电子废弃物拆解与管理的影响：稻粒中重金属随时间和空间的分布、迁移和健康潜在风险

1、电子废弃物拆解与管理的影响：稻粒中重金属随时间和空间的分布、迁移和健康潜在风险摘要：自2005年起，考虑到环境和经济两方面的因素，中国在电子废弃物处理处置领域已经开始不断强化管理、集中拆解和采用先进循环回收技术等手段。在本研究中，为了研究砷、镉、铜、铅等元素随时空的变化，采集了电子废弃物拆解区2006年至2010年的水稻样本。这些样本中As、Cd、Cu、Pb含量的几何平均值分别为111、217、4676、237ng/g。在取样周期里，铅含量的水平表现出显著的下降趋势，另外三种元素含量则保持相对连续甚至上升的趋势。电子废弃物拆解区的稻粒样本中砷、镉、铜、铅浓度明显高于其他地区(p < 0.

2、05),这表明电子垃圾拆解活动与升高的铅、铜、镉含量之间的密切下相关。通过电子废弃物拆解区大米消费对人类进行的风险评估表明：调查结果中超过60%的Cd的危险系数都超过1。研究结果表明：严格贯彻电子废弃垃圾拆解控制措施对控制重金属向环境排放产生积极影响。然而，重金属的环境行为不同于单个元素的地球化学特征。我们仍然需要更多的修复技术以减少对周围环境的重金属污染。1引言近几十年来，随着经济和技术的快速发展，电力和电子设备废物（e-waste）的数量正持续增长，相应的环境问题也造成了公众对电子废弃物处理处置的担忧1-3。尽管巴塞尔公约对电子废弃物的跨境转移行为做出了严格地控制管理规定，大量的电子废弃物

3、还是通过违法途径或“灰市”被输出到中国、印度和非洲一些国家4。除此之外，近年来在中国生产出的本土电子废弃物数量也在持续增加5。电子设备包含大量可回收的化学成分，其中稀有金属最值得人们关注。这是电子废弃物循环产业数量在近几十年迅速增长的主要原因之一，尤其在发展中国家。由于安装和操作的高成本，环境友好型循环回收技术对发展中国家，尤其是小型车间作坊来说并不是最佳的选择6。因此，发展中国家的很多地区采用原始的电子废弃物回收技术，这也导致了相当大量有害污染物的排放失去了控制，例如重金属和持久性有机污染物（POPs）7,8。中国已经起草和颁布了法律法规来管理电子废弃物的违法处理，但是执法不严已经在近几十年

4、造成了一些的地方环境污染加重。一些恶名昭著的电子废弃物拆解区坐落在中国，其中台州和贵屿是最大的电子垃圾拆解区9,10。在包括电子废弃物拆解区周围的生物群和人类在内的台州、贵屿各种生物区划中，发现了高水品的重金属和持久性有机污染物。特别是Deng,W.J等人在电子废弃物回收区的总悬浮颗粒（TSP）和细颗粒物（PM2.5）中发现了高水平的镉（Cd），铜（Cu）和铅(Pb)。Leung等人曾评估了电子废弃物循环再生据点和公共场所（如食品市场和学校操场）周围的地表浮土样本中重金属的浓度，结果发现这些地方已经被电子废弃物循环再生活动所严重污染。此外，重金属能对电子废弃物循环回收区的当地居民尤其是儿童造成

5、某些危害。Huo等人公布了该地区儿童体内血液中高水平的铅含量（最高高达32.67g/dL），这也许能影响儿童的神经发育。Wang等人表示电子废弃物循环区居民的毛发中Pb和Cd的含量明显高于控制区的数值。我们之前的研究于2005年在台州电子废弃物循环回收区周围的水稻植株中发现了高水平的重金属含量，这能够增加与Pb和Cd通过摄取当地水稻流向当地居民有关的危险。原始的电子废弃物拆解过程所带来必然的环境问题已经理所当然的被利益相关者日益担忧。自2005年以来，中国中央政府和台州地方当权者都加强了他们的法律执行力度来控制和铲除不法的电子废弃物拆解活动。单是在台州路桥区，当局就已经关闭了超过9500家小规

