0 引 言
随着城市化和工业化的快速发展，土壤重金属污染已成为威胁人类生存安全的重要问题，探寻土壤重金属污染原因，研究解决途径，已经成为众多学者共同关心和努力的问题[1-3]。
莲花镇位于湖南省长沙市西南部，粮食作物和矿产资源丰富。目前研究证实，长株潭城市群区域已有多地遭受较为严重的重金属污染[4-7]。莲花镇作为长沙市西南部重要的粮食生产基地和小康示范镇，探寻其重金属污染状况，防范重金属污染对莲花镇的影响，有助于保障莲花镇居民的生命和健康，营造健康美丽小镇。
当前，对土壤重金属污染的研究主要集中在土壤重金属污染风险源、生态风险评价和治理等[8-13]。生态风险评价是了解土壤重金属污染程度的重要途径[14]。目前土壤重金属评价的方法主要有3类[15]：指数法、模型法、基于GIS的评价法[16]。其中，指数法中最为常用的是地积累指数法[17]和潜在生态风险评价指数法[18]；模型法中健康风险评价模型[19,20]应用最为广泛。各种评价方法各有优缺点，且各场地在区位环境、气候特征、污染源项等诸多方面存在显著差异，运用单一评价方法进行生态风险评价具有一定的局限性[21,22]。目前，对于莲花镇土壤重金属污染研究的数据较少，未对该区域重金属污染程度及生态风险进行解析。因此，本研究选取莲花镇作为研究对象，对土壤中5种重金属元素(Hg、Cd、As、Pb、Cr)的含量进行测定，分析其来源、分布及累积的影响因素，采用综合生态风险评价法评价土壤重金属的污染程度以及对人体的健康影响，为莲花镇重金属污染控制及生态风险提供参考。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
莲花镇受长沙市区经济辐射较强，全镇已形成了规模化的建筑建材产业带、机械制造、出口加工产业带和休闲农业产业带。境内有莲花河通过，入湘江，河道长20 km。地形为低山丘陵，土壤主要是红黄泥和耕型红色土壤，土层深厚，质地适中，养分含量较高，适宜动、植物繁殖和生长。土地总面积为113.17 km2，农用地面积约为9861.99 hm2，建设用地面积为1360.67 hm2，其他土地面积为94.61 hm2。多年平均气温为16.9 ℃，无霜期平均为274 d，年平均降水量为144 mm。
1.2 样品采集与处理
1.2.1 样品采集
根据莲花镇土地利用现状、地形等情况，对镇域范围内的17个行政村进行土壤采样，确保样点覆盖每个行政村以及主要种植作物和土壤类型。利用手持GPS精确定位采样点坐标并记录土壤类型和周边环境特征，采样深度为0～20 cm，采样时间选在6月至8月，即夏收后、秋播前，以消除当季施肥造成的影响。采样点按网格布点和随机布点相结合的方式布设，每个样点的分样点不少于5个，将分样点采集的样品混合，利用四分法取舍，制成1 kg土壤样品。采集土壤样品共54个(采样点分布见图1)，研究区域北部地区为多山地形，采样困难，故样点较少。采集的土壤样品去除杂质后经风干、磨细后过60目筛，装入聚乙烯塑料袋备用。
1.2.2 样品测定与分析
采用硝酸-氢氟酸-高氯酸高温溶解土壤样品进行消解，Pb、Cd采用GB/T 23739—2009《土壤质量 有效态铅和镉的测定 原子吸收法》测定；Hg、As采用GB/T 22105—2008《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法》测定；Cr用GB/T 17137—1997《土壤质量 总铬的测定 火焰原子吸收分光光度法》测定。分析测试所用试剂均为优纯级。样品在测试的过程中均设置2个平行样进行全程质量控制，测量分析的相对标准偏差控制在10%以内。
1.3 研究方法
本文分别运用地积累指数法、潜在生态风险指数法、健康生态评价法综合评价莲花镇土壤重金属污染程度及生态风险，对比3种方法评价结果，并结合莲花镇场地实际情况以及已有研究成果，对3种方法中的参数进行了修订。
1.3.1 地积累指数法(index of geo-accumulation, Igeo)
地积累指数法为测定重金属的污染程度(表1)，其优点在于将人为干扰、地球化学背景值以及自然成岩作用引起的背景值变动等因素综合考虑。计算公式为:
(1)
式中:Ci为元素i在土壤中的实测含量，mg/kg；Bi为元素i在土壤中的地球化学背景值，mg/kg，本研究以湖南省土壤背景值为基准[23]；k为背景值变动系数，k值因各地岩石差异而不同，本研究取值为1.5。
图1 采样点位分布
Figure 1 Distribution of the sampling points
表1 地积累指数法评价重金属污染程度等级划分
Table 1 Degrees of heavy metal contamination evaluated by geo-accumulation index
