重金属对环境的影响范文

导语：如何才能写好一篇重金属对环境的影响，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

篇1

关键词：污泥农用；重金属元素；环境及健康；缓解措施

城市污泥是指在污水处理中产生的固体产物。据有关资料统计，目前美国所积累的干污泥总量已达1000万t，欧洲各国总计达660万t，日本为240万t左右[1]。随着中国城市化的不断发展，到2010年为止，全国产生废水的总量已经达到125万m3/天。污泥作为污水处理厂的主要产物，急需有效且安全的处理方式。目前污水的处理方式包括污泥焚烧、填埋法和农田利用法。由于担心污泥中的一些毒性病原体可能会引起人类的健康问题，西方的许多国家已经出台了相应法规来限制污泥的农田利用。污泥填埋的高费用已经促使污泥的处理朝向污泥焚烧来提供热量用于发电。污泥的农田利用也被视为一种能回收利用污泥中植物营养的有效方式，特别是污泥中的N、P元素对作物的生长促进十分明显。

城市污泥中的污染物可以被大致划分为3种主要的种类：①无机元素（例如金属和微量元素）；②有机元素（例如PCBs、PCDD、PPCPs、PAHs、表面活性剂）；③毒性病原体（例如细菌、病毒、寄生虫）。本文主要对重金属元素环境影响进行分析，在此基础上研究污泥农用过程中重金属元素的控制措施。

1 污泥农用中重金属的影响

由于城市废水主要来自生活废水、工商业废水和市区地表河流的排放，因而含有大量的重金属元素，特别是在一些发达城市和工业化城市中，城市污泥的潜在有毒重金属含量特别高，在污泥农用过程中可能会进行累积，进入生物链；或是由于没有经过安全的处理途径，会对人体和环境健康造成重大影响。重金属由于具有难迁移、易富集、危害大等特点，一直是限制污泥农业利用的最主要因素[2]。目前关于污泥中重金属的研究集中在Pb、Zn、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni，但不同国家及不同城市的污泥重金属含量范围变化都很大。

一般来说，像在埃及这样的以农业灌溉为主的国家里，城市污泥中重金属含量相对较低。1980年前，污泥中重金属含量几乎仅占干重的0.5%～2%，最多时也只有干重的6%。美国和欧洲的城市污泥中重金属含量的急剧下降，不仅与他们本国严格的法律限制有关，也和他们国家与污水处理厂达成的协议，控制工业废水重金属含量紧密相连。

重金属在污泥中的运移、生物有效性以及生态毒性与污泥所施用土壤的pH值、阳离子的交换量（CEC）、有机质含量、土壤结构及土壤质地有关[3]。随着土壤pH值的增加，土壤对重金属的吸附能力也逐渐增强。土壤中有机质的存在形态也会影响重金属的生物有效性。由于有机质可以分为可溶和不可溶2种，不可溶的有机质会阻碍土壤中作物对有机质的吸收，通过使重金属离子牢牢吸附在有机质表面来降低重金属的生物有效性。然而，可溶性有机质组分可以通过形成重金属和有机质互溶组分来提高重金属在土壤的活性。同时， Tessier等采用分级提取的办法，将重金属分为交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残余态5个组分[4]。Pérez-Cid [5]等发现可交换态的重金属最易被作物吸收，有含量低、生物有效性大的特点；碳酸盐岩态易在酸性条件下分解释放，对作物的生物有效性也很明显；铁锰氧化物结合态在氧化还原电位降低时易释放出来；硫化物及有机结合态主要包括重金属硫化物沉淀及与各种有机质结合的重金属，是相对稳定的形态；残渣态是存在于矿物晶格中的重金属，是生物难以利用的形态[6]。在土壤质地方面，有实验发现，Zn在酸性土壤中的生物有效性更大，相比之下，Cu在碱性土壤中的生物有效性更明显。

2 重金属风险评估

由于污泥的长期使用会导致重金属元素在土壤中的聚集，从而使土壤受到污染，进而可能使地下水环境受到污染。针对重金属对地下水的污染以及评估土壤自身重金属污染程度可以采用Nemerow指数法。其特点是既考虑了污染物的平均浓度，又兼顾了浓度最大的污染物对地下水污染的影响[7]。

Nemerow指数法计算公式为：

式中：Pi为重金属污染物的分项污染指数；ci为重金属污染物的实测浓度（mg/L）；coi为重金属污染物的评价标准（mg/L）；（Pi）max为各项污染指数中污染指数Pi的最大值；Pi为各项污染指数的平均值。

Nemerow指数法反映地下水受重金属污染的程度，综合污染指数越大，说明地下水污染程度越严重。Nemerow指数具体指标分级界限视研究区地下水中重金属浓度的类型、浓度等确定。

3 污泥农用中对重金属元素的控制措施

篇2

关键词:超富集植物;生态毒理;氮素代谢;重金属

中图分类号:[S19] 文献标识码:A 文章编号:1674-0432(2010)-10-0045-2

0 前言

随着现代工农业的迅速发展、城市的急剧扩大,自然环境中的重金属污染日益严重。重金属污染不仅导致土壤退化、农作物产量和品质降低,而且可能通过直接接触、食物链传递等途径危及人类的生命和健康。根据现存的技术包括用机械去除和化学修复方法去清除重金属污染的土壤较为困难,并且处理费用较为昂贵。近年来,对土壤扰动少、成本低且能大面积推广应用的重金属污染植物修复技术受到了越来越多的关注。

