2018, Vol. 38
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2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
重金属因具有毒性、易通过食物链在植物、动物和人体内累积, 从而对生态环境和人体健康构成严重威胁.随着工业快速发展、农药及化肥的广泛使用, 使得重金属对生态环境的污染越来越严重(樊霆等, 2013).环境中的重金属可以通过各种吸收途径进入, 如饮食摄入、呼吸摄入、皮肤接触, 从而危害人类健康, 其中, 饮食摄入是一种非常重要的途径(Luo et al., 2012; Lu et al., 2011; Zheng et al., 2007).蔬菜是人类饮食中必不可少的一部分, 可以为人体提供所必需的多种维生素和矿物质(李如忠等, 2013).蔬菜种植区遭受重金属污染后, 不但严重影响蔬菜的产量和质量, 更为严重的是会进一步通过食物链影响人畜健康(李春燕等, 2013).进入人体的重金属元素如果超过一定浓度, 可造成人体机能的功能性障碍和不可逆性损伤, 甚至可引发癌症(张恒等, 2016；Jerrett et al., 2005), 即使是Cu等人体所必须的微量元素, 体内含量过高依然会对人体造成伤害(兰砥中, 2014；朱颖, 2014).
目前, 国际上研究人群重金属暴露的方法是通过美国环保局提出的危险指数法(the hazard index)初步判断重金属的致癌性、非致癌性暴露风险, 通过调查环境污染地区敏感人群(孕妇、婴幼儿)的血液、尿液、头发等生物样品的重金属元素水平, 采用剂量-效应关系确定重金属对敏感人群的健康效应.但在对重金属暴露风险的估算中, 一般假定吸收剂量等于摄入剂量, 考虑重金属的生物可给性的研究相对较少, 降低了对重金属暴露的健康风险评估的准确性(郭朝晖等, 2004).生物可给性的概念产生于in vitro实验, 指的是污染物在人体的胃肠道中可溶且可被人体吸收的部分, 即污染物进入人体消化系统并可被人体胃肠道溶解吸收的量占污染物总量的比例, 反映的是人体对污染物的可能最大吸收量(Ruby et al., 1999；陈晓晨等, 2009；周国华, 2014).人体消化系统不可能100%吸收存在于结合物中的污染物(付谨等, 2012；Yu et al., 2006).因此, 与各元素的总量相比, 生物有效性更能够准确地评价污染物的危害风险(付谨等, 2011).动物体内实验(in vivo)可相对准确、可靠地反映污染物的生物可给性, 但由于存在费用高、试验周期长、动物的个体差异等不足之处而在实际应用中受到限制(崔岩山等, 2010).近年来, 体外实验(in vitro)由于其设计简单、试验快速、成本较低、可控性强、结果较为准确等优点, 得到越来越广泛的应用, 通过模拟人体消化系统的环境而测算出的生物可给性(即污染物的可溶部分含量), 可在一定程度上评价生物体对污染物的吸收状况(付谨等, 2012；李继宁, 2014).因此, 本研究通过测定葫芦岛锌冶炼厂周围和稻池村居民日常饮食中常见的8种蔬菜可食用部分的重金属含量, 分析当地人群通过食用蔬菜而摄入的重金属含量, 通过体外肠胃模拟实验, 测算蔬菜中重金属的生物可给性, 并以此对通过饮食蔬菜途径摄入重金属的健康风险值(THQ)进行修正, 旨在为进一步研究通过饮食蔬菜摄入的重金属对人体健康的影响提供理论基础.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况葫芦岛市位于辽宁省西部沿渤海的辽东湾地区, 有色金属冶炼过程所产生的工业“三废”中的重金属通过不同途径对该地区造成不同程度污染.本研究采集的样品为当地种植的蔬菜, 采集地点葫芦岛锌厂位于葫芦岛市区东南部, 占地8×104 m2, 平均年产锌量39万t, 是亚洲最大的锌厂.该区域土壤重金属污染情况严重, 大量的Pb、Cd、Hg、Cu等重金属不断累积于土壤中, 导致当地种植的蔬菜、玉米和大豆中的重金属含量远高于市售产品(Zheng et al., 2007; 郑娜等, 2009), 潜在威胁着周围居民的饮食安全与人体健康.稻池村位于葫芦岛市龙港区北港街道, 距离葫芦岛锌厂约2~4 km, 辖区内有多个大型煤厂, 包括龙洞湾煤厂、大树林煤厂等.
