1 引言(Introduction)

土壤作为农作物赖以生存的基础，其中含有的各种污染物及其残留量的高低直接影响到作物的质量和食用安全.研究发现，土壤累积的重金属被作物富集吸收后，最终通过食物链到达人体，对人体健康具有潜在风险(石占飞等，2013；黄兴星等，2012；Zarcinas et al., 2004).工矿企业的生产活动，如矿产采集、加工、运输等活动产生的重金属对土壤环境的消极影响不容忽视(周航等，2011).来源于矿区的重金属在土壤中具有含量高、影响范围广、残留周期长且距离农田和居民点近等特点，对农田生态环境和人体健康存在严重影响.因此，关注生态环境安全和土壤环境质量及保证人类健康成为当务之急.为进一步探究土壤重金属的污染程度，在了解土壤重金属污染特征的基础上，定量评估其含量成为一种全面且有效的方法.

土壤重金属污染评价现已引起众多学者的关注，同时也发展出大量的研究方法和理论，如土壤重金属单因子评价、内梅罗综合评价、潜在生态风险评价、人体健康风险评价、模糊系数法、灰色聚类法等(Fan et al., 2012；范拴喜等，2010).但目前对于评估方法的选用没有统一标准，因此，需要根据研究目的、研究区污染特征及所评价的重金属类型确定评估方法.目前，大多土壤重金属污染评价研究大多基于一种方法进行(胡鑫等，2015)，也有通过两种评价方法的结合对城市土壤、道路土壤或农田土壤的污染进行评估(杨忠平等，2015；王兰化等，2014).针对矿区土壤重金属污染的评价也大多仅应用一种方法，如内梅罗多因子指数法(郭伟等，2011)、潜在生态风险指数法(刘芳等，2015；陈轶楠等，2015)或健康生态风险评价法(宋大平等，2014).单一方法的污染评估仅能揭示重金属污染对生态环境或人体健康单方面的影响，而在矿区土壤污染程度的研究中，结合潜在生态风险评价和人体健康风险评价的研究较为少见.矿区作为土壤重金属污染的敏感区域，对生态环境和人群健康均会产生较大影响.

Hakanson潜在生态风险指数法是一种评价土壤和沉积物中重金属污染程度的方法(马婷等，2011；侯千等，2011)，该方法在考虑土壤重金属含量的同时，还将其环境效应、生态效应和毒理学联系起来，综合考虑了重金属毒性及其在环境中迁移转化沉积等行为规律，从沉积学角度综合反映重金属对生态环境影响的潜力，适合于土壤及大区域范围沉积物的污染评价.但大多数学者在应用潜在生态风险指数法分析评价土壤重金属污染时，并未对评价标准进行相应调整，造成评估结果不准确.由美国EPA提出的人体健康暴露风险模型现已被广泛应用于重金属健康风险评价(安婧等，2016)，但有研究学者(徐友宁等，2014)认为该模型参数不符合我国实际人体暴露特征.

基于此，本研究根据重金属数量及类型调整潜在生态风险评价的评估标准，利用调整后的潜在生态风险评价法对重金属进行评价；另外，采用环境保护部颁布的《污染场地风险评估技术导则》(环境保护部，2014)中人体健康暴露参数取值，对研究区人体健康暴露风险进行评价.同时，本研究结合GIS技术探讨研究区土壤重金属对生态环境的潜在污染风险及对人体健康的风险，结合两种重金属评价方法对研究区土壤砷(As)、汞(Hg)、铜(Cu)、铅(Pb)、锌(Zn)5种重金属进行分析，在揭示矿区土壤重金属污染状况的基础上，进一步分析研究区存在的生态环境污染风险程度，同时，揭示非致癌及致癌重金属分别对成人及儿童的人体健康暴露风险大小，以了解矿区土壤重金属的污染风险大小，为今后的污染评估研究提供方法依据，并为决策部门提供决策分析.

