韶关工矿区水稻土和稻米中重金属污染状况及风险评价

郑 堃，任宗玲，覃小泉，赵玉杰，朱镇强，连万里，李永涛*

（1.华南农业大学资源环境学院，广州 510642；2.农业部环境保护科研监测所，天津 300191；3.广州市农业技术推广中心，广州510520）

韶关是广东省有色金属之乡，也是粤北重要的生态功能区和水稻产区，粮食安全至关重要。然而当地工业和众多金属矿山开采冶炼所产生的大量酸性废水、尾矿废渣、废气浮尘等，通过就地堆积渗滤、污水灌溉、大气沉降等途径进入周边农田土壤中，导致土壤重金属富集，土壤酸化加剧，重金属离子的有效性、迁移性和生物毒性提高[1-3]。据《南方日报》2015年10月新闻报导，近十年来，广东省发生的重大重金属污染事故和血铅事件，超过80%发生在韶关或源于韶关。

通常，重金属离子主要通过水稻吸收和累积进入食物链。而对于工矿区周边的农村居民（尤其是儿童），除了农产品间接摄入，直接通过皮肤接触、经口摄入和呼吸吸入土壤也是重要的重金属暴露途径[4-5]。多年来，环境中的重金属污染已对韶关工矿区的居民健康带来严重威胁[6-7]，因此全面开展土壤-农产品污染调查和准确评价其对人体产生的健康风险显得尤为必要。

尽管近十几年来，已有一些学者在韶关工矿区开展了土壤-农产品中重金属污染水平调查和污染评价研究[8]，但这些研究主要集中在大宝山矿区，缺乏对韶关不同矿区之间的对比研究。同时，前人研究侧重采用内梅罗污染指数法、地累积指数法等方法评价土壤重金属污染状况[9-12]，或者仅针对水稻或蔬菜食用的健康风险进行评价[13-16]，缺乏对不同暴露途径及其暴露特征参数的综合考虑[17]。大部分前人研究表明，大宝山工矿区周边土壤呈现重金属复合污染，不同元素污染程度有差异，Cd、Cu对该区土壤环境有较大影响[11-12，16-18]，而 Pb、Zn、Ni、Hg、As等元素中轻度污染或者无污染[12]。对于农产品，蔬菜和水稻中Cd、Pb对大宝山工矿区周边居民人体健康存在较严重的潜在危害[14-16]，且通过稻米摄入重金属是造成健康风险的最主要暴露途径[6，17]。

本研究采集韶关市三个典型工矿区周边村庄的54个稻田土壤及对应的54个稻米样品，分析Cd、Pb、Cu、Zn在水稻土及稻米中的污染积累特征，采用Hakanson潜在生态危害指数法对矿区水稻土进行污染生态风险评价；同时综合考虑各种暴露途径，采用美国EPA人体暴露风险评价模型对矿区居民重金属暴露进行健康风险评价，以期为土壤重金属污染防治、改善环境质量、保障矿区居民健康等提供依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集及分析

以广东省韶关市内三个典型工矿区（仁化县凡口铅锌矿区、翁源县大宝山多金属矿区、曲江区的韶关发电厂）为研究区域（图1），综合考虑污染类型及距离、土壤污染状况等因素，于2015年11月在各工矿区周边村庄随机布设样点，共采集0~20 cm水稻土耕层54个稻田土壤样品及对应的54个稻米样品。其中，仁化县凡口铅锌矿区（FK）周边共设置12个采样点，位于董塘镇凡口社区（25°06′N，113°37′E）附近，污染源主要为凡口铅锌矿开采产生的尾渣排放和丹霞冶炼厂酸性沉降；翁源县大宝山多金属矿区（DBS）共设置24个采样点，位于新江镇上坝村（24°28′N，113°47′E）附近，污染源主要为矿山开采产生的酸性废水排放；曲江区发电厂（QJ）周边共设置18个采样点，位于马坝镇石堡村（24°38′N，113°35′E）附近，污染源主要为火力发电厂的大气沉降。

土壤自然风干后混匀、磨碎，一部分过2 mm筛，用以分析pH、黏粒含量和阳离子交换量（CEC）；一部分过0.15 mm筛，用以测定土壤有机质和重金属全量。水稻样品选取籽粒部分，自来水冲洗、去离子水洗净，烘干，脱壳粉碎后备用。

