蔬菜重金属含量

蔬菜重金属含量（共12篇）

蔬菜重金属含量 篇1

摘要：重金属对土壤的污染基本上是一个不可逆转的过程, 许多有机化学物质的污染也需要较长时间才能降解, 被某些重金属污染的土壤甚至可能要100～200年时间才能够恢复。目前, 由于工业“三废”的排放, 城市生活污水和垃圾以及含有重金属的农药、化肥的不合理使用, 农田土壤的重金属含量日益增高, 有可能影响到我国粮食、蔬菜产品的质量安全。

关键词：重金属,蔬菜,农药,污染

1 前期试验

1.1 前期在伊春市南岔区种植大田农作

物叶菜类—白菜一亩, 瓜果类—黄瓜一亩, 根茎类—萝卜、土豆--各一亩。另外在哈尔滨市道里区新发乡进行了小面积的三类蔬菜试验种植。

1.2 试剂:含硒化合物, 腐殖酸。由东北农业大学腐殖酸课题组提供。

1.3 试验方法:

(1) 每瓶100ml兑水50公斤搅拌均匀后使用。 (2) 叶类蔬菜生长旺期使用, 每隔7天喷雾一次, 连喷三次, 喷后2小时遇雨应补喷, 不得漏喷。 (3) 根茎类蔬菜果实膨大期使用, 每隔5天喷雾一次, 连喷三次, 喷后2小时遇雨应补喷, 不得漏喷。 (4) 瓜果类, 瓜类豆类作物等分期采收, 座果结荚期开始, 每10天喷雾一次, 自采收结束, 喷后2小时遇雨应补喷, 不得漏喷。

所检2个地区三类蔬菜样品的砷含量在0.145-0.190 mg/kg、汞含量在0.0039-0.0300mg/kg、镉含量在0.044-0.350mg/kg;铅元素在0.047-0.810mg/kg。

2 施用硒肥后样品中重金属含量测定

2.1 无机砷测定:

准确称取试样2.5g加盐酸定容, 置于60℃恒温水浴充分振摇18个小时浸提, 经过滤、还原、定容、待测定。

2.2 总汞测定:

准确称取试样0.5g于消解罐中加硝酸、过氧化氢, 用微波消解法消解, 转移定容、待测定。

2.3 铅测定:准确称取试样5g, 炭化、灰化, 采用干法灰化法处理, 转移定容、待测定。

2.4 镉测定:

准确称取试样0.5g于消解罐中加硝酸、过氧化氢, 用微波消解法消解, 转移定容、待测定。

2.5 施用硒肥后对样品重金属含量前处理方法的选择

蔬菜样品的前处理对保证检测结果的准确性起着十分关键的作用, 目前用于蔬菜样品前处理的方法主要有常规消解、压力消解、微波消解、干法灰化、过硫酸铵灰化等。根据大量的实验对比, 我们在测定汞、镉元素含量时, 有针对性地采用了微波消解法, 充分利用其高压和密闭特点, 用硝酸直接分解样品, 用微波辅助加热, 消解完全、快速, 对环境影响小;我们在测定铅元素含量时根据样品中铅限量标准和方法的灵敏度有针对性地增大样品量并选用简单实效的干化灰化法。

2.6 施用硒肥后对样品检测结果的分析

所检2个地区三类蔬菜样品的砷含量在0.045-0.110 mg/kg、汞含量在0.0009-0.0100mg/kg、镉含量在0.004-0.150mg/kg均不超国家标准;铅元素在0.007-0.410mg/kg。蔬菜中含有的这些重金属元素主要来自于土壤中的自然本底。砷汞铅镉对蔬菜的污染主要是以含此类元素的肥料、农药、废水灌溉农田造成的。随着环境污染的日益恶化, 土壤中的砷汞铅镉的自然本底值升高, 蔬菜中的此类元素含量必定升高, 所以控制这些区域的环境污染成为日益紧迫的事情。

3 农药残留。

农药残留监测体系的建立, 对农药残留的监测手段和检测水平提出了更高要求, 并促进了农药残留快速检测方法的研究和应用进展, 使农药残留检测技术朝着更加快速方便、灵敏可靠的方向发展。蔬菜中残留农药在人体内长期蓄积滞留会引发慢性中毒, 比急性中毒更为可怕。这种中毒的途径, 主要是通过生物浓缩, 蔬菜残留两个方面对人体健康带来威胁, 以致诱发许多慢性疾病。如心脑血管病, 糖尿病、肝病、癌症等。更让人难以始料和防范的是:农药在人体内的蓄积, 还会通过怀孕和哺乳传给下一代, 殃及子孙后代的健康。为了防止农药残留的危害, 通常应注意以下各点: (1) 尽量到有卫生监督的正规市场买果蔬, 产品包装上有“质量安全”、“无公害产品”、“绿色食品”、“有机食品”4种标志之一的, 相对而言, 更加安全可靠。 (2) 按季节购买果蔬, 反季节的常大量施化肥、农药催熟及违反安全间隔期的规定上市。 (3) 农药残留量跟果蔬品种有关, 一般叶茎类、瓜果、豆类农药残留较多, 根茎类较少。 (4) 尽可能了解果蔬产地, 避免购买污染严重地区及公路两旁种植的果蔬。 (5) 果蔬要先冲洗后浸泡, 即把果蔬表面彻底清洗后再入清水浸泡10分钟, 但别浸泡时间过长, 以免表面农药进入水后返回果蔬内部。 (6) 切口易受残留农药污染, 所以蔬菜不要先切后泡;浸泡后的果蔬用水冲洗几次再切。

结语

如果大气和水体受到污染, 切断污染源之后通过稀释作用和自净化作用也有可能使污染问题不断逆转, 但是积累在污染土壤中的难降解污染物则很难靠稀释作用和自净化作用来消除。土壤污染一旦发生, 仅仅依靠切断污染源的方法则往往很难恢复, 有时要靠换土、淋洗土壤等方法才能解决问题, 其他治理技术可能见效较慢。因此, 治理污染土壤通常成本较高、治理周期较长。

目前在蔬菜生产中使用的农药主要有以下三种:一是有机磷农药。它是一种神经毒物, 主要抑制体内的胆碱酯酶, 使在神经连接点到实现神经传递作用而产生的乙酰胆碱, 不能水解成无毒的乙酸胆碱, 从而造成乙酰胆碱在体内大量积聚而引起乙酰胆碱中毒, 会引起神经功能紊乱、震颤、精神错乱、语言失常等症状。二是拟除虫菊酯类农药。拟除虫菊酯类农药毒性中等, 但有蓄积性, 中毒表现症状为神经系统症状和皮肤刺激症状。三是六六六、滴滴涕等有机氯农药。有机氯农药随食物等途径进入人体后, 主要蓄积于脂肪组织中, 其次为肝、肾、脾、脑中, 还发现于人乳中。母体中的有机氯农药不仅可以从乳汁中排出, 而且可以通过胎盘进入胎儿体内, 引起下一代发生病变。李佳圆等研究表明, 有机氯农药残留物可能增加妇女, 尤其是绝经前妇女患乳腺癌的风险。另外, 有机氯农药超过一定限度后会导致一些慢性疾病, 如肌肉麻木、咳嗽等, 甚至会透发血管疾病、糖尿病和癌症等。

参考文献

[1]李其林, 刘光德, 黄昀, 魏朝富.蔬菜中重金属特征研究, 2004.

[2]祖彪.蔬菜和土壤酶对重金属的敏感性研究, 2008.

蔬菜重金属含量 篇2

蔬菜中重金属铅污染现状及对策

蔬菜是人类生活中的重要食物,由于人类活动,导致土壤受到污染,进而污染蔬菜,影响人类健康.从铅污染的`来源、危害、现状和治理措施等方面梳理了蔬菜中铅污染的研究进展.

作 者：霍霞 HUO Xia  作者单位：贵州省六盘水市钟山区环境保护局,贵州,六盘水,553001 刊 名：六盘水师范高等专科学校学报 英文刊名：JOURNAL OF LIUPANSHUI TEACHERS COLLEGE 年，卷(期)：2009 21(3) 分类号：X503-231 关键词：蔬菜   重金属铅   污染   治理  

如何解读土壤重金属含量的数据 篇3

由于土壤本身具有不均一性，所以采集的土壤样品存在着代表性问题。在土壤重金属分析中，测定方法也很关键，早在2012年美国曾经有一位大学教授用XRF测定来自亚洲的大米含铅超高，并将此结果提交美国化学学会上发表且接受BBC采访，但后来发现这个结果并不科学，文章撤销了，却给学界留下了一个笑柄。

且不说大米测定的笑话了，说说如何看待土壤的重金属数据超标的问题。土壤污染数据的解读比数据测定复杂。

重金属在土壤中以各种形态和价态存在。各种重金属、同一种的不同形态、不同价态不仅毒性不同，在土壤中的物理、化学和生物学的行为也不同，在土壤-受体（作物、人体、动物）中的迁移能力也不同。不谈及重金属的形态、价态和曝露途径，土壤重金属的数据其实是个“死”数据。对于砷，三价砷的毒性高于无价砷，而无机砷的毒性远远高于有机砷，在水产品中砷含量很高，但多以有机砷的形式存在，而在稻米中，存在着3～4种砷的形态，但无机砷的含量变化大，幅度在总砷的10～90%之间。重金属本身就是环境中的一种客观存在，看到污染超标多少倍而受到惊吓其实是不必要的。当受体不存在或者无曝露途径时，重金属超标本身并没有多大意义。