2 研究区概况及样点采集(Study site and sampling points) 2.1 研究区概况

选取我国典型多金属矿区—苏仙区(图 1)作为研究区域.苏仙区位于中国湖南省南部，面积约1342.28 km².依托于西河流域丰富的矿产资源，从20世纪80年代起苏仙区金属矿业迅速发展，现已形成集矿产采集、运输、金属冶炼加工于一体的矿产加工区布局.该地区矿产资源丰富，包括享誉世界的柿竹园有色金属矿、大型桥口铅锌矿、玛瑙山锰矿、大型许家洞、街洞和栖凤渡煤矿等.全区已探明有色金属7类50多个品种，铅、锌、钨、锡、铋和钼等有色金属在全球矿产资源中占有重要位置.目前，苏仙区共有矿床18处，其中4个特大型矿床主要分布在白露塘、塘溪、大奎上、坳上等乡镇.柿竹园有色金属矿蕴藏143种矿物，是世界上发现的最大多金属矿，被中外矿物学家誉为“世界有色金属博物馆”.但由于苏仙区境内金属矿区分布面积的不一致，使得各乡镇土壤环境受到矿业加工的影响差异巨大.

2.2 样点采集及数据来源

样点采集工作于7—9月完成，借助ArcGIS技术并按照一定采样规则进行.本研究旨在探讨苏仙区矿业活动对周边土壤重金属生态环境和人体健康风险的影响，因此，样点采集遵循如下方法：①距矿区越近样点越密集、越远越稀疏；②采样于田间完成，并远离田块边及路边；③采样前进行调查，避开肥料及农药施用点.本次研究共采集166个样品，土壤重金属检测项目包括As、Hg、Cu、Pb、Zn，检测方法参考重金属检测标准GB 15618-1995.土壤样品在通风阴凉处风干，过100目筛；每个样品用万分之一天平称样0.1~0.2 g于聚四氟乙烯消解罐中，土壤样品采用HCl-HNO₃-HClO₄-HF法消煮，同时对土壤国家标准参比物质(GBW-07405)和平行全空白样进行分析质量控制，发现标样测定结果均在允许误差范围内.分析过程中所用试剂均为分析纯.采用微波消解仪(Labtech DigiBlock ED54-iTouch)对土壤样品进行消解，As、Hg采用原子荧光光度计(AFS-2202)检测，Cu、Pb、Zn采用电感耦合等离子发射光谱仪(ICP-OES, 美国)检测.

基础地理数据由中国科学院资源环境科学数据中心提供，包括苏仙区乡镇级别行政区域、苏仙区村界图、苏仙区矿区分布图等数据，采样点坐标由GPS仪记录.采用Microsoft Excel 2010、IBM SPSS Statistics 19、ArcGIS10.1(ESRI Inc.)对采样数据和地理数据进行处理.

3 研究方法(Research methods) 3.1 潜在生态风险评价

尽管Hakanson潜在污染评价法已被广泛应用于评价土壤重金属污染且得到国际上的认可，但很少有学者根据所研究重金属数量和种类对评估标准进行调整，直接采用Hakanson的分级标准造成结果精度较差(Li et al., 2016).为提高结果精度，本研究根据所选用重金属种类和数目对单项潜在生态风险指数(E)和综合潜在生态风险指数(RI)的评估域进行调整，并将改进评价标准后的方法与ArcGIS技术相结合，实现污染状况的可视化.方法原理参见文献(Hakanson，1980)，计算公式如下：

(1)

(2)

式中，E_jⁱ为样点j处重金属i的单项潜在生态风险指数；Tⁱ为重金属i的毒性响应系数，反映毒性水平和生物对其污染的敏感程度，5种重金属(As、Hg、Cu、Pb、Zn)的毒性响应系数分别为10、40、5、5、1(陆泗进等，2014)；W_jⁱ为样点j处重金属i的污染系数；C_jⁱ_实际为样点j处重金属i的实际测定值；Cⁱ为重金属i的参比含量；RI_j为样点j处重金属综合潜在生态风险指数.