土壤pH值用pH计按水土比2.5∶1（V/W）浸提测定；小于0.002 mm的黏粒含量采用吸管法测定；土壤有机质采用重铬酸钾氧化-外加热法测定；土壤CEC采用乙酸铵交换法（pH 7.0）测定。土壤和稻米中重金属全量采用王水-高氯酸微波消解（Milestone ETHOSUP）后测定；其中 Pb、Cu、Zn 含量采用火焰原子吸收光谱仪（Analytik Jena novAA 350）测定（检测限分别为 0.30、0.04、0.01 mg·L-1），Cd 含量采用石墨炉原子吸收光谱仪（Analytik Jena ZEEnit 650P）测定（检测限为 0.02μg·L-1）。以环境标准物质土壤GBW07430（中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所提供）进行分析质量控制，质控样品的各重金属元素含量回收率均在92%~108%范围内，平行样偏差均在10%以内。

图1 采样区域示意图Figure1 Schematic diagramof samplingsites

1.2 重金属污染土壤的潜在生态风险评价

采用Hakanson潜在生态危害指数法对3个典型矿区水田土壤进行生态风险评估[19]。该法是当前土壤重金属污染生态风险评估的主要方法之一，不但考虑了土壤重金属含量，还将重金属的生态环境效应和毒理学联系起来考虑了重金属的毒性在土壤中的普遍迁移转化规律和评价区域对重金属污染的敏感性，以及重金属区域背景值的差异[20-21]。计算公式如下：

式中：Fi为重金属i的污染指数；Ci为土壤重金属i的全量，mg·kg-1；Ce为重金属 i的参比值（采用韶关红壤环境背景值：Cd 0.034 mg·kg-1，Pb 34.38 mg·kg-1，Cu 14.38 mg·kg-1，Zn 48.75 mg·kg-1）[22]；Ei为重金属 i的潜在风险指数；Ti为重金属i的毒性响应参数（Cd、Pb、Cu、Zn 的毒性响应参数分别为 30、5、5、1）[21]；RI为多种重金属的综合潜在生态风险指数。Ei<40，RI<150，表明具有低潜在生态风险；40≤Ei<80，150≤RI<300，表明具有中潜在生态风险；80≤Ei<160，300≤RI<600，表明具有较高潜在生态风险；160≤Ei<320，600≤RI<1200，表明具有高潜在生态风险；Ei≥320，RI≥1200，表明具有很高潜在生态风险。

1.3 土壤和稻米中重金属的人体健康风险评价

Cd、Pb、Cu、Zn 都具有慢性非致癌健康风险，同时Cd还具有致癌风险。土壤中的重金属可通过经口摄入、皮肤接触和呼吸吸入3种暴露途径进入人体，从而带来健康风险。3种暴露途径的人体日均暴露量ADD经口摄入、ADD皮肤接触、ADD呼吸吸入（mg·kg-1·d-1）计算模型公式[23-25]分别如下：

稻米经口摄食途径暴露量 ADD经口摄食（mg·kg-1·d-1）计算公式为：

公式（4）、（5）、（6）、（7）中：Ci为土壤或稻米中重金属i含量，mg·kg-1；IR 为土壤摄入率，mg·d-1；CF 为转换因子，kg·mg-1；EF 为暴露频率，d·a-1；ED 为暴露持续时间，a；BW 为体重，kg；AT 为平均接触时间，d；PM10为空气中可吸入悬浮颗粒物含量，mg·cm-3；DAIR为人每日空气呼吸量，m3·d-1；PIAF为吸入颗粒物在体内滞留比例，无量纲；FSPO为空气中来自土壤的颗粒物所占比例，无量纲；SA为可能接触土壤的皮肤面积，cm2·d-1；AF 为皮肤土壤黏附系数，mg·cm-2；ABS为皮肤吸收效率因子，无量纲；IR′为稻米摄入率，kg·meal-1；EF′为暴露频率，meals·a-1。每种暴露途径分别以成人和儿童这两类不同程度承受能力人群进行日均暴露量计算，具体暴露评价参数取值主要参考我国《污染场地风险评估技术导则》中暴露评价推荐值[26]、美国国家环保署（USEPA）暴露因子手册[27]以及研究区域历史调查值[14]（表1）。

