土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估
污染土壤风险评估考核试卷
一、单项选择题
1. A
2. A
3. D
4. D
5. C
6. D
7. D
8. D
9. D
10. D
11. D
12. A
13. D
14. A
15. D
16. D
17. C
18. A
19. B
20. D
二、多选题
1. AD
2. ABC
3. AB
4. ABC
5. AB
6. ABCD
7. ABCD
8. ABC
14.以下哪些污染物在土壤中较难降解？（）
A.多氯联苯
B.多环芳烃
C.农药残留
D.石油烃
15.以下哪些措施属于污染土壤的风险管理？（）
A.修复受污染的土壤
B.限制土地使用
C.监测污染物的变化
D. A和B
16.以下哪些情况可能导致土壤污染物的生物可利用性增加？（）
A.土壤pH值降低
B.土壤湿度增加
C.土壤温度升高
A.污染物种类和特性
B.土壤类型和环境条件
C.修复目标和要求
D.经济成本和技术可行性
20.以下哪些措施可以用来预防土壤污染？（）
A.严格工业排放标准
B.合理使用农药和化肥
C.控制城市垃圾处理
D.所有上述措施
三、填空题（本题共10小题，每小题2分，共20分，请将正确答案填到题目空白处）
1.土壤污染的主要类型包括化学污染、____污染和生物污染。
7.在污染土壤修复过程中，常用物理隔离方法中的____技术，将污染物与土壤隔离，减少其生物可利用性。
8.土壤污染物的迁移和转化过程受土壤pH值、____和微生物活动等因素影响。
利用体外模拟法评估蔬菜中Cd的生物可给性和健康风险
利用体外模拟法评估蔬菜中Cd的生物可给性和健康风险张文莉;王文全;李阳;李乾龙
【期刊名称】《中国食品工业》
【年(卷),期】2024()10
【摘要】为了研究蔬菜中镉(Cd)的生物可给性与可食用部分之间的相互关系以及蔬菜摄入而导致的Cd健康风险,选用3类蔬菜——小白菜、萝卜、辣椒,利用In vitro方法研究这些蔬菜不同食用部分中Cd的生物可给性及人体健康风险。
结果表明:胃反应液的Cd浓度基本小于小肠,但没超出蔬菜可食用部分中的Cd浓度,胃消化阶段Cd的生物可给性也小于小肠,Cd在人体的小肠中更容易被吸收利用。
小白菜的生物可给性及生物可给量均较大,萝卜生物可给性和生物可给量较小,可见Cd在蔬菜中迁移性较强,但蔬菜PTWI值都没超标,蔬菜用于人类食用暂时安全。
【总页数】4页(P122-124)
【作者】张文莉;王文全;李阳;李乾龙
【作者单位】云南水利水电职业学院;新疆农业大学
【正文语种】中文
【中图分类】S63
【相关文献】
1.利用体外实验方法评估稻米中镉的生物可给性和健康风险
2.湘南某矿区蔬菜中Pb、Cd污染状况及健康风险评估
3.基于体外模拟法评价蔬菜中Cd的健康风险与
污染土壤修复效果4.典型环境高镉地区常见蔬菜中镉的生物可及性及健康风险评估
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岗梅药材重金属生物可给性及其人体健康风险评价
岗梅药材重金属生物可给性及其人体健康风险评价李韵雪;闵远洋;麦晋贤;韩正洲;马庆;黄煜权;廖沛然;杨全【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2022(17)2【摘要】研究10个不同批次及产地的岗梅药材中重金属铅(Pb)、镉(Cd)、汞(Hg)、砷(As)和铜(Cu)的含量、生物可给性及转移率,并应用靶标系数危害法(THQ)评估5种重金属的健康风险。
样品经湿法消解后,用原子荧光光度法和原子吸收分光光度法进行检测。
岗梅药材中存在镉和铅超标现象,超标率镉为80%、铅为100%;汞、砷和铜均未超标;岗梅药材水煎液5种重金属含量均未超过标准,5种重金属很少溶于水煎液;10批次岗梅药材重金属生物可给性均<100%,均未完全溶出,安全风险较低;10批次岗梅药材及水煎液重金属(铜、砷、铅、汞和镉)THQ(成人、儿童)值均<1。
岗梅重金属对人体健康造成的影响不明显。
通过岗梅重金属生物可给性与风险评估模型,评估了岗梅药材及其煎煮液重金属安全风险,发现实验所用岗梅样品重金属均处于安全范围内。
如此可见,中药材重金属超标问题不能一刀切,应考虑每个中药材的特点来制定相应合理的重金属限量标准。
【总页数】11页(P402-412)【作者】李韵雪;闵远洋;麦晋贤;韩正洲;马庆;黄煜权;廖沛然;杨全【作者单位】广东药科大学中药学院;国家中医药管理局岭南药材生产与开发重点研究室;华润三九医药股份有限公司【正文语种】中文【中图分类】X171.5【相关文献】1.基于农田土壤重金属生物可给性的人体健康风险评价2.贵阳建筑灰尘重金属的生物可给性及其对人体的健康风险评估3.大连地区海洋生物中重金属Pb和Cd对人体健康的潜在风险评价4.石家庄市公交站点尘土重金属的生物可给性及人体健康风险评估5.基于生物可给性分析工业场地土壤重金属污染的人体健康风险因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
污染土壤中铅、砷的生物可给性研究进展
物 可 给性 研 究 主 要 集 中于铅 、砷 的生 物 可 给性 研 究 方 法 、影 响 因素 以及 在人 体 健 康 风 险 评 价方 面 的应 用 等 方 面 。 而无 论 是 研 究 方 法 本 身 ，还 是 在
２０ ０万 ｈ ，约 占我 国耕地 总 面积 的 １５ ０ ｍ ／，而许 多 城 市 和工 矿 区 的土壤 也都 受 到不 同程 度 的铅 、砷
污 染 土壤 中铅 、砷 的生 物 可 给 性研 究进 展
崔 岩 山 ，陈 晓晨 ，付 瑾
中国科 学 院研 究生 院资 源与 环境学 院 ，北京 １０４ ０ ０９
摘要 ：土壤铅 、 砷污染 已成为重要的环境问题 ， 并可对人体健康造成严重危 害。对 食物链途径 的有效控制使得从 口部无意摄 入的土壤 铅 、砷对人体 ，特别是对儿童铅 、砷摄入总量的贡献率越来越 大 ，甚至成为主要来 源。土壤中铅 、砷直接进人人体 的消化系统并可被人体 胃肠道溶解出的部分称 为其生物可给性。有效 、 准确地判 定土壤 中铅 、 砷的生物可给性 已经成为解 决
物可给性在人体健康风 险评价 中的应用等方面的研究 。以期充分发挥铅 、 砷等环境污染物的生物可给性研究方法的潜力 ， 更
好地为控制土壤 污染 、保护人类健康服务。 关键词 ：铅 ；砷 ；生物可给性 ；健康风险 ；污染土壤
中图 分 类 号 ：Ｘ１１ ３． ３ 文 献 标 识 码 ：Ａ 文 章 编 号 ：１ ７ ．９ ６（ ０ ０） ２０ ８ ．７ ６ ４５０ ２ １ ０ ．４ ００
土壤 污 染 是 一 个 世 界 范 围的 环 境 问题 ，其 中
铅 、砷 是土壤 中 ２种 主要 的污染物 。美 国 １ ８ ４个 ６ 国家优 先处理 场址 （ ｔ ｎ ｌ ｒ ｒｉｓ ｉ ）中 ，有 Ｎａ ｏ ａ Ｐｉ ｉｅ ｓ ｉ ｏｔ Ｌ ｔ 铅 污染 的就达 １ ７ ２个 ， 污染 的也达 １ ４ ２ห้องสมุดไป่ตู้砷 ９个 ＿ １ Ｊ ； 英 国被铅 污染 的农 田已有 ４ ０ ｋ 【；据 调查 ，我 ０ ０ ｍ２ ｊ
土壤全镉分级
土壤中镉的全量分级通常是指根据土壤中镉的含量，将土壤划分为不同的质量类别。
按照中国的相关标准和政策，土壤可以根据污染程度分为以下几类：
1. 优先保护类：这类土壤的镉含量较低，符合国家土壤环境质量标准，适宜农作物生长，是保障食品安全的重要基础。
2. 安全利用类：这类土壤的镉含量虽有所超标，但通过采取一定的农艺措施或土壤修复技术，仍可保证农作物的安全种植。
3. 严格管控类：这类土壤的镉含量严重超标，不宜直接用于农业生产，需要采取严格的管控措施，防止镉通过食物链进入人体，造成健康风险。
总的来说，国务院于2016年印发了《土壤污染防治行动计划》，提出了实施农用地分类管理的工作任务，旨在通过分类管理，采取相应的措施，保障农产品质量安全。
对于土壤中镉的全量分级，具体的数值标准可能会随着政策的更新和地区差异而有所不同，因此需要参考最新的国家标准或地方政策来确定。
山田友纪子 日本稻米中镉的风险管理(中文)
基于风险分析框架的新方案 （2001年3月开始）
1997
2002
2007
11
12
2
平成26年10月30日
1. 区分食品安全问题和工业活动引起的污染 （包括 过去的活动，例如江户时代的活动） 2. 实施污染物的风险管理框架 3. 在生产环节实施风险管理措施以降低农作物镉的 吸收 4. 积极参与Codex的活动 – 收集日本的污染状况数据 – 日本的流行病学研究（论文） – 使用日本数据，采用概率方法进行膳食暴露评估 5. 实施风险交流
43
44
平成26年10月30日
保持稻田水分的效果 （2） 水分管理 传统的 保持水分*2 糙米中的镉（mg/kg） *1
保持稻田水分的效果
镉和砷之间的风险权衡
稻田土壤中砷和镉的溶解性以及氧化还原电位 （模式图） 可溶 镉 溶解性 不可溶 氧化
37 38
0.50 0.08
*1：三年研究的平均值 *2：从抽穗前15天开始稻田土壤保留水分25天 （参考文献：Inahara等，2007）
只为那些对于消费者污染物总暴露有显著意义 的食物
可以合理达到的最低水平（ALARA 原则）
注意：建立限量标准=需要执行和符合性检验
3
平成26年10月30日
限量标准的建立
ALARA 原则 起草 ML 重新考虑 监测
食物消费量数据
样本量：
农产品中镉的监测 （1）
为科学评估日本农产品中镉的污染状况
4
4.5
降低稻米中镉的风险管理措施
镉 高 目标 方法 问题 花费 （日元/公顷）
举例：保持稻田水分
科学原则
使稻田土壤处于还原状态，镉不容易被农作物吸收 镉的溶解度和稻田土壤的氧化还原电位 （模式图） 易于农作 物吸收
土壤地下水重金属污染特征与评价研究
土壤地下水重金属污染特征与评价研究土壤和地下水是人类生存和生活的重要资源，然而随着工业化的进程，土壤和地下水的污染现象日益严重。
重金属污染是一大问题，对环境和人类健康造成了严重的影响。
对土壤地下水中重金属污染的特征与评价进行深入研究是至关重要的。
本文将就土壤地下水中重金属污染特征与评价进行探讨。
一、土壤和地下水中重金属污染特征1. 重金属的来源重金属的主要来源包括工业废水、生活污水、农药和化肥残留、垃圾填埋场渗滤液、矿区尾矿和矿山废水等。
这些来源使得土壤和地下水中的重金属含量大幅增加，导致了严重的污染问题。
2. 重金属的特性重金属是指密度大于4.5g/cm3的金属元素，常见的重金属包括铅、镉、汞、铬、镍等。
它们在土壤和地下水中具有较强的毒性和持久性，易积累在生物体内对人体健康和生态环境造成危害。
3. 重金属在土壤和地下水中的行为重金属在土壤中的迁移行为主要受土壤性质、重金属的物化性质和环境条件的影响。
它们多以阳离子形式存在，对土壤颗粒具有较强的吸附能力；重金属在地下水中的迁移则主要受地下水流动情况和水文地质条件的影响。
1. 重金属含量的监测与分析通过对土壤地下水中重金属含量的监测与分析，可以了解污染物的类型和分布情况，为污染的防治提供依据。
重金属的监测方法主要包括原子荧光光谱法、原子吸收光谱法、电感耦合等离子体发射光谱法等。
2. 污染程度的评价土壤地下水中重金属污染程度的评价是指根据重金属含量和环境质量标准进行比较，判断土壤和地下水是否受到污染。
目前国内外常用的评价方法包括单一污染指数法、地积累指数法、地污染指数法等。
3. 污染的风险评估针对土壤地下水重金属污染的风险评估是为了了解污染对人体健康和生态环境的影响。
通过对重金属的生物有效性、生态毒性和生态激发性等方面的研究，可以全面评估重金属污染的风险。
1. 土壤修复技术土壤修复技术包括生物修复、物理化学修复和植物修复等，通过这些技术可以有效地将土壤中的重金属污染物转化成不活性物质，减少对生态环境和人体健康的危害。
镉污染的健康危害与急救
镉污染的健康危害与急救镉是什么?镉(Cd)是对人体有害的元素，在自然界中多以化合态存在，含量很低，大气中含镉量一般不超过0.003μg/m3，水中不超过10μg/L，每千克土壤中不超过0.5mg。
这样低的浓度，不会影响人体健康。
另外，镉的烟雾和灰尘可经呼吸道吸入，肺内镉的吸收量约占总进入量的25～40%。
如果每日吸20支香烟，可吸入镉2～4ug。
镉经消化道的吸收率，与镉化合物的种类、摄入量及是否共同摄入其它金属有关。
例如钙、铁摄入量低时，镉吸收可明显增加，而摄入锌时，镉的吸收可被抑制。
而且，镉常与锌、铅等共生，环境受到镉污染后，镉可在生物体内富集，通过食物链进入人体，引起慢性中毒人体吸收镉后会引发哪些疾病?在正常人的血中，镉含量很低，接触镉后会升高，但停止接触后可迅速恢复正常。
但是镉中毒对人体的危害非常大，如果含量超标，通常会引发如下几种疾病：1、镉与含羟基、氨基、巯基的蛋白质分子结合，能使许多酶系统受到抑制，从而影响肝、肾器官中酶系统的正常功能。
2、镉还会损伤肾小管，使人出现糖尿、蛋白尿和氨基酸尿等症状，并使尿钙和尿酸的排出量增加。
肾功能不全又会影响维生素D3的活性，使骨骼的生长代谢受阻碍，从而造成骨骼疏松、萎缩、变形等运动系统疾病症状。
3、镉对人体还具有致畸和致癌的作用，可直接导致严重中毒者死亡。
4、慢性镉中毒主要影响肾脏，最典型的例子是日本著名的公害病——痛痛病。
5、慢性镉中毒还可引起贫血。
6、急性镉中毒，大多是由于在生产环境中一次吸入或摄入大量镉化物引起。
含镉气体通过呼吸道会引起呼吸道刺激症状，如出现肺炎、肺水肿、呼吸困难等。
镉从消化道进入人体，则会出现呕吐、胃肠痉挛、腹疼、腹泻等症状，甚至可因肝肾综合症死亡。
急性镉中毒的急救措施：(1)吸入中毒①迅速移离现场、保持安静、卧床休息，并给予氧气吸入。
②保持呼吸道通畅，积极防治化学性肺炎和肺水肿，早期给予短程大剂量糖皮质激素，必要时给予1%二甲基硅油消泡气雾剂。
土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估
