评价方法的构成

评价内容及方法体系~

浅层地温能赋存于<200m深的地质体内，是地球内热散失至岩石圈表层的浅部后与水圈、大气圈及太阳辐射热能交换达到动态平衡下的浅层地热状态，即浅层地温场所具有的能量。其赋存条件包括多种因素，有太阳能、气候条件、地形地貌等自然因素和不同地貌地质单元的地质条件，如岩石地层分布、岩性特征、构造、地下水、岩石生热导热性质等，这些因素对浅层地温场都有控制作用，都是浅层地温能赋存条件，共同构成浅层地温能形成的基础、运输通道和运输媒介。浅层地温能赋存条件评价就是对这些要素进行评价。浅层地温能来源于浅层地温场，对浅层地温场特征的评价是根本目的。上述各类影响浅层地温能的因素可划分为自然地理和地质条件两大类，对其评价方法各有不同。
浅层地温能资源赋存条件评价是浅层地温能总体评价的基础，评价内容包含了自然地理和地质条件两大类因素，对不同因素的评价目的和方法不尽相同，并由此构成浅层地温资源赋存条件评价方法体系(图2－1)，在此体系基础上对评价工作进行分类论述。

图2－1 浅层地温能资源赋存条件评价方法体系图

1)测验法。
测验法是一种常用的评价学生学业成就的方式，通过编制问题让学生作答并提供一定的标准。这种方法操作简单，信度和效度较高，因此使用的频率也比较高。

(2)量表评价法。
量表评价法是根据设计的等级评价量表来对被评价者进行评价的方法，这是目前应用最广泛的绩效评估法。无论被评价者的人数是多还是少，这种方法都适用，而且这种方法评价的定性定量考核较全面。

(3)表现性评价法。
表现性评价就是让学生通过实际任务来表现知识和技能成就的评价。这种评价方式信度和效度比较低，学生的成绩可比性差，因此评价的公平性也存在质疑。

(4)轶事记录评价法。
所谓轶事记录，是教师对学生活动的观察所获得的有效事件的真实记录。轶事记录的最大优点主要是在于它描述的是自然情境中的实际行为，对于描绘学生最本质的行为特性可能有重要的帮助。

(5)成长记录袋。
这是一种非常典型的发展性评价。它除了帮助学生与教师了解学习与进步的状况外，对于学生自主性、反思能力、创造性的发展有重要作用。同时，它的客观存在不仅反映学生知识与技能的掌握情况，还可以反映学生其他方面的发展，从而有效地克服评价标准单一、片面强调学业成绩的做法。

(一)评价指示作物

作为区域性评价方法，农业地质地球化学评价要求指示作物在某一地区具有广泛代表性，以使评价结果具有区域可对比性和实用性。因此，选择的指示作物应为种植前景好的大宗农产品。

图4-1 我国专用小麦优势区域布局示意图

Fig.4-1 Layout sketch map of special wheat preponderant region in China

我国是一个拥有13亿人口的大国，任何时候粮食安全都是国家安全的重要组成部分。《优势农产品区域布局规划(2003～2007)》，在综合考虑自然条件、生产规模、产业化基础、区位优势等因素基础上，优选了专用小麦、专用玉米、高油大豆、棉花、“双低”油菜、“双高”甘蔗、柑橘、苹果、肉牛、肉羊、牛奶、水产品等11 种优势农产品(我国水稻在世界上已具有比较优势，故未列入此规划)。专用小麦优势产区(图4-1)包括大兴安岭沿麓强筋小麦带(内蒙古、黑龙江)、长江下游弱筋小麦带(河南、湖北、安徽、江苏)和黄淮海强筋小麦带(河北、河南、山东、山西、陕西、安徽、江苏)；专用玉米优势产区(图4-2)包括东北内蒙古专用玉米区(内蒙古、黑龙江、吉林、辽宁)和黄淮海专用玉米区(河北、河南、山东)；高油大豆优势产区(图4-3)包括内蒙古东四盟优势区(内蒙古)、松嫩平原优势区(黑龙江)、三江平原优势区(黑龙江)、吉林中部优势区(吉林)和辽河平原优势区(辽宁)。这些农产品，国内消费需求量大，生产有潜力，通过实施数量与质量同步扩张，稳住国内存量市场，可有效抵御进口产品的冲击。

