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汞（Hg）及其化合物具有潜在的毒性、持久性、高挥发性和不可降解性等特点[1]，它能通过不同的环境媒介（土壤、空气、水、食物和室内灰尘）和暴露途径（吸入颗粒物或Hg蒸气、皮肤、经口摄入）进入人体，经人体吸收后可稳定存在并对健康造成损害[2]. 人体接触Hg的风险主要包括损害中枢神经系统、刺激呼吸道、腐蚀消化器官以及损伤肾脏等[3]. 美国环保署（U.S. Environmental Protection Agency, US EPA）已将Hg列为重要控制污染物. 土壤是重要的环境介质，也是人类接触Hg的潜在渠道之一[4]. 目前，我国矿山和工业地区周围的土壤Hg污染已相当严重[5]，矿冶区居民存在潜在的健康风险. 矿区土壤Hg的分布不仅受自然条件驱动而且也受人类活动的影响. 矿山周边的河流、海拔[6]、坡度[7]以及土壤环境如pH、有机质等因子对土壤Hg的生物地球化学循环发挥着重要作用. 此外，工矿业等人类活动是土壤Hg污染的关键因素[8].
健康风险评估（health risk appraisal, HRA）可用于描述或估计土壤环境中Hg对人体产生有害健康的可能性[9]. US EPA人体健康风险评价法被以往多数学者用于开展污染物健康风险研究[10 − 11]. 基于确定性模型的人体健康风险评价法在使用时会忽视与值相关的可变性或不确定性问题，从而高估或低估其风险水平[9]. 随着数学模拟、概率模型等技术逐渐成熟，如可通过多个随机抽样预测计算HRA风险概率方法的蒙特卡罗（Monte Carlo）模拟[12]以及拉丁超立方抽样等，这些技术方法已应用于不同污染物的暴露评价中[13 − 14]，相比传统模型提高了风险评价的准确性. 但国内外学者评价土壤Hg健康风险时忽视了Hg蒸气的暴露途径，导致健康风险水平被低估.
安徽省庐江县矿产资源丰富. 全县已查明资源储量的矿种达20多种，硫铁矿、明矾石、铜矿、铁矿保有储量居全省前五[15]. 近些年，采掘业、冶金工业带动经济发展的同时可能导致Hg元素进入矿区表生环境，污染农田土壤. 本研究通过调查庐江县土壤Hg的污染现状，基于Monte Carlo模拟对不同年龄的儿童以及成人定量估计土壤Hg所引起的概率健康风险，以期为当地制定科学合理的健康防范措施提供参考依据，对矿区环境污染物Hg的监测和风险管控具有一定意义.
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合肥市庐江县位于安徽省中部、江淮之间，总面积为
2343.7 km2，属亚热带季风气候区，降雨充沛，河网密布. 该区域地处扬子板块北缘，紧邻郯庐造山带和长江断裂带，是长江中下游成矿带主要矿集区的重要组成部分. 长期的构造作用、强烈的岩浆活动使境域内形成了断隆区和断凹区次级构造格局[16]，地势上西南高，东北低. 区域内岩石矿化作用强烈，发育多种金属和非金属矿床. 庐江县下辖17个乡镇和1个经济开发区，截止至2020年，全县常住人口为88.8238 万人[15]. 矾山镇和龙桥镇目前拥有大型冶金建材产业园和硫基化工产业园，工业产业以冶金和化工产业为主. 合九铁路、庐铜铁路、合安高速公路、合铜黄高速公路穿过县境，为南北交通要道. -
土壤样品于2020年12月采集，采样前5天天气以多云或阴天为主，无降雨天气. 采样设计以3 km×3 km网格为采样单元，结合其实际地形、河流和土地利用等情况设置采样点，见图1. 所选取的每个采样点以3 m×3 m为样方，按照梅花型布点法采取表层土壤（0—20 cm）充分混匀后，用“四分法”取500 g土样密封装袋并记录信息，共获得202个土壤样品，分别为水田83个、旱耕地38个、林地41个、菜地19个、采矿用地21个，此时菜地种植的农作物有水芹、菠菜等.
