准东煤矿区土壤镉污染风险评价及敏感性分析

许紫峻，汪溪远，师庆东，袁婷婷，王显，祖拜代·木依不拉，王伟

1. 新疆大学资源与环境科学学院，智慧城市与环境建模自治区普通高校重点实验室，乌鲁木齐 830046 2. 新疆绿洲生态重点实验室，乌鲁木齐 830046

矿产资源开发是导致土壤重金属污染的主要途径之一[1]。研究表明，煤炭资源开采、加工和利用过程中可导致砷(As)、汞(Hg)、铅(Pb)、镉(Cd)等重金属污染[2-4]。罗海波等[5]发现，煤矸石在堆放过程中释放出的Cd、Hg为影响周边土壤质量的主要元素。郭二果等[6]研究发现，与采矿前相比，土壤中As、Hg、铜(Cu)、Cd 等重金属元素的含量均高于采矿前水平。刘志彦等[7]研究发现，煤矿区土壤中Cd和Pb对人体健康存在比较严重健康风险。马从安等[8]对胜利煤矿岩层的重金属含量及赋存状态研究发现该矿区重金属Cd的含量已经远远超出评价标准。王磊等[9]发现，煤矿开采会导致矿区周围土壤中Cd、Hg等元素的局部偏高。上述研究表明煤炭开采过程能够导致重金属的污染，Cd是其中主要的污染物。

新疆准东煤田是我国目前最大的整装煤田，是我国能源规划跨境区外送电、送气的重要能源基地，对我国经济社会的持续发展具有重要的意义。目前该地区已建成五彩湾、大井、将军庙、北山和岌岌湖等大型煤炭开采、煤电和煤化工产业园区[10-11]。自2006年以来，当地土壤因煤炭开采已产生了一定程度的重金属污染问题，其中As处于重度污染，Hg处于中度污染[12-13]。高宇潇等[14]对准东地区的Hg、As、锌(Zn)、Cu、铬(Cr)、Pb 6种重金属污染状况调查研究表明，重金属高污染区域主要集中在矿区周边；公路附近和工业园区附近。刘芳等[10]发现该地区表层土壤(0～30 cm)中上述6种重金属不存在非致癌健康风险，但是存在可接受的致癌风险。人体健康风险高值区分布与产业集聚程度呈正相关。李乔等[15]发现，整个准东地区6种重金属(Cd、Cr、Cu、Ni、Zn和Hg)具有很高的综合潜在生态风险，其中Cd的生态风险最大，Hg生态风险次之，其他重金属都不存在生态风险。相关的研究结果为分析准东地区的重金属污染状况和环境影响提供了重要的信息。然而，上述研究中还存在明显的不足。虽然前人在准东地区重金属的生态风险评价及来源分析方面已经做了大量的工作，但是有关人类健康影响的研究还是很少。其次，前述研究分析认为，具有生态风险的重金属主要是因为人为活动造成的[12-15]。但是，研究并没有阐明由于煤炭开采(准东地区最主要的工业形式)对生态环境的影响，及其对人类健康的影响。

本文旨在调查准东地区煤炭资源开发引起的重金属污染状况，评价重金属导致的人类健康风险，最终揭示由于这种人为活动导致的人类健康风险的空间分布规律。本文以新疆准东矿区将军庙区域内的2个相邻典型矿区(红沙泉和北山露天煤矿)及其周边影响地区为例，重点评价煤炭资源开发对矿区及邻近地区人类健康产生的风险；其次，通过对前人研究的分析和总结，以Cd为研究对象。因为Cd是生物毒性最强的重金属之一，且能通过食物链进入人体，对身体健康造成严重的危害[16-18]。而目前的研究缺少对当地Cd污染状况的分析与评价。研究结果将对有关部门制定相关的防治对策，采取有效防护措施保护受影响人群具有重要的现实意义。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 研究区概况