6、模的电子垃圾拆解车间作坊，并建设了至少4个大型集中的工业园区，在这里更多的环境友好型电子垃圾回收技术被应用。同时，台州的电子垃圾总回收量从2005年的169万吨增加到了2009年的263万吨。我们已经在从前加强这一管理的执法力度之后报告过有机污染物的空间分布和随时间有所下降的趋势。而重金属是不可降解的，且通常比有机污染物更加不稳定，这就因此而具有不同的扩散和迁移能力。无论如何，这些针对时间趋势和空间分配的措施对这一地区重金属产生的影响尚不清楚。水稻是台州的主要农作物和主食，水稻中的重金属成分和这一地区的食品安全及人类健康密切相关。因此，我们挑选了稻米作为实验模型。这项研究的目标是调查在加强执行

7、电子垃圾拆解法规、当地居民长期暴露在大米消费品中重金属带来的危险之后，稻米样品中重金属的时间的变化趋势。此外，我们也研究了稻米样品中重金属在地区规模内的空间分布。据我们所知，这是针对电子垃圾拆解区中重金属的时间趋势、空间分布和长期危害评估的首次研究。2实验2.1采样地描述和采样 图1 取样活动地图（a）非电子垃圾拆解区采样地的空间分布（b）电子垃圾拆解区采样地的空间分布我们的研究区域峰江镇，坐落于中国浙江省东南部。这里的土壤类型是红壤，年平均降雨量和年平均温度分别是大约1600mm和17.2ºC。这里是台州最集中的电子垃圾回收区之一，早在21世纪初期，很多以家庭为单位的电子垃圾加工作

8、坊就普遍存在。峰江镇于20世纪80年代开始回收改造废弃的变压器和发电机。在20世纪90年代早期，大量包括计算机、电缆、电视机、冰箱和其他家用电器在内的电子废弃物被进口。这里也是重要的农业区且水稻是主要的农作物。本项研究的采样活动被分为两部分。有共计总数为99个的水稻谷粒样品被采集。第一部分（79个样本，2006年5个，2007年19个，2008年24个，2009年19个，2010年12个）是在峰江镇2006年至2010年收获期间被收集的，这部分用来研究从执行更严格的法规以来，重金属在水稻谷粒中的时间趋势。第二部分（20个样本）被收集用来考察重金属的空间分布和电子垃圾拆解活动对周围的非电子垃圾拆

9、解区的潜在影响。该部分样本于2010年在峰江镇电子垃圾拆解区周围的非电子垃圾拆解区被收集，采样区域覆盖了方圆50km（如图1）。每个样本都由至少5个从每个村庄中几个稻田中获得的子样本组成。这些样本经冷冻干燥后被分离成糙米，再用实验室去壳机去壳。经过讨论，考虑到实验的便捷性，我们把样品分成四组：来自电子垃圾回收区的稻米样本（RE），来自非电子垃圾回收区的稻米样本（RN），来自电子垃圾回收区的去壳稻米样本（HE），来自非电子垃圾回收区的去壳稻米样本（HN）。2.2化学分析所有样本都被磨成纤细的粉末，保存在4ºC环境下直到被分析。这里的分析方法是基于我们之前的工作，只在此做简要描述。大约0

10、.2g的样本在聚四氯乙烯消化罐中被消化。其中加入2ml浓缩的含氮酸（69%，分析级纯，标准试剂）并预先消化4h。然后，加入1ml 30%的过氧化氢（授权，北京化学公司），在如下条件下用微波消解装置（CEM Mars-X 500，美国）消化：在10min内逐渐加热到160 ºC并保持恒温30min，再在10min内由160 ºC逐渐加热到180 ºC保持恒温30min。冷却后，用超纯水将消化产物稀释至40ml，待分析。用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS，安捷伦 7500CE，U.S.）分析这些样本的非金属砷（As）和三种重金属Cd、Cu和Pb的总浓度。所有的测定

11、都用外标校正法，取得三份独立的测定结果，并遵循我们实验室先前制定的方法。2.3质量保证和质量控制表1 电子垃圾拆解区和非电子垃圾拆解区的稻米及去壳稻米样本中重金属成分的含量元素地点N范围中值AMa(ASDb)GM(GSDc)AsREdRNe792014-28472-337117116119(42)137(67)111(1.5)126(1.5)CdRERN79202.9-51542.8-25826024449(671)58(67)217(3.8)30(3.4)CuRERN7920280-8606638-4341460726194944(1381)2560(742)4676(1.5)2425(1.

