2017, Vol. 37
[PDF全文]
重金属具有生物毒性大、难降解性和生物富集性等特点, 是一颗“化学定时炸弹”, 其污染一直是国内外学者研究的热点 (杨梅等, 2014).地表灰尘指粒径小于0.85 mm的固体颗粒物, 容易在外动力条件下发生“扬起-沉降-再扬起”循环反复过程, 是城市环境污染的源与汇 (方凤满等, 2010).同时, 灰尘中易富集大量有毒有害重金属, 这些重金属容易通过呼吸摄入、皮肤接触、手口摄入等途径进入人体 (陈轶楠等, 2016；王晓云等, 2011), 危害人体健康.
生物可给量 (Bioaccessible Concentration) 是指基质中污染物在胃肠道消化过程中释放到胃肠液中的含量, 即基质中污染物被人体吸收的最大量 (Ruby et al., 1999).当前众多学者基于重金属总量评价其对人体健康的危害, 但重金属不可能被人体完全吸收, 在一定程度上会高估重金属对人体的健康风险.因此利用重金属生物可给量取代总量, 评价其对人体所产生的健康风险, 更具有合理性和科学性.近年来, 国内外许多学者针对重金属生物可给量的研究主要集中在农田土壤 (李继宁等, 2013；郑顺安等, 2013)、金属矿区 (崔岩山等, 2010) 等方面, 对灰尘中重金属生物可给量的研究较少, 校园灰尘重金属生物可给量研究则鲜有报道.校园是儿童最主要的学习和活动场所, 儿童呼吸系统和消化系统未发育完全, 受重金属胁迫较强, 对灰尘等污染物的敏感度强.同时, 儿童具有多动性, 在校园里玩耍时, 皮肤、手足等会直接接触大量细颗粒灰尘, 灰尘中重金属对儿童的健康风险比成人更高.因此, 研究校园灰尘重金属污染特征、生物可给性及评估其对儿童的健康风险具有较大意义.
淮南市作为安徽省乃至华东地区最重要的煤炭资源型城市, 煤炭和电力始终是该市支柱产业, 调查发现, 在煤炭开采的潘集和谢家集区, 重型运煤卡车经常是裸露运输, 缺乏必要的覆盖防护措施, 遗落大量原煤, 污染环境.同时伴随煤炭资源而生的洗煤、焦化、电力、化工等大型工矿企业众多, 这些重污染企业长期排放大量飞灰, 对淮南市城市环境和居民身体健康产生了潜在危害.本文通过采集淮南市小学校园儿童不同活动场所地表灰尘, 分析重金属空间差异及其生物可给量, 探讨重金属生物可给量对儿童的健康风险, 为改善煤炭资源型城市小学校园微环境, 保障儿童身体健康提供科学依据.
2 材料与方法 (Material and methods) 2.1 研究区概况和样品采集淮南市地处安徽省中北部, 淮河南岸, 属于北亚热带与暖温带的过渡地带.淮南市拥有丰富的煤炭资源, 依煤而建, 煤炭储量占华东地区总储量的32%, 是中国13个亿吨煤炭基地之一, 被称为“建在金库上的城市”、“华东工业粮仓”, 拥有谢一矿、谢二矿、潘一矿等多家大型煤矿和田家庵、洛河、平圩、下窑等多家火电厂 (范佳民等, 2014).本文依据淮南市小学分布特征, 并结合工矿企业布局, 选定田家庵 (TJA)、谢家集 (XJJ)、潘集 (PJ)、八公山 (BGS)、大通区 (DT) 等5区小学校园地表灰尘作为研究对象 (图 1).