本文研究区位于古尔班通古特沙漠南缘，吉木萨尔县北部荒漠区。属典型的极端干旱大陆气候，干旱少雨。年平均气温约3 ℃，年降水量160～200 mm。春秋季多风，全年主导风向为西北风，一般风力3～5级。地貌平坦开阔，地势由东南向西北倾斜。土壤以荒漠盐碱土为主，土质为粉砂土。当地植被稀疏，以琵琶柴(Reaumuriasongonica(PalL)Maxim)、梭梭(Chenopodiaceae)、柽柳(TamarixchinensisLour)等旱生超旱生植物为主。

根据本文的研究目的选取环境条件相对简单的红砂泉、北山煤矿采区及其周边地区为研究对象，矿区周边及沿途再无其他非煤炭开采加工企业。上述矿区仅有一条省级公路进出，连接矿区和主要的交通节点，再转往外地。途中道路穿越人口密度相对较高的2个乡镇，而这2个居民点是矿区职工生活物资的重要补给地[12]。矿区工作、生活车辆频繁往返已经对道路沿线的环境产生了显著的环境影响，其中大量抛洒的煤渣是最主要的污染源。根据前人研究结论[10-14]，本研究以Cd为研究对象，以煤矿堆煤场和生活区、芨芨湖和雀仁乡为健康风险暴露敏感点，沿矿区至雀仁乡道路，按照相关采样标准和规范对道路两侧土壤采样，室内分析其中的Cd含量(具体位置见图1)。

1.2 样品采集与处理

样品采集时间为2016年8月，从雀仁乡至准东红砂泉、北山煤矿采区，沿公路共设置36个土壤采样单元(其中2、3和4号采样单元为砂土，其余采样单元均为荒漠土)，每个采样单元取0～20 cm土壤3份，刮去地表浮土(<1 cm即可)后采用多点混合法采集1～2 kg土壤由样品袋封装，共108个样品，用GPS记录各个样点以及雀仁乡、芨芨湖和矿区的地理坐标。样品采回后按照“GB/T 17140—1997”进行土壤样品的制备和测试，其中样品分别过20目、100目尼龙网筛(20目筛用于土壤理化性质的测定，100目筛用于土壤重金属测定)。称取土壤样品0.5000 g，经HCl-HNO3-HF-HClO4消煮直至土壤消解至灰白色、消解液透明澄清，冷却后再用1%稀硝酸定容为50 mL的待测溶液，将待测溶液送至新疆大学理化测试中心采用火焰原子吸收法测定Cd含量。土壤理化性质的测定参见文献[19]。

所获得的数据运用Excel 2013、R软件、Arcgis 10.2和Origin软件进行处理、统计分析和画图。

1.3 评价方法1.3.1 地质累积指数法计算公式为:

Igeo=log2[Cn/K·Bn]

(1)

式中，Igeo为地质累积指数，Cn为Cd元素在土壤中的含量(mg·kg-1)，Bn为新疆地区土壤中Cd元素的地球化学背景值，K为成岩作用引起的背景值变动系数(一般取K= 1.5)[20]。

图1 研究区示意图Fig. 1 Study area

1.3.2 潜在生态危害指数法计算公式为:

(2)

1.3.3 健康暴露评估

本研究通过US EPA 提出的口鼻呼吸、经口和皮肤直接接触3种途径模型对土壤Cd进行人体健康的致癌风险评价[23]。

通过呼吸吸入土壤尘而摄入污染物量：

(3)

通过皮肤直接接触土壤而摄入土壤污染物量：

(4)

经口直接摄入土壤污染物量：

(5)

总暴露量：

CDITotal=CDIInhale+CDIDermal+CDIIngest

(6)

式中：CDIInhale、CDIDermal、CDIIngest、CDITotal分别为通过呼吸、皮肤和经口3种途径摄入土壤重金属量以及总摄入量，(mg·kg-1·d-1)；CS 为土壤中重金属含量，mg·kg-1；IRAir为空气摄入量，m3·d-1，IRSoil为土壤摄入量，m3·d-1；PEF 为土壤尘产生因子，m3·kg-1；SA为皮肤接触表面积，cm2·d-1；AF为皮肤的吸附系数，mg·cm-2；ABS 为皮肤吸收率，%；EF为暴露频率，d·a-1；ED为暴露年限，a；BW为体质量，kg；AT为平均作用时间，d。暴露评估时成人和儿童的环境风险评价标准差异较大，依据《污染场地风险评估技术导则》(HJ25.3—2014)、US EPA 健康风险评估法以及近年来国内外实际研究结论[24-26]，本次评价各暴露评估参数取值见表2。