Hakanson分级标准的提出是建立在同时考虑了8种污染物的毒性系数，且计算依赖于8种重金属中具有最大毒性系数的污染物及重金属的数量(马建华等，2011；Fernández et al., 2001).而本研究仅有5种重金属，重金属数量和种类均发生变化，若不进行评估标准的调整易对结果产生偏差.目前大多数应用潜在生态风险评价的研究很少考虑重金属种类和数量对其进行相应调整，因此，本文针对研究对象特性调整了评估域.

潜在生态风险评估标准的调整方法为：Hakanson法的E_i和RI_i等级划分基于8种重金属的最大毒性系数及8种重金属毒性系数和进行确定(Li et al., 2016).首先确定单位毒性系数分级值RI=150/133=1.13，其中，150为Hakanson第一级分级界限值，133为8种污染物的毒性系数总值；本研究中毒性系数最大的重金属为Hg(40)，5种重金属毒性系数总和为61，则调整后第一级界限值RI_i=61×1.13≈70，剩下每一级界限值为上一级界限值的2倍(马建华等，2011；Fernández et al., 2001).调整前后的E和RI值见表 1.

3.2 人体健康风险评价

由美国EPA提出的健康风险模型包括了致癌风险及非致癌风险模型(Means et al., 1989；US EPA，2009)但其中的人体暴露参数并不符合我国人群健康的实际情况，因此，参数的选取基于环境保护部颁布的《污染场地风险评估技术导则》(环境保护部，2014)，以及参考前人的研究结果(李如忠等，2013)得到.本研究选取常见的土壤重金属暴露途径：经口摄入、口-鼻吸入及皮肤接触，人群类型分为成人和儿童.

3.2.1 土壤重金属暴露途径及暴露量计算

对于经口摄入，成人和儿童的暴露量计算公式分别如式(3)和(4)所示.

(3)

(4)

对于口鼻吸入途径，成人和儿童的暴露量计算公式分别如式(5)和(6)所示.

(5)

(6)

对于皮肤接触途径，成人和儿童的暴露量计算公式分别如式(7)和(8)所示.

(7)

(8)

式中，c为土壤表层重金属含量(mg·kg^-1)；IRg为摄取土壤速率，成人取值为100 mg·d^-1，儿童取值为200 mg·d^-1；IRh为呼吸摄入量，成人取值为15 m³·d^-1，儿童取值为7.5 m³·d^-1；CF为转换系数，取值为1×10^-6；EF为暴露频率，取值为365 d·a^-1；ED为暴露年限，成人取值为30 a，儿童取值为10 a；BW为体重，成人为70 kg，儿童为16 kg；AT为平均作用时间，致癌为365×70 d，非致癌成人取值为365×30 d，儿童取值为365×10 d；[PM₁₀]为空气中可吸入颗粒物含量，取值为0.3 mg·m^-3；FSPO为空气中来自土壤颗粒物的占比，取值为0.5；PLAF为吸入土壤颗粒物在体内滞留的比例，取值为0.75；SA为暴露皮肤表面积，成人为4350 cm²，儿童取值1600 cm²；AF为土壤对皮肤的吸附系数，取值为0.2 mg·cm^-2·d^-1；ABS为皮肤吸收因子，取值为0.001(环境保护部，2014；谷蕾等，2012；Lim et al., 2008；陈星等，2014；Ferreira-Baptista et al., 2005)；参数下标child和adult分别为该参数对应的儿童和成人限度值.