样品前处理按照《土壤环境监测技术规范》（HJ/T 166-2004）要求除去砂砾/植物根系等异物，在室内自然风干. 风干土样经粗磨和“四分法”取压碎样后混匀得到，粗磨后的样品用玛瑙研钵细磨过100目（0.149 mm）尼龙筛后，分装于样品袋中保存. 按照US EPA
7473 热分解齐化原子吸收法，使用美国利曼Hydra II C全自动测汞仪测定总汞含量. 将样品舟放入干净的石英罐内，置于马弗炉内加热至800 ℃，持续15 min以上，以减少样品舟中的残留汞，冷却后取出密封待用.称取一定量的土样小心放入样品舟中测定. 每批样品测定做3件空白样，每隔4件样品随机选1件做平行样（重复3次），测定过程中按10%的比例加入国家标准土壤样品（GSS-3a）. 加标样品回收率在97%—104%之间，平行测定的数据标准偏差小于10%，结果符合质控要求.
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利用基于相似相近原理的反距离权重法（inverse distance weighted, IDW），进行确定性空间插值. IDW插值法适用于整体样本点密度较大且样本点分布比较均匀的数据，庐江县所采取的是3 km×3 km的格网采样方案，样本分布均匀，采样密度较大，符合IDW插值法应用原则.
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人群摄入Hg的途径有经手-口接触（ingestion）、口鼻吸入（inhalation）悬浮土壤颗粒物以及皮肤接触（dermal）[17]. 除此以外，Hg与其他重金属元素不同，具有挥发性. 土壤Hg蒸气（vapour）具有暴露风险[18]. 由于儿童和成人在生理和行为上存在差异，本研究中人群被划分为4段年龄，见表1. Hg为非致癌元素，但摄入过量Hg存在慢性疾病风险，为表征儿童和成人不同暴露途径下Hg的风险水平，经由式（1）—（4）计算日均摄入量后，再通过式（5）的计算来表示Hg的非致癌风险指数:
式中，Ci为Hg的实测含量，单位为mg∙kg−1；ADD代表日均摄入量，单位为mg∙（kg·d）−1；HQ和HI分别代表风险商和风险指数；RfD（mg∙kg−1）代表日均参考剂量. 公式（1）—（5）中所用其他参数的含义及取值见表1. Hg的非致癌风险指数结果分为无风险（HI<1）和有风险（HI≥1）[19 − 20].
因我国与国外人群存在生理特征差异，US EPA所推荐的部分参数并不符合实际情况[21]. 本文使用《中国人群暴露参数手册》安徽地区人群体重、呼吸速率以及皮肤暴露面积参数的平均值来计算概率健康风险[22 − 24]. 其余数据使用US EPA暴露手册中给定的参数[17]. 庐江县气候四季分明，不同季节人体暴露在外的皮肤表面积占全身表面积的百分比是不同的. 温暖天气活动的中位数范围为28%—33%，寒冷天气活动的中位数范围为3%—8%[17]，本文在估算人体皮肤暴露面积时参考了季节因素，取其冬夏的平均暴露比例，最终皮肤暴露面积经综合计算后如表1所示.