通常现在采用较多的是Baker在1983年提出的参考值为:植物叶片或地上部(干重)Cd含量达到100mg/kg,Co、Cu、Ni,、Pb含量达到1000g/kg,Mn、Zn的含量要达到10000mg/kg。超富集植物对重金属的吸收机制也受到了广泛的关注,目前,在超富集植物的研究方面,着重对重金属的生态毒理和氮素代谢机制的研究,为了更好的利用超富集植物来修复受重金属污染的土壤,本文就超富集植物对重金属的生态毒理和氮素代谢机制影响作一个综述。

1 超富集植物对重金属的生态毒理机制

1.1 细胞壁沉淀和细胞区室化作用

重金属离子进入植物体内时会有一部分沉淀在细胞壁上,从而阻止过多的重金属离子进入细胞原生质使其免受伤害。细胞内区室化作用与超富集植物耐受和超富集重金属密切相关。邓华在研究锰对短毛蓼亚细胞分布的结果表明:短毛蓼不同器官90%的以上的锰分布在细胞壁和可溶性部分。在组织和细胞水平,重金属在超富集植物内呈区室化分布。组织水平上,重金属大多积累在表皮细胞、亚表皮细胞和表皮毛中,一定程度上减轻叶片细胞结构及生理功能所受的伤害;至于细胞内,重金属贮存在液泡中,减少了重金属对细胞质及细胞器中各种生理代谢活动的伤害。

1.2 植物体对重金属的螯合机制

目前在超富集植物体内发现的螯合重金属的物质有草酸、苹果酸、柠檬酸、组氨酸和谷胱甘肽(GSH)等小分子物质和重金属结合蛋白(MBP)大分子物质。GSH是含非蛋白硫基的小分子量多肽,它在抵御植物细胞受活性氧攻击过程中,参与调控细胞内的氧化还原平衡和H2O2的水平,所以它起着非常重要的作用。GSH在植物螯合肽合成酶催化下,聚合成对重金属亲和力较强的植物螯合肽(PCs),它是植物组织中富含-SH的多肽,通常PC在植物组织中的含量较低,但是在重金属的诱导下,PCs合成酶可以在半胱氨酸为底物的条件下合成植物络合素。并能与重金属离子螯合成无毒化合物,减轻重金属离子对植物的毒害。因此,植物诱导PCs的合成是其解毒机制之一。据吴灵琼等人报道,PCs能与重金属如Cd+在根部细胞内形成区室化以阻止重金属对根部的进一步损伤。刘可慧等人研究了小白菜通过植物体中非酶物质(SH、GSH、PCs)含量的增加来缓解重金属Cd引起的毒害。

1.3 抗氧化酶系统激活保护作用

超富集植物在重金属胁迫下,可激活超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化物酶(POD)、过氧化氢酶(CAT)组成的抗氧化酶系统,并有效的清除产生的过多的活性氧,从而减轻重金属对植物的毒害。闫研研究了李氏禾对重金属铬诱导的氧化胁迫实验中表明随着铬胁迫时间的延长,SOD、POD、CAT酶活呈现逐步升高的趋势。随着铬胁迫质量浓度的增加,MDA逐渐升高,膜透性增大,3种抗氧化酶先升后降。植物体内的抗氧化物酶(SOD、POD、CAT)在清除活性氧自由基方面起着重要的作用。SOD在抗氧化酶中处于核心地位,是重要的含Zn酶类,在供Zn不足的条件下,一般植物的正常生长会受到抑制,体内SOD或Cu/Zn-SOD活性会显着下降,而在过量供Zn的条件下,过量的Zn会破会细胞的结构,对植物产生毒素,使得SOD活性下降或短暂升高;它将02-歧化为H2O,同时催化Fenton反应产生更多的OH。一旦植物细胞中的保护酶系统的平衡遭到破坏,导致植物体内活性氧的产生和清除失衡,必将使植物的生理代谢紊乱加速植物体的衰老和死亡。

2 重金属对超富集植物氮素代谢影响机制

重金属对植物的毒害作用归因于其对植物的光合作用、呼吸作用、矿物营养、植物的水分状态、氮素代谢以及诱导其受到氧化胁迫。氮素代谢对重金属的毒性的响应是很重要的,用Cd对植物进行处理后,植物会通过氮素代谢合成一组含N的代谢产物,氮素代谢影响了植物功能的所有水平,从代谢到资源分配,植物的生长和发育。

2.1 重金属对植物无机N同化的影响

氮是许多植物体中所必须的矿物元素,占植物体干重的1.5-2%。在大多数的农业土壤中,硝酸盐是植物最重要的N的来源,氮素代谢受到各种植物中存在的重金属的影响。Ewa揭示了Ni不仅抑制了小麦叶片木质部中NO3-的吸收和运输使NH4+的大量累积,而且也抑制了NR和NiR的活性从而对硝酸盐的同化产生了很大的影响。NR是氮同化的限速酶,对重金属的胁迫很敏感。在植物中,从硝酸盐同化为氨基酸涉及以下的反应:硝酸盐首先通过NR和NiR还原为NH4+,这一步是N-NO3-转变为有机N的关键。铵的累积对细胞具有较大的毒性,需被快速的同化。于方明等人在研究Cd对超富集植物圆锥南芥氮素代谢的过程中,发现随着Cd浓度的增加圆锥南芥植物体中的NH4+含量明显增加。