2.2 样品采集供试蔬菜样品采自葫芦岛锌厂附近小区(120°54.731′~120°56.132′E, 40°43.095′~40°43.333′N)设置的7个采样点和稻池村居民区蔬菜种植地(120°53.770′~120°54.208′E, 40°43.123′~40°44.996′N)设置的5个采样点(图 1), 采集了当地种植的白菜(Brassica pekinensis)、大葱(Allium fistulosum)、芹菜(Apium graveolens)、萝卜(Raphanus sativus)、辣椒(Capsicum annuum)、西红柿(Lycopersicon esculentum)、眉豆(Lablab purpureus)、茄子(Solanum melongena)8种蔬菜, 共109个蔬菜样品.带回实验室后, 去掉不可食用部分, 用去离子水将可食用部分洗净、风干, 用粉碎机粉碎, 过100目筛, 装入密封袋中保存.
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| 图 1 样品采样点示意图 Fig. 1 Sampling location map |
本研究参考其他学者(Intawongse et al., 2006; Oomen et al., 2003; Hu et al., 2011; Meunier et al., 2010)的体外实验(in vitro)方法, 对Ruby等(1996)提出的PBET方法进行改进, 具体步骤如下.
胃阶段：称取3 g蔬菜样品于50 mL离心管中, 加入30 mL模拟胃液(1.25 g·L-1胃蛋白酶、0.5 g·L-1苹果酸钠、0.5 g·L-1柠檬酸钠、420 μL·L-1乳酸、500 μL·L-1醋酸, 浓盐酸调pH至1.5), 将该混合液置于37 ℃恒温水浴中振荡2 h(100 r·min-1), 用12 mol·L-1 HCl调节pH值使其保持1.5不变.每个样品重复2组, 一组以4000 r·min-1离心15 min, 过0.45 μm滤膜, 取滤液于4 ℃低温保存待测, 另一组继续进行肠阶段模拟实验.
肠阶段：用NaHCO3饱和溶液将胃阶段结束后的反应液pH值调至7.0, 加入1 mL肠液(胰酶18 g·L-1、胆盐60 g·L-1), 将该混合液置于37 ℃恒温水浴中振荡4 h(100 r·min-1), 用12 mol·L-1 HCl调节pH值, 使其保持7.0不变.最后将样品以4000 r·min-1离心15 min, 过0.45 μm滤膜, 取滤液于4 ℃低温保存待测.在胃阶段或肠阶段的生物可给性由下式计算(陈晓晨等, 2010)：
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(1) |
式中, BA为特定重金属在胃阶段或肠阶段的生物可给性；CIV为PBET实验的胃阶段或肠阶段反应液中所测定的重金属浓度(mg·L-1)；VIV为反应液的体积(L)；CS为蔬菜样品中重金属的总量(mg·kg-1)；MS为蔬菜样品的质量(kg).
2.4 样品中重金属含量的测定蔬菜样品用HNO3-HClO4消解, 用以测定蔬菜中重金属总含量.消解后的样品及胃肠模拟后的样品, 采用原子吸收分光光度计(岛津, AA 6300C)测定样品中Cu和Pb含量, 采用石墨炉测定样品中Cd含量, 采用非色散原子荧光光度计(北京普析通用, PF6-2)测定样品中Hg含量.采用植物环境标准参考样品(GBW 10049(GBS-27))进行质量控制.
2.5 健康风险评价 2.5.1 单一重金属的健康风险目标危险系数THQ (Target Hazard Quotient)是以测定的人体摄入剂量与参考剂量的比值为评价标准, 如果该值小于1, 说明暴露人群没有明显的健康风险, 反之, 则存在健康风险.具体计算方法如下：
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(2) |
式中, EF为人群暴露频率(365 d·a-1)；ED为暴露区间(70 a), 通常等于人的平均寿命(Bennett et al., 1999)；FIR为食品摄入率(g·d-1), 其中, 成人蔬菜摄入率为242 g·d-1, 儿童蔬菜摄入率为108.5 g·d-1(Zheng et al., 2007)；C为食品中重金属的含量(mg·kg-1)；RfD为参考剂量(mg·kg-1·d-1)；WAB为人体的平均体重, 其中, 成人体重55.9 kg, 儿童体重为32.7 kg(Zheng et al., 2007)；TA为非致癌性暴露的平均时间(365 d·a-1×暴露年数)(USEPA, 2000).Cu、Cd、Pb的参考剂量分别为40、1、4 μg·kg-1·d-1, (USEPA, 2000), 世界卫生组织(WTO)Hg的急性参考剂量为5 μg·kg-1·week-1.根据蔬菜中各重金属元素的生物可给性修正后的单一重金属危险系数计算方法为：
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(3) |
式中, BA为蔬菜中重金属的生物可给性, 其他参数同公式(2).
