后，由于土壤固相颗粒的吸附等原因，可移动性很弱(Baker，1974；夏增禄等，1985)，所以经过长期污水灌溉，重金属可大量富集在土壤中，其含量在SCHS中最高.作物从土壤中主动或被动吸收重金属，但土壤重金属的生物有效态含量较低(Kabala et al., 2001；Thums et al., 2008；智颖飙等，2008；Mahanta et al., 2011；侯千等，2011)，小麦对重金属的BAF远小于1(表 1)，作物重金属含量比土壤低的多.人们摄食作物后，重金属又富集在不同组织或器官中，其含量一般情况下高于作物(图 7中重金属M_i和M_j)，但也有低于作物含量的情况出现(图 7中重金属M_x和M_k).

图 7(Fig. 7)

图 7 重金属在SCHS中的迁移与积累一般模式 Fig. 7 General patterns of metal migration and accumulation in soil-crop-hair system

就本研究来看，污灌区Cu、Zn、Pb和As在SCHS中的迁移与积累状况符合上述一般模式，说明人发对这些重金属具有较强的浓缩和放大作用.这一点也可从上述人发对小麦中的这些重金属的BAF得到验证(表 1).作为一个例子，图 7仅给出了Pb在SCHS中的迁移与积累曲线.Cd在SCHS中的迁移与积累与上述4种重金属不同，人发对小麦Cd的BAF较小(仅为0.31)，右侧曲线向下偏斜，从土壤经作物到人发呈逐渐递减分布(图 7中Cd迁移与积累曲线).

人发对小麦Cd富集系数较小的事实说明，人发不是体内Cd积累和排泄的主要器官，但目前关于这方面的研究报道很少.Yoo等(2000)研究表明，人骨骼中的Cd含量为33 mg · kg^-1，是头发中Cd含量的11倍，而骨骼和头发中的As、Cu和Pb含量差别不大.Al-Jubouri等(2012)也报道，人指甲中的Cd含量高于头发.由此可以得出如下结论：重金属在SCHS中的迁移与积累曲线形状依重金属种类不同而异.大多数重金属(如Cu、Zn、Pb、As等)对人发具有靶向富集作用，人发重金属含量就高于作物，其积累曲线的右侧向上偏斜(图 7右侧粗实线或M_j粗虚线)；个别重金属不具有人发靶向富集作用，含量低于作物，积累曲线的右侧向下偏斜(图 7右侧M_k和M_x粗虚线).

由表 1可见，两区域Zn、Pb、As的BAF_{小麦/土壤}基本一致，污灌区Cu的BAF_{小麦/土壤}小于对照区，而其Cd的BAF_{小麦/土壤}大于对照区.出现这种现象的原因可能与土壤重金属污染程度、不同重金属之间的交互效应、土壤理化性质等多种因素有关.大量研究(陈怀满，1996；Han et al.，2005；牛之欣等，2010)表明，在土壤重金属含量较低时，随其含量的增加，作物的BAF越来越大；当重金属含量较高时，由于重金属对作物的毒害作用增强，使作物的BAF减小.在土壤多种重金属共存时，某些重金属的存在可以增强或抑制作物对其他重金属的吸收和富集，使作物的BAF增大或者减小.从本研究看，虽然污灌区小麦Zn、Pb和As含量高于对照区，但由于土壤重金属污染对小麦的毒害作用，抑制了小麦对这些重金属的吸收，从而出现污灌区小麦的BAF与对照区相差无几的现象.对照区小麦Cu的BAF较高，可能是因为Cu是小麦生长发育必需元素的缘故.污灌区土壤高含量的Cd，可能抑制小麦对Cu的吸收，出现污灌区小麦Cu的BAF小于对照区.