US EPA推荐的确定性方法是本研究风险模拟的基础. Monte Carlo模拟可以通过加载在Microsoft Excel中的水晶球软件（Oracle Crystal Ball）（第11版）来实现. 模型参数的域以及域上的概率分布可以被定义，将符合一定概率分布的大量随机样本带入模型中，从而获得土壤Hg对当地人群健康风险的概率近似值. 运行的次数会影响最终结果的准确性、稳定性和收敛性[4]. 为确保结果的可靠性和可信度，模拟迭代次数被设定为
10000 次，以便获得最佳数据. 不确定性来源于情景不确定性、参数不确定性以及模型结构的不确定性[25]. 通过Oracle Crystal Ball软件敏感度分析其不确定性. -
庐江县土壤Hg含量数据呈对数正态分布特征，含量范围介于0.007—0.233 mg∙kg−1之间，平均值为0.055 mg∙kg−1，中位值为0.047 mg∙kg−1，标准偏差为0.031 mg∙kg−1，变异系数达56.36%，表明Hg含量具有较强的中等变异性，一般认为CV≤10%为弱变异性，10%<CV<100% 为中等变异性，CV≥100%为强变异性[26]. Hg含量总体平均值超出了原巢湖地区土壤环境背景值（0.033 mg∙kg−1）[27]，可能存在外源影响，但仍处于国家规定的农用地水田土壤Hg污染风险筛选值范围内，pH≤6.5时Hg污染的风险筛选值为0.500 mg∙kg−1[28]. 庐江县土壤pH值范围介于3.95—8.47之间，平均值为6.14，变异系数达43.65%，表层土壤以酸性土为主；有机质含量介于2.22—84.41 g·kg−1之间，平均值为24.60 g·kg−1，变异系数为18.83%. 与全国其他地区表层土壤Hg含量相比（表2），庐江县土壤Hg含量处于较低水平.
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基于ArcGIS 10.8软件反距离权重（IDW）插值法绘制的Hg含量空间分布见图2. 经交叉验证，预测精度指标均方根误差RMSE=
0.0306 ，RMSE值越小，精度越高，因此IDW空间插值可以较准确地反映Hg含量的空间分布. Hg含量空间分布整体表现为东南高、西北低的特点，南北差异较大. 庐江县主城区、南部矿区的土壤Hg含量相对较高，局部地区呈点状分布.庐江县表层土壤Hg含量分布主要受pH、有机质（SOM）含量以及到公路、铁路、采矿点距离的影响. Hg含量与SOM含量呈极显著正相关性，与到采矿点距离呈极显著负相关性，与pH值、到公路和铁路的距离表现为显著负相关性，与坡度、高程以及到离河流的距离相关性无统计学意义（表3），这表明庐江县土壤Hg含量的分布情况受土壤环境以及人类活动影响较大. 庐江县土壤pH空间分布上北高南低，Hg含量与pH呈负相关性，南部整体偏酸性的土壤对Hg的吸附能力比北部强. 中部与南部地区土壤SOM含量整体高于北部，丰富的SOM含量可以提供更多的与Hg结合的条件. 因此，南部地区土壤具有更高的积累Hg的潜力. 海拔[7]、坡度[8]是影响元素迁移和分布的重要因子，河流中的重金属扩散到周围的土壤中会增加土壤中的重金属含量[7]. 而研究发现，庐江县土壤Hg含量与地形、距河流远近的相关性并不显著.
土壤Hg含量在庐城镇主城区及附近区域相对较高，这是由于该区域人口密度相对较大，含Hg用品如荧光灯、水银温度计、老式血压仪等用量较多，在制造或废弃时均会造成一定的Hg污染. 此外，城镇地区道路网密度和交通量高于乡镇地区，因此汽车的尾气、轮胎及刹车片磨损产生的微粒均能造成GEM（气态元素汞）与GdPM（二价的气态和颗粒态汞化合物的总和）排放量升高[34]. 城镇道路上汽车尾气排放出的NOx等物质对大气光化学起着重要作用，城区大气中的Hg更容易氧化为Hg2+形式进入土壤[35]. 合九铁路与庐铜铁路火车运输时产生的柴油废气，制动器、车轮和轨道的磨损颗粒，南部矿物、矿石和矿渣运输的灰尘等，这些均是潜在的Hg污染源. 与公路、铁路相关的废气、灰尘以及微粒经大气干湿沉降后造成附近土壤Hg含量显著增加.
