Assessment and amendment methods of heavy metal non-carcinogenic health risks in agricultural land around smelters
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摘要:
为科学量化重金属复合暴露产生的非致癌健康风险，引入靶器官毒性剂量（TTD）模型和证据权重分析模型（WOE）对传统评估模型（HRA）的非致癌健康风险进行修正，并以华中某冶炼厂周边农用地土壤重金属为例，探究3种模型对非致癌健康风险评估结果的影响。结果表明：土壤重金属镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）和砷（As）的浓度均值分别为0.37、36.65、69.06和7.66 mg/kg，其中Cd、Pb和Cr不同程度超出研究区土壤背景值，4种重金属传统非致癌健康风险值（HIHRA）为2.27×10−3~3.35×10−1。经TTD模型和WOE模型修正后4种重金属HITTD和HIWOE分别为1.64×10−2~5.50×10−1和1.08×10−2~6.09×10−1，其中HITTD、HIWOE均值分别为HIHRA均值的1.88倍和1.17倍。研究显示，对多种重金属复合污染的农用地开展人体非致癌健康风险评估时，需考虑多靶器官效应及重金属间的交互作用，避免传统风险评估方法低估或高估土壤污染对暴露人群产生的实际健康损害。
Abstract:To scientifically quantify the non-carcinogenic health risks of soil combined polluted by heavy metals, the Target Organ Toxicity Dose (TTD) model and Weight of Evidence (WOE) analysis model were introduced to modify the non-carcinogenic health risks assessed by traditional human risk assessment (HRA) model. Adults health risks of heavy metals in agricultural soils surrounding a smelting plant in Central China by using the three methods were compared as a field case. The results showed that the average concentrations of heavy metals cadmium (Cd), lead (Pb), chromium (Cr), and arsenic (As) in the soil were 0.37, 36.65, 69.06, and 7.66 mg/kg, respectively. Among them, Cd, Pb, and Cr exceeded the soil background values to varying degrees. Non-carcinogenic health risk values assessed by HRA (HIHRA) for these four heavy metals ranged from 2.27×10−3 to 3.35×10−1. Amended by TTD and WOE model, HITTD and HIWOE values for the four heavy metals ranged from 1.64×10−2 to 5.50×10−1 and from 1.08×10−2 to 6.09×10−1, respectively. The average values of HITTD and HIWOE were 1.88 and 1.17 times higher than that of HIHRA, respectively. The study emphasized the importance to consider the multi-target organs effect of a specific heavy metals and the interactions among the heavy metals for assessing the non-carcinogenic health risks on agricultural land contaminated with multiple heavy metals. This approach helps to prevent the limitations of traditional risk assessment methods, which may not accurately reflect the real health hazards posed by polluted soil to the population exposed to it.
