土壤不同形态镉铅污染现状及对农作物的影响刘若星;卜勇军;行慧莉;赵海军;田玉慧【摘要】目的探讨土壤中不同形态镉、铅污染现状及对农作物的影响.方法以定点采样方法选取河南省新乡市的农田土壤及其当地的农作物,参照GB/T 5009-2003标准方法中原子吸收光谱法对重金属镉、铅进行测定,用连续提取法获得不同形态镉、铅溶液.结果土壤中不同形态镉含量以水溶态最高,为0.281 6 mg/kg,占26.1％.土壤中不同形态铅含量以铁锰氧化物结合态最高,为1.498 8 mg/kg,占46.9％.土壤样品中总镉的含量均超标,总铅的含量明显低于标准规定的限值.土壤中残渣态镉与非叶菜镉富集呈正相关(P＜0.05),交换态的铅与叶菜中的镉富集呈正相关(P＜0.01);残渣态的铅含量与非叶菜中镉富集呈正相关(P＜0.01).结论耕层土壤中Cd的形态具有较高的生物活性,土壤中Pb的形态以人为活动对环境的污染为主,土壤中镉、铅形态影响蔬菜中镉的富集.【期刊名称】《国外医学（医学地理分册）》【年(卷),期】2016(037)002【总页数】4页(P99-102)【关键词】土壤;镉;铅;不同形态;农作物【作者】刘若星;卜勇军;行慧莉;赵海军;田玉慧【作者单位】新乡医学院公共卫生学院新乡市食品微量检测重点实验室,河南新乡453003;新乡医学院公共卫生学院新乡市食品微量检测重点实验室,河南新乡453003;新乡医学院公共卫生学院新乡市食品微量检测重点实验室,河南新乡453003;新乡医学院公共卫生学院新乡市食品微量检测重点实验室,河南新乡453003;新乡医学院公共卫生学院新乡市食品微量检测重点实验室,河南新乡453003【正文语种】中文【中图分类】R135◇专题研究◇土壤中镉(Cd)、铅(Pb)是环境中重要的有毒重金属元素，大量废旧铅蓄电池和加油站都会加重环境中的污染[1-2]。
土壤中重金属镉、铅因其毒性强、溶解度小、滞留时间长，其被微生物降解度小，很容易通过食物链进入人体，危害人的身体健康。
重金属镉、铅存在形态决定着重金属的生物毒性。
本研究已调查了新乡市可耕种土壤的九种重金属及其生物富集关系[3]，所以本文进一步探讨新乡市可耕种土壤中不同形态的镉、铅分布及其与农作物富集的关系。
1.1 样品采集与处理1.1.1 土壤采集在新乡地区选择有代表性的采样点，避开明显点状污染地段、垃圾堆、田埂等，并离开主干公路、铁路 100m以外，避开施肥期等干扰因素；采样时间2011年6月—2011年10月，采样点土地均为耕地,采样时种植各种农作物。
新乡地区选择8个地点，每个点选择两块不同的农田，在每块农田至少选择3～5个样方(相距约 30～50m)分别采集土壤，合并为一个样品约1 000g，供16个土壤样本；垂直均匀采集地表至20cm(或15cm)深的农作物根系生长范围的土壤作为样品。
并去除表面1cm土壤和杂物；将所采集样品装入聚乙烯塑料袋中并编号；另外，整个过程中避免用金属器具取样，避免干扰测量结果。
1.1.2 粮食蔬菜采集收集对应土壤地块种植的粮谷类和蔬菜，共42份。
每份样品不少于0.5kg，样品用聚乙烯塑料自封袋装好，带回实验室待测。
1.2 样品预处理1.2.1 土壤处理将土壤置于实验室内自然风干，剔除石块和植物残体，用JSDF-70实验室粉碎磨将样品粉碎，过100目(用国家统一标准检验筛)，装入聚乙烯塑料袋放置备用。
1.2.2 蔬菜处理蔬菜样品用自来水洗去样品表层泥土，再用蒸馏水清洗数次，以除去样品表面的污染物，晾干后测鲜质量，装于纸袋中，先在 80～90 ℃鼓风干燥箱中烘 15～30min杀酶，然后降温至65 ℃ 烘干，粉碎备用，结果以mg/kg湿质量表示。
粮谷类样品自然晾干，用JSDF-70实验室粉碎磨将样品粉碎，装入聚乙烯塑料袋放置备用。