2.2 重金属对植物有机N同化的影响

通常NH4+的同化过程有两条高效的调控途径:铵与α-酮戊二酸在谷氨酸脱氢酶(GDH)的作用下合成谷氨酸;NH4+然后通过GS/GOGAT循环结合成谷氨酰胺和谷氨酸:在GS 的催化作用下,铵与谷氨酸结合生成谷氨酰胺,而GOGAT催化谷氨酰胺与α-酮戊二酸结合,形成2分子谷氨酸。谷氨酰胺和谷氨酸是主要的含N化合物(氨基酸、核酸、蛋白质、叶绿素、生物碱等)生物合成的供体,在植物面对重金属的胁迫过程中起着重要的作用。除了大多数氨基酸合成的基质,谷氨酸也是游离脯氨酸的产物,游离脯氨酸可以保护植物免受Ni的胁迫。经过Ni处理的水稻叶片中,伴随着谷氨酸含量的减少游离脯氨酸含量的增加。GS是高等植物体内氨同化的关键酶之一。因此,在植物体铵同化的初级阶段,GDH所起的作用相对较小或不起作用。

3 存在的问题及展望

利用超富集植物修复重金属污染的土壤是一种高效、经济、绿色的方法。目前,虽然我们在超富集植物对重金属的吸收特性和贮存机制等方面做了大量的研究,但对超富集植物的超富集功能的生理生化机制、分子生物学机制等方面还缺乏足够的了解,这成了我们以更加优化的模式应用超富集植物以及获得更大经济、社会效益的障碍。所以在未来的研究过程中还是有几方面需要进一步的研究和完善。

应更深入的进行微观方面的研究,可以把超富集植物的基因转移到一般植物中,以提高普通植物对重金属污染土壤的耐性和修复性;可以考虑植物-微生物复合体系,以提高植物修复污染土壤的效率;由于大多数的超富集植物的生物量小,生长较慢,应进一步对重金属超富集植物进行筛选,建立重金属超富集植物的物种资源库。加强转基因植物修复的研究,在筛选出的原有超富集植物的基础上培育出生长快、高生物量的更加优越的转基因植物,以满足对受重金属污染土壤植物修复的需要和达到较好的效果;对重金属胁迫超富集植物机理的研究尤其是对氮素代谢影响的研究也是将来发展的一个方向。清楚了解超富集植物对重金属的耐受机制将会有助于成功而有效的设计对受污染土壤的修复体系,以及有利于利用超富集植物的基因增强一般植物的修复和提取污染物的能力。

参考文献

[1] Baker A J M, Brooks R R, Pease A J, et al. Studies on copper and cobalt tolerande in three closey related taxa within the genus SilenceL. (Caryophyllaceae) from Zaire[J]. Plant and Soil. 1983,73:377-385.

[2] 邓华,李明顺,等.锰在短毛蓼不同器官中的亚细胞分布及化学形态[J].广西师范大学学报:自然科学版,2010,28(1):58-62.

[3] 吴灵琼,成水平等.Cd2+和Cu2+对美人蕉的氧化胁迫及抗性机理研究[J].农业环境科学学报,2007,26(4):1365-1369.

[4] 刘可慧,于方明,等.镉胁迫对小白菜(Brassica campestris L.)抗氧化机理的影响[J].生态环境,2008,17(4):1466-1470.

[5] 闫研,李建平,赵志国等.超富集植物对重金属耐受和富集机制的研究进展[J].广西植物,2008,28(4):505-510.

[6] Ewa Gajewska, Maria Sklodowska.Nickel-induced changes in nitrogen metabolism in wheat shoots[J].Journal of plant physiology 2009;166:1034-44.

篇3

关键词：重金属污染；城市环境；汽车尾气排放；工业三废；生活垃圾

中图分类号：X131　文献标识码：A　文章编号：1009-2374(2011)28-0125-03

伴随着城市经济的不断发展，城市重金属污染问题已经引起了社会各界的广泛关注。重金属污染的主要来源是工业污染，此外还有交通污染和生活污染等，简而言之，主要是工业“三废”的任意排放，汽车尾气的排放和日常生活垃圾中重金属的污染。重金属污染的主要影响是对大气、土壤和水体等带来了很严重的污染，危害了人的健康。针对这种污染现状，应该减少或切断重金属污染源，控制土壤和水体的重金属污染，减轻对于人体健康的危害。

一、城市重金属污染的现状及具体问题

(一)地面扬尘中重金属超标，空气质量变差

由于汽车尾气的排放，很多重金属颗粒进入空气中，如铅、汞等。此外城市土壤也受到了严重的重金属污染，导致了地面扬尘直接被人们呼吸进体内。针对颗粒物来源的有关分析表明，在重庆，城区道路的地面扬尘对大气TSP的贡献比为5％～13％，长春空气颗粒物的来源中土壤占到36.7％。北方地区的春季容易刮大风，每年沙尘暴天气常常发生。相关研究发现当沙尘暴发生时，来自土壤的元素和离子的浓度会迅速增加，主要污染的重金属元素Pb，zn，cd，cu在沙尘暴发生期问的浓度会比平时高3～12倍，而且TSP和PMl0的质量浓度相当高，显而易见，通过这样的数据分析，我们能够认知到地面扬尘中的重金属超标，导致空气质量变差，进而通过人们的呼吸进入人体，给健康带来了很大的隐患和威胁。

