全 文 ：石门雄黄矿周边地区土壤砷分布及
农产品健康风险评估*
李莲芳摇 曾希柏**摇 白玲玉摇 李树辉
(中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所 /农业部农业环境与气候变化重点开放实验室, 北京 100081)
摘摇 要摇 对石门雄黄矿区周边土壤和作物进行了系统研究.结果表明: 矿区表层(0 ~ 20 cm)
土壤砷含量平均为 99郾 51 mg·kg-1, 比湖南省土壤砷含量背景值高出 5郾 34 倍, 为当地普通
农田土壤的 9郾 70 倍; 矿区水田和旱地表层土壤砷含量分别为 43郾 51 和 115郾 1 mg·kg-1, 分别
超出国家土壤环境质量 II 级标准 0郾 45 和 1郾 87 倍, 相应的表层土壤样本超标率分别为
62郾 5%和 50郾 0% ; 矿区粮食作物、蔬菜和水果可食部位砷含量分别为 0郾 16、0郾 06、0郾 01 mg·
kg-1, 作物样本超标比例由高至低的顺序为粮食作物>蔬菜>水果, 其中以稻米、红薯中砷含
量超标较严重, 稻米砷含量最高达 0郾 84 mg·kg-1, 超过国家食品质量标准 4郾 6 倍, 样本超标
率达 62郾 5% . 土壤砷含量与作物砷含量呈极显著正相关(P<0郾 01), 当地居民通过食用矿区
农产品进入人体的平均日摄取砷量为 6郾 416 滋g·kg-1· d-1, 远高于 WHO的推荐标准,相应
人群健康风险指数为 21郾 39, 是对照区的 15郾 39 倍.
关键词摇 矿区摇 土壤摇 砷摇 风险
文章编号摇 1001-9332(2010)11-2946-06摇 中图分类号摇 X132摇 文献标识码摇 A
Soil arsenic content and its health risk assessment for agricultural products in the region sur鄄
rounding Shimen arsenic sulphide mine. LI Lian鄄fang, ZENG Xi鄄bai, BAI Ling鄄yu, LI Shu鄄hui
(Ministry of Agriculture Key Laboratory of Agro鄄Environment & Climate Change, Institute of Envi鄄
ronment and Sustainable Development in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Bei鄄
jing 100081, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2010,21(11): 2946-2951.
Abstract: A systematic investigation was carried out on the arsenic content in the soils and plants
surrounding Shimen arsenic sulphide mine. The arsenic content in top soils (0-20 cm) was aver鄄
agely 99郾 51 mg·kg-1, being 5. 34 times higher than that of the background value in Hunan Prov鄄
ince and 8郾 70 times higher than that of local farmland soil. The topsoil arsenic content in paddy
field and dry land was 43郾 51 and 115郾 1 mg·kg-1, respectively, being 0郾 45 and 1郾 87 times higher
than that of the grade II level (paddy field 30 mg·kg-1; dry land 40 mg·kg-1) commended by
the National Soil Quality (GB 15618 -1995), and the corresponding arsenic exceeding rate was
62郾 5% and 50郾 0% , respectively. The arsenic content in edible parts of foodstuff, vegetables, and
fruits was 0郾 16, 0郾 06, and 0郾 01 mg·kg-1, respectively, and the arsenic exceeding rate of crop
samples compared to food security standard ranked in the order of foodstuff > vegetables > fruits.
Rice and sweet potato were relatively seriously contaminated by arsenic. The highest arsenic content
of rice was up to 0郾 84 mg·kg-1, which was 4郾 6 times higher than that of the National Standard,
with the exceeding rate of 62郾 5% . Statistical analysis demonstrated that there was a positive corre鄄
lation between the arsenic contents of soil and plant. The average daily intake of arsenic by local
people through the consumption of the crops was 6郾 416 滋g·kg-1·d-1, which was much higher
than the standard commended by WHO, and the related health risk index was 21郾 39, which was
14郾 39 times higher than that in the control region.
Key words: mining area; soil; arsenic; risk.
*国家“十一五冶科技支撑计划项目(2007BAD89B03、2006BAD05B01)和国家自然科学基金项目(41001187)资助.