3.2.2 健康风险评价模型

非致癌风险(HI)和致癌健康风险(TCR)的计算公式分别如下：

(9)

(10)

式中，EDI_ij为暴露途径为j时非致癌重金属i的日均暴露量(mg·kg^-1·d^-1)；RfD_ij为暴露途径j的非致癌重金属i参考剂量(mg·kg^-1·d^-1)；HQ_i为非致癌重金属i单项健康风险指数；HI为5种重金属通过3种暴露途径产生的非致癌总风险指数；HI或HQ_i＞1时，土壤重金属存在人体健康非致癌风险；若二者均小于1，表明非致癌风险可忽略；SF_ij为暴露途径为j时致癌重金属i的致癌风险斜率系数；CR_i为致癌重金属i的单因子健康风险指数；TCR为3种暴露途径下重金属的总致癌风险指数.美国EPA将致癌风险指数为10^-6(即污染导致百万人增加一个癌症患者)作为土壤治理的基准.根据专家的建议，可以接受的致癌风险在10^-6~10^-4之间(王兰化等，2014；Ferreira-Baptista et al., 2005；林晓峰等，2011).表 2为公式中参数取值.

4 结果与分析(Results and analysis) 4.1 土壤重金属污染特征分析

重金属污染数值统计分析结果见表 3.由表可知，5种重金属的均值远高于背景值，超标倍数分别为5.6、5.8、2.1、1.4、3.5，表明人类活动对土壤重金属的富集作用显著.变异系数常用于反映研究区各采样点的平均变异程度和土壤各元素累积状况(Manta et al., 2002).通常将大于100%的变量视为强变异，较大的变异系数表明土壤重金属受到强烈人类活动影响.变异系数(CV)大小比较为CV(Pb)＞CV(Cu)＞CV(As)＞CV(Zn)＞CV(Hg)＞50%，属于强烈变异，表明重金属局部上含量变化大，空间变异明显.有研究显示，该地区大型多金属矿长期受到大面积露天开采，同时监管不到位导致尾矿、废石大面积堆放，原有生态环境遭到破坏(徐洪霞等，2014)，从而导致土壤重金属高变异性.

采用单因子污染指数法对土壤重金属累积程度进行分析，所采用评价标准为土壤背景值，计算公式参见文献(刘硕等，2016).通过计算得出5种土壤重金属单因子污染指数大小为：Pb＞Cu＞As＞Zn＞Hg＞1，单因子污染指数大于1，表明土壤重金属受到外界干扰并有一定程度累积，指数越大则累积程度越高.As、Pb、Hg的单因子污染指数均大于5，其中，Hg积累最为严重，单因子指数达到10.4.另外，采用内梅罗综合指数评价法(Kowalska et al., 2016；Yang et al., 2014)评定土壤综合污染状况.该方法同时兼顾单项污染指数平均值和最大值，突出高浓度污染物对土壤环境质量的影响，计算公式可参见文献(Nemerow et al., 1974).对于内梅罗指数P，P≤1为非污染，1＜P≤2为轻污染，2＜P≤3为中度污染，P＞3为重污染.计算结果显示，苏仙区土壤重金属污染状况为重度污染，内梅罗综合指数为11.6，表明该研究区土壤综合污染状况严重.

4.2 潜在生态风险评价 4.2.1 单因子潜在生态风险评价

图 2为5种重金属单因子潜在生态风险评价结果，颜色越深代表生态风险等级越高，污染状况越显著.苏仙区全境内，Zn和Cu污染等级处于轻微污染以下，污染状况不显著.对于As污染，中度至重污染风险带呈西北—东南走向，主要的高风险区域(4级)位于白露塘镇和塘栖镇南部，围绕大型矿区位置形成片状高污染风险带，该污染带外围则为3级污染风险带并向四周延伸.这两个镇的中部地区为3级污染风险，其余区域主要为2级污染风险.此外，4级污染风险地区在其他区域有零星分布，主要位于马头岭镇南部和桥口、白露塘和塘栖三镇交界处.Pb污染相较于As而言，轻微风险等级占据面积显著增加，但白露塘和塘栖镇南部仍为主要Pb高风险区域，该区域主要为3级Pb污染风险.Hg污染在全区范围内不存在类似于As和Pb污染的典型高风险聚集区，但整个研究区Hg潜在污染风险等级处于3级污染风险及以上，表明整个研究区潜在Hg生态污染风险高，其中，4级污染风险区主要集中在五里牌、栖凤渡、马头岭及许家洞四镇交界处，并向四周扩散形成面状4级污染风险带.此外，良田镇煤矿所在地及柿竹园矿区同样存在4级污染风险区.