 |
| 图 1 采样点示意图 Fig. 1 Map of the sampling points of elementary schools |
于2015年12月初, 在一次性降水5 d后, 选择晴朗无风较为干燥的天气, 使用塑料簸箕和毛刷分别采集淮南市小学校园3种不同活动场所即校门口灰尘 (School Gate Dust, SD)、操场灰尘 (Playground Dust, PG) 和楼道走廊灰尘 (Corridor Dust, CD) 样品.采集时间定在中午至下午放学前, 避免清扫校园带来的人为干扰, 操场灰尘选取在学校前后操场和邻近周边升旗台、乒乓球台、篮球场、足球场等学生经常活动区域, 同时避开花坛附近土壤的干扰；楼道走廊灰尘采集区域为教学楼和科技楼的走廊、楼道、窗台和护栏位置；以距离校门口5 m范围内采集校门口街道灰尘.各样品均多点混合采集, 充分混合均匀成一个样, 约40~50 g, 装入聚乙烯塑料袋中, 密封保存并详细记录采样点校园周边信息.共采集灰尘样品:田家庵区16所, 48个样；潘集区9所, 27个样；谢家集区8所, 24个样；八公山区3所, 9个样；大通区4所, 12个样, 总计40所小学校园, 120个灰尘样品.
2.2 样品处理与质量控制灰尘样品置于风干室自然风干1周, 用不锈钢镊子去除植物残枝、碎石子、铅笔头等杂物, 首先过0.25 mm尼龙筛去除细小杂物, 然后用玛瑙研钵磨细过0.149 mm尼龙筛网, 密封保存备用.
为减小误差, 保证实验操作的准确性和科学性, 所用试剂均为优级纯, 所用器皿均放置在10% HNO3溶液中浸泡24 h以上, 用自来水清洗3遍, 再用二次过滤超纯水 (Aquapro AJC-0501-P仪器和MILLIPORE Milli-Q Acadamic仪器) 清洗3遍以上.在全量每批实验过程中, 加入国家土壤标准物质 (GSS-3) 进行质量控制, 同时每隔5个样品随机抽取一个做平行样 (重复3次取平均值) 和加入3个空白样同步消解, 实验所得结果均达到国家标准规定的精密度要求.
2.3 实验分析方法重金属全量采用HF-HClO4-HNO3三酸消解法 (鲁如坤, 1999).生物可给量采用生物提取实验法 (PBET, Physiologically Based Extraction Test), 该方法由Ruby等 (1999)于1996年提出, 后经Cave等 (2003)引用修改, 详细方法和剂量标准见Intawongse等 (2008).此方法主要通过在胃阶段添加胃蛋白酶和有机酸, 肠液中添加胆盐和胰酶模拟重金属在人体胃肠阶段的消化吸收速率.具体实验操作步骤和剂量标准详见文献 (Ruby et al., 1999；Cave et al., 2003；Intawongse et al., 2008).采用电感耦合等离子体发射光谱仪 (Perkin Elmer ICP-OES Optima 7000) 测定重金属Cd、Co、Cr、Cu、Ni、Pb、V和Zn全量和生物可给量.
重金属生物可给性 (BA) 计算公式为:
|
(1) |
式中, SⅣ为胃肠阶段提取的重金属浓度值 (mg · L-1), IⅣ为加入模拟消化液的体积 (L)；TS为灰尘重金属总量 (mg · kg-1)；DS为称取的灰尘质量 (mg).
2.4 健康风险评估灰尘中重金属通过不同暴露途径进入人体引起健康风险评价模型包括非致癌风险模型和致癌风险模型 (方凤满等, 2010；李继宁等, 2013), 本文研究的8种重金属均具有非致癌风险, 其中Cd、Cr、Co和Ni还具有致癌风险.本文灰尘重金属生物可给量采用95%置信上限值 (95% UCL) 作为暴露浓度 (唐荣莉等, 2012), 具体计算模型公式、参数和风险评价准则详见文献 (方凤满等, 2010；王晓云等, 2011；李继宁等, 2013；US EPA, 1989).
