Risk Assessment of Heavy Metals in Topsoil on Human Health in Fuping County, Hebei Province
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摘要: 河北省阜平县矿产资源丰富，矿产开发会产生大量重金属污染物，近年来大力发展果农业，也会对表层土壤造成一定影响，目前该县表层土壤重金属现状尚不清晰。为评估阜平县农业重点区表层土壤重金属污染特征和对人体健康的影响，本文按照1：5万土地质量调查规范要求，布设标准网格在该县农业重点区采集表层土壤样品647组，采用原子荧光光谱、电感耦合等离子体质谱、X射线荧光光谱等方法，测定Hg、As、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni、Cr等8种重金属含量；运用地累积指数、内梅罗污染指数和富集因子法等方法，识别表层土壤重金属的污染特征和来源；利用中国人体健康土壤环境基准制定技术指南的健康风险评估标准，评估重金属污染对人体健康的风险。结果表明：①研究区表层土壤中Hg、Pb、Cu、Zn、Cd、Cr、Ni存在一定程度的富集，但含量均未超过农用地管控值，98.6%的样品土壤重金属对农产品质量安全、农作物生长或土壤生态环境风险低；②As的来源主要为自然源，Hg、Pb局部受到人类活动影响，Cu、Zn、Cd、Cr、Ni受到人类活动和天然地质背景共同影响；③对表层土壤中重金属的非致癌和致癌风险评估显示，成人和儿童的非致癌风险指数小于1，均不存在非致癌风险，处于可接受水平。As和Cd超过可接受致癌风险水平（As为10-5，Cd为10-6），具有一定的致癌风险，经口吸入是造成人体健康风险的主要暴露途径，儿童受到的影响远高于成人。由此认为，研究区土壤存在轻微污染，且As和Cd对人体健康有一定影响，应加强对土壤重金属的监测，掌握其变化动态，防范土壤污染加重。要点
(1) 利用中国人体健康土壤环境基准开展土壤重金属对人体健康的评估，更符合中国实际情况。
(2) 综合3种土壤重金属评价方法表明研究区土壤中重金属除As外，其他都受到施肥灌溉、农药喷洒等外部因素影响。
(3) 98.6%的土壤样品无As和Cd污染风险，但其毒性大，应加强监测。
HIGHLIGHTS(1) The assessment of human health by soil heavy metals using the Chinese human health soil environmental benchmark is more in line with the actual situation in China.
(2) The three soil heavy metal evaluation methods showed that the heavy metals except As in the soil in the study area were affected by external factors such as fertilization, irrigation and pesticide spraying.
(3) 98.6% of soil samples have no risk of As and Cd contamination, but they are highly toxic and should be monitored.
Abstract:BACKGROUNDPolycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), as a typical persistent organic pollutant, widely exist in the environment and have high stability. Studying of the content distribution and source analysis of PAHs in soil will provide a technical basis for PAHs pollution prevention and control, ecological environment improvement and environmental protection policy-making.OBJECTIVESIn order to investigate the content, composition and source of PAHs in the soil environment of different functional areas in Beijing