土壤重金属污染问题必须和粮食安全和人体健康联系起来。食物链污染是土壤重金属带来人体健康风险最主要的途径，土壤重金属污染问题的解析必须和人体健康、粮食超标等联系起来考虑才有意义，根植于以上三者相关关系的政策和治理才能最有效、最经济地确保粮食安全和人体健康。同时粮食重金属的积累问题涉及品种问题、土壤自身的条件和污染特征、甚至气候和大气污染物等等。土壤重金属污染本身的确是个问题，但其对粮食生产、粮食卫生安全、和人体健康影响才是更大的问题。

土壤污染倍数的判断是基于标准基础上的判断。土壤污染倍数的意义本身受到标准使用的范围、标准本身的合理性的制约。我国的土壤环境质量标准制定于1995年，根据土壤应用功能和保护目标，划分为三类，Ⅰ类为主要适用于国家规定的自然保护区（原有背景重金属含量高的除外）、集中式生活饮用水源地、茶园、牧场和其他保护地区的土壤，土壤质量基本上保持自然背景水平。

Ⅱ类主要适用于一般农田、蔬菜地、茶园果园、牧场等土壤，土壤质量基本上对植物和环境不造成危害和污染。

Ⅲ类主要适用于林地土壤及污染物容量较大的高背景值土壤和矿产附近等地的农田土壤（蔬菜地除外）。土壤质量基本上对植物和环境不造成危害和污染。以镉为例，用农业生产的耕地镉标准来判断日本的耕地，日本的耕地土壤几乎全部都超标，而用台湾的农田土壤的镉标准来判断中国的耕地，则中国的土壤镉超标的百分数将大大降低，当然这并非说中国土壤不存在镉的问题，相反从食物链传递和人体健康风险来看，中国耕地土壤的最大的重金属隐患就是镉。

农业生产中，土壤重金属的风险性很大程度上决定于重金属的有效性，而后者又很大程度上受制于土壤本身的性质。世界上土壤镉含量最高的矿区当属英国Shipham矿区，镉含量高达998mg/kg，按照我国的土壤环境质量标准，其超标3326倍。但它并没有带来很大的人体健康效应，而与之相反日本痛痛病区土壤镉最高在6mg/kg，大宝山“癌症村”土壤镉含量最高不到1mg/kg。之所以有如此大的差别在于英国的矿区是碱性矿区，同时矿体主要是碳酸锌，而日本的是单纯的铅锌矿，大宝山矿是铁铜矿且含有大量的硫，这些物质大量进入下游的土壤在干旱条件下呈强烈的酸性。

重金属在土壤中的含量具有高度的不均一性，有时受到灌溉的影响，一块田的进水口和出水口都可以相差好几倍或者几十倍，受到翻动或者犁耙的影响上下层也可以相差好几倍。因此在土壤样品采集时需要多点采样或者多点混合采样以取得可靠的含量指标。也因此在2014年全国土壤污染状况公报中，各种土壤利用类型的重金属超标率是点位超标率，并非污染面积的百分数，很多媒体和公众都误读了这些数据。（文/ 陈能场、郑煜基）

蔬菜重金属含量 篇4

1 材料与方法

1.1 样品采集

于2014年1—11月选择济南市区不同销售区域从超市(含商店)、集贸市场中采集销售流通的蔬菜共8种152份。土壤样品采自章丘、历城、平阴、长清4个郊区县,共采集蔬菜产地土壤40份。

1.2 检测项目和方法

所有样品均检测铅、镉、砷、汞4种元素,铅、镉元素采用湿法(或干法)消化后石墨炉原子吸收法检测,砷元素采用湿法消化后原子荧光光度法检测,汞元素采用微波消解消化后原子荧光光度法检测。

1.3 蔬菜中重金属污染评价及标准

1.3.1 蔬菜重金属含量标准

采用国家标准限量值(s):砷≤0.05 mg/kg,汞≤0.01 mg/kg,镉≤0.05~0.2 mg/kg,铅≤0.1~0.3 mg/kg[5,6]。

1.3.2 蔬菜及产地土壤中重金属污染评价[7,8]

采用单因子污染指数(Pi)和内梅罗综合污染指数(I)进行评价。

其中:Pi计算公式:Pi=Ci/Li式中:Ci为第i类污染物的测定平均值,Li为第i类污染物国家标准限值,i为蔬菜种类=1,2,3,…。Pi越大,表明受到的重金属污染越严重。

按照农业行业标准《农、畜、水产品污染监测技术规范》[9]制定的农、畜、水产品中质量分级标准,将蔬菜污染划分为3个质量等级评价,土壤环境质量评价采用HJ 332-2006《食用农产品产地环境质量评价标准》[10],将土壤分成5个质量等级评价。综合污染指数亦按Pi质量分级标准评价。见表1。

②内梅罗综合污染指数计算公式:

式中:I表示i元素污染指数,Pi最大表示所有元素污染指数中的最大值;Pi平均表示所有元素污染指数的平均值。

1.3.3 土壤重金属含量标准

按照《土壤环境质量标准》[11]中对耕地限值的规定,砷≤30 mg/kg,汞≤0.5 mg/kg,镉≤0.6 mg/kg,铅≤300 mg/kg。

1.3.4 重金属在作物体内的富集规律

采用富集系数(EC)表示,本研究中富集系数的计算方法如下:EC=M作物/M土壤,式中,EC表示富集系数,M作物表示蔬菜的重金属含量,M土壤表示土壤的重金属含量。

1.3.5 未检出数据的处理

考虑到未检出数据的不确定性,按WHO食品污染物含量低水平数据进行处理[12]。污染物含量低于检出限(LOD)且样品未检出率小于60%的,所有低于LOD的数值按1/2LOD赋值计算;样品未检出率大于60%的,按LOD赋值计算。

1.4 统计学分析

数据统计和分析采用SPSS 17.0和Excel 2003软件处理,数据以±s表示,用t检验和F检验对分组数据进行统计分析。以P<0.05为差异有统计学意义。

2 结果

2.1 不同种类蔬菜中重金属含量

本研究共采集济南市不同地域流通环节蔬菜152份,根据种类分为叶菜类(28份)、甘蓝类(17份)、豆类(10份)、瓜菜类(35份)、果菜类(16份)、块根类(25份)、茎类(8份)、鳞茎类(13份)8种。全部样品中4种重金属汞检出率(83.1%)最高,砷检出率(12.7%)最低,铅元素含量总体均值(0.035 mg/kg)最高,镉元素含量均值(0.0049 mg/kg)最低。经方差分析,不同种类蔬菜中,铅、砷元素含量差异无统计学意义(F=1.58,0.469,均P>0.05),镉元素、汞元素含量差异有统计学意义(F=3.624,2.826,均P<0.05)。见表2。

2.2 蔬菜产地土壤中重金属含量

共采集不同蔬菜产地土壤40份,全部样品中4种重金属检出率均等于或接近100%,铅元素含量总体均值(15.6 mg/kg)最高,镉元素含量均值(0.37 mg/kg)最低。见表3。

2.3 不同来源蔬菜中重金属含量

152份样品中,55份采自大型超市,97份采自集贸市场,超市来源样品中铅、镉、汞、砷4种元素含量均值与集贸市场来源样品的含量均值差异均无统计学意义(均P>0.05)。见表4。

2.4 蔬菜中重金属污染风险评估

经单因子指数法和内梅罗综合指数法分析,济南市市售蔬菜中4种重金属综合风险指数为0.244,整体结果均小于0.6,在安全范围内。不同种类蔬菜中4种重金属综合风险指数比较叶菜类最高,豆类最低。蔬菜中铅元素污染风险指数为0.314,叶菜类蔬菜最高,甘蓝类蔬菜最低;镉元素污染风险指数为0.049,果菜类蔬菜最高,鳞茎类蔬菜最低;汞元素污染风险指数为0.80,叶菜类蔬菜最高,瓜菜类蔬菜最低;砷元素污染风险指数为0.202,甘蓝类蔬菜最高,块根类蔬菜最低。见表5。

2.5 土壤中重金属污染风险评估

土壤中4种重金属风险指数在0.046-0.680之间,综合风险指数为0.564,均小于0.7,在安全范围内。见表3。

2.6 蔬菜与土壤中重金属含量的关联性研究

蔬菜与土壤中重金属含量关联性用富集系数表示,经计算,蔬菜中4种重金属元素富集系数汞(0.023 5)>镉(0.013 0)>铅(0.002 6)>砷(0.001 1)。

3 讨论

目前,重金属污染日趋严重,引起世界各国的普遍关注,已成为食品科学、污染生态学和环境保护学等学术界重点和优先研究的问题。20世纪70年代,WHO、联合国粮农组织(FAO)和联合国环境规划署(UNEP)共同制定的全球环境监测规划之食品污染监测与评估计划(GEMS/FOOD)中,将重金属列为重点研究的环境污染物和优先监测的食品污染物[13];2001年度WHO/FAO制定的全球食品安全战略(草案)中,把化学性有毒有害物质(含重金属污染物)监测和危害评估作为首要任务并在各成员国中推广[14];2014年欧盟(EU)对(EC)No1881/2006《食品中某些污染物最大限量》进行了修订[15]。我国对食品及农产品产地环境中重金属污染问题十分重视。国家有关部门相继颁布的《食品中污染物限量》[16]《饲料卫生标准》[17]《农产品安全质量无公害乳与乳制品产地环境要求》[18]和农业部颁布的《绿色食品产地环境质量》[19]等标准,均将重金属污染物列为重点监测项目和首要评价指标。