3 结果 (Results) 3.1 淮南市小学校园不同活动场所灰尘中重金属含量分布特征 3.1.1 不同活动场所灰尘重金属含量淮南市小学校园不同活动场所灰尘重金属含量差异如表 1所示.SG重金属Cd、Cu、Pb、Zn和Cr含量均超过淮南市土壤环境背景值 (安徽省环境监测中心站, 1992).淮南市小学校园校门口灰尘重金属呈现不同程度的富集, 尤其Cd富集量最大, 达到15倍以上.PG重金属Cd含量超过淮南市土壤背景值16.72倍, 富集较为明显.楼道灰尘重金属Cd、Cu、Pb、Zn和Cr含量均超过当地背景值, 尤其Cd富集程度最高, 达27.78倍.变异系数均较大, 说明受人为活动影响较大, 空间异质性较强.
| 表 1 淮南市小学校园不同活动场所灰尘重金属描述统计 (n=120) Table 1 Descriptive statistics of heavy metals in elementary schools dust of different activity areas in Huainan City |
 |
运用SPSS20.0独立样本Kruskal-Wallis非参数检验对楼道灰尘、校门口灰尘和操场灰尘重金属总量进行显著性差异分析可知, 除V和Ni外, 其他6种重金属均呈现显著性差异 (p < 0.05).说明, 不同活动场所灰尘中Cd、Zn、Pb、Cu、Cr虽累积量较大, 但污染来源不同, 具有多源性和空间异质性.
3.1.2 不同区域校园灰尘重金属含量淮南市5个区域小学校园地表灰尘重金属含量 (每所校园楼道、操场和校门口3种活动场所灰尘重金属含量的平均值) 差异如图 2所示, 不同区域重金属分布差异较大, 同一区域不同重金属变化也较为明显, 呈现明显的空间异质性.Cd在5个区校园富集量较大, 均超过淮南市土壤背景值, 其中PJ和XJJ区尤为严重 (平均值为1.56 mg· kg-1和1.52 mg· kg-1, 超背景值25.55倍和24.88倍).Co、Ni和V含量在5个区域空间差异不明显, 不具有空间异质性.Cr含量除PJ外, 其他4区校园地表灰尘均呈现出不同程度的富集水平.Cu是典型的交通污染元素, 除DT外, 其他4个区域含量均较高, TJA区平均值最高 (74.88 mg· kg-1).Pb和Zn含量在TJA和XJJ区均呈现较高的富集比例, Pb最高值 (119.25 mg· kg-1) 出现在TJA, 超背景值3.91倍, Zn最高值 (321.53 mg· kg-1) 位于XJJ, 超背景值3.98倍.运用SPSS 20.0非参数检验对淮南市不同区域校园灰尘重金属进行差异性检验得出, Cd (p=0.001)、Cr (p=0.009)、Cu (p=0.003)、Pb (p=0.002)、Zn (p=0.018) 均小于0.05, 呈现出显著性差异.
 |
| 图 2 淮南市不同区域小学校园地表灰尘重金属含量差异 (mg·kg-1) (图中虚线为淮南市各元素土壤环境背景值) Fig. 2 Heavy metal contents in elementary schools dust of different areas (mg·kg-1) |
表 2为PBET法提取灰尘重金属生物可给量的统计结果, 不同重金属在胃肠阶段变化较大.Cd、Pb和Zn均呈现出胃阶段可给量高于肠阶段.对比不同活动场所可给量发现, 均表现出CD>PG>SG.由表 2可知, 可给量变化规律与全量不一致, 重金属总量高并不能表征其生物可给量高, 只能说明其富集水平较高, 其对人体产生的健康风险并不一定高.运用SPSS 20.0非参数检验对楼道灰尘、校门口灰尘和操场灰尘重金属可给量进行显著性差异分析可知, 胃阶段8种重金属在不同活动场所均呈现显著差异 (p < 0.05), 小肠阶段Cd、Co、Cu、Cr、Ni、Pb、V在不同活动场所具有显著性差异 (p < 0.05).
