湖南市场和污染区稻米中As、Pb、Cd污染及其健康风险评价

为了更好地了解和评价湖南大米中As、Pb和Cd含量及其对人体的健康影响,在对湖南矿区和冶炼区水稻土壤重金属污染调查的基础上,分别以湖南各地市场大米和污染区当地生产的稻谷样品为例,对其进行重金属含量分析及对人体的健康风险评价.结果表明,湖南各地市场大米样品中As、Pb和Cd的平均含量分别是0.20、0.20和0.28mg·kg-1,其中,衡阳市场大米中的As、Pb和Cd含量最高,其次是株洲和湘潭市场的大米.污染区稻谷中As、Pb和Cd含量分布均为:谷壳糙米精米,污染区精米中As、Pb和Cd的含量分别是0.24、0.21和0.65mg·kg-1,其中,来自衡阳常宁市水口山铅/锌矿区的稻谷样品中的As、Pb和Cd含量最高,其次是株洲清水塘冶炼区和湘潭锰矿区的稻谷.与市场大米样品相比,污染区精米中As、Pb和Cd的平均含量比市场大米样品高.无论是市场大米样品,还是从污染区稻田采集的稻米,均以衡阳地区稻米中的As、Pb和Cd污染最为严重,其次为株洲和湘潭地区.在As、Pb和Cd的健康风险评价中,Cd是湖南各地稻米中影响人体健康的主要因子,株洲和湘潭的Cd污染区达到90%以上,其次是As和Pb.     

赣南大余地区农田土壤As、Cd元素化学形态含量分析

通过分析赣南大余地区农田土壤As、Cd元素化学形态含量,研究土壤中As、Cd元素形态含量特征和垂向变化、全量与形态含量的相关性。研究表明,赣南大余地区农田生态系统中土壤残渣态As、离子交换态Cd含量分别为22.14mg/kg和0.437mg/kg,分别占其总量的76.88%和54.97%;异常区表层土壤As、Cd元素的活动态百分比含量分别为4.03%和70.29%,分别高出对照区1.55倍和0.61倍;受污灌或洪水漫淹的农田土壤中As、Cd元素活动态含量具有垂直分布特征,其在0~20cm的表层土壤中富集显著,而20cm之下的土层含量有不同程度的下降。随表层土壤As、Cd元素总量增加,残渣态As和离子交换态Cd的百分比含量增加,而其它形态的百分含量下降或无显著变化。     

氮肥、磷肥、粉煤灰和CaCO3对As(Ⅲ)胁迫下小麦幼苗生物效应及成熟期籽粒As含量的影响

采用盆栽的方法,研究了在As污染土壤中施加氮肥、磷肥、粉煤灰和CaCO3对小麦籽粒萌发、幼苗生理及成熟期籽粒w(As)的影响,并探讨了4种改良剂对在As污染土壤上种植小麦的有效改良方法.结果表明:适量的氮肥、磷肥、粉煤灰和CaCO3对As污染土壤的小麦萌发和幼苗生长具有明显的促进作用,能有效缓解As对小麦的毒害,并降低成熟期籽粒的w(As).表现为出苗率、幼苗株高、植株鲜重增大,w(叶绿素a)升高,丙二醛(MDA)含量和w(游离脯氨酸)下降,成熟期籽粒的w(As)降低.     

电子废弃物拆解区土壤Hg 和As 的分布规律

为研究电子废弃物拆解对土壤环境造成的污染,分析了浙江台州电子废弃物拆解区土壤样品中Hg 和As 的空间传输规律.结果表明,61.4%的样品Hg 含量超过国家土壤环境质量一级标准值(0.15mg/kg),9%的样品Hg 含量超过国家二级标准值(0.3mg/kg),单项污染指数评价显示轻度或中度污染.样品中As 的含量均在一级标准范围内.土壤Hg 含量受废旧物酸洗源和拆卸源影响较大,而As 含量受冶炼源影响较大,其次是酸洗源.除个别样品在下风向上随着距离的增加呈显著下降趋势外,Hg 和As 含量在不同风向上含量无差异,其余呈现无规律波动,反映了区内存在多个污染排放源.Hg 和As 含量相关性较差,说明该地区Hg 和As 的传输和沉降可能受到多种不同因素的影响.     

