準(zhǔn)東煤礦區(qū)土壤鎘污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)及敏感性分析

許紫峻，汪溪遠(yuǎn)，師慶東，袁婷婷，王顯，祖拜代·木依不拉，王偉

1. 新疆大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，智慧城市與環(huán)境建模自治區(qū)普通高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，烏魯木齊 830046 2. 新疆綠洲生態(tài)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，烏魯木齊 830046

礦產(chǎn)資源開發(fā)是導(dǎo)致土壤重金屬污染的主要途徑之一[1]。研究表明，煤炭資源開采、加工和利用過程中可導(dǎo)致砷(As)、汞(Hg)、鉛(Pb)、鎘(Cd)等重金屬污染[2-4]。羅海波等[5]發(fā)現(xiàn)，煤矸石在堆放過程中釋放出的Cd、Hg為影響周邊土壤質(zhì)量的主要元素。郭二果等[6]研究發(fā)現(xiàn)，與采礦前相比，土壤中As、Hg、銅(Cu)、Cd 等重金屬元素的含量均高于采礦前水平。劉志彥等[7]研究發(fā)現(xiàn)，煤礦區(qū)土壤中Cd和Pb對人體健康存在比較嚴(yán)重健康風(fēng)險(xiǎn)。馬從安等[8]對勝利煤礦巖層的重金屬含量及賦存狀態(tài)研究發(fā)現(xiàn)該礦區(qū)重金屬Cd的含量已經(jīng)遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。王磊等[9]發(fā)現(xiàn)，煤礦開采會導(dǎo)致礦區(qū)周圍土壤中Cd、Hg等元素的局部偏高。上述研究表明煤炭開采過程能夠?qū)е轮亟饘俚奈廴?，Cd是其中主要的污染物。

新疆準(zhǔn)東煤田是我國目前最大的整裝煤田，是我國能源規(guī)劃跨境區(qū)外送電、送氣的重要能源基地，對我國經(jīng)濟(jì)社會的持續(xù)發(fā)展具有重要的意義。目前該地區(qū)已建成五彩灣、大井、將軍廟、北山和岌岌湖等大型煤炭開采、煤電和煤化工產(chǎn)業(yè)園區(qū)[10-11]。自2006年以來，當(dāng)?shù)赝寥酪蛎禾块_采已產(chǎn)生了一定程度的重金屬污染問題，其中As處于重度污染，Hg處于中度污染[12-13]。高宇瀟等[14]對準(zhǔn)東地區(qū)的Hg、As、鋅(Zn)、Cu、鉻(Cr)、Pb 6種重金屬污染狀況調(diào)查研究表明，重金屬高污染區(qū)域主要集中在礦區(qū)周邊；公路附近和工業(yè)園區(qū)附近。劉芳等[10]發(fā)現(xiàn)該地區(qū)表層土壤(0～30 cm)中上述6種重金屬不存在非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)，但是存在可接受的致癌風(fēng)險(xiǎn)。人體健康風(fēng)險(xiǎn)高值區(qū)分布與產(chǎn)業(yè)集聚程度呈正相關(guān)。李喬等[15]發(fā)現(xiàn)，整個(gè)準(zhǔn)東地區(qū)6種重金屬(Cd、Cr、Cu、Ni、Zn和Hg)具有很高的綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其中Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最大，Hg生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)次之，其他重金屬都不存在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。相關(guān)的研究結(jié)果為分析準(zhǔn)東地區(qū)的重金屬污染狀況和環(huán)境影響提供了重要的信息。然而，上述研究中還存在明顯的不足。雖然前人在準(zhǔn)東地區(qū)重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)及來源分析方面已經(jīng)做了大量的工作，但是有關(guān)人類健康影響的研究還是很少。其次，前述研究分析認(rèn)為，具有生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的重金屬主要是因?yàn)槿藶榛顒釉斐傻腫12-15]。但是，研究并沒有闡明由于煤炭開采(準(zhǔn)東地區(qū)最主要的工業(yè)形式)對生態(tài)環(huán)境的影響，及其對人類健康的影響。

本文旨在調(diào)查準(zhǔn)東地區(qū)煤炭資源開發(fā)引起的重金屬污染狀況，評價(jià)重金屬導(dǎo)致的人類健康風(fēng)險(xiǎn)，最終揭示由于這種人為活動導(dǎo)致的人類健康風(fēng)險(xiǎn)的空間分布規(guī)律。本文以新疆準(zhǔn)東礦區(qū)將軍廟區(qū)域內(nèi)的2個(gè)相鄰典型礦區(qū)(紅沙泉和北山露天煤礦)及其周邊影響地區(qū)為例，重點(diǎn)評價(jià)煤炭資源開發(fā)對礦區(qū)及鄰近地區(qū)人類健康產(chǎn)生的風(fēng)險(xiǎn)；其次，通過對前人研究的分析和總結(jié)，以Cd為研究對象。因?yàn)镃d是生物毒性最強(qiáng)的重金屬之一，且能通過食物鏈進(jìn)入人體，對身體健康造成嚴(yán)重的危害[16-18]。而目前的研究缺少對當(dāng)?shù)谻d污染狀況的分析與評價(jià)。研究結(jié)果將對有關(guān)部門制定相關(guān)的防治對策，采取有效防護(hù)措施保護(hù)受影響人群具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 研究區(qū)概況

本文研究區(qū)位于古爾班通古特沙漠南緣，吉木薩爾縣北部荒漠區(qū)。屬典型的極端干旱大陸氣候，干旱少雨。年平均氣溫約3 ℃，年降水量160～200 mm。春秋季多風(fēng)，全年主導(dǎo)風(fēng)向?yàn)槲鞅憋L(fēng)，一般風(fēng)力3～5級。地貌平坦開闊，地勢由東南向西北傾斜。土壤以荒漠鹽堿土為主，土質(zhì)為粉砂土。當(dāng)?shù)刂脖幌∈?，以琵琶?Reaumuriasongonica(PalL)Maxim)、梭梭(Chenopodiaceae)、檉柳(TamarixchinensisLour)等旱生超旱生植物為主。