(二)土壤重金属含量过高，城市郊区的蔬菜不合格

郊区土壤重金属含量过高的主要源头就是城区，城区庞大的交通量带来的尾气污染和大量的工厂的“三废”排放一定程度上也影响了郊区土壤重金属含量。郊区是城市蔬菜食品的最主要的供给点，由于郊区土壤受到了污染，蔬菜食品中的重金属含量也会上升。一些蔬菜中某些重金属含量甚至已经超出了上百倍，而这也是癌症患者越累越多的原因之一。2003年乌鲁木齐市蔬菜重金属含量的调研表格，如下：

根据上表的分析得知，污染严重程度已经严重超出了国家的安全标准，对人们的生活健康带来了很大的隐患。

(三)水体的重金属污染，对于城市水体环境造成很大的威胁

城市水体是居民生活和生产的基础，对于城市自身环境的调节也具有重要的作用。然而大量的工业用水、生活污水排入了城市水体，导致了城市水体的重金属积累越来越多。一些专家针对长江沿岸的近水域中沉降物的污染元素含量进行研究，发现近岸水域沉降物中某些重金属污染物的含量水平相对较高，超国家二级标准的0.7～68.3倍，此外沉降物中的沉淀物污染轻于悬浮物。其污染顺序为：zn、Pb、cd、cu、Ni、As、co、V、Ti、cr、Fe、Mn，其中zn的污染最严重。此外一些专家针对广州城市水体和上海滨岸的水体沉积物中的重金属进行了相关研究，发现上海滨岸潮滩表层沉积物中cu、Pb、zn和cr的平均含量均远高于当地和邻近苏州河中沉积物的各种重金属元素的背景值，它们分别是背景值的5、2、4和3倍，这些元素中zn的污染毫无疑问是最为严重，同时广州城市水体中重金属含量也是zn的最高，然后依次为cu、cr和Pb。显而易见，我国的大中型城市的水体重金属含量均超标，污染现象严重，对城市水体环境造成很大的威胁。

二、城市重金属污染治理的对策及具体应用

(一)严格控制工业“三废”排放，减少和切断重金属污染源

工业“三废”即废水、废气、废渣，它们含有大量的重金属元素，当排入道环境后，会在人、植物和动物的体内富集，从而对环境和人的健康造成一定程度的危害。针对废水、废气和废渣中重金属的排放问题，工厂必须采取一定的处理方案。首先，针对于工业废水中重金属的处理，通常会采用中和沉淀法、硫化物沉淀法和铁氧体法三种化学沉淀的方法。工厂应该积极引进这些科学的方法进行废水的综合治理，避免这些废水进入城市水体中，对于城市的水体环境造成污染。其次，工业生产中排放的含Pb、As等重金属的废气，工厂可以采用椭圆式喷淋吸收塔和双塔式喷淋吸收设备，用氧化剂及碱液吸收的治理方法，在排放出去之前做一些净化处理，分理出重金属元素，避免排入空气中，形成颗粒状污染物，对城市居民的健康造成威胁。最后，对于在工业生产中含重金属的废渣的处理，应该采用碱石灰、粉煤灰、活性炭和有机质对重金属元素废渣来进行一定的吸附，以防止工业废渣中的重金属元素会在土壤里扩散和迁移，给城市的土壤造成严重污染，特别是郊区的一些工厂，应该对于工业废渣的处理有严格的流程。众所周知，城市的蔬菜食品主要是郊区供给的，控制好重金属对郊区农田的污染意义重大。如果土壤中重金属元素的含量超标，会在蔬菜食品中富集，进而进入人体，带来健康威胁。我国很多的工业区的环境监制工作存在很多的缺陷，对于工厂废水、废气、废渣的监管力度不够，导致了很多工厂随意排放，使城市的重金属污染程度越来越严重。对于一些工厂的“三废”处理设备落后和缺失的，有关部门应该强制工厂进行安装和完善。只有严格控制工业“三废”的排放，减少和切断重金属污染源，才能维持城市环境的良性发展，减少人们的健康威胁。

(二)减少汽车尾气的排放，鼓励清洁能源的应用

伴随着城市的不断发展，汽车也逐年递增，同时汽车尾气的排放量也猛增。汽车尾气主要的重金属元素就是Pb，过去，车用汽油是以四乙基铅作为防爆剂的，即含铅汽油，在汽车行驶过程中，排放的尾气中会含有较高浓度的铅，给人们的健康带来了严重的危害。从1999年7月1日开始，国家明确规定要在全国范围内禁止使用含铅汽油，由含铅量为0.013g/L以下的无铅汽油来代替。但是随着汽车越来越多，汽车尾气的排放量也大大增加，重金属元素对于空气的污染依然严重。