1.3.4 毒性评估

本文利用US EPA的重金属毒性评价模型和参数，对Cd的非致癌健康和致癌风险分别进行评价。Cd非致癌和致癌效应毒性参数见表3，其中非致癌效应参数为各暴露途径下重金属的参考剂量(RfDj)[27-28]。

非致癌风险水平可通过重金属日暴露量除以经口、皮肤、呼吸3种途径的慢性参考剂量来计算，其计算公式：

(7)

LI=∑LQi

(8)

式中：LI 为土壤中重金属经口、呼吸及皮肤接触3种暴露途径下非致癌总风险水平; LQi为不同摄入途径的非致癌风险水平；EDIj为平均每天不同途径的污染物摄入量，mg·(kg·d)-1；RfDj为各类途径的慢性参考剂量，mg·(kg·d)-1(见表 3) 。当LQi< 1 或LI<1时，没有显著的非致癌健康风险; 当LQi> 1 或LI> 1 时，表示有非致癌健康风险，值越大非致癌健康风险越严重。

致癌风险水平公式：

Riskois=CADDi×SFi

(9)

(10)

由于皮肤接触和从口摄入2个途径均属于慢性致癌因素，U S EPA没有给出相关参数，因此本研究仅考虑吸入途径的致癌风险。式中：CADDi为致癌重金属吸入途径的终身日平均暴露量(mg·kg-1·d-1)；Riski不同途径下致癌风险指数；(Risk)T致癌风险指数总和；CADDi为平均每天不同污染物的日摄入量，mg·(kg·d)-1；SFi为各类途径的致癌风险斜率系数，(kg·d)·mg-1(见表3)。Risk为致癌健康风险指数，通常以一定数量人口出现癌症者的个数表示。美国环保局(US EPA) 定义的致癌物质可接受风险值为一生中癌发病风险超过正常值 10-4～10-6。当Risk<1×10-6时，认为不存在致癌风险；当Risk>1×10-4时，认为存在致癌风险；当1 ×10-6≤Risk≤1×10-4时，认为致癌风险在可接受范围[29]。

表1 土壤重金属污染等级划分标准Table 1 The classification of soil heavy metal pollution

1.3.5 距离分析

根据采样点以及矿区的地理坐标，计算各个采样点到每个矿区的距离，采样点到矿区的距离定义为:

D=min{di};i=1, 2, ···, 16

式中，D为样点到矿区的距离(km)；di为样点到某一矿区距离(km)[13]。

1.3.6 缓冲区分析

缓冲区分析是用来解决邻近度问题的空间分析工具之一，用以识别某些实体或主体对邻近对象的辐射范围或影响程度。目前缓冲区分析已被广泛应用到了公共设施的服务范围、危险物资的辐射影响范围和被污染的敏感区范围等方面的研究中[30-31]。然而，利用该方法分析矿区重金属污染风险的研究还较少。本文的研究结果对其他研究学者利用该方

法分析重金属污染风险具有一定的借鉴意义。

2 结果与分析(Results and analysis)

2.1 土壤Cd含量及污染程度评价

土壤Cd和理化性质参数统计结果见表4。对比国家土壤环境质量标准( GB 15618—1995) II级标准，所有采样点土壤Cd均超标，超标率达100%。进一步将变量Cd、pH、TDS、盐度和电导率进行离差标准化，并通过Person相关分析可以进一步判断Cd与土壤理化性质的相关性(见表5)。TDS、电导率和盐度与Cd具有较高的正相关性，且盐度与土壤Cd正相关性最高，说明盐度对土壤Cd的迁移能力有促进作用，且土壤中的总Cd中有效态Cd(水溶态+可交换态)占比重较大，因此研究区土壤Cd对生物和人群的危害程度较高。