根據(jù)本文的研究目的選取環(huán)境條件相對簡單的紅砂泉、北山煤礦采區(qū)及其周邊地區(qū)為研究對象，礦區(qū)周邊及沿途再無其他非煤炭開采加工企業(yè)。上述礦區(qū)僅有一條省級公路進(jìn)出，連接礦區(qū)和主要的交通節(jié)點(diǎn)，再轉(zhuǎn)往外地。途中道路穿越人口密度相對較高的2個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)，而這2個(gè)居民點(diǎn)是礦區(qū)職工生活物資的重要補(bǔ)給地[12]。礦區(qū)工作、生活車輛頻繁往返已經(jīng)對道路沿線的環(huán)境產(chǎn)生了顯著的環(huán)境影響，其中大量拋灑的煤渣是最主要的污染源。根據(jù)前人研究結(jié)論[10-14]，本研究以Cd為研究對象，以煤礦堆煤場和生活區(qū)、芨芨湖和雀仁鄉(xiāng)為健康風(fēng)險(xiǎn)暴露敏感點(diǎn)，沿礦區(qū)至雀仁鄉(xiāng)道路，按照相關(guān)采樣標(biāo)準(zhǔn)和規(guī)范對道路兩側(cè)土壤采樣，室內(nèi)分析其中的Cd含量(具體位置見圖1)。

1.2 樣品采集與處理

樣品采集時(shí)間為2016年8月，從雀仁鄉(xiāng)至準(zhǔn)東紅砂泉、北山煤礦采區(qū)，沿公路共設(shè)置36個(gè)土壤采樣單元(其中2、3和4號采樣單元為砂土，其余采樣單元均為荒漠土)，每個(gè)采樣單元取0～20 cm土壤3份，刮去地表浮土(<1 cm即可)后采用多點(diǎn)混合法采集1～2 kg土壤由樣品袋封裝，共108個(gè)樣品，用GPS記錄各個(gè)樣點(diǎn)以及雀仁鄉(xiāng)、芨芨湖和礦區(qū)的地理坐標(biāo)。樣品采回后按照“GB/T 17140—1997”進(jìn)行土壤樣品的制備和測試，其中樣品分別過20目、100目尼龍網(wǎng)篩(20目篩用于土壤理化性質(zhì)的測定，100目篩用于土壤重金屬測定)。稱取土壤樣品0.5000 g，經(jīng)HCl-HNO3-HF-HClO4消煮直至土壤消解至灰白色、消解液透明澄清，冷卻后再用1%稀硝酸定容為50 mL的待測溶液，將待測溶液送至新疆大學(xué)理化測試中心采用火焰原子吸收法測定Cd含量。土壤理化性質(zhì)的測定參見文獻(xiàn)[19]。

所獲得的數(shù)據(jù)運(yùn)用Excel 2013、R軟件、Arcgis 10.2和Origin軟件進(jìn)行處理、統(tǒng)計(jì)分析和畫圖。

1.3 評價(jià)方法1.3.1 地質(zhì)累積指數(shù)法計(jì)算公式為:

Igeo=log2[Cn/K·Bn]

(1)

式中，Igeo為地質(zhì)累積指數(shù)，Cn為Cd元素在土壤中的含量(mg·kg-1)，Bn為新疆地區(qū)土壤中Cd元素的地球化學(xué)背景值，K為成巖作用引起的背景值變動系數(shù)(一般取K= 1.5)[20]。

圖1 研究區(qū)示意圖Fig. 1 Study area

1.3.2 潛在生態(tài)危害指數(shù)法計(jì)算公式為:

(2)

1.3.3 健康暴露評估

本研究通過US EPA 提出的口鼻呼吸、經(jīng)口和皮膚直接接觸3種途徑模型對土壤Cd進(jìn)行人體健康的致癌風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[23]。

通過呼吸吸入土壤塵而攝入污染物量：

(3)

通過皮膚直接接觸土壤而攝入土壤污染物量：

(4)

經(jīng)口直接攝入土壤污染物量：

(5)

總暴露量：

CDITotal=CDIInhale+CDIDermal+CDIIngest

(6)

式中：CDIInhale、CDIDermal、CDIIngest、CDITotal分別為通過呼吸、皮膚和經(jīng)口3種途徑攝入土壤重金屬量以及總攝入量，(mg·kg-1·d-1)；CS 為土壤中重金屬含量，mg·kg-1；IRAir為空氣攝入量，m3·d-1，IRSoil為土壤攝入量，m3·d-1；PEF 為土壤塵產(chǎn)生因子，m3·kg-1；SA為皮膚接觸表面積，cm2·d-1；AF為皮膚的吸附系數(shù)，mg·cm-2；ABS 為皮膚吸收率，%；EF為暴露頻率，d·a-1；ED為暴露年限，a；BW為體質(zhì)量，kg；AT為平均作用時(shí)間，d。暴露評估時(shí)成人和兒童的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)差異較大，依據(jù)《污染場地風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ25.3—2014)、US EPA 健康風(fēng)險(xiǎn)評估法以及近年來國內(nèi)外實(shí)際研究結(jié)論[24-26]，本次評價(jià)各暴露評估參數(shù)取值見表2。

1.3.4 毒性評估

本文利用US EPA的重金屬毒性評價(jià)模型和參數(shù)，對Cd的非致癌健康和致癌風(fēng)險(xiǎn)分別進(jìn)行評價(jià)。Cd非致癌和致癌效應(yīng)毒性參數(shù)見表3，其中非致癌效應(yīng)參數(shù)為各暴露途徑下重金屬的參考劑量(RfDj)[27-28]。

非致癌風(fēng)險(xiǎn)水平可通過重金屬日暴露量除以經(jīng)口、皮膚、呼吸3種途徑的慢性參考劑量來計(jì)算，其計(jì)算公式：

(7)