为进一步量化土壤重金属污染风险，揭示研究区土壤重金属污染程度，利用ArcGIS对各类重金属不同风险等级面积进行统计(表 4)，重金属Zn和Cu不存在潜在生态污染的风险，故在此不予以讨论.对于As污染，有接近60%的面积显示为轻微污染，全区风险指数较低，中度污染风险面积约是强污染风险面积的2倍，分别占总面积的24.5%和10.1%；对于Pb污染，大部分区域(80.2%)处于轻微风险等级，且具有3级及以上风险等级的面积不足10%，总体看来，研究区Pb污染风险比As低.Hg有超过1/2以上面积(83.5%)为3级及以上污染风险等级.根据GIS预测图得知，具有较大污染风险的区域主要集中在靠近矿区的位置，频繁的采矿、加工等活动使得重金属更容易进入到土体内从而造成污染.

4.2.2 综合潜在生态风险评价

综合潜在生态风险指数考虑了各种重金属协同作用下的污染风险，从而可反映研究区土壤重金属总体污染等级.总体上来看，苏仙区全境范围的污染风险等级为3级及以上(图 3).高风险等级区集中于白露塘镇和塘栖镇南部及大奎上乡北部小部分区域，为4级风险等级.根据调查，白露塘、塘栖镇南部为柿竹园-玛瑙山大型金属矿区所在地，该4级风险等级区在空间上覆盖住柿竹园大型矿区所在地，并向东南方向面状延伸至研究区边界处，表明该大型矿区对土壤重金属污染的影响范围广泛，影响程度较大.

随着距柿竹园矿区距离的增加，风险等级减小为3级.在研究区其他区域出现分散的4级风险等级区，局部高风险区域的零星分布则与小型矿区有关，栖风渡镇周边存在小型煤矿.因此，大型金属矿区和小型煤矿区仍为主要重金属污染的高风险区域.

表 5为研究区土壤重金属各综合风险等级占据的面积及面积占比.从表 5可直观看出，研究区潜在生态风险等级面积占比最大的为3级生态风险，占总面积的67.1%，其次为4级生态风险，面积占比为19.2%，表明全区具有较强的污染风险.研究区土壤重金属对于生态环境的危害风险情况并不容乐观，从图 3可看出，主要高风险区域位于矿区周边，因此，加强矿区周边土壤环境的治理刻不容缓.距离矿区较远的位置尽管不直接受矿区的影响，但仍然受到间接的影响，如矿物运输、加工等过程产生的废弃物随降水、空气等短距离传播的污染同样应受到重视.

4.3 人体健康风险评价

本研究通过计算农田土壤重金属含量平均值，应用健康风险评价模型及参数计算不同暴露途径下的平均人体健康风险，结果见表 6.非致癌重金属对成年人暴露风险指数显示，3种非致癌暴露途径下，成人As、Pb、Zn、Cu和Hg单项风险指数HQ均小于1，表明5种非致癌重金属对成人健康的影响并不显著.成人非致癌综合健康风险指数HI=1.1＞1，尽管单一重金属非致癌健康风险并不显著，但该地区综合非致癌重金属对成人健康存在显著影响，对综合非致癌风险(HI)贡献率最高的重金属为As，贡献率达54.7%.