12、5)PbRERN792025-482103-161237115250(72)118(14)237(1.5)117(1.1)AsHEfHNg792092-539116-635267159274(89)222(142)259(1.4)194(1.6)CdHEHN792029-313715566)49(36)283(2.8)39(2.0)CuHEHN79202541-176257641-163717957227310455(19203)3393(3321)8039(1.7)2645(1.9)PbHEHN79201069-34471611-281533477404013(38

13、50)914(483)3430(1.6)847(1.4)*a：算术平均值； b：算数标准差； c：几何标准差； d：电子垃圾拆解区稻米样本； e：非电子垃圾拆解区稻米样本； f：电子垃圾拆解区去壳稻米样本； g：非电子垃圾拆解区去壳稻米样本。我们使用标准参考物（GBW08871和GBW08502）来验证分析方法。标准参考物的回归系数为80-94%，证实了分析方案的准确性。详细的每种元素的回归系数参见表1（表1）。所有标准参照物的分析都取得三份独立的结果。2.4数据分析这项研究中的所有浓度都是以干重为基础表达的。几何平均值（GM）用来表征集中趋势。方差分析（ANOVA）和斯皮尔曼相关用于研究稻米

14、样本和去壳稻米样本之间的显著差异和相关性。2.5关于大米消费的风险评估在从电子垃圾拆解物中释放出来的众多元素里，As、Cd、Cu和Pb通常带来更多担忧。砷常被用来作晶体管中的掺杂剂。它很易于在稻米中累积，这已经引起了全球的高度关注。镉被用于像镍镉电池和半导体这样的器材，产期接触Cd能引起严重的健康问题（例如日本的“骨痛病”）。铜是电子元件中的主要元素，也是电子垃圾拆解活动中主要的再生金属之一。铅被用作阴极射线管显示器和印刷电路板中的焊料。这是一种发育性的神经毒素，和儿童的智商低下有关。这些有毒的元素能够通过土壤农作物人类、土壤农作物家畜人类或人类直接采碰土壤/灰尘的途径进入人体。通过大米来摄入

15、重金属可能是一个重要的接触途径，因为它是当地人的主食。重金属危害商数（HQ）的健康风险评估通常用如下公式计算：HQ=每日预计摄入量（EDI）/每日允许摄入量（TDI）。EDI用如下公式计算：EDI=大米摄入量（g/day）×重金属浓度（g/g）/平均体重（kg）。当HQ>1，表明对健康造成潜在的不良影响，当HQ>10则暗示高度的、慢性的危险。此外，接触几种有毒微量元素可能会导致相加效应。因此，每种元素的危害商数（HQ）加和能得出危害指数（HI）（HI=in-1 HQi）。As、Cd和Pb的每日允许摄入量（分别为50，1,3.6g kg-1 bw）用公式TDI=PTWI/7

16、计算得到，其中PTWI是联合国粮农组织/世界卫生组织专家委员会建议的食品添加剂暂定每周可耐受摄入量。根据美国有毒物质和疾病登记处及其他相关研究，TDICu被规定在40g kg-1 bw。在这项研究中，成人和儿童的日平均大米摄入量分别为每天323g和198g，成人和儿童的平均体重分别被假设是60kg和32.7kg 。3结果和讨论3.1稻米中的重金属和毒害来源有关稻米和去壳稻米样本中三种重金属含量的基本数据呈现在表1中。很明显，RE的Pb、Cu和Cd的浓度显著高于RN的（p<0.05），它们的最高值高达Pb为482ng g-1,Cu为8606 ng g-1，Cd为5154 ng g-1，这暗

17、示着电子垃圾拆解活动与RE中升高的Pb、Cu和Cd含量之间的密切联系。并且，调查中RE的重金属含量可与污染地区的重金属含量不相上下，而RN的重金属含量在非污染地区的重金属含量范围之内。RE的Cd几何平均值（GM）是217 ng g-1，与日本Cd重度污染区域的水稻中Cd的浓度（GM：199 ng g-1）不相上下，在日本，“骨痛病”成为地方病。但是这比从湖南矿区收集的稻米中的重金属含量要低。反之，从RN地区收集的稻米样本中Cd的浓度范围为2.5-258 ng g-1，GM为30 ng g-1，在之前非污染地区的研究结果范围（GM：11.2 ng g-1-50 ng g-1）以内。RE的GMCu

