Characteristics and health risk assessment of heavy metals in soil-rice system in the Ganzhou area, Jiangxi Province
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摘要:
为研究江西省赣州市主要耕作区土壤-水稻系统中重金属的含量及人体健康风险，系统采集了赣州市主要耕作区水稻及根系土样品954组，分析了水稻籽实和根系土中Cd、Cr、Hg和Pb的含量及根系土pH值，利用美国环保署（USEPA）推荐的健康风险评估模型进行健康风险评价。研究表明：随着土壤pH值升高，水稻籽实中各重金属元素超标率逐渐降低，其中Cd是土壤和水稻中最主要的污染元素；在土壤-水稻系统中，Cd的迁移能力和土壤pH值是决定水稻籽实重金属是否超标的主要因素。健康风险评价结果显示，研究区重金属总非致癌风险指数HI < 1，说明几乎不存在由食用水稻得慢性疾病的风险。致癌健康风险值为7.10×10-3，Cd是最主要的致癌风险因子，Cr和Pb致癌风险属于可接受范围。基于行政单元的人体健康风险区划表明，上犹县、兴国县和南康区存在一定的风险，虽然重金属没有出现显著超标，但是有关部门应对水稻及根系土中Cd元素含量予以重视，将Cd元素作为赣州市土壤重金属污染防控工作中优先控制的重金属。
Abstract:Total 954 pairs of rice grain and soil samples were collected to investigate the distribution of heavy metals in the soil-rice system and their human health risk in Ganzhou City.The contents of Cd, Cr, Hg and Pb in rice seeds and root soil and the pH value of root soil were analyzed, and the health risk assessment model derived by USEPA was used to evaluate health risk caused by heavy metals.The results show that exceedance rate of heavy metals in rice decreases with the increase of soil pH; Cd is the most severely contaminated metal; and migration ability of Cd and soil pH value are the main factors that determined whether heavy metals in rice grains exceed the standard.The results of health risk assessment show that the total non-carcinogenic risk index(HI) of heavy metals is less than 1, indicating that there is almost no risk of chronic diseases from ingesting rice.The carcinogenic health risk value is 7.10×10-3; Cd is the most important carcinogenic risk factor; and Cr and Pb carcinogenic risk is within the acceptable range.According to the human health risk zoning, there are risks in Shangyou, Xingguo and Nankang, which is worth paying more attention.Although heavy metals do not exceed the standard significantly, the relevant authorities should take exceedance of Cd seriously, and should take Cd as the priority in the prevention and control of heavy metal pollution in the soil of Ganzhou City.