注:ND表示未检出。

注:ND表示未检出;Pi—单因子污染指数;I—内梅罗综合污染指数。

注:Pi—单因子污染指数;I—内梅罗综合污染指数。

监测结果显示,4种金属元素分析,叶菜类蔬菜中铅、镉、汞检出率最高,茎类蔬菜中砷检出率最高;不同种类蔬菜中镉、汞含量差异有统计学意义,其余差异无统计学意义。监测中发现一个异常样品,采自某大型超市的山芹样品中汞(0.76 mg/kg)超标严重,高出限值(0.01 mg/kg)近80倍。土壤中4种重金属检出率均等于或接近100%。

风险评估结果显示:在整体上,济南市市售蔬菜和产地土壤中重金属处于安全水平。蔬菜中镉和砷的风险指数最小,铅风险指数为0.314,处于安全水平;汞风险指数为0.80,处于轻度污染水平。蔬菜土壤中4种重金属内梅罗综合指数为0.564,按照《土壤环境质量标准》,济南市耕地土壤4种金属污染整体处于安全水平。

局限性:Pi法有方便计算、可判定产品中主要污染因子等特点,是综合污染评价的基础。但该方法不考虑各评价参数间的联系,只能分别反映重金属污染物的污染程度,不能全面地反映产品的污染程度,仅适用于单一因子污染评价。内梅罗综合污染指数法可以全面反映各重金属对产品的不同作用,避免了由于平均作用污染权值被削弱现象的发生;但过分突出了污染指数最大污染物对产品质量的影响,可能会人为地夸大高浓度因子或缩小低浓度因子的影响作用,尤其是出现异常值时对评价结果影响更大,有可能会偏离客观实际。此外,该方法没有考虑各种污染物对产品毒害性的差别,仅能反映污染的程度而难以反映污染的质变特征。

Pi法和I内梅罗法通常多用于土壤、水质环境质量污染程度的评价[20,21],反映各重金属对土壤、水质的影响,而对食用农产品重金属污染程度的评价研究相对较少,还处于探索阶段。本研究运用污染指数法对蔬菜中重金属污染评价是一种初步的尝试性探讨,其评价结果的准确性、灵敏性等还有待进一步验证和完善。

作者声明

本文无实际或潜在的利益冲突

摘要：目的 了解济南市市售蔬菜及产地土壤中重金属污染物分布特征,初步分析蔬菜中重金属来源。方法 2014年1-11月对济南市市售蔬菜及其产地的土壤中的铅、汞、镉、砷含量进行测定。采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法,对污染程度进行评价,并计算不同重金属在蔬菜中的富集效率。结果 152份蔬菜样品中,4种重金属汞检出率(83.1%)最高,砷检出率(12.7%)最低;不同种类蔬菜中镉、汞含量差异有统计学意义(均P<0.05),其余差异无统计学意义。土壤中4种重金属检出率均等于或接近100%。蔬菜中镉(0.049)的风险指数最小,砷(0.202)和铅(0.314)风险指数处于安全水平,汞风险指数(0.80)处于轻度污染水平;蔬菜土壤中4种重金属内梅罗综合指数为0.564,整体处于安全水平,各单项污染指数均为安全等级。蔬菜对不同金属富集效率汞(0.024)>镉(0.013)>铅(0.002 6)>砷(0.001 1)。结论 济南市市售蔬菜和产地土壤中重金属含量处于安全水平。蔬菜总汞处于轻度污染状态,应加强对蔬菜中重金属污染物总汞含量的控制。

蔬菜重金属含量 篇5

摘要：分析了拉拉铜矿区土壤中重金属含量,并运用地积指数对其污染状况进行了评价.结果表明,拉拉矿区是Cu、Cd、Hg污染严重的区域,而Cr、Pb、As污染不明显.与中国土壤元素背景值相比,矿区土壤中Hg含量平均增加了13.4倍,Cd含量平均增加了19.5倍,Cu含量平均增加了4.9倍.运用Muller地积指数进行评价,证明拉拉矿区Cd属于强-极强污染;Hg属于强污染;Cu以中等污染为主,部分强污染;Cr属于无-中污染;Pb以无污染为主;As属于无污染.矿区土壤重金属污染程度由高到低依次为:Cd>Hg>Cu>Cr>Pb>As.建议重视矿区Cu、Cd、Hg等重金属的污染问题,加强重金属的生态健康效应研究.作 者：朱志敏 熊述清 陈家彪 沈冰 周家云 刘飞燕 ZHU Zhi-min XIONG Shu-qing CHEN Jia-biao SHEN Bing ZHOU Jia-yun LIU Fei-yan 作者单位：朱志敏,ZHU Zhi-min(成都理工大学“油气藏地质及开发工程”国家重点实验室,四川,成都,610059;中国地质科学院矿产综合利用研究所,四川,成都,610041)

熊述清,陈家彪,沈冰,周家云,刘飞燕,XIONG Shu-qing,CHEN Jia-biao,SHEN Bing,ZHOU Jia-yun,LIU Fei-yan(中国地质科学院矿产综合利用研究所,四川,成都,610041)

蔬菜重金属含量 篇6

关键词：水产品；质量安全；产地环境；重金属；Hg含量；As含量；监测

中图分类号：X820.4；X714文献标志码： A文章编号：1002-1302（2015）02-0284-03

收稿日期：2014-04-14

基金项目：江苏省海洋渔业局项目（编号：BM2009128）。

作者简介：徐振球（1982—），男，江苏扬州人，硕士，农艺师，主要从事畜牧产品、水产品及产地环境质量检验检测工作。Tel：（0514）80988337；E-mail：sunshine3000@126.com。

通信作者：臧素娟，女，高级工程师，主要从事水产品质量检验检测工作。Tel：（0514）80988339；E-mail：32687744@qq.com。我国是水产品生产和消费大国[1]，水产品及其加工在国民经济中占有重要地位。水产品是食物的重要组成部分，水产品的质量状况关系着每个消费者的健康安全[2]。然而，经济发展带来的环境污染，如工业“三废”、农业杀虫剂、生活污水、城市废弃物等[3-4]，使水产养殖环境受到农药残留、重金属、放射性污染，其中重金属污染备受关注。大量受Hg、Cd、As、Cu、Pb等重金属污染的水产品被人们食用后，会在人体内产生数以千倍的积累，给人体带来极大的伤害。进入人体的重金属要经过一段时间的积累才能显示出毒性，具有很大的潜在危害性[5]。刘媛媛等通过对洋口港的水产品重金属进行调查发现，Cd在贝类产品中的含量达到0.265～0.288 mg/kg，超标严重[6]；权美平等通过对洛阳地区河流水产品重金属的测定发现，Zn、Cu在鱼类中的含量较高[7]；王龙等对白龟山水库的水产动物重金属调查时发现，水生生物对Hg具有很强的蓄积能力，鱼类蓄积的Hg的量可比周围水体环境高 1 000 倍[8]。江苏省扬州和南通地区是我国的鱼米之乡，水产品种类繁多，产量丰富，两市的水产品资源在苏中地区具有代表性。因此，本研究主要从苏中地区的扬州、南通两地选取4个水产养殖连片池塘作为监测点，于2010—2011年开展水产品和产地环境重金属污染监测试验，分析水产品、养殖水和底泥样品中Hg、Cd、As等含量及污染状况，研究水产品中重金属含量与产地环境之间的内在关联性。由本试验结果可知，应加强水产产地环境保护，以保障人们可以吃到安全的水产品，也为促进水产行业可持续发展提供了理论依据。

1材料与方法

1.1采样地点和品种

2010—2011年在扬州邗江区和江苏省海门市共选取4个抽样点，水产品的采样方法参照SC/T 3016—2004《水产品抽样方法》，每个点采集1种水产品，抽取的水产品有鲫鱼、河蟹、南美白对虾、草鱼。水产品产地环境的抽样方法参照NY/T 5295—2004《无公害食品产地环境评价准则》，每个点采集5 L养殖水和2 kg底泥。所有样品均重复2次，共计24个样品（表1）。

1.2监测指标及其方法

水产品和产地环境的重金属检测指标分别为Hg、Cd、As，检测方法均采用通过计量认证的现行标准，具体见表2。

1.3检测仪器

重金属Hg、As的含量采用北京吉大小天鹅生产的AFS-820 原子荧光光谱仪进行测定；重金属Cd含量采用美国瓦里安生产的AA-220火焰原子吸收光谱仪（附石墨炉和空心阴极灯）进行测定；微波消解采用美国CEM公司生产的MARS-6高通量密闭微波消解系统。

1.4数据处理

相关数据使用Microsoft Excel 2003录入和整理制表，用DPS 7.05软件进行数据分析及制图。

2结果与分析

2.1水产品中的重金属检测结果

由表3可知，所选水产品中的Hg含量均有检出，测定值在0.014～0.037 mg/kg之间，各水产品中Hg含量从多到少依次为鲫鱼>草鱼>河蟹>南美白对虾，且4种水产品中的Hg含量均小于0.300 mg/kg，可见其均未超过水产品中Hg的限量值。所选水产品中的Cd含量普遍较高，测定值在0068～0.190 mg/kg之间，各水产品中Cd含量从多到少依次为南美白对虾>河蟹>鲫鱼>草鱼。其中，鲫鱼、河蟹、草鱼中的Cd含量小于0.100 mg/kg，未超过水产品中Cd的限量值；但南美白对虾中Cd含量达0.19 mg/kg，为限量值的 1.9 倍，属于严重超标，可能是南美白对虾对环境中的Cd具有较强的生物富集作用。所选水产品中As均未检出。可见，所选水产品中除南美白对虾Cd含量超标外，其余均低于限量值，符合无公害水产品的质量要求。