**通讯作者. E鄄mail: zengxb@ ieda. org. cn
2010鄄02鄄11 收稿,2010鄄08鄄13 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2010 年 11 月摇 第 21 卷摇 第 11 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Nov. 2010,21(11): 2946-2951
摇 摇 生长在砷污染土壤上的粮食作物和蔬菜是人体
吸收砷的重要来源之一[1],可见农田砷污染会带来
严重的健康风险[2-3] . 土壤砷污染通过食物链富集
作用危害公众健康已成为引人注目的环境问题. 世
界卫生组织规定饮用水和食物中砷的含量分别不得
超过 10 滋g·L-1和 2 mg·kg-1(以干质量计) [4] .我
国是世界砷污染问题较严重的国家之一,在广西、云
南、贵州、甘肃、台湾等地均有限存在[5-7],而采矿、
冶炼、含砷水的农业灌溉等则是导致土壤砷污染的
重要原因[8-10] .在砷污染土壤中,植物组织尤其是蔬
菜和粮食作物可食部分的砷含量水平大大提
高[11-12],从而危害人类健康.近年来,世界诸多国家
如尼泊尔、孟加拉、印度等地均出现了因含砷污水的
农业灌溉及矿业活动所引发的作物安全风险问
题[13-16],对农业发展、环境保护乃至人体健康等带
来了严重影响[17] .石门雄黄矿位于湖南省石门县白
云乡鹤山村,是亚洲最大的雄黄矿,已有 1500 多年
的开采历史,伴随着冶炼活动的进行,以及含砷废
水、废气的排放及废渣的不当处置等,影响了周边地
区生态环境和人体健康[18],严重危害了当地居民的
生活和正常的农业生产活动[19] . 鉴于此,本文以该
矿区(鹤山村)和远离矿区的对照区为研究区域,对
其土壤和作物中砷的分布与富集特征及其健康风险
进行系统研究,以期为砷矿周边地区农业生产方式
调整和规避砷的人体健康风险提供科学依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 样品采集与处理
土壤样品采集主要围绕雄黄矿区及其周边地带
布点,并按表层(0 ~ 20 cm)和亚表层(20 ~ 40 cm)
土壤分层采集,每个土壤样本均按 S形采集 5 个点,
并将 5 个样品混合均匀为 1 个样品,将采回的土壤
样品在室内风干,挑出石块和植物残体,用玛瑙研钵
磨细过 100 目筛备用.
植物样品主要采集作物(包括粮食作物、蔬菜、
水果等)可食部分,各取样 1 ~ 2 kg,装入洁净的聚乙
烯塑料袋,带回实验室分析.将植物样品先用自来水
冲洗干净,再用去离子水冲洗多次,吸干表面水分后
称植物鲜重,然后 80 益杀青 15 min,60 益烘 24 h,
称取干质量,并计算含水率,将烘干的植物样用不锈
钢研磨机研磨,待测.
1郾 2摇 样品分析与测定
土壤砷采用 USEPA 3050B 方法消煮和氢化物
发生鄄原子荧光光谱法(AFS鄄2202,北京吉天仪器公
司)测定.植物样品中砷的测定采用 EPA 3010A 方
法,用 HNO3 颐 HClO4 =4 颐 1(V 颐 V)进行消煮,消煮
液定容后用氢化物发生鄄原子荧光光谱法测定.测定
过程中均加入国家标准参比植物样品(GSV鄄3)进行
分析质量控制.
1郾 3摇 数据处理
本研究中数据的描述性统计、相关分析及聚类
分析均采用 SPSS 13郾 0 完成。
2摇 结果与分析
2郾 1摇 雄黄矿周边地区农田土壤的砷含量
分析测定结果表明(表 1),矿区农田表层(0 ~
20 cm)土壤砷含量的范围值在 10郾 30 ~ 932郾 1 mg·
kg-1,中值为 45郾 45 mg·kg-1,平均含量为 99郾 51 mg
·kg-1 .而非矿区对照农田表层土壤砷含量范围为
7郾 40 ~ 15郾 90 mg·kg-1,均含量为 10郾 26 mg·kg-1 .