18、和GMPb比RN的高出近两倍。RE的GMCu为4676 ng g-1，这一结果比毗邻峰江东南的县城温岭（3090 ng g-1）高。RE的Pb浓度在25-482 ng g-1的范围内，GM值为237 ng g-1，远远高于其他地区（GM：3-22.7 ng g-1），但是与中国湖南矿区周围的水稻中Pb浓度相似。RE的79份稻米样本中有66份超出了糙米中Pb的最大允许浓度（MAC）（MAC：200 ng g-1），而RN中没有超出200 ng g-1的样本。因此我们认为峰江镇的稻米被电子垃圾拆解活动释放的重金属尤其是Cd、Pb所严重污染。这一结果和之前的研究一致，那项研究报告了重金属通过原始的电

19、子垃圾拆解方法（包括“酸浴”、露天焚烧、熔解等等）释放到周围环境。考虑到污染来源，根系吸收和大气沉降是潜在的稻米中重金属污染途径。Fu等人报告了电子垃圾拆解区水稻土壤环境中Cd、Cu和Pb的含量分别为1190、108060和55810 ng g-1，至少比这一地区的初始值高出两倍。Zhang等人于2009年报告了重金属的正常浓度。这些研究都表明土壤中Cd含量超出中国土壤环境质量标准（GB15618-1995）的MAC（300 ng g-1）。比起电子垃圾拆解区，我们研究地域中非电子垃圾拆解区的土壤中Cd、Cu和Pb的浓度就要低很多，与Zhang等人报告的该地区控制地Cd、Cu和Pb浓度分别为1

20、50、32080和33450 ng g-1这一数值是相当的。因此污染的水稻土壤归因于RE中高水平含量的Cd、Cu和Pb。图2 电子垃圾拆解区和非电子垃圾拆解区的稻米和去壳稻米的箱线图(方块代表第25位和第75位百分数，三条横线代表第5、50、95位百分数，黑色点代表异常。RE、RN、HE和HN分别代表电子垃圾回收区的稻米样本，来自非电子垃圾回收区的稻米样本，来自电子垃圾回收区的去壳稻米样本，来自非电子垃圾回收区的去壳稻米样本)然而，大气沉降的影响不能被忽略，特别是对稻壳的污染。稻壳直接暴露在大气中。它们多孔、外皮粗糙、有相对大的表面积。因此，悬浮颗粒物（TSP）和灰尘就很容易被吸附，这是稻壳中

21、重金属含量的另一个影响因素。总的来说，电子垃圾拆解区的稻壳中重金属含量是非常高的（如表1）。因为在电子垃圾拆解区的TSP中Pb和Cu（Pb为444ng/m3，Cu为483444ng/m3）比Cd（7.25444ng/m3）表现出更高的浓度，所以Pb和Cu比Cd的大气沉降作用更加显著。HE中Cu和Pb的浓度比RE中的高，这也和从中国湖南受采矿活动影响的地区中获得的发现相一致。HE的GMCu和GMPb分别比RE的高出1.7倍和14.5倍（如图2）。HE的GMCd（283 ng g-1）比RE（217 ng g-1）的略高。在HE中，79份样本中的10份超过了对Cd的中国国家卫生饲料标准的1000n

22、g g-1。在中国，稻壳通常被用作牲畜和家禽的粗饲料，所以来自稻壳的污染也许会进入当地食物链最终被转移到人体。我们的研究结果表明，食用本地稻壳会增加对动物不利的风险，也对消费这些家禽和牲畜的人类构成潜在危险。HN中的Pb浓度明显高于稻米，而Cu的浓度（2425 ng g-1）与稻米（2645 ng g-1）基本持平（如图2）。较之于我们先前的研究，稻壳中POP的含量水平比稻粒中的高出2-3个数量级。如此明显的差距并不存在于重金属，由于金属具有完全不同的化学性质，它们在稻米和稻壳中的含量只相差几倍或大致相当。我们随后分析重金属的地球化学特征以获得对污染源更加深入的了解。在我们的研究区域，水稻的土

