2021, Vol. 42
2. 岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心, 桂林 541004
2. Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety Guarantee in Karst Area, Guilin 541004, China
改革开放以来我国的经济发展水平飞速提高, 污染治理能力相对滞后, 从而导致全国的环境污染状况愈发严重[1].其中, 矿业的开采导致废水排放污染农业水源, 空气中含重金属悬浮物质的沉降造成的重金属对农用耕地的污染尤为突出[2~4].有研究表明, 重金属的污染是不可逆转的, 土壤中的重金属会被农产品富集从而进入到食物链, 通过土壤-作物-人体系统不断在人体内积累, 长期摄入将会对人体的皮肤、骨骼、神经系统和内脏器官造成不同程度的危害[5~7].王敬华等[8]的研究发现当人体内Cd、Hg、As和Zn等重金属含量积累到一定程度时, 会引起骨痛病、肾炎和贫血等各类疾病, 严重时甚至会引发食道癌和鼻咽癌等一系列癌症及慢性中毒.
水稻作为南方地区的主要粮食作物, 其质量安全对人体健康十分重要.水稻不仅是贵州省第一大粮食作物, 同时也是铜仁地区的主食之一.铜仁地区属于矿业影响与农业种植重叠区.铜仁市东部万山汞矿区开采已久, 对周边环境影响较大, 同时铜仁市河谷分布密集, 存在矿业区域上下游重金属迁移现象.夏吉成等[9]的研究发现, 铜仁市东部万山汞矿周边水、气和土壤中重金属汞含量均高于国家标准, 而当地居民通过食物摄入重金属对健康造成最大威胁的是稻米[10, 11].重金属通过矿产冶炼过程释放并通过河流水力和大气沉降迁移对当地居民产生影响, 导致铜仁市东部的松桃县和万山区出现饮用水重金属超标[12, 13].位于铜仁中部的自然保护区梵净山也由于周边汞矿区冶炼过程中大气沉降作用导致水、气和苔藓中Hg含量增加[14].因为铜仁地区对于非矿业影响区域的土壤重金属含量调查, 以及居民通过食用稻米造成的潜在健康风险评估鲜见报道, 故选取铜仁地区作为研究对象, 分析全市土壤和稻米中重金属含量, 了解多金属矿带影响下水稻种植区稻田土壤与水稻间的关系, 并通过安全种植区划保证人体健康安全, 以期为今后相关研究提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况铜仁地区位于黔北高原向湘西丘陵和四川盆地过渡的斜坡地带, 位于东经107°45′~109°30′、北纬27°07′~29°05′之间, 属于中亚热带季风湿润气候区, 主要岩成土为碳酸盐类岩石发育的石灰土; 铜仁地区成土母质多为页岩、石灰岩和板岩发育的丘陵山地, 其中水稻田是主要耕作土壤, 共有约2 005 km2.自明清时, 铜仁地区因丰富的汞资源而著名, 被称为“中国汞都”, 而由于长期随意地开采给该地区遗留下了潜在的环境污染源.铜仁市汞矿主要分布于万山区、碧桃县和碧江县.锰矿主要分布在松桃县和碧江县, 探明储量位居全国第三.
1.2 样品采集与分析测试2018年8~9月, 采集了铜仁市农田土壤258个, 自然土壤64个, 与农田土壤对应的稻米样品230个(图 1).前期通过矿业分布和稻田分布情况确定矿业影响区和粮食主产区, 在具体采样阶段首先确定采样主体位置, 并根据耕地面积、集中连片程度, 适当修整采集样品的采集密度.
|
图 1 研究区样点分布示意 Fig. 1 Study area and distribution of sampling points |
稻田土壤和水稻样品采集主要以水田和旱地等大面积作物分布区域为导向, 同时兼顾选取有色金属矿和涉及重工业活动影响的地区.为确保样品的代表性, 采用五点采样法, 每点取耕作层(0~20 cm)土壤1 kg, 混合均匀后用四分法从中选取1 kg土壤作为该点样品.土壤样品采集后放在避阴处风干, 去除植物根系及石块后用玛瑙研钵研磨后过0.149 mm尼龙筛, 装于信封袋后待测.稻米脱壳用去离子水洗净后于烘箱内55℃烘干, 磨粉后放于聚乙烯瓶内备用.
分析测试的重金属包括Cd、Cu、Ni和Zn, 样品采用美国环保署推荐的HNO3-H2O2方法消解.测试Cd、Cu和Ni所用仪器为PerkinElmer公司生产的ELAN DRC-e型电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS).测定Zn所用仪器为PerkinElmer公司生产的Optima 8000型电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES).As与Hg采用(1+1)王水浴消解法并使用原子荧光分光光度计(AFS, 北京吉天仪器有限公司)分析.土壤pH用土水比1∶2.5提取, 用玻璃电极法测定.分析过程所用试剂均为优级纯标准, 实验用水为超纯水.
土壤标准物质: GBW 07404(GSS-4); 大米粉成分分析标准物质: GBW 10045(GSB-23); 灌木枝叶成分标准物质: GBW(GSV-1).样品重复样中目标化合物含量相对标准偏差(RSD)均小于10%, 分析样品重复率为10%~15%, 标准物质中As、Cd、Cu、Hg、Ni和Zn的回收率为88%~106%.