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铁氧化物铜金（IOCG）矿化最早由Hitzman等[1]提出。自1975年发现了奥林匹克坝铜-铀-金（-稀土）矿床以来，该类型矿化一直是主要的勘探对象。尽管如此，少量以金或铜为主的大型IOCG矿床的发现表明，该种矿化作用的定义很难完善。因为大多数早期定义的IOCG体系（如南澳大利亚Gawler地块、昆士兰Eastern Mount Isa地块和北Fennoscandinavian地盾）的时代都为元古宙，所以最初认为该类型的矿化仅限于元古宙[1]。然而，安第斯中部造山带，特别是智利北部及秘鲁中—南部Cordillera de la Costa地区出现的侏罗纪和白垩纪火山弧，目前被认为是IOCG矿化富集区。但是，大量被Sillitoe[2]和其他学者定义为IOCG的矿床在勘探后只发现了磁铁矿和微量硫化物组分，智利的La Candelaria-Punta del Cobre[3]和Mantoverde[4-5]地区，秘鲁较小的Raúl-Condestable矿床[6]，智利的Panulcillo矿床[7]，以及大量的脉体产生了大量的铜，只有La Candelaria-Punta del Cobre和Raúl-Condestable是金的重要源区。在安第斯山脉，Mantos Blancos和其他被称为席状、层控或角砾岩型的铜金矿床只含少量赤铁矿[8]，成因上可能与氧化铁富集的IOCG体系有关[9]，因为它们在局部地区是并列出现的[10]。
目前对于IOCG矿床的一个重要问题是成矿流体来源问题，目前成矿物质来源仍有较大争论。一般认为有3种可能的成矿流体来源：第一种是大气降水；第二种是岩浆水；第三种是大气降水和岩浆水的混合来源。目前来说，究竟哪种成矿流体来源更有说服力还很难下结论。
对秘鲁阿雷基帕省阿蒂科地区IOCG矿床其成矿流体来源的研究较少。本文通过对该区IOCG型矿床的流体包裹体进行系统测温和氢、氧同位素分析，探讨其成矿流体特征及成因。
1. 区域地质背景
研究区属于安第斯成矿带。自晚三叠世开始，劳伦古陆、冈瓦纳大陆、西伯利亚和巴塔哥尼亚聚合的潘基亚（Pangea）超大陆发生裂解，导致南美大陆的独立。随着大西洋的逐渐打开，南美大陆向西漂移。太平洋纳斯卡板块向南美板块俯冲，使安第斯带转化成活动大陆边缘。强烈的挤压分别发生于晚侏罗世、早白垩世末和晚白垩世末，形成强烈褶皱和逆冲断层，岩浆活动主要以侵入作用为主。新生代纳斯卡板块继续向南美板块俯冲，但倾角逐渐变缓，相应地岩浆-火山活动前锋由沿海向东发展，岩浆酸度和碱度随之增加。整体上，安第斯带形成于挤压环境，这个时期安第斯带急剧上升，为断裂和强烈火山活动时期，其间发育了山间盆地和大陆边缘盆地。始新世—早渐新世构造活动达到顶峰。晚中新世—晚上新世盆地消失，安第斯山链开始具有现代地貌的雏形。板块之间的俯冲碰撞作用使陆缘遭受强烈构造变形，形成了褶皱山系，并导致南美大陆向西增生，形成增生型大陆边缘。伴随着俯冲作用，产生强烈而广泛的中酸性岩浆-火山活动，同时，也为铜、铁、金、多金属矿化，创造良好的成矿构造环境。
安第斯成矿带是在南美大陆边缘，由于太平洋板块向南美板块俯冲碰撞而增生形成的复杂火山-岩浆岩带。在成矿带内，前寒武纪—新生代，各时代地层在不同地段均有出露，其中，前寒武系—古生界构成安第斯成矿带的基底，中生界—新近系以火山岩和火山碎屑岩为主，在区内广泛发育，成为安第斯成矿带的主体。
安第斯成矿带岩浆活动十分强烈，前寒武纪—新生代，几乎各个时代都有岩浆活动出现。尤其是中—新生代以来，由于受太平洋板块向南美板块俯冲的影响，岩浆活动尤为强烈，构成了世界著名的火山-岩浆岩带，同时也为铜、金、铁、多金属矿的形成提供了良好的成矿条件，造就了世界著名的铜、金、多金属成矿带。
大体上可将安第斯成矿带的岩浆活动分为4期，即前寒武纪、早古生代、晚古生代和中—新生代。
2. 矿区地质特征
研究区位于秘鲁中南部沿海中侏罗世—早白垩世铜-铁-金成矿带内，进一步由海岸到安第斯山腹地依次为海岸岩基中的中低温热液型金矿带和秘鲁南部古新世斑岩铜矿带，其分界线大致在工作区北部内缘。该带是近几年来找矿取得明显进展的一个重要的成矿带，在矿床类型上的突破，包括发现铁氧化物铜金矿床等新类型。
区内基底岩石主要由一套片岩、角闪岩、片麻岩等构成，后期有碱性花岗岩侵入体，其中伴有少量的基性和超基性侵入体，可分解为片岩和花岗质片麻岩两大单元，其间被韧性剪切带分割。基底岩石的表壳岩系（片岩单元）的时代为古元古代，其中的深成岩侵入体时代为新元古代。古生代地层主要由灰色和黑色炭质页岩夹灰色砂岩、石英砂岩、灰绿色砂岩夹页岩、石灰岩等组成；中生代地层主要以侏罗纪火山岩和白垩纪安山岩为代表，由海相火山-沉积层序组成；新生代地层在区内分布广泛，主要由灰色-棕色似凝灰岩的砂岩、长石砂岩、厚层状粗砾岩、砾岩与粗砂岩、含砾砂岩互层、流纹质及英安质凝灰岩、灰白色晶屑凝灰岩、熔结凝灰岩及凝灰质砂岩组成（图 1）。
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图 1 秘鲁阿雷基帕省阿蒂科地区地质简图（据参考文献[11]修改）Figure 1. Geological sketch map of Atico district, Arequipa, Peru区内岩浆岩主要为古元古代闪长质和花岗质片麻岩、黑云闪长质片麻岩，古生代片麻状红色正长花岗岩和片麻状闪长岩、肉红色中粗粒花岗岩，中生代早中侏世辉长岩-闪长岩-二长岩-花岗闪长岩序列，晚侏罗世—早白垩世二长岩闪长岩-英云闪长岩-石英闪长岩-花岗闪长岩-花岗岩序列和白垩纪闪长岩-石英闪长岩-花岗闪长岩-花岗岩序列组成。
全区可分出3个构造层：古中元古界构造层，主要表现为大规模的韧性剪切带；晚古生界构造层，为等斜褶皱和推覆构造、压性断层带；新生界构造层表现为向斜构造和隆升构造。
铜金矿化产于花岗闪长岩岩体或安山岩中，胶状孔雀石产于花岗闪长岩体内部，也有部分矿化产于花岗闪长岩及安山岩裂隙中，岩体绿帘石化强烈，并见少量黄铁矿化。