第31卷第2期2010年2月环 境 科 学E NV I RONMENT AL SC I ENCEVol .31,No .2Feb .,2010土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估崔岩山,陈晓晨(中国科学院研究生院资源与环境学院,北京 100049)摘要:为了研究土壤中镉生物可给性与土壤属性之间的相互关系以及人体无意摄入土壤镉的风险,采集我国一些地区的16个土壤样品,利用in vitro 方法研究了这些土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险.结果表明,有11个土壤样品中镉的含量高过我国土壤环境质量标准的三级标准;土壤中镉的溶解态浓度及其生物可给性变化很大,模拟胃和小肠液中镉的溶解态含量分别为0105～20171mg ・kg -1和0103～11199mg ・kg -1,平均值分别为1181mg ・kg -1和1106mg ・kg -1;模拟胃和小肠液中镉的生物可给性分别为6137%～69143%和3119%～36191%,平均值分别为25134%和14184%.模拟胃液中镉的溶解态含量与土壤pH 有显著的相关性.如以胃阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I 贡献率除广西南宁的土壤为26190%外,其它有11个土壤样品低于1100%.如以小肠阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I 贡献率最高为广西南宁的土壤达15157%,另有4个土壤样品高于1100%,其它都低于1100%.可见,对于本研究中大多数土壤,通过口部无意摄入土壤中镉的对人体并没有很高的风险.但当土壤中镉含量较高,同时其具有很高的生物可给性,就会对人体健康产生很大的风险.关键词:土壤;镉;生物可给性;口部摄入;健康风险中图分类号:X503;X82014 文献标识码:A 文章编号:025023301(2010)022*******收稿日期:2009203226;修订日期:2009205205基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目(2008AA06Z336);国家自然科学基金项目(20607028)作者简介:崔岩山(1972～),男,副教授,主要研究方向为土壤污染控制及其对人体的健康风险,E 2mail:cuiyanshan@gucas .ac .cnB i oaccessi b ility of So il Cad m i u m and Its Hea lth R isk A ssess m en tCU I Yan 2shan,CHEN Xiao 2chen(College of Res ources and Envir on ment,Graduate University of Chinese Acade my of Sciences,Beijing 100049,China )Abstract:Sixteen s oil sa mp les were collected fr om different sites of China t o study the bi oaccessibility of s oil cad m iu m.The relati onshi p bet w een the s oil p r operties and the bi oaccessibility as well as the health risk assess ment of the oral ingesti on s oil was als o studied .The results showed that comparing with Chinese envir on mental quality standard for s oils,the concentrati ons of cad m iu m in 11s oil sa mp les were higher than the standard .The high variability of diss olved and bi oaccessible cad m iu m of s oils were observed .Concentrati ons of bi oaccessible Cd ranged fr om 010*******mg ・kg -1and 010*******mg ・kg -1with a mean of 1181mg ・kg -1and1106mg ・kg -1in gastric and s mall intestinal phase res pectively .B i oaccessible Cd ranged fr om 6137%269143%and 3119%236191%with a mean of 25134%and 14184%in gastric and s mall intestinal phase res pectively .A significant correlati on bet w een diss olved cad m iu m in gastric stage with the s oil pH was als o observed .I n gastric stage,f or children,the highest contributi on of the oral ingesti on s oil cad m iu m t o the p r ovisi onal t olerable weekly intake (PT W I )that recommended byWHO was 26190%in the s oil samp le that was collected fr om Nanning Guangxi and the contributi on rate in 11s oil sa mp les is l ower than 1100%.I n s mall intestinal stage,f or children,the contributi on of the oral ingesti on s oil cad m iu m t o PT W Iwas als o variable .The highest contributi on rate was 15157%,the four sa mp les were higher than 1100%and others were bel ow 1100%.Health risk fr om the oral ingesti on of s oil cad m iu m was l ow in most of s oils and the high health risk only occurred in the s oil samp le with high t otal cad m iu m concentrati on and high bi oaccessibility .Key words:s oil;cad m iu m;bi oaccessible;oral ingesti on;health risk 土壤镉污染是一个世界范围的环境问题,在我国,镉污染耕地面积已达1133万hm 2[1].土壤中镉进入人体的途径包括食物链、无意口部摄入(手2口的直接接触活动,特别是儿童)、呼吸和皮肤接触等,其中食物链途径是土壤镉进入人体的主要途径[2].由于儿童的特点,其对土壤的无意口部摄入,可能会影响其体内总镉的摄入量,从而危害其身体健康.因此,研究人体,特别是儿童通过无意口部摄入土壤镉的量对其总镉摄入量的贡献率具有重要的科学意义.要评估土壤镉的无意口部摄入对人体镉的总摄入量的贡献,首先要有效、准确地判定土壤中镉的生物有效性(bi oavailability ).动物实验(in vivo )一般能很好地反映污染物的生物有效性,但其费用高、试验周期长、动物的个体差异等也是其不足之处.近年来,In vitro 实验由于其操作简单、费用低、结果较为准确而受到越来越多的研究者关注[3,4].In vitro 实验结果反映的是土壤中镉的生物可给性(bi oaccessibility ),即土壤中的镉直接进入人体的消化系统并可以被人体胃肠道溶解的部分[3].这部分是人体对土壤镉可能吸收的最大量.目前,国内外涉环 境 科 学31卷及土壤中镉的生物可给性的研究主要集中于生物可给性的方法、影响因素及其在人体健康风险评价方面的应用等方面[5～7].但我国目前对土壤中镉生物可给性方面研究较少,特别是缺乏土壤镉生物可给性与土壤影响因素之间的相互关系以及无意摄入土壤镉对人体健康风险的系统研究.本研究将从我国一些地区采集含镉量不同的土壤,利用in vitro方法分析这些土壤中镉的生物可给性,进一步系统探讨影响镉的生物可给性的土壤因素,并分析生物可给性与各因素之间的关系.同时利用生物可给性结果评估土壤镉的无意口部摄入对人体镉摄入总量的贡献率.研究结果将对污染土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险理论与方法起到一定的推动作用,也将为制定防治土壤镉中毒的相关标准和法规提供科学依据.1 材料与方法111 土壤实验所用的土壤样品共16个,分别采自我国不同地区的麦田、稻田、矿区等(表1).在每个采样地,设置20m2作为一个取样单元,每个单元内取0～20 c m表层土5～6份,在塑料封口袋中混匀作为该地的一个样品.土壤样品采集后风干,过20目及60目筛,分别保存以备用,其中过20目筛土壤用于土壤基本性质分析,过60目筛土壤用于土壤中镉含量分析和in vitro实验.1.2 In vitro方法本实验主要采用Ruby等[8]提出的实验方法(physi ol ogically based extracti on test,P BET),首先进行了土壤污染物生物可给性研究装置的构建,主要包括反应器、水浴槽、药物溶出仪、气体流量计和pH 计等.实验过程中具体操作步骤如下:胃阶段:模拟胃液包含有柠檬酸、苹果酸、乳酸、冰乙酸、胃蛋白酶等,用浓HCl将pH值调为115,胃液(mL)与土壤(g)比为100∶1.每个土壤样品设置3个重复,调节反应器温度为37℃以模拟人体温度,在反应液中以1L・m in-1通入氩气模拟人体内消化过程的厌氧环境,以100r・m in-1搅动1h.然后用针筒吸取10mL 反应液,过0.45μm膜,待测.小肠阶段:胃阶段1h 后,添加NaHCO3粉末将反应液的pH调至710,并在每个反应器分别中加入胰酶,胆盐,继续以1 L・m in-1通入氩气,100r・m in-1搅动4h.其间,每隔一定时间测定反应液的pH值,若偏离710,则用12mol・L-1的浓HCl和NaHCO3饱和溶液调节,使反应液pH值维持在710.过4h后,用针筒吸取10 mL反应液,过0145μm膜、HCl酸化,待测.1.3 土壤基本理化性质及胃肠液中镉的分析土壤pH值:采用0101mol L-1CaCl2溶液提取,土液比为1∶215,pH计(Ther mo O ri on奥立龙MODE L828)测定[9];土壤有机质采用重铬酸钾外加热法[10];土壤粒径分级采用吸管法[9].土壤镉总量采用王水、HCl O4消解,消煮样品中包括试剂空白和标准土壤样品(GSS21中国地质样品分析研究中心),用以证实消解及分析过程中的准确性和精度.土壤镉总量和模拟胃肠液样品中镉的含量用I CP2 OES(Op ti m a22000,Perkin2El m er US A)或I CP2MS (7500a,Agilent Technol ogies,US A)测定.1.4 生物可给性的计算胃阶段或小肠阶段的生物可给性可由下式计算:BA(%)=(c I V×V I V)/(T S×M S)×100%式中,BA为特定重金属的生物可给性(%);cI V是in vitro实验的胃阶段或者小肠阶段反应液中特定重金属的可溶态总量(mg・L-1);VI V为各反应器中反应液的体积(L),本实验为016L;TS是土壤样品中特定重金属的总量(mg・kg-1);MS为加入反应器中的土样的重量(kg),本实验为01006kg.1.5 口部摄入土壤铅砷对人体总铅砷的贡献率WHO建议镉的每周允许摄入量(p r ovisi onal t olerable weekly intake,PT W I)为01007(mg・kg-1) /周[11].儿童和成人的无意口部摄入土壤量按200 mg计算[12];儿童体重按卫生部全国第四次儿童体格发育调查报告中2～6岁儿童平均体重(1514 kg),成人(男子)按56kg计算[13].即无意口部镉摄入对人体镉的PT W I贡献率(%)=(模拟胃或小肠中镉溶解态含量×摄入土壤量×7)/(体重×PT W I 值)×100%.1.6 数据分析方法采用SPSS1115版本对数据进行分析.2 结果与分析2.1 土壤样品的基本属性所采集的土壤的基本理化性质和土壤中镉的含量有很大的变化范围(表1).pH值范围为4112～7134,包括了4种强酸性土壤(pH<510),8种酸性土壤(pH510～615),4种中性土壤(pH615～715)[14].有机质含量范围为1137%～5171%,大部分土壤都低于4%;粘粒含量范围为711%～4042期崔岩山等:土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估表1 土壤的基本理化属性Table1 Basic characteristics of the s oils采样地点土壤类型有机质(OM)/%粘粒含量(Clay)/%pH总Cd(T2Cd)/mg・kg-1河北栾城(麦田)褐土117791871340129江西鹰潭(茶园)红壤1194231741380117辽宁沈阳(麦田)潮土1159101761360123浙江上虞(矿区)黄壤51711712516114129浙江上虞(林地)黄壤210871141771108浙江富阳(稻田)水稻土3148221861532168浙江富阳(荒地)红壤1137171261870138浙江富阳(稻田)水稻土4100141551094138浙江富阳(稻田)水稻土2127131261157178湖南冷水江(矿区)红壤3100151461862116湖南衡阳(菜地)红壤2166251851382155湖南衡阳(稻田)水稻土3175401741122105湖南郴州(稻田)水稻土3170381841791121湖南益阳(稻田)水稻土2157251751000149湖南株洲(菜地)红壤3116321251312155广西南宁(矿区)赤红壤310311175183321494017%;镉含量范围为0117～32149mg・kg-1,根据我国土壤环境质量标准(G B1561821995)[15],有3个土壤样品镉含量符合二级标准,有11个土壤样品镉含量高过三级标准.2.2 土壤中镉的溶解态及其生物可给性土壤中镉的溶解态含量及其生物可给性变化很大,模拟胃液中镉的溶解态含量为0105～20171mg・kg-1,平均值为1181mg・kg-1,模拟胃液中镉的生物可给性为6137%～69143%,平均值为25134%;模拟小肠液中镉的溶解态含量为0103～11199mg・kg-1,平均值为1106mg・kg-1,模拟小肠液中生物可给性为3119%～36191%,平均值为14184%(表2).2.3 各因素间关系分析表2 土壤中镉的溶解态及生物可给性1)Table2 D iss olved and bi oaccessibility of the s oil cadm ium采样地点胃阶段小肠阶段溶解态(G2D)/mg・kg-1生物可给性(G2B)/%溶解态(I2D)/mg・kg-1生物可给性(I2B)/%河北栾城(麦田)0106(0101)191430103(0100)9177江西鹰潭(茶园)0108(0100)461080104(0100)24171辽宁沈阳(麦田)0105(0100)201870103(0100)14178浙江上虞(矿区)1144(0108)101060196(0104)6171浙江上虞(林地)0126(0103)241290117(0103)15138浙江富阳(稻田)1186(0106)691430186(0104)32111浙江富阳(荒地)0115(0103)381350110(0101)27128浙江富阳(稻田)1140(0103)311870198(0104)22134浙江富阳(稻田)2112(0116)271251134(0105)17119湖南冷水江(矿区)0111(0102)51250108(0100)3148湖南衡阳(菜地)0121(0101)81370114(0101)5140湖南衡阳(稻田)0113(0100)61370107(0100)3119湖南郴州(稻田)0109(0104)71640102(0100)1157湖南益阳(稻田)0108(0100)171060105(0100)10178湖南株洲(菜地)0124(0101)91440115(0101)5187广西南宁(矿区)20171(0193)6317411199(0167)36191平均值(标准差)1181(5109)25134(20107)1106(2195)14184(11101)1)括号内除平均值行为标准差外,其它都为标准误(n=3)504环 境 科 学31卷 对测定的土壤属性指标、土壤中镉的溶解态含量和镉的生物可给性分别做相关性分析,各因素相关系数见表3.