表 1摇 雄黄矿周边土壤砷含量、湖南土壤砷背景值
Tab. 1摇 Arsenic content of soils surrounding the arsenic sulphide mine and the background value of arenic in soils of Hunan
Province (mg·kg-1)
统计参数
Statistical
parameters
表层土壤
Surface soil
(0-20 cm)
矿区
Mining
area
(n=30)
对照区
Control
area
(n=8)
亚表层土壤
Subsurface soil
(20-40 cm)
矿区
Mining
area
(n=27)
对照区
Control
area
(n=8)
湖南土壤砷背景值
Background value of
soils in Hunan Province
A层
A layer
(n=505)
C层
C layer
(n=93)
矿区周边表土
Surface soil surrounding
the mining area(0-20 cm)
水田
Paddy field
(n=8)
旱地
Dry land
(n=22)
中值 Median 45郾 45 9郾 25 48郾 80 11郾 15 13郾 60 12郾 60 32郾 35 45郾 50
最小值 Minimum 10郾 30 7郾 40 10郾 20 8郾 60 2郾 50 0郾 60 10郾 40 10郾 30
最大值 Maximum 932郾 10 15郾 90 867郾 80 13郾 80 118郾 0 42郾 60 92郾 80 932郾 10
平均值 Mean 99郾 51 10郾 26 109郾 4 11郾 29 15郾 70 14郾 70 43郾 51 115郾 10
标准差
Standard deviation 184郾 80 2郾 91 184郾 60 1郾 81 9郾 52 6郾 59 31郾 15 209郾 00
超标率
Exceeding rate (% )
53郾 9 0 57郾 1 0 - - 62郾 5 50郾 0
749211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李莲芳等: 石门雄黄矿周边地区土壤砷分布及农产品健康风险评估摇 摇 摇 摇 摇
平不难看出,矿区表层土壤砷含量远远高于非矿区
对照土壤和湖南省 A层土壤砷含量背景值[20],其平
均含量分别为非矿区对照土壤的 9郾 70 倍,比湖南省
A层土壤的平均含量高出 5郾 34 倍,而非矿区对照土
壤砷含量却显著低于湖南省土壤砷背景含量. 从亚
表层(20 ~ 40 cm)土壤的砷含量看,矿区平均含量
为 109郾 4 mg·kg-1,明显高于表层土壤砷含量,且超
过湖南省 C层土壤砷背景含量 6郾 44 倍,而非矿区对
照土壤的砷含量却低于湖南省 C 层土壤背景砷含
量.由于当地土壤偏酸性(根据对所有土壤样本分
析结果:pH = 6郾 44),与 pH<6郾 5 的国家土壤域级标
准[21]比较,矿区水田和旱地表层土壤砷含量均超过
相应的限值 30 和 40 mg·kg-1,其平均含量分别超
标 0郾 45、1郾 87 倍,最高含量分别超标 2郾 09、22郾 30
倍,而矿区周边表层土壤水田和旱地的样本超标率
分别为 62郾 5%和 50郾 0% .矿区表层土壤样本超标率
53郾 9% ,而亚表层超标率达 57郾 1% ,对照区则未发
现超标样本.表明该雄黄矿区周边农田土壤已受到
了严重的砷污染.
2郾 2摇 雄黄矿周边农产品中砷含量及其富集特征
从矿区内不同作物可食部位的砷含量状况来看
(表 2),粮食作物的砷含量较高,其次为蔬菜作物,
而水果砷含量较低.就粮食作物而言,以芝麻砷含量
最高(0郾 50 mg·kg-1),其次为稻米、大豆、绿豆,而
玉米的砷含量最低,其中稻米中的砷平均含量为
0郾 29 mg·kg-1,与国家食品安全标准比较[22],其含
量比砷限量值高 94郾 0% ,最高含量可达 0郾 84 mg·
kg-1,超过国家标准 4郾 6 倍,样本超标比例高达
62郾 5% ,而玉米的超标率仅 9郾 5% .不同类型蔬菜比
较,以叶菜类的砷含量最高(0郾 15 mg·kg-1),其次
为根茎类蔬菜,而茄果类蔬菜中砷含量较低(0郾 02
mg·kg-1 ). 在根茎类蔬菜中,红薯砷平均含量为
0郾 11 mg·kg-1,超过食品安全标准限量值(0郾 05 mg
·kg-1)的 1郾 18 倍,其最高含量超出国家标准 14郾 8
倍,样本超标比例高达 40郾 0% ; 而茄果类蔬菜中,除
1 个样本超标外,未发现其他超标样本,而当地的主
要水果柑橘的砷含量为 0郾 0025 mg·kg-1,所有样本
均未超标.从整体情况看,除水果柑橘外,矿区作物
可食部分砷含量均明显高于对照区域,其中水稻、红
薯等作物的砷超标现象明显.