非致癌重金属对儿童的暴露风险主要由As、Pb造成，重金属Hg的非致癌健康暴露风险指数小于1，对儿童健康风险的影响较小.As和Pb的非致癌暴露风险指数分别为4.9、1.065，表明这两类重金属对儿童存在较高的非致癌健康风险.As通过手口摄入、口鼻吸入、皮肤接触暴露途径的贡献率分别为86.7%、1.6%、0.3%，Pb分别为71.1%、3.5%、2.4%.由此可看出，手口摄入是As、Pb主要的儿童非致癌风险暴露途径.儿童非致癌综合健康风险指数HI为6.1，大约是成人的5.5倍.儿童体重相较于成年人轻，且手口摄入暴露重金属的频率更高，因此，在相同环境下生存，儿童比成人具有更高的非致癌重金属健康暴露风险.此处得出的结论与前人研究结果一致(陈星等，2014).

致癌风险中，成人和儿童As总致癌健康风险指数分别为7.24×10^-5和3.12×10^-4，根据USEPA的推荐，一般认为可接受致癌风险值为1.0×10^-6，若风险值小于1.0×10^-6，则可以接受.致癌风险值上限为1.0×10^-4，若风险值大于1.0×10^-4，则潜在风险较大.成人的致癌健康暴露风险在可接受范围内，因此，致癌总风险较低.其中，成人不同致癌风险暴露途径下暴露量大小排序：手口摄入>皮肤接触>口鼻吸入，手口摄入的致癌健康风险贡献率达到98.6%；儿童则存在As的致癌暴露风险，手口摄入仍然是主要的暴露途径，手口摄入的致癌健康风险贡献率为89.4%.儿童的致癌暴露风险指数达到3.12×10^-4，处于专家推荐的致癌健康暴露风险上限，因此应引起重视.

5 讨论(Discussion) 5.1 两种评价方法的比较

潜在生态风险评价法和人体健康风险评价法存在本质上的差别，前者主要考虑重金属的环境毒性，从环境角度评价重金属污染对生态环境的影响，但生态环境的危害并不能直接反映其对人体健康的影响程度，因此，需借助人体健康风险评价方法进行评价.由于二者的侧重点不同，因此，评价结果也不尽相同.同时，潜在生态风险可借助GIS分析工具反映全区范围的生态风险污染状况，并显示高风险区域，而人体健康风险则能定量化表示非致癌及致癌重金属对人群暴露的风险大小，且根据人群及摄入途径的分类可进一步将研究细化.由于侧重点的不同造成最终评价结果出现如下差异.

1) 存在高生态风险但不存在人体健康风险，代表性重金属为Hg.潜在生态风险评价中，不同重金属单因子风险指数分布图显示，Hg在全区范围内的风险指数分布颜色最深，研究区Hg污染风险最高，且越靠近矿区的位置风险等级越高，而人体健康风险中Hg并未表现出显著的人体非致癌暴露风险(HI＜1).

2) 局部高生态风险，仅对一类人群存在非致癌健康暴露风险，以As和Pb为代表.As和Pb的高潜在生态风险等级区域较为集中，主要与大型多金属矿和局部小型矿区的分布相关.这两类重金属在进行人体健康风险分析时，对成人并未表现出显著的非致癌健康暴露风险，但对于儿童则存在非致癌健康暴露风险.

3) 单个重金属的非致癌风险不显著，但几种重金属结合的综合非致癌健康风险显著，以成人非致癌健康暴露风险为代表.尽管各类重金属并未表现出明显的成人非致癌健康暴露风险，但综合健康暴露风险(HI=1.1＞1)则提示风险不可忽视，表明重金属在环境中对人体健康的影响具有累积作用，且受到重金属种类及数量的影响.

4) 成人及儿童的健康暴露风险不一致.研究中发现，一些金属对成人不存在暴露风险，如As、Pb，但对儿童的暴露风险指数显著增加.同时，研究结果显示，儿童综合非致癌健康暴露风险(HI=6.1)是成人综合非致癌健康暴露风险(HI=1.1)的5.5倍.由于儿童生理特征、生活习性等的不同，使得不同人群的暴露风险有所差异.