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随着城镇化和工业化进程的持续推进，环境中的重金属丰度受采矿、工业活动、废水灌溉、农药和化肥施用、固体废物处理和车辆尾气等高强度人类活动影响而持续升高，造成的土壤重金属污染已成为全球性环境问题[1-4]。其中，我国矿区周边农用地土壤重金属污染问题尤为突出，大量研究已经证明农用地土壤重金属污染的人体健康危害，如引起人体肾脏、肝脏、神经及生殖系统等器官不同程度的损害[5-8]。研究发现经口摄入是土壤重金属进入人体并富集的主要暴露途径[9-11]。因此，准确评估经口摄入土壤重金属产生的毒性效应，对人体的健康风险评估至关重要。
人体健康风险评估（human risk assessment, HRA）模型是土壤重金属风险评估及预测的传统评估方法[12-14]，然而，HRA模型仅考虑单因子重金属作用于最为敏感的靶器官，忽视了对其他靶器官的毒性效应，这可能导致土壤重金属污染的人体非致癌健康风险被低估[15-17]。基于此，美国毒物与疾病登记署（Agency for Toxic Substances and Disease Registry, ATSDR）提出靶器官毒性剂量（target organ toxicity dose，TTD）模型，该模型将重金属可能作用的靶器官均考虑在内，修正了重金属对人体产生的非致癌健康风险 [18-19]。考虑到实际情况下，不同类型重金属在环境中的共存现象及其协同毒性并非简单的剂量线性累加，证据权重（weight of evidence，WOE）模型进一步被提出以修正复合污染下重金属对人体产生的非致癌健康风险[20-23]。前人针对室内灰尘及垃圾拆解区PM10中重金属进行的非致癌健康风险研究，发现基于TTD和WOE模型评估的非致癌健康风险值均大于HRA的评估值[16, 24-26]。然而，目前我国应用TTD和WOE模型评估土壤中重金属非致癌健康风险的研究报道较为有限，这可能导致风险误判并诱导潜在的长期健康风险。因此，有必要采用TTD和WOE模型探究土壤复合污染中多种重金属联合暴露的非致癌健康风险，拓展其在土壤重金属风险管控的适用性。
笔者基于对单一金属的多靶器官效应和重金属两两间交互作用下的多靶器官毒性效应的考虑，利用TTD和WOE模型对冶炼厂周边农用地4种土壤重金属（Pb、Cr、Cd和As）HRA模型评估的非致癌健康风险进行修正，对比3种模型对评估结果的影响，以期更精准地反映实际暴露产生的风险，为土壤重金属风险评估提供新思路，为土壤风险管理提供有效的技术支撑。
1. 材料与方法
1.1 研究区与采样方案
研究区为我国华中某冶炼厂周边农用地。在研究区域内，基于遥感影像和土地利用图，按1 km×1 km网格法对农用地布点。实地调查采样时，根据耕作历史等实际情况优化点位位置，共采集土壤样品117个，采样点分布如图1所示。
1.2 样品前处理及重金属含量测定
参考HJ 803—2016《土壤和沉积物 12种金属元素的测定 王水提取-电感耦合等离子体质谱法》测定重金属As、Cd、Pb和Cr浓度[27]。称取经风干粉碎研磨后过100目筛的土壤样品0.10 g于50 mL锥形瓶中，加入5 mL王水。将表面皿半盖在锥形瓶上，置于电热板上加热，温度设置在180～200 ℃，保持王水微沸状态约2 h。消解至王水黏稠约剩1 mL时取下冷却至室温，用少量超纯水清洗表面皿、锥形瓶内壁和残渣，经滤纸过滤到50 mL比色管中。重复上述清洗至少3次，洗液并入，最后冲洗滤纸，定容。采用电位差测量法测定土壤pH[28]，采用GBW07405土壤国家标准参比物质和平行空白样进行质控。
1.3 非致癌健康风险评估法
根据研究区土壤农业耕种的利用功能特性判断，该区域暴露人群主要为成人，参考HJ 25.3—2019《建设用地土壤污染风险评估技术导则》利用HRA模型评估4种重金属对成人产生的非致癌健康风险，在此基础上，分别引入TTD和WOE模型进一步对非致癌健康风险进行修正。
1.3.1 基于HRA模型非致癌健康风险评估
经口摄入是土壤重金属进入人体的主要暴露途径[12-14]，因此，本研究仅考虑经口摄入土壤重金属对成人产生的非致癌健康风险。土壤重金属As、Cd、Pb和Cr的日均暴露量、非致癌健康风险的计算公式如下[29-30]：