地积累指数分级污染程度5
1.3.2 潜在生态风险指数法
潜在生态风险指数法是目前最为常用的评价土壤重金属污染程度的方法之一，其优点在于引入重金属毒性系数以确定土壤重金属潜在危害程度。计算公式为：
(2)
(3)
(4)
式中：
为重金属i的富集系数；
为重金属i的实测含量，
为重金属i的评价参考值,mg/kg，以湖南的土壤背景值作为参考值；
为重金属i的潜在生态风险指数；
为毒性系数，反映重金属i的毒性水平以及生物对其污染的敏感程度。上述5种重金属元素的毒性系数分别为：Hg=40，Cd=30，As=10，Pb=5，Cr=2[6]；RI为综合生态风险指数。根据长沙市重金属污染特征[6]及其他区域重金属污染实证成果[24-28]，对和RI进行校正，修正后的土壤重金属污染程度评价等级划分标准见表2。
表2 修正的潜在生态风险评价等级划分标准
Table 2 Classification criteria of the modified potential ecological hazards indices
Er单因子生态风险程度RI综合生态风险程度<30轻微生态危害<70轻微生态危害30～60中等生态危害70～140中等生态危害60～120强生态危害140～280强生态危害120～240很强生态危害≥280很强生态危害≥240极强生态危害—极强生态危害
1.3.3 健康生态评价法
1)模型选择。
采用美国环境保护局(US EPA)发布的健康风险评价模型对研究区域居民土壤重金属暴露的健康风险进行评价[19,20]。该模型对研究区域土壤中重金属元素对居民的日平均暴露剂量(ADD)计算见式(5)—(7)，终生日平均暴露剂量(LADD)计算见式(8)：
“手-口”接触摄入途径日均暴露量(ADDing):
(5)
呼吸吸入途径日均暴露量(ADDinh)：
(6)
皮肤接触途径日均暴露量(ADDderm)：
(7)
(8)
式中:ADDing、ADDinh、ADDderm为经“手-口”、呼吸、皮肤3种途径摄入的重金属日均暴露量；LADD为重金属终生日平均暴露剂量;LR为联系速率，对“手-口”接触摄入LR=IngR×CF，对于呼吸吸入LR=InhR/PER，对于皮肤接触LR=SA×SL×ABS×CF；c为重金属元素的实测浓度。参照风险评价导则(Risk Assessment Guidance for Superfund)[29]、土壤筛选指南(Soil Screening Guidance: Technical Background Document)[30]，并结合我国人群暴露健康评价的实证成果[27,31-37]，本研究对各参数取值进行了修订，详见表3。
表3 暴露健康评价模型应用参数
Table 3 Parameter values of exposure assessment models
参数意义成人取值儿童取值文献IngR摄入污染物速率/(mg/d)100200[31-37]InhR呼吸速率/(m3/d)205[31-37]CF转换系数1×10﹣61×10﹣6[31]PEF颗粒排放因子/(m3/kg)1.36×1091.36×109[31-37]EF暴露频率/(d/a)180180[31-37]ED暴露年限/a246[31-37]BW体重/kg62.715[31-37]AT(非致癌)平均暴露时间/d365×ED365×ED[31-37]AT(致癌)平均暴露时间/d365×70365×70[31-37]SA暴露皮肤面积/(cm2/d)20111078[31-37]SL皮肤黏着度/[mg/(cm2·d)]0.070.2[31-37]ABS皮肤吸收因子0.0010.001[31-33]
2)风险表征。
风险表征作为健康生态评价的最后一环，连接健康风险评价和风险决策、防范、管理[38]，计算公式如式(9)—(12)所示：
HQ=ADD/RfD(9)
HI=∑HQi(10)
Risk=LADD×CSF(11)
CR=∑Riski(12)
式中:HQ为非致癌风险商;HI为非致癌风险指数，当HI<1时，认为健康风险较小或可以忽略;当HI>1时，存在非致癌风险;当HI>10时，表明存在慢性毒性[6]；RfD为非致癌重金属不同暴露途径的参考剂量；CR为总的致癌风险，可接受范围为10-6～10-4，当CR<10-6时，认为致癌风险较小或可以忽略；当CR>10-4时，认为有极高的致癌风险；CSF为致癌斜率因子。本研究所涉及的5种重金属的RfD值和CSF值见表4[29,30]。
表4 重金属不同暴露途径参考剂量及致癌斜率因子
Table 4 Reference dose for heavy metals and slope factors for carcinogens