吉林省农田黑土中Cd、Pb、As含量的空间分布特征

利用地统计学方法研究了吉林省黑土区耕层土壤(0～20cm)中Cd、Pb、As含量的空间结构及其分布特征.结果表明,研究区土壤Pb含量属中等程度的空间相关,而Cd、As含量属空间弱相关.3种元素含量的空间变异主要受人为的随机性因素的影响.利用半方差函数的分析结果经普通克立格插值得到了3种元素含量的空间分布图.结果显示,在空间分布上,受不同污染源的影响,土壤Cd、Pb、As含量表现出不同的分布特征.土壤Cd含量较高的地区主要分布于煤矿区周围;土壤Pb含量高的样点主要分布于城郊及公路两侧;煤矿区周围及城郊农田土壤中As含量相对较高.     

氮肥、磷肥、粉煤灰和CaCO3对As(Ⅲ)胁迫下小麦幼苗生物效应及成熟期籽粒As含量的影响

采用盆栽的方法,研究了在As污染土壤中施加氮肥、磷肥、粉煤灰和CaCO₃对小麦籽粒萌发、幼苗生理及成熟期籽粒w(As)的影响,并探讨了4种改良剂对在As污染土壤上种植小麦的有效改良方法. 结果表明:适量的氮肥、磷肥、粉煤灰和CaCO₃对As污染土壤的小麦萌发和幼苗生长具有明显的促进作用,能有效缓解As对小麦的毒害,并降低成熟期籽粒的w(As). 表现为出苗率、幼苗株高、植株鲜重增大,w(叶绿素a)升高,丙二醛(MDA)含量和w(游离脯氨酸)下降,成熟期籽粒的w(As)降低.      

施用牛粪对As污染稻田水稻As吸收的影响

为探究牛粪施肥对污染稻田水稻As吸收的影响,采用盆栽培养试验研究了施加牛粪对土壤Fe和As的活性、水稻根表铁膜形成及籽粒As含量的影响。实验所用受高As矿山废水污染土壤(As:92. 3 mg/kg)施加10%～30%的牛粪,土壤溶解性有机碳含量增加8. 41～24. 5 mg/kg,土壤孔隙水pH提高0. 14～0. 59,土壤氧化还原电位降低93. 5～174 m V,与背景土(As:18. 1 mg/kg)变化趋势相同;施用牛粪还会活化土壤中的Fe和As,污染土壤Fe(II)、AO-Fe和HCl-As含量分别增加13. 5%～149%、35. 9%～90. 9%和70. 1%～181%,分别为背景土壤的0. 86～1. 66倍、1. 17～2. 15倍、4. 29～8. 91倍;施加牛粪能促进根表铁膜的形成,拔节期污染土壤和背景土壤水稻根表Fe分别是其对照的1. 56～1. 96倍和2. 09～3. 07倍,根表吸附As含量是其对照的3. 04～5. 18、3. 82～4. 08倍,根表附着Fe随牛粪的增加先增加后降低,至成熟期污染土壤水稻根表吸附Fe和As分别是背景土壤的1. 35～2. 91和8. 45～16. 6倍,根表As和Fe的物质量比为污染区(3. 49×10~(-3)～3. 55×10~(-3))背景区(4. 41×10~(-4)～6. 17×10~(-4));背景土壤施加牛粪后水稻籽粒As含量降低,最大降低36. 4%,而污染土壤水稻籽粒As含量增加,最大增加127%。牛粪对土壤As、Fe的活性及根表铁膜的形成都具有重要影响,会提高污染稻田籽粒中As的含量,含As矿山废水污染稻田应当谨慎施用牛粪。     

基于我国人群胃肠消化特征的土壤中As的人体可给性研究

基于我国人群胃肠消化特征,采用医学配方模拟胃肠消化方法测试了来自大连、湖南和广西的13个受重金属污染土壤中As的人体可给性,分析了土壤理化参数与可给性的相关关系及提取液中酶、胃肠液pH值、提取时间对As的人体可给性的影响.结果表明,医学配方可给性测试中,供试土样在胃、肠阶段As的人体可给性分别为5.03%~44.54%和10.77%~51.46%,平均值为18.08%、29.32%.胃阶段As的可给性浓度与土壤中总As含量w（TAs）、总P含量w（TP）极显著正相关,与总Al含量w（TAl）、土壤pH值、总有机质含量w（TOM）显著相关;肠阶段As的可给性浓度与土壤中w（TAs）、胃阶段As的可给性浓度、w（TP）极显著相关,与土壤pH值、w（TAl）和w（TOM）显著相关.胃阶段提取液中的胃蛋白酶显著降低了As的可给性,而肠阶段添加胰蛋白酶As的可给性没有明显变化.胃、肠阶段分别在pH值为0.9和5.0时可给性最大,0.9和5.0可分别作为土壤As在可给性测试过程中模拟胃肠液的pH值.胃、肠阶段在提取时间分别为1.0h、4.0h时可给性达到最大,且之后基本不变,1.0h、4.0h可作为模拟测试As在胃肠中可给性的提取时间.研究结果表明开展基于我国人群胃肠消化特征的土壤重金属人体可给性测试方法具有重要意义.     