图4-2 我国专用玉米优势区域布局示意图

Fig.4-2 Layout sketch map of special corn preponderant region in China

小麦、水稻、玉米、大豆是我国四大粮食作物，也是我国农业补贴政策和农机具补贴政策覆盖范围，是我国重点扶持发展的作物品种。因此，选择小麦、水稻、玉米、大豆四大粮食作物作为评价指示作物，评价结果具有很强的实用性。

图4-3 我国高油大豆优势区域布局示意图

Fig.4-3 Layout sketch map of soy with high-oil preponderant region in China

区域农业地质环境调查主要布置在平原盆地区，取得的1个样/4km²的海量区域调查数据，更适合开展以大宗农作物为指示作物的区域性评价，而不是仅在局部地区种植的名特优农产品。

综上所述，农业地质地球化学评价选择种植面积广的主要粮食作物，包括水稻、小麦、玉米、大豆等作为评价指示作物。

(二)评价指标

1.评价指标的选择

根据农业地质地球化学评价方法原理和工作思路，所选择评价指标应符合以下原则：①须在本次农业地质环境调查的54项指标之内，以确保可利用区域农业地质环境调查数据进行区域评价；②评价指示作物中的指标元素含量主要来源于土壤，而不是来源于大气中或人工叶面喷肥；③须有国家食品卫生标准，并作为源标准以便从土壤-籽实响应模型中确定评价标准值；④有国内外土壤环境质量标准可对比参考。

本次农业地质环境调查包括Ag、Al、As、Au、B、Ba、Be、Bi、Br、C、Ca、Cd、Ce、Cl、Co、Cr、Cu、F、Fe、Ga、Ge、Hg、I、K、La、Li、Mg、Mn、Mo、N、Na、Nb、Ni、P、Pb、Rb、S、Sb、Sc、Se、Si、Sn、Sr、Th、Ti、Tl、U、V、W、Y、Zn、Zr等52种元素和pH值、OrgC值共54 项指标，既包括了对人体有毒有害的重金属元素如Cd、Hg、Pb等，也包括了一些重要的生命元素如Se、F、I等，但未包括有机污染物，如六六六、DDT等。

大量研究表明，土壤中元素的来源包括自然来源、工业污染、污水灌溉、施用化肥和农药等。但关于农作物籽实中元素的来源研究较少，一般认为食物链镉、铅的来源主要是农作物通过根系被动地从土壤环境中吸收的。而且，国内外普遍关注的无机污染指标，主要是重金属元素，生物毒性比较明确，具有较好的研究基础。其中部分重金属元素在农产品籽实或食品中已有食品卫生限量标准。我国国家食品卫生标准规定了多种食品中10余种元素的最高限量，包括Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn、F、Se等元素指标。

我国在1995年颁布了土壤环境质量标准(GB15618—1995)，包括了Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn、Ni共8种指标。约有十几个国家或地区对土壤中的有害物质(主要是重金属)作了最高允许浓度或最大允许容量的规定(表4-1)，包括了Cd、Hg、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni、Co等指标。

综合起来考虑，本书选择了Cd、Hg、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Se等8种元素作为评价指标。

表4-1 部分国家和地区土壤中有害物质最高允许浓度　Table 4-1 Highest concentration permitted of nocuousness elements in soil in some countries and regions　(mg/kg)

2.评价指标的研究概述

有关Cd、Hg、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Se 等8 种元素的研究，已经积累了许多成果，可以作为确定评价指标标准值的参考。

(1)Cd

镉是在1817年由德国人特罗迈厄发现的。1847年，在煤中发现了镉，1931年Fox和Ramage从动物中检出镉。

表生带风化作用过程中，Cd比Zn稳定，氧化较慢，而且更不易活动，较快地进行沉淀。但在酸性环境中Cd显示比 Zn 具更高的活动性。土壤中镉以CdCO₃、Cd₃(PO₄)₂及Cd(OH)₂的形态存在，其中以CdCO₃为主，尤其是在pH值＞7的石灰性土壤中。Cd的土壤阀值随pH而定。Cd污染的土壤改良技术是提高土壤pH值和阳离子交换容量，如施用石灰提高土壤pH值以减少植物对Cd的吸收。