从各农作物砷含量(以干质量计)对土壤砷含
量的比值(富集系数)来看,在粮食作物中,水稻对
表 2摇 雄黄矿周边作物可食部分的砷含量
Tab. 2摇 Arsenic content of edible parts of crops surrounding the arsenic sulphide mine
区域
Region
类别
Category
作物
Crop
n 范围
Range
(mg·kg-1)
平均值
Mean
(mg·kg-1)
标准差
Standard
deviation
(mg·kg-1)
样本
超标率
Exceeding
rate of
samples
(% )
富集系数
Enrichment
coefficient
(% )
矿区 粮食作物 稻米 Rice 8 0郾 11 ~ 0郾 84 0郾 29 0郾 24 62郾 5 0郾 75
Mining area Foodstuff crop 玉米 Maize 21 nd ~ 0郾 23 0郾 09 0郾 07 9郾 5 0郾 29
芝麻 Sesame 1 0郾 502 0郾 50 - 100 0郾 47
大豆 Soybean 1 0郾 14 0郾 14 - 0 0郾 34
绿豆 Mung bean 2 nd ~ 0郾 24 0郾 12 0郾 17 50 0郾 07
蔬菜 根茎类 Root 红薯 Sweet potato 15 0郾 01 ~ 0郾 79 0郾 11 0郾 20 40郾 0 0郾 60
Vegetable 甜瓜 Melon 2 0郾 01 ~ 0郾 02 0郾 02 0郾 01 0 1郾 58
叶类 Leaf 苋菜 Amaranth 2 0郾 09 ~ 0郾 20 0郾 15 0郾 08 100 2郾 96
茄果类 豇豆 Cowpea 1 0郾 02 0郾 02 - 0 0郾 61
Solanaceous fruit 辣椒 Capsicum 9 0 ~ 0郾 06 0郾 02 0郾 02 11郾 1 0郾 50
南瓜 Pumpkin 3 0 ~ 0郾 02 0郾 01 0郾 01 0 0郾 15
茄子 Eggplant 4 0郾 01 ~ 0郾 05 0郾 02 0郾 02 0 0郾 58
四季豆 Kidney bean 1 0郾 014 0郾 01 - 0 0郾 49
水 果 Fruit 柑橘 Orange 5 nd ~ 0郾 023 0郾 01 0郾 01 0 0郾 13
对照区 粮食作物 稻米 Rice 2 0郾 08 ~ 0郾 09 0郾 09 0郾 01 0 0郾 93
Control area Foodstuff crop 玉米 Maize 1 nd nd - 0 -
蔬菜 根茎类 Root 红薯 Sweet potato 3 nd ~ 0郾 010 - - 0 0郾 21
Vegetable 甜瓜 Melon 1 0郾 0058 0郾 0058 - 0 1郾 55
茄果类 Solanaceous fruit 辣椒 Capsicum 2 - 0 0 0 0郾 04
水 果 Fruit 柑橘 Orange 4 nd ~ 0郾 005 0郾 0025 0郾 0021 0 0郾 25
除粮食作物外,其他作物砷浓度以鲜质量为基础计算;而富集系数均以作物干质量为基础进行计算 The concentration of arsenic was calculated by
the fresh mass except for the foodstuff crops, and the enrichment coefficient was based on the dry mass of crops. nd: 未检出 Not detected.