1.3 稻米富集系数稻米富集系数(BCF)是稻米中重金属含量与土壤中重金属含量的比值, 用于评估水稻富集重金属的能力.
|
(1) |
式中, BCF为富集系数, Chm为大米中重金属含量(mg·kg-1), Cs为土壤中重金属含量(mg·kg-1).
1.4 稻米样品重金属污染评价方法单因子污染指数法对样品中的单一污染物的污染程度进行评价, 计算公式如下:
|
(2) |
式中, Pi为样品重金属i的污染指数; Ci为该样品重金属i的含量, mg·kg-1; Cni为该样品重金属限量标准值, mg·kg-1.稻米中重金属As、Cd和Hg选用国家食品安全标准(GB 2762-2017); 重金属Cu和Zn选用《粮食(含谷物、豆类、薯类)及制品中铅、铬、镉、汞、硒、砷、铜和锌等八种元素限量》(NY 861-2004).
若Pi＜1为清洁, 1≤Pi＜2为轻度污染, 2≤Pi＜3为中度污染, Pi≥3为重度污染.
1.5 数据处理图形制作采用ArcGIS 10.2绘制, 利用SPSS 23.0对原始数据进行相关统计分析.
2 结果与分析 2.1 自然土壤重金属含量特征对研究区自然土壤原始数据进行Grubbs检验, 异常值剔除并筛选出有效样点.研究区自然土壤ω(As)、ω(Cd)和ω(Hg)呈对数正态分布并用几何平均值来表征, 分别为16.43、0.148和0.144mg·kg-1, 土壤ω(Cu)、ω(Ni)和ω(Zn)呈正态分布用平均值表征, 分别为29.60、37.73和103.6 mg·kg-1(表 1).自然土壤各重金属含量的变异系数均小于86.4%, 属于中等变异程度.经统计, 本研究的自然土壤重金属含量与贵州省土壤背景值[15]相比, As、Cu、Hg、Ni和Zn含量大于贵州省土壤背景值, 是由研究区所在黔东成土母岩主体为黑色炭质页岩所致, 该处分布的蚀变型金矿、锰矿、汞矿以及钼镍钒多金属矿所伴生的As、Hg和Ni含量较高, 可能伴随自然土壤重金属含量偏大[16], Zn多与成土母岩有关, 泥岩和页岩中ω(Zn)可达到80~120 mg·kg-1[17], 可能是矿业开采过程中改变了地表并影响了地下水文循环[18], 通过大气沉降以及降雨等作用降落于远离人群影响的区域, 并从表层土壤迁移到中层土壤; Cd含量小于贵州省土壤背景值, 主要与成土母质相关.经单样本T检验, 研究区自然土壤As、Hg、Zn和Ni与贵州省土壤背景值呈显著性差异(P < 0.05); Cd和Cu与贵州省土壤背景值的差异性不显著(P>0.05).
|
表 1 研究区自然土壤重金属含量统计分析 Table 1 Statistical characteristics of heavy metals in natural soils of the study area |
2.2 稻田土壤重金属含量
研究区稻田土壤重金属分析结果如表 2, 铜仁市稻田土壤pH值的平均值为6.67±0.77, 其变化范围介于4.40~7.90间, 是典型的弱酸性土壤.
|
|
表 2 研究区稻田土壤重金属含量1) Table 2 Contents of heavy metals in the paddy soil of the study area |
从变异系数(CV)来看, 稻田土壤中Hg变异系数达到强变异水平(＞100), 说明研究区稻田土壤Hg受人为干扰最大.研究区内铅锌矿是在加里东晚期低温热液过程中进行成矿, 经冶炼开发后极易随着水系迁移、大气沉降和矿区回填等方式将重金属带入稻田土壤中.稻田土壤中重金属As、Cd、Cu、Hg、Ni和Zn含量与土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 15618-2018)中的农用地土壤污染风险筛选值相比, 其中As、Cd、Hg和Zn均高于筛选值, 超标率分别为11.7%、10.9%、53.0%和3.04%.与农用地土壤污染风险管控值相比, 只有Hg存在部分高于管控值, 超标率为19.1%, 说明稻田土壤中的Hg元素仍是需要重点关注的对象.
2.3 稻米中重金属含量及污染评价对研究区域采集稻米进行重金属含量测定, 统计分析结果见表 3, 对研究区水稻中重金属进行单样本T检验, 数据不是正态分布, 存在显著性差异.Ni和Hg经对数转换后呈正态分布, 用几何均值表征.对As、Cd、Cu和Zn对数转换后仍不符合正态分布, 用中位数表示稻米重金属含量.稻米中ω(As)、ω(Cd)、ω(Cu)、ω(Hg)、ω(Ni)和ω(Zn)为0.056、0.017、1.445、0.010、0.215和17.59mg·kg-1, 本次所测稻米中As含量为全量, GB 2762-2017中对于稻米中无机砷的限量为0.2mg·kg-1, 查阅文献得知稻米中无机砷约占总砷的82.65%[19, 20], 故将稻米中限量标准转化为0.24mg·kg-1作为稻米As的限量标准.稻米样品中存在As、Cd和Hg含量超过国家食品安全标准(GB 2762-2017)规定限量的占总样品分别为15.7%、3.04%和19.1%, 说明对当地居民食用稻米存在潜在威胁的为As、Cd和Hg元素超标的稻米, 稻米质量应当引起重视.