表2 暴露评估参数取值Table 2 The parameter value of exposure assessment

表3 重金属不同途径RfD和SF取值Table 3 The RfD and SF values of heavy metal by different exposure ways

表4 土壤重金属和理化性质参数统计Table 4 The statistics of heavy metal concentrations and the physical and chemical properties parameter in soil

以国家II级标准为依据，通过公式(1)、(2)分别得出研究区内108个土壤样点的地质累积指数和潜在生态危害指数(见表6)。根据表1污染等级划分标准，分析堆煤场、矿区生活区、公路、芨芨湖和雀仁乡五类区域，土壤Cd地质累积指数均大于5，处于极强污染，其强度排序为：堆煤场>公路>矿区生活区>芨芨湖>雀仁乡，研究区生态风险等级为极高，且呈现出堆煤场>公路>矿区生活区>芨芨湖>雀仁乡。

2.2 健康风险评价

2.2.1 暴露评估分析

本研究以人类活动相对密集的地区为危害暴露的敏感点(矿区生活区、堆煤场、芨芨湖和雀仁乡)进行Cd暴露量计算(其中，仅雀仁乡有儿童人口，所以只对雀仁乡进行儿童暴露评估分析)。结果表明，经口摄入的Cd量远高于经皮肤接触和呼吸吸入的Cd量(表7)。3种途径的排序为：CDI经口>CDI皮肤>CDI呼吸。其中，值得注意的是雀仁乡儿童经口摄入Cd含量高于成人，而通过皮肤接触和呼吸吸入Cd的量低于成人。总摄入量CDI总分析人暴露量，表现为堆煤场(成人)>矿区生活区(成人)>雀仁乡(儿童)>芨芨湖(成人)>雀仁乡(成人)。

表5 土壤重金属Cd浓度和理化性质相关系数Table 5 The correlation between Cd concentration and physical and chemical properties of soil

表6 土壤Cd污染评价结果Table 6 The evaluation results of soil polluted by Cd

表7 土壤Cd不同途径暴露剂量Table 7 The exposure dose of soil Cd from different ways

2.2.2 健康风险评价

根据US EPA的健康风险评价模型，本文分析了3种途径(经口、皮肤和呼吸)的暴露总风险(LQ)，非致癌总风险(LI)和致癌风险(CADD)。结果表明(见表8、9)：Cd各暴露途径(经口、皮肤和呼吸)的叠加风险均未超过1，LI表明非致癌风险控制在安全限内，且成人高于儿童；Cd在4个敏感点的致癌风险都较小，致癌暴露风险未超过限值。

LQ结果表明：儿童的非致癌效应风险高于成人，儿童的非致癌风险主要来源于经口途径，而成人则为经皮肤途径，与同类研究的结果相似[32-33]，揭示了儿童属于高危人群。因此，敏感区域应加强对煤矿区污染的防治，降低儿童经口摄入途径的接触量和成人直接皮肤接触途径机率，尤其对于矿区职工，由于其暴露量大，应加强防护措施降低矿区职工与土壤Cd的皮肤接触机率，从而降低非致癌风险。

图2 不同敏感点成人和儿童不同途径非致癌风险分布图注：LQ呼吸所占比例均不达总量的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 非致癌暴露参考剂量及暴露风险值Table 8 Reference dose and exposure risk of non carcinogenic effect

表9 呼吸途径致癌风险暴露风险值Table 9 The exposure risk value of inhale exposure way for carcinogenic effect

图3 矿区至雀仁乡缓冲区示意图注： S327是省道327线。Fig. 3 The buffer of mining area to the Queren TownNote: S327 is the Provincial Highway 327 line.