针对汽车尾气中重金属元素对于空气的污染，应该采取一定的治理途径：第一，就是最有效和最终的途径，即改变汽车的动力。比如说，开发代用的燃料汽车以及电动汽车等。这种途径能够在一定程度上使汽车只产生很少气体或者不产生。第二，改善现有的燃油质量和汽车动力装置。采用改善燃烧室的内部结构、设计更加高效的发动机、提高燃油的质量、开发新能源等都能使汽车的尾气污染程度降低。第三，也就是现在被广泛应用的汽车尾气的净化技术。通过采用先进的机外净化技术来对 汽车在行驶中产生的废气进行净化来减少一定的污染，此外，在汽车的排气系统中来安装净化装置，采用物理的和化学的方法减少尾气的重金属污染物，主要分为催化器、热反应器和过滤收集器等。实验表明，甲醛树丁醚也具有很好的抗爆性，作为汽油的掺合剂，不仅不含铅元素，还能降低其他碳氢物的排放。在发达城市和地域，倡导和鼓励人们乘坐公共交通出行，从汽车数量上面来减少尾气的排放量，防止其中的重金属元素在空气中形成颗粒物，污染空气，并沉降在地面，污染土壤。

(三)生活垃圾应该分类处理，避免重金属对土壤和水体污染

人们日常生活当中的各种垃圾，也不同程度的含有重金属成分。比如说武汉市几种垃圾成分中重金属的含量，如下表：

显而易见，电池中含有大量的重金属元素zn。因此对于日常垃圾，我们应该进行相应的类处理，来防止重金属对城市土壤和水体造成一定的污染。如果生活垃圾中的Hg、cd、cr等重金属含量超标时，应该将生活垃圾进行分类收集，将印刷制品、电池、塑料包装物、尘土与其他的垃圾进行分开存放。处理垃圾时，应检查Hg、cd、cr等重金属元素的含量是否超标，只有在标准范围内的情况下，才可进行堆肥、填埋和焚烧处理，不然就要单独处理。此外，政府应当制定相关城市生活垃圾分类的法规，明确配套的实施细则，建立完善的立法体系，创建真正意义上的仲裁机构，明确相关法律的责任，同时加大相关宣传力度，提高公民的垃圾分类的意识。由此看来，生活垃圾应该分类处理，避免重金属对土壤和水体污染，在收集、运输和处理过程中，要加大相应的垃圾分类力度，确保垃圾中的重金属成分能合理的回收和处理，降低重金属对于城市的污染程度。

篇4

关键词 土壤污染；重金属；有机污染物；植物生长发育

中图分类号 X173 文献标识码 A 文章编号 1673-9671-(2012)101-0209-01

土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一，也是人类生态环境的重要组成部分。伴随着我国工业、城市污染的加剧和农用化学物质种类、数量的增加，我国土壤重金属污染程度正在加剧，污染面积在逐年扩大。

1 土壤污染的来源

我国土壤污染主要有两大来源：一类是自然来源，有些地方本身地质中重金属含量就高（比如长江沿岸）；另一类是人类活动的结果，如：工业和城市“三废”排放，包括污水灌溉和污泥施用，乡镇企业“三废”排放，大气飘尘，农药、农膜和肥料的长期不合理投入。

2 土壤的主要污染物及其对植物的影响及危害

土壤中的污染物超过植物的忍耐限度，会引起植物的吸收和代谢失调；一些污染物在植物体内残留，会影响植物的生长发育，甚至导致遗传变异。土壤污染破坏植物根系的正常吸收和代谢功能，通常同植物体内酶系统作用过程有关。污染物通过土壤途径影响植物的生长和发育，与污染物通过大气或水作用于植物是大不相同的。这种影响既涉及污染物在不均匀的、多相的土壤系统内部复杂的运动过程，又涉及土壤胶体与植物根胶系统之间相互作用。因此，在确定土壤污染对植物生长发育障碍的“阈值”方面，不能制定统一的标准。目前对重金属、微量元素以及有机物污染土壤而造成植物生长发育障碍方面研究较多。

土壤的主要污染物有：重金属；有机污染物。

2.1 重金属污染对植物的影响

重金属污染物多来源于矿山、冶炼、电镀、化工等工业废水。若使用未经处理或处理不达标的污水灌溉农田，就会造成土壤和农作物的污染。重金属对植物的危害常从根部开始，然后再蔓延至地上部，受重金属影响，会妨碍植物对氮、磷、钾的吸收，使农作物叶黄化、茎秆矮化，从而降低农作物产量和质量。水体中重金属对水生生物的毒性，不仅表现为重金属本身的毒性，而且重金属可在微生物的作用下转化为毒性更大的金属化合物，如汞的甲基化作用。重金属和微量元素在土壤中存在着复杂的相互关系，例如铁与铜、锰、镉之间，镉与铜、锌之间存在拮抗作用。此外，影响植物生长发育的还有土壤的pH值、土壤氧化还原电势和土壤代换吸收性能等因素。

2.1.1 重金属污染对植物生长发育的影响

重金属镉是危害植物生长发育的有害元素，土壤中的过量的镉会对植物生长发育产生明显的危害。研究表明镉胁迫时会破坏叶片的叶绿素结构，降低叶绿素含量，叶片发黄，严重时几乎所有的叶片都出现褪绿现象，叶脉组织成酱紫色，变脆，萎靡，叶绿素严重缺乏，表现为缺铁症状。由于叶片受伤害致使生长缓慢，植株矮小，根系受到限制，造成生长障碍降低产量，高浓度时死亡。铅毒害引起草坪植物主要的中毒症状为根量减少，根冠膨大变黑、腐烂，导致植物地上部分生物量随后下降，叶片失绿明显，严重时逐渐枯萎，植物死亡。