锡矿山矿区和贵阳市人发中锑、砷和汞的污染特征

采用氢化物发生-原子荧光光谱法(HG-AFS),对经过硝酸-高氯酸消解后的锡矿山矿区和贵阳市人体头发样品中重金属锑(Sb)、砷(As)、汞(Hg)含量进行分析.结果表明,锡矿山矿区人体头发中Sb、As、Hg平均含量分别为15.9、 4.21、 1.79 μg/g,贵阳市人体头发中Sb、As、Hg平均含量分别为0.532、 0.280、 0.338 μg/g.锡矿山矿区人体头发中Sb、As、Hg含量明显高于贵阳市人体头发中相应元素的含量.通过独立样本的t检验发现,Sb、As在锡矿山矿区和贵阳市两地男性人体发样中和女性人体发样中含量不具显著差异(p>0.05);Hg在锡矿山矿区男性和女性人体头发中含量差异不显著(p>0.05),而在贵阳市则男性人体头发样品中Hg含量显著高于女性(p<0.05).人发中重金属As与Sb、As与Hg含量之间有较明显的相关性,Sb与Hg含量之间不具有显著相关性(p≤0.01).研究结果说明,锑矿开采和冶炼区域重金属Sb、As、Hg对人体健康的危害明显比非锑矿开采区域相应的重金属对人体健康的危害严重.     

贵州省某卡林型金矿附近土壤中As污染现状及原因初探

以贵州省某卡林型金矿附近土壤为研究对象,分别对矿区内、矿区附近以及矿区所在县城土壤进行垂直剖面取样,共采集了13个剖面共65个土壤样品。通过对65个土壤样品中As的含量进行分析,发现该金矿附近土壤中As的含量不仅远远高于贵州土壤中As元素平均含量,且部分已明显高于保障农林业生产和植物正常生长的土壤临界值,已存在一定程度As污染,应引起一定重视。     

青海平安富Se土壤区环境及人体Se含量调查

通过对平安区三合镇祁新庄、骆驼堡、三合村3个村庄内土壤、饮用水、人体毛发、人体尿液的采样调查分析,并以乐都城台乡坝口村和山城村2个村庄作为Se背景区进行对比研究,认为平安三合富Se土壤产生了明显的生态效应,Se通过土壤-粮食-人体等生物链进行迁移积累,致使人发、人尿中Se水平与土壤Se呈正相关关系,人体Se水平良好响应环境Se状况。     

乐安江流域人发As的分布特征研究

以江西乐安江流域受矿山活动影响的祝家村,戴村、蔡家湾村和上游参照点香田村人发为主要研究对象,应用原子荧光光昔法(AFS)测定人发中As含量,研究江西乐安江流域居民人发申As的分布.研究结果表明:1)本地区居民发As含量主要集中在0.01～0.25μg/g之间.2)主要饮食避开来自地质环境污染,位子矿区的祝家村村民发As...     

河南某污灌区土壤-作物-人发系统重金属迁移与积累

开展污灌区土壤-作物-人发系统(SCHS)重金属迁移与积累研究,对于维护农田生态系统和人体健康具有重要意义.以河南某污灌区为例,采集土壤和小麦籽粒样品各27份、人发样品355份,用原子吸收法测定Cu、Zn、Pb、Cd含量,用二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法测定As含量,开展重金属在SCHS中的迁移与积累探讨.结果表明,污灌区土壤和小麦籽粒发生了不同程度的重金属污染.土壤Cu、Zn、Pb、Cd和As平均含量分别为40.63、203.47、22.10、1.84、26.87 mg·kg-1,小麦籽粒中上述重金属平均含量分别为10.10、25.83、0.87、0.56、0.35 mg·kg-1,都高于对照区.污灌区人发中上述重金属平均含量分别为14.11、143.13、13.24、0.19、1.97 mg·kg-1,高于对照区,人发多数重金属含量随年龄增长呈增加趋势,男性高于女性.污灌区人发对小麦籽粒重金属的富集系数(BAF人发/小麦)远大于小麦籽粒对土壤重金属的富集系数(BAF小麦/土壤),人发对大多数重金属的放大作用显著.在SCHS中,大多数重金属沿土壤→小麦籽粒→人发的迁移与积累曲线呈不规则"V"形,长期污灌样点的土壤和小麦籽粒重金属污染程度、人发重金属含量都高于"清污"混灌的样点.     

