許紫峻，汪溪遠，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)普通高校重點實驗室，烏魯木齊 830046 2. 新疆綠洲生態(tài)重點實驗室，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重健康風險。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)遠遠超出評價標準。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?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險，但是存在可接受的致癌風險。人體健康風險高值區(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)，整個準東地區(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)風險，其中Cd的生態(tài)風險最大，Hg生態(tài)風險次之，其他重金屬都不存在生態(tài)風險。相關(guān)的研究結(jié)果為分析準東地區(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。雖然前人在準東地區(qū)重金屬的生態(tài)風險評價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，前述研究分析認為，具有生態(tài)風險的重金屬主要是因為人為活動造成的[12-15]。但是，研究并沒有闡明由于煤炭開采(準東地區(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)查準東地區(qū)煤炭資源開發(fā)引起的重金屬污染狀況，評價重金屬導(dǎo)致的人類健康風險，最終揭示由于這種人為活動導(dǎo)致的人類健康風險的空間分布規(guī)律。本文以新疆準東礦區(qū)將軍廟區(qū)域內(nèi)的2個相鄰典型礦區(qū)(紅沙泉和北山露天煤礦)及其周邊影響地區(qū)為例，重點評價煤炭資源開發(fā)對礦區(qū)及鄰近地區(qū)人類健康產(chǎn)生的風險；其次，通過對前人研究的分析和總結(jié)，以Cd為研究對象。因為Cd是生物毒性最強的重金屬之一，且能通過食物鏈進入人體，對身體健康造成嚴重的危害[16-18]。而目前的研究缺少對當?shù)谻d污染狀況的分析與評價。研究結(jié)果將對有關(guān)部門制定相關(guān)的防治對策，采取有效防護措施保護受影響人群具有重要的現(xiàn)實意義。

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，全年主導(dǎo)風向為西北風，一般風力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?shù)刂脖幌∈瑁耘貌?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出，連接礦區(qū)和主要的交通節(jié)點，再轉(zhuǎn)往外地。途中道路穿越人口密度相對較高的2個鄉(xiāng)鎮(zhèn)，而這2個居民點是礦區(qū)職工生活物資的重要補給地[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)為健康風險暴露敏感點，沿礦區(qū)至雀仁鄉(xiāng)道路，按照相關(guān)采樣標準和規(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

樣品采集時間為2016年8月，從雀仁鄉(xiāng)至準東紅砂泉、北山煤礦采區(qū)，沿公路共設(shè)置36個土壤采樣單元(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)后采用多點混合法采集1～2 kg土壤由樣品袋封裝，共108個樣品，用GPS記錄各個樣點以及雀仁鄉(xiāng)、芨芨湖和礦區(qū)的地理坐標。樣品采回后按照“GB/T 17140—1997”進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[19]。

所獲得的數(shù)據(jù)運用Excel 2013、R軟件、Arcgis 10.2和Origin軟件進行處理、統(tǒng)計分析和畫圖。

1.3 評價方法1.3.1 地質(zhì)累積指數(shù)法計算公式為:

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進行人體健康的致癌風險評價[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為平均作用時間，d。暴露評估時成人和兒童的環(huán)境風險評價標準差異較大，依據(jù)《污染場地風險評估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ25.3—2014)、US EPA 健康風險評估法以及近年來國內(nèi)外實際研究結(jié)論[24-26]，本次評價各暴露評估參數(shù)取值見表2。

1.3.4 毒性評估

本文利用US EPA的重金屬毒性評價模型和參數(shù)，對Cd的非致癌健康和致癌風險分別進行評價。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]。

非致癌風險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算，其計算公式：

(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險水平; LQi為不同攝入途徑的非致癌風險水平；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LQi< 1 或LI<1時，沒有顯著的非致癌健康風險; 當LQi> 1 或LI> 1 時，表示有非致癌健康風險，值越大非致癌健康風險越嚴重。

致癌風險水平公式：

Riskois=CADDi×SFi

(9)

(10)

由于皮膚接觸和從口攝入2個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險。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不同途徑下致癌風險指數(shù)；(Risk)T致癌風險指數(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險斜率系數(shù)，(kg·d)·mg-1(見表3)。Risk為致癌健康風險指數(shù)，通常以一定數(shù)量人口出現(xiàn)癌癥者的個數(shù)表示。美國環(huán)保局(US EPA) 定義的致癌物質(zhì)可接受風險值為一生中癌發(fā)病風險超過正常值 10-4～10-6。當Risk<1×10-6時，認為不存在致癌風險；當Risk>1×10-4時，認為存在致癌風險；當1 ×10-6≤Risk≤1×10-4時，認為致癌風險在可接受范圍[29]。

表1 土壤重金屬污染等級劃分標準Table 1 The classification of soil heavy metal pollution

1.3.5 距離分析

根據(jù)采樣點以及礦區(qū)的地理坐標，計算各個采樣點到每個礦區(qū)的距離，采樣點到礦區(qū)的距離定義為:

D=min{di};i=1, 2, ···, 16

式中，D為樣點到礦區(qū)的距離(km)；di為樣點到某一礦區(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)重金屬污染風險的研究還較少。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險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