LI=∑LQi

(8)

式中：LI 為土壤中重金屬經(jīng)口、呼吸及皮膚接觸3種暴露途徑下非致癌總風(fēng)險(xiǎn)水平; LQi為不同攝入途徑的非致癌風(fēng)險(xiǎn)水平；EDIj為平均每天不同途徑的污染物攝入量，mg·(kg·d)-1；RfDj為各類途徑的慢性參考劑量，mg·(kg·d)-1(見表 3) 。當(dāng)LQi< 1 或LI<1時(shí)，沒有顯著的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn); 當(dāng)LQi> 1 或LI> 1 時(shí)，表示有非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)，值越大非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)越嚴(yán)重。

致癌風(fēng)險(xiǎn)水平公式：

Riskois=CADDi×SFi

(9)

(10)

由于皮膚接觸和從口攝入2個(gè)途徑均屬于慢性致癌因素，U S EPA沒有給出相關(guān)參數(shù)，因此本研究僅考慮吸入途徑的致癌風(fēng)險(xiǎn)。式中：CADDi為致癌重金屬吸入途徑的終身日平均暴露量(mg·kg-1·d-1)；Riski不同途徑下致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)；(Risk)T致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)總和；CADDi為平均每天不同污染物的日攝入量，mg·(kg·d)-1；SFi為各類途徑的致癌風(fēng)險(xiǎn)斜率系數(shù)，(kg·d)·mg-1(見表3)。Risk為致癌健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，通常以一定數(shù)量人口出現(xiàn)癌癥者的個(gè)數(shù)表示。美國環(huán)保局(US EPA) 定義的致癌物質(zhì)可接受風(fēng)險(xiǎn)值為一生中癌發(fā)病風(fēng)險(xiǎn)超過正常值 10-4～10-6。當(dāng)Risk<1×10-6時(shí)，認(rèn)為不存在致癌風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)Risk>1×10-4時(shí)，認(rèn)為存在致癌風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)1 ×10-6≤Risk≤1×10-4時(shí)，認(rèn)為致癌風(fēng)險(xiǎn)在可接受范圍[29]。

表1 土壤重金屬污染等級劃分標(biāo)準(zhǔn)Table 1 The classification of soil heavy metal pollution

1.3.5 距離分析

根據(jù)采樣點(diǎn)以及礦區(qū)的地理坐標(biāo)，計(jì)算各個(gè)采樣點(diǎn)到每個(gè)礦區(qū)的距離，采樣點(diǎn)到礦區(qū)的距離定義為:

D=min{di};i=1, 2, ···, 16

式中，D為樣點(diǎn)到礦區(qū)的距離(km)；di為樣點(diǎn)到某一礦區(qū)距離(km)[13]。

1.3.6 緩沖區(qū)分析

緩沖區(qū)分析是用來解決鄰近度問題的空間分析工具之一，用以識別某些實(shí)體或主體對鄰近對象的輻射范圍或影響程度。目前緩沖區(qū)分析已被廣泛應(yīng)用到了公共設(shè)施的服務(wù)范圍、危險(xiǎn)物資的輻射影響范圍和被污染的敏感區(qū)范圍等方面的研究中[30-31]。然而，利用該方法分析礦區(qū)重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)的研究還較少。本文的研究結(jié)果對其他研究學(xué)者利用該方

法分析重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)具有一定的借鑒意義。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 土壤Cd含量及污染程度評價(jià)

土壤Cd和理化性質(zhì)參數(shù)統(tǒng)計(jì)結(jié)果見表4。對比國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)( GB 15618—1995) II級標(biāo)準(zhǔn)，所有采樣點(diǎn)土壤Cd均超標(biāo)，超標(biāo)率達(dá)100%。進(jìn)一步將變量Cd、pH、TDS、鹽度和電導(dǎo)率進(jìn)行離差標(biāo)準(zhǔn)化，并通過Person相關(guān)分析可以進(jìn)一步判斷Cd與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性(見表5)。TDS、電導(dǎo)率和鹽度與Cd具有較高的正相關(guān)性，且鹽度與土壤Cd正相關(guān)性最高，說明鹽度對土壤Cd的遷移能力有促進(jìn)作用，且土壤中的總Cd中有效態(tài)Cd(水溶態(tài)+可交換態(tài))占比重較大，因此研究區(qū)土壤Cd對生物和人群的危害程度較高。

表2 暴露評估參數(shù)取值Table 2 The parameter value of exposure assessment

表3 重金屬不同途徑RfD和SF取值Table 3 The RfD and SF values of heavy metal by different exposure ways

表4 土壤重金屬和理化性質(zhì)參數(shù)統(tǒng)計(jì)Table 4 The statistics of heavy metal concentrations and the physical and chemical properties parameter in soil

以國家II級標(biāo)準(zhǔn)為依據(jù)，通過公式(1)、(2)分別得出研究區(qū)內(nèi)108個(gè)土壤樣點(diǎn)的地質(zhì)累積指數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)(見表6)。根據(jù)表1污染等級劃分標(biāo)準(zhǔn)，分析堆煤場、礦區(qū)生活區(qū)、公路、芨芨湖和雀仁鄉(xiāng)五類區(qū)域，土壤Cd地質(zhì)累積指數(shù)均大于5，處于極強(qiáng)污染，其強(qiáng)度排序?yàn)椋憾衙簣?公路>礦區(qū)生活區(qū)>芨芨湖>雀仁鄉(xiāng)，研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級為極高，且呈現(xiàn)出堆煤場>公路>礦區(qū)生活區(qū)>芨芨湖>雀仁鄉(xiāng)。