植物体内积累过量铬会引起毒害作用。研究表明当土壤中三价铬离子为20～40×10-6时，对玉米苗生长有明显的刺激作用，但达到320×10-6时，则对玉米生长有抑制；六价铬离子为20 ×10-6时，对玉米苗生长具刺激作用，80×10-6时有明显的抑制作用。高浓度铬离子对植物产生严重的毒害作用，当土壤溶液中铬浓度大于10 ×10-6 时，生长稍受影响，25×10-6植物出现褪绿现象，无分蘖（水稻），叶鞘灰绿色，组织开始溃烂，生长受严重影响。

铜是植物体内多酚氧化酶、氨基氧化酶、酪氨酸酶、抗坏血酸氧化酶、细胞色素氧化酶等组分，是各种氧化酶活性的核心元素，与这些酶的电子接受与传递有关。一般禾本科植物对铜元素很敏感，土壤缺铜时植物分蘖数量多但不抽穗，子粒不饱满，叶片失绿，牧草出现白瘟病一样的缺铜症状。过量的铜元素对生长发育产生危害，主要是妨碍植物对二价铁的吸收和在体内运转，造成缺铁病。在生理代谢方面，过量的铜抑制脱羧酶的活性，间接阻碍了NH4+向谷氨酸转化，造成NH4+的累积，使根部受到严重损伤，首先主根不能伸长，常在2 cm～4 cm就停止，根尖硬化，生长点细胞分裂受到抑制，根毛少甚至枯死。

2.1.2 重金属污染对植物细胞分裂的影响

重金属能够损坏细胞结构，干扰细胞的有丝分裂过程，诱导染色体畸变，从而影响植物的生长。关于重金属对植物细胞有丝分裂的研究已有不少研究报道，如：铅并不是植物生长发育的必需元素，当铅被动进入植物根、树皮或叶片后，积累在根、茎和叶片影响植物的生长发育，使植物受害。铅对植物根系的生长的影响是显著的，铅能减少根细胞的有丝分裂速度，这也是造成植物生长缓慢的原因。

2.1.3 重金属污染对植物生理生化的影响

土壤中镉胁迫对植物代谢的影响显著，引起植物体内活性氧自由基剧增，超出了活性氧清除酶的歧化—清除能力时，使根系代谢酶活性降低，严重影响根系活力。何翠屏等的研究表明，随胁迫时间延长，SOD活性也受到影响而急剧下降，从而使其它代谢酶活性受到影响，最终使植物死亡。叶片中叶绿素成为自由基攻击的靶分子，造成叶绿素结构破坏，叶片失绿，严重时使叶片枯萎。

2.1.4 重金属污染对植物矿质营养代谢的影响

重金属胁迫引起植物体对氮、磷、钾等大量营养元素吸收和再运输效率下降，从而导致它们参与体内物质和代谢的异常；钙、镁作为植物所必需的营养元素，在植物体内渗透压调节、代谢平衡维持、物质合成中都有着不可或缺的作用，而重金属的胁迫常会导致它们参与的代谢过程紊乱和功能失调。较高浓度重金属抑制植物体对钙、镁的吸收和转运能力。铁、铜、锌、锰等作为植物的微量元素在体内物质代谢过程中起到重要的作用，它们不仅是植物体某些物质的组分（如Cu， Zn-SOD），而且也在某些生理过程中起催化作用。Cr对作物的矿质养分的吸收和代谢活动具有重要的影响。例如：Cr可以抑制作物对Fe、Zn吸收，而引起叶片失绿；Cr抑制矮菜豆、黄豆等对Zn的摄取，增加水稻对Mn，水稻、黄豆等对Mg的摄取。

2.2 有机污染物污染对植物的影响

造成土壤有机污染的主要原因是向土壤施肥、施用农药、用污水灌溉、在地面上堆放废物，以及大气中的污染物沉降到土壤中。当进入土壤的污染物不断增加，致使土壤结构严重破坏，土壤微生物和小动物会减少或死亡，这时农作物的产量会明显降低，收获的作物体内毒物残留量很高，从而影响食用安全。

3 结论

由于土壤的污染物来源复杂，土壤中重金属不同形态，不同重金属之间及与其他污染物的相互作用产生各种复合污染的复杂性增加了对土壤污染研究的难度。为了防止土壤污染引起植物生长发育障碍，破坏农业生产力，必须对各种污染毒物进行实验室筛选，深入开展土壤－植物系统的生态毒理学研究。

参考文献

[1]何翠屏.环境中重金属污染及对植物生长发育的影响[J].青海草业,2004.

[2]秦天才,吴玉树,王焕校.镉,铅及其相互作用对小白菜生理生化特性的影响[J].生态学报,1994,14(1):46-49.

[3]王慧忠,何翠屏.铅对草坪植物生物量与叶绿素水平的影响[J].草业科学,2003,6:73-75.

[4]廖自基.环境中微量元素的污染危害与迁移转化[M].北京:科学出版社,1989.