2.5.2 多种重金属的复合健康风险蔬菜中多种重金属的复合风险值通过计算TTHQ来表征, TTHQ的计算公式为：
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(4) |
除Hg外, 重金属含量都表现出叶类蔬菜大于根茎类和茄果类蔬菜(表 1), 这与Yang等(2009)和Zhuang等(2009)的研究结果类似.Chen等(2013)对浙江省长兴县电池厂周围蔬菜重金属污染状况做了相关研究, 结果表明, 叶类蔬菜比其他种类的蔬菜更容易累积Cd和Pb.
| 表 1 蔬菜中重金属含量 Table 1 Content of heavy metals in vegetables |
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3类蔬菜的Pb和Cd平均含量均超标, 叶类蔬菜、根茎类蔬菜、茄果类蔬菜中Pb的平均含量分别是中国食品污染物限量标准(GB2762—2012)的5.3、1.6、1.6倍, Cd平均含量分别为6.3、1.5、4.0倍.66.7%的叶类蔬菜和50%的茄果类蔬菜Hg超标, Cu含量不超标.锌厂周围种植的蔬菜中Cu、Pb、Cd、Hg含量高于其它城市、地区种植的蔬菜中重金属的含量(表 2), 表明该地区已经被严重污染.
| 表 2 本研究蔬菜可食用部分重金属含量与其它地区的比较 Table 2 Comparison of contents of heavy metals in vegetables from different areas |
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在模拟胃阶段, 所有蔬菜中重金属生物可给性依次为：Cd(67.67%)>Pb(50.70%)>Cu(44.69%)>Hg(3.09%)(图 1), 其中, 蔬菜中Cd的生物可给性最高, 而Hg最低, Cu的生物可给性在白菜和眉豆中最低, 分别为14.72%和25.72%, 西红柿中Cu的生物可给性最高(68.79%), 而其他蔬菜的生物可给性均在40%~50%之间, 差异不大.在模拟胃阶段, 各类蔬菜中Cd的生物可给性均超过50%, 其中, 芹菜中Cd几乎全部溶出(96.45%), 眉豆的Cd生物可给性也高达86.40%.各类蔬菜中, 除Cd外所有重金属的生物可给性在西红柿中的值均最高.
3.2.2 模拟肠阶段在模拟肠阶段, 蔬菜中重金属生物可给性平均值依次为：Pb (48.90%)>Cd (40.66%)>Cu (32.88%)>Hg (13.12%)(图 2).在模拟肠阶段, 西红柿中Cu的生物可给性最高(54.16%), 白菜中最低(11.22%), 其余蔬菜中Cu的生物可给性均在25%~40%之间；大葱和眉豆中Pb的生物可给性在模拟肠阶段较低, 分别为22.25%和28.08%, 而萝卜中最高, 达70.23%；各蔬菜中Cd的生物可给性依次为：西红柿(90.57%)>茄子(61.08%)>萝卜(58.58%)>辣椒(51.51%)>眉豆(25.78%)>大葱(17.72%)>芹菜(13.54%)>白菜(6.46%).各类蔬菜中Hg的生物可给性均小于35%, 其中, 眉豆中最低, 仅为4.42%.