产于花岗岩与古生代地层接触带的该类矿化点主要分布于工作区南部边缘。
IOCG矿床产于白垩纪二长花岗岩与石炭纪砂岩接触带处，因山高坡陡、山坡被小石块覆盖，仅有小片露头可供观察。矿区东部为灰色砂岩，中粗粒结构；西部为二长花岗岩，肉红色，中粒结构，主要矿物成分为钾长石、斜长石、石英等。
铜矿化主要产于二长花岗岩与沉积岩接触带和安山岩与二长花岗岩接触带。矿化沿接触界线延伸，矿石矿物主要为铜兰、孔雀石、少量辉铜矿等，脉石矿物为钾长石、斜长石、石英等。矿石矿物一般沿岩石表面和裂隙分布，是由含矿热液与围岩接触交代形成的铜矿化，经地表氧化形成部分氧化矿物。
矿区西南部山沟中，有许多铜铁矿转石，为中细粒砂岩，其矿化后呈红褐色。该岩石质地坚硬，部分岩石中可见镜铁矿晶体，颗粒较大，大者达3cm，呈鳞片状、团块状出现。沿裂隙有少量铜兰充填，在村民所采矿石中可见整体为铜兰的矿石。
地表发现的钠化、钾化等围岩蚀变较少，但发育大量镜铁矿化，研究表明，浅部发育矿化热液角砾和/或磁铁矿被交代而形成的大量镜铁矿时，指示深部可能存在IOCG矿床。
图 2-A、B分别为矿区含铜金矿化石英脉矿块和含金矿化石英脉露头现场照片。由图 2可见，含铜金矿化石英脉，因地表氧化呈现较强烈的孔雀石化；含金矿化石英脉则遭受较强烈的褐铁矿化。
3. 流体包裹体研究
3.1 样品采集与流体包裹体特征
本次流体包裹体样品主要采自研究区的不同层位、不同标高或深度的含矿石英脉。从每个样品中挑选出40g石英单矿物，进行流体包裹体氢、氧同位素分析。
含矿石英脉的石英中包裹体极发育，主要为成群分布，部分为带状分布，其中以透明无色的纯液体包裹体及无色-灰色、气相百分数为15%~35%的富液相包裹体为主，局部视域内见少量深灰色气体包裹体，个别视域内见少量呈无色-灰色的含子矿物富液相包裹体及无色-浅灰色的H2O-CO2三相包裹体（图 3）。
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图 3 石英中流体包裹体显微照片A—含铜金矿化的石英脉富液相原生流体包裹体；B—含金矿化的石英脉富液相原生流体包裹体；C—含液体CO2、液体NaCl及气体的三相原生流体包裹体；D—含子矿物的富液相原生流体包裹体。L—液体；V—气体；S—固体Figure 3. Photomicrographs of fluid inclusions in quartz3.2 流体包裹体特征微热显微测温与盐度分析
流体包裹体均一温度和冰点测定是使用核工业北京地质研究院分析测试研究中心的LINKAM THMS600型冷热台进行的。该热台的测温范围为-196~600℃，测温精度为0.1℃。显微测温数据见表 1。
表 1 阿蒂科IOCG矿床含矿石英脉中流体包裹体显微测温数据Table 1. Microthermometric measurement data for primary fluid inclusions in quartz from the Atico IOCG ore deposit样品号 样品类型 包裹体类型 大小/μm 气液比/% 均一温度/℃ 盐度/%NaCl 最小值 最大值 所测包裹体个数 最小值 最大值 所测包裹体个数 D4120-2-1 早期成矿阶段含铜金石英脉 富含液相包裹体 5~30 10~20 142 319 31 4.03 19.84 31 D4120-2-2 5~23 15~20 176 321 28 5.41 8.14 28 D4120-2-3 5~22 5~15 146 321 28 4.18 23.05 26 D1108-2-1 晚期成矿阶段含金石英脉 5~17 10~30 187 337 27 4.8 10.49 26 D1108-2-2 3~11 15~30 160 389 21 5.33 23.18 17 D1108-2-3 3~18 15~30 170 271 32 6.45 17.48 28 D1109-2-1 3~14 15~30 140 234 32 7.86 23.18 25 D1109-2-2 3~14 10~20 130 228 34 7.73 23.18 29 D1109-2-3 3~14 10~20 154 261 35 2.2 23.18 33 D1111-2-1 3~11 10~20 122 198 24 23.05 23.18 18 D1111-2-2 3~11 10~20 110 219 24 5.56 23.18 21 D1111-2-3 4~15 10~20 107 169 26 20.52 23.18 21 D1111-4-2 4~28 10~20 110 271 27 4.69 23.11 21 含铜金石英脉的流体包裹体均一温度为142~321℃，且均一温度数据呈较好的近似正态分布（图 4-A）。盐度为4.03%~23.05%NaCl，盐度数据总体不呈正态分布，且盐度较低，主要集中于0~10%NaCl之间（图 4-B）。含金石英脉的流体包裹体均一温度为107~389℃，且均一温度数据呈近似正态分布（图 4-C）。盐度为2.2%~23.18%NaCl，盐度数据总体不呈正态分布，且盐度较低，主要集中于5%~10%NaCl和20%~30%NaCl之间（图 4-D）。