2.2水产品产地环境中的重金属检测结果

2.3产地环境中的各重金属含量对水产品中重金属含量的影响

2.3.1Hg水产品及其产地环境中的Hg均有检出，其中水产品中的Hg含量均小于底泥中的Hg含量，但远大于水中的Hg含量，水产品对于水中Hg的蓄积倍数在48.3～264.3倍之间，尤其是鲫鱼和草鱼对水中Hg的蓄积倍数高达264.3、140.9倍，可见鱼类对水中的Hg具有较强的生物蓄积能力（表5）。

nlc202309031150

2.3.3As养殖水和底泥中均检出As，但水产品中未检出As，可能是因为产地环境中的As含量较低，对水产品的影响不大。

3结论与讨论

所选水产品和产地环境中的Hg、As含量在限量范围内，符合無公害产品/产地环境要求。河蟹、鲫鱼、草鱼中的Cd含量未出现超标现象，而南美白对虾中的Cd含量严重超标，最高值为限量值的1.9倍；且甲壳类（南美白对虾、河蟹）的Cd含量高于鱼类（鲫鱼、草鱼）的Cd含量，这可能是由于甲壳类和鱼类的栖息环境及食性不同引起的[10-12]。李来好等发现，虾头是重金属富集的主要部位，虾头的重金属含量明显高于其他部位，去除虾头可以大大减少重金属污染物[13]。因此，人们食用南美白对虾时应去除虾头，以保证食用安全。4种水产品均未检出As，而产地环境中的水和底泥均有As检出，可能是因为产地环境中的As含量较低，对水产品的影响不大。4种水产品的养殖水中均未检出Cd，而所选水产品和底泥中均有检出Cd，水产品中的Cd可能是从底泥中富集的，且水产品中的Cd含量随着底泥中Cd含量的增加而极显著增加，说明产地环境的质量影响着水产品的质量。水产品中的Hg含量均远大于水中的Hg含量，鲫鱼对养殖水的Hg蓄积倍数高达264.3倍，说明鱼类对养殖水中的Hg具有明显的生物富集作用，这和王龙等对白龟山水库的水产动物重金属研究结果[8]一致。

本研究选取扬州市和南通市作为抽样点，采集的样品具有一定的代表性，为了解苏中地区的水产品和产地环境情况提供了监测数据。前人对重金属的研究主要集中于水产品，对其产地环境的重金属研究为数不多，将水产品和产地环境结合的研究更是鲜有报道。本研究将水产品和产地环境重金属污染物相结合，对两者间的关联性进行初步研究，发现产地环境质量对水产品的质量具有重要影响，旨在为相关职能部门加强水产产地环境的保护提供参考。此外，本研究就常用的重金属污染指标和常见水产品进行了研究，对其他水产品、其余的污染指标还有待进一步深入研究。

笔者研究了苏中地区水产品产地环境重金属的污染情况及其内在联系，对甲壳类、鱼类以及养殖水、底泥样品中的Hg、Cd、As等重金属进行测定，检测数据显示水产品产地环境质量直接影响水产品的质量。所选水产品和产地环境中的Hg和As含量均符合无公害产品/产地环境要求，该地区的水产品总体上在可安全食用的范围内。

参考文献：

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蔬菜重金属含量 篇7

随着人们生活水平的提高, 对蔬菜食用安全越来越重视, 加之我国加入WTO后, 蔬菜出口面临“绿色壁垒”的挑战, 因此分析、评价土壤和蔬菜重金属污染水平, 对降低土壤和蔬菜重金属含量、提高农产品的质量、保障人们的食品安全、促进农业生产可持续发展具有重要意义。2010年4月, 笔者分4次到于洪区的4个乡镇进行了土壤和蔬菜样品采样, 现将其金属含量分析结果总结如下。

1 材料与方法

1.1 试验材料

1.1.1 蔬菜样品。

样品有苦苣、芹菜、油菜、芸豆、菠菜、甘蓝、茄子、西红柿等, 共14个品种51个样品;样品采自于洪区杨士乡、秋家乡、光辉乡和马三家镇。

1.1.2 土壤样品。

。样品采自于洪区细河沿岸0~20 cm表层土壤, 土样经风干、混匀后, 过100目筛备用。

1.2 试验方法

1.2.1 蔬菜样品。

重金属铅、镉、铬分别按《食品中铅的测定》 (GB/T 5009.12-2003) 、《食品中铬的测定》 (GB/T 5009.123-2003) 和《食品中镉的测定》 (GB/T 5009.15-2003) 进行测定。

1.2.2土壤样品。

重金属铅、镉、铬分别按《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》 (GB/T 17141-1997) 、《土壤质量铬的测定火焰原子吸收分光光度法》 (GB/T 17137-1997) 进行测定。

2 结果与分析

2.1 蔬菜重金属含量分析

从表1可以看出, 所分析的51个蔬菜样品中铅、镉的平均含量在各采样点的变化幅度较大, 而铬的平均含量在各采样点的变化幅度则较小, 分布比较均匀。其中铅的总体含量以马三家镇采样点为最高, 高于杨士乡、秋家乡和光辉乡;镉的总体含量以光辉乡采样点为最高, 高于秋家乡、马三家镇和杨士乡;铬的总体含量以秋家乡采样点为最高, 高于马三家镇、光辉乡和杨士乡。同时还可以看出, 除光辉乡所采的20个样品中有1个样品镉含量超标, 其超标率为5%外, 其余4个乡镇所采样品铅、镉、铬含量均不超标, 均在国家标准食品中污染物限量值范围内。

注:食品中污染物限量依据GB27622-2005, 其中, 球茎蔬菜Pb≤0.30 mg/kg, 叶菜类Pb≤0.30 mg/kg, 除球茎、叶菜、食用菌类蔬菜Pb≤0.10 mg/kg;叶菜、芹菜、食用菌类Cd≤0.20 mg/kg, 其他蔬菜Cd≤0.05 mg/kg;Cr≤0.50 mg/kg。

2.2 土壤重金属含量分析

从表2可以看出, 所测定的土壤样品铅、镉的平均含量均高于沈阳市土壤元素背景值, 仅铬含量低于沈阳市土壤元素背景值, 说明重金属铅、镉在于洪区所采土壤样品中存在一定的积累。这主要与细河流域的工业布局有关, 一些可能致污的工业企业 (如化工厂、制药厂) 主要分布在细河流域, 这些企业排出的污水、废弃物及其工业降尘可能是导致细河流域土壤重金属含量较高和污染范围较广的主要原因。特别是, 细河接纳的大量工业污水, 通过渗透作用污染近岸浅层地下水, 而沿岸农田取细河水及地下水灌溉, 是导致土壤重金属含量较高甚至超标的主要原因。此外, 细河沿岸是沈阳市蔬菜和玉米的主要产区, 农药、化肥用量较大, 可能也会导致重金属在土壤中的积累。

本文所采土壤为农用土壤, 所以在评价时采用土壤环境质量标准值二级标准来衡量, 所有土壤样品的p H值均在6.5~7.5。根据重金属含量、评价标准, 得到于洪区农田土壤中3种重金属元素的单项污染指数平均值和污染水平见表3。从表3可以看出, 于洪区土壤中镉存在一定的污染, 部分土壤采样点存在轻、中度污染, 而铅、铬均不存在污染。重金属综合污染评价采用兼顾单元素污染指数平均值和最大值的内梅罗综合污染指数法, 根据计算得出于洪区土壤中重金属的综合污染指数P综。结果表明, 于洪区土壤中3种重金属元素的综合污染指数分别为2.02、0.17和0.10, 说明于洪区土壤重金属镉属中污染区, 铅、铬均属安全区。从目前于洪区农业生产实际情况看, 局部农田已经出现绝收或减产迹象。因此, 必须采取相应的措施。对于洪区, 特别是细河沿岸土壤重金属污染进行治理和控制。

(mg/kg)

注:P综表示综合污染指数, 分级标准:1级为P综≤0.7, 污染等级为安全, 污染水平为清洁;2级为0.73, 污染等级为重污染, 污染水平为土壤、作物受污染已相当严重。

3 结论与讨论

从检测数据来看, 于洪区4个乡镇蔬菜的主要重金属含量平均值均低于国家标准食品中污染物限量值, 只有某种蔬菜品种存在重金属含量超标现象, 超标率均不高。因此, 从重金属污染这个角度来说, 沈阳市于洪区这4个所检测乡镇中蔬菜基本上是安全的, 消费者可以放心消费。本次所测定的土壤样点中, 经单项污染指数和综合污染指数分析, 仅土壤镉存在轻度或中度污染。

蔬菜中重金属含量主要与土壤中重金属含量、植物生理生化特点以及蔬菜基地周围水环境和大气环境有关[5,6]。因此, 要建立健全环保监测体系, 定期进行土壤和蔬菜的水、大气环境质量监测工作。同时加强管理, 控制工业“三废”和规模化养殖畜禽粪便的排放, 以及控制农药、化肥施用过程中对环境有影响的重金属含量[7,8,9,10]。还应该加大舆论宣传力度, 引导农民科学种田、科学施肥、喷洒农药等, 尽量减少由于农事活动的不科学而造成的环境中重金属污染物的增加。