矿业活动影响区稻田土壤和稻米中重金属含量及健康风险

探讨了南丹矿业活动对周边稻田土壤和稻米中重金属含量的影响,并评估当地居民通过稻米摄入重金属的健康风险.对位于矿业影响区车河镇、大厂镇、长老乡以及对照区六寨镇的4个典型村庄居民进行为期3 d的入户膳食调查,同时采集稻田土壤样品56个和稻米样品90个,用原子荧光形态分析仪(AFS-9700)、石墨炉原子吸收分光光谱仪(AA 700)和电感耦合等离子发射光谱仪(Optima 7000)测定其重金属含量,并通过污染指数法和重金属摄入量评价居民膳食暴露的健康风险.结果表明,矿业活动影响区稻田土壤As、Sb、Cd、Pb、Cu和Zn的几何平均值分别为58.1、16.4、1.22、49.1、52.1和271mg·kg~(-1),除Pb外,其他元素均显著高于对照区稻田土壤相应重金属含量(P0.05),Nemero综合指数(PN)为3.14,属于重度污染水平.六寨、车河、大厂和长老地区稻米样品中Cd含量均超出标准限值,超出倍数分别为2.23、4.40、3.81和3.52倍,As也存在严重超标现象;居民Cd的摄入量高于FAO/WHO提出的重金属人均日摄入可允许限量标准(PTDI).说明南丹矿业活动对周边稻田土壤和稻米及人群健康的危害明显大于对照区人群,食用当地稻米对人体存在较大的健康风险.     

组配改良剂对稻田系统Pb、Cd和As生物有效性的协同调控

通过水稻盆栽种植试验,研究了两种组配改良剂LST(石灰石+海泡石+二氧化钛)和LSF(石灰石+海泡石+硫酸铁)在不同添加量(0、1、2、4、8、16 g·kg-1)下对水稻土壤Pb、Cd和As的生物有效性以及水稻吸收累积Pb、Cd和As的影响.结果表明:1与对照相比,组配改良剂LST和LSF均使土壤p H值上升,且与对照之间均存在显著差异(P0.05);两种组配改良剂相比,LST比LSF使土壤p H值上升得更多.2施用1~16 g·kg-1的LST和LSF使土壤中Pb、Cd和As的交换态含量分别降低16.8%~88.3%、22.4%~73.7%、2.25%~43.8%和20.2%~86.9%、20.7%~51.2%、18.0%~55.1%,均与对照之间存在显著差异.LST和LSF均能显著降低水稻植株对Pb、Cd和As的吸收.当LST和LSF施加量为16 g·kg-1时,糙米中Pb、Cd和As的含量最高分别降低了50.7%、64.7%、34.1%和40.7%、40.7%、36.2%.3水稻各部位对Pb和As的转运能力为谷壳茎叶根系,对Cd的转运能力为谷壳根系茎叶,水稻中谷壳向糙米转运Pb、Cd和As的能力为CdAsPb.4施加LST和LSF后,水稻糙米中Pb、Cd和As含量与土壤Pb、Cd和As交换态含量之间存在极显著的正相关关系,与土壤p H值之间存在显著的负相关关系.     