|
|
表 3 研究区水稻重金属含量1) Table 3 Heavy metal content of rice in the study area |
稻米As、Cd和Hg超标点位分布如图 2所示.从中可知, 稻米As超标主要分布在松桃苗族自治县.其中稻米超标样品所对应的土壤pH均值为6.67±0.73, 其变化范围介于5.20~7.90; ω(有机质)为3.859%, 处于丰富等级; 土壤ω(As)均值为(12.78±10.01)mg·kg-1.基本理化性质与稻米未超标的土壤相比, 并未具有明显的差别.因此, 造成该地区稻米超标的主要原因可能是由于水稻品种间的不同, 导致其对于土壤As的吸收、富集能力有极大差别.李仁英等[21]的研究发现, 同一生长条件下泰瑞丰5号籽粒中的As含量比镇稻16号籽粒中的As含量高2倍.且不同的灌溉方式也会对稻米As的含量产生一定影响, 采用适当的灌溉方式, 可以降低水稻对于As的吸收和积累[22].稻米Cd超标主要在松桃县的乌罗镇.该地区土壤pH均值为6.70±0.83, ω(有机质)为5.09%, ω(Cd)为(0.219±0.037)mg·kg-1.与稻米Cd未超标的土壤样品相比, Cd含量相差不大, 而pH和有机质含量却明显高于稻米未超标的土壤.导致该地区稻米超标的原因可能与乌罗镇土壤的pH和有机质含量偏高相关.有相关研究表明[23, 24], 土壤pH及有机质含量越高, 稻米中重金属的含量越低.这也与陈同斌等[25]的研究在广西高镉异常区隆安县情况相同.稻米Hg超标主要集中分布于万山区、碧江区和玉屏县这3个区域, 其中稻米Hg超标19.1%, 土壤超过筛选值和管制值分别为53.0%和19.1%.稻米Hg超标样品对应的土壤pH介于6.00~7.71, ω(有机质)为3.24%, ω(Hg)为(5.322±8.380) mg·kg-1, 土壤Hg含量总体明显高于其他水稻Hg未超标的土壤样品.这是由于当地坐落着许多大小不一的汞矿, 而前期汞矿区无节制地开采和随意堆放对周边土壤造成汞污染, 同时经过大气沉降及雨水的冲刷也会对相关区域土壤、植物和河流产生极大的汞污染.
|
图 2 稻米重金属超标点位分布 Fig. 2 Distribution map of rice heavy metals exceeding the standard point |
稻米重金属各元素变异系数范围为36%~173%, 大小顺序为: Cd＞As＞Hg＞Ni＞Cu＞Zn.
稻米中重金属富集系数关系到稻米的生产和食用安全.稻米对各元素的富集系数如表 3所示, 研究区稻米对Zn的富集能力最强, 达到0.171; 其次是Cd和Cu, 分别为0.052和0.049; 对As和Ni的富集最弱, 为0.007.土壤中的Cd元素易于在稻米中富集, 且水稻生长过程中Zn和Cu作为必需的营养元素也具有一定的富集, 这与前人研究的结果相一致[26].
由于水稻是贵州省栽植的第一大农作物, 稻田土壤及稻米中的重金属含量一直都是被密切关注的对象[27].因此, 对稻米污染进行评价是十分必要的.本文基于食品安全国家标准食品污染物限量标准(GB 2762-2017)和粮食(含谷物、豆类、薯类)及制品中铅、铬、镉、汞、硒、砷、铜和锌等8种元素限量标准(NY 861-2004), 采用单因子污染指数法对稻米污染程度进行较为准确地评价(表 4), 结果显示: 稻米中的As、Cd、Cu、Hg、Ni和Zn的Pi均值分别为0.233、0.084、0.153、0.515、0.297和0.317.其中, 稻米中Hg的Pi值最大达到16.26, 样品受到Hg污染的个数达45个; 稻米中As和Cd的最大Pi值为4.535和2.165, 稻米样品受到As和Cd污染的个数分别为36个和7个; 所有稻米样品均未受到重金属Cu和Zn污染, 处于清洁水平. 由于目前食品中镍污染水平报道相对较少, 国家标准中对限量值的规定也不完善, 故暂且不进行研究和分析.总体上, 铜仁地区的稻米风险主要是以重金属As、Cd和Hg污染引起的.
|
|
表 4 稻米重金属污染情况 Table 4 Heavy metal pollution in rice |
2.4 土壤-水稻安全种植区划
基于土壤-水稻重金属的安全种植区划主要衡量指标为土壤超过水田重金属风险筛选值和管控值以及食品中污染物限量, 将研究区划分为优先保护、安全利用和严格管控这3类.进行土壤-水稻重金属安全区划时, 通过判别各采样点土壤和水稻重金属超土壤风险筛选及管控值和食品中污染物限量风险为基础, 先部分后整体, 通过分析各重金属控制下的水稻安全种植赋值和综合污染风险, 通过GIS中克里格插值, 然后选择去趋势, 获得插值后作出安全种植区划.由于稻田土壤中重金属As、Cd和Hg含量超过风险筛选值较多且稻米超标率较高, 综合各因素考虑选取As、Cd和Hg这3个元素进行安全种植区划初筛.