| 表 2 灰尘重金属生物可给量描述统计 Table 2 The dissolved content of heavy metal in elementary schools in Huainan City (n=120) |
|
重金属生物可给性 (BA) 是指重金属被人体所吸收消化的那部分溶解量即生物可给量占重金属全量的比重 (Ruby et al., 1999；李继宁等, 2013).目前国内外部分学者针对胃肠阶段各自求BA值 (Intawongse et al., 2008), 也有一些学者将胃肠阶段生物可给量相加, 最后求一个总BA值 (郑顺安等, 2013), 本研究采用后者.不同活动场所灰尘重金属生物可给性如图 3所示.重金属在不同活动场所生物可给性差异较大, 除Pb和Zn外, 其他6种重金属均表现为CD > PG > SG.对比国内外其他城市灰尘重金属生物可给性发现, 淮南市小学校园重金属Cd、Co、Pb和Zn均低于南京城市公园灰尘重金属生物可给性 (Wang et al, . 2016)(Cd：60.9%, Co：32.8%, Pb：63.3%, Zn：53.7%)；Cu、Ni和Pb高于英国纽卡斯尔市街道灰尘重金属生物可给性 (Okorie et al., 2012)(Cu：40.9%；Ni：34.9%；Pb：14.3%).
 |
| 图 3 不同活动场所灰尘重金属生物可给性 Fig. 3 Bioaccessibility of heavy metals in different activity areas |
对淮南市小学校园不同活动场所地表灰尘8种重金属进行Pearson相关分析 (数据变换后服从正态分布), 结果如表 3所示.校门口周边灰尘中Ni与Cr、V与Co、Zn与Cu和Ni具有极显著相关, 说明这几种元素存在同一来源, 而Zn与Pb具有显著相关, Cd与其他元素均无相关性.操场灰尘中Zn与Cr、Cu和Ni, V与Co, Pb与Cu, Ni与Cr和Cu均具有极显著相关.楼道灰尘中Zn与Pb、Ni与Co、Cu与Cr具有极显著相关, 说明这些元素具有同源性.对比发现, 楼道灰尘中除Ni和V外, 其他六种重金属含量均高于校门口和操场灰尘, 主要因为楼道是一个半封闭活动区域, 室外交通排放、工业污染排放的细颗粒污染物通过大气沉降和人为频繁走动鞋底带入到楼道走廊区域, 同时楼道和教室内部污染源对其又具有一定的贡献率, 受到室外污染源和室内污染源的共同影响, 造成其累积量高于校门口和操场灰尘.
| 表 3 淮南市小学校园不同活动场所灰尘重金属皮尔逊相关系数 Table 3 Pearson′s correlation coefficients of heavy metals in elementary schools of Huainan City |
|
表 4为淮南市小学校园不同活动场所灰尘重金属主成分分析结果 (Bartlett检验的p值为0.000, 小于0.05).校门口灰尘 (SG)3种主成分累积贡献率为71.784%, F1中Cr、Ni和Zn载荷量较高, 方凤满等 (2011)研究发现Zn主要来源于汽车橡胶轮胎的磨损, 又因为校门口周边因接送学生上下学容易发生拥堵现象, 频繁制动刹车造成刹车系统磨损, 因此, 可知SG中F1表征交通污染源.F2中Co和V具有较高的正载荷, 因为校门口灰尘中Co和V的重金属全量低于当地土壤背景值, 其变异系数较低, 表明其主要受自然源的影响, 由此判断F2表征自然源.F3中Cd的载荷量最大 (0.817), 张文超等 (2015)研究发现, Cd是典型的燃煤源, 又因为部分学校靠近火电厂, 火电厂燃煤发电排放的燃煤飞灰等细颗粒物沉降到操场附近, 因此F3表征着工业和生活燃煤源.操场灰尘 (PG) 主成分F1的Cr、Cu、Ni、Zn载荷量较高, 贡献率为40.32%, Cu和Zn是典型的交通污染源, Cr主要来自于电镀金属、制动部件磨损；Ni主要来自于柴油和汽油、润滑油、轴衬磨损等, 因此F1表征着工业和交通污染源.F2中Co和V的载荷量最高, 与校门口灰尘F2相似, 都是自然源, Cd在F3中载荷量为0.696, 表征F3为燃煤源.楼道灰尘 (CD) 主成分F1的Cu、Pb和Zn载荷量最高, 这3种元素不仅来自室外交通污染排放的大量细颗粒污染物, 同时楼道走廊中金属栏杆扶手生锈老化, 防腐防锈油漆的使用 (方凤满等, 2011), 墙体粉刷大多使用乳胶漆, 其成分中抗菌防霉剂含有大量的Zn和Cu等离子 (张舒婷等, 2014), 均造成Zn、Cu等重金属含量较高.因此可以判断出F1表征室外交通污染源和室内污染源.F2中Co和V的载荷量分别为0.635、0.731, 为自然来源.F3中仅Cr的载荷量较高, 张一修等 (2012)研究发现, Cr具有复合污染的特征, 其来源包括室外源, 交通污染源和成土母质.第四主成分F4仅Cd载荷量最大, 为0.686, 表征为燃煤源.