$$ \text{OISE}\text{R}{_{{i}}}=\frac{C_i\times\text{OSIR}\times\text{ED}\times\text{EF}\times\text{AB}\text{S}_{\mathrm{o}}}{\text{BW}\times\text{AT}}\times10^{-6} $$ (1) $$ {\text{HI}} = \sum\limits_{i = 1}^n {{\text{H}}{{\text{Q}}_{i}} = \frac{{{\text{OISE}}{{\text{R}}_i}}}{{{\text{Rf}}{{\text{D}}_i}}}} $$ (2) 式中：OISERi为重金属i的日均暴露剂量，mg/(kg·d)；RfD为重金属经口摄入暴露途径的参考浓度，mg/(kg·d)；n为重金属种类数；HQi为重金属i的危害商值，用来指示非致癌健康风险；HI为多种重金属的危害指数值，表示累积总非致癌健康风险。一般认为HQi或HI小于1.0时，非致癌健康风险较低，可忽略，而HQi或HI大于1.0时，存在明显的非致癌健康风险。其他相关参数解释、单位、取值及数据来源见表1。
表 1 人群（成人）暴露评估及重金属毒性参数Table 1. Population (adult) exposure assessment and heavy metal toxicity parameters参数 含义 数值 数据来源 Ci 土壤中污染物的浓度/(mg/kg) 监测值 本研究 OSIR 日均摄入率/(mg/d) 100 文献[31-32] EF 暴露频次/(d/a) 350 文献[31-32] ED 暴露时间/a 24 文献[31-32] BW 平均体重/kg 61.8 文献[31-32] AT 平均暴露时间/d 9 125 文献[31-32] ABSo 经口摄入吸收效率因子，无量纲 1 文献[31-32] RfDAs 经口摄入As参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 3×10−4 文献[31-34] RfDCd 经口摄入Cd参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 1×10−3 文献[31-34] RfDCr 经口摄入Cr参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 3×10−3 文献[31-34] RfDPb 经口摄入Pb参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 3.5×10−3 文献[31-34] 1.3.2 基于TTD模型非致癌健康风险评估
TTD模型是在HRA的基础上，将4种重金属相应的靶器官考虑在内，对非致癌健康风险进行修正。4种重金属相应靶器官的HQ和HI计算公式 [18]如下：
$$ \text{HQ}_{\text{endpoint}}^{\mathit{i}}=\text{OISE}\text{R}\mathit{_{^i}}/\text{TDD}_{\text{endpoint}}^{\mathit{i}} $$ (3) $$ \text{H}\text{I}_{\text{endpoint}}=\sum\limits_{i=1}^n\text{HQ}_{\text{endpoint}}^{\mathit{i}} $$ (4) 式中：TTDiendpoint为重金属i相应的靶器官毒性剂量，mg/kg；HQiendpoint为重金属i的靶器官的危害商，无量纲；HIendpoint为重金属各靶器官的危害指数，无量纲。
ATSDR颁布关于《化学混合物联合毒性作用评估指导手册》[18]中指出Cd和Pb的靶器官为神经、肾脏、血液和睾丸；Cr的靶器官为神经、肾脏、血液和睾丸；As的靶器官为神经、肾脏和血液。4种重金属在相应靶器官中的TTD [18,35-36]见表2。其中，Pb的TTD以血铅值（PbBs）为单位，因此在对非致癌健康风险评估前，利用ALM(adult lead model)模型〔式（5）~（7）〕，将Pb的日均暴露（OISERnc）转化为以PbBs的OISERnc[17,26]。