重金属的健康风险评价结果分为两种：一种是Cd、Pb、Cu、Zn 的非致癌效应，用单种重金属 i的非致癌风险指数（HQi）及多种重金属的总非致癌风险指数（HI）表示；另一种是Cd的致癌效应，用致癌风险度（CRCd）表示。具体计算模型公式如下：

公式（8）、（9）、（10）中：i为致癌或非致癌重金属元素；j为某种暴露途径；ADDij为重金属i在第j中暴露途径下的日均暴露量，mg·kg-1·d-1；RfD 为参考剂量，mg·kg-1·d-1；SF 为不同暴露途径下致癌风险斜率因子，kg·d·mg-1；各种暴露途径的参考剂量值和斜率因子参考值见表2[27]。

表1 健康风险评价模型暴露参数Table 1 Exposureparameters for human health risk assessment models

表 2 重金属不同暴露途径的参考剂量（RfD，mg·kg-1·d-1）和斜率系数（SF，kg·d·mg-1）Table 2 Reference dose and slopefactor values for each heavy metal fromdifferent exposure pathways

若土壤或稻米中重金属的非致癌风险参数HQi和HI小于1，说明非致癌健康风险可以忽略；大于1，说明对人群健康存在非致癌健康风险；大于10，说明对人群健康有慢性致毒效应[26]。若土壤或稻米中重金属的致癌风险度CR小于由我国环保部发布的《污染场地风险评估技术导则》规定的可接受致癌风险水平10-6，说明对人群健康没有负面影响[26]。

1.4 数据统计及分析

实验所得数据采用SPSS（IBMSPSSStatistics 23）进行各多变量间的相关分析、Origin（Origin Pro8.0）进行重金属含量分布箱线图分析和R软件（R version 3.3.2）进行各样点多变量间的主成分分析。

2 结果与讨论

2.1 水稻土中重金属污染特征分析及潜在生态风险评价

FK、DBS和QJ工矿区周边的水稻土样品基本理化特征见表3。所有土壤样品都呈现酸性，pH范围为4.18~5.68，FK、DBS工矿区周边土壤酸度强于QJ工矿区周边土壤，这可能由于含硫多金属矿山废水、废渣、冶炼废气等污染物对土壤酸度影响时间及程度大于火力发电厂大气沉降物。水稻土有机质水平较丰富，达到18.19~84.56 g·kg-1（平均41.31 g·kg-1），说明耕作熟化程度较高。

土壤中Cd、Pb、Cu、Zn含量分布见图2。三个采样区域（FK、DBS、QJ）土壤中 Cd含量分别在 0.59~3.25、0.38~1.91、1.04~3.58 mg·kg-1之间，平均值分别为1.23、0.77、2.04 mg·kg-1，分别为国家环境质量二级标准（GB 15612—1995，0.3 mg·kg-1）的 4.10、2.57、6.80倍，超标率达100%。30%的水稻土中Pb含量超标（GB 15612—1995，250 mg·kg-1），其中 FK 矿区周边土壤Pb含量在282.8~1408 mg·kg-1之间，平均值612.2 mg·kg-1，超标率100%；DBS矿区周边土壤Pb平均含量为192.9 mg·kg-1，超标率为17%；QJ周边土壤Pb均未超标，平均含量为126.3 mg·kg-1。水稻土中Cu含量在18.36~544.9 mg·kg-1之间，整体超标率为50%，其中DBS矿区周边土壤中Cu含量96%超标，平均值高达236.2 mg·kg-1，是国家环境质量二级标准 （GB 15612—1995，50 mg·kg-1） 的 4.72 倍；FK和QJ工矿区周边土壤Cu超标率分别为25%和6%。水稻土中Zn含量在94.14~1276 mg·kg-1之间，整体超标率比Pb、Cu高，达到74%；其中FK矿区周边土壤超标最严重，超标率100%，Zn平均含量高达726.4 mg·kg-1，是国家环境质量二级标准（GB 15612—1995，200 mg·kg-1）的 3.63 倍；DBS 矿区周边水稻土Zn超标率为96%，平均含量为319.8 mg·kg-1；QJ周边土壤超标率相对较低，为28%。本研究水稻土中Cd、Pb含量范围与同一区域2015年6月采集的样品分析结果[28]基本一致；Cu、Zn含量与Zhou等[29]在韶关大宝山、凡口、乐昌、冶炼厂四个工矿区周边455个土壤样品的调查结果（Cu、Zn平均含量分别为84.5、772 mg·kg-1）接近。