作者简介

篇5

关键词 重金属；污染；水产品；巢湖

中图分类号 TS254 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2016）08-0263-02

Abstract Use the wet digestion method to digest Exopalaemon modestus， Cipangopaludina fluminalis， Heemisalanx prognathus Regan and detect heavy metal （Cu，Pb， Cd and Fe） content of them. The results showed that the heavy metal in three kinds of aquatic animals for the distribution of the content of Fe，Cu were higher than Pb and Cd； In the same organization， the content of Cu was the highest，the content of Pb was the lowest； The same biological content of heavy metal in innards than any other organization， shrimp and shellfish shell of heavy metals in the content was higher， the muscle of the heavy metal content was the lowest. Through various levels of heavy metals in body and in the study of distribution， and drew the conclusion that the fish in the Chaohu Lake included very trace amounts of heavy metal， Chaohu Lake aquatic products had mild heavy metal pollution.

Key words heavy metal； pollution； aquatic product；Chaohu Lake

重金属在自然界乃至生命体内都是以极少量存在的，人们把这些在自然生态系统内以低浓度存在的元素称为微量元素[1]。近年来，随着人们生活水平的逐渐提高和对生命健康越来越重视，对于这些微量金属的研究也在不断深入。在现在重金属研究领域中，砷（As）、氟（F）、硒（Se）虽是非金属元素，但在环境污染研究中通常被当作重金属对待，这是因为其化学性质及环境表现行为与其他重金属相似[2]。生物体内的重金属元素可分为必需和非必需两类。必需的微量元素生物体内必不可少，但是当这些金属的含量过高的时候便会对人体有毒害作用。非必需元素对生物体是有毒的，称为有毒元素[3]。重金属进入人体后，能干扰酶的功能，破坏和影响正常的代谢系统，严重威胁人们的身体健康。重金属是典型的难降解、累积性污染物，可通过食物链传递并在生态系统中积累，在某些条件下还可转变为毒性更大的金属有机化合物[4]。美国环保局（EPA）把铜、锌、铅等列入环境优先污染物名单[5]。

巢湖是我国五大淡水湖之一，巢湖盛产银鱼、白虾等水产品。由于被巢湖市、合肥市环抱的特殊地理位置，它成为了江北的“鱼米之乡”。近年来，由于长江上游的污染以及巢湖地方经济的发展，工业“三废”、农业排水和生活污水的排放量正在不断增加，这些排放物可以导致有机污染、无机污染和重金属污染，严重威胁着水生生物的生存和以这些水产品为食的人类的生命健康[6]。 其中重金属的污染会因为生物的富集作用而更加严重[7]。特别是巢湖闸的设立，阻碍了巢湖水系和其他水系的交流，降低了巢湖水系的自净能力，加重了巢湖的污染。目前，国内外学者已对重金属在水生生物体内富集和分布做过一些研究，如Itow等[8]研究了重金属对马蹄蟹步足再生的影响，Svobodova等 [9]研究了重金属汞在11种鱼体内的富集情况，Nogami等[10]研究了食物中的镉对罗非鱼生长发育的影响。关于巢湖市鱼、虾、贝类重金属富集的研究已有不少，如童军华等的《巢湖水体重金属污染评价》[11]。本研究以巢湖银鱼、白虾、田螺作为样品，研究Cu、Pb、Cd和Fe 4种重金属在鱼、虾、贝类体内富集、分布规律，目的是了解巢湖水产品体内重金属含量污染的现状和变化趋势，以期为巢湖重金属污染的监控和防治提供一定的理论依据和参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

银鱼（Heemisalanx prognathus）、白虾（Exopalaemon mod-estus）、田螺（Cipangopaludina fluminalis），所有材料均采于巢湖（表1）。分别在巢湖的四周随机捕捉新鲜的银鱼、白虾、田螺分组后冻存（温度控制在-20 ℃左右）。试验时从冰柜取出样品，室温融化，用蒸馏水冲洗干净，吸水纸吸干水分，用不锈钢解剖刀解剖：取银鱼的鱼肉、鱼鳃，背部两侧肌肉、内脏；取白虾的虾壳和肌肉；取田螺的外壳、肌肉和内脏。装入保鲜袋中，冷冻保存待用[12]。

1.2 试验方法

1.2.1 湿法消解。湿法消解又称湿灰化法或湿氧化法[13]，在适量的样品中加入氧化性强酸，并同时加热消煮，使有机物质分解氧化成CO2、水和各种气体，为加速氧化进行，可同时加入各种催化剂，这种破坏样品中有机物质释放重金属的方法就叫做湿法消化。在本次试验中是对含有大量有机物的生物样品进行消解，所以采用HNO3-HClO4（4∶1）体系的湿法消解。消化管中出现白色烟雾即是消解终点，最后再加适量蒸馏水赶酸。

1.2.2 原子吸收光谱分析。原子吸收光谱法是一种基于物质产生的原子蒸气对特定谱线（通常是待测元素的特征谱线）的吸收作用来进行定量分析的一种方法。以空心阴极灯作为光源，可以发射一定波长的特征光，当特征光通过一定厚度的原子蒸气时部分被蒸气中基态原子吸收而减弱。通过单色器和检测器得到特征光被减弱的程度，即可求得试样中金属离子的含量。本试验需要对Cu、Pb、Cd、Fe 4种重金属进行分析，具体参数见表2。