两种评价方法对土壤重金属污染的评价结果不尽相同，某些重金属对生态环境具有潜在危害，但进行人体健康评价时，危害性并未体现.潜在生态风险指数法更关注多种重金属协同作用下对环境影响的评价(李一蒙等，2015)，而人体健康风险则更多地考虑单一金属通过各种暴露途径进入人体的风险大小，并未考虑重金属毒性及彼此协同作用.另外，重金属进入人体的途径复杂，本研究仅考虑最常见的3种，暴露风险同时还受到人群暴露频率的影响，故导致二者评估结果出现差异.今后的研究可更多地关注土壤重金属对于生态环境潜在危害和对人体健康影响的关系，进一步揭示土壤重金属对环境和人体健康影响的规律.

5.2 潜在风险评价标准调整

Hankason潜在生态风险评价方法中标准的提出是基于最初研究的8种重金属之上，但之后有研究发现该标准并不适用于所有评价，尤其当评价的重金属数量及种类变化时，标准也应该发生相应的变化(郭鹏然等，2015；陈秀端等，2012).本文根据研究的重金属数量及种类对潜在生态风险评估的评估阈进行调整，结果显示，调整后的评价结果更符合实际情况.表 7为调整前后的综合潜在生态风险评价等级面积及占比.表中显示，调整前后风险等级面积占比出现明显变化，生态风险指数升高，调整前全境有66.5%的面积为2级风险等级，即存在中度污染风险，轻微和较强风险等级面积占比相近，分别为17.8%和15.5%，几乎不存在4级风险等级.评估标准调整后，全境超过50%以上的面积为3级风险等级(67.1%)，轻微和中度风险等级面积占比分别降至1.7%和12.0%，同时4级风险等级面积占比从调整前的接近0增加至19.2%.调整前后风险等级面积占比变化明显.苏仙区环境监测站对大型矿区周边农田土壤、高炉附近土壤及剖面土壤进行检测，结果显示，土壤内Pb、Zn、As等重金属显著高于当地背景值，且超出GB15618-1995《土壤环境质量标准》的三级标准.土壤环境质量的三级标准即是保障农林生产和植物正常生产的土壤临界值，但并不保证维持人体健康，超出该范围则存在对人体健康和植物正常生长的危害.未调整评估阈时的潜在生态风险状况并不明显，因此，该处引用进一步强调调整评估阈使得研究结果更接近真实状况.另外，土壤pH呈酸性利于重金属的溶出和迁移(徐洪霞等，2014).因此，对评估阈进行调整后得出的研究结果更符合苏仙区的实际污染情况，结果更具指导意义.

6 结论(Conclusions)

1) 研究区砷(As)、汞(Hg)、铜(Cu)、铅(Pb)、锌(Zn)5种重金属在土壤内的含量均超出背景值，且单因子污染指数均大于1，综合污染指数达11.6.

2) 单因子潜在生态风险评价结果显示，全境内Zn和Cu处于轻微污染及以下；As污染则呈现西北(中度)—东南(强烈)污染风险走向，中度风险等级面积是强烈风险等级面积的2倍，空间上看，As的很强风险区域覆盖柿竹园大型矿区位置，形成片状高污染风险带；Pb污染在大型矿区位置周围形成面状3级(重度)风险等级区(面积占比7.6%)；整个研究区Hg潜在污染风险处于重度及以上等级.

3) 综合潜在生态风险评价结果显示，全境土壤污染风险主要以重度及强烈等级为主，高风险(强烈等级)区域在空间上的分布覆盖柿竹园大型矿区所在地，并向东南方向面状延伸至研究区边界处.

4) 人体健康风险评价结果显示，针对成年群体，研究区存在显著的综合非致癌健康暴露风险，其中，As对非致癌健康暴露风险的贡献最大；对于儿童群体，As、Pb对儿童非致癌健康暴露风险影响显著，手口摄入是这两种重金属主要的儿童非致癌风险暴露途径；致癌重金属As对成人不存在显著致癌风险，但儿童的致癌健康暴露风险显著，应当引起重视.