2.3 土壤Cd缓冲区分析

2.3.1 距离影响分析

上文研究结果表明，Cd污染强度表现堆煤场>公路>矿区生活区>芨芨湖>雀仁乡；暴露度和健康风险都表现堆煤场>矿区生活区 >芨芨湖>雀仁乡的结果。由此可以确定距离矿区远近对Cd污染有重要的影响。根据上文的距离定义，计算除矿区生活区和工作区以外各采样点到矿区的距离，将各点进行聚类分析，结果显示所有采样点被分成2类，第一部分(7个样点)距矿区平均距离为29.81 km，最大值为 39.84 km，最小值为19.38 km，可将其定义为远距样点；另一部分(9个样点)距矿区平均距离为5.38 km，最大值为15.74 km，最小值为1.03 km，可将其定义为近距样点。对上述分类结果进行单因素方差分析，结果表明差异显著(P<0.05)，因此判断距离因素对矿区Cd的分布起重要作用。

2.3.2 缓冲区分析

上文分析表明研究区Cd污染程度与距矿区距离相关，因此根据距离分析的结果和采样点的分布状况，以矿区为圆心，雀仁乡为边界，以10 km为间断利用缓冲区分析模型将矿区至雀仁乡方向的区域划分为4个区域(见图3)。分别将4个区域的地质累积指数、潜在生态危害指数和成人非致癌暴露风险进行评价并进行方差分析(结果见图4、5)，可知地质累积指数、潜在生态危害指数和成人非致癌暴露风险均随着距离的渐远而降低，且均在Ⅳ区域有显著降低(P<0.05)。这说明从矿区沿公路至雀仁乡方向0～30 km内均处于矿区Cd污染影响的敏感区域，而30 km以后Cd污染有明显降低。

图4 不同区域地质累积指数、潜在生态危害指数Fig. 4 Geological Accumulation Index and Potential Ecological Risk Index in different regions

图5 成人非致癌暴露风险值Fig. 5 Adult non-carcinogenic exposure risk value

3 讨论(Discussion)

3.1 Cd的来源和风险分析

研究结果表明，矿区周边土壤Cd含量远远超出新疆土壤Cd背景值，说明其来源与煤田开采有一定联系。土壤Cd含量高于疆内工业较为发达的昌吉地区和奎屯地区，且远高于受人为干扰较小的天山山地；与国内其他地区相比，明显高于新庄孜煤矿复垦区、鲁西南煤矿区和长江三角洲工业园，但是低于丹东青城子铅锌矿区(结果见表10)[28, 36-41]。本研究区内以煤炭开采、煤电和煤化工为主，再无其他工业活动，因此可推定Cd来源于当地的煤炭资源开发。这个结果与李乔等[15]的研究结果一致。分析以上结果，认为研究区煤炭开采是当地重要的Cd污染源，污染程度虽小于铅锌矿但是高于一般煤矿和工业开发区。该结论与庞文品等[34]和石占飞等[35]发现的煤矿周边土壤Cd污染来源于燃煤、采煤、运煤过程和煤矸石以及煤矿粉尘的迁移和沉降有关的结论一致。

研究结果表明土壤Cd含量与土壤盐度呈显著正相关性。前人研究结果表明随着土壤盐度的增加，土壤中Cd有效态(水溶态+可交换态)含量与土壤Cd总量的比值增加。而且盐分的增加会显著提高土壤重金属的迁移能力，特别是对于Cd和 Pb 2种元素[42-43]。因此在Cd污染防护治理方面可以考虑通过降低土壤中的盐分含量，降低Cd有效态的含量，从而降低其危害性。

3.2 Cd污染健康风险评价

本研究旨在研究煤矿开采对周边人群健康的影响，前人的研究[10-14]和本文的研究结果都显示包括研究区在内的准东地区的土壤已经受到包括Cd在内的多种重金属的污染，存在较高的生态风险。因为重金属的地累积指数和生态风险指数与人类健康风险指数存在正相关关系，所以可以推测研究区存在一定的健康风险。本文研究结果证实了这个推测。虽然本文的结果显示，研究区土壤Cd对人群健康风险水平较低，无论非致癌风险和致癌风险均属于“人体可接受风险水平”，这个结果与刘芳等[10]的研究结果一致。由于本研究只采集了一次土壤样品，不能反映土壤Cd的累积速率。因此对研究区土壤Cd健康风险的变化趋势还需进一步的监测和研究。