表 2 重金属经口暴露靶器官毒性剂量Table 2. TTD value in target organs for oral exposure to heavy metals靶器官 As/（mg/kg） Cr/（mg/kg） Pb/（μg/dL） Cd/（mg/kg） 神经 0.0003 0.0100 100 0.0002 肾脏 0.0900 0.0100 340 0.0050 血液 0.0006 0.003 100 0.0008 睾丸 — 0.005 400 0.0003 $$ \text{INTAK}=C\mathrm{_{Pb}}\times\text{I}\text{R}_{\text{s}}\times\text{E}\text{F}_{\text{s}}/\text{AT}\mathrm{_y} $$ (5) $$ {\text{UPTAKE}} = {\text{A}}{{\text{F}}_{\text{s}}} \times {\text{INTAKE}} $$ (6) $$ {\text{Pb}}{{\text{B}}_{{\text{adult-central}}}}{\text{ = Pb}}{{\text{B}}_{{\text{adult-0}}}}{\text{ + BKSF}} \times {\text{UPTAKE}} $$ (7) 式中：INTAK为平均每日摄取Pb的量，μg/d；CPb为土壤中铅的浓度（监测值），μg/g；IRs为每日摄入土壤的量，取0.05 g/d；EFs为平均每年摄入土壤的时间，取220 d；ATy为年均暴露时间，取365 d；UPTAKE为平均每日吸收Pb的量，μg/d；AFs为吸收率，取0.12；PbBadult-0为不受场地污染暴露情况下，成人血铅浓度的背景值，取4.79 μg/dL；BKSF为血铅和摄入体内铅含量的斜率系数，取0.4 d/dL。相关参数参考前人研究结果[24-25,33]。
1.3.3 基于WOE模型非致癌健康风险评估
WOE模型是基于药代动力学、代谢研究和活性结构关系，考虑了暴露途径的相关性、持续时间等因素，在TTD基础上引入重金属两两间交互作用来修正非致癌健康风险。经WOE修正后HI的计算公式[35,37]如下：
$$ F_{i,j}=\frac{\text{H}\text{Q}{_{{j}}}}{\text{H}\text{I}_{\text{add}}-\mathrm{H}\text{Q}\mathit{_{{i}}}} $$ (8) $$ G_{i,j}=\frac{(\mathrm{HQ}_i\times\mathrm{HQ}_j)^{0.5}}{(\mathrm{HQ}_i+\mathrm{HQ}_j)\times0.5} $$ (9) $$ \text{HI}=\sum\limits_{i=1}^n\left(\mathrm{HQ}_i\times\sum_{ }^{ }F_{i,j}M_{i,j}^{B_{i,j}G_{i,j}}\right) $$ (10) 式中：Fi,j为重金属 j 作用于重金属 i 的暴露因子，无量纲；HQj为重金属j的危害商，无量纲；HIadd为重金属基于剂量相加的危害指数，无量纲；B 为重金属 j 作用于重金属 i 的证据权重因子赋值，无量纲；G为相对权重因子；M为交互作用等级，美国国家环境保护局（US EPA）推荐默认值为5[38]；HI为重金属基于交互作用的危害指数，无量纲。
根据ATSDR颁布的《砷、镉、铬、铅的交互作用》[36,38]，以神经、肾脏、血液和睾丸为As、Cd、Cr和Pb共同作用的靶器官，采用二元权重得分（B）来指示重金属间的交互作用特征及大小，每对污染物间可能存在2个B，研究区域各种金属对成人相应靶器官的B，结果见表3。
表 3 重金属As、Cd、Cr和Pb神经、肾脏、血液和睾丸证据二元权重得分(B)Table 3. Value of WOE for neurological, renal, hematological, and testicular toxicity exposure to Cd, As, Cr, and Pb神经 肾脏 血液 睾丸 协同作用 Pb+As(0.50) Cr+As(0.75) Pb+Cd(0.71) As+Pb(0.50) Cd+Pb(0.71) Cd+Pb(0.10) Cr+As(0.75) 拮抗作用 As+Cr(−0.5) Pb+As(0.50) Pb+As(−0.5) As+Cd(−0.14) As+Pb(−0.50) As+Pb(−0.50) As+Cr(0.06) As+Cr(−0.50) As+Cd(0.23) Cd+Pb(−0.75) As+Cr(0.06) Cr+As(−0.50) Cd+Pb(0.23) Cd+As(0.23) 2. 结果与讨论
2.1 土壤重金属含量水平
如表4所示，土壤重金属中Cd、Pb、Cr和As浓度的平均值分别为0.37、36.65、69.06和7.66 mg/kg，其中Cd、Pb和Cr的浓度均值分别为研究区域土壤背景值的3.4、1.2和1.5倍，且55%以上的样品中这3种重金属浓度均超出区域土壤背景值。与九江、抚州、上饶和景德镇等周边市区农用地相比，研究区Cd浓度较高，这可能与金属冶炼相关[39-40]。对比GB 15618—2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》的风险筛选值，Cd、Pb、As和Cr的最高浓度分别为筛选值的27.6、1.6、1.5和1.0倍，说明这4种重金属对研究区部分点位的农产品质量安全、农作物生长和土壤生态环境构成潜在威胁。