1.3 样品的测定1.3.1 土壤不同形态Cd、Pb的提取镉铅形态连续提取参考Kabala[4]的方法，提取程序如下：①水溶态：用超纯水过滤的滤液；②交换态：加入NH4OAc(pH=7)到上一步的残渣中振荡2h、离心，再过滤的滤液；③碳酸盐结合态与专性吸附态：加入1mol/LNaOAc(用冰醋酸调节pH=5) 到上一步的残渣中，振荡5h，偶尔打开帽塞让CO2气体散出，离心，再过滤的滤液；④铁锰氧化物结合态：加入0.04mol/LNH2OH·HCl(含25%HOAc) 到上一步的的残渣中，在80 ℃水浴下提取6h，离心，再过滤的滤液；⑤有机结合态：加入300mL/LH2O2(用HNO3调节pH=2.0) 到上一步的的残渣中，在80 ℃水浴下提取5.5h，冷却后加入3.2mol/LNH4OAc(用200mL/LHNO3配制)，振荡30min，离心，再过滤的滤液；⑥残渣态：上一步残余物用酸 (与土壤重金属总量相同)消解制备待测液。
土壤Cd、Pb的所有形态，用GF-996 型原子吸收分光光度仪(北京普析分析仪器厂)测定。
1.3.2 土壤中和农作物Cd、Pb测定方法测定时精确称取样品1.0g(精确至0.000 1g)，放入100mL锥形瓶中，加3～4 粒小玻璃珠，加混合酸10ml(硝酸∶高氯酸= 4∶1)混匀，盖上漏斗，过夜冷消化，然后将锥形瓶置于电热板上，微沸加热 2h，冷却后移去漏斗，过滤，用 0.5mol/L硝酸定容至25mL，同时做试剂空白。
重金属Pb、Cd参照标准方法GB/T5009-2003中石墨炉原子吸收光谱法检测。
pH值的测定采用直接电位法。
1.4 质量控制所用试剂均为分析纯或优级纯，洗涤和溶液配制用水为超纯水。
玻璃等器皿均在100mL/L硝酸溶液中浸泡过夜洗净后备用。
重金属铅形态测定时以相应的提取剂稀释阿拉丁试剂公司提供的重金属标准储备液 (1 000mg/kg)作为标准系列溶液。
重金属Pb的回收率为 91.7%～100.8%,Cd的回收率为96.5%～101.3%。
用试剂做空白对照。
重金属形态提取均重复2次，以保证精确度和准确度。
1.5 统计学处理实验数据用统计软件SPSS13.0进行整理、描述、分析。
相关分析用person相关系数法。
2.1 土壤pH值该地区土壤样品中的pH值为 6.50～7.56,平均(7.00±0.23)，属中性土壤。
2.2 土壤中不同形态镉铅含量及其评价土壤中不同形态镉含量以水溶态最高，为0.281 6mg/kg，占26.1%，有机结合态最低，为0.019mg/kg，占1.8%。
土壤中不同形态铅含量以铁锰氧化物结合态最高，为1.498 8mg/kg，占46.9%，交换态最低，为0.000 1mg/kg，占0.003 %,见表1。
土壤中镉总含量为 0.741 3～1.685 9mg/kg，土壤铅总含量为2.074 8～5.113 7mg/kg。
根据中国土壤环境质量标准[5](GB15618-1995)二级,其规定适用于农田、蔬菜地土壤镉总含量为0.3mg/kg，铅的总含量为300mg/kg，土壤样品中镉的含量均超标，铅的含量明显低于标准规定的限值。
2.3 不同形态镉、铅之间的分布土壤中Cd各型态占总量的比例为：水溶态>残渣态>铁锰氧化物结合态>碳酸盐结合态与专性吸附态>交换态>有机结合态。
Pb 各形态占总量的比例为：铁锰氧化物结合态>残渣态>有机结合态>碳酸盐结合态与专性吸附态>水溶态>交换态，见图1。
2.4 土壤不同形态镉、铅与总量和农作物中生物富集关系土壤中重金属镉和铅的不同形态与农作物中重金属富集的相关性分析，显示土壤中残渣态镉与非叶菜镉富集呈正相关(r=0.734,P=0.038),交换态的铅含量与叶菜中的镉富集呈正相关(r=0.961，P=0.001)；残渣态的铅含量与非叶菜中镉富集呈正相关(r=0.859，P=0.005),其余之间都无线性相关(P>0.05)。
土壤总镉与土壤中镉的交换态、碳酸盐吸附态、铁锰氧化物结合态、有机结合态呈正相关，相关系数分别为0.857、0.894、0.832、0.807(P<0.05或P<0.01)。
土壤总铅与土壤中铅铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣态呈正相关，相关系数分别为0.965、0.833、0.800(P<0.05或P<0.01)。
土壤镉污染可以直接影响食品质量安全，重金属镉在体内半衰期较长，可对人体能产生急性和慢性毒作用，所以研究不同地区土壤中重金属污染现状，为确保食品安全有重要意义[6]。