安全种植区划分过程中单独元素As、Cd和Hg元素安全区划分析赋值规则为: 土壤中作物重金属含量与食品中污染物限量标准进行比较, 当单因子污染指数Pi≤1、1＜Pi≤2和Pi＞2时分别赋值为0、1和2; 土壤中重金属超稻田土壤风险筛选值(RSD)和风险管控值(RIV)时分别赋值为1和2, 其中土壤重金属未超过稻田土壤风险筛选值赋值为0.通过叠加各点赋值, 即将土壤赋值与作物赋值相加, 其中定义赋值0~1、2和3~5依次为安全种植区划的优先保护类、安全利用类和严格管控类.3种元素综合评判则为按照以上对元素安全种植样点区划的重分类, 重分类依据为样点中三元素出现一个或以上严格管控类则划分为严格管控类, 若点位对应元素均为优先保护类则划分该点位综合安全种植区划点位为优先保护类, 以上两条件之外的情况均划分为安全利用类.优先保护类主要包含土壤重金属含量不超稻田土壤风险筛选值和土壤重金属含量超过风险筛选值但不超管控值且作物不超标; 安全利用类主要包括土壤重金属含量超过风险筛选值但不超管制值且作物轻微超标和土壤重金属含量超过风险管制值且作物不超标; 严格管控类主要是土壤超过风险筛选值且作物超标和土壤超过风险筛选值但不超管制值且作物严重超标.
基于土壤超过水田重金属风险筛选值和管控值、食品中污染物限量进行数据分析.由图 3(a)可知, 针对研究区域土壤-水稻As的安全种植区划初筛, 发现全市并未出现严格管控类, 个别地区存在安全利用类, 其主要分布在松桃苗族自治县的中部和北部地区, 其余大部分县区均属于优先保护类.整体看来, 铜仁市水稻安全种植区遍布全市, 出现极个别安全利用类可能与当地的锰矿有一定关联, 锰矿矿渣在堆积过程中有可能将重金属释放到周边生态环境中.由此可知, As元素对于铜仁市土壤-水稻系统存在的影响较小, 整体处于人为可控范围内.
|
图 3 土壤-水稻As、Cd和Hg及综合安全种植区划 Fig. 3 Preliminary screening diagram of soil-rice As, Cd, Hg, and comprehensive safe planting zoning |
对于铜仁市土壤-水稻中种金属Cd安全种植区划, 如图 3(b), 整个市整体上均处于优先保护区.几乎不存在安全利用和严格管控区, 这说明在整个土壤-水稻系统中Cd元素对其的影响微乎其微.但与此同时也不能放松警惕, 要提高防范意识.
对于土壤-水稻中的重金属Hg元素, 通过图 3(c)可以看出, 安全利用类较前两个重金属元素面积大且分布较为集中, 主要分布于江口县东南部、碧江区、万山区和玉屏县.严格管控区主要分布于碧江区和玉屏县.这是由于碧江区存在大量的Hg矿区, Hg矿的开发和利用等方式对于土壤-水稻整个系统产生很大的影响.李平等[11]对万山区大水溪和湛天丽等[10]对碧江区司前大坝的研究也均指出当地大米中Hg的超标现象严重.
综合分析土壤-水稻中重金属As、Cd和Hg元素, 由图 3(d)可知, 研究区域土壤-水稻综合重金属(As、Cd和Hg)安全种植区划占最大面积的是优先保护类, 基本上铜仁地区西北部均属于优先保护类.安全利用类主要分布于松桃县、江口县、碧江区、万山区和玉屏县.然而, 严格管控区主要集中分布于江口县、玉屏县、松桃县和碧江区, 万山区部分地区也存在严格管控区域.
通过安全种植区划可以将研究区域细化为3类, 对全市不同地区可以更有针对性地采取相应调整措施, 更加合理地进行水稻种植, 降低水稻安全种植风险.
3 讨论本研究通过探寻铜仁地区土壤-稻米系统的重金属积累效应, 初步了解铜仁地区的土壤-稻米污染状况, 同时通过对As、Cd和Hg这3个影响较大元素进行安全种植区划研究, 为铜仁地区的稻米安全种植提供了一定的理论依据.由上述数据显示, 稻米对于不同重金属的吸收富集能力有极大的差别.从对重金属的富集来看, 稻米对于Zn、Cd和Cu元素的富集能力较强, As和Ni的吸收、富集程度最低, 说明Zn、Cd和Cu元素迁移能力较强, 容易被水稻吸收, 反之, As和Ni的迁移能力较差, 不易被水稻吸收.这与已有研究的结果相一致[28~30].