23、壤类型是红壤，土壤的pH值是4.43到5.89。当地土壤中的可交换态Cd（高于50%）相对高于Cu和Pb（接近30%），这意味着Cd的生物利用率明显高于Cu和Pb。通常比起Cu和Pb，根系吸收的作用对Cd更加重要，因为根系吸收与重金属的生物利用率密切相关。反之，大气沉降对稻壳中的Cd起较小作用，因为在电子垃圾拆解区，Cd在空气或灰尘中的污染等级比Pb和Cu要更低。以上结论在稻米Cd含量和稻壳Cd含量之间显著的相互关系中得到进一步证明。（p<0.01，电子垃圾拆解区R=0.79；非电子垃圾拆解区R=0.96（国际单位制）。对于Cu和Pb，根系吸收不是主要来源，因为非交换态在当地土壤中受到控

24、制，Pb和Cu的碳酸盐种类和剩余成分占高于70%。与Cd不同，大气沉降在稻壳的Pb、Cu污染中扮演很重要的角色。因此，在电子垃圾拆解区（p>0.05，R=0.19（国际单位制）和非电子垃圾拆解区（p>0.05，R=0.02（国际单位制）的稻米和稻壳样本Pb浓度之间都没有发现显著的关系。尽管如此，微量的可交换态Cu也浓度更高，因为Cu在土壤中的浓度达到100 000ng g1，比Pb在当地电子垃圾拆解区的浓度情况高出大约两倍。根系从土壤贮存中吸收的Cu也许是稻米和稻壳之间显著浓度关系的重要原因（电子垃圾拆解区R = 0.39, p < 0.01；非电子垃圾拆解区R = 0.74

25、, p < 0.01（Table S2a,b of the SI）。稻米和稻壳中砷成分的详细信息也可参见表1。在RE（GM：111ng g1）和RN（GM：126ng g1）的砷浓度数据之间没有发现明显差异。稻壳和稻米中的As含量都很低，没有观察到明显的区域差异。研究中电子垃圾拆解区和非电子垃圾拆解区米粒中的As浓度与全球的“正常”范围相当（80-200 ng g1），这与Yao等人在相同地区的报告相一致。因此，As也许不是样本地区电子垃圾拆解活动释放的主要污染物，或者加工过的电子垃圾不含有大量这样的类金属。我们从前的研究报告过水稻土壤中的As成分与这一地区的初始值相近。我们的结果暗示另

26、外三种元素是电子垃圾拆解活动释放的典型污染物质。3.2时间趋势和空间分布 图3：2005至2010年电子垃圾拆解区稻米和稻壳样本中重金属的浓度。（a）稻米样本（b）稻壳样本。在（a）中插入的函数可以表现出2005-2010年期间稻米样本中Pb含量的指数下降趋势。在RN和RH样本中都没有观察到明显的随到峰江镇距离而改变的污染程度梯度（Table S3 of the SI），尽管电子垃圾拆解区的Cd、Cu和Pb浓度显著高于非电子垃圾拆解区（p<0.05）。我们在从前的研究中发现，蜗牛和土壤样本中多氯联苯（PCBs）和多溴联苯醚（PBDEs）的浓度与到峰江镇的距离呈负相关。比起POPs，重金属

27、在当地环境中更不易变化。Wong等人发现电子垃圾拆解地点附近河流中溶解态重金属的浓度比其他样本采集地高很多，这就支持了“重金属通过电子垃圾拆解活动释放，通过径流运输”这一观点。我们研究区域有很多小的河流、沟渠，西北部地势比东南部高。峰江镇下游方向大约5km的采样地10和16，表现出比峰江镇上游一般距离地区（采样地8和9）更高的Cd和Cu水平，这暗示了径流也许是当地重金属的主要运移通道。 2005年之前，峰江镇有大量的小型电子垃圾作坊，原始的电子垃圾拆解活动发生村庄里的几乎每一个后院。露天焚烧和倾销电子垃圾剩余物一度盛行。2005年，贯彻了更严格的法规之后，这一区域建设了回收电子垃圾中有价值材料

28、的大规模工业园区和高科技生产线。当我们于2010年实施样本采集活动时，在这片样本采集地区已经几乎看不到露天焚烧电子垃圾。未来了更好的探索更严格的法规出台之后电子垃圾的时间趋势，我们把该项研究中的时间数据与我们从前在2005年研究中的数据相结合。图3a展示了2005-2010年期间大米样本中四种元素的水平。每种元素在具体年份的详细浓度被列在SI（）。我们在采样期间发现了四种元素不同的时间分布。As不是电子垃圾的相关污染物，他于2005年到2010年在稻米和稻壳样本中保持低浓度。严格法规的贯彻没有影响As在稻米中的积累。不同于在加强法规、集中拆解过程之后稻壳中的POPs浓度的锐减趋势，重金属显现出