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| 图 2 蔬菜中重金属在模拟胃阶段的生物可给性 Fig. 2 The bioaccessibility of heavy metals in vegetables at the stomach stage |
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| 图 3 蔬菜中重金属在模拟肠阶段的生物可给性 Fig. 3 The bioaccessibility of heavy metals in vegetables at intestinal phase |
不同种类的蔬菜在各模拟阶段的生物可给性不同.陈晓晨等(2009)的人工肠模拟实验结果显示, 小白菜中Pb在胃阶段和肠阶段的生物可给性分别在8%~16%和38%~59%范围内；Fu等(2013)的研究结果表明, 在胃阶段和肠阶段白菜中Pb的生物可给性分别在9%和19%左右, Cd的生物可给性分别约为65%和40%.Marisa等(2006)也针对萝卜等蔬菜做了体外胃肠模拟试验, 得出萝卜在模拟胃阶段和肠阶段的Cu生物可给性分别为62.5%和3.0%, Cd分别为54.9%和24.8%.本研究结果与前人研究类似, 表明白菜中Pb在模拟胃阶段的生物可给性低于肠阶段, 分别为12.78%和37.25%, 而Cd在胃阶段的生物可给性更高, 分别为54.35%和6.46%.萝卜中Cu在胃阶段的生物可给性(43.1%)高于肠阶段(29.7%), 而Cd在模拟胃阶段(56.96%)和肠阶段(58.58%)的生物可给性相差不大.
3.3 健康风险分析成人和儿童的蔬菜日摄入量分别为242.0和108.5 g(Zheng et al., 2007), 由此计算可得成人通过饮食蔬菜途径每日摄入重金属Cu、Pb、Cd和Hg分别为164.51、167.97、143.00和4.14 μg, 儿童通过饮食蔬菜途径每日摄入重金属Cu、Pb、Cd和Hg分别为73.76、75.31、64.11和1.861 μg(表 3).FAO/WHO推荐Cu、Pb、Cd和Hg的日摄入量分别为6500、200、57~71、40 μg·d-1(樊霆等, 2013), 对比发现, 成人Cd摄入量超过限量值, 其他元素均在限量范围内.通过公式分别计算成人和儿童通过饮食蔬菜途径摄入重金属的健康风险(表 3), THQ大小依次为：Cd >Pb>Hg>Cu, 成人和儿童Cd、Pb、Hg、Cu 4种单元素的风险值对TTHQ值的贡献率分别为73.4%、21.5%、3.0%、2.1%和73.4%、21.6%、3.0%、2.0%.其中, 成人和儿童的Cd风险值最大超过1, 表明存在健康风险.其次Pb的风险值较大, 成人和儿童的THQ值分别为TTHQ值的21.5%和21.6%.此外, 成人的4种单元素THQ值和TTHQ值均高于儿童, 即成人通过饮食蔬菜途径摄入重金属的健康风险高于儿童.
| 表 3 周围人群通过食用蔬菜的重金属摄入量及TTHQ值 Table 3 The daily intake of heavy metals and TTHQ via vegetables consumption |
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USEPA提出的健康风险评价模型假设重金属吸收剂量等于摄入剂量(陈晓晨等, 2010), 实际上人体摄入的重金属经过消化道后只有部分被人体吸收, 其他的都被排出体外(Horiguchi et al., 2004).因此, 可能会高估风险.根据实验测得的蔬菜中Cu、Pb、Cd和Hg的生物可给性, 对目标危险系数(THQ)进行校正, 结果见表 4.通过生物可给性校正后, THQ具体为：Cd>Pb>Cu>Hg.Hu等(2014)分别计算叶类、根茎类和茄果类蔬菜中重金属的健康风险值, 结果表明, THQ大小依次为Cd>As>Pb>Cu >Zn >Hg, 其中, Cu、Pb、Cd和Hg 4种元素的THQ值的大小规律与本实验结果类似.基于肠阶段生物可给性的THQ值均未超过1, 并且TTHQ也小于1, 但基于胃阶段生物可给性的Cd的THQ值依然超过1, 表明周围人群通过饮食蔬菜途径摄入重金属存在健康风险, 且成人的风险高于儿童, 需要引起重视.
| 表 4 基于生物可给性的蔬菜中重金属所致健康风险 Table 4 TTHQ for heavy metals in vegetables based on bioaccessibility |
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1) 本研究中所采集的蔬菜样品除Cu外, Cd、Pb、Hg均出现部分超标现象；除Hg外, 重金属含量都表现出叶类蔬菜大于根茎类和茄果类蔬菜.
2) 在模拟胃阶段, 各类蔬菜中Cd的生物可给性最高, 而Hg最低, 由大到小依次为：Cd (67.67%)>Pb(50.70%)>Cu(44.69%)>Hg(3.09%)；在模拟肠阶段, 蔬菜中各重金属生物可给性平均值依次为：Pb(48.90%)>Cd (40.66%)>Cu (32.88%)>Hg(13.12%).