分析土壤和农作物的各重金属含量, 比较土壤重金属超土壤风险筛选值、风险管控值和稻米重金属含量超食品中污染物限量标准, 进行安全区划初筛, 得到综合安全种植区划初筛.图 3中分为3个安全种植区, 分别是优先保护区、安全利用区和严格管控区.严格管控类在全市所占面积最小, 零星分布于铜仁市的江口县、玉屏县、松桃县和碧江区等4个地区.其出现的原因主要与这4个区域存在着大量的汞矿、铅锌矿区及锰矿有关.有关研究表明[31], 研究区域位于全国最大的汞矿带上, 成为汞、石油的最佳集聚部位.大量复合种矿区的叠加出现导致土壤背景值偏高, 加上频繁的工业活动对环境造成了不可逆转地破坏和污染.宋春然等[32]的研究也表明了贵州地区受到了As、Cd和Hg多类重金属的污染.由于多种污染物的共同作用, 水稻种植的安全也受到严重威胁.安全利用区大面积分布于铜仁市的东部地区, 包括松桃县、江口县、碧江区、万山区和玉屏县等区域.东部地区处于安全利用区主要是由于地质高背景和人类过分地矿业活动造成的稻田土壤重金属超标, 虽超标率高, 但大多数是以轻微超标和轻度超标为主[33].且由于研究区地处于喀斯特碳酸溶岩, 土壤pH呈现出弱酸性, 生物有效性较低, 植物对于土壤中重金属的吸收富集能力较差, 往往出现土壤超标而作物不超标的现象[34].综合各项原因, 研究区域土壤重金属及稻米中部分元素含量偏高, 一是, 由于该区域处于矿带, 地质背景高于其他区域; 二是, 金属矿的开采、冶炼和尾渣堆放对周边土壤造成极大重金属的污染.
优先保护区作为种植区内土壤环境质量最佳地区, 应该防止外源重金属的输入, 同时加大划定区域内土壤环境质量定期监控, 也可以进行生态健康友好型种植体系建设和升级, 产出无公害农产品.针对安全利用区域主要采用农艺调控措施来减少土壤受重金属污染的风险, 使土壤中重金属活性变弱, 从而让重金属从土壤转移至作物可食用部分速率变慢.调控措施主要本着因地制宜的原则, 选取适合本区域的种植作物进行栽种.对于受As污染的地区, 可以通过添加S肥(石膏和单质硫)的方式减轻重金属对水稻的毒害作用, 阻碍As从根系进入水稻机体从而减少稻米中As的含量[35]; 也可以通过种植低积累As的水稻品种, 例如丰优9号等[36], 减少人体食用稻米途径摄入重金属健康风险.同理, 对于受Cd污染地区, 可以通过提高土壤pH至6.5以上、增加有机肥等方式减轻污染风险[37], 也可以通过种植低Cd积累梗稻、五丰优2168品种和水旱轮作等方法降低稻米中Cd的积累[38, 39].稻田土壤受到Hg污染安全利用区可以通过种植两系杂交籼稻等低积累Hg水稻品种, 降低稻种Hg的积累[40].严格管控区若面积较大可以通过植物修复的方法进行土壤修复.As污染土壤可以种植富集能力强、地上部生物量大的蜈蚣草[41]; Cd污染地块可以种植藿香蓟、籽粒苋和青葙来增加土壤重金属移除的速率[42~44]; Hg污染严重区域可以利用栽种悬钩子和野蒿等耐受富集Hg植物修复污染土壤[45].对于两种及以上重金属污染地区和种植前景好的地区可以采用联合修复措施, 具体包括物理、化学和生物修复, 如通过添加生物炭和种植红麻等耐性植物进行多金属地区污染土壤治理[46].
4 结论(1) 稻田土壤中重金属ω(As)、ω(Cd)、ω(Cu)、ω(Hg)、ω(Ni)和ω(Zn)含量分别为(12.94±10.48)、(0.343±0.122)、(30.53±8.93)、(3.869±8.102)、(30.32±6.143)和(110.0±62.60)mg·kg-1.
(2) 水稻对重金属的积累效应实验表明, 稻米对于重金属的吸收富集特性从大到小为: Zn、Cd、Cu、As、Hg和As=Ni; 总体来看, 稻米样品中As、Cd和Hg含量超标率达15.7%、3.04%和19.1%, 存在一定的安全食用风险.
(3) 结合研究区域土壤-水稻重金属含量, 提出安全种植区划方法, 得到土壤-水稻综合重金属(As、Cd和Hg)安全种植区划.区划结合土壤和稻米中重金属含量将铜仁市农田划为优先保护区、安全利用区和严格管控区.安全利用区主要分布于松桃县、江口县、碧江区、万山区和玉屏县.然而, 严格管控区零星分布于江口县、玉屏县、松桃县和碧江区, 万山区部分地区也存在严格管控区域.