City.METHODSA large-scale sampling was carried out in the core area of Beijing City. At the same time, regional sampling was carried out for different functional areas such as industrial areas, agricultural planting areas, water source protection areas and residential areas. A total of 459 topsoil samples were collected, and the monomer contents of 16 PAHs were analyzed by gas chromatography-mass spectrometry (GC-MS).RESULTSThe average values of the total contents of 16 PAHs (∑16PAHs) in topsoil of the three subregions in the core area (southeast, center and northwest) were 153.7, 333.2 and 142.9μg/kg, respectively. The average values of ∑16PAHs in topsoil of the industrial zone, including Southeast Factory, Shougang Industry and Datai Coal Mine, were 1006.9, 1379.4 and 146.8μg/kg, respectively. The average values of ∑16PAHs in topsoil of the water-conserving areas, Huairou and Miyun, were 86.4μg/kg and 154.5μg/kg, respectively. The average values of ∑16PAHs in topsoil of four agricultural planting regions (Changping, Pinggu, Fangshan and Tongzhou) were 109.0, 118.3, 106.8 and 94.2μg/kg, respectively. The average value of ∑16PAHs in topsoil of residential areas was 131.1μg/kg. Compared with previous research results on the content and distribution characteristics of PAHs, the content of PAHs in the topsoil in Beijing City showed a decreased trend, which was related to the decrease in the use of coal and the increase in the use of natural gas in Beijing City in recent years. The composition of PAHs in different functional areas was different. The proportion of heavy and medium rings PAHs were higher in industrial areas. The proportion of light rings PAHs in water-conserving areas, agricultural planting regions and residential areas was higher than that in industrial areas, which might be due to the different sources of PAHs in different functional areas. The results of principal component analysis-multiple linear regression method showed that the main sources of PAHs in the core area were tail gas emissions and leakage