2.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

2.2.1 暴露評估分析

本研究以人類活動相對密集的地區(qū)為危害暴露的敏感點(diǎn)(礦區(qū)生活區(qū)、堆煤場、芨芨湖和雀仁鄉(xiāng))進(jìn)行Cd暴露量計(jì)算(其中，僅雀仁鄉(xiāng)有兒童人口，所以只對雀仁鄉(xiāng)進(jìn)行兒童暴露評估分析)。結(jié)果表明，經(jīng)口攝入的Cd量遠(yuǎn)高于經(jīng)皮膚接觸和呼吸吸入的Cd量(表7)。3種途徑的排序?yàn)椋篊DI經(jīng)口>CDI皮膚>CDI呼吸。其中，值得注意的是雀仁鄉(xiāng)兒童經(jīng)口攝入Cd含量高于成人，而通過皮膚接觸和呼吸吸入Cd的量低于成人?？倲z入量CDI總分析人暴露量，表現(xiàn)為堆煤場(成人)>礦區(qū)生活區(qū)(成人)>雀仁鄉(xiāng)(兒童)>芨芨湖(成人)>雀仁鄉(xiāng)(成人)。

表5 土壤重金屬Cd濃度和理化性質(zhì)相關(guān)系數(shù)Table 5 The correlation between Cd concentration and physical and chemical properties of soil

表6 土壤Cd污染評價(jià)結(jié)果Table 6 The evaluation results of soil polluted by Cd

表7 土壤Cd不同途徑暴露劑量Table 7 The exposure dose of soil Cd from different ways

2.2.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

根據(jù)US EPA的健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)模型，本文分析了3種途徑(經(jīng)口、皮膚和呼吸)的暴露總風(fēng)險(xiǎn)(LQ)，非致癌總風(fēng)險(xiǎn)(LI)和致癌風(fēng)險(xiǎn)(CADD)。結(jié)果表明(見表8、9)：Cd各暴露途徑(經(jīng)口、皮膚和呼吸)的疊加風(fēng)險(xiǎn)均未超過1，LI表明非致癌風(fēng)險(xiǎn)控制在安全限內(nèi)，且成人高于兒童；Cd在4個(gè)敏感點(diǎn)的致癌風(fēng)險(xiǎn)都較小，致癌暴露風(fēng)險(xiǎn)未超過限值。

LQ結(jié)果表明：兒童的非致癌效應(yīng)風(fēng)險(xiǎn)高于成人，兒童的非致癌風(fēng)險(xiǎn)主要來源于經(jīng)口途徑，而成人則為經(jīng)皮膚途徑，與同類研究的結(jié)果相似[32-33]，揭示了兒童屬于高危人群。因此，敏感區(qū)域應(yīng)加強(qiáng)對煤礦區(qū)污染的防治，降低兒童經(jīng)口攝入途徑的接觸量和成人直接皮膚接觸途徑機(jī)率，尤其對于礦區(qū)職工，由于其暴露量大，應(yīng)加強(qiáng)防護(hù)措施降低礦區(qū)職工與土壤Cd的皮膚接觸機(jī)率，從而降低非致癌風(fēng)險(xiǎn)。

圖2 不同敏感點(diǎn)成人和兒童不同途徑非致癌風(fēng)險(xiǎn)分布圖注：LQ呼吸所占比例均不達(dá)總量的0.1%。Fig. 2 Non-carcinogenic risk profile for adults and children by different approachesNote: LQ breathing accounts for less than 0.1% of the total.

表8 非致癌暴露參考劑量及暴露風(fēng)險(xiǎn)值Table 8 Reference dose and exposure risk of non carcinogenic effect

表9 呼吸途徑致癌風(fēng)險(xiǎn)暴露風(fēng)險(xiǎn)值Table 9 The exposure risk value of inhale exposure way for carcinogenic effect

圖3 礦區(qū)至雀仁鄉(xiāng)緩沖區(qū)示意圖注： S327是省道327線。Fig. 3 The buffer of mining area to the Queren TownNote: S327 is the Provincial Highway 327 line.

2.3 土壤Cd緩沖區(qū)分析

2.3.1 距離影響分析

上文研究結(jié)果表明，Cd污染強(qiáng)度表現(xiàn)堆煤場>公路>礦區(qū)生活區(qū)>芨芨湖>雀仁鄉(xiāng)；暴露度和健康風(fēng)險(xiǎn)都表現(xiàn)堆煤場>礦區(qū)生活區(qū) >芨芨湖>雀仁鄉(xiāng)的結(jié)果。由此可以確定距離礦區(qū)遠(yuǎn)近對Cd污染有重要的影響。根據(jù)上文的距離定義，計(jì)算除礦區(qū)生活區(qū)和工作區(qū)以外各采樣點(diǎn)到礦區(qū)的距離，將各點(diǎn)進(jìn)行聚類分析，結(jié)果顯示所有采樣點(diǎn)被分成2類，第一部分(7個(gè)樣點(diǎn))距礦區(qū)平均距離為29.81 km，最大值為 39.84 km，最小值為19.38 km，可將其定義為遠(yuǎn)距樣點(diǎn)；另一部分(9個(gè)樣點(diǎn))距礦區(qū)平均距離為5.38 km，最大值為15.74 km，最小值為1.03 km，可將其定義為近距樣點(diǎn)。對上述分類結(jié)果進(jìn)行單因素方差分析，結(jié)果表明差異顯著(P<0.05)，因此判斷距離因素對礦區(qū)Cd的分布起重要作用。

2.3.2 緩沖區(qū)分析

上文分析表明研究區(qū)Cd污染程度與距礦區(qū)距離相關(guān)，因此根據(jù)距離分析的結(jié)果和采樣點(diǎn)的分布狀況，以礦區(qū)為圓心，雀仁鄉(xiāng)為邊界，以10 km為間斷利用緩沖區(qū)分析模型將礦區(qū)至雀仁鄉(xiāng)方向的區(qū)域劃分為4個(gè)區(qū)域(見圖3)。分別將4個(gè)區(qū)域的地質(zhì)累積指數(shù)、潛在生態(tài)危害指數(shù)和成人非致癌暴露風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評價(jià)并進(jìn)行方差分析(結(jié)果見圖4、5)，可知地質(zhì)累積指數(shù)、潛在生態(tài)危害指數(shù)和成人非致癌暴露風(fēng)險(xiǎn)均隨著距離的漸遠(yuǎn)而降低，且均在Ⅳ區(qū)域有顯著降低(P<0.05)。這說明從礦區(qū)沿公路至雀仁鄉(xiāng)方向0～30 km內(nèi)均處于礦區(qū)Cd污染影響的敏感區(qū)域，而30 km以后Cd污染有明顯降低。