从中可见,模拟胃液中镉的溶解态浓度与土壤pH有显著的相关性,土壤中总镉的含量与pH和有机质有显著的相关性.2.4 风险预测表3 各因素之间的相关性1)Table3 Correlati ons matrix for the fact orsG2D G2B I2D I2B OM Clay pH T2Cd G2D1G2B—1I2D01548311000331I2B0157330196733—1OM-0125601102-01187010961Clay01344-01445-01266-01332-012581pH-015653-01311012130106701195010721T2Cd01047-01258013490143301938330140401933331 1)3表示显著相关(p<0105),33表示极显著相关(p<0101) 利用土壤中镉的溶解态浓度、人体可能摄入的土壤量、人体的体重及WHO建议镉的每周允许摄入量进行计算分析,得出人体无意从土壤中摄取的镉对人体镉PT W I的贡献率(表4).从表4中可见,如以胃阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I26190%外,其它都低于3%,有11个土壤样品低于1100%,最低为0110%.无意摄入土壤中镉对成人的PT W I贡献率除广西南宁的土壤为7140%外,其它的土壤样品均低于1100%.如以小肠阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I贡献率最高为广西南宁的土壤达15157%,另有4个土壤样品高于1100%,其它都低于1100%.对于成人,除广西南宁的一个土壤为4128%外,其它的土壤样品均低于0150%.表4 儿童和成人在胃肠阶段可能摄入的镉对镉每周容许摄入量的贡献率/%Table4 Contributi on of children and adults up take cadm iumfr om s oils t o PT W I/%采样地点胃小肠成人儿童成人儿童河北栾城(麦田)0102010801010104江西鹰潭(茶园)0103011001010105辽宁沈阳(麦田)0102010601010104浙江上虞(矿区)0151118701341125浙江上虞(林地)0109013401060122浙江富阳(稻田)0166214201311112浙江富阳(荒地)0105011901040113浙江富阳(稻田)0150118201351127浙江富阳(稻田)0176217501481174湖南冷水江(矿区)0104011401030110湖南衡阳(菜地)0108012701050118湖南衡阳(稻田)0105011701030109湖南郴州(稻田)0103011201010103湖南益阳(稻田)0103011001020106湖南株洲(菜地)0109013101050119广西南宁(矿区)7140261904128151573 讨论3.1 土壤中镉的溶解态含量及其生物可给性不同土壤中镉的生物可给性差异很大.如Navarr o等[16]研究18种土壤中镉的生物可给性,胃中的生物可给性为9%～99%.小肠中的生物可给性为616%～5214%.Turner等[17]对灰尘中镉的生物可给性研究发现,胃中的生物可给性为1314%～100%.小肠中镉的生物可给性为911%～6814%.本实验中胃液中镉的生物可给性为6137%～69143%,模拟小肠液中生物可给性为3119%～36191%.土壤中镉的生物可给性差异受多种因素的影响,Schr oder等[4]研究发现,当模拟胃肠液中有食物时,镉的生物可给性就有明显的降低,胃中从6310%降低到3812%,小肠中从3911%降低到1219%.土壤的一些属性也是影响镉生物可给性的重要因素.其中,由于pH对土壤中镉的生物有效性影响明显,所以土壤pH经常被一些学者用来探讨其和土壤中镉的生物可给性的关系.Navarr o等[16]和Tang等[18]发现,土壤中镉在模拟胃、肠中的生物可给性与土壤pH都没有相关性.本实验中,模拟胃液中的镉的生物可给性与土壤pH有显著相关性,模拟小肠液中镉的生物可给性与土壤pH无相关性.L jung等[19]发现,当土壤粒径为0～50μm时,模拟胃液中的镉的生物可给性与胃液中的pH有很好的相关性,当粒径增大后,土壤中的镉的生物可给性与胃液中的pH无相关性.可见,土壤的粒径大小也可能是影响土壤中镉的生物可给性的因素.本实验中,同为水稻土,湖南的6种土壤镉的生物可给性都比浙江的土壤低,这可能是由于湖南的这6种土壤的粘粒含量较高,对镉的吸附能力较强,从而导致其6042期崔岩山等:土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估在模拟胃肠液中解吸较少.另外,一般认为提高土壤有机质含量能增加土壤对镉的吸附,本研究中,采自浙江矿区的土壤镉的生物可给性较低,其有机质含量高,可能是一个影响因素.但对所有土壤的有机质、粘粒与土壤镉的生物可给性做相关性分析,并没有显著相关.这表明,土壤镉的生物可给性可能是受土壤中多种因素的共同影响。
环境污染对人体健康的影响
环境污染对人体健康的影响一、环境污染的概念及类型环境污染指由人类活动所导致的大气、水域、土地等环境资源的物理、化学、生物性质发生改变，丧失原有的环境功能，对生态系统及人类健康等造成危害的过程。
主要类型包括水污染、空气污染、土壤污染、噪声污染等。
二、环境污染对人类身体的危害1. 水污染对人体健康的影响水是人们生活中最基本的需求之一，但随着人类活动量的增加，水源的污染也越来越严重。
水污染会导致人体疾病，如肝癌、胃癌、结肠癌、神经系统疾病等。
同时，水污染也会给儿童身体带来更大的威胁，从而影响儿童的智力发展和身体健康。
2. 空气污染对人体健康的影响空气污染的主要成分是二氧化碳、二氧化硫、氮氧化物、一氧化碳、臭氧等，这些成分可以对肺、心血管等人体系统产生不良影响。
例如，长期吸入空气污染物会导致肺癌、支气管炎、哮喘等疾病，影响人们的呼吸功能。
空气污染还会对室内环境造成影响，引发室内污染。
3. 土壤污染对人体健康的影响土壤污染会导致土壤营养成分下降，从而影响人类从土壤中获取食物等生活必需品的能力。
此外，土壤中存在的一些有毒化学品也会对人类健康产生危害，例如，吸入含有镉的土壤会导致人类生殖能力减弱，影响妊娠能力。
4. 噪声污染对人体健康的影响噪声污染是指声音强度、频率和持续时间超过正常人类耳朵可以承受的范围。
过度的噪音会引起中枢神经系统紧张、肌肉酸痛，还可能导致失眠、头痛、情绪不稳等健康问题。
长期处于噪音环境中的人，还可能患上心血管、消化系统、免疫系统等多种疾病。
三、对策与建议1. 强化环保意识。
每个人都应该认识到环保的重要性，积极参与环保活动，为生态保护贡献自己的一份力量。
2. 推进可持续发展。
推广绿色能源、减少二氧化碳排放，发展循环经济，实现可持续发展。
3. 建立相应政策法规。
加强环保立法工作，建立环境污染防治的法规制度，并对违法行为采取严厉的惩罚措施。
4. 提高公众的环保意识。
扩大宣传教育的力度，向公众普及环保知识，提醒大家保护环境，保护自己的健康。
我国环境中镉、铅、砷污染及其对暴露人群健康影响的研究进展
我国环境中镉、铅、砷污染及其对暴露人群健康影响的研究进展一、本文概述随着我国经济的迅速发展和工业化进程的加速，环境污染问题日益凸显，其中重金属污染尤为引人关注。
镉、铅、砷等重金属元素因其对环境和生物体的毒性作用，已成为我国环境污染治理的重点对象。
这些重金属元素通过水体、土壤、大气等环境介质进入生态系统，进而对暴露人群的健康产生深远影响。
本文旨在综述我国环境中镉、铅、砷污染的现状，分析其对暴露人群健康的影响，并探讨相关研究的最新进展，以期为我国重金属污染治理和人群健康保护提供科学依据。
本文将对镉、铅、砷等重金属元素的来源、分布和迁移转化规律进行概述，明确我国环境中这些重金属污染的主要来源和分布情况。
本文将系统分析镉、铅、砷等重金属元素对暴露人群健康的危害，包括对人体各系统、器官的损伤和引发的各种疾病。
同时，本文还将探讨重金属暴露对人群健康影响的机制，包括重金属在人体内的吸收、分布、代谢和排泄等过程。
在综述我国镉、铅、砷等重金属污染对暴露人群健康影响的研究进展时，本文将重点关注以下几个方面：一是重金属污染暴露人群的健康风险评估和预警技术的研究进展；二是重金属污染暴露人群的生物学标志物和早期预警指标的研究进展；三是重金属污染暴露人群的干预措施和治疗策略的研究进展。
通过对这些方面的深入研究，可以为我国重金属污染治理和人群健康保护提供更加科学和有效的依据。
本文将总结我国镉、铅、砷等重金属污染及其对暴露人群健康影响的研究现状，指出存在的问题和挑战，并提出相应的建议和对策。
希望通过本文的综述和分析，能够推动我国重金属污染治理和人群健康保护工作的深入开展，为保障人民群众的健康安全做出积极贡献。
二、我国镉污染现状及其对暴露人群健康影响的研究随着我国工业化和城市化的快速发展，镉污染问题日益严重。
镉是一种有毒的重金属元素，主要来源于电池制造、电镀、冶炼、涂料、农药和磷肥生产等工业过程。
我国的一些重工业城市和工业区，如湖南、广东、四川等地，由于长期的镉排放和积累，土壤和水体中镉含量严重超标，形成了大面积的镉污染区域。
土壤地下水重金属污染特征与评价研究
土壤地下水重金属污染特征与评价研究【摘要】本文针对土壤和地下水中重金属污染进行了系统研究和评价。
在我们介绍了研究背景，阐明了研究目的和意义。
在我们分析了土壤和地下水中重金属污染的特征，并探讨了评价方法。
通过案例分析，我们展示了实际情况并提出未来研究方向。
在我们总结了重金属污染对土壤和地下水的影响，并提出了建议和措施。
本研究旨在为重金属污染防治提供科学依据，并促进环境保护工作的开展。
【关键词】土壤，地下水，重金属污染，特征分析，评价方法，案例分析，未来研究方向，影响，建议，措施，研究总结1. 引言1.1 研究背景重金属污染是当前土壤和地下水环境面临的重要环境问题之一。
随着工业化和城市化进程的加快，工业废水、垃圾填埋、化肥农药以及交通尾气等生活和生产活动所排放的重金属已经严重污染了土壤和地下水资源。
重金属在环境中具有较强的残留性和生物富集性，一旦进入土壤和地下水中，不仅会对植物和水生生物造成危害，还会通过食物链传递给人类，对人体健康产生潜在威胁。
过去的研究多集中在单一环境介质的重金属污染状况，对于土壤和地下水的重金属污染特征及其影响的关联性研究相对较少。
有必要开展土壤地下水重金属污染特征与评价研究，深入探讨重金属在土壤和地下水中的行为规律及相互作用，为有效治理重金属污染提供科学依据。
本研究旨在通过分析土壤和地下水中重金属的分布特征、评价方法的应用以及案例分析，全面了解重金属污染的状况，为未来的研究方向提供参考，并提出相应的建议和措施，促进环境质量的改善和可持续发展。
1.2 研究目的本研究的目的是通过分析土壤和地下水中重金属污染的特征，探讨重金属污染评价方法，并进行案例分析，以揭示重金属污染对土壤和地下水的影响，为相关领域的污染治理和环境保护提供科学依据和参考。
通过本研究，希望能够实现以下目标：深入了解土壤和地下水中重金属污染的来源和分布规律，为未来的污染防治提供数据支持；探讨重金属污染评价方法的优缺点，为环境监测提供指导；通过案例分析，总结重金属污染的影响及其治理措施，为相关行业提供实用建议；最终，为未来研究提供新的研究思路和方向，推动重金属污染防治的进一步发展和完善。
土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展