重金属污染对人体健康危害极大。重金属铅是对人体危害极大的一种重金属, 它对神经系统、骨骼造血机能、消化系统、男性生殖系统等均有危害。特别是儿童, 对铅有特殊的敏感性, 儿童体内血铅每上升10μg/100 m L, 儿童智力则下降6~8分。重金属镉对身体最显著的损伤表现在骨骼, 引起骨软化、骨质疏松, 主要症状是恶心、呕吐、腹泻、腹痛。铅化合物对人体的影响主要是神经系统、肾脏和血液系统, 还会引起肾功能损害, 影响儿童的智力发育等。长期接触镉还会引起肾脏、生殖系统的损害。重金属铬对人体危害也很大, 六价铬是一种常见的致癌物质, 引发人体内窒息, 铬盐对肠胃均有剌激作用。因此, 土壤、蔬菜中重金属含量状况应引起人们高度重视[11,12]。蔬菜生产上, 应严格控制工业上“三废”以及养殖业畜禽粪便的排放, 杜绝农用地污水灌溉和污泥施用;积极推广有机化肥、绿肥等的施用;合理进行农用地的生产布局, 并大力推广无公害农产品的生产技术[13,14,15,16]。

摘要：沈阳市于洪区蔬菜与土壤中重金属含量分析结果表明, 于洪区4个乡镇蔬菜的主要重金属含量平均值均低于国家标准食品中污染物限量值, 只有某种蔬菜品种存在重金属含量超标现象, 超标率均不高。从重金属污染这个角度来说, 沈阳市于洪区这4个所检测乡镇中蔬菜基本上是安全的, 消费者可以放心消费。所测定的土壤样点中, 经单项污染指数和综合污染指数分析, 仅土壤镉存在轻度或中度污染。

蔬菜重金属元素污染研究进展 篇8

随着农业生产中化肥、农药等的大量使用, 土壤、水体的重金属污染逐渐加重, 不仅影响植物生长发育, 而且在植物叶、茎、根、籽实中大量积累。蔬菜作为人们日常摄入量最大的食物之一, 含有丰富的膳食纤维、维生素、必需矿质元素等, 但食入重金属超标的蔬菜会对人体健康造成极大危害, 其危害具有一定的隐蔽性, 一般不会发生急性中毒, 只是在人体中不断积累, 逐渐危害人体健康。近年来, 监测、防治重金属污染已成为各国普遍关注的热点问题。蔬菜作为人类日常生活摄入量较大的食品之一, 分析、评价其受重金属污染状况, 对保障人们的饮食安全、促进蔬菜生产具有重要意义。

1 重金属污染的危害

铬、锌、汞、铅、砷、锡、镉等有毒重金属中, 对人体危害最大的是铅, 毒害人体各系统, 尤其常使造血系统、神经系统、血管等发生病变。人体摄入过量的铅不仅会抑制血红素的合成, 降低红细胞中血红蛋白量, 导致人体出现贫血, 损伤中枢神经系统及其周围神经, 轻度中毒时, 出现失眠、头痛、记忆减退、头晕等症状。特别是对于大脑处于发育期的儿童来讲, 更容易受铅的危害, 严重影响儿童的智力发育和行为。

有毒重金属中危害人类健康的其次是砷、汞。砷大都以烷基砷、无机砷的形态存在, 2种类型的砷差别较大。无机砷毒性较大, 有机砷毒性较小, 其中砷糖甚至被认为无毒。长期接触砷, 会引起细胞中毒, 诱发恶性肿瘤, 其还能透过胎盘损害胎儿。无机砷是致癌物质, 常诱发肺癌、皮肤癌。汞容易被植物吸收, 通过食物进入人体, 也可以蒸汽形式进入人体, 危害人体健康。汞毒性因形态不同存在较大差异, 其中甲基汞毒性最大, 容易被人体吸收, 在肾、骨髓、心、脑、肝、肺等部位蓄积, 使肾、神经系统、肝脏等产生不可逆的损害。另外, 金属汞、无机汞通过水中厌氧微生物甲基化可转化为甲基汞危害。

相对铅来说, 镉容易被植物吸收, 但其不容易造成植物毒性, 反对人体容易造成毒害, 具有致畸、致癌、致突变等作用。镉进入体内可损害血管导致组织缺血, 损伤多系统, 干扰钴、铜、锌等代谢, 阻碍肠道吸收铁, 抑制血红蛋白的合成, 抑制肺泡巨噬细胞的氧化磷酰化的代谢过程, 对肾、肺、肝造成损害。

铬的急性中毒会对皮肤造成刺激和腐蚀, 使皮肤糜烂或变态反应发生皮肤炎。亚急性或慢性中毒会引起咽炎、鼻炎、支气管炎等。另外, 铬还有致畸变、致癌变、致突变作用。六价铬和三价络均有致癌作用, 且六价铬的毒性比三价铬大100倍, 某些铬化合物的致癌性是目前世界公认的, 被称为“铬癌”。

可见, 重金属对人体健康的危害具有富集性、隐蔽性、不可逆性, 且其污染一旦出现就难以逆转, 治理非常困难, 成本高。

2 蔬菜重金属污染评价

内梅罗综合污染指数是土壤或沉积物重金属污染评价中较为常用的方法。目前, 该方法已在蔬菜重金属污染评价方面得到应用[1]。

(1) 单因子污染指数:

Pi、Ci、Si分别为计算出的重金属单项污染指数、重金属的实测值、各项评价标准值。

当Pi≤1时, 表示蔬菜未受污染;Pi>1时, 表示蔬菜受到污染, Pi数值越大, 说明受到的重金属污染越严重。

(2) 尼梅罗综合污染指数:

Pave为蔬菜各单因子污染指数的Pi平均值, Pmax为蔬菜各单项污染指数中最大值。

通常, 设定综合污染指数P综合≤0.7为安全等级, P综合≤1.0为警戒限, P综合≤2.0为轻污染, P综合≤3.0为中污染, P综合>3.0为重污染。

3 我国蔬菜重金属的污染现状

3.1 华东地区 (包括山东、江苏、安徽、浙江、福建、上海市)

王淑娥等[2]调查发现济南市8种蔬菜中重金属含量均未超出无公害蔬菜限量标准。马桂云等[3]也报道盐城市区少数蔬菜受到Cd的污染。而蚌埠市市售蔬菜中, 叶菜类蔬菜中主要是Pb、Cd超标, 这可能与含铅的汽车尾气污染大气有关[4]。孙美侠等[5]对徐州市市场上15种蔬菜、水果进行抽样检查, 测定240个样品中重金属Cu、Pb、Cd、Cr、Zn的含量状况, 结果表明所测样品中仅重金属Cd、Zn有部分超标, 其中Cd的污染需引起有关部门的重视。然而, 厦门市售蔬菜仅部分品种如菠菜、甘蓝、花菜、萝卜的Pb超标, 有潜在污染风险;大部分蔬菜中As、Hg、Cr3种重金属的含量都较低, 潜在的污染风险不大[6]。许静等[7]对福建省4个区域的4类19种蔬菜品种进行分析和评价, 结果显示福建省蔬菜重金属污染主要为Cd和Pb, 品种涵盖小白菜、芥菜、空心菜。林梅[8]采用原子吸收分光光度法对福州市油菜番茄茄子3种上市蔬菜中重金属Pb、Cu、Cr、Cd和微量元素Zn的含量进行了检测, 并运用单因子污染评价指数进行了蔬菜重金属污染的评价, 结果表明:自由集市中个别蔬菜存在Cr轻度污染, 部分蔬菜存在Pb轻中度污染;从大型超市和自由集市购买的所有蔬菜样品均存在Cd含量超标现象, 其中自由集市蔬菜的Cd甚至达到中度污染级;所有样品中Cu含量均低于全国代表值, Zn含量则与全国代表值相当。

3.2 华南地区 (包括广东、广西、海南)

广东省蔬菜重金属调查已有不少研究报道。马瑾等[9]报道东莞市蔬菜重金属污染以Pb的污染情况最普遍, 20.9%的叶菜类蔬菜Pb含量超标。其次是Cd和Hg, 分别有11.6%和2.3%的叶菜类蔬菜超标。但张冲等[10]对东莞市主要蔬菜产区的112个蔬菜样品进行重金属污染现状调查, 发现这些蔬菜受到不同程度的重金属污染, 但大多数只是轻度污染, 并未达到危险级别。佛山市禅城区居民食用蔬菜样品中有46.6%的蔬菜重金属含量超标, Pb和Cr超标率分别为32.9%和19.2%[11]。李传红等[12]调查表明, 惠州市蔬菜重金属含量整体质量尚好, 但蔬菜Cd污染较为严重, 超标率为15.8%。珠海市蔬菜中Cd、Cr、Ni、Pb、Hg元素有超标情况, 其中Cd元素超标率最高, 需要引起有关重视[13]。秦文淑[14,15]通过对广州城区各居民菜场主要蔬菜进行采样, 发现主要重金属污染为Cr、Pb、Cd, 其超标率分别为38.9%、22.2%、13.9%。利用单因子污染指数法进行了评价, 发现广州市蔬菜的污染比例在50%以上, 其中28.9%为轻度污染。然而, 赵凯等发现As、Pb是广州市郊地区蔬菜中的主要污染元素, 而且各类蔬菜的综合污染指数均小于1, 表明绝大部分蔬菜可以放心食用。杨国义等评价结果表明, 在广东省典型区域所采集的171个蔬菜样品中, 有13.45%的样品受到不同程度的重金属污染, 以Cd和Pb污染为主, Ni、Hg、As和Cr污染相对轻一些。