决定土壤中Cd含量的主要因素是母岩化学成分。土壤中Cd平均含量为0.07～1.1mg/kg。在潮湿气候下发育的土壤，Cd易向土壤剖面下部迁移，因此，表土Cd的富集可能与遭受污染有关。

镉是植物体不需要的元素，但许多植物均能从水和土壤中摄取镉，并在体内累积。累积量取决于环境中镉的含量和形态、镉在土壤中的活性及植物种属等。廖自基根据北京、上海、沈阳、西安等地100多个样点统计，土壤镉含量与粮食Cd含量呈显著正相关关系。蔬菜的叶子食用部分的含Cd量，随土壤镉量的增加而增加。植物组织中含Cd量随土壤pH值的增加而降低。同一作物的叶片和籽粒含Cd量，随土壤pH值的不同而有差异(表4-2)。土壤pH值由7.3降到4.6时，各种作物的叶片和籽粒含Cd量都有不同程度的增高，小麦叶片和籽粒增高1.7和1.2倍，大麦叶片和籽粒增高2.2倍和2.0倍，玉米叶片和籽粒增高幅度不大。

另外，植物不同部位吸收和累积的Cd量也存在差异。其分布规律是：根＞叶＞枝的杆、皮 ＞花、果、籽粒。对水稻的研究表明，Cd 主要在根部累积，为总累积量的82.5%，地上部分仅占17.5%，其顺序为根＞茎叶＞稻壳＞糙米。沈阳西郊的张土灌区土壤含Cd量为0.62～9.38mg/kg，其上生长的糙米含Cd量达0.02～3.7mg/kg。

表4-2 土壤pH值对几种作物Cd含量的影响　Table 4-2 the influence of soils’pH on Cd content in some crops　(mg/kg)

(据廖自基，1989)

(2)Hg

汞元素是在古代发现的。1934年，Stock和Cucuel从植物和动物中检出汞。

表生带风化作用过程中，由于汞的主要矿物辰砂是稳定矿物，Hg释放困难，但也会发生缓慢变化，被淋滤、流失。汞化合物溶解度很低，且许多物质对Hg都有很高的吸附能力，故一般地下水中的Hg含量都很低。表生带风化产物再沉积作用，常引起Hg的某种富集。

土壤中Hg的聚集主要受有机络合物形成和沉淀控制。有机汞化合物的转变，特别是元素Hg的甲基化，是环境中Hg循环的最主要形式。甲基化的Hg容易活动，也易被生物有机体吸收。

未开发的土壤剖面Hg含量，大多继承母质。Hg的聚集通常与土壤中有机碳和硫水平有关，故表土中Hg含量是底土的几倍。土壤Hg的背景含量大致估算为0.xmg/kg，超过这个值的地区，应认为是人类经济活动造成的或其他来源的污染。土壤Hg的污染源主要是冶炼厂、有色金属加工业、某些化工厂(特别是氯化烷—碱)以及含Hg的杀虫剂。垃圾和其他废物也可能是Hg的污染源。

各种化合物中的Hg²⁺也可被土壤微生物转化还原为金属汞，并由于汞的挥发而向大气中迁移。汞的Hg⁰→Hg²⁺→HgS转化使其在土壤中持留。土壤中汞的化合物还可被微生物作用转化成甲基汞，它可通过食物链的作用进入人体，也可自行挥发使汞由土壤向大气迁移。

土壤中的汞按其形态可分为金属汞、无机化合态汞和有机化合态汞。在正常的土壤E_h和pH范围内，汞能以零价状态存在是土壤中汞的重要特点。植物能直接通过根系吸收汞，在很多情况下，汞化合物可能是在土壤中先转化为金属汞或甲基汞后才被植物吸收的。植物吸收和累积汞同样与汞的形态有关，其顺序是：氯化甲基汞＞氯化乙基汞＞醋酸苯汞＞氯化汞＞氧化汞＞硫化汞。从这个顺序也可看出，挥发性高、溶解度大的汞化合物容易被植物吸收。