during oil storage and transportation, which contributed 81.46% and 18.54%, respectively. The main sources of PAHs in the topsoil of the industrial area were coal combustion and tail gas emissions, which contributed 62.65% and 37.35%, respectively. The main sources of PAHs in residential areas were tail gas emissions and natural gas combustion sources, with contribution rates of 53.30% and 46.70%, respectively.CONCLUSIONSFurther strengthening traffic control, continuing to reduce the proportion of coal in energy structure, and increasing the proportion of clean energy are effective ways to reduce PAHs emissions and pollution in Beijing City. -
硼是生物样品(牙齿和骨骼)中重要的一种微量元素[1]，硼的信息可以指示人或者动物的饮食结构、迁移特效或者健康状况[2-5]。因此，考古学家和地质学家可以通过生物样品硼元素和同位素信息追溯历史时期人或者动物的饮食或者生活习性的改变，进而推测历史时期的气候环境变化[6-8]。硼有两个同位素(10B、11B)，其相对质量差比较大，同位素分馏显著，自然界的分馏超过150‰。生物样品中的硼分馏显著，使得生物样品中硼同位素可以成为有效的环境示踪剂[9]。国内外科学家通过对生物样品中硼同位素的初步研究均表明硼同位素具有巨大的应用潜力。如Bernard等[10]将非洲哺乳动物牙齿或骨骼的硼同位素值(δ11B)与生态学上其他稳定同位素指标进行比较，研究表明记录在哺乳动物骨骼中的δ11B主要是饮食的信号，且反映的是第二营养级；我国学者尝试用电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)对牙齿中硼同位素进行研究，结果表明，不同地区人齿中硼同位素差异较大[6]。因受制于生物样品前处理的困难，对硼同位素的运用研究停滞不前。
生物样品硼含量的测定相对比较简单。样品研磨后，采用酸消解后即可采用仪器进行测定[11-14]。而与之相比，硼同位素的测定要复杂得多。目前测定硼同位素常用的方法是热电离质谱法(TIMS)和多接收电感耦合等离子体质谱法(MC-ICP-MS)[15-16]。在采用这两种质谱技术测试之前，都需要对样品中的硼进行纯化富集，去除基体元素和降低同质异位素对质谱测定的干扰。富集纯化硼同位素常用的方法是采用离子交换树脂Amberlite IRA 743交换分离法[15-17]。该树脂是硼特效树脂，对硼具有选择性吸附，且主要吸附B(OH)4-离子。前人实验方法均建议样品溶液的pH值在8~9，硼的吸附效果较好，因此实验过程中通常采用氨水作为再生溶液对硼特效树脂进行处理。而高钙生物样品(如人齿)的主要成分为羟磷灰石，含有大量钙和镁等元素，在碱性条件下，钙和镁会形成能强烈吸附硼的、难溶于水的氢氧化物，如Ca(OH)2、Mg(OH)2等，使得其中的硼无法被硼特效树脂吸附，硼的回收率大大降低，产生明显的硼同位素分馏。众多学者采用了不同的方法克服这种问题，如在过硼特效树脂之前，先过一步阳离子交换树脂，去除部分阳离子，或者通过多次溶解沉淀以及过三步离子交换离子的方法加以解决。这些方法虽然取得较好的实验结果，但是实验流程比较冗长，费时费力[18-19]。
是否有一种合适的硼同位素前处理方法，既能满足高钙生物样品不生成沉淀，又能满足被硼特效树脂定量吸附的要求，这是生物样品硼同位素示踪得到广泛运用的基础。本文从硼特效树脂吸附特性出发，研究了pH值对硼特效树脂吸附性能的影响、不同pH值条件下溶液体积对硼特效树脂吸附性能的影响和高钙生物样品适宜的pH值等，最终采用醋酸-醋酸铵缓冲液(pH=6.0)替代以前使用氨水作为树脂再生溶液，将硼特效树脂Amberlite IRA 743吸附pH值从以前的8~9降至6.0，以避免高钙生物样品在碱性条件下容易生成沉淀，由此建立了高钙生物样品的硼同位素前处理方法。分离富集溶液采用MC-ICP-MS的“标准-样品-标准”交叉法进行硼同位素测定，建立了高钙生物样品硼同位素的高精度测定方法。
1. 实验部分