3) 根据生物可给性得出的各重金属THQ排序为：Cd>Pb>Cu>Hg.基于肠阶段生物可给性的THQ值均未超过1, 并且TTHQ也小于1, 但基于胃阶段生物可给性的Cd的THQ依然超过1, 表明周围人群通过饮食蔬菜途径摄入重金属存在一定的健康风险, 且成人的风险高于儿童.
Bennett D H, Kastenberg W E, McKone T E. 1999. A multimedia, multiple pathway risk assessment of atrazine:the impact of age differentiated exposure including joint uncertainty and variability[J]. Reliability Engineering and Systems Safety, 63: 185–198.
DOI:10.1016/S0951-8320(98)00046-5
|
Chen Y, Wu P P, Shao Y F, et al. 2013. Health risk assessment of heavy metals in vegetables grown around battery production area[J]. Scientia Agricola, 71(2): 126–132.
|
陈晓晨, 崔岩山. 2009. 小白菜的干鲜状态对其铅的生物可给性的影响[J]. 生态毒理学报, 2009, 4(6): 793–799.
|
陈晓晨, 牛佳, 崔岩山. 2010. 城市表层土壤中铅的生物可给性及其对人体的健康风险评价-以首钢厂区附近小区域为例[J]. 环境科学, 2010, 31(12): 3028–3035.
|
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): 403–408.
|
樊霆, 叶文玲, 陈海燕, 等. 2013. 农田土壤重金属污染状况及修复技术研究[J]. 生态环境学报, 2013, 22(10): 1727–1736.
DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2013.10.015 |
Fu J, Cui Y S. 2013. In vitro digestion/Caco-2 cell model to estimate cadmium and lead bioaccessibility/bioavailability in two vegetables:The influence of cooking and additives[J]. Food and Chemical Toxicology, 59: 215–221.
DOI:10.1016/j.fct.2013.06.014
|
付瑾, 崔岩山. 2011. 食物中营养物及污染物的生物可给性研究进展[J]. 生态毒理学报, 2011, 6(2): 113–120.
|
付瑾, 崔岩山. 2012. In vitro系统评价胃肠液pH及土液比对铅、镉、砷生物可给性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(2): 245–251.
|
郭朝晖, 朱永官. 2004. 典型矿冶周边地区土壤重金属污染及有效性含量[J]. 生态环境学报, 2004, 13(4): 553–555.
|
Horiguchi H, Oguma E, Sasaki S, et al. 2004. Dietary exposure to cadmium at close to the current provisional tolerable weekly intake does not affect renal function among female Japanese farmers[J]. Environmental Research, 95: 20–31.
DOI:10.1016/S0013-9351(03)00142-7
|
黄勇, 郭庆荣, 任海, 等. 2005. 珠江三角洲典型地区蔬菜重金属污染现状研究-以中山市和东莞市为例[J]. 生态环境, 2005, 14(4): 559–561.
|
Hu W Y, Chen Y, Huang B, et al. 2014. 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, 20: 1264–1280.
DOI:10.1080/10807039.2013.831267
|
Hu X, Zhang Y, Luo J, et al. 2011. Bioaccessibility and health risk of arsenic, mercury and other metals in urban street dusts from a mega-city, Nanjing, China[J]. Environmental Pollution, 159(5): 1215–1221.
DOI:10.1016/j.envpol.2011.01.037
|
Intawongse M, Dean J R. 2006. Uptake of heavy metals by vegetable plants grown on contaminated soil and their bioavailability in the human gastrointestinal tract[J]. Food Additives and Contaminants, 23(1): 36–48.
DOI:10.1080/02652030500387554
|
Jerrett M, Buzzelli M, Burnett R T, et al. 2005. Particulate air pollution, social confounders, and mortality in small areas of anindustrial city[J]. Social Science & Medicine, 60(12): 2845–2863.
|
兰砥中. 2014. 湖南某典型铅锌矿区农业土壤及农作物中重金属的风险评价[D]. 长沙: 湖南农业大学
|
李春燕, 袁寒, 沈云玫, 等. 2013. 金属复合污染对小白菜生长及生理生化的影响[J]. 广东农业科学, 2013, 40(19): 55–56.