汞是有毒元素。当土壤是Hg的唯一来源时，植物中Hg含量增加比率最高的是根，但叶与谷粒也聚集很多汞。汞在植物各部分的分布是根＞茎、叶＞籽实。这表明汞容易被根系吸收并且在植物体内迁移。随着土壤中Hg含量的增加，相应地植物体内Hg也有所增加。

对大多数植物来讲，其体内汞背景含量为0.01～0.2mg/kg，而在汞矿附近生长的植物，含汞量可高达0.5～3.5mg/kg。

(3)Pb

铅是在古代发现和利用的一种元素。

表生带风化作用过程中，由于Pb主要富集在钾长石和云母中，除云母外，其他含Pb矿物抗风化能力强，Pb不易释放出来。即使产生一些活动性Pb，又因这些铅化合物溶解度较低，以及迁移过程中被次生粘土矿物吸附，所以Pb的迁移力较小。土壤中铅主要以Pb(OH)_2、PbCO₃和PbSO₄固体形式存在，土壤溶液中可溶性铅含量极低，Pb²⁺也可置换粘土矿物上吸附的Ca²⁺，因此Pb在土中很少移动。但高pH值的土壤变酸时，可使部分固定的Pb变得较易活动。

土壤Pb含量，取决于基岩。Pb在表生带主要与粘土矿物、锰氧化物、铁和铝氢氧化物和有机质伴生，有时集中在碳酸钙或磷酸盐富集处。土壤施石灰可降低Pb的溶解度，高pH值条件下，Pb可作为氢氧化物、磷酸盐或碳酸盐沉淀以及有机络合物的形态存在。随着人类生产力的提高，特别是有色金属矿山的开采，有色金属冶炼、化工原料生产等部门的工业三废排放，使自然生态系统中Pb污染日益严重。大气污染特别是使用含Pb汽油使Pb随汽车尾气排放而进入土壤中，常常也是土壤Pb含量高的原因。土壤受到Pb污染后，一般情况下，很难治理和消除。因为Pb在土壤中较稳定。

土壤中含Pb 100～400mg/kg，对植物可能是有毒的。虽然土壤中Pb不易溶解，可是Pb主要由根毛吸收，并在细胞壁上储存到可观的程度。尽管植物器官中Pb含量不同，但总体上是生长在矿区的植物Pb含量较高。大气沉降的Pb，也易被植物通过叶片吸收。

自然界中Pb通过食物链的传递和生物循环(岩石—土壤(水、空气)—植物—动物—人类)最终危害人体健康。但Zimdahl等人认为，Pb从土壤源迁移到植物的可食用部分的数量是有限的。易累积 Pb 的植物为紫穗槐(Amorpha canescens)、高山漆姑草(Minuartia Uerna)。

(4)As

砷元素是在1250年由德国人马格耐斯发现的。1838年，Orfila从植物中检出砷，同年，他又从动物中检出砷。

表生带风化作用，使岩石或矿物中的As被溶解或释放出来。由于常被粘土、氢氧化物和有机质强烈吸附，使As迁移受限而富集于泥质沉积物及表土中。此外，火山喷发和工业三废污染也是重要的As来源。

虽然超过岩石中含量的数倍，但表层土壤 As 的背景含量一般仍然是低的(0.1～69mg/kg)。一般土壤中强烈吸附的As，通常会被土壤保留多年而不易被解吸。As含量最低的土壤是砂质土壤，特别是由花岗岩风化形成的土壤；而As含量较高的土壤，多为冲积土和富含有机质的土壤。据日本土壤研究，水稻土常聚集相当数量的As。

土壤中As活动性与As的增加成正比，而与时间和Fe、Al含量成反比。由于土壤中Ca、Fe、Al均可固定As，因而通常As集中在表土层10cm内，只有在某些情况下可淋洗至较深土层，如施磷肥可稍增加As的移动性。