表3 供试土壤基本理化性质Table3 Physical and chemical propertiesof selected soil

同时，Zhou等[29]通过相关分析和主成分分析解析了韶关大宝山、凡口、乐昌、冶炼厂四个工矿区周边农田土壤中重金属的来源，其中Cd、Pb来自自然来源和人为源，而Cu和Zn可能主要来自于矿山开采过程中的大气沉降和废水排放。本研究主成分分析结果（图 3）显示，第一主成分（PC1）和第二主成分（PC2）的累积方差贡献率达到62.87%，说明2个独立主成分变量可以反映8个环境变量的大部分信息。P C 1方差贡献率达到4 0.8 7%，主要与土壤全P b、全Z n、黏粒、有机质含量及C E C显著相关；P C 2主要与全C d、全C u含量及p H显著相关（图3 a）。三个工矿区样点根据其在空间载荷图的P C 1和P C 2信息被明显区分开，样点间土壤重金属全量和理化属性差异达到显著水平（P=0.0 0 1）；其中F K工矿区明显偏向较高P b、Z n含量的方向，而D B S、Q J工矿区则分别偏向较高C u、C d含量的方向，反映了不同污染源的不同特点。

图2 Cd、Pb、Cu、Zn在土壤中含量分布箱线图Figure 2 Boxplots of Cd，Pb，Cu and Zn distribution in soil

图3 土壤Cd、Pb、Cu、Zn含量和理化性质指标的主成分分析Figure3 PCA of variables of Cd，Pb，Cu and Zn concentrations and physical and chemical propertiesin soil

表4 水稻土中Cd、Pb、Cu、Zn污染潜在生态风险评价Table 4 Potential ecological risk assessment of Cd，Pb，Cu and Zn in soil

土壤重金属污染潜在生态风险评价结果（表4）显示，三个矿区周边水稻土综合潜在生态风险指数RI排序为：QJ>FK>DBS，具有高或很高潜在生态风险；四种重金属污染潜在生态风险程度排序为Cd>Pb>Cu>Zn；三个矿区周边水稻土中Cd均为最主要的风险因子，对综合潜在生态风险的贡献率超过85%，存在很高潜在生态风险，Zn的潜在生态风险很低，贡献率低于1%；同时，FK、DBS矿区周边水稻土分别还存在较高的Pb、Cu潜在生态风险。本研究RI与Zhou等[29]在韶关四个工矿区周边调查获得的Cd、Pb、Cu、Zn潜在风险指数基本一致。

2.2 稻米中重金属含量特征分析

54个稻米样品中重金属含量分布见图4，对照国家食品安全标准（GB 2762—2012）和农业行业标准（NY 861—2004），稻米中 Cd、Pb、Cu、Zn 含量总体超标率分别为94%、85%、2%和4%，可见韶关工矿区周边的稻米重金属的健康风险主要来自Cd和Pb[15]。三个采样区域（FK、DBS、QJ）的稻米 Cd含量分别在0.64~2.95、0.09~2.36、0.20~6.07 mg·kg-1之间，平均值分别为 1.36、1.08、2.69 mg·kg-1；分别超过国家食品安全标准值（GB 2762—2012，0.2 mg·kg-1）5.8、4.4、12.5倍，其中QJ工矿区的水稻Cd超标最为严重。对于Pb，FK矿区稻米Pb含量超标最严重，含量在1.17~6.48 mg·kg-1之间，平均值 2.30 mg·kg-1，是国家食品安全标准值 （GB 2762—2012，0.2 mg·kg-1） 的 11.5倍；DBS和QJ工矿区稻米Pb含量分别在0.00~1.93、0.10~1.55 mg·kg-1之间，平均值分别为 0.91、0.85 mg·kg-1，也显著超过了国标。三个工矿区（FK、DBS、QJ）的稻米 Cu、Zn 含量分别在 2.12~11.05、19.31~52.89 mg·kg-1之间，平均含量分别为 5.13、32.43 mg·kg-1，均低于农业行业标准NY 861—2004规定的限量值（Cu 10 mg·kg-1，Zn 50 mg·kg-1）。