圖4 不同區(qū)域地質(zhì)累積指數(shù)、潛在生態(tài)危害指數(shù)Fig. 4 Geological Accumulation Index and Potential Ecological Risk Index in different regions

圖5 成人非致癌暴露風(fēng)險(xiǎn)值Fig. 5 Adult non-carcinogenic exposure risk value

3 討論(Discussion)

3.1 Cd的來源和風(fēng)險(xiǎn)分析

研究結(jié)果表明，礦區(qū)周邊土壤Cd含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出新疆土壤Cd背景值，說明其來源與煤田開采有一定聯(lián)系。土壤Cd含量高于疆內(nèi)工業(yè)較為發(fā)達(dá)的昌吉地區(qū)和奎屯地區(qū)，且遠(yuǎn)高于受人為干擾較小的天山山地；與國內(nèi)其他地區(qū)相比，明顯高于新莊孜煤礦復(fù)墾區(qū)、魯西南煤礦區(qū)和長江三角洲工業(yè)園，但是低于丹東青城子鉛鋅礦區(qū)(結(jié)果見表10)[28, 36-41]。本研究區(qū)內(nèi)以煤炭開采、煤電和煤化工為主，再無其他工業(yè)活動，因此可推定Cd來源于當(dāng)?shù)氐拿禾抠Y源開發(fā)。這個(gè)結(jié)果與李喬等[15]的研究結(jié)果一致。分析以上結(jié)果，認(rèn)為研究區(qū)煤炭開采是當(dāng)?shù)刂匾腃d污染源，污染程度雖小于鉛鋅礦但是高于一般煤礦和工業(yè)開發(fā)區(qū)。該結(jié)論與龐文品等[34]和石占飛等[35]發(fā)現(xiàn)的煤礦周邊土壤Cd污染來源于燃煤、采煤、運(yùn)煤過程和煤矸石以及煤礦粉塵的遷移和沉降有關(guān)的結(jié)論一致。

研究結(jié)果表明土壤Cd含量與土壤鹽度呈顯著正相關(guān)性。前人研究結(jié)果表明隨著土壤鹽度的增加，土壤中Cd有效態(tài)(水溶態(tài)+可交換態(tài))含量與土壤Cd總量的比值增加。而且鹽分的增加會顯著提高土壤重金屬的遷移能力，特別是對于Cd和 Pb 2種元素[42-43]。因此在Cd污染防護(hù)治理方面可以考慮通過降低土壤中的鹽分含量，降低Cd有效態(tài)的含量，從而降低其危害性。

3.2 Cd污染健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

本研究旨在研究煤礦開采對周邊人群健康的影響，前人的研究[10-14]和本文的研究結(jié)果都顯示包括研究區(qū)在內(nèi)的準(zhǔn)東地區(qū)的土壤已經(jīng)受到包括Cd在內(nèi)的多種重金屬的污染，存在較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。因?yàn)橹亟饘俚牡乩鄯e指數(shù)和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)與人類健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)存在正相關(guān)關(guān)系，所以可以推測研究區(qū)存在一定的健康風(fēng)險(xiǎn)。本文研究結(jié)果證實(shí)了這個(gè)推測。雖然本文的結(jié)果顯示，研究區(qū)土壤Cd對人群健康風(fēng)險(xiǎn)水平較低，無論非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)均屬于“人體可接受風(fēng)險(xiǎn)水平”，這個(gè)結(jié)果與劉芳等[10]的研究結(jié)果一致。由于本研究只采集了一次土壤樣品，不能反映土壤Cd的累積速率。因此對研究區(qū)土壤Cd健康風(fēng)險(xiǎn)的變化趨勢還需進(jìn)一步的監(jiān)測和研究。

通過對Cd的健康風(fēng)險(xiǎn)途徑分析，認(rèn)為手-口是最主要的影響途徑，該暴露途徑是總?cè)掌骄┞读康?0%以上，對兒童甚至超過了99%。上述研究結(jié)果與楊春等[45]的研究結(jié)果類似。這說明礦區(qū)人群健康暴露主要是通過手-口途徑。成人通過皮膚途徑攝入重金屬的非致癌風(fēng)險(xiǎn)值占總非致癌風(fēng)險(xiǎn)值的90%以上，而兒童則還是以手-口途徑為主，占64%，皮膚途徑只占35%。研究區(qū)致癌風(fēng)險(xiǎn)處于人體可耐受的致癌風(fēng)險(xiǎn)限值以下，總體風(fēng)險(xiǎn)值不高。該結(jié)果與楊春等[44]的研究結(jié)果，經(jīng)手-口攝入途徑是主要非致癌和致癌風(fēng)險(xiǎn)途徑，明顯不同。這可能是因?yàn)閮烧哐芯繉ο?降塵中的重金屬[44]和土壤中的重金屬)不同導(dǎo)致的。

現(xiàn)有研究都沒有按活動地域和年齡對接觸人群分類。本研究發(fā)現(xiàn)距離礦區(qū)越近的人群，其健康風(fēng)險(xiǎn)越大，非致癌風(fēng)險(xiǎn)甚至能相差一個(gè)數(shù)量級。這個(gè)結(jié)果與其他研究的結(jié)論基本一致。另外，兒童的暴露風(fēng)險(xiǎn)水平相對同處一個(gè)地區(qū)的成人較高，說明兒童更易受到危害。這個(gè)結(jié)果說明需要重視對當(dāng)?shù)貎和Ｗo(hù)。