1.1 仪器和主要装置
NeptunePlus型多接收电感耦合等离子体质谱仪(MC-ICP-MS，美国Thermo Scientific公司)：该仪器的同位素质量检测范围为4~310amu(原子质量单位)，最高分辨率(5%，95%)≥8000。配备9个法拉第杯、3个二次电子倍增器、4个小型离散电子倍增器和1个阻滞四极透镜。同时该仪器配备有AridusⅡ膜去溶雾化系统，可降低溶样所用溶剂对仪器检测系统的干扰，检测灵敏度提高4~10倍，改进了检测信号的稳定性。主要用于检测B、Li、Mg、Fe、Cu、Zn等非传统稳定同位素和Hf、Sr、Nd等放射成因的同位素，可广泛用于地球、环境、农业等科学领域。
NexION 300D型电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS，美国PerkinElmer公司)：该仪器同时具备标准、碰撞和反应三种消除干扰模式的系统。标准模式可应用于简单的常规分析，碰撞模式适用于半定量分析、环境样品检测和未知物分析，反应模式可以获得最佳检测限。
UltraCLAVE超级微波消解系统(意大利Milestone公司)。
离子交换柱：Savillex微柱(220-005-032-047-20，直径3.2mm)，使用时将微柱截到3.5cm。
筛板(深圳逗点生物技术有限公司)。
亚沸蒸馏器：DST-1000(美国Savillex公司)。
pH计：梅特勒高精度FiveEasyTM台式pH计(FE28)，pH精度为±0.01pH。
1.2 标准物质和主要试剂
硼同位素标准物质(NIST 951)。其标准值11B/10B=4.05229±0.00028[1]。
实验所用超纯水经Milli-Q系统纯化，电阻率为18.2MΩ·cm。
双氧水和硝酸为超纯(UP)级(苏州晶瑞化学股份有限公司)，其中硝酸经DST-1000亚沸蒸馏纯化后使用。
硼特效离子交换树脂Amberlite IRA 743从国外购买，用时粉碎至约80~100目。
冰醋酸(色谱纯，美国J.T.Baker公司)。醋酸铵(色谱纯，≥99.0%，美国Fluka公司)。
醋酸-醋酸铵缓冲液(pH=6.0)：称取100g醋酸铵，加入300mL水使其溶解，加7mL冰醋酸，摇匀。
所有实验均在超净化学实验室完成。
1.3 实验方法
1.3.1 不同pH值和不同上样体积对Amberlite IRA 743硼特效树脂吸附性能影响实验
为了系统研究溶液pH值对硼特效树脂吸附性能的影响，配制不同pH值(1~14)的含硼溶液进行不同pH值和不同上样体积对Amberlite IRA 743硼特效树脂吸附性能影响实验。实验中用高纯硼酸配制硼浓度为500μg/L的溶液，溶液的pH用pH计测定。溶液的酸碱度通过滴加纯化后的硝酸或氨水进行调节。
(1) 为了研究不同pH值对Amberlite IRA 743交换吸附硼的影响，取不同pH下，含硼500μg/L的溶液10mL，利用硼特效树脂进行动态吸附，用2%硝酸作为洗脱液进行洗脱，洗脱过后的溶液用ICP-MS测定硼的含量，计算硼的回收率。
(2) 为了研究不同pH值下，溶液上样体积对Amberlite IRA 743交换吸附硼的影响，获得不同pH值(pH=1.0、2.5、3.2、4.4、5.0、6.0、7.2)的含硼溶液。实验时取不同体积的溶液上样，利用硼特效树脂进行动态吸附，用2%(V/V)硝酸作为洗脱液进行洗脱，洗脱过后的溶液用ICP-MS测定硼的含量，计算硼的回收率。
1.3.2 牙齿样品消解
采集不同地区(三亚、重庆和西宁)的现代人离体牙样品，样品编号为：牙齿-1、牙齿-2和牙齿-3。收集离体牙样品进行牙釉质和牙本质分离，首先采用金刚石线切割机将离体牙切割两半，再用塑料钳子将牙釉质和牙本质分开，获得的牙釉质用玛瑙研钵研磨至200目(75μm)。
微波消解是目前样品微量元素测定前普遍使用的消解方法[20-21]。本实验采用微波消解的方法对牙齿样品进行消解。实验中称取50mg牙齿样品加入3mL 50%的硝酸和2mL 30%的双氧水溶液，轻轻晃动消解罐，放入UltraCLAVE微波消解系统中，待消解完毕、样品冷却后用2%的高纯硝酸定容至25mL，待用。同步进行试剂空白实验，为了控制消解质量，对国际骨灰(SRM NIST 1400)和骨粉(SRM NIST 1486)标准样品也采用同样方法进行消解备测。
1.3.3 离子交换柱准备
分离实验所用的离子交换柱为PFA(聚四氟乙烯)，用时截取3.5cm，首次用Milli-Q水浸泡，弃去上浮颗粒，再用3mol/L硝酸清洗多次，湿法装柱。硼特效树脂Amberlite IRA 743在使用前均用“硝酸-水-再生溶液(醋酸-醋酸铵缓冲液)-水”进行清洗和再生。
1.3.4 牙齿样品硼同位素分离富集流程