| 表 4 淮南市小学校园不同活动场所灰尘重金属主成分分析 Table 4 Factor analysis of heavy metals in elementary schools of Huainan City |
|
Cd在淮南市5个行政区小学校园地表灰尘中累积指数较高, 主要与淮南市各区的功能有关, PJ和XJJ为淮南市主要的煤炭开采区, 周边聚集谢一矿、谢二矿、潘集一矿和平圩电厂等大型污染企业, 这与范佳民等 (2014)、刘慧力等 (2009)等研究发现Cd是淮南市重金属富集水平最高, 地表灰尘危害最大的因子相一致.Co、Ni和V含量在5个区变化不明显, 说明淮南市小学校园地表灰尘Co、Ni和V主要与自然源有关.Pb、Zn、Cu和Cd虽然在不同区域都呈现出较高的富集特征, 但其污染来源并不相同.田家庵区作为淮南市重要的商业核心区, 交通密集区, 商业活动频繁, 车流量和人流量较大, 道路拥挤现象比较明显, 频繁的制动刹车, 造成橡胶轮胎、制动器磨损, 同时商业区红绿灯较多, 不断地启动和怠速, 尾气排放较为严重, 造成重金属含量较高 (方凤满等, 2011).潘集区和谢家集区作为淮南市典型的煤矿开采区, 经调查发现, 两区在煤矿开采运输时, 重型卡车超载现象较为严重, 且在运输过程中没有任何防护措施防止原煤的散落, 大量散落在街边道路上, 经过车辆碾压, 在风力和重力作用下, 扬起-悬浮起来再沉降到附近, 此外Cd还有可能和重型拉煤卡车超载, 汽车混合器或汽化器燃烧严重有关 (Narin et al., 1999), 造成两区含量偏高.八公山区位于八公山风景区旁, 环境优美, 人口较少, 为典型的旅游度假区, 但本研究采集样品时八公山小学正在为了迎接安徽省教育厅考察, 校园基础设施和操场重新装修粉刷, 同时八公山第七小学位于新建小区内, 周边小区房屋装修活动频繁, 电焊、墙体粉刷材料中含有Cu和Zn等金属元素 (张舒婷等, 2014), 八公山第二小学邻近主干道, 车流量较大, 随尾气排放降尘到学校校门口附近, 造成八公山区Cr、Cu和Zn含量整体偏高.
4.2 不同活动场所灰尘重金属生物可给性分析 4.2.1 灰尘重金属生物可给量影响因素分析Cd、Pb、V和Zn在胃阶段可给量高于肠阶段, 主要因为模拟胃液的pH值较低 (1.5), 在酸性环境下, 提高酶活性, 促进重金属从灰尘中解吸出来, 胃阶段可给量增加, 进入小肠消化阶段后发生沉淀, 被重新固定, 从而降低其在肠液中的可给量 (郑顺安等, 2013；Pelfrene et al., 2011).校门口灰尘和操场灰尘中Cu在肠阶段较高, 主要由于Cu2+易与肠液中的胆盐和胰酶发生络合作用, 提高Cu2+的可给量 (李仪等, 2012).Ni在肠阶段也较高, 主要因为Ni在消化系统中受胃肠环境影响较小, 而与灰尘的基质特征影响较大 (Turner et al., 2007).研究发现, 重金属生物可给量还与灰尘的pH、有机质、分子结构、矿物相等理化性质有关 (郑顺安等, 2013；Intawongse et al., 2006), 今后研究应考虑灰尘基本性质对可给量的贡献率.对比不同活动场所灰尘重金属生物可给量发现, 重金属在胃肠阶段均表现为楼道灰尘重金属可给量高于操场和校门口灰尘重金属可给量, 主要原因是一方面楼道灰尘中重金属总量较高, 对其可给量有一定的贡献率, 另一方面楼道灰尘主要以细粒径颗粒物为主, 细粒径灰尘重金属活性较强, 其生物可给量高 (Meunier et al., 2011).重金属不同元素本身特性和不同活动场所重金属来源不同均导致其生物可给量发生变化.