29、不同的影响，因为重金属具有完全不同的地球化学特征。特别是由于土壤中高可交换态的Cd，无论在法律强化之前还是之后，从土壤的释放中进行根系吸收对稻米和稻壳的Cd含量都起主导作用。所以，稻壳和稻米中Cd的浓度（GM）分别从2005年的125 ng g-1增加到2010年的357 ng g-1，从2005年的157ng g-1增加到2010年的354 ng g-1。在稻米中Cd的MAC数值（200 ng g-1）基础之上,2005年31%的稻米样本超出了这一门槛，该比率更是在2010年升至83%。加强执法以后，土层持续的释放Cd造成米粒中Cd升高。为了确保食品安全，不仅要加强地方产业管理政策，像修复污

30、染土壤这样的强制性措施也是必要的。Pb在米粒中的时间趋势状况是和Cd截然不同的。Pb主要通过手动拆焊回收，最有可能在原始的电子垃圾拆解活动中通过吸附颗粒和灰尘释放到环境中去。大气沉降对当地的米粒Pb污染程度起重要作用，由于Pb的低生物利用率，根系吸收Pb没有吸收Cd对大米污染影响大。自2005年以来，这一地区减少了露天焚烧电子垃圾。Xue等人研究了从高新技术回收厂的回收废旧印刷电路板生产线收集的TSP中重金属含量和PM10。当电子垃圾拆解活动开始改变，高新技术回收厂和电子垃圾露天回收作坊TSP的Pb含量相差无几，这暗示了Pb排放量的显著降低。所以，采样期间米粒中Pb含量的降低趋势是意料之中的。

31、从2005年至2010年稻米样本中的Pb含量分别为690,357,316,225,209和169 ng g-1，显示出指数下降趋势（见图3a），而稻壳样本的数据也从2005年的4348 ng g-1降低到2010年的2789 ng g-1（图3b）。然而由于Pb的高绝对浓度和76份样本中66份超出中国糙米Pb标准的MAC的样本，电子垃圾拆解区的水稻土壤仍然不适于生产安全的水稻。Cu的时间概况和Pb不同，尽管他们在当地土壤中显现出相似的生物利用率。Cu和Pb的非交换态形式占当地土壤总含量的70%以上，但是由于他们极微量的可交换态存在形式，Cu被根系连续地从土壤中吸收得以实现。我们没有发现Cu（G

32、M）在稻米样本中表现明显的时间变化（从2005年的4189 ng g-1到2010年的ng g-1）。强化法律之后，根系从土壤释放中连续吸收使Cu在稻米样本中维持较高浓度。稻壳样本中Cu的时间趋势与稻米中的有些许不同，它从2005年的14215 ng g-1下降到2010年的5960 ng g-1。一部分铜由露天焚烧回收。与Pb相同，Xue等人的研究证实了当电子垃圾拆解方式改变后明显减少的Cu排放量。此外，我们在2009年观察到Pb和Cu含量的细微升高（图3b，Table S4b of the SI），在POPs中也观察到相同情况。我们通过观察发现这也许是由于该工业园区生产力的约束，导致一些小

33、的电子垃圾拆解作坊重现。3.3潜在风险评价 图4：As, Cd, Cu和Pb的HQs及HI箱线图。Adults-E, Adults-NE分别代表电子垃圾拆解区和非电子垃圾拆解区的成年人的HQs和HI，Children-E, and Children-NE分别代表电子垃圾拆解区和非电子垃圾拆解区的儿童的HQs和HI。红色虚线代表HQ或HI=1；这条线以上的HQ或HI值也许会带来不良的健康影响。现今，当地居民的主食大米消费成为日常摄入重金属的主要途径。每种元素的HQs和电子垃圾拆解区、非电子垃圾拆解区的成人、儿童大米消费的HI数据被计算整合呈现在图4中。每一年HQs和HI的详细数据见表S5。因为低体重和相对高的大米摄入，儿童的HQs比成人略高。在电子垃圾拆解区，成人和孩子稻米的HI（GM）分别是2.54和2.87，通过对污染稻米的研究表明了这一正在增加的不利健康的风险。HQs的排序是Cd > Cu > PbAs。HQCd，HQCu和HQPb分别占HI的46.0%，24.8% 和13.9%。成人和儿