长江流域(安徽段)土壤-作物系统重金属污染特征及健康风险评价

为研究长江流域安徽段土壤-作物系统重金属的污染特征及健康风险,采集了水稻和小麦及其根系土样品338组,测定了8种重金属含量,采用污染指数法、潜在生态危害、多元统计分析和健康风险进行评价.结果表明,水稻根系土和小麦根系土重金属含量均超过江淮流域背景,根系土Cd、 Cu、 Cr和Ni具有明显的积累效应,水稻根系土较小麦土污染严重;潜在生态风险为轻微-中等风险等级,主要来源于Cd和Hg元素.多元统计分析显示Cu、 Pb、 Zn和Cd为工业源和农业源,Cr、 Ni为自然源,As和Hg为农业源.水稻对重金属的吸收富集强度依次分别为：Cd>Zn>Cu>Hg>Ni>As>Cr=Pb,小麦对重金属的吸收富集强度依次分别为：Zn>Cd>Cu>Hg>Ni>As=Pb>Cr;根系土重金属健康风险评估结果显示儿童更易受到重金属污染威胁,经口摄入是发生非致癌风险的主要暴露途径.非致癌风险评价表明小麦根系土对儿童具有一定的非致癌风险,但不存在致癌风险.摄入水稻和小麦对成人和儿童均有一定程度的非致癌风险和不可接受的致癌风险.     

组配改良剂对污染稻田中铅、镉和砷生物有效性的影响

选取湖南某矿区重金属和砷复合污染稻田土,以盆栽实验研究了施用组配改良剂LMF(碳酸钙+偏高岭土+钙镁磷肥)对土壤中Pb、Cd和As的生物有效性和水稻糙米中Pb、Cd和As累积效应的影响.结果表明:施用LMF能显著增加供试土壤pH值、交换性盐基总量(TEB)和阳离子交换量(CEC),对盐基饱和度(BS)和有机质(OM)含量无显著影响.施用LMF能显著降低土壤中Pb、Cd的交换态和酸可提取态含量,以及降低Pb的TCLP提取态含量,对Cd的TCLP提取态含量无明显效果.LMF施用使土壤中As的交换态和TCLP提取态含量呈现先下降后上升的趋势,且均在施用量为2 g·kg-1时含量最低.随着LMF施用量的增加,水稻糙米中Pb、Cd的含量分别降低了8.44%~99.6%、27.5%~74.1%,而水稻糙米中As含量呈现出先下降后上升的趋势.除Cd的TCLP提取态和酸可提取态外,Pb、Cd和As的其它提取态含量与其在水稻糙米中的含量均呈现出显著正相关关系(p0.05或p0.01).     

有机肥-镉-锌交互作用对土壤镉锌形态和小麦生长的影响

模拟不同镉锌污染与有机肥(猪厩肥)施用水平,进行春小麦盆栽试验,采用Tessier法测试土壤中重金属形态.结果表明,复合污染时在同水平Cd(Zn)污染下,外源Zn(Cd)含量的增加使土壤中有效态Cd(Zn)的含量提高,小麦籽粒中Cd(Zn)含量增加(降低),而小麦籽粒产量均下降,差异极显著.施入猪厩肥降低了土壤中有效态Cd、铁锰氧化物结合态Cd的含量提高了土壤中有效态Zn、碳酸盐态Zn含量;降低了铁锰氧化物结合态Zn的含量.小麦籽粒中Zn含量并没有完全随土壤中有效态Zn增加而增加,在Zn/Cd为100～1000的处理中,施用猪厩肥反而降低了小麦籽粒中Zn含量;除Zn/Cd为100～10的处理中小麦籽粒中Cd含量有所下降外,其余处理中,施用猪厩肥小麦籽粒中Cd含量均有所增加.猪厩肥的施用能显著提高Cd、Zn污染土壤中小麦籽粒产量.     

南方某县居民尿镉浓度和相关影响因素研究

本文采用整群随机抽样的方法,抽取污染区、对照区10个村的1274个居民开展内暴露及问卷调查,通过采集这些居民的晨尿和10个村的土壤、大气颗粒物、饮用水、大米样品,对采集的所有样品进行了镉含量的测定.同时,将这些检测调查资料通过MLwiN 2.02软件进行多水平模型拟合,以评估南方某县污染区和对照区居民尿镉含量在不同水平之间的差异性,并找出影响这种差异的社会人口和环境方面的因素.结果表明,居民的尿镉含量在村和个体不同水平上均存在显著差异,其中,QL-3、FJ-4污染区人体尿镉含量明显高于其它研究区,远远超过其临界值.多水平模型的结果显示,土壤镉含量、大米镉含量、居民性别、居民的外出工作时长和居住地离污染企业的距离对居民尿镉水平有影响,而居民的年龄、涉镉工作时长、吸烟时长和在当地生活时长这4个因素对居民尿镉水平的影响差异没有统计学意义.与一般线性模型相比,多水平模型拟合的效果更佳.研究表明,多水平模型能够较合理地揭示居民尿镉水平的地区差异及社会人口和环境因素的影响.