第３０卷第２期 ２０１３年６月 广东工业大学学报ＪｏｕｒｎａｌｏｆＧｕａｎｇｄｏｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｖｏｌ．３０Ｎｏ．２ Ｊｕｎｅ２０１３收稿日期：２０１２ １２ １４基金项目：环保部公益性行业科研专项（２０１１０９０２４）；广东省教育部产学研结合项目（２０１１Ｂ０９０４００２５５，２０１０Ｂ０９０４００４１８）作者简介：林亲铁（１９７２ ），男，副教授，博士，主要研究方向为污染控制与环境评价通讯作者：陈志良（１９７６ ），男，副研究员，博士，主要研究方向为城市污染场地修复与生态学，Ｅｍａｉｌ：ｚｈｉｌｉａｎｇｃｈｅｎ５２１＠１２６．ｃｏｍ．ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．１００７ ７１６２．２０１３．０２．０２２土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展林亲铁１，朱伟浩１，陈志良２，彭晓春２，赵述华２（１．广东工业大学环境科学与工程学院，广东广州５１０００６；２．环境保护部华南环境科学研究所，广东广州５１０６５５）摘要：阐述了当前国内外土壤重金属形态的主要分析方法，归纳了重金属形态和生物有效性的主要影响因素，并对今后的发展方向进行了展望，为正确评估土壤重金属的生物毒害作用提供参考．关键词：土壤；重金属；形态；生物有效性中图分类号：Ｘ１３１．３ 文献标志码：Ａ 文章编号：１００７ ７１６２（２０１３）０２ ０１１３ ０６ＰｒｏｇｒｅｓｓｉｎＳｐｅｃｉｅｓａｎｄＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＨｅａｖｙＭｅｔａｌｓｉｎＳｏｉｌＬｉｎＱｉｎ ｔｉｅ１，ＺｈｕＷｅｉ ｈａｏ１，ＣｈｅｎＺｈｉ ｌｉａｎｇ２，ＰｅｎｇＸｉａｏ ｃｈｕｎ２，ＺｈａｏＳｈｕ ｈｕａ２（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＧｕａｎｇｄｏｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０００６，Ｃｈｉｎａ；２．ＳｏｕｔｈＣｈｉｎａＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０６５５，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓａｖａｉｌａｂｌｅｆｏｒｔｈｅｓｅｐａｒａｔｉｏｎｏｆｓｐｅｃｉｅｓａｎｄｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔ ａｌｓｉｎｓｏｉｌｗｅｒｅｂｒｉｅｆｌｙｄｅｓｃｒｉｂｅｄ．Ｔｈｅｍａｉｎｆａｃｔｏｒｓａｆｆｅｃｔｉｎｇｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉｅｓａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｗｅｒｅａｎａｌｙｚｅｄ，ａｎｄｔｈｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｐｒｏｓｐｅｃｔｓｆｏｒｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｉｎｔｈｉｓｄｏｍａｉｎｗｅｒｅａｌｓｏｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｓｏｉｌ；ｈｅａｖｙｍｅｔａｌ；ｓｐｅｃｉｅｓ；ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ 土壤作为生物可利用重金属的一个重要蓄积库，其所含的重金属可以通过食物链被植物、动物数１０倍地富集，再由食物链的传递，危害人体健康．土壤重金属的生物有效性不仅与其总量有关，更大程度上由其形态分布决定．通过对重金属形态的研究，将重金属活性进行分级，揭示土壤重金属的存在状态、迁移转化规律、生物有效性、毒性及可能产生的环境效应，从而预测重金属的长期变化和环境风险［１ ３］．因此研究重金属的形态和生物有效性，对于诠释重金属在环境中的迁移转化规律和污染风险具有重要意义．１ 土壤重金属的形态分析１．１ 土壤重金属存在形态与提取方法重金属离子作为一种重要的污染物进入土壤后，经过一系列的反应，如吸附、络合、淋溶和还原等，形成不同的化学形态［４］，产生的负面效应也存在较大的差异．重金属的形态分析就是利用一定的物理、化学方法测定重金属的含量、各种价态、络合态及其组分的形态，其目的是确定生物毒性及生物有效性［５］，为土壤重金属的污染评价、生物修复及农产品的安全生产等提供理论依据．目前化学形态的分析方法主要包括３大类：１）模型计算法通过采用相关分析和主成分分析等统计学方法，分析重金属与其他元素的统计学关系，从而推测重金属可能的结合形态［６］．这种方法适用于单一基质中单个重金属元素的吸附质／结合物，但不适用于多种基质、吸附质以及多种重金属化合物存在时的情景［７］．２）电化学测定法电化学测定法主要有两种：一种是离子选择性电极法，即利用离子选择性电极电位与特定离子浓度的直接相关性，通过测试电极电位确定自由态离子浓度．这种方法容易受到溶液环境条件的影响，离子选择性电极不易获得．另一种是伏安法，即根据指示电极电位与通过电解池的电流之间的关系，通过测定电流密度确定金属浓度．这种方法确定的某形态重金属实际上是一组在动力学、迁移性和稳定性方法有相似行为的重金属物质［８］．电化学测定法通常可将重金属分为４类组分：自由态离子、电活性态（易迁移的和不稳定的）、无电活性态（惰性或不易迁移的）以及重金属总量．３）化学提取法（１）单级提取法单级提取法主要是指生物可利用萃取法，其评估对象为土壤颗粒中能被生物（动物、植物和微生物）吸收利用或者对生物活性产生影响的重金属，这一部分重金属通常被称为有效态［９］．常用的萃取剂分为酸、螯合剂、中性盐和缓冲剂４类，根据样品的组成、性质、重金属种类及萃取目的进行选取．（２）多级连续提取法多级连续提取法就是利用反应性不断增强的萃取剂对不同物理化学形态重金属的选择性和专一性，逐级提取土壤样品中不同有效性的重金属元素的方法．目前常用的多级连续提取法包括：Ｔｅｓｓｉｅｒ五步连续提取法、Ｆｏｒｓｔｎｅｒ法、欧共体标准物质局ＢＣＲ法．其中Ｔｅｓｓｉｅｒ五步连续提取法和ＢＣＲ法这两种方法因其适用性强、效果好和实验方法成熟，成为国内外研究土壤重金属形态的主要方法．表１中列举了Ｔｅｓｓｉｅｒ五步法与ＢＣＲ三步法的提取方案、形态分类以及它们的优缺点．表１ Ｔｅｓｓｉｅｒ五步法和ＢＣＲ三步法形态提取、分类与特点Ｔａｂ．１ Ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ、ｃｌａｓｓｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｍｅｔａｌｓｂｙＴｅｓｓｉｅｒａｎｄＢＣＲ方法步骤提取剂（１ ００００ｇ样品）时间／ｈ形态特点Ｔｅｓｓｉｅｒ法［１０ １２］１８ｍＬ１ｍｏｌ／ＬＭｇＣｌ２１可交换态２８ｍＬ１ｍｏｌ／ＬＮａＡｃ／ＨＡｃ，ｐＨ５ ０５碳酸盐态３２０ｍＬ，０ ０４ｍｏｌ／ＬＮＨ２ＯＨ·ＨＣｌ，２５％ＨＡｃ（ｖ／ｖ）ｐＨ２ ０，９６℃６氧化物结合态４①３ｍＬ０ ０２ｍｏｌ／ＬＨＮＯ３＋５ｍＬ３０％Ｈ２Ｏ２，ｐＨ２ ０，８５℃２有机结合态②３ｍＬ３０％Ｈ２Ｏ２，８５℃３③冷却后，加５ｍＬ３ ２ｍｏｌ／ＬＮＨ４ＯＡＣ稀释至２０ｍＬ０．５５５∶１（ｖ／ｖ）４０％ＨＦ／７０％ＨＣｌＯ４混合液消解２残渣态划分详细、运用广泛，但重复性与结果可比性差ＢＣＲ法［１１ １４］１０ １１ｍｏｌ／ＬＨＯＡｃ１６乙酸可提取态２０．５ｍｏｌ／ＬＮＨ２ＯＨ·ＨＣｌ１６可还原态３①８ ８ｍｏｌ／ＬＨ２Ｏ２，ｐＨ２．０～３．０，８５℃水浴１可氧化态②１ ０ｍｏｌ／ＬＮＨ４Ａｃ，ｐＨ２．０１６４王水（ＨＣｌ∶ＨＮＯ３３∶１）１１５℃２４残余态方法成熟、适用性广，但易再次吸附 多级连续提取法中各级提取步骤得到的结果与重金属所结合的某一特定化学组分（如碳酸盐、氢氧化铁、氢氧化锰）或重金属的赋存方式（如溶解态、交换态、吸附态）密切相关，根据此固相形态可推测重金属在环境中可能的行为（如迁移性和生物活性）［１５］．但由于提取剂对目标组分很难完全溶解且添加的化学药剂可能会破坏样品原有的重金属化学结构和溶液化学平衡等，因此这种方法不能区分多重环境因素和重金属本身形态控制的重金属分子化学机制，无法表示重金属的真实化学形态［８］．上述３种方法虽然容易获得实验数据，但从其得到的重金属分级和分配信息不能真正鉴别出化学相态组成．近年来现代光学检测技术开始辅助用于重金属形态的测试，从分子尺度原位观察环境样品表面的重金属化学结构和与其他吸附质之间的键合作用等相关信息．１．２ 土壤重金属形态的主要影响因素土壤重金属形态的影响因素较多，主要是重金属自身含量和特性、土质成分（黏土矿物、有机质、铁锰铝氧化物等）和土壤ｐＨ值、氧化还原电位、温度和湿度等环境条件影响［１６］．１）重金属种类和总量同一环境中不同种类的重金属，其形态相差较大．张朝阳等［１７］发现，电子垃圾回收地区土壤中，Ｈｇ和Ｃｒ主要以残渣态形式存在，而Ｃｕ的可还原态、可氧化态和残渣态含量相差不大．重金属总量也会影响其存在形态．Ｍａ等［１８］研究发现，Ｃｄ、Ｃｕ、Ｐｂ、Ｎｉ等重金属元素各形态的相对分布与其总量有关．２）土壤ｐＨ值土壤ｐＨ值通过影响金属化合物在土壤中的溶４１１ 广 东 工 业 大 学 学 报 第３０卷 解度来影响重金属形态．研究表明［５，１９］：土壤中交换态重金属随ｐＨ值升高而减少，且呈现显著负相关，碳酸盐结合态、铁锰化物结合态和残渣态重金属都与ｐＨ值呈正相关．３）土壤有机质土壤有机质（富里酸、胡敏酸等）有着很强的表面络合能力，可以直接改变土壤中重金属形态分布，以至影响土壤中重金属的移动性和生物有效性．微生物以及土壤酶的活性等生物作用，改变植物根基环境导致了对不同重金属形态的吸收有明显差异．水溶态最易被植物吸收富集，其次是交换态和络合态，残渣态基本上不被吸收［１６，１９ ２０］．４）化学作用化学作用主要是指重金属被土壤理化性质吸附反应作用，其中沉淀－溶解作用是金属化学迁移的主要方式，表现在可溶性盐类的离子与土壤溶液中的离子，因化学反应生成难溶解的化合物而保存在土壤中［２０］．５）土壤中重金属的形态还受温度、湿度、光照等气候因子季节性变化的影响．２ 土壤重金属的生物有效性重金属的生物有效性指重金属能被生物吸收或对生物产生毒害的性状，可由间接的毒性数据或生物体浓度数据评价［２１］，它与污染物的存在形态有直接关系，反映了对环境动植物以及人类的危害．研究发现，不同形态的重金属释放的难易程度不同，生物可利用性也不同，可交换态的重金属在中性条件下最活跃，最易被释放也最易发生反应转化为其他形态，最易为生物利用；碳酸盐结合态重金属在不同ｐＨ条件下能够发生移动，可能造成环境的二次污染．铁锰氧化态可在还原条件下释放；有机物结合态释放过程缓慢，而残渣态重金属与沉积物结合最牢固，用一般的提取方法不能提取出来，它的活性最小，有效性也最小［２２］．影响重金属生物有效性的因素主要有土壤理化性质、生物类型、重金属特性和根际环境等［１９］．２．１ 土壤理化特性土壤中含有大量的无机、有机和无机－有机复合的化学物质以及大量的生物活性物质，使土壤具有特殊的吸附性、酸碱性、氧化－还原性和生物活性．而土壤的温度、湿度和ｐＨ值以及有机质含量都会影响土壤的生物有效性．１）土壤质地及土壤密度土壤质地又称土壤机械组成，指的是土壤中矿物颗粒的大小及其组成比例．土壤质地直接关系着土壤紧实程度、孔隙数量，进而影响着土壤通气、透水及土壤环境背景值等性能，从而影响了重金属的生物有效性．郭观林等［２３］研究发现，重金属元素在黑土中生物活性的大小为Ｃｄ＞Ｃｕ＞Ｚｎ＞Ｐｂ．同一地点的土壤，重金属在耕层的生物有效性系数高于非耕层，人类活动与外源重金属会改变重金属在土壤中的生物活性，污染愈严重的土壤，其重金属元素的生物活性也愈高．胡星明等［２４］发现，磷肥和稻草可改变土壤紧实程度、孔隙数量，从而改变重金属Ｃｕ、Ｃｄ、Ｚｎ和Ｐｂ在土壤中的化学分布形态，并降低重金属的生物有效性．２）土壤ｐＨ值土壤ｐＨ值是许多化学性质的综合反映，它影响土壤重金属的生态效应、环境效应．在自然条件下，土壤的酸碱度主要受土壤盐基状况所支配，而土壤的盐基状况决定着淋溶过程和吸附过程的相对强度．廖敏等［２５］发现，土壤中当ｐＨ小于６时被吸附的镉生物有效态随着ｐＨ的升高而增加，当ｐＨ大于６时被吸附的镉生物有效态随ｐＨ升高而降低，在土壤中加入粉煤灰使土壤ｐＨ上升，重金属生物有效性下降．３）有机质土壤有机质含量是影响重金属生物有效性的最主要因素之一．土壤有机质通过两方面影响重金属的有效性［２６ ２７］：一是有机质通过吸附重金属而形成稳定的复合物；二是有机质给土壤溶液提供螫合剂，从而影响土壤重金属的活性．有研究表明，高有机质环境的土壤中，ＥＤＴＡ提取态的重金属含量比低有机质土壤要高，有机质的矿化可能导致土壤中重金属流失风险增大，说明可溶态有机质浓度增大有增加重金属溶解度的风险．张亚丽等［２８］发现不同类型有机肥的施用明显降低了土壤中有效性Ｃｄ的含量；有机肥的施用促使交换态Ｃｄ向松结合有机态、锰氧化物结合态Ｃｄ转化．Ｃｏｖｅｌｏ等［２９］研究也表明，有机物可通过吸附、螯合等作用固定重金属，同时有机物分解形成的还原条件有利于ＣｄＳ沉淀的形成，从而降低土壤Ｃｄ的有效性．２．２ 重金属特性土壤重金属污染往往是２种或２种以上的重金属并存的复合污染，重金属相互之间产生的生物毒性一般表现为加和效应、拮抗效应和协同效应３种．一般来说，周期系同族理化性质相似的元素之间容５１１ 第２期 林亲铁，等：土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展 易出现拮抗作用，同周期元素化学性质极其相似可相互竞争结合部位［３０］．Ｃｈｅｎ［３１］等研究Ｃｄ，Ｐｂ，Ｃｕ，Ｚｎ和Ａｓ５种元素交互作用时发现，相互作用促进了Ｃｄ、Ｐｂ、Ｚｎ的活化，对Ａｓ反而有所抑止．可见，土壤中重金属的复合污染直接影响其生物有效性．重金属复合污染所导致的生物有效性，主要表现为植物根际环境中土壤微生物以及土壤酶的变化，从而影响整个土壤生物有效性［３２］．２．３ 根际环境植物根际环境会因根的深度和分枝的伸展模式不同而不同，较广的根际环境可以使微生物和污染物有较大、较多的空间接触，从而加强生物降解作用和对污染物质的固定．植物根不断地向根际环境输入光合作用产物，且枯死的根细胞和植物分泌物的积累使根际圈演变成为一块十分富饶的土壤，从而使根际环境成为由土壤为基质，以植物根系为中心，聚集了大量的细菌、真菌等微生物的独特“生态修复单元”．根际环境保持微生物大量繁殖，植物根得到营养物质，有利于对重金属污染物的吸收和吸附．植物根系特征和植物根际环境中重金属离子形态，是影响重金属植物吸收的关键因子．许秀琴等［３３］研究重金属形态对茎叶类蔬菜的生物有效性时发现，重金属形态对蔬菜有效性最高的是有机态和硫化态结合物．活性态重金属含量与比例是影响蔬菜累积重金属的重要因素，但不同重金属的形态对蔬菜生物有效性的影响差异较大．Ｐｂ、Ｃｄ、Ｃｕ等各重金属残渣态与蔬菜均无显著相关性，只有活性态才易被蔬菜吸收积累，对其产生毒害．２．４ 生物类型土壤中微生物、植物和动物，能够利用它们的新陈代谢改变重金属的活性或在土壤中的结合态，从而影响重金属在环境中的迁移和转化．１）微生物环境中重金属离子的长期存在使自然界中形成一些特殊的微生物，它们对有毒金属离子具有抗性，可以使重金属离子发生转化．微生物抗重金属机制包括生物吸附、胞外沉淀、生物转化、生物累积和外排作用．通过这些作用，微生物可以吸附、吸收重金属并固化之．汞、铅、锡、砷等金属或类金属离子都能在微生物的作用下通过氧化、还原和甲基化作用而失去毒性．目前，大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究还不多．２）植物植物新陈代谢活动对土壤中的重金属有不同程度的吸收、挥发、积累和固定作用．不同植物对重金属生物有效性有不同的影响．魏世强和陈事荣等［３４ ３５］研究发现，种植不同的作物会改变土壤重金属的生物可利用性，种植水稻会促进土壤中的锌向非活性的残余态转化，使土壤重金属的生物有效性降低；种植油菜后土壤锌的有效态增加、活性增加．陈素华等［３６］对重金属复合污染影响小麦种子根活力的研究表明：重金属对根活力的影响顺序Ｐｂ＞Ｃｕ＞Ｃｄ＞Ｚｎ．植物修复法也是目前研究最多的生物修复法．３）动物利用土壤中的某些低等动物如蚯蚓能吸收重金属的特性，在一定程度上降低污染土壤中重金属比例，达到动物修复重金属污染土壤的目的．有研究表明，当土壤中Ｐｂ的质量分数为１７０～１８０ｍｇ／ｋｇ时，蚯蚓的富集系数为０ ３６［３７］．３ 展望土壤重金属污染往往是区域性的，土壤又是一个复杂、综合的生态系统，它所涉及的内外因素众多，即使同一区域的各种土壤物理化学性质也存在很大差异，因此很难找到一个通用的重金属生物有效性评价方法．针对传统研究方法的局限性，今后的研究应侧重于化学形态分析方法的研究，利用现代的高科技术，如电子技术、超分子化学以及纳米技术等最新成果寻找灵敏度更高、特异性更强且能够快速检测、分析重金属的方法．同时，将目前已有的研究方法通过优势互补设计一些新型的联用技术，比如化学发光酶分析方法，将酶分析结合发光方法，从而提高重金属形态分析的灵敏度和准确性．