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图 4 原生流体包裹体显微测温数据直方图A—含铜金石英脉流体包裹体均一温度直方图；B—含铜金石英脉流体包裹体盐度直方图；C—含金石英脉流体包裹体均一温度直方图；D—含金石英脉流体包裹体盐度直方图Figure 4. Histograms of microthermometric measurements of primary fluid inclusions其中，无色-灰色的含子矿物富液相包裹体未测到其均一温度。
从图 5可以看出，早期铜金成矿期，成矿流体均一温度较高，盐度较低；到晚期金成矿期，成矿流体均一温度降低，盐度升高。
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图 5 流体包裹体的温度-盐度关系A—含铜金石英脉流体包裹体均一温度盐度散点图；B—含金石英脉流体包裹体均一温度盐度散点图Figure 5. Salinity versus trapping temperature for the fluids inclusions3.3 流体包裹体氢氧同位素分析
不同来源的流体具有不同的氢、氧同位素组成。近年来研究证实，水-岩反应是热液矿床形成的重要机制之一，因此，可利用氢氧同位素组成研究水-岩交换过程。
IOCG矿床氢、氧同位素研究样品共计6件（石英，均取自含矿石英脉）。样品主要采自秘鲁阿雷基帕省阿蒂科地区的矿床中。其数据列于表 2。在双目显微镜下挑出石英单矿物，再送到中国地质科学院矿产资源研究所同位素实验室进行测试。
表 2 石英中流体包裹体的δDV-SMOW和δ18OH2O数据Table 2. δDV-SMOW and δ18OH2O data for fluid inclusions in quartz样品编号 寄主矿物 δDV-SMOW/‰ δ18OH2O/‰ D4120-2 石英 -83 12.2 D1108-2 石英 -103 13.7 D1109-2 石英 -88 12.4 D1110-2 石英 -90 12.8 D1110-4 石英 -82 12.5 D1111-2 石英 -79 11.5 IOCG矿床含矿石英脉的石英氢、氧同位素分析结果见表 2。矿区石英中流体包裹体的δDV-SMOW‰为-79‰~-103‰（主要集中在-82‰~-90‰）；δ18OH2O‰值为11.5‰~13.7‰（主要集中在12.2‰~12.8‰之间）。
在δDV-SMOW‰和δ18OH2O‰相关图（图 6）上，矿床的投影点均位于雨水线右侧的大气降水区，总体为大气降水的单一来源。
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图 6 流体包裹体δDV-SMOW和δ18OH2O的组成关系图（底图据参考文献[12]修改）Figure 6. δDV-SMOW versus δ18OH2O of the fluids inclusions4. 讨论
笔者认为，阿蒂科IOCG矿床石英中流体包裹体的均一温度较低且具近似正态分布，盐度不呈正态分布且较低，石英中流体包裹体氢、氧同位素组成靠近雨水线，说明矿床的成矿流体更可能是大气降水的单一来源。
从本次测温结果看，流体包裹体盐度与均一温度总体上都偏低，证实阿蒂科成矿热液属于中低温、中低含盐度的溶液。矿床的主要矿源岩可能为含金量较高的花岗闪长岩或安山岩，由于区域韧性剪切作用，岩石、矿物发生细粒化，形成具有较高孔隙度和渗透率的碎裂岩，这既有利于其中金的活化转移，又有利于液体的渗透活动。在成矿早期，温度较高的含CO2深部热液将金属元素向浅部运移，随着温度和压力的降低，加上CO2的逃逸，成矿溶液盐度升高导致过饱和，铜、金与黄铁矿等硫化物沉淀下来形成矿床，呈现出从早期铜金成矿期到晚期金的成矿期，流体以盐度升高、温度降低的连续演化特点。
对阿蒂科地区含矿石英脉流体包裹体的氢、氧同位素分析显示，δ18OH2O值为11.5‰~13.7‰，位于或接近大气降水的氧同位素范围；而δDV-SMOW值较低，介于-103‰~-79‰之间，致使在δDV-SMOW和δ18OH2O的组成关系图（图 6）上，样品的6个投影点接近或位于大气降水的范围。氧同位素分析结果表明，流体的来源主要为大气降水。同时考虑该矿的容矿岩石中含有一定数量的有机沉积物，成矿流体与有机沉积物发生同位素交换，导致了δDV-SMOW的下降。
结合前文所述流体包裹体显微测温结果，推断阿蒂科IOCG矿床的成矿流体主要来源于大气降水，并曾与有机沉积物发生同位素交换。本区的金主要相对富集于花岗闪长岩岩体或安山岩内、花岗闪长岩及安山岩裂隙中，以及花岗岩与古生代地层接触带内，韧性剪切带控制矿带的分布，正断层带交会部位控制矿床的分布，而更次一级的断裂，以及层间滑脱构造和破碎带则控制矿体的分布。
5. 结论
（1）阿蒂科IOCG矿矿化石英脉中的流体包裹体主要为CO2-H2O型，成矿流体具有富CO2、中低温（150~200℃）、低盐度（0~10%NaCl）的特征。
（2）氢、氧同位素组成投影点靠近雨水线，显示阿蒂科IOCG型矿床成矿流体主要为大气降水流体。阿蒂科铜金矿床符合IOCG矿床的成矿特点，属于IOCG矿床。
致谢: 感谢项目组所有成员对本项目工作的付出，感谢审稿专家提出的宝贵意见。 -
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图 2 研究区土壤中重金属元素含量和pH值分级图