取经消解的牙齿样品，首先用醋酸-醋酸铵缓冲溶液调节溶液pH为6.0，然后将样品溶液通过硼特效树脂Amberlite IRA 743分离富集，树脂经Milli-Q超纯水洗至中性后，用醋酸-醋酸铵缓冲液去除其他杂质离子，再用Milli-Q超纯水洗至中性，最后采用5mL 2%硝酸洗脱所吸附的硼，收集淋洗液。溶液的浓度约为50ng/mL。将其进行编号，待测。详细的实验步骤列于表 1。
表 1 硼同位素分离富集步骤Table 1. Preocedure of seperation and enrichment for boron using Amberlite IRA 743 resin步骤 离子交换程序 试剂 1 样品准备(pH=6) - 2%硝酸(0.5mL×4) 超纯水(0.5mL×8) 2 树脂柱平衡 醋酸-醋酸铵缓冲液(0.5mL×4) 超纯水(0.5mL×2) 3 上样(pH=6) - 超纯水(0.5mL×4) 4 清洗 醋酸-醋酸铵缓冲液(0.5mL×4) 超纯水(0.5mL×4) 5 洗脱 2%硝酸(0.5mL×10) 6 拖尾检测 2%硝酸(0.5mL×2) 1.3.5 硼含量和硼同位素测定
ICP-MS是目前测定微量元素含量及其形态的主要技术手段之一[22-24]，本实验对硼含量的测定也采用ICP-MS，测定流程按照ICP-MS通用调谐方法。首先以浓度为1.00μg/L，含Li、Be、Co、In、U等元素的调谐液按仪器操作要求将仪器调节至最佳状态。射频功率、采样深度和载气流量是ICP-MS最重要的工作参数, 条件优化以灵敏度、氧化物和双电荷产率为考察指标。仪器的主要工作参数如下：射频功率1400W，辅助气流速0.4L/min，冷却气流速1.26L/min，镍采样锥深度1.1mm，截取锥深度0.9mm，数据采集模式为主跳峰。仪器调谐完成后，对硼标准系列溶液和牙齿样品进行测定。
硼同位素的测定采用NeptunePlus型MC-ICP-MS。MC-ICP-MS是目前实验室普遍使用的测定固体同位素的仪器[25-26]。测量采用多接收同时测量方式，Faraday接收器H3和L3分别接收11B和10B。将分离后的样品以2%硝酸介质引入仪器[27-28]。
实验中，采用100ng/mL NIST 951调谐仪器参数，以取得最佳灵敏度，同时排列检测器的位置，以满足同时接收、同时检测的要求。用MC-ICP-MS测定硼同位素，尽管不能用内标进行仪器的质量分馏校正，但可以如同O、C和N等气体同位素一样采用“标准-样品-标准”交叉技术(“standard-sample-standard” bracketing technique，SSB)，消除质谱仪的质量歧视效应。硼同位素值计算式为：
$ \begin{aligned} \delta^{11} \mathrm{B}(‰)=&\left\{\left(^{11} \mathrm{B} /^{10} \mathrm{B}\right)_{\text {sample }} /\left[\left(^{11} \mathrm{B} /^{10} \mathrm{B}\right)_{\text {std }-1}+\right.\right.\\ &\left.\left.\left(^{11} \mathrm{B} /^{10} \mathrm{B}\right)_{\text {std }-2}\right] / 2-1\right\} \times 1000 \end{aligned} $
测样时每组(block)收集20个数据，共采集3~5组，统计获得该样品的硼同位素比值。相邻两次测试之间用2%硝酸、Milli-Q水和2%硝酸交叉清洗。
2. 结果与讨论
2.1 溶液pH值对硼特效树脂吸附性能的影响
Amberlite IRA 743是一种广泛采用的硼特效离子交换树脂，主要与硼酸根离子结合形成络合物，达到对硼的选择性吸附。研究表明，硼酸在水中可以结合水中的OH-形成B(OH)4-，水溶液中硼酸一般以B(OH)3和B(OH)4-两种形式存在，二者随pH值的变化可以互相转化：
$ \mathrm{B}(\mathrm{OH})_{3}(\mathrm{HA})+\mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \rightarrow \mathrm{B}(\mathrm{OH})_{4}^{-}(\mathrm{A})+\mathrm{H}^{+} $
因此，当溶液为碱性时，溶液中B(OH)4-丰度比高，硼特效树脂的吸附效果要好。不同的学者曾研究不同pH值下硼特效树脂的吸附性能。其中，Leeman等[29]和Xiao等[30]建议溶液的pH值为碱性，而Davidson等[31]则认为溶液的pH值为5.0即可达到较高吸附效果。