此外，应考虑重金属复合污染的影响，确定重金属形态与生物有效性之间的关系，建立准确可靠的重金属生物有效性评价技术方法．参考文献：［１］周建民，党志，司徒粤，等．大宝山矿区周围土壤重金属污染分布特征研究［Ｊ］．农业环境科学学报，２００４，２３（６）：１１７２ １１７３．ＺｈｏｕＪｉａｎ ｍｉｎ，ＤａｎｇＺｈｉ，ＳｉｔｕＹｕｅ，ｅｔａｌ．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｓｉｎｓｏｉｌｓｆｒｏｍＤａｂａｏｓｈａｎｍｉｎｅａｒｅａ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｏ ｅｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ，２００４，２３（６）：１１７２ １１７３．［２］钟晓兰，周生路，黄明丽，等．土壤重金属的形态分布特征及其影响因素［Ｊ］．生态环境学报，２００９，１８（４）：６１１ 广 东 工 业 大 学 学 报 第３０卷 １２６６．ＺｈｏｎｇＸｉａｏ ｌａｎ，ＺｈｏｕＳｈｅｎｇ ｌｕ，ＨｕａｎｇＭｉｎｇ ｌｉ，ｅｔａｌ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｆｏｒｍｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｏｆｓｏｉｌｈｅａｖｙｍｅｔ ａｌｓａｎｄｉｔｓｉｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇｆａｃｔｏｒｓ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，１８（４）：１２６６．［３］韩春梅，王林山，巩宗强，等．土壤中重金属形态分析及其环境学意义［Ｊ］．生态学杂志，２００５，２４（１２）：１４９９ １５０２．ＨａｎＣｈｕｎ ｍｅｉ，ＷａｎｇＬｉｎ ｓｈａｎ，ＧｏｎｇＺｏｎｇ ｑｉａｎｇ，ｅｔａｌ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｆｏｒｍｓｏｆｓｏｉｌｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓａｎｄｔｈｅｉｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｃｅ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｌｏｇｙ，２００５，２４（１２）：１４９９ １５０２．［４］韩张雄，王龙山，郭巨权，等．土壤修复过程中重金属形态的研究综述［Ｊ］．岩石矿物学志，２０１２（３）：２７１ ２７８．ＨａｎＺｈａｎｇ ｘｉｏｎｇ，ＷａｎｇＬｏｎｇ ｓｈａｎ，ＧｕｏＪｕ ｑｕａｎ，ｅｔａｌ．Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｆｏｒｍｓｉｎｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆｓｏｉｌｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＡｃｔａＰｅｔｒｏｌｏｇｉｃａＥｔＭｉｎｅｒａｌｏｇｉｃａ，２０１２（３）：２７１ ２７８．［５］关天霞，何红波，张旭东，等．土壤中重金属元素形态分析方法及形态分布的影响因素［Ｊ］．土壤通报，２０１１，４２（４）：５０４ ５１０．ＧｕａｎＴｉａｎ ｘｉａ，ＨｅＨｏｎｇ ｂｏ，ＺｈａｎｇＸｕ ｄｏｎｇ，ｅｔａｌ．Ｔｈｅｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙｏｆｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓａｎｄｔｈｅｆａｃｔｏｒｓａｆｆｅｃｔ ｉｎｇｔｈｅｓｐｅｃｉｅｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｉｌＳｃｉｅｎｃｅ，２０１１，４２（４）：５０４ ５１０．［６］ＹｕＫＣ，ＴｓａｉＬＪ，ＣｈｅｎＳＨ，ｅｔａｌ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｂｉｎｄｉｎｇｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎａｎｏｘｉｃｒｉｖｅｒｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅ ｓｅａｒｃｈ，２００１，３５（１７）：４０８６ ４０９４．［７］章骅，何品晶，吕凡，等．重金属在环境中的化学形态分析研究进展［Ｊ］．环境化学，２０１１，３０（１）：１３０ １３７．ＺｈａｎｇＨｕａ，ＨｅＰｉｎ ｊｉｎｇ，ＬüＦａｎ，ｅｔａｌ．Ａｒｅｖｉｅｗｏｎｔｈｅｍｅｔｈｏｄｓｆｏｒｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｎｇｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｉｎｅｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔａｌｃｈｅｍｉｓｔｒｙ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１１，３０（１）：１３０ １３７．［８］ＦｅｌｄｍａｎｎＪ，ＳａｌａｕｎＰ，ＬｏｍｂｉＥ．Ｃｒｉｔｉｃａｌｒｅｖｉｅｗｐｅｒｓｐｅｃ ｔｉｖｅ：ｅｌｅｍｅｎｔａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓｍｅｔｈｏｄｓｉｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎ ｔａｌｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ｍｏｖｉｎｇｔｏｗａｒｄｓｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｉｃａｌｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００９，６（４）：２７５ ２８９．［９］冯素萍，鞠莉，沈永，等．沉积物中重金属形态分析方法研究进展［Ｊ］．化学分析计量，２００６，１５（４）：７２ ７６．ＦｅｎｇＳｕ ｐｉｎｇ，ＪｕＬｉ，ＳｈｅｎＹｏｎｇ，ｅｔａｌ．Ｓｔｕｄｙｏｎｓｐｅｃｉａ ｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓｍｅｔｈｏｄｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．ＣｈｅｍｉｃａｌＡｎａｌｙｓｉｓａｎｄＭｅｔｅｒａｇｅ，２００６，１５（４）：７２ ７６．［１０］ＴｅｓｓｉｅｒＡ，ＣａｍｐｂｅｌｌＰＧＣ，ＢｉｓｓｏｎＭ．Ｓｅｑｕｅｎｔｉａｌｅｘｔｒａｃ ｔｉｏｎｐｒｏｃｅｄｕｒｅｆｏｒｔｈｅｓｐｅｃｉｆｉｃａｔｉｏｎｏｆｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｔｒａｃｅｍｅｔａｌ［Ｊ］．ＡｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，１９７９，５１（７）：８４４ ８５０．［１１］李非里，刘丛强，宋照亮．土壤中重金属形态的化学分析综述［Ｊ］．中国环境监测，２００５（８）：２２ ２６．ＬｉＦｅｉ ｌｉ，ＬｉｕＣｏｎｇ ｑｉａｎｇ，ＳｏｎｇＺｈａｏ ｌｉａｎｇ．Ａｒｅｖｉｅｗｏｆｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌｓ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇｉｎＣｈｉｎａ，２００５（８）：２２ ２６．［１２］冯素萍，刘慎坦，杜伟，等．利用ＢＣＲ改进法和Ｔｅｓｓｉｅｒ修正法提取不同类型土壤Ｃｕ、Ｚｎ、Ｆｅ、Ｍｎ的对比研究［Ｊ］．分析测试学报，２００９（３）：２９７ ２９８．ＦｅｎｇＳｕ ｐｉｎｇ，ＬｉｕＳｈｅｎ ｔａｎ，ＤｕＷｅｉ，ｅｔａｌ．ＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆＣｕ，Ｚｎ，Ｆｅ，ＭｎｓｐｅｃｉｅｓｉｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｏｉｌｓｂｙｍｏｄｉｆｉｅｄＢＣＲａｎｄｔｅｓｓｉｅｒｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｐｒｏｃｅｄｕｒｅｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＩｎ ｓｔｒｕｍｅｎｔａｌＡｎａｌｙｓｉｓ，２００９（３）：２９７ ２９８．［１３］ＱｕｅｖａｕｖｉｌｌｅｒＰ，ＲａｕｒｅｔＧ，ＧｒｉｅｐｉｎｋＢ．Ｓｉｎｇｌｅａｎｄｓｅ ｑｕｅｎｔｉａｌｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｎｄｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＴｅｃｈｎｉｑｕｅｓａｎｄＩｎｓｔｒｕｍｅｎｔａｔｉｏｎｉｎＡｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，１９９３，（５１）：２３１ ２３５．［１４］ＲａｕｒｅｔＧ，Ｌｏｐｅｚ ＳａｎｃｈｅｚＪＦ，ＳａｈｕｑｕｉｌｌｏＡ，ｅｔａｌ．Ｉｍ ｐｒｏｖｅｍｅｎｔｏｆｔｈｅＢＣＲｔｈｒｅｅｓｔｅｐｓｅｑｕｅｎｔｉａｌｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｐｒｏ ｃｅｄｕｒｅｐｒｉｏｒｔｏｔｈｅｃｅｒｔｉｆｉｃａｔｉｏｎｏｆｎｅｗｓｅｄｉｍｅｎｔａｎｄｓｏｉｌｒｅｆｅｒｅｎｃｅｍａｔｅｒｉａｌｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏ ｒｉｎｇ，１９９９，１：５７ ６１．［１５］ＨａｓｓＡ，ＦｉｎｅＰ．Ｓｅｑｕｅｎｔｉａｌｓｅｌｅｃｔｉｖｅｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｐｒｏｃｅ ｄｕｒｅｓｆｏｒｔｈｅｓｔｕｄｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌｓ，ｓｅｄｉｍｅｎｔ，ａｎｄｗａｓｔｅｍａｔｅｒｉａｌｓ ａｃｒｉｔｉｃａｌｒｅｖｉｅｗ［Ｊ］．ＣｒｉｔｉｃａｌＲｅｖｉｅｗｓｉｎＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１０，４０（５）：３６５ ３９９［１６］任理想．土壤重金属形态与溶解性有机物的环境行为［Ｊ］．环境科学与技术，２００８，７（７）：７０ ７１．ＲｅｎＬｉ ｘｉａｎｇ．Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉｅｓｉｎｓｏｉｌａｎｄｅｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔｂｅｈａｖｉｏｒｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００８，７（７）：７０ ７１．［１７］张朝阳，彭平安，刘承帅，等．华南电子垃圾回收区农田土壤重金属污染及其化学形态分布［Ｊ］．生态环境学报，２０１２，２１（１０）：１７４２ １７４８．ＺｈａｎｇＣｈａｏ ｙａｎｇ，ＰｅｎｇＰｉｎｇ ａｎ，ＬｉｕＣｈｅｎ ｓｈｕａｉ，ｅｔａｌ．Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｓａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｏｆｆａｒｍｌａｎｄｓｏｉｌｓｉｎａｎｅ ｗａｓｔｅｒｅｃｙｃｌｉｎｇｔｏｗｎｉｎＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，２０１２，２１（１０）：１７４２ １７４８．［１８］ＭａＬＱ，ＲａｏＧＮ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎｏｆｃａｄｍｉｕｍ，ｃｏｐｐｅｒ，ｎｉｃｋｅｌ，ａｎｄｚｉｎｃｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＱｕａｌｉｔｙ，１９９７，２６（１）：２５９ ２６４．［１９］刘霞，刘树庆．土壤重金属形态分布特征与生物效应的研究进展［Ｊ］．农业环境科学学报，２００６，（３）：４０７ ４１０．ＬｉｕＸｉａ，ＬｉｕＳｈｕＱｉｎｇ．Ｐｒｏｇｒｅｓｓｉｎｒｅｓｅａｒｃｈｏｎｒｅｌａｔｉｏｎ ｓｈｉｐｂｅｔｗｅｅｎｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｉｎｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｏ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ，２００６，（３）：４０７ ４１０．［２０］王亚平，鲍征宇，侯书恩．尾矿库周围土壤中重金属存在形态特征研究［Ｊ］．岩矿测试，２０００，１（３）：７ １２．ＷａｎｇＹａ ｐｉｎｇ，ＢａｏＺｈｅｎｇ ｙｕ，ＨｏｕＳｈｕ ｅｎ．Ｓｔｕｄｙｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉｅｓｉｎｔｈｅｓｏｉｌｓｎｅａｒｔｈｅｔａｉｌｉｎｇｓ［Ｊ］．ＲｏｃｋａｎｄＭｉｎｅｒａｌＡｎａｌｙｓｉｓ，２０００，１（３）：７７１１ 第２期 林亲铁，等：土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展 １２．［２１］朱阓婉，沈壬水，钱钦文．土壤中金属元素的五个组分的连续提取法［Ｊ］．土壤，１９８９，１０（５）：１６３ １６６．ＺｈｕＹａｎ ｗａｎ，ＳｈｅｎＲｅｎ ｓｈｕｉ，ＱｉａｎＱｉｎ ｗｅｎ．Ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｆｉｖｅｃｏｍｐｏｎｅｎｔｏｆｍｅｔａｌｅｌｅｍｅｎｔｓｉｎｔｈｅｓｏｉｌ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ，１９８９，１０（５）：１６３ １６６．［２２］董建华．合肥地区农田土壤重金属形态特征及其生物有效性研究［Ｄ］．