4.2.2 不同活动场所灰尘重金属生物可给性分析楼道灰尘重金属生物可给性偏高与楼道灰尘以细颗粒为主, 其重金属的生物可给量高有关, 同时还与元素本身的特性、灰尘的物质组成和不同活动场所重金属元素来源 (Patinha et al., 2015) 不同有关.除Zn外, 校门口灰尘生物可给性最低, 主要因为校门口灰尘主要污染来源是交通源, 汽车橡胶轮胎的磨损, 防腐镀锌汽车板的使用, 造成Zn生物可给性较高.但3种场所中Cr的生物可给性均最低, 这与李继宁等 (2013)、Poggio等 (2009)的研究结果一致, 因为Cr主要以残渣态形式存在, 不易被胃肠溶液消化吸收.
4.3 重金属健康风险评估研究表明手\|口直接摄入是灰尘重金属最主要的暴露途径 (方凤满等, 2010), 对人体 (尤其是儿童) 产生健康风险.许多学者在评价重金属对人体的健康风险多基于重金属总量来评估, 而人体摄入这些重金属不可能全部吸收溶解 (Narin et al., 1999), 会高估其对人体的健康危害, 因此采用生物可给量更能准确的评价其对人体产生的健康风险.
根据US EPA健康风险评价模型得出, 淮南市不同活动场所小学校园重金属经手-口暴露途径的日平均暴露量 (Chronic Daily Intake, CDI) 和健康风险评价如表 5所示.不同活动场所灰尘重金属CDI暴露量最高均为Zn, 主要因为Zn生物可给量较高, 导致其暴露量增加.不同活动场所重金属Cd、Co、Cr、Cu、Ni、V和Zn非致癌风险商 (Hazard Quotient, HQ) 大小顺序均为: CD > PG > SG, Pb的非致癌风险商在操场和楼道灰尘中数值相近, 但均小于1, 在安全阈值之内, 对儿童不存在非致癌风险.Cd、Co、Cr和Ni的致癌风险商 (Cancer Risk, CR) 大小顺序为CD > PG > SG.总体而言, 淮南市不同活动场所灰尘重金属总非致癌风险指数 (Hazard Index, HI) 最大出现在楼道, 达0.118 mg·kg-1· d-1, 其次为操场, 达0.101 mg· kg-1· d-1, 虽然均小于1, 但是, 淮南市作为重要的煤炭资源城市, 长期的开采加工和燃煤, 带来严重的环境问题, 又因儿童暴露时间较长, 对儿童的潜在健康风险不容忽视.Cd、Co、Cr和Ni总致癌风险指数 (Total of Cancer Risk, TCR) 最大值为4.01×10-4 mg· kg-1· d-1, 达到10-4风险限定水平, 超出人体可承受范围内, 应当引起足够重视.
| 表 5 淮南市小学校园灰尘重金属暴露剂量及健康风险评价 Table 5 Exposure dose, hazard quotient for each element and exposure pathway |
|
1) 淮南市小学校园不同活动场所灰尘中重金属累积程度较大的为Cd、Cu、Pb、Zn, 均远超过淮南市土壤环境背景值.对比发现, 楼道灰尘重金属污染程度远高于操场和校门口灰尘, 其受到室外污染源和室内污染源的共同影响.不同区域重金属累积程度不同, 主要与每个区的功能定位不同有关.相关分析和主成分分析表明, 灰尘重金属主要来自室外交通活动、工业活动、自然源以及室内污染源, Cd主要来自燃煤活动.