若按植物吸收的难易程度划分，土壤中As形态可分为水溶性砷、吸附性砷和难溶性砷。通常把水溶性砷和吸附性砷总称为可给性砷，是可被植物吸收利用的部分。植物在生长过程中，可从外界环境吸收砷，并且有机态砷被植物吸收后，可在体内逐渐降解为无机态砷。As毒性取决于可溶As含量。增加灌溉(水稻)土壤的氧化状态，可限制As生物可利用性。给植物提供充分的P，有助于减小As的毒性。而植物生长敏感，可能与土壤全As含量有关。

有关植物中As含量，及土壤As全量与可溶态As含量之间的线性关系的研究，提供了植物借助水流被动地吸收As的资料。随着土壤As含量的增加，最高As含量总被记录在老叶和根中。黄杉属植物比许多伴生植物具有显著的吸收As的能力，常作为指示植物用于寻找有色金属矿床。另外，已发现蕈(Mushrooms)是As的聚集者。

砷可通过植物根系及叶片的吸收转移至体内各部分，砷主要集中在生长旺盛的器官。不同含砷量小区栽培试验表明，作物根、茎叶、籽实中含砷量差异很大，如水稻含砷量分布顺序是稻根＞茎叶＞谷壳＞糙米，呈现自下而上递降的变化规律。据报道，水稻土中As的最大容许极限为15mg/kg。

(5)Cr

铬元素是在1798年由法国的沃克兰发现的。1900年，Dernarcay 从植物中检出铬；1930年，Zbinden从动物中检出铬。

表生带风化作用中，在强氧化条件下(碱性介质)，Cr³⁺氧化成Cr⁶⁺，形成铬酸根离子，不活动的铬离子变为易溶的铬阴离子发生迁移。在酸性介质中

占优势，在碱性介质中

占优势，在中性溶液中二者相当。在有机质丰富的介质中，由于腐殖酸的作用，铬可从含Cr硅酸盐矿物中被溶解出来，经胶体搬运并由离子吸附而富集在细粒的粘土里。土壤中Cr含量为200×10^-6(维氏值，1962)。土壤含Cr量与形成土壤的母岩的Cr含量有对应关系。例如，铬铁矿区或蛇纹岩上部的土壤Cr含量高。

Cr在土壤中的性状与E_h值、pH值、有机质和细菌的氧化还原作用有密切关系。三价铬化合物进入土壤后，90%以上迅速被土壤吸附固定，在土壤中难以再迁移。土壤胶体对三价铬有强烈的吸附作用，并随pH值的升高而增强。土壤对六价铬的吸附固定能力较低，仅有8.5%～36.2%。不过普通土壤中可溶性六价铬的含量很小，因为六价铬很容易被还原成三价铬，其中有机质起着重要作用，且这种还原作用随pH值的升高而降低。值得注意的是，实验已证明，在 pH 为6.5～8.5 的条件下，土壤的铬能被氧化成六价铬(其反应式为

)；同时，土壤中存在氧化锰也能使三价铬氧化成六价铬。因此，三价铬转化成六价铬的潜在危害不容忽视。

Cr对植物是否必需尚未证实。植物在生长发育过程中，可从外界环境中吸收铬，通过根和叶进入植物体内。小麦则通过根冠吸收三价铬，而不需要通过根毛。植物从土壤中吸收铬绝大部分累积在根中，作物吸收转移系数很低，可能是由于：①三价铬还原成二价铬再被植物吸收的过程在土壤-植物体系中难以发生。三价铬的化学性质和三价铁相似，但Fe³⁺还原成Fe²⁺比Cr³⁺还原为Cr²⁺容易得多，因此，植物中铁含量比铬高几百倍。②六价铬是有效铬，但植物吸收六价铬时受到硫酸根等阴离子的强烈抑制，所以铬是重金属元素中最难被吸收的元素之一。

植物中含Cr量主要受土壤中可溶态Cr含量控制。土壤中可溶性的Cr⁶⁺对动植物是有毒的。大多数土壤中含一定量有效态的Cr，但植物可利用性有限。一般而言，土壤中Cr的长期污染会使作物中可食部分Cr含量明显增高(表4-3)。一般根系比叶或枝含Cr量高，最低的为谷粒。

表4-3 土壤与作物中铬含量的比较　Table 4-3 the comparing of concentration of Cd in soil and crops　(mg/kg)

(据王纬，1988)