合肥：安徽农业大学，２００７［２３］郭观林，周启星．污染黑土中重金属的形态分布与生物活性研究［Ｊ］．环境化学２００５，４（７）：３８４ ３８７．ＧｕｏＧｕａｎ ｌｉｎ，ＺｈｏｕＱｉ ｘｉｎｇ．Ｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｂｉｏａｃｔｉｖｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｐｈａｉｏｚｅｍ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００５，４（７）：３８４ ３８７．［２４］胡星明，袁新松，王丽平，等．磷肥和稻草对土壤重金属形态、微生物活性和植物有效性的影响［Ｊ］．环境科学研究，２０１２，２５（１）：７７ ８２．ＨｕＸｉｎｇ ｍｉｎｇ，ＹｕａｎＸｉｎ ｓｏｎｇ，ＷａｎｇＬｉ ｐｉｎｇ，ｅｔａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｐｈｏｓｐｈａｔｅｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒａｎｄｒｉｃｅｓｔｒａｗｏｎｓｏｉｌｈｅａｖｙｍｅｔａｌｆｒａｃｔｉｏｎ，ｍｉｃｒｏｂｉａｌａｃｔｉｖｉｔｙａｎｄｐｈｙｔｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ［Ｊ］．ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，２０１２，２５（１）：７７ ８２．［２５］廖敏，黄昌勇，谢正苗．ｐＨ对镉在土水系统中的迁移和形态的影响［Ｊ］．环境科学学报，１９９９，１９（１）：８１ ８６．ＬｉａｏＭｉｎ，ＨｕａｎｇＣｈａｎｇ ｙｏｎｇ，ＸｉｅＺｈｅｎｇ ｍｉａｏ．ＥｆｆｅｃｔｏｆｐＨｏｎｔｒａｎｓｐｏｒｔａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｃａｄｍｉｕｍｉｎｓｏｉｌ ｗａ ｔｅｒｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＡｃｔａＳｃｉｅｎｔｉａｅＣｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，１９９９，１９（１）：８１ ８６．［２６］ＺｅｎｇＦＲ，ＳｈａｆａｑａｔＡｌｉａ，ＺｈａｎｇＨａｉｔａｏ，ｅｔａｌ．Ｔｈｅｉｎｆｌｕ ｅｎｃｅｏｆｐＨａｎｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｃｏｎｔｅｎｔｉｎｐａｄｄｙｓｏｉｌｏｎｈｅａｖｙｍｅｔａｌａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙａｎｄｔｈｅｉｒｕｐｔａｋｅｂｙｒｉｃｅｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ，２０１１，１５９：８４ ９１．［２７］ＫａｒｉＹｌｉｖａｉｎｉｏ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｉｒｏｎｃｈｅｌａｔｅｓｏｎｔｈｅｓｏｌｕｂｉｌｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｃａｌｃａｒｅｏｕｓｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌ ｌｕｔｉｏｎ，２０１０，１５８：３１９４ ３２００．［２８］张亚丽，沈其荣，姜洋．有机肥料对镉污染土壤的改良效应［Ｊ］．土壤学报，２００１，３８（２）：２１２ ２１８．ＺｈａｎｇＹａ ｌｉ，ＳｈｅｎＱｉ ｒｏｎｇ，ＪｉａｎｇＹａｎｇ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎ ｉｃｍａｎｕｒｅｏｎｔｈｅａｍｅｌｉｏｒａｔｉｏｎｏｆＣｄ ｐｏｌｌｕｔｅｄｓｏｉｌ［Ｊ］．ＡｃｔａＰｅｄｏｌｏｇｉｃａＳｉｎｉｃａ，２００１，３８（２）：２１２ ２１８．［２９］ＣｏｖｅｌｏＥＦ，ＶｅｇａＦＡ，ＡｎｄｒａｄｅＭＬ．Ｃｏｍｐｅｔｉｔｉｖｅｓｏｒｐ ｔｉｏｎａｎｄｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｂｙｉｎｄｉｖｉｄｕａｌｓｏｉｌｃｏｍ ｐｏｎａｎｔｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，２００７，１４０（１ ２）：３０８ ３１５．［３０］王学锋，杨艳琴．土壤－植物系统重金属形态分析和生物有效性研究进展［Ｊ］．化工环保，２００４，２４（１）：２４ ２８．ＷａｎｇＸｕｅ ｆｅｎｇ，ＹａｎｇＹａｎ ｑｉｎ．Ｐｒｏｇｒｅｓｓｅｓｉｎｒｅｓｅａｒｃｈｏｎｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌ ｐｌａｎｔｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎｏｆＣｈｅｍｉｃａｌＩｎｄｕｓ ｔｒｙ，２００４，２４（１）：２４ ２８．［３１］ＣｈｅｎＨｕａｉ ｍａｎ，ＺｈｅｎｇＣｈｕｎ ｒｏｎｇ，ＷａｎｇＳｈｅｎ ｑｉａｎｇ，ｅｔａｌ．Ｃｏｍｂｉｎｅｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎａｎｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｉｎｄｅｘｏｆｈｅａｖｙｍｅｔ ａｌｓｉｎＲｅｄＳｏｉｌ［Ｊ］．Ｐｅｄｏｓｐｈｅｒｅ，２０００，１０（２）：１１７ １２４．［３２］许嘉林，杨居荣．陆地生态系统中的重金属［Ｍ］．北京：中国环境科学出版社，１９９５．［３３］许秀琴，朱勇，孙亚米，等．土壤重金属的形态特征及其对蔬菜的影响研究［Ｊ］．安徽农学通报，２０１２，１８（９）：９１ ９２．ＸｕＸｉｕ ｑｉｎ，ＺｈｕＹｏｎｇ，ＳｕｎＹａ ｍｉ，ｅｔａｌ．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｆｏｒｍｓｉｎｓｏｉｌａｎｄｔｈｅｉｒｅｆｆｅｃｔｓｏｎｖｅｇｅｔａｂｌｅｓ［Ｊ］．ＡｎｈｕｉＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＢｕｌｌｅｔｉｎ，２０１２，１８（０９），９１ ９２．［３４］魏世强，陈事荣，刘陈．水稻对紫色土锌的形态转化和有效性影响的研究［Ｊ］．西南农业大学学报，１９９０，１２（６）：６０４ ６０８．ＷｅｉＳｈｉ ｑｉａｎｇ，ＣｈｅｎＳｈｉ ｒｏｎｇ，ＬｉｕＣｈｅｎ．Ｔｈｅｓｔｕｄｙｏｎｚｉｎｃｆｏｒｍｓ，ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎａｎｄａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｉｎｔｈｅｓｏｉｌｕｎ ｄｅｒｒｉｃｅｃｒｏｐ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｕｔｈｗｅｓｔＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉ ｖｅｒｓｉｔｙ，１９９０，１２（６）：６０４ ６０８．［３５］陈事荣，魏世强，刘陈，等．油菜对紫色土锌的形态转化和有效性影响的研究［Ｊ］．西南农业大学学报，１９９０，１２（６）：６１３ ６１６．ＣｈｅｎＳｈｉ ｒｏｎｇ，ＷｅｉＳｈｉ ｑｉａｎｇ，ＬｉｕＣｈｅｎ，ｅｔａｌ．Ｔｈｅｅｆｆｅｃｔｏｆｒａｐｅｃｕｌｔｉｖａｔｉｏｎｏｎｆｏｒｍｓｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎａｎｄａｖａｉｌ ａｂｉｌｉｔｙｏｆｓｏｉｌｚｉｎｃ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｕｔｈｗｅｓｔＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，１９９０，１２（６）：６１３ ６１６．［３６］陈素华，孙铁珩，周启星．重金属复合污染对小麦种子根活力的影响［Ｊ］．应用生态学报，２００３，１４（４）：５７７ ５８０．ＣｈｅｎＳｕ ｈｕａ，ＳｕｎＴｉｅ ｈｅｎｇ，ＺｈｏｕＱｉ ｘｉｎｇ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｏｍｂｉｎｅｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｏｎｒｏｏｔｖｉｔａｌｉｔｙｏｆｗｈｅａｔｓｅｅｄｓ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｐｐｌｉｅｄＥｃｏｌｏｇｙ，２００３，１４（４）：５７７ ５８０．［３７］宋于侬．土壤重金属污染的生物修复法研究［Ｊ］．广东化工，２０１１，３８（９）：１２２ １２３．ＳｏｎｇＹｕ ｎｏｎｇ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｒｅｐａｉｒｉｎｇｍｅｔｈｏｄｔｏｔｒｅａｔｈｅａｖｙｍｅｔａｌｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｉｎｓｏｉｌ［Ｊ］．ＧｕａｎｇｄｏｎｇＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１１，３８（９）：１２２ １２３．８１１ 广 东 工 业 大 学 学 报 第３０卷 。
土壤重金属潜在生态危害与健康风险评价
土壤重金属潜在生态危害与健康风险评价土壤重金属是指土壤中存在的含量超过一定标准的金属元素，如铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）等。
这些重金属对环境和人类健康造成潜在生态危害和健康风险。
本文将从土壤重金属的来源、生态危害和健康风险进行评价，并提出相应的解决措施。
首先，土壤重金属的来源主要包括自然和人为两个方面。
自然来源包括岩石崩解、土壤侵蚀和沉积物的运移等，但其含量较低。
人为来源主要包括工业、农业和城市化进程中的各类排放，如矿产资源开采、化肥和农药的使用、工业废水和废气的排放等。
这些活动对土壤中重金属的含量造成了显著影响。
其次，土壤重金属对生态环境的危害主要表现在以下几个方面。
首先，重金属的累积会导致土壤中微生物群落的变化，影响土壤的生物多样性和养分循环。
其次，重金属对植物的生长和发育有严重影响，如镉和铅会阻碍酵素活性，导致植物生理机能紊乱。
最后，土壤重金属还会进入水体、大气和食物链中，对水生生物和人类健康构成风险。
土壤重金属对人类健康造成的风险主要源于食物链的传递。
植物吸收土壤中的重金属，人类通过食用植物或食用含有重金属的肉类，摄入重金属。
重金属在人体内会积蓄并引起一系列健康问题，如铅中毒和镉中毒，严重影响神经系统、肝脏、肾脏、骨骼等器官的功能。
针对土壤重金属潜在生态危害和健康风险，应采取相应的解决措施。
在工业污染防治方面，应加强对重金属排放的监管，建立严格的环境标准和监测体系。
在农业管理方面，应合理使用化肥和农药，控制重金属的输入量。
此外，采用生物修复和植物吸收等技术，能有效减少土壤中重金属的含量。
同时，加强对土壤重金属的监测和风险评估，及时掌握土壤重金属污染状况，采取相应的措施进行修复和治理。
综上所述，土壤重金属对生态环境和人类健康构成潜在的生态危害和健康风险。
通过加强管理和监测，探索适宜的治理技术，能够有效减少土壤重金属的含量，保护生态环境和人类健康。
继续探讨土壤重金属潜在生态危害与健康风险评价的相关内容，还可以从评价方法和案例分析两个方面进行阐述。
土壤环境检验流程及评价方法
土壤环境检验流程及评价方法土壤环境检验流程及评价方法随着人类活动的不断增加，土壤环境污染问题日益严重。
为了保护环境、保障农产品质量和人们的健康，需要对土壤环境进行监测和评价。
本文将介绍土壤环境检验的流程和评价方法。
一、土壤环境检验流程1.筹备阶段：确定检验目的和范围，制定检测方案和计划，安排人员和设备，准备样品和标准品。
2.采样阶段：根据检测目的和范围，确定采样点位和数量，采用适当的采样方法和工具进行采样。
采样时要避免与污染源接触，避免人为污染。
3.样品处理：将采样得到的土壤样品进行处理，如去除杂质、破碎等。
根据需要，可对样品进行制备，如干燥、研磨、筛分等。
处理后的样品应密封保存，避免样品的污染和破坏。
4.样品分析：对样品进行分析，包括化学分析、物理分析和生物分析。
化学分析主要检测土壤中的有机物和无机物含量，物理分析主要测土壤的物理性质，生物分析主要检测土壤微生物活性和生物多样性。
5.数据分析和处理：根据分析结果对样品进行数据分析和处理，计算出各项指标的含量和指数。
可以通过比较检测结果和标准值，评估土壤环境的污染程度。
6.评价与报告：根据分析结果和评价方法，对土壤环境进行评价，给出评价结论和建议。
编写检验报告，报告中应包括检验目的和范围、样品信息、分析方法和结果、评价结论和建议等内容。
报告要客观、准确、清晰。
二、土壤环境评价方法1.单项评价法：根据检测结果进行单项评价，判断土壤某一指标是否符合标准。
比较常用的指标有土壤酸碱度、有机质含量、重金属含量等。
2.综合评价法：根据多个指标进行综合评价，评价土壤环境的整体污染状况。
常用的方法有指数法和层析法。
指数法将各项指标通过统计方法加权求和，得到污染指数，进而评价土壤的污染程度。
层析法将各项指标进行排序，得到土壤样品的层次分布图，从而评价土壤的空间分布特征。
3.对照法：将检测结果与相关的环境标准进行对照，判断土壤是否超出了标准限值。
如果超出限值，则视为污染，否则视为合格。
广西土壤重金属镉污染及对人体健康的危害
广西土壤重金属镉污染及对人体健康的危害苗亚琼;林清【摘要】In recent years, with the increase of industrial wastes and sewage irrigation, Guangxi soil cadmium pollution problem is becoming more and more serious, and excessive cadmium in the soil can produce toxic effects on crops� What's worse, the edible portion with residues will endanger human health through the food chain� The paper introduces the source of cadmium pollution in soil, the distribution of cadmium pollution in China and the present research situation of Guangxi soil cadmium pollution, analyses the harm caused by cadmium pollution to the food chain and to human body and also proposes several suggestions according to the above analyses.%近年来，随着工业三废排放和污水灌溉的增多，广西土壤镉污染问题日益严重，而土壤中过量的镉会对作物产生毒害作用，尤其是在可食部分的残留将会通过食物链危害人类的健康。