由于矿业开采和金属冶炼，导致大量含Hg矿渣、炉渣以及含Hg气溶胶被释放，南部矾山周边乡镇表现出相对较高的土壤Hg含量. 矿产开采地南部矾山广泛分布明矾石、铝土矿等. 明矾石[KAl3(SO4)2(OH)2]是一种复杂的硫酸盐矿物，Hg具有强烈的亲硫性，明矾石成矿期在加热的蒸气环境中易形成朱砂（HgS）沉淀[36]，并且明矾石中也能检测出一定含量的Hg[37]. 以往采矾炼矾时释放出的粉尘及烟气中存在颗粒态Hg. 这些粉尘及烟气极易经干湿沉降在地表富集，并随降雨产生的地表径流携带至附近低洼农田土壤中. Stuan等[38]发现铝土矿中也存在微量浓度的Hg，铝土矿在超过900 °C的温度条件下能实现Hg的完全释放，拜耳法氧化铝精炼过程中会导致潜在的环境问题. 在乡镇中心有矿业深加工的冶金建材产业园、硫基化工产业园等，这些重化工厂的有色金属冶炼、废料煅烧均会排放出含Hg烟气，因此造成南部区域的Hg含量整体显著高于其他地区. 汤池镇能源矿产主要有地热水，研究表明，由于高温下水岩相互作用，地热水可能含有高浓度的潜在有毒金属和金属元素[39]. 汤池镇地区附近较高的Hg含量水平可能与地热水作用土壤有关. 此外，小型工厂、垃圾焚烧站或者施用含汞农药化肥会造成局部地区土壤Hg含量偏高.
不同土地利用类型土壤Hg含量及理化性质差异见表4， Hg含量表现为采矿用地>水田>旱耕地（P<0.05）. 采矿用地土壤Hg含量较高与矿业采掘释放含Hg灰尘有关，此外开采过程中所产生的固体废弃物未及时处理会在地表风化和雨水淋溶作用下使富Hg物质不断渗滤扩散. 在耕地土地类型中，水田与旱耕地土壤Hg含量存在明显差异，与林地和菜地无显著差别. 土壤pH与SOM已被证明是可能显著影响Hg地球化学循环的两个最重要的参数[40]. pH、SOM在水田和旱耕地中表现出明显不同（P<0.05）. 水田偏酸性的土壤对Hg2+更有吸附性[41 − 42]，由于水田土壤常受到有机酸性农药化肥的输入和水稻自身根系分泌有机酸的影响，其pH整体偏酸，且水稻土较为黏重易吸附Hg，因此显著高于旱耕地土壤Hg含量. SOM和Hg之间的亲和力通常来自Hg与SOM内各种配体基团的配合[43]，SOM可以与Hg络合形成复合物从而固定在土壤中. 水田土壤中较高的SOM含量可以提供更多的结合位点数量从而增加对Hg的吸附[44]，其厌氧环境更有利于硫酸盐还原菌的生长并导致S2-的形成，S2-与土壤中的汞结合生成稳定HgS，Hg的迁移因此受到限制从而被固定. 庐江县的林地多分布在庐江南部和西部的山地地区，林地的树冠极大地增强矿区带来的Hg的大气沉积. 叶片会吸收大气Hg，林地叶片以凋落物形式进入土壤有机质层[45]，在凋落物SOM分解期间Hg含量会增加. 林内雨也会携带干沉积在叶片表面的颗粒Hg进入土壤表层，但从不同土地利用类型的比较中并未发现林地和菜地土壤Hg含量具有明显规律.
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Monte Carlo模拟预测庐江县土壤Hg对人体健康的风险指数数据呈对数正态分布，预测值范围在9.73×10−4—1.47×10−1之间，总体来看，风险指数HI<1，这表明庐江县土壤Hg元素对所有年龄段的人群健康风险较小，均分布在可接受范围内. 不同年龄段非致癌风险水平表现为6岁以下儿童>6—12岁儿童>12—18岁儿童>18岁以上成人（P<0.05），见图3.