Figure 2. Metal concentrations in paddy soil and soil pH grading of different study area
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图 3 土壤-水稻系统中Cd富集系数和超标情况与土壤pH值关系
Figure 3. Relationship of Cd enrichment coefficient in paddy soil-rice system with pH
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图 4 研究区水稻籽实中重金属元素含量分级图
Figure 4. Heavy metal concentration grading of rice grains in different study area
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图 5 赣州市不同地区重金属元素富集系数示意图
Figure 5. Enrichment coefficient of heavy metals in different areas of Ganzhou City
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图 6 土壤-水稻系统中重金属元素富集系数与土壤pH值关系
Figure 6. Relationship of heavy metal enrichment coefficient in paddy soil-rice system with pH
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图 7 赣州市不同地区非致癌风险和致癌健康风险
Figure 7. Non-carcinogenic risks and carcinogenic health risks in different areas of Ganzhou City
表 1 指标的分析方法及检出限
Table 1 The analysis method and detection limit of the index
类型 元素 分析方法 检出限 类型 元素 分析方法 检出限 Cd ICP-MS 0.03 Cd ICP-MS 0.03 Hg AFS 0.0005 Hg AFS 0.005 土壤 Cr ICP-MS 5 水稻籽实 Cr ICP-MS 0.5 Pb XRF 2 Pb XRF 0.1 pH ISE 0.1** 注：“ ** ”为无量纲，其他元素单位为mg/kg；AFS—原子荧光光谱法；ICP-MS—等离子体质谱法；XRF—X射线荧光光谱法；ISE—离子选择性电极法 
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表 2 土壤中重金属元素含量特征
Table 2 Descriptive basic statistics of metal concentrations in paddy soil
元素 算术平均值 最小值 最大值 标准偏差 CV/% 中国土壤背景值[21] 评价标准③ pH≤5 5.5＜pH≤6.5 6.5＜pH≤7.5 pH＞7.5 Cd 0.194 0.004 4.040 0.21 106.47 0.097 0.3 0.4 0.6 0.5 Cr 53.20 7.92 269.00 25.10 47.18 61 250 250 300 350 Hg 0.12 0.01 1.19 0.08 66.94 0.065 0.5 0.5 0.6 1 Pb 44.36 8.10 335.50 25.22 56.86 26 80 100 140 240 pH 5.32 4.30 7.95 0.49 9.13 6.7
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表 3 水稻籽实中各重金属元素含量
Table 3 Statistics of metal concentrations in rice grains
mg/kg 元素 Cd Cr Hg Pb 平均值 0.079 0.297 0.006 0.058 最小值 0.002 0.080 0.0002 0.005 最大值 1.660 3.470 0.316 0.860 标准偏差 0.12 0.33 0.01 0.06 CV/% 155.33 112.43 228.25 98.20 最高允许界限值④ 0.2 1.0 0.02 0.2
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表 4 土壤重金属对人体的日摄入量、非致癌风险和致癌健康风险
Table 4 Daily intake, non-carcinogenic risk and carcinogenic health risk of soil heavy metals