本文介绍了土壤镉污染的来源、中国主要镉污染的分布以及广西土壤镉污染的研究现状，分析镉污染对食物链及对人体健康的危害，并针对土壤镉污染提出几点建议。
土壤重金属镉污染现状、危害及治理研究综述
土壤重金属镉污染现状、危害及治理研究综述作者：黄颖来源：《中国科技纵横》2016年第13期【摘要】对于动物和大多数人群来说，饮食摄入是重金属镉暴露的首要途径[1]。
镉含量超标严重危害生命健康，而土壤镉污染又是导致农作物摄入镉的主要途径之一。
本文通过对我国目前土壤镉的污染来源、污染现状和对人身体健康危害进行分析，综述了我国目前所常用以土壤重金属背景值、土壤环境质量标准和土壤重金属有效态临界值的土壤重金属环境质量评价方法，对比了物理、化学和生物等土壤修复技术，提出符合生态发展要求且行之有效的建议。
【关键词】土壤重金属镉研究治理1817年，德国哥廷根大学化学兼药学教授斯特罗迈尔（Fridrich Stromeyer，1776-1835）发现了镉，由于发现的新金属存在于锌中，就以含锌的矿石---菱锌矿的名称Calamine命名它为Cadmium，元素符号为Cd。
它是一种质地柔软，具有蓝白色金属光泽的亲硫重金属，化学性质类似于锌，并常常以极少量形式被包含在锌矿物中，很少单独成矿。
自然界一般无单纯的Cd矿石，多为其化合物。
金属Cd无毒性，但Cd的化合物毒性极大[2，3]。
镉位于周期表中第五周期ⅡB族，原子序数为48，相对原子质量是112.41，镉原子的最外层电子结构式为5s24d10，其熔点320.9，沸点765，地壳丰度为0.2×10-6，中国土壤丰度为0.09×10-6。
镉的毒性较大，被污染的空气和食物会严重影响人的身体健康，甚至威胁生命。
镉是众所周知的重金属“五毒”元素之一，具有分解周期长，移动性大，毒性高，难降解，易富集等特点，在生产活动中已被作物吸收富集，不仅严重危害作物的产量和品质，而且能通过植物链不断富集传至人体，危害人的肝脏肾脏。
镉能使人体有益金属元素效能降低，内分泌失调，肝脏受损，骨质疏松和软化，具有致癌，致畸，致突变的作用[3]。
1 镉污染现状排除人为活动因素，自然界中大部分镉都以硫镉矿的形式存在。
农田土壤镉污染现状与治理方法研究进展
农田土壤镉污染现状与治理方法研究进展一、本文概述随着工业化和城市化的快速发展，重金属污染问题日益严重，其中镉污染问题尤为突出。
镉是一种有毒的重金属元素，对环境和生物体具有极大的危害。
农田土壤作为人类食物生产的重要基地，其镉污染问题不仅影响农作物的产量和质量，还通过食物链对人类健康构成潜在威胁。
因此，研究农田土壤镉污染现状与治理方法具有重要意义。
本文旨在全面综述农田土壤镉污染的现状、来源、危害以及治理方法的研究进展。
通过收集和分析相关文献和数据，阐述农田土壤镉污染的现状和趋势，揭示镉污染的主要来源和危害。
重点介绍现有的农田土壤镉污染治理方法，包括物理、化学和生物修复技术等，并分析其优缺点和适用条件。
展望农田土壤镉污染治理的未来研究方向和发展趋势，为农田土壤镉污染的防治提供科学依据和技术支持。
通过本文的综述，期望能够为相关部门和决策者提供决策参考，推动农田土壤镉污染治理工作的深入开展，为保障农产品质量安全和人类健康做出贡献。
二、农田土壤镉污染现状农田土壤镉污染问题日益严重，成为全球性的环境问题。
镉是一种有毒的重金属元素，长期存在于土壤中会对农作物的生长和品质产生负面影响，进而威胁人类的食物安全和健康。
在全球范围内，工业排放、城市污水灌溉和化肥农药的滥用是农田土壤镉污染的主要来源。
中国作为世界上最大的农业国之一，农田土壤镉污染问题尤为突出。
在过去的几十年里，随着工业化和城市化的快速发展，大量的工业废水、废气未经处理就直接排放，导致农田土壤受到严重的镉污染。
农业活动中的化肥和农药过量使用，也加剧了土壤镉污染的程度。
据相关统计数据显示，中国部分地区农田土壤镉含量已超过国家标准的数倍甚至数十倍，严重制约了农业生产和生态环境的质量。
农田土壤镉污染不仅影响农作物的产量和品质，还会通过食物链进入人体，对人类的健康构成潜在威胁。
镉在人体内积累过多会导致肾脏、骨骼和消化系统等多个器官受损，甚至引发癌症等严重疾病。
因此，对农田土壤镉污染进行有效的治理和修复，对于保障农业生产和人类健康具有重要意义。
土壤中铜的生物可给性及其对人体的健康风险评价
土壤中铜的生物可给性及其对人体的健康风险评价尹乃毅;罗飞;张震南;王姣姣;王振洲;蔡晓琳;宋静;崔岩山【摘要】为了研究土壤中铜的生物可给性与土壤理化性质之间的相互关系以及人体无意摄入土壤铜的风险,采集我国一些地区的15个土壤样品,利用in vitro方法研究了这些土壤中铜的生物可给性及其对人体的健康风险.结果表明,有2个土壤样品中铜的含量高过我国土壤环境质量标准的三级标准,有8个土壤样品中铜的含量高过二级标准;土壤中铜的溶解态浓度及其生物可给性变化很大,胃肠阶段铜的溶解态含量分别为5.2 ～308.8 mg ·kg-1和5.9 ～348.5 mg ·-1,平均值分别为74.8 mg·-1和82.0 mg· kg-1;而铜的生物可给性分别为183％～ 66.6％和213％～77.4％,平均值分别为44.2％和51.1％.胃阶段铜的生物可给性与土壤有机质和pH 呈显著正相关,而与粘粒呈显著负相关,与铁铝氧化物有显著相关性;小肠阶段铜的生物可给性与土壤有机质和pH呈显著正相关,与土壤中总铜和锰氧化物含量呈显著负相关.如以胃阶段为判断,无意摄入土壤中铜对儿童的TDI(tolerable daily intake)贡献率除浙江富阳为2.51％外,有12个土壤样品低于1.00％,最低为0.11％.如以小肠阶段为判断,无意摄入土壤中铜对儿童的TDI贡献率除浙江富阳和浙江台州的土壤分别为2.83％和2.01％,另有12个土壤样品低于1.00％.可见,对于本研究中大多数±壤,通过口部无意摄入土壤中铜的对人体并没有很高的风险.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2014(009)004【总页数】8页(P670-677)【关键词】土壤;铜;生物可给性;口部摄入;健康风险【作者】尹乃毅;罗飞;张震南;王姣姣;王振洲;蔡晓琳;宋静;崔岩山【作者单位】中国科学院大学资源与环境学院,北京100049;中国科学院南京土壤研究所,南京210008;中国科学院大学资源与环境学院,北京100049;中国科学院大学资源与环境学院,北京100049;中国科学院大学资源与环境学院,北京100049;中国科学院大学资源与环境学院,北京100049;中国科学院南京土壤研究所,南京210008;中国科学院大学资源与环境学院,北京100049【正文语种】中文【中图分类】X171.5铜是人类身体的必需元素，一旦缺乏会造成人类生理功能的障碍。
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第31卷第2期2010年2月环 境 科 学E NV I RONMENT AL SC I ENCEVol .31,No .2Feb .,2010土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估崔岩山,陈晓晨(中国科学院研究生院资源与环境学院,北京 100049)摘要:为了研究土壤中镉生物可给性与土壤属性之间的相互关系以及人体无意摄入土壤镉的风险,采集我国一些地区的16个土壤样品,利用in vitro 方法研究了这些土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险.结果表明,有11个土壤样品中镉的含量高过我国土壤环境质量标准的三级标准;土壤中镉的溶解态浓度及其生物可给性变化很大,模拟胃和小肠液中镉的溶解态含量分别为0105～20171mg ・kg -1和0103～11199mg ・kg -1,平均值分别为1181mg ・kg -1和1106mg ・kg -1;模拟胃和小肠液中镉的生物可给性分别为6137%～69143%和3119%～36191%,平均值分别为25134%和14184%.模拟胃液中镉的溶解态含量与土壤pH 有显著的相关性.如以胃阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I 贡献率除广西南宁的土壤为26190%外,其它有11个土壤样品低于1100%.如以小肠阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I 贡献率最高为广西南宁的土壤达15157%,另有4个土壤样品高于1100%,其它都低于1100%.可见,对于本研究中大多数土壤,通过口部无意摄入土壤中镉的对人体并没有很高的风险.但当土壤中镉含量较高,同时其具有很高的生物可给性,就会对人体健康产生很大的风险.关键词:土壤;镉;生物可给性;口部摄入;健康风险中图分类号:X503;X82014 文献标识码:A 文章编号:025023301(2010)022*******收稿日期:2009203226;修订日期:2009205205基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目(2008AA06Z336);国家自然科学基金项目(20607028)作者简介:崔岩山(1972～),男,副教授,主要研究方向为土壤污染控制及其对人体的健康风险,E 2mail:cuiyanshan@gucas .ac .cnB i oaccessi b ility of So il Cad m i u m and Its Hea lth R isk A ssess m en tCU I Yan 2shan,CHEN Xiao 2chen(College of Res ources and Envir on ment,Graduate University of Chinese Acade my of Sciences,Beijing 100049,China )Abstract:Sixteen s oil sa mp les were collected fr om different sites of China t o study the bi oaccessibility of s oil cad m iu m.The relati onshi p bet w een the s oil p r operties and the bi oaccessibility as well as the health risk assess ment of the oral ingesti on s oil was als o studied .The results showed that comparing with Chinese envir on mental quality standard for s oils,the concentrati ons of cad m iu m in 11s oil sa mp les were higher than the standard .The high variability of diss olved and bi oaccessible cad m iu m of s oils were observed .Concentrati ons of bi oaccessible Cd ranged fr om 010*******mg ・kg -1and 010*******mg ・kg -1with a mean of 1181mg ・kg -1and1106mg ・kg -1in gastric and s mall intestinal phase res pectively .B i oaccessible Cd ranged fr om 6137%269143%and 3119%236191%with a mean of 25134%and 14184%in gastric and s mall intestinal phase res pectively .A significant correlati on bet w een diss olved cad m iu m in gastric stage with the s oil pH was als o observed .I n gastric stage,f or children,the highest contributi on of the oral ingesti on s oil cad m iu m t o the p r ovisi onal t olerable weekly intake (PT W I )that recommended byWHO was 26190%in the s oil samp le that was collected fr om Nanning Guangxi and the contributi on rate in 11s oil sa mp les is l ower than 1100%.I n s mall intestinal stage,f or children,the contributi on of the oral ingesti on s oil cad m iu m t o PT W Iwas als o variable .The highest contributi on rate was 15157%,the four sa mp les were higher than 1100%and others were bel ow 1100%.Health risk fr om the oral ingesti on of s oil cad m iu m was l ow in most of s oils and the high health risk only occurred in the s oil samp le with high t otal cad m iu m concentrati on and high bi oaccessibility .Key words:s oil;cad m iu m;bi oaccessible;oral ingesti on;health risk 土壤镉污染是一个世界范围的环境问题,在我国,镉污染耕地面积已达1133万hm 2[1].土壤中镉进入人体的途径包括食物链、无意口部摄入(手2口的直接接触活动,特别是儿童)、呼吸和皮肤接触等,其中食物链途径是土壤镉进入人体的主要途径[2].