表 4 研究区土壤pH、重金属浓度特征Table 4. Characteristics of pH and heavy metal contents of soil in the study area指标 平均值/
(mg/kg)最大值/
(mg/kg)最小值/
(mg/kg)背景值/
(mg/kg)变异系
数/%Cd 0.37 8.28 0.01 0.11 214 Pb 36.65 109.50 4.80 32.10 52 Cr 69.06 223.75 4.00 48.00 59 As 7.66 41.40 0.15 14.90 89 pH1） 5.10 7.84 4.24 — 20 1）无量纲。 研究区土壤pH为4.2~7.8，平均值为5.1，低于我国农用地土壤pH均值（5.5），其中，85%以上的土壤样品pH小于5.5，仅15%的土壤样品pH在5.5~7.8，该结果与前人研究结果基本一致[41]，这可能与金属冶炼过程中酸性气体排放沉降相关[42]。研究发现，pH降低会增强土壤重金属活性及其迁移能力，加速重金属在不同环境介质的迁移转化，使其暴露途径更复杂、更隐蔽，为开展精准风险管控带来挑战 [43-44]。
4种重金属变异系数依次为Cd>As>Cr>Pb，其中，Cd变异系数高达214%，空间分布具有强变异性。这与我国农用地土壤Cd的变化及分布规律类似，可能与研究区域农业集约化相关，研究表明农作物种植过程中农药、化肥的不合理使用会加剧土壤Cd的累积[45-46]。本研究中95%的置信区间内，土壤重金属As和Cd、Pb、Cr浓度之间分别呈正相关（图2），表明As和Cd、Pb、Cr可能来源于同污染源，而Pb与Cr浓度呈负相关，说明这2种重金属来源可能不同[47]。
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图 2 土壤重金属间相关性分析注：*、**分别表示在95%和99%置信区间内统计结果显著。Figure 2. Correlation analysis between heavy metals in soil2.2 HRA的土壤重金属人体非致癌健康风险
经HRA模型评估成人经口摄入土壤重金属日均暴露量（OISER）和非致癌健康风险HQ和累积非致癌健康风险HI，结果如图3所示。4种重金属的OISER依次为Cr〔3.33×10−4 mg/(kg·d)〕>Pb〔4.17×10−5 mg/(kg·d)〕> As〔6.32×10−6 mg/(kg·d)〕> Cd〔7.11×10−7 mg/(kg·d)〕。进一步评估4种重金属非致癌健康风险，发现元素Cr、As、Pb、Cd的HQ均值分别为0.034、0.021、0.012、0.001，与张施阳等[48]研究相比，研究区Cr土壤背景值较高，导致农用地HQCr相对较大，但仍在安全阈值范围内。整体而言，研究区4种重金属对成人产生的HIHRA为0.003~0.335，均值为0.068，低于安全阈值（HI=1），经HRA模型评估发现4种重金属对成人不存在显著的非致癌健康风险。这一结果与Chen等[49-50]的研究一致，然而与无明显点源污染农用地相比，研究区HQCd和HQAs偏大，这可能与冶炼厂生产过程中重金属废水、废气不合理的排放有关[51-52]。
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图 3 研究区土壤重金属日均暴露量和非致癌健康风险Figure 3. Soil daily exposure to heavy metals and non-carcinogenic health risks in the study area2.3 TTD的土壤重金属人体非致癌健康风险
TTD模型将As、Pb、Cd和Cr相应的靶器官考虑在内，根据式（3）~（4）计算经口摄入4种土壤重金属As、Pb、Cd和Cr相应的靶器官的HQ及HI（图4）。HQ血液+神经+睾丸+肾脏依次为Cr（0.076）>As（0.032）>Pb（0.012）>Cd（0.008），其中，Cr的HQ血液+神经+睾丸+肾脏远高于其他3种重金属，这与HRA模型评估结果一致，主要归因于研究区Cr的较高土壤背景值[53-54]。就单一靶器官而言，血液、神经、睾丸和肾脏上4种重金属共同作用的HI均值依次为5.06×10−2、3.98×10−2、2.20×10−2和1.54×10−2，表明农用地土壤中重金属对成人血液和神经系统造成的损害较大，但仍在土壤风险安全阈值范围内。相比于传统HRA模型风险评估结果，经TTD模型修正的HITTD是HIHRA的1.64~5.93倍，这主要是由于神经、肾脏、血液和睾丸4种靶器官均为2种及以上重金属共同作用[55]。然而HRA模型仅考虑单一靶器官的毒性效应，未考虑其他靶器官产生的毒性效应。已有研究发现，各重金属在人体内存在多个靶器官毒性效应剂量，特定暴露剂量的重金属可能同时诱发多个靶器官毒性效应 [56-57]。因此，在评估人体健康非致癌健康风险时，须将污染物对人体健康产生的损害表征到具体的靶器官（如血液、神经系统、肾脏和睾丸），而TTD模型刻画了污染物作用于相应靶器官的非致癌健康风险，弥补了HRA模型无法综合评估多靶器官风险的不足 [58]。