8492 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
砷的富集能力最强,玉米和绿豆对砷的富集能力相
对较差.不同种类的蔬菜进行比较,叶菜类苋菜和根
茎类红薯、甜瓜的富集能力较强,茄果类的富集能力
相对较差,各类蔬菜对砷的富集能力由强至弱的顺
序为: 苋 菜 ( 2郾 96% ) > 甜 瓜 ( 1郾 58% ) > 豇 豆
(0郾 61% ) >红薯 (0郾 60% ) >茄子 (0郾 58% ) >辣椒
(0郾 50% )>四季豆(0郾 49% ) >南瓜(0郾 15% ),而当
地主要水果柑橘对砷的富集能力较低.此外,相关分
析表明,土壤砷含量与作物砷含量间呈极显著正相
关( r = 0郾 378,P<0郾 01),这意味着土壤中砷浓度的
升高,可导致作物中砷含量的显著升高.
2郾 3摇 雄黄矿周边地区人群的健康风险分析及相应
对策
人群经食物摄取的平均日砷输入量参考USEPA
的相关模型进行计算[23],如下式:
CDI = 10
3CI
BW
CI =移C iDiFd
式中: CDI为砷通过作物可食部分进入人体的平均
日摄取量[滋g· (kg·d) -1]; C 为作物砷含量(mg
·kg-1);I为接触率(食物摄取); 103 为将 mg 换算
为 滋g的换算系数; BW为体质量(kg),按成人平均
体质量 60 kg 计算,C i 为某类作物的砷平均浓度
(mg·kg-1); Di 为每日对某类作物的食用量(kg),
其中,大米为 0郾 29,玉米为 0郾 016,杂粮为 0郾 006,根
茎类蔬菜为 0郾 041,叶类蔬菜为 0郾 169,果菜类
0郾 100,水果类为 0郾 001[24],Fd 为作物鲜质量折算为
干质量的比例.
以 HQ 表征由食物摄取引起的砷暴露风险指
数,计算公式为:
HQ=CDIRfD
式中: HQ为当地居民通过蔬菜摄入砷的暴露风险
指数; RfD为砷参考暴露剂量(滋g·kg-1·d-1). 以
此为基础进行计算,可得出矿区和对照区的粮食作
物、蔬菜作物和水果以及食物的人体健康风险(表
3).
根据 USEPA 和 WHO 推荐的参考暴露剂量
(RfD),当人体平均日摄取量(CDI)超出 RfD,即 HQ
>1 时,则表明该污染物可引起人体健康风险,且该
风险指数越大则代表污染物的健康风险越高. 从对
砷暴露风险指数的情况看,矿区蔬菜作物的风险指
数最高,其 HQ值为 16郾 54,是对照区的 18郾 7 倍,CDI
值为 4郾 962 滋g·kg-1·d-1,而粮食作物的健康风险
仅次于蔬菜,HQ值为 4郾 84,为对照区的 3郾 49 倍.从
当地居民经食物摄取的总体健康风险来看,矿区居
民每日通过作物可食部分进入人体的平均砷摄取量
CDI值为 6郾 416 滋g·kg-1,远远高于 WHO 推荐的
RfD值(0郾 3 滋g·kg-1·d-1),相应的健康风险指数
为 21郾 39,而对照区的 CDI 值为 0郾 417 滋g·kg-1,健
康风险指数 HQ仅为 1郾 39.因而,矿区居民通过食物
摄取途径导致的砷暴露健康风险远高于对照区,其
总的风险指数高出 14郾 4 倍.可见,受雄黄矿开采活
动的影响,当地居民正面临严重的砷暴露健康风险
威胁.
将各类作物和蔬菜的富集系数进行聚类分析
(图 1),可将主要农作物和蔬菜分为 4 类:玉类包括
绿豆、南瓜、柑橘、辣椒、红薯、玉米、茄子、豆角、芝
麻、大豆;域类主要包括稻米;芋类包括甜瓜;郁类包
括苋菜.其中,富集系数相对较高的稻米、甜瓜和苋
菜均各自成一类,砷污染的健康风险相对较高,绿
豆、南瓜、柑橘、辣椒、玉米、茄子等风险则相对较低.
总体来说,适合当地种植的作物主要为富集系数较
低而耐砷能力较强的玉类作物. 其中较适合矿区种
植的粮食作物主要为玉米,茄果类蔬菜为南瓜、豇豆
等,以及柑橘类水果,而富集系数较高的水稻、红薯、
苋菜等不适宜在当地种植.