图 1是吸附回收率和溶液pH值的关系。结果表明，当溶液pH值在3~13之间时，硼的回收率接近100%。只有当pH值为l、2和14时，回收率才明显变化，分别是13%、101%和94.3%。为什么硼特效树脂能在一定酸性条件下吸附硼呢？这是因为Amberlite IRA 743树脂的叔胺离子交换基团除了能强烈地吸附硼酸根阴离子以外，还能吸附NO3-、Cl-和SO42-等阴离子。在较强酸性溶液中，硼主要以B(OH)3形式存在，但溶液中存在的NO3-、Cl-和SO42-等阴离子首先会部分被Amberlite IRA 743树脂吸附而置换出OH-离子，使交换柱中溶液的pH升高，当溶液pH达到一定值时，溶液中的B(OH)3会形成B(OH)4-，被Amberlite IRA 743树脂吸附。NO3-、Cl-和SO42-等阴离子是大量的，交换柱中溶液的pH值将很快升高，保证了硼以B(OH)4-的形式被定量吸附[32-33]。
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图 1 硼特效树脂的吸附回收率和上样溶液pH值关系Figure 1. Relationship of adsorption recoveries of boron-special resin and solution pH2.2 不同pH值下溶液体积对硼特效树脂吸附性能的影响
图 2是不同pH值下，上样体积对硼特效树脂吸附性能的影响。实验结果清楚地表明，随着溶液pH值的降低，若要硼回收率达到100%时，上样的溶液体积逐渐减少。当溶液pH值为1.0时，0.5mL交换溶液中硼回收率为98.0%，而交换体积增加到3.0mL和6.0mL时，硼回收率则降低到43.2%和15.8%；当溶液pH值为2.5、上样体积为10mL时，硼回收率才明显降低。当溶液pH＞4.0，上样体积达400mL时硼仍能定量回收。经过不同pH值和不同溶液体积对硼特效树脂吸附性能的研究，当pH值在6.0时，溶液体积在1000mL以内都可以定量吸附。
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图 2 硼特效树脂吸附回收率与不同pH值下溶液体积关系Figure 2. Relationship of adsorption recoveries of boron-special resin and solution volume at different pH values2.3 高钙生物样品适宜的pH值
牙齿和骨等高钙生物样品含有大量Ca和Mg等元素，在碱性溶液中，会形成能强烈吸附硼的难溶于水的氢氧化物，因此溶液只有在酸性环境下(pH＜7.0)才不会出现沉淀。为了研究高钙生物样品出现沉淀的pH值，分别取若干份消解的牙齿或骨样品，缓慢滴加0.01mol/L稀氨水，调节pH值至刚出现沉淀物，离心后取上层清液，采用pH计测定溶液pH值，此时溶液pH值为6.4±0.1。通过多次实验，发现牙齿和骨头等溶液的pH＜6.3时，溶液是澄清的，不会出现沉淀。
综合2.1节和2.2节不同pH值对硼特效树脂吸附的影响，将整个实验流程中pH值设置为6.0，不仅保证了溶液中硼能被特效树脂定量吸附，而且牙齿的样品不会产生沉淀。
2.4 牙齿、海水标准样品、海洋沉积物和黄土酸溶相样品的硼同位素值
采用MC-ICP-MS对分离纯化的牙齿、海水标准样品(NASS-5)、海洋沉积物和黄土的酸溶相进行硼同位素测定。从表 2测定结果可以看出，所有样品的硼同位素值(δ11B)测试精度小于0.42‰，海水标准的δ11B值为40.43‰±0.29‰，与文献值(39.88‰±0.27‰)吻合[34]。另外，研究结果表明，三个不同地区(三亚、重庆和西宁)牙齿样品的δ11B值为-26.60‰~6.20‰，硼同位素值变化范围比较大，这为以后利用牙齿硼同位素进行环境示踪奠定了实验基础。
表 2 牙齿、海水标准样品、海洋沉积物和黄土样品测定的δ11B值Table 2. Measured δ11B values of tooth, seawater standard sample, sea sediment and yellow earth samples样品 δ11B(n=3, 2σ) 牙齿-1(三亚) -26.60‰±0.17‰ 牙齿-2(重庆) 6.20‰±0.42‰ 牙齿-3(西宁) 0.18‰±0.28‰ 海水标准NASS-5 40.43‰±0.29‰ 海洋沉积物酸溶相 13.94‰±0.23‰ 黄土酸溶相 5.78‰±0.38‰ 高钙样品在碱性条件下容易生成沉淀，会造成硼的损失进而影响δ11B测定值的准确性。前人采用两步或三步离子交换树脂法解决该问题[18-19]，但前处理流程繁冗，且实验步骤过多，容易引进更多硼的本底。本文提出一步离子交换法，在满足硼同位素测定要求的情况下，简化处理流程，使之高效，是高钙样品硼同位素处理和测定优选方法。