3.3 Cd健康風(fēng)險(xiǎn)的空間分布評價(jià)

大多數(shù)有關(guān)準(zhǔn)東地區(qū)重金屬污染及風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)的研究都借助地統(tǒng)計(jì)學(xué)方法對所研究重金屬的污染和風(fēng)險(xiǎn)的狀況做了空間分析和討論。然而上述研究多針對廣泛區(qū)域的背景調(diào)查，沒有詳細(xì)分析人類采礦活動對不同地區(qū)人群健康的影響。本文通過對不同地區(qū)人群健康的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)分析，發(fā)現(xiàn)與礦區(qū)的距離的遠(yuǎn)近是影響健康風(fēng)險(xiǎn)水平高低的重要因素。并且通過緩沖區(qū)分析，確定0～30 km內(nèi)Cd健康風(fēng)險(xiǎn)處于敏感區(qū)域，而該距離以外Cd健康風(fēng)險(xiǎn)有明顯降低。這個(gè)結(jié)果對制定Cd防護(hù)措施具可操作性和指導(dǎo)意義。

表10 土壤重金屬Cd含量(mg·kg-1)Table 10 Cd content in soil (mg·kg-1)

綜上所述：

(1)研究區(qū)土壤Cd含量處于重度污染、高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)(189.47)水平。距離是影響土壤Cd分布的重要因素，土壤Cd含量排序?yàn)槎衙簣?公路>礦區(qū)生活區(qū)>芨芨湖>雀仁鄉(xiāng)。土壤Cd含量與土壤鹽度有顯著相關(guān)性，鹽分含量能提高有效態(tài)Cd含量，促進(jìn)Cd的遷移能力。

(2)土壤Cd平均每日暴露量排序?yàn)椋憾衙簣?成人)>礦區(qū)生活區(qū)(成人)>雀仁鄉(xiāng)(兒童)>芨芨湖(成人)>雀仁鄉(xiāng)(成人)，Cd污染的健康風(fēng)險(xiǎn)總體較低，不同途徑的Cd每日平均暴露量排序?yàn)榻?jīng)口攝入>皮膚接觸>呼吸吸入，兒童受Cd潛在健康風(fēng)險(xiǎn)大，經(jīng)口攝入途徑是導(dǎo)致兒童土壤重金屬暴露風(fēng)險(xiǎn)的主要途徑。

(3)緩沖區(qū)分析表明，礦區(qū)在沿公路向雀仁鄉(xiāng)方向，土壤污染水平和人群健康風(fēng)險(xiǎn)有明顯的空間異質(zhì)性，0～30 km內(nèi)屬于人群健康風(fēng)險(xiǎn)的敏感區(qū)。

通訊作者簡介：汪溪遠(yuǎn)(1977—), 男，環(huán)境科學(xué)(環(huán)境演變與修復(fù))博士，講師，主要研究方向?yàn)榄h(huán)境修復(fù)。

參考文獻(xiàn)(References)：

[1] 安英莉, 戴文婷, 卞正富, 等. 煤炭全生命周期階段劃分及其環(huán)境行為評價(jià)——以徐州地區(qū)為例[J]. 中國礦業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 45(2): 293-300

An L L, Dai W T, Bian Z F, et al. Phase division of whole life cycle of coal and their environment behavior assessment [J]. Journal of China University of Mining and Technology, 2016, 45(2): 293-300 (in Chinese)

[2] 何玲芳. 六枝某高硫煤矸石中有害元素的賦存狀態(tài)、釋放規(guī)律及環(huán)境污染預(yù)測的研究[D]. 貴陽: 貴州大學(xué), 2008: 31-48

He L F. The study on the existing status, releasing laws and contaminated forecasting of hazardous elements in coal gangue of Liuzhi County [D]. Guiyang: Guizhou University, 2008: 31-48 (in Chinese)

[3] 鄭丹丹. 煤、石油焦氣化過程中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律研究[D]. 武漢: 華中科技大學(xué), 2013: 16-18

Zheng D D. Volatility of heavy metal during coal and petroleum coke gasification [D]. Wuhan: Huazhong University of Science and Technology, 2013: 16-18 (in Chinese)

[4] 陳輝. 淮南顧橋采煤沉陷區(qū)土壤中鎘的環(huán)境地球化學(xué)[D]. 合肥: 安徽大學(xué), 2015: 22-23

[5] 羅海波, 劉方, 龍健, 等. 貴州山區(qū)煤矸石堆場重金屬遷移對水稻土質(zhì)量的影響及評價(jià)[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2010, 24(3): 71-74

Luo H B, Liu F, Long J, et al. Impacts of heavy metal migration from gangue yard on paddy soil quality in hilly areas of Guizhou Province and its evaluation [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2010, 24(3): 71-74 (in Chinese)

[6] 郭二果, 張樹禮, 蔡煜, 等. 草原區(qū)露天煤礦開發(fā)對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響[J]. 露天采礦技術(shù), 2012(1): 93-97

Guo E G, Zhang S L, Cai Y, et al. Impact of the open-pit coal mine on soil environment quality in grassland[J]. Opencast Mining Technology, 2012(1): 93-97 (in Chinese)

[7] 劉志彥, 田耀武, 陳桂珠. 礦區(qū)周圍稻米重金屬積累及健康風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2010, 26(1):35-40

Liu Z Y, Tian Y W, Chen G Z. 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 (in Chinese)

[8] 馬從安, 王啟瑞, 才慶祥. 大型露天煤礦重金屬污染評價(jià)[J]. 礦業(yè)安全與環(huán)保, 2007, 34(2): 36-37

Ma C A, Wang Q R, Cai Q X. Evaluation of heavy metal pollution in large opencast coal mine[J]. Mining Safety and Environmental Protection, 2007, 34(2): 36-37 (in Chinese)