| [1] |
韩静, 肖伟, 陈芳, 等. 不同蔬菜对重金属汞、铬、砷、镉、铅积累效应的研究[J]. 中国农学通报, 2012, 28(21): 264-268. Han J, Xiao W, Chen F, et al. Accumulation of heavy metals Hg, Cr, As, Cd, and Pb in vegetable[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2012, 28(21): 264-268. |
| [2] | Zhuang P, Zou B, Li N Y, et al. Heavy metal contamination in soils and food crops around Dabaoshan mine in Guangdong, China: implication for human health[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2009, 31(6): 707-715. DOI:10.1007/s10653-009-9248-3 |
| [3] | Yusuf A A, Arowolo T A, Bamgbose O. Cadmium, copper and nickel levels in vegetables from industrial and residential areas of Lagos City, Nigeria[J]. Food and Chemical Toxicology, 2003, 41(3): 375-378. DOI:10.1016/S0278-6915(02)00223-5 |
| [4] |
蒋宗宏, 陆凤, 马先杰, 等. 贵州铜仁典型锰矿区土壤及蔬菜重金属污染特征及健康风险评价[J]. 农业资源与环境学报, 2020, 37(2): 293-300. Jiang Z H, Lu F, Ma X J, et al. Characteristics and health risk assessments of heavy metals in soils and vegetables in manganese mining areas in Tongren county, Guizhou province, China[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2020, 37(2): 293-300. |
| [5] |
程炯, 吴志峰, 刘平, 等. 珠江三角洲地区农业环境问题与生态农业建设[J]. 农业现代化研究, 2004, 25(2): 116-120. Cheng J, Wu Z F, Liu p, et al. Issues on Farming environment and Eco-agriculture building in the Pearl River Delta region[J]. Research of Agricultural Modernization, 2004, 25(2): 116-120. DOI:10.3969/j.issn.1000-0275.2004.02.009 |
| [6] | Huang S H, Peng B, Yang Z H, et al. Spatial distribution of chromium in soils contaminated by chromium-containing slag[J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 2009, 19(3): 756-764. DOI:10.1016/S1003-6326(08)60346-5 |
| [7] | Li J, Xie Z M, Xu J M, et al. Risk assessment for safety of soils and vegetables around a lead/zinc mine[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2006, 28(1-2): 37-44. DOI:10.1007/s10653-005-9009-x |
| [8] |
王敬华, 赵伦山, 吴悦斌. 山西山阴、应县一带砷中毒区砷的环境地球化学研究[J]. 现代地质, 1998(2): 94-99. Wang J H, Zhao L S, Wu Y B. Environmental geochemical study on arsenic in arseniasis areas in Shanyin and Yingxian, Shanxi province[J]. Geoscience, 1998(2): 94-99. |
| [9] |
夏吉成, 胡平, 王建旭, 等. 贵州省铜仁汞矿区汞污染特征研究[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(1): 231-238. Xia J C, Hu P, Wang J X, et al. Mercury pollution characteristics in Tongren mercury mining area, Guizhou province, China[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(1): 231-238. |
| [10] |
湛天丽, 黄阳, 何腾兵, 等. 贵州铜仁汞矿区主要农产品重金属污染及其健康风险评估[J]. 安全与环境学报, 2017, 17(4): 1524-1529. Zhan T L, Huang Y, He T B, et al. Heavy metal pollution and health risk in major agricultural products in Tongren mercury mine area, Guizhou[J]. Journal of Safety and Environment, 2017, 17(4): 1524-1529. |
| [11] |
李平, 冯新斌, 仇广乐. 贵州汞矿区居民食用大米的甲基汞暴露及健康风险评价[J]. 生态学杂志, 2011, 30(5): 914-921. Li P, Feng X B, Qiu G L. Methylmercury exposure through rice consumption and its health risk assessment for the residents in Guizhou mercury mining areas[J]. Chinese Journal of Ecology, 2011, 30(5): 914-921. |
| [12] |
张思强, 徐承香, 杨惠瑛, 等. 铜仁矿区农村地下饮用水重金属含量与健康风险评价[J]. 中国农村水利水电, 2019(3): 41-49. Zhang S Q, Xu C X, Yang H Y, et al. Heavy metal content and health risk assessment of underground drinking water in rural areas of Tongren mining area[J]. China Rural Water and Hydropower, 2019(3): 41-49. |
| [13] | Li P, Feng X B, Shang L H, et al. Mercury pollution from artisanal mercury mining in Tongren, Guizhou, China[J]. Applied Geochemistry, 2008, 23(8): 2055-2064. DOI:10.1016/j.apgeochem.2008.04.020 |
| [14] | Xiao Z F, Sommar J, Lindqvist O, et al. Atmospheric mercury deposition on Fanjing Mountain Nature Reserve, Guizhou, China[J]. Chemosphere, 1998, 36(10): 2191-2200. DOI:10.1016/S0045-6535(97)10191-6 |
| [15] | 国家环境保护局, 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990. |
| [16] |
吴小红, 肖成刚, 程鹏林, 等. 贵州省岩金矿床的分布特征与控制因素[J]. 矿物学报, 2018, 38(6): 637-646. Wu X H, Xiao C G, Cheng P L, et al. Distribution features and ore-controlling factors of rock gold deposits in Guizhou province, China[J]. Acta Mineralogica Sinica, 2018, 38(6): 637-646. |