通过对Cd的健康风险途径分析，认为手-口是最主要的影响途径，该暴露途径是总日平均暴露量的90%以上，对儿童甚至超过了99%。上述研究结果与杨春等[45]的研究结果类似。这说明矿区人群健康暴露主要是通过手-口途径。成人通过皮肤途径摄入重金属的非致癌风险值占总非致癌风险值的90%以上，而儿童则还是以手-口途径为主，占64%，皮肤途径只占35%。研究区致癌风险处于人体可耐受的致癌风险限值以下，总体风险值不高。该结果与杨春等[44]的研究结果，经手-口摄入途径是主要非致癌和致癌风险途径，明显不同。这可能是因为两者研究对象(降尘中的重金属[44]和土壤中的重金属)不同导致的。

现有研究都没有按活动地域和年龄对接触人群分类。本研究发现距离矿区越近的人群，其健康风险越大，非致癌风险甚至能相差一个数量级。这个结果与其他研究的结论基本一致。另外，儿童的暴露风险水平相对同处一个地区的成人较高，说明儿童更易受到危害。这个结果说明需要重视对当地儿童保护。

3.3 Cd健康风险的空间分布评价

大多数有关准东地区重金属污染及风险评价的研究都借助地统计学方法对所研究重金属的污染和风险的状况做了空间分析和讨论。然而上述研究多针对广泛区域的背景调查，没有详细分析人类采矿活动对不同地区人群健康的影响。本文通过对不同地区人群健康的风险评价分析，发现与矿区的距离的远近是影响健康风险水平高低的重要因素。并且通过缓冲区分析，确定0～30 km内Cd健康风险处于敏感区域，而该距离以外Cd健康风险有明显降低。这个结果对制定Cd防护措施具可操作性和指导意义。

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

综上所述：

(1)研究区土壤Cd含量处于重度污染、高生态风险(189.47)水平。距离是影响土壤Cd分布的重要因素，土壤Cd含量排序为堆煤场>公路>矿区生活区>芨芨湖>雀仁乡。土壤Cd含量与土壤盐度有显著相关性，盐分含量能提高有效态Cd含量，促进Cd的迁移能力。

(2)土壤Cd平均每日暴露量排序为：堆煤场(成人)>矿区生活区(成人)>雀仁乡(儿童)>芨芨湖(成人)>雀仁乡(成人)，Cd污染的健康风险总体较低，不同途径的Cd每日平均暴露量排序为经口摄入>皮肤接触>呼吸吸入，儿童受Cd潜在健康风险大，经口摄入途径是导致儿童土壤重金属暴露风险的主要途径。

(3)缓冲区分析表明，矿区在沿公路向雀仁乡方向，土壤污染水平和人群健康风险有明显的空间异质性，0～30 km内属于人群健康风险的敏感区。

通讯作者简介：汪溪远(1977—), 男，环境科学(环境演变与修复)博士，讲师，主要研究方向为环境修复。

参考文献(References)：

[1] 安英莉, 戴文婷, 卞正富, 等. 煤炭全生命周期阶段划分及其环境行为评价——以徐州地区为例[J]. 中国矿业大学学报, 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赋存状态、释放规律及环境污染预测的研究[D]. 贵阳: 贵州大学, 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] 郑丹丹. 煤、石油焦气化过程中重金属的迁移转化规律研究[D]. 武汉: 华中科技大学, 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] 陈辉. 淮南顾桥采煤沉陷区土壤中镉的环境地球化学[D]. 合肥: 安徽大学, 2015: 22-23

[5] 罗海波, 刘方, 龙健, 等. 贵州山区煤矸石堆场重金属迁移对水稻土质量的影响及评价[J]. 水土保持学报, 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, 张树礼, 蔡煜, 等. 草原区露天煤矿开发对土壤环境质量的影响[J]. 露天采矿技术, 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] 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