污灌区各个重金属的BAF_{人发/小麦}小于对照区的原因和机理，目前还不太清楚.但可以肯定的是，这与污灌区的小麦和土壤遭到严重污染有关.本研究的污灌区和对照区范围较小，其大气环境、地下水环境、农业活动及居民生活习惯都基本相同，人体重金属的主要来源是膳食途径，通过误食、吸入、皮肤接触土壤而暴露的重金属很少(林匡飞等，2001；潘根兴等，2002).在人体暴露过量重金属的情况下，人体可能具有一定的自我保护机制，会主动增强重金属非吸收性排泄，降低对重金属的吸收；同时，人体过量富集重金属会导致非器质性或器质性病变，也能减少人体对重金属的吸收和富集.

样点LT和XZ分别位于污灌主河道和支渠的上游，20世纪50年代至2000年左右，采用污灌方式；2000年以来，采用“清污”混灌或“清”灌方式.样点PT和BC分别位于污灌主河道和支渠的下游，自20世纪50年代以来一直以污灌为主，偶尔使用清水灌溉.由于样点之间在污灌方式和污灌时间方面存在差异，导致污灌区土壤、小麦和人发重金属含量出现了空间分异.由图 8可见，长期使用污水灌溉的样点BC和PT，土壤和小麦的重金属平均污染指数，以及人发平均重金属含量都高于污灌时间短、目前“清污”混灌或“清”灌的样点LT和XZ.从整个污灌区来看，北部和东部地区土壤和小麦重金属污染相对较轻，人发重金属含量较低；而中部和南部地区相对较严重，人发重金属含量较高.

图 8(Fig. 8)

图 8 各样点土壤、小麦重金属综合污染指数与人发重金属含量 Fig. 8 Hair metal contents and PI of soil and wheat grains in different sample sites

1)污灌区土壤和小麦发生了不同程度的重金属污染.污灌区土壤Cu、Zn、Pb、Cd和As的平均含量分别为40.63、203.47、22.10、1.84、26.87 mg · kg^-1，都高于对照区，总体上呈中等污染，而对照区土壤没有发生污染.污灌区小麦Cu、Zn、Pb、Cd和As平均含量分别为10.10、25.83、0.87、0.56、0.35 mg · kg^-1，都高于对照区，总体上呈重度污染，主要污染因子是As、Cd和Pb，而对照区污染程度较轻.

2)污灌区人发重金属富集明显，污灌区人发Cu、Zn、Pb、Cd和As平均含量分别为14.11、143.13、13.24、0.19、1.97 mg · kg^-1，都高于对照区.随年龄增长人发多数重金属含量呈增加趋势，并且男性高于女性.

3)污灌区人发/小麦、人发/土壤之间的平均生物富集系数(BAF)的大小表现为BAF_{人发/小麦}(7.69)＞BAF_{小麦/土壤}(0.15)，除Cd外，人发对其他4种重金属的放大作用十分明显.

4)在SCHS中，重金属沿土壤→小麦→人发的迁移与积累曲线的形状依重金属种类不同而变化.人发对作物中的大多数重金属具有放大作用，其积累曲线呈不规则“V”形；对于个别重金属(如Cd)来说，头发不是其积累和排泄的主要器官，其积累曲线的右侧向下偏斜，从土壤经作物到人发呈逐渐递减分布.

5)污灌、“清污”混灌与灌溉时间对SCHS重金属积累有重要影响.位于污灌主河道和支渠下游、长期使用污水灌溉的中部和南部地区，土壤和小麦的重金属平均污染指数及人发平均重金属含量，都高于主河道和支渠上游、污灌时间短、目前为“清污”混灌的北部和东部地区.

6)影响重金属在SCHS迁移与积累的因素有很多，如重金属化学性质、土壤性质和污染状况、饮食和生活习惯、人种的生理特征等，关系十分复杂.本文仅以河南省某污灌区为例开展了初步研究，而且是基于污灌区典型村庄的土壤、小麦和人发重金属平均状况开展的，所计算的BAF_{人发/小麦}偏大，今后应进一步开展严格控制实验条件下的SCHS重金属迁移与积累研究.