表 3摇 矿区居民的食品摄入风险
Tab. 3摇 Health risk of residents by daily intake of crops surrounding the arsenic sulphide mine
健康风险指数
Health
risk index
粮 食
Foodstuff
矿区
Mining area
对照区
Control area
蔬 菜
Vegetable
矿区
Mining area
对照区
Control area
水 果
Fruit
矿区
Mining area
对照区
Control area
合计经食物摄取
Total intake of arsenic by food
矿区
Mining area
对照区
Control area
CDI(滋g·
kg-1·d-1) 1郾 453 0郾 416 4郾 962 0郾 265 0郾 001 0 6郾 416 0郾 417
RfD (滋g·
kg-1·d-1) 0郾 3
[25-26]
HQ 4郾 843 1郾 387 16郾 540 0郾 883 0郾 003 0 21郾 39 1郾 390
949211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李莲芳等: 石门雄黄矿周边地区土壤砷分布及农产品健康风险评估摇 摇 摇 摇 摇
图 1摇 基于砷富集系数的聚类分析
Fig. 1摇 Cluster analysis based on their enrichment coefficients.
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 雄黄矿周边地区土壤砷含量及作物对砷的富
集
从本研究来看,石门雄黄矿区土壤砷超标严重,
表层土壤砷平均含量为 99郾 51 mg·kg-1,比郴州砷
污染区(63郾 9 mg·kg-1) [27]平均含量高出 55郾 7% ,
比广西环江砷污染的农田(35郾 04 mg·kg-1) [28]亦
超出 1郾 84 倍,却大大低于云南锡矿区(1225 mg·
kg-1) [23] .与前人的研究结果比较,本研究所得的水
田砷含量为 43郾 51 mg·kg-1,大大超出曾敏等[29]测
得的当地水田砷含量(18郾 9 mg·kg-1),这可能与调
查样本数的差异有关.同时,本研究测定的矿区农田
土壤砷含量为 99郾 51 mg·kg-1,远低于此区域尾砂
覆盖的非农业用砷含量(679郾 9 mg·kg-1). 而矿区
表层土壤砷含量明显低于亚表层土壤,这与尾砂覆
盖的非农业用地中上层土壤砷含量(679郾 9 mg·
kg-1)低于下层(7097郾 5 mg·kg-1 )的现象类似,其
原因可能在于当前石门雄黄矿区开采率已大大降
低,目前正处于限量开采阶段,使表层土壤砷累积的
速度有所降低,在雨水的长期作用下,表层土壤中的
砷可能会被淋洗至下层,从而导致亚表层土壤砷含
量相比于表层土壤反而升高的现象. 另从作物对砷
的富集特点来看,本研究中矿区各类作物富集系数
由高至低的顺序为:蔬菜>粮食作物>水果类,而各
类蔬菜按富集能力排序为: 叶菜类>根茎类>茄果
类,粮食作物中以水稻的砷含量最高,此结果与前人
的研究有相似之处[30] .
3郾 2摇 矿区农产品的食用安全风险
蔬菜和粮食作物是人体摄入砷的主要途径[31] .
已有研究表明,世界稻米的砷含量正常范围在 0郾 08
~ 0郾 20 mg·kg-1 [32],而本研究中石门雄黄矿区的稻
米砷平均含量为 0郾 29 mg·kg-1,最高值达 0郾 84 mg
·kg-1,远超出世界平均水平,乃至高于受高砷灌溉
水严重影响的孟加拉的稻米砷含量的平均水平[33],
存在较强的食用安全风险. 矿区居民经食物摄入人
体的平均日摄取量(CDI)为 6郾 416 滋g·kg-1·d-1,
即相当于成人每天摄砷量为 385 滋g,略高于王振刚
等[18]得出的该矿区鹤山村 20 ~ 40 岁人群估计人均
日摄砷量 310 滋g的水平,这可能与取样区域的差异
有关.
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作者简介 摇 李莲芳,女,1975 年生,博士,副研究员. 主要从
事农业环境演变与调控研究,发表论文 30 余篇. E鄄mail: lil鄄
ianfang@ ieda. org. cn
责任编辑摇 肖摇 红
159211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李莲芳等: 石门雄黄矿周边地区土壤砷分布及农产品健康风险评估摇 摇 摇 摇 摇