土壤Cd和理化性質(zhì)參數(shù)統(tǒng)計結(jié)果見表4。對比國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準( GB 15618—1995) II級標準，所有采樣點土壤Cd均超標，超標率達100%。進一步將變量Cd、pH、TDS、鹽度和電導(dǎo)率進行離差標準化，并通過Person相關(guān)分析可以進一步判斷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Table 4 The statistics of heavy metal concentrations and the physical and chemical properties parameter in soil

以國家II級標準為依據(jù)，通過公式(1)、(2)分別得出研究區(qū)內(nèi)108個土壤樣點的地質(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污染等級劃分標準，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，處于極強污染，其強度排序為：堆煤場>公路>礦區(qū)生活區(qū)>芨芨湖>雀仁鄉(xiāng)，研究區(qū)生態(tài)風險等級為極高，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 健康風險評價

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(礦區(qū)生活區(qū)、堆煤場、芨芨湖和雀仁鄉(xiāng))進行Cd暴露量計算(其中，僅雀仁鄉(xiāng)有兒童人口，所以只對雀仁鄉(xiāng)進行兒童暴露評估分析)。結(jié)果表明，經(jīng)口攝入的Cd量遠高于經(jīng)皮膚接觸和呼吸吸入的Cd量(表7)。3種途徑的排序為：CDI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 健康風險評價

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

LQ結(jié)果表明：兒童的非致癌效應(yīng)風險高于成人，兒童的非致癌風險主要來源于經(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率，尤其對于礦區(qū)職工，由于其暴露量大，應(yīng)加強防護措施降低礦區(qū)職工與土壤Cd的皮膚接觸機率，從而降低非致癌風險。

圖2 不同敏感點成人和兒童不同途徑非致癌風險分布圖注：LQ呼吸所占比例均不達總量的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險值Table 8 Reference dose and exposure risk of non carcinogenic effect

表9 呼吸途徑致癌風險暴露風險值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)；暴露度和健康風險都表現(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)遠近對Cd污染有重要的影響。根據(jù)上文的距離定義，計算除礦區(qū)生活區(qū)和工作區(qū)以外各采樣點到礦區(qū)的距離，將各點進行聚類分析，結(jié)果顯示所有采樣點被分成2類，第一部分(7個樣點)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，可將其定義為遠距樣點；另一部分(9個樣點)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。對上述分類結(jié)果進行單因素方差分析，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個區(qū)域(見圖3)。分別將4個區(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險進行評價并進行方差分析(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險均隨著距離的漸遠而降低，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 成人非致癌暴露風險值Fig. 5 Adult non-carcinogenic exposure risk value

3 討論(Discussion)

3.1 Cd的來源和風險分析

研究結(jié)果表明，礦區(qū)周邊土壤Cd含量遠遠超出新疆土壤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)達的昌吉地區(qū)和奎屯地區(qū)，且遠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?shù)氐拿禾抠Y源開發(fā)。這個結(jié)果與李喬等[15]的研究結(jié)果一致。分析以上結(jié)果，認為研究區(qū)煤炭開采是當?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污染健康風險評價

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)風險。因為重金屬的地累積指數(shù)和生態(tài)風險指數(shù)與人類健康風險指數(shù)存在正相關(guān)關(guān)系，所以可以推測研究區(qū)存在一定的健康風險。本文研究結(jié)果證實了這個推測。雖然本文的結(jié)果顯示，研究區(qū)土壤Cd對人群健康風險水平較低，無論非致癌風險和致癌風險均屬于“人體可接受風險水平”，這個結(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健康風險的變化趨勢還需進一步的監(jiān)測和研究。

通過對Cd的健康風險途徑分析，認為手-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險值占總非致癌風險值的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)致癌風險處于人體可耐受的致癌風險限值以下，總體風險值不高。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險途徑，明顯不同。這可能是因為兩者研究對象(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，其健康風險越大，非致癌風險甚至能相差一個數(shù)量級。這個結(jié)果與其他研究的結(jié)論基本一致。另外，兒童的暴露風險水平相對同處一個地區(qū)的成人較高，說明兒童更易受到危害。這個結(jié)果說明需要重視對當?shù)貎和Ｗo。

3.3 Cd健康風險的空間分布評價

大多數(shù)有關(guān)準東地區(qū)重金屬污染及風險評價的研究都借助地統(tǒng)計學(xué)方法對所研究重金屬的污染和風險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)人群健康的風險評價分析，發(fā)現(xiàn)與礦區(qū)的距離的遠近是影響健康風險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健康風險處于敏感區(qū)域，而該距離以外Cd健康風險有明顯降低。這個結(jié)果對制定Cd防護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)風險(189.47)水平。距離是影響土壤Cd分布的重要因素，土壤Cd含量排序為堆煤場>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Cd的遷移能力。

(2)土壤Cd平均每日暴露量排序為：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)，Cd污染的健康風險總體較低，不同途徑的Cd每日平均暴露量排序為經(jīng)口攝入>皮膚接觸>呼吸吸入，兒童受Cd潛在健康風險大，經(jīng)口攝入途徑是導(dǎo)致兒童土壤重金屬暴露風險的主要途徑。

(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險有明顯的空間異質(zhì)性，0～30 km內(nèi)屬于人群健康風險的敏感區(qū)。

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

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