重金属元素CdPbCrAsHgRfDing/[mg/(kg·d)]1.00×10-33.50×10-33.00×10-33.00×10-44×10-3RfDinh/[mg/(kg·d)]1.00×10-33.52×10-32.86×10-53.01×10-4—RfDderm/[mg/(kg·d)]1.00×10-55.25×10-46.00×10-51.23×10-4—CSF/(kg·d/mg)6.3—42.015.1—
注：“—”表示无数据资料。
2 结果与分析
2.1 莲花镇土壤重金属元素含量的多元统计分析
莲花镇重金属元素含量描述性统计分析结果(表5)表明，Hg、Cd、As、Pb、Cr元素的平均含量均未超出GB 15618—1995《土壤环境质量标准》二级标准的限制值[24]。但Cd、Hg、Pb的平均值分别超出湖南省土壤背景值的3.448，1.526，1.424倍；根据 Wilding[39]的研究成果：变异系数<0.15的为小变异，0.15～0.36为中等变异，而>0.36则为高度变异。研究区域土壤中5种重金属元素的变异系数排序为Cd >Hg>As >Pb>Cr，其中Cd和Hg的变异系数均>0.36，属于高度变异，说明这2种元素空间变异显著，受人为干扰程度高。
表5 莲花镇土壤重金属描述性分析统计结果
Table 5 Descriptive statistics of heavy metals in soil samples in Lianhua Town
重金属元素范围/(mg/kg)最小值/(mg/kg)最大值/(mg/kg)平均数/(mg/kg)标准差/(mg/kg)变异系数湖南背景值/(mg/kg)GB 15618—1995二级标准/(mg/kg)Hg0.056～0.4280.056 0.428 0.137 0.071 0.519 0.090 0.300 Cd0.057～0.8230.057 0.823 0.272 0.146 0.534 0.079 0.300 As7.330～26.1007.330 26.100 12.170 3.340 0.274 14.000 30.000 Pb21.000～73.40021.000 73.400 38.454 9.336 0.243 27.000 250.000 Cr41.600～89.10041.600 89.100 66.304 9.980 0.151 67.000 150.000
通过实地调查，发现研究区域乡镇企业较多，大部分农田已被流转进行规模化的果树种植、草场种植，或是开展休闲农业产业，而规模化、专业化的农业耕作方式易造成土壤重金属的累积[40]；研究区域靠近长沙，车流密度和人流密度较大，类似环境因素可能对土壤重金属的累积产生影响，土壤中Cd、Pb的含量与道路日交通流量呈正相关[11]，Cd、Hg、Pb 的污染来源均与汽车的使用有关[36,41]。此外，Hg的超标还与其自身极易挥发的特性有关，易产生面源污染。Cd、Hg、Pb的累积主要受到人类频繁的城市活动和农业活动的影响。而As、Cr的平均值也接近于湖南省土壤背景值，说明在城市化和工业化快速发展的背景下，重金属累积日趋明显，在城市近郊区域更甚。
2.2 重金属元素的相关性分析
研究区域重金属元素之间的相关性分析(表6)结果表明，重金属元素As-Pb的Person相关系数为0.296，通过了0.05水平的检验；Cr-As的Person相关系数为0.567，通过了0.01水平的检验，说明As与Pb、Cr存在较强的相关性，可能具有相同的来源。而其他元素之间的相关性较弱，其来源途径存在较大差异。土壤pH值与Cd和Cr的正相关性达到显著水平(P<0.05)，而与Hg、Pb和As的相关性不显著。根据样本的土壤pH值，研究区域的土壤环境为酸性环境，酸性土壤能促进重金属的溶解和活化，重金属Cd、Cr在酸性环境下具有较高的溶解性[42]。此外，土壤的酸性可增强植物对重金属元素的吸收，易通过水-土-植物及食物链向人体转移，危害人类的健康[6,42]。
表6 莲花镇土壤重金属元素以及土壤酸碱性(pH)两两之间的相关系数
Table 6 Correlations matrix for the heavy metals and pH in soil samples in Lianhua Town
元素HgCdAsPbCrpHHg1Cd0.2651As0.0430.0951Pb-0.0020.0920.296*1Cr0.2130.1510.567**0.0261pH0.2340.290*0.088-0.210.296*1
注：**相关性在0.01水平上显著；*相关性在0.05水平上显著。
2.3 重金属污染评价
2.3.1 地积累指数