3. 结论
本文采用醋酸-醋酸铵缓冲液(pH=6.0)替代以前使用氨水作为硼特效树脂的再生溶液，降低了硼特效树脂分离富集硼时的溶液pH值，避免了样品在碱性条件下生成沉淀，采用硼特效树脂实现了一步离子交换就能富集生物样品中的硼。样品经分离富集后其中的硼同位素采用多接收电感耦合等离子体质谱(MC-ICP-MS)测定，获得的硼同位素值与文献值一致。
本文建立了分析高钙生物样品硼同位素值的样品快速前处理方法及高精度MC-ICP-MS测定方法。该方法不仅可以快速处理高钙牙齿和骨头样品，还适用于处理高钙黏土沉积物或者土壤样品。
致谢: 中国地质调查局水文地质环境地质调查中心太行山北段综合地质调查项目组成员在野外样品采集过程中付出了辛勤的劳动，河北省地质实验测试中心承担了样品分析测试任务，在此一并表示感谢！ -
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图 2 研究区土壤重金属富集系数箱线图
Figure 2. Box plot of soil heavy metal enrichment coefficient in the study area
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图 3 研究区重金属对非致癌风险指数的贡献率
Figure 3. Contribution rate of heavy metals to non-carcinogenic risk coefficient in the study area
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图 4 研究区重金属致癌风险概率分布图
Figure 4. Probability distribution of heavy metals carcinogenic risk of the study area
表 1 重金属健康风险暴露参数
Table 1 Parameters for health risk assessment of soil heavy metals
参数名称 符号 成人参考值 儿童参考值 单位 每日经口摄入土壤量 IRing 100 200 mg/d 每日空气呼吸量 IRinh 14.5 7.5 m3/d 暴露皮肤表面积 SA 5373.99 2848.01 cm2 皮肤黏附系数 AF 0.07 0.2 mg/cm2/d 皮肤吸收因子 ABS As 0.03；Cd 0.001；
Cr 0.001；Cu 0.06;
Hg 0.05；Ni 0.001；
Pb 0.006；Zn 0.02[19]- 无量纲 地表灰尘排放因子 PEF 1.36×109 1.36×109 m3/kg 暴露频率 EF 350 350 d/a 暴露年限 ED 24 6 a 平均体重 BW 61.8 19.2 kg 平均暴露时间 AT 致癌27740
非致癌9125致癌27740
非致癌9125d 
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表 2 研究区表层土壤重金属含量特征
Table 2 Heavy metal content characteristics of topsoil in the study area
项目 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn 研究区重金属含量平均值(mg/kg) 5.73 0.177 82.19 34.09 0.042 39.65 19.63 87.02 变异系数(%) 0.47 0.53 0.47 0.29 1.94 0.43 0.41 0.18 海河平原北部重金属含量背景值(mg/kg)[38] 10.8 0.16 66.3 22.7 0.028 28.9 21.2 73.8 保定市平原区表层土壤重金属含量平均值(mg/kg)[22] 9.26 0.16 69.12 25.96 0.049 29.36 24.73 75.36 中国土壤重金属含量背景值(mg/kg)[34] 9.6 0.097 61 22.60 0.065 26.9 23.6 67.7 超过农用地筛选值个数 0 7 9 4 0 9 0 0
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表 3 研究区表层土壤重金属污染指数评价结果
Table 3 Statistics of pollution indices of heavy metals in topsoil of the study area