对比土壤和稻米中重金属含量发现，DBS和QJ工矿区土壤和稻米全Cd含量基本全部超标；全Pb含量虽然不超标，处于低潜在生态风险水平，但是稻米仍普遍存在Pb污染风险；反之，一半以上的土壤样品Cu、Zn含量超标，但稻米中鲜见超标。这与刘志彦等[15]在大宝山工矿区周围重金属污染土壤中的大田试验结果相似，即供试土壤Cd、Cu、Zn含量均超过国家二级标准（GB 15612—1995），Pb未超标，但 21个水稻品种的稻米中Cd、Pb超标率却达到100%、71%，Cu超标率仅为5%，Zn不超标。这可能是由于酸性土中土壤pH对稻米吸收Cd和Pb的影响高于Cu和Zn[18]。同时该结果也侧面反映了仅以土壤重金属全量来评估土壤中重金属生态风险缺乏一定的准确性[30]。

2.3 水稻土-稻米中重金属的人体健康风险评价

2.3.1 水稻土中重金属的健康风险评价

由健康风险评价模型的计算结果（表5、表6、表7）可知，三个工矿区周边水稻土中重金属通过3种暴露途径（经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入）对儿童和成人的HQi和HI均小于1，因此研究区域内水稻土中重金属不会对周围居民造成明显的非致癌健康影响。三种暴露途径带来的人体非致癌风险大小呈现为经口摄入远大于皮肤接触和呼吸吸入，说明经口摄入土壤是最主要的非致癌风险途径；后两者的HQi和HI均在10-6~10-2范围内，风险几乎可忽略；土壤重金属经口摄入的非致癌风险元素因子主要是Pb，贡献率88%以上。水稻土中四种重金属通过经口摄入途径对儿童的非致癌风险指数均约是成人的2倍，这跟儿童体重较轻和多动的习惯有关，其与土壤主动接触几率高于成人，并且儿童对于卫生的意识较弱，通过手-口方式摄入频率高于成人[5，31]。

图4 Cd、Pb、Cu、Zn在稻米中含量分布箱线图Figure 4 Boxplots of Cd，Pb，Cu and Zn distribution in rice

表5 土壤重金属经口摄入的健康风险Table 5 Risk index of heavy metalsin soil by oral ingestion

本试验水稻土中三种暴露途径带来的Cd的总致癌风险度CRCd总体在10-6水平，除了QJ工矿区儿童总致癌风险度CRCd为10-5水平（表5、表6、表7），高于可接受风险水平10-6，可能影响到公众民生和安全，需要引起政府和公众的重视和警惕。Cd的致癌风险主要通过经口摄入途径造成，其贡献率在99%以上，而通过皮肤接触、呼吸吸入途径导致的致癌风险度CRCd很低，分别在10-8、10-9水平，远远低于可接受风险水平（10-6）。三个工矿区中，经口摄入土壤中Cd对儿童的致癌风险度也是成人的2倍。综合分析土壤重金属的非致癌、致癌风险，结果表明三个工矿区中儿童通过经口摄入土壤重金属造成的健康风险均比成人高，需重视并警惕儿童经口摄入土壤重金属Cd、Pb而造成的健康风险，加强该区域的环境保护和儿童保健工作，监督儿童不在污染田地附近玩耍，注意教育儿童保持良好个人卫生行为习惯，注意儿童膳食搭配，多食高蛋白食物以减少重金属在体内吸收转化。