DOI:10.3969/j.issn.1004-874X.2013.19.020 |
李继宁. 2014. 土壤空心菜系统中重金属生物有效性及其人体健康风险评估研究[D]. 北京: 中国环境科学院
|
李如忠, 潘成荣, 徐晶晶, 等. 2013. 典型有色金属矿业城市零星菜地蔬菜重金属污染及健康风险评估[J]. 环境科学, 2013, 34(3): 1076–1085.
|
Lu Y, Yin W, Huang L B, et al. 2011. Assessment of bioaccessibility and exposure risk of arsenic and lead in urban soils of Guangzhou City, China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 33(2): 93–102.
DOI:10.1007/s10653-010-9324-8
|
Luo X S, Ding J, Xu B, et al. 2012. Incorporating bioaccessibility into human health risk assessments of heavy metals in urban park soils[J]. Science of the Total Environment, 424(4): 88–96.
|
Marisa I, John R D. 2006. Uptake of heavy metals by vegetable plants grown on contaminated soil and their bioavailability in the human gastrointestinal tract[J]. Food Additives & Contaminants, 23(1): 36–48.
|
Islam M S, Hoque M F. 2014. Concentrations of heavy metals in vegetables around the industrial area of Dhaka city, Bangladesh and health risk assessment[J]. International Food Research Journal, 21(6): 2121–2126.
|
Meunier L, Walker S R, Wragg J, et al. 2010. Effects of soil composition and mineralogy on the bio accessibility of arsenic from tailings and soil in gold mine districts of Nova Scotia[J]. Environmental Science and Technology, 44(7): 2667–2674.
DOI:10.1021/es9035682
|
Oomen A G, Tolls J, Sips A, et al. 2003. In vitro intestinal lead uptake and transport in relation to speciation[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 44(1): 116–124.
DOI:10.1007/s00244-002-1226-z
|
Ruby M V, Davis A, Schoof R, et al. 1996. Estimation of lead and arsenic bioavaibility using a physiologically based extraction test[J]. Environmental Science and Technology, 30(2): 422–430.
DOI:10.1021/es950057z
|
Ruby M V, 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 and Technology, 33(21): 3697–3705.
DOI:10.1021/es990479z
|
US EPA.2000.Risk-based concentration table[OL].2017-05-31.http://www.677epa.gov/reg3hwmd/risk/human/index.htm
|
Yang Y, Zhang F S, Li H F, et al. 2009. Accumulation of cadmium in the edible parts of six vegetable species grown in Cd-contaminated soils[J]. Environmental Management, 90: 1117–1122.
|
Yu C H, Yin L M, Lioy Paul J. 2006. The bioaccessibility of lead(Pb) from vacuumed house dust on carpets in urban residences[J]. Risk Analysis, 26(1): 125–134.
DOI:10.1111/risk.2006.26.issue-1
|
张恒, 周自强, 赵海燕, 等. 2016. 青奥会前后南京PM2.5重金属污染水平与健康风险评估[J]. 环境科学, 2016, 37(1): 28–34.
|
Zheng N, Wang Q, Zhang X, et al. 2007. Population health risk due to dietary intake of heavy metals in the industrial area of Huludao city, China[J]. Science of the Total Environment, 387(1): 96–104.
|
郑娜, 王起超, 刘景双, 等. 2009. 葫芦岛市土壤、蔬菜重金属污染空间变化规律[J]. 环境科学, 2009, 30(7): 2071–2076.
|
郑娜, 王起超, 郑冬梅. 2007. 基于THQ的锌冶炼厂周围人群食用蔬菜的健康风险分析[J]. 环境科学学报, 2007, 27(4): 672–678.
|
周国华. 2014. 土壤重金属生物有效性研究进展[J]. 物探与化探, 2014, 38(6): 1097–1106.
DOI:10.11720/wtyht.2014.6.01 |
Zhuang P, McBride M B, Xia H, et al. 2009. Health risk from heavy metals via consumption of food crops in the vicinity of Daboshan mine[J]. South China Sci Total Environ, 407(5): 1551–1561.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2008.10.061
|
朱颖. 2014. 武汉市南湖大道南侧PM10、PM2. 5及其重金属污染特征[D]. 武汉: 华中农业大学
|