表7为研究区域表层土壤重金属污染地积累指数样点分级频数。可知：研究区域土壤中5种重金属污染程度顺序为Cd>Hg>Pb>As>Cr，总体处于0～3级。Cd元素接近50%的样本表现为中度污染等级，甚至个别样点已经达到中等-强度污染等级，进一步说明研究区域Cd污染程度最为严重。
表7 研究区域表层土壤重金属污染地积累指数
样点分级频数
Table 7 Distribution frequency of geo-accumulation index of heavy metal pollution in soil samples
重金属名称各级样本数比例/%0级1级2级3级4级5级6级Cd14.8129.6348.157.41000Hg61.1133.335.560000As98.151.8500000Pb74.0725.9300000Cr100000000
2.3.2 重金属潜在生态风险评价
研究区土壤重金属潜在生态风险指标指数描述性统计和样点分布频度见表8、表9。研究结果表明：研究区域综合潜在生态风险指数的最小值为67.008，最大值为377.801，平均值为182.276，达到了强生态危害等级。5种重金属元素单项生态风险指数平均值排序为Cd>Hg>As>Pb>Cr，其中 Cd和Hg的值分别为 103.446 和 61.037，处于强生态危害程度，对研究区域的潜在生态风险贡献高；As、Pb、Cr 3种元素的值均<30，对研究区域的潜在生态风险贡献较低，基本无影响。
表8 研究区域土壤重金属潜在生态风险指数
Table 8 Descriptive statistics of the potential ecological risk index of heavy metals in soil samples
项目单因子重金属污染潜在生态风险指数CdHgAsPbCr综合生态风险指数平均值103.44661.0378.6937.1211.979182.276最小值21.64624.8895.2363.8891.24267.008最大值312.532190.22218.64313.5932.660377.801标准差55.26731.6992.3851.7290.29871.109变异系数0.5340.5190.2740.2430.1510.390
表9 研究区域土壤重金属潜在生态风险指数样点分布频度
Table 9 Distribution frequency of the potential ecological risk index of heavy metals in soil samples %
单因子生态风险程度CdHgAsPbCr综合生态风险程度RI轻微生态危害5.563.70100100100轻微生态危害1.85中等生态危害55.5620.37000中等生态危害29.63强生态危害33.3344.45000强生态危害61.11很强生态危害1.8529.63000很强生态危害7.41极强生态危害01.85000极强生态危害0
由表9可知：61.11%的样本数综合生态风险程度已达到强生态危害等级，7.41%的样本数达到很强生态危害等级，研究区域表层土壤的潜在生态危害已较为严重，应引起相关职能部门的高度重视。
对地积累指数评价结果与潜在生态风险评价结果进行比较可知：2种方法评价结果基本一致，Cd和Hg是造成该区域存在生态风险的主要因子。研究区域使用过的农资品随意丢弃(如化肥袋、农药瓶、地膜等)，过量使用农药、除草剂和地膜，均可致使Cd严重超标；Hg处在中等以上生态危害等级的大部分样本周边，一般建有印刷厂、建材厂、石墨厂、耐火材料厂、机械厂等，工业三废的排放较为严重， 是Hg的主要来源，Cd和Hg重金属超标致害的主要原因也已得到普遍认可[43-46]。
2.4 健康风险评价
2.4.1 暴露模型健康评价
表10为研究区域不同途径土壤重金属非致癌风险日均暴露量。可知：儿童和成人3种途径非致癌风险日均暴露量从大到小为ADDing>ADDderm>ADDinh，“手-口”摄入是土壤重金属暴露的主要途径。儿童经“手-口”摄入、皮肤接触、呼吸吸入非致癌风险日均暴露剂量分别是成人的8.3,6.4,1.04倍，土壤重金属非致癌暴露风险对儿童的危害远大于成人。5种重金属中，非致癌土壤重金属日均暴露剂量排序为Cr>Pb>As>Cd>Hg；从暴露途径来看，5种重金属最主要的暴露途径为“手-口”接触摄入。
表10 研究区域不同途径土壤重金属非致癌风险日均暴露量
Table 10 Daily exposure doses of heavy metals in the soil samples by non-carcinogenic risk mg/(kg·d)