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] 马从安, 王启瑞, 才庆祥. 大型露天煤矿重金属污染评价[J]. 矿业安全与环保, 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. 四川龙门山地区磷矿、煤矿开采对水系沉积物Cd等元素影响调查[J]. 地质科技情报, 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] 刘芳, 塔西甫拉提·特依拜, 依力亚斯江·努尔麦麦提,等. 准东露天煤田周边土壤重金属污染及潜在生态风险[J]. 生态环境学报, 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] 刘巍, 王涛, 汪君, 等. 准东煤田露天矿区降尘、土壤重金属分布特征及生态风险评价[J]. 中国矿业, 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, 古丽·加帕尔, 等. 新疆准东煤田土壤重金属来源与污染评价[J]. 中国环境科学, 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] 刘巍, 杨建军, 汪君, 等. 准东煤田露天矿区土壤重金属污染现状评价及来源分析[J]. 环境科学, 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] 高宇潇, 塔西甫拉提·特依拜, 夏楠, 等. 新疆准东五彩湾煤田区不同深度土壤重金属污染评价、来源分析与空间分布特征[J]. 中国矿业, 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] 李乔, 王淑芬, 曹有智, 等. 准东煤田周边农田土壤重金属污染生态风险评估与来源分析[J]. 农业环境科学学报, 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. 织金县煤矿区土壤-农作物重金属污染特征及农作物食用风险评价研究[D]. 贵阳: 贵州师范大学, 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] 张晓逵. 山西、河南部分煤中重金属元素的含量及其赋存形态研究[D]. 焦作: 河南理工大学, 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] 中国科学院南京土壤研究所土壤物理研究室. 土壤物理性质测定法[M]. 北京: 科学出版社, 1978: 45-78

[20] 汤洁, 陈初雨, 李海毅, 等. 大庆市建成区土壤重金属潜在生态危害和健康风险评价[J]. 地理科学, 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] 常静, 刘敏, 李先华, 等. 上海地表灰尘重金属污染的健康风险评价[J]. 中国环境科学, 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] 臧振远, 赵毅, 尉黎, 等. 北京市某废弃化工厂的人类健康风险评价[J]. 生态毒理学报, 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] 刘贤赵, 王巍, 王学山, 等. 基于缓冲区分析的城市化与地表水质关系研究——以烟台沿海区县为例[J]. 测绘科学, 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] 张文胜, 解骞, 朱冀军, 等. 城市轨道交通三维缓冲区构建方法[J]. 交通运输工程学报, 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] 方凤满, 蒋炳言, 王海东, 等. 芜湖市区地表灰尘中重金属粒径效应及其健康风险评价[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] 庞文品, 秦樊鑫, 吕亚超, 等. 贵州兴仁煤矿区农田土壤重金属化学形态及风险评估[J]. 应用生态学报, 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] 石占飞, 王力. 神木矿区土壤重金属含量特征及潜在风险评价[J]. 农业环境科学学报, 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. 鲁西南煤矿区重金属元素环境地球化学特征研究[D]. 武汉: 武汉理工大学, 2012: 33-35

[37] 孟俊. 新庄孜矿复垦区土壤重金属污染评价及植物修复潜力研究[D]. 淮南: 安徽理工大学, 2010: 55-61

[38] 石平. 辽宁省典型有色金属矿区土壤重金属污染评价及植物修复研究[D]. 沈阳: 东北大学, 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] 张兆永, 吉力力·阿不都外力, 姜逢清. 天山山地表层土壤重金属的污染评价及生态风险分析[J]. 地球科学进展, 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] 王晓军. 新疆昌吉典型地区几种土壤重金属元素含量分布及污染评价[D]. 乌鲁木齐: 新疆农业大学, 2011: 26-28

[41] 罗艳丽, 郑春霞, 蒋平安, 等. 新疆奎屯垦区土壤重金属风险评价[J]. 土壤通报, 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] 王祖伟, 弋良朋, 高文燕, 等. 碱性土壤盐化过程中阴离子对土壤中镉有效态和植物吸收镉的影响[J]. 生态学报, 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] 杨春, 塔西甫拉提·特依拜, 侯艳军, 等. 新疆准东煤田降尘重金属污染及健康风险评价[J]. 环境科学, 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)