(6)Cu

铜元素是人类发现和利用较早的元素。1814年John 从植物中检出铜，1807年Vauquelin从动物中检出铜。

在强氧化作用下，才能形成Cu²⁺。在地表或近地表的自然水中，富氧及高硫条件下都能形成Cu²⁺。土壤剖面中，Cu聚集在顶层，这是Cu的生物聚集和近期人类活动污染的反映。土壤中Cu是迁移最少的重金属，但在各种类型的土壤溶液中Cu是丰富的。土壤溶液中Cu最通常的形态是可溶有机螯合物，估计它占可溶态Cu的大约80%。对受Cu污染的土壤改良，施石灰是常用的方法。

植物体中，铜是多酚氧化酶、乳糖酶、抗坏血酸氧化酶等多种氧化酶的组成部分，它们在植物生理过程中起着重要作用。缺Cu是由于Cu被大量的有机质固定，有机质来不及矿化，Cu不能被植物吸收利用。麦类作物对Cu最敏感，烟草一般不出现病状，但燕麦和小麦很敏感。敏感性强的植物可作为 Cu 缺乏的指示植物。一般土壤中含 Cu 量大于100～200mg/kg时就可能产生毒害作用。水稻对Cu过剩敏感，抵抗力小。

植物可从土壤中吸收铜，但作物中铜的累积与土壤中总铜无明显相关性，而与有效态铜含量密切相关(表4-4)。土壤中铜一般呈现六种形态，即水溶态铜，交换态铜，铁、锰氧化物结合态铜，有机质结合态铜，碳酸盐结合态铜和残渣态铜。有效态铜主要指能为植物直接吸收利用的水溶态铜和交换态铜。铜的有效性随土壤pH的降低而增加，这是由于低pH值时铜离子的活性增加以及有机质吸着铜的能力下降，使铜易呈离子状态而被植物吸收。铜在植物各部分的累积分布多数是根＞茎、叶＞果实。

表4-4 土壤及粮食中的含铜量　Table 4-4 The content of copper in soil and foodstuff　(mg/kg)

(转自廖自基，1989)

(7)Zn

锌元素早在古代就被发现和利用了。1860年，Forchhammer从植物中检出锌。

表生带风化作用过程中，含Zn矿物被破坏后Zn可进入溶液中，Zn在溶液中的浓度及搬运的距离，受吸附作用以及碳酸锌、氧化锌及磷酸锌等溶解度的控制。由于造岩矿物分解所经历的阶段不同，其风化产物中锌浓度也不同。Zn在表生带趋向于分散。粘土和土壤有机质能强烈地固定Zn。土壤中Zn的吸附作用机制有两种：一种是在酸性介质中与阳离子交换位置有关；另一种是在碱性介质中，受有机配位基体强烈影响的化学吸附作用。

正常土壤含Zn量为10～300mg/kg，平均为30～50mg/kg。锌主要以Zn²⁺形态进入土壤，也可能以配合离子Zn(OH)⁺、ZnCl⁺、Zn(NO₃)⁺等形态进入土壤，并被土壤表层的粘土矿物所吸附，参与土壤中的代换反应而发生固定累积，有时则形成氢氧化物、碳酸盐、磷酸盐、硫酸盐和硫化物沉淀，或与土壤中的有机质结合，使锌在表土层富集。土壤中锌的迁移取决于土壤的pH值。锌在酸性土壤中容易发生迁移，当土壤为酸性时被吸附的锌易解吸，不溶的氢氧化锌可和酸作用转变成可溶的Zn²⁺状态，致使土壤中锌以Zn²⁺形态被植物吸收或淋失。

植物吸收利用可溶态的Zn，其吸收量与营养液和土壤中的浓度呈线性关系。不同植物种和生长介质中，Zn吸收比率大不相同。植物根部比顶部含有更多的Zn，特别是当植物生长在富Zn土壤中的时候。对锌缺乏敏感的植物有菜豆、大豆、啤酒花、亚麻、蓖麻等；中等敏感的植物有马铃薯、番茄、洋葱、苜蓿、苏丹草、甜菜、红三叶草等；不敏感的植物有薄荷、豌豆、石刁柏、芥菜、胡萝卜与一般禾本科作物等。禾谷类植物缺Zn的典型症状是“白苗”，最先是在玉米上发现的，许多植物都表现出锌缺乏症状。谷物颗粒和牧场中牧草的Zn含量相差不大。植物中Zn缺乏时其含量为10～20mg/kg。植物体内锌的累积与土壤锌的含量密切相关。锌在植物体内各部分的分布也存在着差异，对于水稻、小麦而言，锌含量为根＞茎＞果实。