重金属元素儿童成人ADDingADDinhADDdermADDingADDinhADDdermHg9.03E-071.66E-129.73 E-101.08E-071.59E-121.52 E-10Cd1.79E-063.29E-121.93 E-092.14E-073.15E-123.02 E-10As8.00E-051.47E-108.63 E-089.57E-061.41E-101.35 E-08Pb2.53E-044.65E-102.73 E-073.02E-054.45E-104.26 E-08Cr4.36E-048.01E-104.70 E-075.21E-057.67E-107.34 E-08
2.4.2 风险表征健康评价
表11为研究区域不同途径土壤重金属非致癌风险指数。可知：5种重金属对儿童和成人所产生的HQ和HI均<1，说明不存在非致癌健康风险。儿童和成人经3种途径产生的非致癌风险排序结果一致，进一步证明“手-口”摄入途径是产生非致癌健康风险的主要途径。5种重金属的非致癌风险商(HQ)排序均为HQAs>HQCr>HQPb>HQCd>HQHg，As是最主要的潜在非致癌风险因子。土壤中5种重金属的HQ对非致癌风险指数(HI)的贡献率排序为As(54.05%)>Cr(30.80%)>Pb(14.70%)>Hg(0.05%)>Cd(0.40%)。可以看出: 研究区域土壤重金属元素As、Cr、Pb的非致癌健康风险贡献率远大于Hg和Cd，对于As、Cr、Pb应严格管控。
表11 研究区域不同途径土壤重金属非致癌风险指数
Table 11 The non-carcinogenic risk index of heavy metals in the soils of the study area
非致癌风险指数HgCdAsPbCrHI儿童HQing2.26E-041.79E-032.67E-017.23E-021.45E-014.86E-01HQinh—3.29E-094.88E-071.32E-072.80E-052.86E-05HQderm—1.93E-047.02E-045.20E-047.83E-039.25E-03合计2.26E-041.98E-032.68E-017.28E-021.53E-014.95E-01成人HQing2.70E-052.14E-043.19E-028.63E-031.74E-025.81E-02HQinh—3.15E-094.68E-071.26E-072.68E-052.74E-05HQderm—3.02E-051.10E-048.11E-051.22E-031.44 E-03合计2.70E-052.44E-043.20E-028.71E-031.86E-025.81E-02
注：“—”表示无数据资料。
表12为研究区域不同途径土壤重金属致癌风险指数。可知：3种暴露途径的土壤致癌重金属终生日平均暴露剂量排序为LADDing>LADDderm>LADDinh，“手-口”摄入途径是产生致癌健康风险的主要暴露途径。研究区域土壤中Cr的致癌风险指数>10-4，具有极高的致癌风险；Cd和As的致癌风险指数分别为9.02×10-6和7.99×10-6，介于10-6～10-4，处于可以接受的风险范围。
“手-口”摄入途径是产生非致癌健康风险的主要途径。目前，研究区域不存在非致癌健康风险，但对比地积累指数法和潜在生态风险指数法，Cr的致癌风险指数已达到极高风险等级，人体若暴露在该环境中，存在健康危害， Cr元素超标能够导致人体发育病变[47]，应严格管控，并采取措施进行修复。因此，运用综合的生态评价方法，可以更加全面地评价研究区域重金属污染程度及对人体的健康危害程度。此外，Cd和As的致癌风险指数虽然处于安全的临界范围，但不能忽视其产生的健康影响，湖南属于Cd、As超标程度较高的区域[7]，而且研究区域Cd超标严重。
表12 研究区域不同途径土壤重金属致癌风险指数
Table 12 The carcinogenic risk indexes of heavy metals in the soils of the study area mg/(kg·d)
致癌风险指数HgCdAsPbCrLADDing1.14E-072.27E-071.01E-053.20E-055.52E-05LADDinh6.87E-121.36E-116.09E-101.92E-093.32E-09LADDderm1.36E-102.69E-101.20E-083.80E-086.55E-08Risking—1.43E-061.53 E-04—2.32E-03Riskinh—8.58E-119.19E-09—1.39E-07Riskderm—1.69E-091.81E-07—2.75E-06CR—9.02E-067.99E-06—3.51E-02
注：“—”表示无数据资料。
3 结 论