[9] 王磊, 唐文春, 秦兵, 等. 四川龍門山地區(qū)磷礦、煤礦開采對水系沉積物Cd等元素影響調(diào)查[J]. 地質(zhì)科技情報(bào), 2007, 26(6): 39-44

Wang L, Tang W C, Qin B, et al. The survey of Cd and other elements in river sediments affected by phosphorite deposit and coal mine in the area of Longmenshan Mountain, Sichuan Province [J]. Geological Science and Technology Information, 2007, 26(6): 39-44 (in Chinese)

[10] 劉芳, 塔西甫拉提·特依拜, 依力亞斯江·努爾麥麥提,等. 準(zhǔn)東露天煤田周邊土壤重金屬污染及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(8): 1388-1393

Liu F, Tashpolat T, IlYas N, et al. Pollution and potential ecological risk of soil heavy metals around the coalfield of East Junggar Basin [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(8): 1388-1393 (in Chinese)

[11] 劉巍, 王濤, 汪君, 等. 準(zhǔn)東煤田露天礦區(qū)降塵、土壤重金屬分布特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 中國礦業(yè), 2017, 26(1): 60-66

Liu W, Wang T, Wang J, et al. Heavy metals distribution and ecological risk assessment of dust and soil in opencast mine of East Junggar Basin in Xinjiang[J]. China Mining Magazine, 2017, 26(1): 60-66 (in Chinese)

[12] 姚峰, 包安明, 古麗·加帕爾, 等. 新疆準(zhǔn)東煤田土壤重金屬來源與污染評價(jià)[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013, 33(10):1821-1828

Yao F, Bao A M, Guli J, et al. Soil heavy metal sources and pollution assessment in the coalfield of East Junggar Basin in Xinjiang [J]. China Environmental Science, 2013, 33(10): 1821-1828 (in Chinese)

[13] 劉巍, 楊建軍, 汪君, 等. 準(zhǔn)東煤田露天礦區(qū)土壤重金屬污染現(xiàn)狀評價(jià)及來源分析[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016, 37(5):1938-1945

Liu W, Yang J J, Wang J, et al. Contamination assessment and sources analysis of soil heavy metals in Opencast mine of East Junggar Basin in Xinjiang [J]. Environmental science, 2016, 37(5): 1938-1945 (in Chinese)

[14] 高宇瀟, 塔西甫拉提·特依拜, 夏楠, 等. 新疆準(zhǔn)東五彩灣煤田區(qū)不同深度土壤重金屬污染評價(jià)、來源分析與空間分布特征[J]. 中國礦業(yè), 2016, 25(9): 74-81

Gao Y X, Tashpolat T, Xia N, et al. Spatial distribution and pollution source assessment of different depth of soil heavy metals in the Wucaiwan coal field in Xinjiang East Junggar Basin [J]. China Mining Magazine, 2016, 25(9): 74-81 (in Chinese)

[15] 李喬, 王淑芬, 曹有智, 等. 準(zhǔn)東煤田周邊農(nóng)田土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估與來源分析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2017, 36(8): 1537-1543

Li Q, Wang S F, Cao Y Z, et al. Ecological risk assessment and source analysis of heavy-metal pollution in farmland soils surrounding the coal mine of East Junggar Basin, China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(8): 1537-1543 (in Chinese)

[16] 耿丹. 織金縣煤礦區(qū)土壤-農(nóng)作物重金屬污染特征及農(nóng)作物食用風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)研究[D]. 貴陽: 貴州師范大學(xué), 2015: 24-26

Gen D. Characteristics of heavy metal pollution on soil-crop system and assessment of health risks for crops in coal mining area of Zhijin Connty [D]. Guiyang: Guizhou Normal University, 2015: 24-26 (in Chinese)

[17] 張曉逵. 山西、河南部分煤中重金屬元素的含量及其賦存形態(tài)研究[D]. 焦作: 河南理工大學(xué), 2010

Zhang X K. The content of trace metals in coals from Shanxi, Henan Province and their mode of occurrences [D]. Jiaozuo: Henan University of Technology, 2010 (in Chinese)

[18] Xu J, Wang H, Liu Y, et al. Ecological risk assessment of heavy metals in soils surrounding oil waste disposal areas[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2016, 188(2): 67-69

[19] 中國科學(xué)院南京土壤研究所土壤物理研究室. 土壤物理性質(zhì)測定法[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 1978: 45-78

[20] 湯潔, 陳初雨, 李海毅, 等. 大慶市建成區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)危害和健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 地理科學(xué), 2011(1):117-122

Tang J, Chen C Y, Li H Y, et al. Assessment on potential ecological hazard and human health risk of heavy metals in urban soils of Daqing City [J]. Scientia Geographica Sinica, 2011(1): 117-122 (in Chinese)

[21] Yue R, Shi R, Zhang H. Evaluation on heavy metal contamination and its potential ecological risk in soil: A case study of nonferrous metal smelting zone in Wulatehouqi[J]. Soils, 2016(1): 127-132

[22] Liu J D, Guo L, Ke Z X. Ecological risk assessment of heavy metals in surface sediment from the Pearl River Estuary [J]. Journal of Hydroecology, 2017(1): 110-121

[24] US EPA. Risk Assessment Guidance for Superfund Volume: Human Health Evaluation Manual (Part A): EPA/540/1-89/002 [S/OL]. (2013-05-29) [2017-05-12]. http://www.Docin.com/P-659358637.html.