通过健康风险评估分析，不同暴露途径的风险水平差异显著，HQ在不同年龄段的人群中均表现为Hg蒸气摄入>手-口摄入>皮肤接触>吸入颗粒物（P<0.05），见表5. 土壤释放出Hg蒸气造成的风险最高，人体吸入Hg蒸气后，Hg原子很容易穿过肺泡膜，部分未被氧化的Hg能够到达并穿过血脑屏障进入中枢神经系统造成健康损害[46]. 年龄越低，人体健康风险水平越高，较低年龄的儿童每单位体重的呼吸率更高、接触土壤后手-口活动较为频繁以及对重金属毒性的刺激反应更加敏感. 在呼吸与皮肤的接触途径中，儿童的健康风险高于成人是由于他们的体表面积与体积比的生理特征差异引起的[47]. 新生儿童的皮肤表面积与体重之比是成人的2倍以上，该比率在出生后的第一年内下降大约三分之一，并保持不变直到成年后逐渐下降到成人值[17]. 儿童单位体重内的皮肤表面积越大，体温越容易散失，需要更高的基础代谢率和能量来维持体温、促进发育. 因此，儿童每公斤体重的呼吸量和摄入量高于成年人，导致的暴露风险也更高. 随着年龄的增长，非致癌风险也会逐渐降低[48].
庐江县Hg暴露风险指数分布见图4. 该区域风险指数均在安全水平（HI<1）. Hg的风险指数相对较高地区主要分布在白山镇、汤池镇、庐城镇以及矾山镇区域. 土壤Hg含量越高的区域，挥发性Hg释放通量会增强，土壤颗粒及灰尘中的Hg含量更高，经呼吸吸入、手-口摄入、人体皮肤粘附吸收后，其风险水平也会上升.
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敏感性分析是分析不确定性的方法之一，Oracle Crystal Ball软件对参数敏感性分析结果见图5. Hg非致癌风险预测的主要因子包括Hg含量、呼吸速率和体重. 风险大小因人而异. 个人摄入Hg含量的多少、呼吸速率的高低、体重大小的变化是Monte Carlo模拟不确定性的主要因素. 土壤Hg含量对概率健康风险模型输出的影响最大，方差贡献率达54.3%至94.0%，这是庐江县土壤Hg含量分布不均所致. 呼吸速率的不确定性方差贡献率为0.3%至17.3%，12岁以下中低龄儿童，由于呼吸中枢发育不完善，呼吸速率不稳定导致其不确定性相对其他年龄段较高，12—18岁高龄儿童结果较低与其呼吸速率相对稳定且接近成人水平有关，成人呼吸速率的不确定性来自于不同年龄段及不同性别呼吸速率表现存在较大差异. 体重对健康风险值不确定性的贡献率范围为−35.2%至−2.3%，表现为负向敏感性，体重越大，则相应的风险越低. 风险水平与体重所表示的含义是当受体暴露于污染物后被吸收到体内时会以吸收、代谢形式分散至全身，体重增加意味着经分散后仅土壤Hg引起的风险水平会有所降低[49]. 但并不表示体重增加就能规避风险. 相反，体重上升，其他方面的健康风险会有所增加[50]. 低龄儿童的体重变异性较强，对数据的不确定性影响程度较大. 总之，土壤Hg污染对于年龄较小、体重越轻的儿童具有更大威胁. 其余因子（如皮肤暴露面积、粘附系数等）对数据的不确定性影响程度较小.
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（1）庐江县表层土壤Hg含量超出了原巢湖地区的土壤环境背景值，但总体含量在国家农用地水田土壤污染风险筛选值范围内，相比全国其他地区处于较低水平.
（2）土壤Hg含量空间分布整体表现为东南高、西北低的特点，主要集中在县城区、矿区和汤池镇附近. 其分布受pH、SOM含量、土地利用类型以及到公路、铁路、采矿点距离的影响较大.
（3）土壤Hg的4种暴露途径均无风险. 4种暴露途径风险大小表现为Hg蒸气摄入>手-口摄入>皮肤接触>吸入颗粒物. 不同年龄段非致癌风险水平表现为6岁以下儿童>6—12岁儿童>12—18岁儿童>18岁以上成人.