1)研究区域土壤Cd、Hg、Pb元素的累积较为明显，平均值分别超出湖南省土壤背景值1倍以上，Cd和Pb污染程度高，Cd含量累积不仅与土壤环境的酸化有关，还受到城市近郊频繁人类活动的影响。
2)研究区域的土壤重金属污染程度处于0～3级，综合潜在生态风险指数达到强生态危害等级；污染的主要因子是Cd和Hg，处于强生态危害程度；Cd和Hg的污染必须加强关注，并采取合理的对策加以治理。
3)研究区域土壤重金属对儿童和成人所产生的非致癌健康风险较小，基本不存在。“手-口”摄入是土壤重金属暴露的主要途径，儿童的非致癌暴露剂量远大于成人。As、Cr、Pb的非致癌健康风险贡献率远大于Hg和Cd，As是最主要的潜在非致癌风险因子。
4)Cr具有极高的致癌风险，Cd和As的致癌风险指数虽然处于可以接受的风险范围，但不能忽视；Cr、As的污染有不断加剧的趋势，已成为影响人体健康的主要因子，应引起关注。
[1] 朱永官，李刚，张甘霖，等.土壤安全：从地球关键带到生态系统服务[J]. 地理学报，2015，70(12)：1859-1869.
[2] 沈仁芳，滕应.土壤安全的概念与我国的战略对策[J]. 中国科学院院刊，2015，30(4)：468-476.
[3] 赵其国，沈仁芳，滕应. 中国土壤安全“一带一路”发展战略的思考[J].生态环境学报，2016，25(3)：365-371.
[4] 杨鑫荣.长沙市莲花镇土地利用变化对全态系统服务功能的影响研究[D].长沙：湖南农业大学，2015.
[5] 吴堑虹，戴塔根，方建武，等. 长沙、株洲、湘潭三市土壤中重金属元素的来源[J].地质通报，2007，26(11)：1453-1458.
[6] 陈肖胤，王永豪. 乔口镇土壤重金属Pb、Cd潜在生态风险评价[J].湖南工业大学学报，2016，30(2)：63-67.
[7] 雷鸣，曾敏，王利红，等.湖南市场和污染区稻米中As，Pb，Cd污染及其健康风险评价[J].环境科学学报，2010，30(11)：2314-2320.
[8] 郭笑笑，刘丛强，朱兆洲，等.土壤重金属污染评价方法[J]. 生态学杂志，2011，30(5)：889-896.
[9] 张菊，陈诗越，邓焕广，等.山东省部分水岸带土壤重金属含量及污染评价[J].生态学报，2012，32(10)：3144-3153.
[10] 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，2013，32(6)：1150-1158.
[11] 吕建树，张祖陆，刘洋，等.日照市土壤重金属来源解析及环境风险评价[J].地理学报，2012，67(7)：971-984.
[12] 况琴，黄庭，向京，等. 鄂西北某农田保护区土壤重金属分布特征及生态风险评价[J].环境工程，2019，37(5)：45-49，55.
[13] 赵科理，傅伟军，戴巍，等. 浙江省典型水稻产区土壤-水稻系统重金属迁移特征及定量模型[J]. 中国生态农业学报，2016， 24(2)：226-234.
[14] 洪涛，孔祥胜，岳祥飞. 滇东南峰丛洼地土壤重金属含量、来源及潜在生态风险评价[J].环境科学，2019，40(10)：4620-4627.
[15] 秦顺超，张焕祯，郭伟，等. 土壤重金属污染评价方法研究进展[J].环境工程，2018，36(增刊)：733-737，742.
[16] 王小宇，周忠发，黄登红，等. 喀斯特山区茶园土壤重金属污染损失率模型评价研究[J].环境工程，2018，36(3)：169-175.
[17] MULLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. Geojournal, 1969, 2(3)：108-118.
[18] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control: a sedimentological approach[J].Water Research, 1980, 14(8): 975-1001.
[19] USEPA. Environmental Protection Agency. Exposure Factors Handbook[M]. Washington，DC: National Center for Environmental Assessment Office of Research and Development, 1997: 1-290.
[20] USEPA. Exposure Factors Handbook:2011 Edition[M]. Washington，DC: National Center for Environmental Assessment Office of Research and Development, 2011.