南宁市相当部分蔬菜的重金属含量超过国家规定的无公害蔬菜标准, 其中污染最严重的是Hg和Pb, 超标率分别达41.9%和40.4%。秦波和白厚义研究发现南宁市郊蔬菜已受Pb和Cd的污染, 其中Pb的污染最重, 其次为Cd污染, 但未受Cr的污染。

3.3 华中地区 (包括湖北、湖南、河南、江西)

刘尧兰等[16]报道环鄱阳湖区叶菜类蔬菜有2/3样品的重金属含量超标, 超标率在50%以上, 其中白菜Pb超标最为严重, 超标率高达85.2%;单因子污染指数评价表明, 环鄱阳湖区叶菜类蔬菜的安全和优良级别所占比例为66.9%, 已受到一定程度的重金属污染, 其中以芹菜受污染的程度最大, 污染主要来源于Cr和Pb。黄石市售蔬菜重金属污染主要表现为As、Pb污染。叶菜类重金属含量最高, 其次是瓜豆类, 茄果类含量最低。调查的6种蔬菜中, 莴笋叶和小白菜遭受到严重污染, 黄瓜受到轻度污染, 四季豆处于警戒水平, 仅番茄和茄子是安全的[17]。

成玉梅和康业斌[18]用单因子和综合因子污染指数评价, 洛阳市郊区叶菜类蔬菜重金属污染大部分已处于警戒级到轻度污染, 加强蔬菜重金属污染的预防与治理十分必要。新乡市蔬菜Cd、Pb的污染明显, 其中Pb污染较严重[19]。商丘市售蔬菜中存在超标的元素为Pb、Cd, Cu、Hg、Cr含量较低[20]。沈彤等[21]研究表明, 长沙地区蔬菜中, Cr、As、Hg的含量未超标, 尚未构成污染, 但Pb、Cd污染严重, 超标率分别为60%和51%。南昌市售蔬菜中均含有重金属Cu、Zn、Pb和Cd, 其中Cu、Zn含量较低, 远低于食品卫生标准, 仅部分样品存在Pb、Cd超标现象[22]。

3.4 华北地区 (包括北京、天津、河北、山西、内蒙古)

中国科学院地理研究所调查认为, 北京市生产的蔬菜重金属超标的占30%[23]。薄博[24]对大同县主要蔬菜产地调查研究, 结果发现调查的5种蔬菜污染程度为茄子>西红柿>黄瓜>青椒=西葫芦, 但均未超标, 属于安全等级。对天津市郊的36种蔬菜样品进行检测, 发现重金属检出率为100%, 其中Cd达到警戒线水平, 单项污染指数最高值达19.22, 总超标率为30.41%。

3.5 西北地区 (包括宁夏、新疆、青海、陕西、甘肃)

1996—1997年彭玉魁等对陕西省咸阳、西安、宝鸡等6个城市郊区的14种蔬菜进行调查研究, 分析其As、Hg、Cr、Cd、Pb等污染情况, 结果表明Cr、Pb在某些蔬菜中超标严重。陕西省主要蔬菜产区蔬菜重金属污染也以Pb污染为主。李桂丽等[25]调查发现西安市10种蔬菜总体合格率为83%, Pb是蔬菜中的主要污染元素, 总体超标率为77.5%;Hg和Cr只在芹菜和茼蒿上出现污染, 总体超标率分别为10%和2.5%。然而, 马文哲等[26]调查了杨凌示范区4类9种蔬菜重金属的污染现状, 发现Cr对蔬菜的污染程度最为严重, 其次Pb、Cd也有一定程度的污染。

乌鲁木齐市安宁渠区蔬菜中Cd、Pb的超标率最高[27]。殷飞等[28]报道新疆喀什市三大批发市场蔬菜的Pb、Cd、Cr、Cu 4种主要重金属含量, 平均值均低于相应的食品卫生标准, 只有个别蔬菜样品存在重金属Pb、Cd含量超标现象, 超标率均不高。因此, 从重金属污染这个角度来说, 喀什市市售的蔬菜基本上是安全的, 消费者可以放心消费。

3.6 西南地区 (包括四川、云南、贵州、西藏、重庆)

李江燕等[29]通过现场调查及室内分析, 对云南省个旧市大屯镇的蔬菜重金属污染现状进行评价。当地蔬菜综合污染指数从大到小的重金属为Cd、Pb、Zn、Cu, Cd、Pb污染较严重。重庆市主城区市售蔬菜有39.2%受到重金属污染, 其15.7%蔬菜处于重度污染状态[30], Cd、Pb和Hg是主要污染元素。罗晓梅研究发现, 成都地区蔬菜Cd和Pb污染严重, 在检测的蔬菜样品中, Pb、Cd超标率分别为22.0%、29.4%, 最高超标分别为5.60倍和2.86倍, Hg和As则无超标现象出现。

3.7 东北地区 (包括辽宁、吉林、黑龙江)

周炎对沈阳市近郊受重金属污染农田上生产的大白菜进行取样分析, Cd、Pb超标率分别为58.3%、100.0%。辽宁省农业环保监测站调查发现, 各种蔬菜已受重金属不同程度的污染, 蔬菜综合超标率为36.1%。

4 研究方向与展望

(1) 从蔬菜重金属污染的来源及危害途径可以看出, 重金属主要是通过土壤污染造成蔬菜重金属残留超标的, 且由于土壤重金属污染具有不可逆、隐蔽性、滞后性、积累性和。因此, 应开展菜地土壤重金属污染的调查研究及风险评估, 了解土壤重金属污染的基本情况和态势, 分析其空间变异与分布规律, 开展土壤环境质量标准的研究和制定工作, 加强无公害粮食蔬菜生产基地建设[31,32,33,34]。

(2) 开展蔬菜中重金属含量与土壤中重金属及其向食物链传递关系的定量研究, 同时加强蔬菜对重金属吸收积累的基因型差异研究, 利用丰富的植物物种资源, 研究其对重金属的吸收转运机制, 以降低土壤中重金属的污染, 同时筛选和培育低吸收低富集重金属的蔬菜品种, 减少重金属进入食物链[35,36,37,38]。

蔬菜中重金属风险评估研究进展 篇9

1 蔬菜对重金属的吸收与富集规律

随着工业的进步, 汽车工业的繁荣以及含重金属的化肥、激素、农药等广泛应用, 土壤中重金属含量增加, 蔬菜通过根系从土壤中吸收并富集重金属, 有时也可通过叶片从大气中吸收气态或尘态的Pb等重金属, 使得蔬菜中重金属含量不断增加。但是蔬菜中富集重金属的量与重金属在土壤中的形态以及蔬菜自身品种是有差异的, 同一种蔬菜对不同重金属元素的吸收和富集能力不同, 不同种类的蔬菜对同一种重金属元素的吸收、富集能力也不同。

有研究表明, 在不同蔬菜中, 叶菜类对Cu、Zn、Cd、Pb的吸收富集均大于果菜类和根菜类。研究还发现, 叶菜类中以苋菜、小白菜的富集作用较强, 包菜较弱。楼根林等对成都土壤和几种蔬菜中重金属累积规律的研究结果显示, 供试蔬菜品种一般以根部吸收富集Cd的能力最强, 而叶大于茎, 萝卜则叶大于根, 青椒果实和豆荚中Cd的残留量少于其他部位。不同土壤中蔬菜对重金属的吸收与富集不同[1]。调查发现, 不同土壤对重金属富集的顺序为:灰菜园土>红菜园土>潮菜园土, 灰菜园土对重金属的吸收和化学固定作用最强。

夏增禄等对北京地区重金属在土壤中的垂直分布和迁移的研究表明, 重金属进入土壤后, 由于土壤的固定, 不易向下迁移, 多集中分布在表层。在旱作农田中, 重金属一般集中分布在耕作层, 向下迁移的深度大约在20~60 cm。由于无机胶体及有机胶体对阳离子的吸附、代换、络合, 大部分被固定在耕作层, 这就对蔬菜的生长及卫生品质带来了不利影响[2]。

土壤中Pb、Cd、Cu、Zn等重金属均以有效态和结合态形式存在。有效态重金属能被植物直接吸收, 结合态则不能。一般而言, 土壤重金属元素的有效含量与蔬菜中重金属元素含量之间有较好的相关性。有研究表明, 蔬菜中重金属元素积累量与土壤中重金属元素的有效态百分率一致, 相关系数r=0.963 7 (P<0.01) 。

2 蔬菜中重金属的风险评估

蔬菜的重金属污染主要有Cu、Cd、Cr、Pb、Hg、As等。其污染的特性是在水体中不易被微生物降解, 而且由于价态的变化, 会发生各种化学反应, 产生分散和富集作用。蔬菜主要是通过根系从土壤中富集重金属, 也可以通过叶片从大气中吸收气态的Pb、Hg等元素。重金属元素进入人体后的主要危害是降低酶的活性, 破坏人体酶的正常活动, 对人体生理造成严重的影响。土壤中的重金属污染程度不同, 蔬菜重金属积累也有差异, 如杭州市郊区蔬菜调查发现, 甘蓝中砷的含量高低差异主要与污染源的分布及垃圾的使用量有关。不同种类的蔬菜对重金属的吸收富集能力不同, 一般叶菜类如菠菜、芹菜等对重金属有较强的富集能力[3]。