由于儿童的特点,其对土壤的无意口部摄入,可能会影响其体内总镉的摄入量,从而危害其身体健康.因此,研究人体,特别是儿童通过无意口部摄入土壤镉的量对其总镉摄入量的贡献率具有重要的科学意义.要评估土壤镉的无意口部摄入对人体镉的总摄入量的贡献,首先要有效、准确地判定土壤中镉的生物有效性(bi oavailability ).动物实验(in vivo )一般能很好地反映污染物的生物有效性,但其费用高、试验周期长、动物的个体差异等也是其不足之处.近年来,In vitro 实验由于其操作简单、费用低、结果较为准确而受到越来越多的研究者关注[3,4].In vitro 实验结果反映的是土壤中镉的生物可给性(bi oaccessibility ),即土壤中的镉直接进入人体的消化系统并可以被人体胃肠道溶解的部分[3].这部分是人体对土壤镉可能吸收的最大量.目前,国内外涉环 境 科 学31卷及土壤中镉的生物可给性的研究主要集中于生物可给性的方法、影响因素及其在人体健康风险评价方面的应用等方面[5～7].但我国目前对土壤中镉生物可给性方面研究较少,特别是缺乏土壤镉生物可给性与土壤影响因素之间的相互关系以及无意摄入土壤镉对人体健康风险的系统研究.本研究将从我国一些地区采集含镉量不同的土壤,利用in vitro方法分析这些土壤中镉的生物可给性,进一步系统探讨影响镉的生物可给性的土壤因素,并分析生物可给性与各因素之间的关系.同时利用生物可给性结果评估土壤镉的无意口部摄入对人体镉摄入总量的贡献率.研究结果将对污染土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险理论与方法起到一定的推动作用,也将为制定防治土壤镉中毒的相关标准和法规提供科学依据.1 材料与方法111 土壤实验所用的土壤样品共16个,分别采自我国不同地区的麦田、稻田、矿区等(表1).在每个采样地,设置20m2作为一个取样单元,每个单元内取0～20 c m表层土5～6份,在塑料封口袋中混匀作为该地的一个样品.土壤样品采集后风干,过20目及60目筛,分别保存以备用,其中过20目筛土壤用于土壤基本性质分析,过60目筛土壤用于土壤中镉含量分析和in vitro实验.1.2 In vitro方法本实验主要采用Ruby等[8]提出的实验方法(physi ol ogically based extracti on test,P BET),首先进行了土壤污染物生物可给性研究装置的构建,主要包括反应器、水浴槽、药物溶出仪、气体流量计和pH 计等.实验过程中具体操作步骤如下:胃阶段:模拟胃液包含有柠檬酸、苹果酸、乳酸、冰乙酸、胃蛋白酶等,用浓HCl将pH值调为115,胃液(mL)与土壤(g)比为100∶1.每个土壤样品设置3个重复,调节反应器温度为37℃以模拟人体温度,在反应液中以1L・m in-1通入氩气模拟人体内消化过程的厌氧环境,以100r・m in-1搅动1h.然后用针筒吸取10mL 反应液,过0.45μm膜,待测.小肠阶段:胃阶段1h 后,添加NaHCO3粉末将反应液的pH调至710,并在每个反应器分别中加入胰酶,胆盐,继续以1 L・m in-1通入氩气,100r・m in-1搅动4h.其间,每隔一定时间测定反应液的pH值,若偏离710,则用12mol・L-1的浓HCl和NaHCO3饱和溶液调节,使反应液pH值维持在710.过4h后,用针筒吸取10 mL反应液,过0145μm膜、HCl酸化,待测.1.3 土壤基本理化性质及胃肠液中镉的分析土壤pH值:采用0101mol L-1CaCl2溶液提取,土液比为1∶215,pH计(Ther mo O ri on奥立龙MODE L828)测定[9];土壤有机质采用重铬酸钾外加热法[10];土壤粒径分级采用吸管法[9].土壤镉总量采用王水、HCl O4消解,消煮样品中包括试剂空白和标准土壤样品(GSS21中国地质样品分析研究中心),用以证实消解及分析过程中的准确性和精度.土壤镉总量和模拟胃肠液样品中镉的含量用I CP2 OES(Op ti m a22000,Perkin2El m er US A)或I CP2MS (7500a,Agilent Technol ogies,US A)测定.1.4 生物可给性的计算胃阶段或小肠阶段的生物可给性可由下式计算:BA(%)=(c I V×V I V)/(T S×M S)×100%式中,BA为特定重金属的生物可给性(%);cI V是in vitro实验的胃阶段或者小肠阶段反应液中特定重金属的可溶态总量(mg・L-1);VI V为各反应器中反应液的体积(L),本实验为016L;TS是土壤样品中特定重金属的总量(mg・kg-1);MS为加入反应器中的土样的重量(kg),本实验为01006kg.1.5 口部摄入土壤铅砷对人体总铅砷的贡献率WHO建议镉的每周允许摄入量(p r ovisi onal t olerable weekly intake,PT W I)为01007(mg・kg-1) /周[11].儿童和成人的无意口部摄入土壤量按200 mg计算[12];儿童体重按卫生部全国第四次儿童体格发育调查报告中2～6岁儿童平均体重(1514 kg),成人(男子)按56kg计算[13].即无意口部镉摄入对人体镉的PT W I贡献率(%)=(模拟胃或小肠中镉溶解态含量×摄入土壤量×7)/(体重×PT W I 值)×100%.1.6 数据分析方法采用SPSS1115版本对数据进行分析.2 结果与分析2.1 土壤样品的基本属性所采集的土壤的基本理化性质和土壤中镉的含量有很大的变化范围(表1).pH值范围为4112～7134,包括了4种强酸性土壤(pH<510),8种酸性土壤(pH510～615),4种中性土壤(pH615～715)[14].有机质含量范围为1137%～5171%,大部分土壤都低于4%;粘粒含量范围为711%～4042期崔岩山等:土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估表1 土壤的基本理化属性Table1 Basic characteristics of the s oils采样地点土壤类型有机质(OM)/%粘粒含量(Clay)/%pH总Cd(T2Cd)/mg・kg-1河北栾城(麦田)褐土117791871340129江西鹰潭(茶园)红壤1194231741380117辽宁沈阳(麦田)潮土1159101761360123浙江上虞(矿区)黄壤51711712516114129浙江上虞(林地)黄壤210871141771108浙江富阳(稻田)水稻土3148221861532168浙江富阳(荒地)红壤1137171261870138浙江富阳(稻田)水稻土4100141551094138浙江富阳(稻田)水稻土2127131261157178湖南冷水江(矿区)红壤3100151461862116湖南衡阳(菜地)红壤2166251851382155湖南衡阳(稻田)水稻土3175401741122105湖南郴州(稻田)水稻土3170381841791121湖南益阳(稻田)水稻土2157251751000149湖南株洲(菜地)红壤3116321251312155广西南宁(矿区)赤红壤310311175183321494017%;镉含量范围为0117～32149mg・kg-1,根据我国土壤环境质量标准(G B1561821995)[15],有3个土壤样品镉含量符合二级标准,有11个土壤样品镉含量高过三级标准.2.2 土壤中镉的溶解态及其生物可给性土壤中镉的溶解态含量及其生物可给性变化很大,模拟胃液中镉的溶解态含量为0105～20171mg・kg-1,平均值为1181mg・kg-1,模拟胃液中镉的生物可给性为6137%～69143%,平均值为25134%;模拟小肠液中镉的溶解态含量为0103～11199mg・kg-1,平均值为1106mg・kg-1,模拟小肠液中生物可给性为3119%～36191%,平均值为14184%(表2).2.3 各因素间关系分析表2 土壤中镉的溶解态及生物可给性1)Table2 D iss olved and bi oaccessibility of the s oil cadm ium采样地点胃阶段小肠阶段溶解态(G2D)/mg・kg-1生物可给性(G2B)/%溶解态(I2D)/mg・kg-1生物可给性(I2B)/%河北栾城(麦田)0106(0101)191430103(0100)9177江西鹰潭(茶园)0108(0100)461080104(0100)24171辽宁沈阳(麦田)0105(0100)201870103(0100)14178浙江上虞(矿区)1144(0108)101060196(0104)6171浙江上虞(林地)0126(0103)241290117(0103)15138浙江富阳(稻田)1186(0106)691430186(0104)32111浙江富阳(荒地)0115(0103)381350110(0101)27128浙江富阳(稻田)1140(0103)311870198(0104)22134浙江富阳(稻田)2112(0116)271251134(0105)17119湖南冷水江(矿区)0111(0102)51250108(0100)3148湖南衡阳(菜地)0121(0101)81370114(0101)5140湖南衡阳(稻田)0113(0100)61370107(0100)3119湖南郴州(稻田)0109(0104)71640102(0100)1157湖南益阳(稻田)0108(0100)171060105(0100)10178湖南株洲(菜地)0124(0101)91440115(0101)5187广西南宁(矿区)20171(0193)6317411199(0167)36191平均值(标准差)1181(5109)25134(20107)1106(2195)14184(11101)1)括号内除平均值行为标准差外,其它都为标准误(n=3)504环 境 科 学31卷 对测定的土壤属性指标、土壤中镉的溶解态含量和镉的生物可给性分别做相关性分析,各因素相关系数见表3.从中可见,模拟胃液中镉的溶解态浓度与土壤pH有显著的相关性,土壤中总镉的含量与pH和有机质有显著的相关性.2.4 风险预测表3 各因素之间的相关性1)Table3 Correlati ons matrix for the fact orsG2D G2B I2D I2B OM Clay pH T2Cd G2D1G2B—1I2D01548311000331I2B0157330196733—1OM-0125601102-01187010961Clay01344-01445-01266-01332-012581pH-015653-01311012130106701195010721T2Cd01047-01258013490143301938330140401933331 1)3表示显著相关(p<0105),33表示极显著相关(p<0101) 利用土壤中镉的溶解态浓度、人体可能摄入的土壤量、人体的体重及WHO建议镉的每周允许摄入量进行计算分析,得出人体无意从土壤中摄取的镉对人体镉PT W I的贡献率(表4).从表4中可见,如以胃阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I26190%外,其它都低于3%,有11个土壤样品低于1100%,最低为0110%.无意摄入土壤中镉对成人的PT W I贡献率除广西南宁的土壤为7140%外,其它的土壤样品均低于1100%.如以小肠阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I贡献率最高为广西南宁的土壤达15157%,另有4个土壤样品高于1100%,其它都低于1100%.对于成人,除广西南宁的一个土壤为4128%外,其它的土壤样品均低于0150%.表4 儿童和成人在胃肠阶段可能摄入的镉对镉每周容许摄入量的贡献率/%Table4 Contributi on of children and adults up take cadm iumfr om s oils t o PT W I/%采样地点胃小肠成人儿童成人儿童河北栾城(麦田)0102010801010104江西鹰潭(茶园)0103011001010105辽宁沈阳(麦田)0102010601010104浙江上虞(矿区)0151118701341125浙江上虞(林地)0109013401060122浙江富阳(稻田)0166214201311112浙江富阳(荒地)0105011901040113浙江富阳(稻田)0150118201351127浙江富阳(稻田)0176217501481174湖南冷水江(矿区)0104011401030110湖南衡阳(菜地)0108012701050118湖南衡阳(稻田)0105011701030109湖南郴州(稻田)0103011201010103湖南益阳(稻田)0103011001020106湖南株洲(菜地)0109013101050119广西南宁(矿区)7140261904128151573 讨论3.1 土壤中镉的溶解态含量及其生物可给性不同土壤中镉的生物可给性差异很大.如Navarr o等[16]研究18种土壤中镉的生物可给性,胃中的生物可给性为9%～99%.小肠中的生物可给性为616%～5214%.Turner等[17]对灰尘中镉的生物可给性研究发现,胃中的生物可给性为1314%～100%.小肠中镉的生物可给性为911%～6814%.本实验中胃液中镉的生物可给性为6137%～69143%,模拟小肠液中生物可给性为3119%～36191%.土壤中镉的生物可给性差异受多种因素的影响,Schr oder等[4]研究发现,当模拟胃肠液中有食物时,镉的生物可给性就有明显的降低,胃中从6310%降低到3812%,小肠中从3911%降低到1219%.土壤的一些属性也是影响镉生物可给性的重要因素.其中,由于pH对土壤中镉的生物有效性影响明显,所以土壤pH经常被一些学者用来探讨其和土壤中镉的生物可给性的关系.Navarr o等[16]和Tang等[18]发现,土壤中镉在模拟胃、肠中的生物可给性与土壤pH都没有相关性.本实验中,模拟胃液中的镉的生物可给性与土壤pH有显著相关性,模拟小肠液中镉的生物可给性与土壤pH无相关性.L jung等[19]发现,当土壤粒径为0～50μm时,模拟胃液中的镉的生物可给性与胃液中的pH有很好的相关性,当粒径增大后,土壤中的镉的生物可给性与胃液中的pH无相关性.可见,土壤的粒径大小也可能是影响土壤中镉的生物可给性的因素.本实验中,同为水稻土,湖南的6种土壤镉的生物可给性都比浙江的土壤低,这可能是由于湖南的这6种土壤的粘粒含量较高,对镉的吸附能力较强,从而导致其6042期崔岩山等:土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估在模拟胃肠液中解吸较少.另外,一般认为提高土壤有机质含量能增加土壤对镉的吸附,本研究中,采自浙江矿区的土壤镉的生物可给性较低,其有机质含量高,可能是一个影响因素.但对所有土壤的有机质、粘粒与土壤镉的生物可给性做相关性分析,并没有显著相关.这表明,土壤镉的生物可给性可能是受土壤中多种因素的共同影响。