基于蒙特卡罗模拟的庐江县土壤汞健康风险评估
A Monte Carlo simulation was employed to evaluate the health hazard of mercury in soil in Lujiang County
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摘要: 汞(Hg)是我国优先控制的环境污染物之一. 本文选择安徽省庐江县作为研究区域，采集202个土壤样品，分析研究土壤Hg的分布特征及其成因，并采用蒙特卡罗(Monte Carlo)方法评估土壤Hg对人群的概率健康风险. 结果表明，研究区土壤Hg的平均含量(0.055 mg·kg−1)超出原巢湖地区当地土壤环境背景值(0.033 mg·kg−1)，与全国其他地区相比，仍处于较低水平. 表层土壤Hg含量空间分布不均，呈现出东南高西北低的特点. 在中部县城区和东南部的矿区，土壤Hg含量较高，高含量区在局部区域呈点状分布. 概率健康风险表明，庐江县土壤Hg导致的非致癌风险在可接受的范围内(HI<1). 然而，相比之下，6岁以下儿童由于其自身的生理发育特点和活动模式，比6—12岁、12—18岁儿童及18岁以上成人更容易面临健康受损的风险(2.30×10−2>1.06×10−2>6.96×10−3>6.35×10−3). 土壤Hg蒸气摄入是普通人群暴露于Hg的主要途径.Abstract: Mercury (Hg) is one of the priority environmental pollutants to be controlled in China. In this study, Lujiang County, Anhui Province, was used as the study area. Soil samples (202 sample sites) were collected in Lujiang County, and the distribution characteristics of soil Hg and its causes were analyzed. In addition, the Monte Carlo method was used to assess the health risk of soil Hg to the population. The results indicated that the average Hg content of the soils in the study area (0.055 mg·kg−1) exceeded the local regional soil environmental background value (0.033 mg·kg−1). However, it was still at a low level compared to other regions of the country. The spatial distribution of surface soil Hg content was uneven, showing a high in the southeast and a low in the northwest. In the urban areas of the central county and the mining areas in the southeast, the soil Hg content was higher than in other areas, and the high content areas were locally distributed in a point pattern. The results of the health risk assessment suggested that the non-carcinogenic risk due to soil Hg in Lujiang County is within an acceptable range (HI<1). However, in contrast, children under 6 years of age (due to their own physiological developmental characteristics and activity patterns) were more at risk of health impairment than children aged 6—12 years, 12—18 years and adults aged 18 years and older (2.30×10−2>1.06×10−2>6.96×10−3>6.35×10−3). Soil Hg vapour ingestion was the main route of Hg exposure in the general population.
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Key words:
- soil mercury /
- Monte Carlo /
- health risks /
- indeterminacy /
- Lujiang County
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表 1 Monte Carlo概率风险评估输入参数
Table 1. Parameters values of the model for probabilistic risk assessment with the Monte Carlo simulator
项目
Item参数
Parameter含义
Implication6岁以下儿童Children under 6 years of age 6—12岁儿童
Children aged
6—12 years12—18岁儿童
Children aged
12—18 years成人
Adults参考文献
References暴露因子 EF 暴露频率/（d∙a−1） 350 [17] ED 暴露年限/a 3 9 15 24 [17] AT 平均暴露时间/d 365×ED [17] BW 平均体重/kg 正态分布
（12.9, 4.9）正态分布
（31.3, 7.6）正态分布
（51.4, 6.4）正态分布
（62.1, 5.0）[17, 22 − 24] CF 转换系数/（kg∙mg−1） 1.00×10−6 [17] 手口摄入 Ing R 手-口途径摄入率/（mg∙d−1） 三角分布
（66, 103, 161）三角分布
（66, 103, 161）三角分布
（66, 103, 161）三角分布
（4, 30, 52）[9, 17] RfDing 日均参考剂量/[mg∙（kg·d）−1] 3.00×10−4 [19] 呼吸吸入 Inh R 呼吸速率/（m3∙kg−1） 对数正态分布（6.6, 1.8） 对数正态分布
（11.7, 2.5）对数正态分布
（14.0, 0.5）对数正态分布
（16.0, 1.8）[17, 20 − 22] PEF 颗粒物排放因子/（m3∙kg−1） 1.36×109 [17] VF 挥发系数/（m3∙kg−1） 32675.6 [19] RfDinh Hg日均参考剂量/[mg∙（kg·d）−1] 7.00×10−5 [20] 皮肤接触 SL 皮肤粘附系数/[mg∙（cm2·d）−1] 0.2 0.2 0.2 0.07 [17] SA 皮肤暴露面积/cm2 对数正态分布
（719, 212）对数正态分布
（1375 , 230）对数正态分布
（1938, 159）对数正态分布
（2021, 123）[17, 22 − 24] ABS 皮肤吸收因子（无量纲） 0.001 [17] RfDder Hg日均参考剂量/[mg∙（kg·d）−1] 2.10×10−5 [20] 注: 正态分布（平均值，标准差），三角分布（最小值，最可能值，最大值），对数正态分布（平均值，标准差）.