评价项目 地累积指数评价 单因子污染指数评价 平均值 点位数量占比(%) 样点占比(%) ≤0 0~1 1~2 ＞2 无污染 尚未污染 轻污染 中污染 重污染 As -0.47 100 0 0 0 100 - 0 0 0 Cd 0.05 30.6 69.4 0 0 98.92 - 0.93 0.15 0 Cr -0.08 78.5 21.5 0 0 98.62 - 1.08 0.15 0.15 Cu -0.013 57.0 43.0 0 0 99.38 - 0.62 0 0 Hg -0.54 95.1 4.80 0.10 0 100 - 0 0 0 Ni -0.03 67.2 32.8 0 0 98.61 - 1.08 0.31 0 Pb -0.23 97.7 2.3 0 0 100 - 0 0 0 Zn -0.07 85.2 14.8 0 0 100 - 0 0 0 P综 - - - - - 94.65 3.8 1.41 0.14 0
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表 4 研究区重金属非致癌风险结果
Table 4 Results of non-carcinogenic risk of heavy metals in the study area
评价项目 成人非致癌风险指数(平均值) 儿童非致癌风险指数(平均值) HIing HIder HIinh HI HIing HIder HIinh HI As 2.85×10-2 3.21×10-3 2.59×10-4 3.19×10-2 4.58×10-2 3.91×10-3 6.47×10-5 4.98×10-2 Cd 2.64×10-4 3.97×10-5 1.20×10-5 3.15×10-4 4.24×10-4 4.83×10-5 2.99×10-6 4.75×10-4 Cr 4.08×10-2 6.14×10-3 5.55×10-4 4.75×10-2 6.57×10-2 7.48×10-3 1.39×10-5 7.33×10-2 Cu 1.27×10-3 2.87×10-4 4.51×10-7 1.56×10-3 2.04×10-3 3.49×10-4 1.88×10-7 2.39×10-3 Hg 2.07×10-4 5.56×10-4 9.41×10-8 7.63×10-4 3.33×10-4 8.13×10-4 2.36×10-7 1.15×10-3 Ni 2.95×10-3 2.78×10-4 2.98×10-8 3.53×10-3 4.75×10-3 3.38×10-4 7.45×10-5 5.17×10-3 Pb 8.35×10-3 1.24×10-3 3.80×10-5 9.64×10-3 1.34×10-2 1.52×10-3 9.47×10-6 1.50×10-2 Zn 4.32×10-4 3.25×10-5 2.30×10-7 4.65×10-4 6.95×10-4 3.96×10-5 2.88×10-7 7.35×10-4 THC 8.28×10-2 1.18×10-2 1.16×10-3 9.57×10-2 1.33×10-1 1.45×10-2 2.91×10-4 1.48×10-1 注：HIing、HIder、HIinh分别表示某金属通过经口摄入、皮肤接触摄入、吸入土壤颗粒的非致癌风险指数；HI为某一种重金属的总非致癌风险指数。
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表 5 研究区重金属致癌风险评价结果
Table 5 Carcinogenic risk assessment results of heavy metals of the study area
评价项目 成人致癌风险指数(平均值) 儿童致癌风险指数(平均值) CRing CRder CRinh CR CRing CRder CRinh CR As 4.21×10-6 4.76×10-7 1.29×10-12 4.69×10-6 6.78×10-6 5.79×10-7 5.36×10-12 7.36×10-6 Cd 5.29×10-7 1.99×10-9 5.82×10-11 5.31×10-7 8.51×10-7 2.42×10-9 2.42×10-11 8.54×10-7 TCR 4.74×10-6 4.77×10-7 5.95×10-11 5.22×10-6 7.63×10-6 5.82×10-7 2.48×10-11 8.21×10-6 注：CRing、CRder、CRinh分别表示某金属通过经口摄入、皮肤接触摄入、吸入土壤颗粒的致癌风险指数；CR表示某一种重金属的总致癌风险指数。
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