非致癌风险指数 致癌风险指数 元素 范围 平均值 元素 范围 平均值 HQ-Cd 0.010623~ 8.817490 0.420475 RISK-Cd 0.16×10-3~ 1.32×10-1 6.31×10-3 HQ-Cr 0.000283~ 0.012289 0.00105 RISK-Cr 2.12×10-4~ 9.22×10-3 7.89×10-4 HQ-Hg 0.003541~ 5.595034 0.109075 RISK-Hg - - HQ-Pb 0.006082~ 1.142024 0.076431 RISK-Pb 2.07×10-7~ 3.88×10-6 2.60×10-6 HI 0.056648~ 8.938562 0.060703 TRISK 4.75×10-4~ 1.34×10-1 7.10×10-3
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张迪, 周明忠, 熊康宁, 等. 遵义松林Ni-Mo矿区土壤Cu、Zn污染及农作物健康风险评价[J]. 地球与环境, 2018, 46(6): 581-589. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DZDQ201806010.htm 高健翁, 龚晶晶, 杨剑洲, 等. 海南岛琼中黎母山-湾岭地区土壤重金属元素分布特征及生态风险评价[J]. 地质通报, 2021, 40(5): 807-816. http://dzhtb.cgs.cn/gbc/ch/reader/view_abstract.aspx?file_no=20210515&flag=1 Gu Q, Yang Z, Yu T, et al. From soil to rice-a typical study of transfer and bioaccumulation of heavy metals in China[J]. Acta Agriculturae Scandinavica, Section B-Soil & Plant Science, 2018, 68(7): 631-642. http://www.onacademic.com/detail/journal_1000040333037610_a5ba.html
Guan X, Sun L N. Current situation and the harm of soil heavy metal pollution and food safety[J]. Applied Mechanics and Materials, 2014, 675/677: 612-614. doi: 10.4028/www.scientific.net/AMM.675-677.612
郄海满, 文帮勇, 王继强, 等. 江西赣州梓山地区富硒土壤重金属元素安全性评价[J]. 华东地质, 2017, 38(3): 234-240. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HSDZ201703011.htm 徐友宁, 张江华, 柯海玲, 等. 某金矿区农田土壤重金属污染的人体健康风险[J]. 地质通报, 2014, 33(8): 1239-1252. doi: 10.3969/j.issn.1671-2552.2014.08.020 文帮勇, 黄锦, 张涛亮, 等. 赣南大余地区农田土壤As、Cd元素化学形态含量分析[J]. 华东地质, 2015, 36(4): 298-305. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HSDZ201504010.htm Farrow E M, Wang J M, Burken J G, et al. Reducing arsenic accumulation in rice grain through iron oxide amendment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 118: 55-61. doi: 10.1016/j.ecoenv.2015.04.014
齐雁冰, 黄标, 杨玉峰, 等. 苏州市不同区域水稻籽实重金属积累特征与健康风险评价[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(4): 659-665. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-NHBH201004012.htm 王运, 邹勇军, 王鹤, 等. 江西信丰油山地区土壤硒及重金属元素地球化学特征[J]. 华东地质, 2019, 40(2): 152-160. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HSDZ201902009.htm Moon C S, Zhang Z W, Shimbo S, et al. Dietary intake of cadmium and lead among the general population in Korea[J]. Environmental Research, 1995, 71(1): 46-54. doi: 10.1006/enrs.1995.1066
US EPA. Risk Assessment Guidance for Superfund Volume Ⅰ: Human Health Evaluation Manual Supplemental Guidance[M]. Washington DC, 1989.