2.4 WOE的土壤重金属人体非致癌健康风险
HRA和TTD模型以简单线性加和形式计算重金属的HI，未考虑同一靶器官上多种重金属间协同或拮抗作用对毒性效应的影响。因此，本研究采用WOE模型进一步探究重金属Cd、As、Cr和Pb两两间交互作用对神经、肾脏、血液和睾丸靶器官毒性效应的影响，结果如图5所示。
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图 5 经WOE模型修正的非致癌健康风险Figure 5. Results of non-carcinogenic health risk amended by WOE analysis model就单一靶器官而言，考虑了Cd、As、Cr和Pb两两间交互作用，神经、血液、睾丸和肾脏的HI依次为1.60×10−3~2.16×10−1、4.01×10−5~7.25×10−3、1.94×10−3~3.85×10−1和5.70×10−7~8.32×10−4。整体而言，经WOE修正后研究区土壤重金属的HIWOE为3.58×10−3~6.09×10−1，均值为0.080，低于土壤风险安全阈值。对比3模型评估的非致癌健康风险，发现HITTD（0.128）>HIWOE（0.080）>HIHRA（0.068），TTD模型评估结果可能由于线性累加多种重金属的多靶器官效应而高估实际风险，而WOE在考虑多靶器官的基础上，进一步考虑重金属间的交互作用，潜在的拮抗作用导致风险评估值下降[4]。就评估的4种重金属而言，目前已知的重金属两两间交互作用以拮抗作用为主，而协同作用较少（表3），这是基于WOE模型评估的重金属健康风险下降的重要原因。研究表明，重金属间两两交互作用在靶器官具有协同或拮抗效应，Pb和Cd的单一暴露均会损伤人体的学习记忆功能，而在Pb和Cd的混合暴露中，Pb削弱了Cd对神经系统的抑制活性（拮抗），Cd增强了Pb对神经系统的抑制活性（协同）[59-60]。此外，2种重金属元素间的交互作用在不同组织器官中表现出差异性毒性效应。在睾丸中同时给予Cd和Pb的混合物，Cd增强了Pb对靶器官睾丸的毒性作用[61]，而在血液和肾脏中，Cd极大地降低了组织中Pb的浓度，减小Pb对相关组织器官的损害作用[62-63]。
综上表明，研究区土壤重金属污染对人体健康不存在显著的非致癌健康风险，但基于TTD和WOE模型修正的非致癌健康风险要高于传统HRA评估值。这是由于实际环境中重金属以混合物的形式存在，多种重金属共存的靶器官毒性具有多种联合作用（加和、拮抗、协同）形式，单一重金属的健康评估方法可能会低估金属复合共存产生影响的潜力[64-65]。因此，着眼于我国重金属污染场地数量多、类型杂、治理难、隐患大的现状，有必要充分考虑复合污染物可能作用所有的靶器官及污染物间交互作用对靶器官上毒性效应的影响，借助更加精细化的健康风险评估模型，以更加科学的风险评估手段来指导土壤风险管控和安全利用。
3. 结论与展望
（1）研究区土壤Cd、Pb、Cr和As中，除As外，Cd、Pb和Cr元素浓度均值超出研究区土壤背景值，其中Cd样品超标率高达85%，且样品中浓度最高值达到农用地土壤风险筛选值的27.6倍。
（2）研究发现传统HRA模型、TTD模型和WOE模型非致癌健康风险分别为3.0×10−3~3.35×10−1、1.64×10−2~5.50×10−1和3.58×10−3~6.09×10−1，均小于安全阈值（HI=1），但HITTD>HIWOE>HIHRA，传统非致癌健康风险评估模型低估了复合重金属污染场地的实际风险。因此，考虑重金属多靶器官毒性效应和在同一靶器官上重金属两两间的交互作用，可更客观、精准地评估土壤重金属复合污染产生的人体健康风险。
（3）由于实际土壤污染类型的复杂性，亟须探究复合重金属多靶器官毒性效应及污染物间交互作用机制，完善多靶器官和交互作用的毒性基础数据系统，针对复合污染场地，构建系统的、精细化的健康风险评估方法。
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图 2 土壤重金属间相关性分析
注：*、**分别表示在95%和99%置信区间内统计结果显著。
Figure 2. Correlation analysis between heavy metals in soil
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图 3 研究区土壤重金属日均暴露量和非致癌健康风险