[25] US EPA．Supple Mental Guidance for Developing Soil Screening Levels for Superfund Sites [R]. Washington D C: Office of Emergency and Remedial Response, 2002: 95-128

[26] US EPA. Risk Assessment Guidance for Superfund Volume: Human Health Evaluation on Manual (Part E，Supplemental Guidance for Dermal Risk Assessment) [R]. Washington D C: Office of Superfund Remediation and Technology Innovation, 2004: 5-7

[27] 常靜, 劉敏, 李先華, 等. 上海地表灰塵重金屬污染的健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2009, 29(5): 548-554

Chang J, Liu M, Li X H, et al. Health risk assessment of heavy metal pollution in Shanghai surface dust [J]. China Environmental Science, 2009, 29(5): 548-554 (in Chinese)

[28] Hu B, Wang J, Jin B, et al. Assessment of the potential health risks of heavy metals in soils in a coastal industrial region of the Yangtze River Delta [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24: 1-11

[29] 臧振遠(yuǎn), 趙毅, 尉黎, 等. 北京市某廢棄化工廠的人類健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2008, 3(1): 48-54

Zang Z Y, Zhao Y, Wei L, et al. Human health risk assessment of an abandoned chemical plant in Beijing [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2008, 3(1): 48-54 (in Chinese)

[30] 劉賢趙, 王巍, 王學(xué)山, 等. 基于緩沖區(qū)分析的城市化與地表水質(zhì)關(guān)系研究——以煙臺沿海區(qū)縣為例[J]. 測繪科學(xué), 2008, 33(1): 163-166, 251

Liu X Z, Wang W, Wang X S, et al. A study on the relationship between urbanization and surface water quality based on GIS technique— A case study of coastal counties in Yantai [J]. Science of Surveying and Mapping, 2008, 33(1): 163-166, 251 (in Chinese)

[31] 張文勝, 解騫, 朱冀軍, 等. 城市軌道交通三維緩沖區(qū)構(gòu)建方法[J]. 交通運(yùn)輸工程學(xué)報(bào), 2015(2): 100-108

Zhang W S, Xie Q, Zhu J J, et al. 3D buffer zone creation method of urban rail transit[J]. Journal of Traffic and Transportation Engineering, 2015(2): 100-108 (in Chinese)

[32] Ferreira-Baptista L, Miguel E D. Geochemistry and risk assessment of street dust in Luanda, Angola: A tropical urban environment[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(25): 4501-4512

[33] 方鳳滿, 蔣炳言, 王海東, 等. 蕪湖市區(qū)地表灰塵中重金屬粒徑效應(yīng)及其健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 地理研究, 2010(7): 1193-1202

Fang F M, Jiang B Y, Wang H D, et al. Particle size distribution and health risk assessment of heavy metals in surface dust of Wuhu urban area[J]. Geographical Research, 2010(7): 1193-1202 (in Chinese)

[34] 龐文品, 秦樊鑫, 呂亞超, 等. 貴州興仁煤礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬化學(xué)形態(tài)及風(fēng)險(xiǎn)評估[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016(5): 1468-1478

Pang W P, Qin F X, Lv Y C, et al. Chemical speciations of heavy metals and their risk assessment in agricultural soils in a coal mining area from Xingren County, Guizhou Province, China [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016(5): 1468-1478 (in Chinese)

[35] 石占飛, 王力. 神木礦區(qū)土壤重金屬含量特征及潛在風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013(6): 1150-1158

Shi Z F, Wang L. Contents of soil heavy metals and evaluation on the potential pollution risk in Shenmu Mining Area [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013(6): 1150-1158 (in Chinese)

[36] 武旭仁. 魯西南煤礦區(qū)重金屬元素環(huán)境地球化學(xué)特征研究[D]. 武漢: 武漢理工大學(xué), 2012: 33-35

[37] 孟俊. 新莊孜礦復(fù)墾區(qū)土壤重金屬污染評價(jià)及植物修復(fù)潛力研究[D]. 淮南: 安徽理工大學(xué), 2010: 55-61

[38] 石平. 遼寧省典型有色金屬礦區(qū)土壤重金屬污染評價(jià)及植物修復(fù)研究[D]. 沈陽: 東北大學(xué), 2010: 22-26

Shi P. Research on soil heavy metal pollution and phytoremediation in representative nonferrous metal mine area of Liaoning Province [D]. Shenyang: Northeastern University, 2010: 22-26 (in Chinese)

[39] 張兆永, 吉力力·阿不都外力, 姜逢清. 天山山地表層土壤重金屬的污染評價(jià)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2014(5): 608-616

Zhang Z Y, Jilili A, Jiang F Q. Assessment of heavy metal pollution in the soil of Tianshan Mountains and analysis of potential ecological risk [J]. Advances in Earth Science, 2014(5): 608-616 (in Chinese)

[40] 王曉軍. 新疆昌吉典型地區(qū)幾種土壤重金屬元素含量分布及污染評價(jià)[D]. 烏魯木齊: 新疆農(nóng)業(yè)大學(xué), 2011: 26-28

[41] 羅艷麗, 鄭春霞, 蔣平安, 等. 新疆奎屯墾區(qū)土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 土壤通報(bào), 2012(5): 1247-1252

Luo Y L, Zheng C X, Jiang P A, et al. Assessment of ecological risk of heavy metals in soils in Kuitun, Xinjiang [J]. Chinese Journal of Soil Science, 2012(5): 1247-1252 (in Chinese)

[42] Acosta J A, Jansen B, Kalbitz K, et al. Salinity increases mobility of heavy metals in soils [J]. Chemosphere, 2011, 85: 1318-1324

[43] 王祖?zhèn)? 弋良朋, 高文燕, 等. 堿性土壤鹽化過程中陰離子對土壤中鎘有效態(tài)和植物吸收鎘的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 23: 7512-7518

Wang Z W, Yi L P, Gao W Y, et al. Impact of inorganic anions on the cadmium effective fraction in soil and its phytoavailability during salinization in alkaline soils[J]. Acta Ecologica Sinica, 2012, 23: 7512-7518 (in Chinese)

[44] 楊春, 塔西甫拉提·特依拜, 侯艷軍, 等. 新疆準(zhǔn)東煤田降塵重金屬污染及健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016, 37(7): 2453-2461

Yang C, Tashpolat T, Hou Y J, et al . Assessment of heavy metals pollution and its health risk of atmospheric dust fall from east part of Junggar Basin in Xinjiang [J]. Environmental Science, 2016, 37(7): 2453-2461 (in Chinese)