Note: Normal distribution （mean, standard deviation）, triangular distribution （minimum, most likely, maximum）, lognormal distribution （mean, standard deviation）.
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表 2 研究区与其他区域的土壤Hg含量水平（mg∙kg−1）
Table 2. Soil average Hg content level in the study area and other areas（mg∙kg−1）
区域
Region类型
TypeHg含量平均值
Average Hg content区域土壤背景值
Regional soil background value参考文献
References安徽庐江县 全县区域表层土壤 0.055 0.033 [27] 安徽合肥市 老城区土壤 0.140 0.041 [29] 江苏无锡市 太滆运河流域农田土壤 0.238 0.289 [30] 河南开封市 城乡交错区农田土壤 0.370 0.047 [31] 江西赣州市 农田土壤 0.120 0.065 [10] 陕西咸阳市 农田土壤 0.080 0.010 [32] 河北保定市 铅锌矿周边耕地土壤 0.120 0.013 [33] 广东梅州市 离子型稀土矿及周边区域 0.070 0.075 [11]
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表 3 土壤Hg含量与影响因素的相关性
Table 3. Correlation between Hg content in soil and influencing factors
因素
Factors类型
Type与Hg含量的相关性
Correlation with Hg content土壤性质 有机质含量 0.300** pH值 −0.155* 地形 坡度 −0.006 高程 −0.050 距离 到河流的距离 −0.051 到公路的距离 −0.147* 到铁路的距离 −0.118* 到采矿点距离 −0.239** 注: *和**表示相关性达到显著（P<0.05）和极显著水平（P<0.01）.
Note: * and ** indicate significant （P<0.05） and extremely significant levels of correlation （P<0.01）.
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表 4 庐江县不同土地利用类型土壤pH、SOM和Hg含量
Table 4. Soil pH, SOM and Hg contents of different land use types in Lujiang County
项目
Item水田
Paddy field旱耕地
Dry cropland菜地
Vegetable field采矿用地
Mining land林地
WoodlandpH 5.80±1.11a 6.31±1.00b 6.37±1.47b 5.94±0.98ab 6.22±1.17b SOM/（g·kg−1） 27.23±7.78a 21.28±7.95b 23.55±8.85ab 24.36±8.15ab 25.78±10.47ab Hg/（μg∙kg−1） 59.39±33.71a 47.03±35.37b 50.56±28.08ab 71.29±23.60c 54.54±30.48ab 注: 表中数据均为（平均值±标准偏差），数据后英文字母不同表示相同指标不同土地利用类型间差异显著（P<0.05）.
Note: The data in the table are all （mean ± standard deviation）. Different English letters after the data indicate significant differences between different land use types with the same indicator（P<0.05）.
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表 5 Hg不同暴露途径下对不同人群的非致癌风险平均水平
Table 5. Average level of noncarcinogenic risk for different populations under different exposure pathways of Hg
项目
Item手-口摄入风险商
HQingest颗粒吸入风险商
HQinhalat蒸气摄入风险商
HQvapour皮肤接触风险商
HQdermal非致癌风险指数
HI6岁以下儿童 2.84×10−3 4.83×10−7 2.01×10−2 4.25×10−5 2.30×10−2 6—12岁儿童 5.87×10−4 1.95×10−7 8.12×10−3 2.09×10−5 1.06×10−2 12—18岁儿童 2.21×10−4 1.41×10−7 5.88×10−3 1.76×10−5 6.96×10−3 18岁以上成人 7.18×10−5 1.31×10−7 5.47×10−3 5.28×10−6 6.35×10−3
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