(8)Se

硒元素是在1818年由瑞典人贝采里乌斯发现的。1817年，Berzelius从植物中检出硒。

表生带Se的生物甲基化作用常常产生易挥发的Se化合物，在Se的地球化学循环中起到特殊意义的作用。由氧化作用过程引起的亚硒酸盐离子是稳定的和易迁移的，直到其被吸附在矿物和有机颗粒上。故一些煤和粘土沉积物中常富含Se。

Se的性状倾向于特殊的土壤环境。在碱性和氧化环境的土壤中，硒酸盐可能出现，它们是容易吸收的，且不大可能被Fe氧化物所固定，而可能高度活动，易为植物所吸收。

在盐渍土壤中，全Se及水溶性Se含量可能提高。土壤中富含水溶性Se，会增加Se的生物可利用性。

大多数土壤中Se溶解度相当低，因此许多农业区生产的庄稼作物和饲料含Se量低。然而，在天然富Se土壤中，在排水不好的或钙质土壤中，在干旱地带的土壤中，以及在含有垃圾或烟灰改良的土壤中，Se可能被植物聚集，其含量足以对放牧家畜产生毒害。Dorsl等人报道，植物的Se含量和土壤溶液中硒酸盐离子浓度之间，密切地正相关。

植物中Se的生理功能作用尚不太清楚。当Se以可溶态存在时，容易为植物所吸收，但不同植物种吸收程度有很大差异。土壤Se的可利用性也受一些土壤因素所控制，其中以pH最主要。植物组织中的Se和土壤中的Se含量之间呈正线性关系。Sippola指出，土壤全Se量给出的一个植物特征曲线比其可溶系数更好。

一般植物吸收土壤中的Se取决于气候条件、土壤的水状态、氧化-还原电位、pH和土壤中的倍半氧化物含量。Ehlig等人报道，除硒指示植物黄芪属能浓集非常高的Se(达到约1000mg/kg)外，植物从低Se土壤中聚集Se的能力差异不大。干燥地带的植物中Se含量比潮湿地带的植物中要高。植物中的 Se 与土壤 pH、浓度(盐度)和 CaCO₃呈正相关。

Se是植物和人体生长必需的微量元素，缺硒或富硒都会对动植物及人体带来危害。土壤中硒浓度为0.1～2.0mg/kg，与土壤发育的母岩密切相关。硒一般以亚硒酸铁形态在富铁层中累积并降低了硒的活性。在碱性土壤中，

+O₂→

的反应很容易发生，硒氧化成较易溶的硒酸，可以通过淋溶作用而迁移或从土壤中排出，所以碱性较强的土壤含硒量较少。

硒是以硒酸盐、亚硒酸盐或有机态被植物吸收，水溶态硒并不能很好反映各类土壤的有效态。已有实验证明，植物吸收的硒主要结合在植物蛋白中，并以硒氨酸形态为主。当有各种微生物存在时，某些不易被植物吸收的硒往往被转化为可吸收的形态。硒在植物体内的分布是根＞茎、叶＞果实。

(三)源标准

为了建立适于农业地质地球化学评价方法的评价标准值，根据评价方法的基本思路，需要首先确定评价指示作物的籽实中含量标准，即源标准。尽管国内外关于食品中元素的含量有多种标准，但为了统一和有效保障食品安全性，本书选择我国现有的食品卫生标准作为源标准。由于食品品种不同，其中金属元素限量标准也可能不同。水稻、小麦、玉米、大豆或粮食等4种指示作物的8种评价指标在食品中的限量卫生标准见表4-5。

表4-5 我国食品中8种评价指标的限量卫生标准一览表　Table 4-5 National Tolerance Limit of 8 indexes in foods

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