Figure 3. Soil daily exposure to heavy metals and non-carcinogenic health risks in the study area
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图 5 经WOE模型修正的非致癌健康风险
Figure 5. Results of non-carcinogenic health risk amended by WOE analysis model
表 1 人群（成人）暴露评估及重金属毒性参数
Table 1 Population (adult) exposure assessment and heavy metal toxicity parameters
参数 含义 数值 数据来源 Ci 土壤中污染物的浓度/(mg/kg) 监测值 本研究 OSIR 日均摄入率/(mg/d) 100 文献[31-32] EF 暴露频次/(d/a) 350 文献[31-32] ED 暴露时间/a 24 文献[31-32] BW 平均体重/kg 61.8 文献[31-32] AT 平均暴露时间/d 9 125 文献[31-32] ABSo 经口摄入吸收效率因子，无量纲 1 文献[31-32] RfDAs 经口摄入As参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 3×10−4 文献[31-34] RfDCd 经口摄入Cd参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 1×10−3 文献[31-34] RfDCr 经口摄入Cr参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 3×10−3 文献[31-34] RfDPb 经口摄入Pb参考剂量/〔mg/(kg·d)〕 3.5×10−3 文献[31-34] 
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表 2 重金属经口暴露靶器官毒性剂量
Table 2 TTD value in target organs for oral exposure to heavy metals
靶器官 As/（mg/kg） Cr/（mg/kg） Pb/（μg/dL） Cd/（mg/kg） 神经 0.0003 0.0100 100 0.0002 肾脏 0.0900 0.0100 340 0.0050 血液 0.0006 0.003 100 0.0008 睾丸 — 0.005 400 0.0003
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表 3 重金属As、Cd、Cr和Pb神经、肾脏、血液和睾丸证据二元权重得分(B)
Table 3 Value of WOE for neurological, renal, hematological, and testicular toxicity exposure to Cd, As, Cr, and Pb
神经 肾脏 血液 睾丸 协同作用 Pb+As(0.50) Cr+As(0.75) Pb+Cd(0.71) As+Pb(0.50) Cd+Pb(0.71) Cd+Pb(0.10) Cr+As(0.75) 拮抗作用 As+Cr(−0.5) Pb+As(0.50) Pb+As(−0.5) As+Cd(−0.14) As+Pb(−0.50) As+Pb(−0.50) As+Cr(0.06) As+Cr(−0.50) As+Cd(0.23) Cd+Pb(−0.75) As+Cr(0.06) Cr+As(−0.50) Cd+Pb(0.23) Cd+As(0.23)
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表 4 研究区土壤pH、重金属浓度特征
Table 4 Characteristics of pH and heavy metal contents of soil in the study area
指标 平均值/
(mg/kg)最大值/
(mg/kg)最小值/
(mg/kg)背景值/
(mg/kg)变异系
数/%Cd 0.37 8.28 0.01 0.11 214 Pb 36.65 109.50 4.80 32.10 52 Cr 69.06 223.75 4.00 48.00 59 As 7.66 41.40 0.15 14.90 89 pH1） 5.10 7.84 4.24 — 20 1）无量纲。
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