2) 采用PBET法提取重金属生物可给量发现, 不同重金属在胃肠阶段变化较大, Cd、Pb、V和Zn在胃阶段提取量明显高于肠阶段.对比不同活动场所灰尘重金属生物可给量可知, 重金属在胃肠阶段均表现为楼道灰尘重金属可给量高于操场和校门口灰尘可给量.
3) 淮南市不同活动场所灰尘重金属日平均暴露量CDI最高均为Zn, 不同活动场所Cd、Co、Cr、Cu、Ni、V和Zn非致癌风险大小顺序均为：CD>PG>SG, Pb的非致癌风险商在操场和楼活动场所数值相近, 但均小于1, 在安全阈值内, 但因暴露时间较长, 对儿童的潜在健康风险不容忽视.Cd、Co、Cr和Ni的TCR最大值为4.01×10-4 mg· kg-1· d-1, 达到10-4风险水平, 超出人体可承受范围内, 应当引起足够重视.
| [${referVo.labelOrder}] | 安徽省环境监测中心站. 1992. 安徽省土壤环境背景值调查研究报告[R]. 合肥: 安徽省环境监测中心站. 48, 76 |
| [${referVo.labelOrder}] | Cave M R, Wragg J, Palumbo B, et al. 2003. Measurement of the bioaccessibility of arsenic in UK soils [R]. British: Environmental Agency, P5-062/TR02 |
| [${referVo.labelOrder}] | 陈轶楠, 马建华. 2016. 河南省某市驾校地表灰尘重金属污染及健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2016, 36(8) : 3017–3026. |
| [${referVo.labelOrder}] | 崔岩山, 陈晓晨. 2010. 土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估[J]. 环境科学, 2010, 31(2) : 401–408. |
| [${referVo.labelOrder}] | 范佳民, 郑刘根, 姜春露, 等. 2014. 淮南市城区地表灰尘重金属分布特征及生态风险评价[J]. 生态环境学报, 2014, 23(10) : 1643–1649. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2014.10.012 |
| [${referVo.labelOrder}] | 方凤满, 蒋炳言, 王海东, 等. 2010. 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, 29(7) : 1193–1202. |
| [${referVo.labelOrder}] | 方凤满, 林跃胜, 王海东, 等. 2011. 城市地表灰尘中重金属的来源、暴露特征及其环境效应[J]. 生态学报, 2011, 31(23) : 7301–7310. |
| [${referVo.labelOrder}] | Intawongse M, Dean J R. 2006. In-vitro testing for assessing oral bioaccessibility of trace metals in soil and food samples[J]. Trends in Analytical Chemistry, 25(9) : 876–886. DOI:10.1016/j.trac.2006.03.010 |
| [${referVo.labelOrder}] | Intawongse M, Dean J R. 2008. Use of the physiologically-based extraction test to assess the oral bioaccessibility of metals in vegetable plants grown in contaminated soil[J]. Environmental Pollution, 152(1) : 60–72. DOI:10.1016/j.envpol.2007.05.022 |
| [${referVo.labelOrder}] | 李继宁, 侯红, 魏源, 等. 2013. 株洲市农田土壤重金属生物可给性及其人体健康风险评估[J]. 环境科学研究, 2013, 26(10) : 1139–1146. |
| [${referVo.labelOrder}] | 李仪, 章明奎. 2012. 三种模拟消化液对土壤重金属的提取性比较[J]. 中国环境科学, 2012, 32(10) : 1807–1813. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2012.10.012 |
| [${referVo.labelOrder}] | 刘慧力, 崔龙鹏. 2009. 淮南矿区水体沉积物中金属污染及环境现状评价[J]. 环境科学研究, 2009, 22(5) : 601–606. |
| [${referVo.labelOrder}] | 鲁如坤. 1999. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社. |
| [${referVo.labelOrder}] | Meunier L, Koch I, Kenneth J, et al. 2011. Effect of particle size on arsenic bioaccessibility in gold mine tailings of Nova Scotia[J]. Science of theTotal Environment, 409(11) : 2233–2243. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.02.006 |
| [${referVo.labelOrder}] | Narin I, Soylak M. 1999. Monitoring trace metal levels in Nigde, Turkey: cooper, manganese, cadmium and cobalt contents of the street dust samples[J]. Trace Elements Electrolytes, 16(2) : 99–103. |