2.3.2 稻米中重金属的人体健康风险评价

稻米中重金属的人体健康风险计算结果见表8。研究区域生产的稻米中重金属对人体存在明显的非致癌风险，HI在5.01~20.73范围内，为不可接受的风险水平。三个工矿区成人的HI均超过了10，说明对周围居住人群健康可产生慢性致毒效应。四种重金属元素对HI的平均贡献率依次为Cd（73.25%）>Pb（16.51%）>Cu（5.49%）>Zn（4.75%）；稻米中 Cd对成人和儿童及Pb对成人的非致癌风险指数HQi均超过1，而Cu、Zn均低于1，说明Cd是本研究区域稻米中最主要的非致癌风险元素因子，其次是Pb。Wang等[17]调查结果显示，大宝山矿区周边村庄的土壤及稻米中Cd非致癌风险指数HI在5.29~25.75范围内，其中稻米摄食贡献率达84.34%~95.14%，与本研究结果一致。

表7 土壤重金属呼吸吸入的健康风险Table 7 Risk index of heavy metalsin soil by inhalation

表8 稻米中重金属食用的健康风险Table 8 Risk index of human health by consumption of rice

研究区域稻米中Cd的致癌风险度CRCd在7.26×10-3~3.76×10-2范围内（表8），超过可接受风险水平（10-6）的 1000~10 000 倍，是 Wang等[17]在大宝山工矿区调查获得的土壤及稻米中Cd总致癌风险度（2.0×10-3~9.8×10-3）的3~4倍，说明本研究区域稻米中Cd的致癌风险很高，长期食用该地区稻米的人群极有可能患上癌症，需引起高度重视，该地区的稻米不宜投入市场进行销售，相关部门应加强监督，对稻米产品进行多次抽查，一旦不合格应严格处理；同时应制定土壤修复策略以削减重金属的稻米吸收量[17]。成人的非致癌风险和致癌风险均大于儿童，这与成人进食量和暴露时间有关[5]。

3 结论

（1）韶关三个典型工矿区周边水稻土中重金属严重超标，Cd、Pb、Cu、Zn 含量的超标率分别为 100%、30%、50%、74%；三个工矿区的水稻土均具有高或很高潜在生态风险，风险大小依序为：曲江发电厂>凡口铅锌矿>大宝山多金属矿；其中Cd为最主要的生态风险元素因子。

（2）工矿区周边的稻米中 Cd、Pb、Cu、Zn 含量超标率分别为94%、85%、2%、4%，Cd和Pb是稻米中最主要的健康风险因子；水稻土和稻米中重金属风险水平的不一致性，反映了完善土壤-农产品中重金属生态风险评价体系的复杂性。

（3）工矿区周边水稻土中重金属的非致癌健康指数均小于1，不会对周围居民造成明显的非致癌健康影响，其中Pb是最主要的非致癌风险元素因子；水稻土中的Cd致癌风险度CRCd总体在10-6水平，除了其中曲江发电厂工矿区儿童总致癌风险度为10-5水平，高于可接受风险水平（10-6），需引起政府和公众的警惕，特别是对于矿区儿童的健康风险问题；经口摄入是最主要的土壤重金属非致癌和致癌风险暴露途径。

（4）工矿区周边稻米中重金属对人体的总非致癌风险指数HI在5.01~20.73范围内，存在明显的非致癌风险，甚至慢性致毒效应；其中Cd是研究区域稻米中最主要的非致癌风险元素因子，其次是Pb；稻米中 Cd的致癌风险度CRCd在 7.26×10-3~3.76×10-2范围内，远远超过了可接受风险水平（10-6），需引起高度重视。

[1]林初夏,龙新宪,童晓立,等.广东大宝山矿区生态环境退化现状及治理途径探讨[J].生态科学,2003,22（3）：205-208.LINChu-xia,LONGXin-xian,TONGXiao-li,etal.GuangdongDabaoshan Mine：Ecological degradation,acid drainage and possible measures for their remediation[J].Ecologic Science,2003,22（3）：205-208.

[2]Li Y T,Becquer T,Dai J,et al.Ion activity and distribution of heavy metalsin acid mine drainage polluted subtropical soils[J].Environmental Pollution,2009,157（4）：1249-1257.

[3]Lin C,Wu Y,Lu W,et al.Water chemistry and ecotoxicity of an acid minedrainage-affected streamin subtropical Chinaduringamajor flood event[J].Journal of Hazardous Materials,2007,142（1）：199-207.