| [17] | Ding Z W, Li Y, Sun Q Y, et al. Trace elements in soils and selected agricultural plants in the tongling mining area of China[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2018, 15(2). DOI:10.3390/ijerph15020202 |
| [18] | Fernández-Caliani J C, Barba-Brioso C, de la Rosa J D. Mobility and speciation of rare earth elements in acid minesoils and geochemical implications for river waters in the southwestern Iberian margin[J]. Geoderma, 2009, 149(3-4): 393-401. DOI:10.1016/j.geoderma.2009.01.004 |
| [19] | Sun G X, Williams P N, Zhu Y G, et al. Survey of arsenic and its speciation in rice products such as breakfast cereals, rice crackers and Japanese rice condiments[J]. Environment International, 2009, 35(3): 473-475. DOI:10.1016/j.envint.2008.07.020 |
| [20] | Ruttens A, Cheyns K, Blanpain A C, et al. Arsenic speciation in food in Belgium. Part 2: Cereals and cereal products[J]. Food and Chemical Toxicology, 2018, 118: 32-41. DOI:10.1016/j.fct.2018.04.040 |
| [21] |
李仁英, 张婍, 谢晓金, 等. 不同品种水稻对砷的吸收转运及其健康风险研究[J]. 土壤通报, 2019, 50(2): 489-496. Li R Y, Zhang Q, Xie X J, et al. Arsenic uptake and translocation of different rice cultivars and its health risk[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2019, 50(2): 489-496. |
| [22] |
陈丽娜, 柳晓娟, 刘文菊, 等. 水分管理模式对水稻根区砷铁磷动态变化规律的影响[J]. 水土保持学报, 2009, 23(1): 93-98. Chen L N, Liu X J, Liu W J, et al. Dynamics of As, Fe and P concentrations in the rhizosphere of rice plants growing under three water regimes[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2009, 23(1): 93-98. DOI:10.3321/j.issn:1009-2242.2009.01.020 |
| [23] |
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): 1266-1273. Zhong X L, Zhou S L, Huang M L, et al. Chemical form distribution characteristic of soil heavy metals and its influencing factors[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2009, 18(4): 1266-1273. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2009.04.013 |
| [24] |
杨秀敏, 任广萌, 李立新, 等. 土壤pH值对重金属形态的影响及其相关性研究[J]. 中国矿业, 2017, 26(6): 79-83. Yang X M, Ren G M, Li L X, et al. Effect of pH value on heavy metals form of soil and their relationship[J]. China Mining Magazine, 2017, 26(6): 79-83. DOI:10.3969/j.issn.1004-4051.2017.06.015 |
| [25] |
陈同斌, 庞瑞, 王佛鹏, 等. 桂西南土壤镉地质异常区水稻种植安全性评估[J]. 环境科学, 2020, 41(4): 1855-1863. Chen T B, Pang R, Wang F P, et al. Safety assessment of rice planting in soil cadmium geological anomaly areas in Southwest Guangxi[J]. Environmental Science, 2020, 41(4): 1855-1863. |
| [26] |
田美玲, 钟雪梅, 张云霞, 等. 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[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2919-2926. Tian M L, Zhong X M, Zhang Y X, et al. Concentrations and health risk assessments of heavy metal contents in soil and rice of mine contaminated areas[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2919-2926. |
| [27] | Rai P K, Lee S S, Zhang M, et al. Heavy metals in food crops: health risks, fate, mechanisms, and management[J]. Environment International, 2019, 125: 365-385. DOI:10.1016/j.envint.2019.01.067 |
| [28] |
韩峰, 高雪, 陈海燕. 不同种类蔬菜对土壤重金属的富集差异[J]. 贵州农业科学, 2014, 42(6): 129-132. Han F, Gao X, Chen H Y. Enrichment difference of different types of vegetables to heavy metals[J]. Guizhou Agricultural Sciences, 2014, 42(6): 129-132. DOI:10.3969/j.issn.1001-3601.2014.06.033 |
| [29] |
柳勇, 何江华, 王少毅, 等. 广州市蔬菜地重金属剂量对蔬菜富集重金属的影响——以菜心为例[J]. 生态环境, 2003, 12(3): 273-276. Liu Y, He J H, Wang S Y, et al. Effect of heavy metal dosage on the accumulation of heavy metals in flowering Chinese cabbage in Guangzhou vegetable soils[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2003, 12(3): 273-276. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2003.03.005 |
| [30] |
翁城武, 黄伙水, 韩家才. 蔬菜中16种元素的含量测定及其相关性分析[J]. 食品研究与开发, 2017, 38(18): 138-142. Weng C W, Huang H S, Han J C. Determination and correlation analysis of the contents of 16 elements in vegetables[J]. Food Research and Development, 2017, 38(18): 138-142. |
| [31] |
李振泽, 周棣康. 铜-凤-三-丹汞矿带成岩作用[J]. 石油与天然气地质, 1988, 9(4): 428-432. Li Z Z, Zhou D K. Diagenesis of mercury ore zone in Tongren-Fenghuang—Sandu—Danzhai region[J]. Oil & Gas Geology, 1988, 9(4): 428-432. |