| [${referVo.labelOrder}] | Okorie A, Entwistle J, Dean R J., et al. 2012. Estimation of daily intake of potentially toxic elements from urban street dust and the role of oral bioaccessibility testing[J]. Chemosphere, 86 : 460–467. DOI:10.1016/j.chemosphere.2011.09.047 |
| [${referVo.labelOrder}] | Patinha C, Reis P A, Dias C A, et al. 2015. The mobility and human oral bioaccessibility of Zn and Pb in urban dust of Estarreja (N Portugal)[J]. Environmental Geochemistry and Health, 37 : 115–131. DOI:10.1007/s10653-014-9634-3 |
| [${referVo.labelOrder}] | Pelfrene A, Waterlot C, Mazzuca M, et al. 2011. Assessing Cd, Pb, Zn human bioaccessibility in smelter-contaminated agricultural topsoils (northern France)[J]. Environmental Geochemistry and Health, 33(5) : 477–493. DOI:10.1007/s10653-010-9365-z |
| [${referVo.labelOrder}] | Poggio L, Vrscaj B, Schulin R, et al. 2009. Metals pollution and human bioaccessibility of topsoils in Grugliasco (Italy)[J]. Environmental Pollution, 157(2) : 680–689. DOI:10.1016/j.envpol.2008.08.009 |
| [${referVo.labelOrder}] | Ruby M Y, Schoof R, Brattin W, et al. 1999. Advances in evaluating the oral bioavailability of inorganics in soil for use in human health risk assessment[J]. Environmental Science & Technology, 33(21) : 3697–3705. |
| [${referVo.labelOrder}] | 唐荣莉, 马克明, 张育新, 等. 2012. 北京城市道路灰尘重金属污染的健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2012, 32(8) : 2006–2015. |
| [${referVo.labelOrder}] | Turner A, Ip K H. 2007. Bioaccessibility of metals in dust from the indoor environment: application of a physiologically based extraction test[J]. Environmental Science & Technology, 41(22) : 7851–7856. |
| [${referVo.labelOrder}] | US EPA. 1989. Risk assessment guidance for superfund (RAGS): part A[R].Washington DC: Office of Emergency and Remedial Response. |
| [${referVo.labelOrder}] | Wang J H, Li S W, Cui X Y, et al. 2016. Bioaccessibility, sources and health risk assessment of trace metals in urban park dust in Nanjing, Southeast China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 128 : 161–170. DOI:10.1016/j.ecoenv.2016.02.020 |
| [${referVo.labelOrder}] | 王晓云, 马建华, 侯千, 等. 2011. 开封市幼儿园地表灰尘重金属积累及健康风险[J]. 环境科学学报, 2011, 31(3) : 583–593. |
| [${referVo.labelOrder}] | 杨梅, 李晓燕. 2014. 贵阳市冬季地表灰尘重金属含量动态变化及原因探析[J]. 环境科学学报, 2014, 34(8) : 2070–2076. |
| [${referVo.labelOrder}] | 张舒婷, 李晓燕. 2014. 城市室内灰尘重金属的水平及来源[J]. 环境化学, 2014, 3(7) : 1201–1207. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2014.07.024 |
| [${referVo.labelOrder}] | 张文超, 吕森林, 刘丁彧, 等. 2015. 宣威街道尘中重金属的分布特征及其健康风险评估[J]. 环境科学, 2015, 36(5) : 1810–1817. |
| [${referVo.labelOrder}] | 张一修, 王济, 秦樊鑫, 等. 2012. 贵阳市道路灰尘和土壤重金属来源识别比较[J]. 环境科学学报, 2012, 32(1) : 204–212. |
| [${referVo.labelOrder}] | 郑顺安, 王飞, 李晓华, 等. 2013. 应用in vitro法评估土壤性质对土壤中Pb的生物可给性的影响[J]. 环境科学研究, 2013, 26(8) : 851–857. |