[4]Li Z Y,Ma Z W,van der Kuijp TJ,et al.A review of soil heavy metal pollution from mines in China：Pollution and health risk assessment[J].Scienceof the Total Environment,2014,468：843-853.

[5]常玉虎,赵元艺,曹 冲,等.德兴铜矿区主要流域内环境介质中重金属含量特征与健康风险评价[J].地质学报,2015,89（5）：889-908.CHANGYu-hu,ZHAOYuan-yi,CAOChong,et al.Characteristics of heavymetalscontent and assessment of health risk in different environment mediain the Dexingcopper miningarea[J].Acta Geologica Sinica,2015,89（5）：889-908.

[6]邹晓锦,仇荣亮,周小勇,等.大宝山矿区重金属污染对人体健康风险的研究[J].环境科学学报,2008,28（7）：1406-1412.ZOU Xiao-jin,QIU Rong-liang,ZHOU Xiao-yong,et al.Heavy metal contamination and health risk assessment in Dabao Mountain,China[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2008,28（7）：1406-1412.

[7]周金华,产凡凡,洪令瑶,等.广东韶关新生儿重金属水平及与低出生体重关系[J].中国公共卫生,2015,31（7）：922-925.ZHOUJin-hua,CHANFan-fan,HONGLing-yao,et al.Umbilical cord blood concentration of heavy metals and its relationship with low birth weight among the newborns in Shaoguan City,Guangdong Province[J].Chin JPublic Health,2015,31（7）：922-925.

[8]李丽,王富华,王 旭,等.韶关土壤重金属污染状况[J].农业资源与环境学报,2010,27（1）：74-76.LI Li,WANG Fu-hua,WANG Xu,et al.Heavy metal pollution in Shaoguan soil[J].Journal of Agricultural Resources and Environment,2010,27（1）：74-76.

[9]李永涛,张 池,Thierry Becquer,等.广东大宝山地区重金属污染水田土壤的Cu Pb Zn Cd全量与DTPA浸提态含量的相互关系研究[J].农业环境科学学报,2004,23（6）：1110-1114.LI Yong-tao,ZHANG Chi,Thierry Becquer,et al.Relationships between total and DTPA extractable contents of Cu,Pb,Zn,Cd in trace metal-contaminated paddy soils of Dabaoshan,Guangdong[J].Journal of Agro-Environment Science,2004,23（6）：1110-1114.

[10]付善明,周永章,赵 宇,等.广东大宝山铁多金属矿废水对河流沿岸土壤的重金属污染[J].环境科学,2007,28（4）：805-812.FU Shan-ming,ZHOU Yong-zhang,ZHAO Yu,et al.Study on heavy metals in soils contaminated by acid mine drainage from Dabaoshan mine,Guangdong[J].Environment Science,2007,28（4）：805-812.

[11]许 超,夏北成,秦建桥,等.广东大宝山矿山下游地区稻田土壤的重金属污染状况的分析与评价[J].农业环境科学学报,2007,26（增刊 2）：549-553.XUChao,XIA Bei-cheng,QIN Jian-qiao,et al.Analysis and evaluation on heavy metal contamination in paddy soils in thelower streamof Dabaoshan area,Guangdong[J].Journal of Agro-Environment Science,2007,26（Suppl2）：549-553.

[12]郑佳佳,姜 晓,张晓军.广东大宝山矿区周围土壤重金属污染状况评价[J].环境科学与技术,2008,31（11）：137-139.ZHENGJia-jia,JIANGXiao,ZHANGXiao-jun.Pollution assessment of heavy metals in soil around Dabaoshan polymetallic ore deposit[J].Environmental Science&Technology,2008,31（11）：137-139.

[13]Wang X,Wang F H,Chen B,et al.Comparing the health risk of toxic metals through vegetable consumption between industrial polluted and non-polluted fieldsin Shaoguan,South China[J].Journal of Food Agriculture&Environment,2012,10（2）：943-948.

[14]邹晓锦,仇荣亮,周小勇,等.蔬菜重金属暴露接触对大宝山矿区及周边居民的健康风险[J].地理研究,2008,27（4）：855-862.ZOUXiao-jin,QIURong-liang,ZHOUXiao-yong,et al.Health risk of heavy metals to inhabitants around mine contaminated areas via consumption of vegetables[J].Geographical Research,2008,27（4）：855-862.