[21] 金艳，何德文，柴立元，等.重金属污染评价研究进展[J].有色金属工程，2007，59(2)：100-104.
[22] 吕悦风，孙 华.浙北某县域耕地土壤重金属空间分异特征、污染评价及来源分析[J].农业环境科学学报，2019，38(1)：95-102.
[23] 潘佑民，杨国治.湖南土壤背景值及研究[M].北京：中国环境科学出版社，1988.
[24] 国家环境保护局，国家技术监督局. GB 15618—1995土壤环境质量标准[M].北京：中国标准出版社，1995.
[25] 李一蒙，马建华，刘德新，等.开封城市土壤重金属污染及潜在生态风险评价[J].环境科学，2015，36(3)：1037-1044.
[26] 马建华，王晓云，侯千，等.某城市幼儿园地表灰尘重金属污染及潜在生态风险[J].地理研究，2011，30(3)：486-495.
[27] 刘梦梅，王利军，王丽，等.西安市不同功能区土壤重金属含量及生态健康风险评价[J].土壤通报，2018，49(1)：167-175.
[28] 徐争启，倪师军，庹先国，等.潜在生态危害指数法评价中重金属毒性系数计算[J].环境科学与技术，2008，31(2)：112-115.
[29] USEPA. Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume Ⅲ-Part A, Process for Conducting Probabilistic Risk Assessment[R]. USEPA, Washington, DC, EPA/540/R-02/002, 2001: 1-204.
[30] USEPA. Supplemental Guidance for Developing Soil Screening Levels for Superfund Sites[M]. Washington，DC: National Center for Environmental Assessment Office of Research and Development, 2002.
[31] 环境保护部.中国人群暴露参数手册(成人卷)[M].北京：中国环境科学出版社，2013.
[32] 环境保护部.中国人群暴露参数手册(儿童卷0～5岁)[M].北京：中国环境出版社，2016.
[33] 环境保护部.中国人群暴露参数手册(儿童卷6～17岁)[M].北京：中国环境出版社，2016.
[34] 王永晓，曹红英，邓雅佳，等.大气颗粒物及降尘中重金属的分布特征与人体健康风险评价[J].环境科学，2017，38(9)：3575-3584.
[35] 陈莹，孙璐，云中来，等.西安市城市道路灰尘重金属污染及健康风险评价[J].安全与环境学报，2016，16(2)：370-376.
[36] 阿吉古丽·马木提，麦麦提吐尔逊·艾则孜，艾尼瓦尔·买买提.新疆喀什市城乡交错带耕地土壤重金属污染风险评价[J].环境工程，2018，36(4)：160-164.
[37] 冯乙晴，刘灵飞，肖辉林，等. 深圳市典型工业区土壤重金属污染特征及健康风险评价[J].生态环境学报，2017，26(6)：1051-1058.
[38] 毛小苓，刘阳生.国内外环境风险评价研究进展[J].应用基础与工程科学学报，2003，11(3)：266-272.
[39] WILDING L P. Spatial variability: its documentation, accommodation and implication to soil surveys[A]. In: Nielsen D R, Bouma J (Eds.). Soil Spatial Variability[M]. Wageningen: PUDOC Publishers, 1985.166-194.
[40] 李立.传统农区不同种植模式对土壤重金属污染的影响[J].生态环境学报，2012，21(10)：1756-1762.
[41] 李霞，张慧鸣，徐震，等.农田 Cd和Hg污染的来源解析与风险评价研究[J].农业环境科学学报，2016，35(7)：1314-1320.
[42] 王存龙，曾宪东，刘华峰，等.烟台市土壤环境质量现状及重金属元素分布迁移规律[J].中国地质，2015，42(1)：317-330.
[43] 肖武，隋涛，王鑫，等.巢湖流域典型农田土壤重金属污染评价与地理探测分析[J].农业机械学报，2018，49(7)：144-152.
[44] 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，2013，32(6)：1150-1158.
[45] 王丹丹，郑庆荣，侯艳军，等.五台山北麓土壤重金属含量的空间分布与污染评价[J].环境工程，2018，36(3)：164-168.
[46] 范明毅，杨皓，黄先飞，等.典型山区燃煤型电厂周边土壤重金属形态特征及污染评价[J].中国环境科学，2016，36(8)：2425-2436.
[47] ELIZABETH A J, JONATHAN W, GLENN E R, et al. Metal exposures in an inner-city neonatal population[J]. Environment International，2010，36(7): 649-654.