2.1 重金属危害鉴定

重金属的危害鉴定就是确定人体暴露在重金属下, 重金属对人体的有害健康效应。但是这部分研究比较困难, 因为一般来说, 人群的重金属暴露量不是很高, 所以很少有人或政府愿意资助广泛的重金属毒性实验研究。因此, 重金属危害鉴定所遵循的原则是:尽可能利用所获得的有效信息资料, 来确定所需要的数据。例如对于甲基汞的危害鉴定主要就是通过3个人类流行病学研究 (Faroes研究, Seyehelle研究和New Zealand研究) 来进行的。1994年, 在日本水仅市 (居民甲基汞中毒城市) 进行了大规模体检, 其中神经学方面的症状很多, 比如感觉迟钝和手脚颤抖等, 由此确定了甲基汞的神经毒性[4]。

2.2 评价剂量和效应曲线

剂量—效应关系 (dose-effectrelationship) 是指不同剂量的重金属在个体中引起生物学改变, 推算出一种重金属剂量水平, 当摄入量等于或小于这种剂量时, 就不会出现可观察到的健康效应, 这种以量效应来表示这种生物学改变大小之间的关系。由于重金属在体内的半衰期长, 对重金属建立每周耐受量 (PTWI) (有时也采用每日耐受量TDI, 如有机锡) , 即通过剂量—效应关系曲线确定未产生有害效应的最高剂量 (NOAEL) 或基准剂量 (BMD) , 考虑不确定因子, 最后以NOAEL或BMD除以不确定系数 (价) 得出最大PTWI。血液和尿液中金属形态常作为金属的毒理学生物标志物。

2.3 重金属膳食暴露量估计

重金属膳食暴露量估计主要采取总膳食研究 (TDS) , 取样分析主要膳食来源的农产品中的重金属, 获得这些农产品中重金属含量的一般水平, 即以某种农产品中重金属浓度乘以该种农产品的消费量得出单项农产品所导致的重金属摄入量, 最后对所有单项农产品导致的重金属摄入量进行相加。该方法估计人群摄入量的精确度取决于被分析的农产品能否作为某重金属的重要膳食来源, 即该重金属是否广泛存在于该农产品中, 且在该农产品中富集严重。如Cd和Pd存在于多类农产品中, 而甲基汞和有机锡基本上只存在于鱼类产品中, 所以对不同的重金属, TDS食品项目的规定不同。

2.4 风险特征描述

农产品重金属风险特征是农产品重金属暴露评估结果和重金属PTWI或TDI相比较, 综合评价农产品中该重金属的风险。例如2004年, 欧洲食品安全局 (EFSA) 鱼和海产品中甲基汞和有机锡的风险评估结论是:一部分常吃大型肉食性鱼的人群和儿童, 他们甲基汞的摄入量容易超过PTWI;鱼类、海产品中有机锡的每日暴露量是0.083μg/ (kg·bw) , 约占TDI值的7%, 但是在港口和一些船航线区域里生产的海产品和鱼, 如被大量食用, 则暴露量可能会超过TDI[5]。目前, 农产品中Pb风险评估结论主要是1998年英国的风险评估结果:平均膳食暴露量为0.028 mg/d, 处于TDI=0.025μg/ (kg·bw) 范围左右。

3 农产品中重金属风险评估手段的发展

当前国内外进行综合污染指数计算最常用的方法就是内梅罗指数法。此计算公式中含有评价参数中最大的单项污染分指数, 突出了污染指数最大的污染物对环境质量的影响和作用, 克服了平均值法各个污染物分担的缺陷。采用内梅罗指数对同一种蔬菜不同样本的重金属含量进行表征, 突出了超标样品的危害程度, 符合蔬菜品质安全评价的特点, 较采用算术平均值法表征的重金属含量更为准确。同时, 常用于污染土壤评价的综合污染指数法也同样能有效地反映蔬菜中多种重金属对其食用安全性的影响。由于风险评估过程中所涉及到的诸多不确定性, 最近, 模型方法如随机模拟模型、模糊理论模型以及基于GIS技术的评估模型等被越来越多地用于风险评估中, 其中随机模型仍是最常用的方法, 主要是通过蒙特卡罗模拟来实现不确定性分析。进入21世纪, 风险评估更加注重定量化和减小评估过程中的不确定性, 所以在农产品重金属风险评估中, Monte Carlo模拟亦发挥了有效作用。其原理是利用食品消费数据和残留浓度数据, 对每一个人的食品消费数据乘以所有浓度数据产生出多个摄入量的可能, 消费数据都经过这样的上千次运算, 得出摄入量分布曲线, 曲线上分布的频率就被认为是摄入量的发生率。例如2000年美国在进行鱼类甲基汞暴露评估时就运用了Monte Carlo模拟[6];日本亦应用Monti Carlo模拟了不同大米福标准对暴露的影响[7]。

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蔬菜重金属含量 篇10

1 对象与方法

1.1 对象

随机选取以龙岩市中心城区居民为主要供应对象的13家大棚蔬菜基地为调查对象, 对其基地内的土壤、水及其生产的蔬菜 (根茎、叶、瓜果) 进行Pb、Cr、Cd、Hg、As 5种重金属的含量检测。

1.2 方法

由专业技术人员组成调查队伍, 制定统一的采样方法, 经过对调查员的统一学习培训, 开展对调查对象样品的采集和登记, 送有资质的检测单位进行检测。

1.2.1 样品采集

土壤样品的采集:每个基地布3个点, 采样点布置在基地对角线的地块上。每个采样点采取梅花形布点法, 取0~20 cm的耕层土壤, 将有接触金属采样器的土壤弃去。采集多点均量样品混合后反复按4分法弃取, 最后留下所需样品量, 装入清洁食品袋中并进行编号, 12 h内送达实验室。水样品的采集:在土壤采样点的地块上, 用干净PVC塑料桶采集其灌溉用水的水样2 500 ml, 12 h内送达实验室。蔬菜样品的采集:分别采集与基地土壤样品一样数量的蔬菜根茎、叶、瓜果样品, 取其可食部分1 500 g, 12 h内送达实验室。

1.2.2 检验方法

水重金属检测:总汞的测定按照GB/T 7468-1987执行;总砷的测定按照GB/T7485-1987执行;铅、镉的测定按照GB/T 7475-1987执行;六价铬的测定按照GB/T 7467-1987执行。土壤重金属检测:铅、镉的测定按照GB/T17141-1997执行;汞的测定按照GB/T 17136-1997执行;砷的测定按照GB/T 17134-1997执行;铬的测定按照GB/T 17137-1997执行。蔬菜重金属检测:Pb、Cr、Cd、Hg、As 5种重金属检测按照GB/T 5009-2003执行。

1.2.3 评价方法

按照GB 2762-2012《食品中污染物限量标准》对蔬菜中重金属含量进行评价;按NY 5010-2002《无公害食品蔬菜产地环境条件》对土壤、水中重金属含量进行评价。

1.3 主要仪器设备

M6原子吸收光谱仪;原子荧光光度计AFS-9230;上海新拓微波消解仪;电子天平AE-240。

2 结果

2.1 一般情况

龙岩市位于福建省西部, 有丰富的矿产资源, 盛产铁矿、石灰岩、煤、高岭土。本次调查13家大棚蔬菜生产基地的区域位于龙岩中心城区周围较边远的乡镇上, 各基地周围3 km范围内没有开采的矿山和相应的污染企业。13家大棚蔬菜生产基地建场时间2009-2013年, 共有1 700多亩。

2.2 不同蔬菜类品种检测情况

本次检测的蔬菜按大类分为根 (茎) 、叶和瓜 (果) 3大类, 每类蔬菜检测39个样品, 共对117个样品进行了铅、镉、汞、铬、砷5种重金属的检测, 检测结果显示均未超过国家污染物限定标准, 合格率为100%。见表1。

2.3 土壤、水中各重金属检测结果

对39个土壤样品检测5种重金属, 均有检出, 都在同土壤环境标准内, 在水中5种重金属均未检出。见表2。

注:“0”表示未检出, 小于检出限。

注:表中“0”表示未检出, 小于检出限。

3 讨论

本次调查的大棚蔬菜基地均位于中心城区周围较边远的乡镇上, 周围没有工业污染企业, 虽然建场时间不同, 但水、土壤、生产的蔬菜重金属含量都符合国家现行相关标准, 与一些相关报道有较大的差异[4,5], 但与姚春霞, 刘苹等[6,7]开展的研究报道基本相同。影响蔬菜重金属含量的主要原因是土壤、水中的重金属含量, 这些基地在开办之初, 各业主都对拟建基地内的土壤、水及周围环境进行了调查、采样检测, 在周围环境及基地内的土壤、水源重金属含量都符合国家相关要求后才可开始兴建, 这样就保证了各原生态环境中没有对其生产的蔬菜产品重金属含量的最主要影响因素, 也就确保了蔬菜产品符合卫生要求。

在原生态土壤中, 各重金属含量都符合国家相关标准后, 就特别需要重点保护基地内的灌溉水源及周边空气不受矿山开采及各种可能产生污染企业的污染。政府及相关部门对基地周围的环境及上流水源进行保护, 严禁基地周边开采、建设一些可能污染水源、土壤的矿山、工业企业, 从而达到了基地的土壤和水源重金属指标持续保持符合国家蔬菜基地的标准要求, 也就保证了其生产的蔬菜符合国家蔬菜卫生要求。