不同点土壤中的重金属镉、铅形态分布不同，金焰等[7]认为土壤中重金属镉的有效性有随重金属负荷增加而提高的趋势，使重金属镉的存在形态发生了改变。
本调查显示，新乡市各调查点耕作土壤样品中总镉的含量均超标，土壤中Cd的水溶态最高，说明土壤Cd具有较高的生物活性[8]，其次为残渣态和铁锰氧化物结合态，残渣态反映土壤中的Cd在自然界正常条件下不易释放，能长期稳定不易为植物吸收的部分，铁锰氧化物结合态反映人为活动对环境的污染。
新乡市各调查点耕作土壤重金属Pb含量均低于国家土壤环境质量标准，土壤中的Pb以铁锰氧化物结合态和残渣态为主，水溶态和交换态所占比例很小，不会对当地的农作物产生较大的不良影响。
SezginBakirdere等[9]对路边的土壤和植物中的铅、镉、铜的浓度测定，表明铅受交通强度的影响相当大而本次选取可耕种土地为远离公路。
相关分析表明，土壤Pb的总量与铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态相关，说明新乡地区耕作土壤中，随着土壤Pb总量的增加，转化为铁锰氧化物结合态，有机结合态和残渣态的Pb比其他各形态多。
土壤Cd的总量除了与水溶态与残渣态Cd无相关外，说明土壤中Cd的生物活性还与其因素，如有机质、化肥、络合剂等有关。
Anju研究显示在土壤中的金属提取，明显的流动性和潜在的生物利用度依次为镉>铅>锌[10]。
镉和铅共存于土壤溶液中时，因相互竞争吸附点位而彼此牵制，镉单一吸附时其吸附率随平衡液浓度的增加而减小，当与铅复合共存时其吸附率随平衡液浓度的增加而增大[11]。
本研究显示土壤中残渣态镉与非叶菜镉富集呈正相关，交换态的铅含量与叶菜中的镉富集呈正相关，残渣态的铅含量与非叶菜中镉富集呈正相关，提示蔬菜中镉的生物富集不仅与土壤中镉形态有关，还与土壤中铅污染有关，值得高度关注。
【相关文献】[1] 魏彤宇，邓小文，周滨，等.天津某电池收储场地铅污染及其健康风险评价[J].生态经济，2012，251(4)：175-177.[2] 潘丽波，张金良，刘玲.铅酸蓄电池厂对环境及人体铅负荷的影响[J].安全与环境学报，2013，13(3):141-146.[3] 卜勇军,张合喜,杨中智，等.不同农作物的重金属生物富集现状研究[J].新乡医学院学报，2012，29(8)：569-570，574.[4]KbabalaC，SinghBR.Fractionandmobilityofcopper，lead，andzincinsoilprofilesinthevicinityofacoppersmelter[J].JEnvironQual，2001，30：485-492. [5] 国家环境保护局,国家技术监督局.GB156182-1995土壤环境质量标准[S].北京:中国标准出版社，1996.[6] 苟锡斌，任礼，叶支建，等.成都市新都区大米及土壤中镉污染调查[J].预防医学情报杂志，2013,29(5)：380-382.[7] 金焰，陈锋，李立忠，等.重金属镉在土壤中的迁移及形态分布研究[J].环境科学与技术，2011，34(12):447-450.[8] 宋明义,刘军宝,周涛发,等.杭州城市土壤重金属的化学形态及环境效应[J].生态环境,2008,17(2)：666-670.[9]BakirdereS，YamanM.Determinationoflead，cadmiumandcopperinroadsidesoilandplantsinelazig，turkey[J].EnvironMonitAss，2008,136(1-3)：401-410.[10]AnjuM，BanerjeeDK.Associationsofcadmium，zinc，andleadinsoilsfromaleadandzincminingareaasstudiedbysingleandsequentialextractions[J].E nvironMonitAss,2011，176(1-4)：67-85.[11] 王金贵，吕家珑，曹莹菲.镉和铅在2种典型土壤中的吸附及其与温度的关系[J].水土保持学报，2011，25(6)：254-258.。