[15]刘志彦,田耀武,陈桂珠.矿区周围稻米重金属积累及健康风险分析[J].生态与农村环境学报,2010,26（1）：35-40.LIUZhi-yan,TIANYao-wu,CHENGui-zhu.Accumulation of heavy metals in rice growing around mining area and its human health risk analysis[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2010,26（1）：35-40.

[16]Zhuang P,Mcbride M B,Xia H P,et al.Health risk from heavy metals viaconsumption of food cropsin the vicinity of Dabaoshan mine,South China[J].Science of the Total Environment,2009,407（5）：1551-1561.

[17]Wang Z X,Hu X B,Xu Z C,et al.Cadmium in agricultural soils,vegetablesand riceand potential health risk in vicinity of Dabaoshan Mine in Shaoguan,China[J].Journal of Central South University,2014,21（5）：2004-2010.

[18]Zhao H R,Xia B C,Fan C,et al.Human health risk from soil heavy metal contamination under different land uses near Dabaoshan Mine,Southern China[J].Science of the Total Environment,2012,417：45-54.

[19]Hakanson L.An ecological risk index for aquatic pollution control.A sedimentological approach[J].Water Research,1980,14（8）：975-1001.

[20]范拴喜,甘卓亭,李美娟,等.土壤重金属污染评价方法进展[J].中国农学通报,2010,26（17）：310-315.FAN Shuan-xi,GAN Zhuo-ting,LI Mei-juan,et al.Progress of assessment methodsof heavy metal pollution in soil[J].Chinese Agricultural Science Bulletin,2010,26（17）：310-315.

[21]Shen F,Liao RM,Ali A,et al.Spatial distribution and risk assessment of heavy metals in soil near a Pb/Zn smelter in Feng County,China[J].Ecotoxicol Environ Saf,2017,139：254-262.

[22]许炼烽,刘腾辉.广东土壤环境背景值和临界含量的地带性分异[J].华南农业大学学报,1996（4）：58-62.XULian-feng,LIUTeng-hui.Thezonal differentiation of soil environmental background values and critical contents in Guangdong[J].J South China Agr Univ,1996（4）：58-62.

[23]USEPA.Risk assessment guidancefor Superfund.Human health evaluation manual（part A）[R].[EPA/540/1-89/002].Washington DC：Officeof emergencyand remedial response,1989.

[24]USEPA.Guidelinesfor exposure assessment[R].[EPA/600/Z-92/001].Washington DC：USEnvironmental Protection Agency,1992.

[25]USEPA.Example exposurescenarios[R].[EPA/600/R-03/036].Washington DC：National Center for Environmental Assessment,2003.

[26]中华人民共和国环境保护部.污染场地风险评估技术导则:HJ 25.3—2014[S].北京：中国环境科学出版社,2014.Ministry of Environmental Protection of PRC.Technical guidelines for risk assessment of contaminated sites:HJ25.3—2014[S].Beijing：China Environmental Science Press,2014.

[27]USEPA.Exposure factors handbook[R].[EPA/600/P-95/002].Washington DC：USEnvironmental Protection Agency,1997.

[28]He SR,Lu Q,Li WY,et al.Factors controlling cadmium and lead activities in different parent material-derived soils from the Pearl River Basin[J].Chemosphere,2017,182：509-516.

[29]Zhou M,Liao B,Shu W S,et al.Pollution assessment and potential sourcesof heavy metalsin agricultural soilsaround four Pb/Zn minesof Shaoguan City,China[J].Journal of Soil Contamination,2015,24（1）：76-89.

[30]Ren Z L,Sivry Y,Dai J,et al.Multi-element stable isotopic dilution and multi-surface modelling to assess the speciation and reactivity of cadmiumand copper in soil[J].European Journal of Soil Science,2015,66（6）：973-982.

[31]Jiang Y X,Chao SH,Liu JW,et al.Source apportionment and health risk assessment of heavy metals in soil for a township in Jiangsu Province,China[J].Chemosphere,2017,168：1658-1668.