蔬菜土壤重金属污染的来源有很多方式[8,9], 本市的大棚蔬菜基地虽然现在都符合国家现行《无危害食品蔬菜产地环境条件》, 所生产的蔬菜也都符合GB 2762-2012《食品中污染物含量标准》, 但土壤 (除一个基地的Hg) 、各类蔬菜的重金属 (除As及根、果类的Hg) 都有检出, 一些土壤重金属含量还是比较高, 超过了国家土壤环境质量一级标准。因此, 在今后还要加强控制基地周边的工业企业建设以及蔬菜生产过程中农药、肥料、使用管理, 同时重点控制城市垃圾、污泥、污水在大棚蔬菜基地的使用, 严防重金属的二次污染, 确保其蔬菜产品重金属含量合格。

摘要：目的 掌握龙岩市大棚蔬菜基地重金属分布情况, 确保民众的餐桌安全。方法 选择龙岩市的大棚蔬菜基地, 调查一般情况, 并对其土壤、水、三大类蔬菜 (根茎、叶、瓜果) 进行5种重金属检测分析。结果 对13家大棚蔬菜生产基地土壤、水、蔬菜的铅、镉、汞、砷、铬5种重金属进行采样检测, 结果显示土壤、水中的重金属含量均符合NY 5010-2002《无公害食品蔬菜产地环境条件》标准。根 (茎) 、叶、瓜果3大类蔬菜的5种金属含量均符合GB2762-2012《食品中污染物限量》要求。结论 目前, 龙岩市大棚蔬菜基地的土壤、水及生产的蔬菜未受到重金属的污染, 符合国家相关要求。

关键词：大棚蔬菜基地,重金属污染

参考文献

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蔬菜重金属含量 篇11

关键词：食用菌；重金属；食用安全评价

中图分类号： TS207.5+1文献标志码： A文章编号：1002-1302（2014）09-0268-02

收稿日期：2014-02-01

作者简介：刘贵巧（1969—），女，河北邢台人，硕士，副教授，主要从事微生物资源开发及有害物质监测教学与研究。E-mail：keli1966@sina.com。

通信作者：王永霞，硕士，副教授，主要从事食品产品开发及质量安全控制教学与研究。E-mail：wyxhd2004@126.com。食用菌味道鲜美、营养丰富，菌类多糖具有提高免疫、抗肿瘤的作用[1]，食用菌食品已渐渐成为消费者的宠儿。但某些地区食用菌产品呈现安全问题，如某些干制食用菌中甲醛和二氧化硫超标，某些食用菌干品中重金属含量超标等，让人们对食用菌食品产生了疑虑。食用菌富集重金属元素的能力高于一般植物，富集的重金属不仅影响食用菌的生长，而且对人体健康也会造成潜在危害[2-3]。近年来，河北省部分地区雾霾比较严重，空气质量变差，河北野生和栽培食用菌中重金属含量是否超标，相关文献中没见报道。针对上述问题，本试验对邯郸地区部分人工种植食用菌木耳、香菇，承德部分地区野生食用菌红菇和草蘑中铅、铜、锰、镉等4种重金属进行含量测定和重金属污染评价，初步明确了河北地区食用菌中重金属污染现状，以期为河北地区食用菌质量提升和安全问题的解决提供技术依据。

1材料与方法

1.1材料

于2013年采购4 种食用菌干样品共12份，品种及来源地见表1。食用菌样品使用清洁的食品袋存放，避免样品间交叉污染。获得的食用菌先除去非食用部分，然后进行粉碎，均匀化处理，再装入广口试剂瓶，于干燥环境中保存[2]。

1.2主要试剂与儀器

铅、铜、锰、镉的标准储备液（质量浓度均为1 000 μg/L）（ 国家标准物质中心）；AA-7000石墨炉原子吸收光谱仪（SHIMADZU公司生产）；WFX-110A火焰原子吸收光谱仪（北京瑞利分析仪器公司生产）；AUY120型电子天平（SHIMADZU 公司生产）。

1.3试验方法

铜测定采用GB/T5009.13—2003方法；铅测定采用

1.4污染评价

铅评价标准参照GB 7096—2003《食用菌卫生标准》；镉评价标准参照NY/T 749—2012《绿色食品：食用菌》，铜评价标准参照GB 12199—1994《食品中铜限量食品卫生标准》；目前锰没有可参照的卫生标准。 同时，将测定结果结合寇冬梅等的研究方法[4]和内梅罗污染指数法进行污染评价。寇冬梅等的评价方法为采用单因子污染指数法，计算公式为：Pi=Ci/Si。式中：Pi为污染指数，Ci为第i个样品重金属元素测得值，Si为第i个样品该指标限量标准；内梅罗污染指数法计算公式为：P=P2i+P2max2。式中：Pi为第i个样品中所评价污染物单项污染指数的平均值，Pmax为第i个样品中所评价污染物中单项污染指数的最大值。污染等级划分见表2。

2结果与分析

2.1各元素线性方程及相关系数

各元素标准品测定后获得的线性方程及相关系数见表3。由表3可见，各元素均有良好的线性相关性。

3结论与讨论

通过对邯郸、承德部分地区4种食用菌木耳、香菇、红菇、

表5食用菌重金属单因子污染状况

菌种镉铜铅Pi等级Pi等级Pi等级木耳0.117非污染0.055非污染0.249非污染香菇0.296非污染0.058非污染0.133非污染红菇0.410非污染0.060非污染0.008非污染草蘑0.438非污染0.059非污染<0.001非污染

小草蘑菇中4 种重金属元素含量的测定，测定结果参照现行国家标准及单因子污染指数法和内梅罗污染指数法进行污染评价，结果表明，4种食用菌中所测定的重金属含量都在国家规定范围之内，均属于非污染，可放心食用。在被检测的食用菌中金属锰的含量较高，达12.017 0 mg/kg，铅的含量最低，草蘑铅含量小于检出限；4种蘑菇对铅、镉、锰这3种重金属

的富集能力差异明显，对金属铜的富集能力差异不明显。锰元素虽然是人体必需微量元素，但是过量锰进入人体则会引起中毒，对人体多种脏器和生理功能造成影响。各类标准均未对食用菌中锰含量作限定[4-9]，建议尽快完善食品中锰元素含量的相关标准。

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某区域土壤重金属含量特征研究 篇12

1 分析方法

金属项目除砷采用《土壤和沉积物汞、砷、硒、铋、锑的测定微波消解/原子荧光法外》 (HJ 680-2013) , 铅和镉采用ICP-MS方法, 射频功率、载气流量等仪器参数见文献[4,5], 元素和内标元素的选择条件参考文献[6,7]。土壤p H值、有机质和阳离子交换容量分别采用《土壤p H的测定玻璃电极法》 (NY/T 1377-2007) 、《土壤有机质的测定》 (NY/T 1121.6-2006) 、《阳离子交换树脂交换容量测定方法》 (GB/T 8144-2008) 。

2 结果与讨论

2.1 结果分析

2.1.1 土壤元素结果分析

土壤铅、镉、砷的全量及有效态的结果见表1。全量和有效态变异系数分别为0.89~1.45、1.74~2.07—全量的变异系数要小, 说明全量的分析方法比较成熟;有效态砷可能因其含量太小导致其变异系数最大。元素的全量和有效态的偏度系数和峰度系数均为正, 说明样本数据呈正态分布且有更长的尾部。从全量均值角度考虑, 镉和砷已经超过《土壤环境质量标准》 (GB15618-1995) 中对农田土壤的限值, 说明农田土壤已经受到镉和砷的污染。

单位:mg/kg

2.1.2 土壤理化指标结果分析

土壤的理化指标p H值、代换量 (阳离子交换容量) 和有机质的统计结果见表2。土壤p H值的均值为7.86, 说明土壤呈碱性;阳离子交换量在3.232 cmol/kg~22.83 cmol/kg, 处于土壤肥力的一级至五级;土壤有机质均值17.97 g/kg处于土壤肥力的四级水平, 表明土壤有机质含量不高, 说明土壤养分不高。

2.2 结果讨论

土壤铅、镉、砷的全量和有效态含量, 以及p H值、有机质、代换量之间的相关性见表3。从金属全量角度考虑, 土壤铅、镉、砷全量之间的相关系数在0.72~0.80之间, 呈显著正相关关系, 说明铅、镉、砷的来源有明显的共性, 初步判断其共同来源于土壤母质层转化和污染源大气沉降;全量与p H值正相关, 而与有机质和代换量呈负相关, 说明土壤理化指标与土壤中金属全量无直接影响。从金属有效态角度考虑, 土壤铅、镉、砷的有效态之间相关系数在0.69~0.76之间, 只是比对应的全量之间的相关系数略低, 仍然呈显著正相关, 进一步说明其来源一直导致土壤污染类似;该研究中土壤金属有效态与p H值也为正向关系, 与理论相左, 值得进一步深入研究;土壤有机质与金属有效态呈负相关, 与有机质能吸附离子有关。

3 结语

农田土壤中镉、砷含量已经超过了限值, 有机质含量不高, 阳离子交换量差异很大。土壤铅镉砷的有效态与全量呈极显著正相关, 而与有机质含量、阳离子交换量呈负相关;土壤铅镉的有效态含量占总量的比例超过20%, 而砷的有效态含量占总量的比例可以忽略。

参考文献

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