| [32] |
宋春然, 何锦林, 谭红, 等. 贵州省农业土壤重金属污染的初步评价[J]. 贵州农业科学, 2005, 33(2): 13-16. Song C R, He J L, Tan H, et al. Primary appraisal for heavy metals pollution in farm soils of Guizhou province[J]. Guizhou Agricultural Sciences, 2005, 33(2): 13-16. DOI:10.3969/j.issn.1001-3601.2005.02.004 |
| [33] |
孔祥宇, 黄国培, 程天金, 等. 贵州省稻田土壤重金属分布特征[J]. 矿物岩石地球化学通报, 2018, 37(6): 1084-1091. Kong X Y, Huang G P, Cheng T J, et al. Distribution characteristics of heavy metals in paddy soils of Guizhou province[J]. Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geochemistry, 2018, 37(6): 1084-1091. |
| [34] |
喻子恒, 黄国培, 张华, 等. 贵州丹寨金汞矿区稻田土壤重金属分布特征及其污染评估[J]. 生态学杂志, 2017, 36(8): 2296-2301. Yu Z H, Huang G P, Zhang H, et al. Distribution and pollution assessment of heavy metals in paddy soil in Danzhai Au-Hg mining area, Guizhou, China[J]. Chinese Journal of Ecology, 2017, 36(8): 2296-2301. |
| [35] |
杨世杰. 硫和砷在水稻体内的累积分布及其在土壤中赋存形态的变化[D]. 郑州: 河南农业大学, 2014. Yang S J. S and As accumulation and distribution in rice (Oryza. sativa L. ) and the change of their speciation in soil[D]. Zhengzhou: Henan Agricultural University, 2014. |
| [36] |
周歆. 重金属低累积水稻品种筛选及稻田化学改良技术研究[D]. 长沙: 中南林业科技大学, 2013. Zhou X. Selection of paddy rice varieties of low heavy metal accumulation and chemical modification of paddy fiel[D]. Changsha: Central South University of Forestry and Technology, 2013. |
| [37] |
杨忠芳, 陈岳龙, 钱鑂, 等. 土壤pH对镉存在形态影响的模拟实验研究[J]. 地学前缘, 2005, 12(1): 252-260. Yang Z F, Chen Y L, Qian X, et al. A study of the effect of soil pH on chemical species of cadmium by simulated experiments[J]. Earth Science Frontiers, 2005, 12(1): 252-260. |
| [38] |
李冰. 水稻基因型和土壤条件对其吸收总汞和甲基汞的影响[D]. 广州: 中山大学, 2012. Li B. Effects of genotypes and edaphic factors on mercury and methylmercury accumulation in rice (Oryza sativa L. )[D]. Guangzhou: Sun Yat-sen University, 2012. |
| [39] |
黄涂海. 镉污染农田土壤的分类管控实践[D]. 杭州: 浙江大学, 2019. Huang T H. Classified management and control practice of cadmium contaminated farmland soil[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2019. |
| [40] |
田甜. 福建省土壤汞、砷及其向籼稻籽粒富集特征的研究[D]. 福州: 福建农林大学, 2015. Tian T. Soil mercury, arsenic and their accumulation characteristics to indica rice (Oryza sativa L. ) grain in Fujian Province[D]. Fuzhou: Fujian Agriculture and Forestry University, 2015. |
| [41] |
陈同斌, 韦朝阳, 黄泽春, 等. 砷超富集植物蜈蚣草及其对砷的富集特征[J]. 科学通报, 2002, 47(3): 207-210. Chen T B, Wei C Y, Huang Z C, et al. Arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. and its arsenic accumulation characteristics[J]. Chinese Science Bulletin, 2002, 47(11): 902-905. |
| [42] |
张云霞, 宋波, 宾娟, 等. 超富集植物藿香蓟(Ageratum conyzoides L.)对镉污染农田的修复潜力[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2453-2459. Zhang Y X, Song B, Bin J, et al. Remediation potential of Ageratum conyzoides L. on cadmium contaminated farmland[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2453-2459. |
| [43] |
宋波, 张云霞, 田美玲, 等. 应用籽粒苋修复镉污染农田土壤的潜力[J]. 环境工程学报, 2019, 13(7): 1711-1719. Song B, Zhang Y X, Tian M L, et al. Potential for cadmium contaminated farmland remediation with Amaranthus hypochondriacus L.[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7): 1711-1719. |
| [44] |
傅校锋, 刘杰, 朱文杰, 等. 青葙修复镉污染土壤的田间试验研究[J]. 水土保持学报, 2019, 33(4): 329-334. Fu X F, Liu J, Zhu W J, et al. Field experiment on remediation of cadmium contaminated soil by Celosia argentea L.[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2019, 33(4): 329-334. |
| [45] |
赵甲亭, 李云云, 高愈希, 等. 贵州万山汞矿地区耐汞野生植物研究[J]. 生态毒理学报, 2014, 9(5): 881-887. Zhao J T, Li Y Y, Gao Y X, et al. Study of mercury resistant wild plants growing in the mercury mine area of Wanshan district, Guizhou province[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(5): 881-887. |
| [46] |
张鹏, 杨富淋, 蓝莫茗, 等. 广东大宝山多金属污染排土场耐性植物与改良剂稳定修复研究[J]. 环境科学学报, 2019, 39(2): 545-552. Zhang P, Yang F L, Lan M M, et al. Phytostabilization with tolerant plants and soil amendments of the tailings of the Dabaoshan polymetallic mine in Guangdong Province[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(2): 545-552. |