US EPA. Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume Ⅲ-Part A, Process for Conducting Probabilistic Risk Assessment[M]. Washington DC, 2001.
US EPA. Supplemental Guidance for Developing Soil Screening Levels for Superfund Sites[M]. Washington, DC, 2002.
US EPA, Exposure Factors Handbook(2011 edition)[M]. Washington, DC, 2011.
薛强, 赵元艺, 张佳文, 等. 基于农作物食用安全的土壤重金属风险阈值[J]. 地质通报, 2014, 33(8): 1132-1139. doi: 10.3969/j.issn.1671-2552.2014.08.006 Gu Q B, Yu T, Yang Z F, et al. Prediction and risk assessment of five heavy metals in maize and peanut: A case study of Guangxi, China[J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2019, 70: 103199. doi: 10.1016/j.etap.2019.103199
Mao C P, Song Y X, Chen L X, et al. Human health risks of heavy metals in paddy rice based on transfer characteristics of heavy metals from soil to rice[J]. Catena, 2019, 175: 339-348. doi: 10.1016/j.catena.2018.12.029
USEPA. Integrated Risk Information System(IRIS)[DB/OL]. Washington, DC, USA. https://www.epa.gov/iris, 2016.
宗庆霞, 窦磊, 侯青叶, 等. 基于土地利用类型的土壤重金属区域生态风险评价: 以珠江三角洲经济区为例[J]. 地球科学进展, 2017, 32(8): 875-884. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DXJZ201708012.htm 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990. 宋波, 王佛鹏, 周浪, 等. 广西高镉异常区水田土壤Cd含量特征及生态风险评价[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2443-2452. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HJKZ201905053.htm 王锐, 胡小兰, 张永文, 等. 重庆市主要农耕区土壤Cd生物有效性及影响因素[J]. 环境科学, 2020, 41(4): 355-361. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HJKZ202004045.htm 敖明, 柴冠群, 刘桂华, 等. 水稻对镉的吸收与转运规律研究进展[J]. 南方农业, 2018, 12(24): 127-128, 131. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-NFNY201824069.htm Hu W Y, Chen Y, Huang B, et al. Health risk assessment of heavy metals in soils and vegetables from a typical greenhouse vegetable production system in China[J]. Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal, 2014, 20: 1264-1280. doi: 10.1080/10807039.2013.831267
Zheng N, Wang Q, Zheng D M. Health risk of Hg, Pb, Cd, Zn, and Cu to theinhabitants around Huludao Zinc Plant in China via consumption of vegetables[J]. Science of The Total Environment, 2007, 383(1/3): 81-89. http://qnnkxjj.cast.org.cn/uploadfile/jiangxiang/2015Aug17/1439790819750.pdf
中华人民共和国国土资源部. 中国人民共和国地质矿产行业标准多目标区域地球化学调查规范(1: 250000) (DZ /T0258—2014). 2014. 中国地质调查局. 中国地质调查局地质调查技术标准生态地球化学评价样品分析技术要求(试行) (DD2005—03). 2005. 生态环保部中华人民共和国国家市场监督管理总局. 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行) (GB 15618—2018). 2018. 中华人民共和国国家卫生和计划生育委员会国家食品药品监督管理总局. 食品安全国家标准食品中污染物限量(GB 2762—2017). 2017.
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