具体步骤如下：从冰箱里取出样品，称量1～2 g样品于消化管中称重，向每个消化管（设2个空白管）中加入提前配好的硝酸和高氯酸的混合液（4∶1）10 mL后，过夜，并于第2天放入电子控温加热板上，于120 ℃下加热消化。消化过程中如出现炭化现象，需再加入酸混合液[14]。待样品充分消解，大约余下0.5 mL后移下，降到室温。加入少量超纯水，倒入事先准备好的刻度比色管中，用少许超纯水清洗消化管 2～3次，倒入比色管中，定容至10 mL。用AA370MC型原子吸收分光光度计测量样品中的Cu、Pb、Cd、Fe的含量。每个样品测量3次，取其平均值。

2 结果与分析

2.1 高营养级生物内体重金属含量比低营养级生物高

由于重金属在生物体内很难被代谢掉，所以会随着生物体生命的延长而在生物体内富集，因而从理论上来猜测，高营养级生物的重金属含量应该高于低营养级的生物[15]。本试验在处理银鱼的时候有意将个体较大的银鱼分为一组，个体较小的分为一组，结果表明：个体较大的一组体内重金属含量明显高于个体较小的一组（表3）。这是因为银鱼特殊的生活特性决定的，幼小的银鱼主要是以水藻为食，属于低营养级生物，而成年银鱼却是肉食性动物，属于高营养级生物[16]。

2.2 相同的金属在生物体不同组织的含量不同

从表3可以看出，内脏特别是肝、肾、腮中重金属的含量要明显高于其他部位。虾和螺蛳的壳中的重金属含量比其他部位要高。因为肝脏等内脏是生命体代谢的主要场所，重金属的代谢富集过程也是在内脏中进行的。重金属在肝脏和肾脏中的富集主要与重金属诱导肝脏、肾脏中金属硫蛋白的合成并与之结合有关[15]。腮更是大多数水生生物的呼吸器官和过滤器官，直接与外界进行物质交换。鳃的特殊结构有利于水中离子渗透，使鳃成为水生动物直接从水中吸收重金属的主要部位[16]。虾和螺的壳中重金属含量偏高则因为不溶的重金属盐是壳的重要组成部分。

2.3 相同组织不同重金属含量不同

即使在相同的组织相同部位中，不同的重金属含量也不相同（表3）。原因可能是由于这些组织所处的外环境的差异导致的。这种差异性主要表现在外环境中不同重金属含量的不同。当然，相同组织对不同重金属的吸收能力也不尽相同。

2.4 必需元素的含量大于非必需元素含量

重金属盐虽然是很难被生物体分解的，但是并不是完全不能被代谢掉的。在本试验中，必需元素如铜、铁在样品中的含量则远大于其他重金属含量。这是因为铜、铁是生物体的必需元素，这些元素被生物体吸收后直接转化为机体的组分或者参与代谢活动。而非必需元素含量则会因为生物体对重金属有限的代谢作用而降低。因此，才会导致必需元素的含量大于非必需元素的情况。

3 结论

通过对巢湖水产品体内重金属含量的分析，得出巢湖鱼、虾、贝类的重金属污染较轻，但仍然不能忽视。相信随着经济的不断发展，重金属以及其他污染是有可能更为严重，所以要加强防控，防患于未然。此外，在饮食中，尽量不要吃水产品的内脏，特别是肝肾；缩短养殖鱼的生长周期和适量缩短捕捞周期，减少鱼类的富集作用。

4 参考文献

[1] 不破敬一郎.生物体与重金属[M].王子亮，译.北京：中国环境科学出版社，1985：11-14，20，45.

[2] 弗斯特纳U，维特曼GTW.水环境的金属污染[M].王忠禹，姚重华，译.北京：海洋出版社，1988：1-327.

[3] 谢建春.水体污染与水生动物[J].生物学通讯，2001，36（6）：10-11.

[4] 李少著，王桂忠.重金属对日本对虾仔虾存活及代谢酶活力的影响[J].台湾海峡，1998，17（2）：115-120.

[5] 曾丽漩，陈桂珠，余日清，等.水体重金属污染生物监测的研究进展[J].环境监测管理与技术，2003，15（3）：12-15.

[6] 刁维萍，倪吾钟，倪天华，等.水环境重金属污染的现状及其评价[J].广东微量元素科学，2004，11（3）：1-5.

[7] 廖自基.环境中微量重金属元素的污染危害与迁移转化[M].北京：科学出版社，1989：72，165.

[8] ITOW T，IGARASHI T，BOTTON M L，et al. Heavy metalsinhibit limb rege-neration in horseshoe crab larvae[J].Archives of Evironmental Contamil-ation and Toxicology，1998，35（3）：457-463.

[9] SVOBODOV A Z，DUSEKL，HEJTMANEK M，et al.Bioaccumulation of mercury in various fish species from Orlik and Kamyk water reservoirs in Czeck Repu[J].Ecotoxicology and Environmental Safety，1999，43（3）：231-240.

[10] NOGAMI E M，KIMURA CC，RODRIGUES C，et al. Effects of dietary cadmium and its bioconcentration in Tilapia Oreochromis niloticus[J].Ecotoxico-logy and Environmental Safety，2000，45（3）：291-295 .

[11] 童军华，黄祥明，陈勇，等.巢湖水体重金属污染评价[J].安徽农业科学，2006（17）：189-190.

[12] 刘丹赤，邵长明.鱼体内重金属含量测定及其分布状况的研究[J].中国测试技术，2007，33（4）：121-122，132.

[13] 侯天平，王松君，曹林，等.微波消解ICP-AES法检测动物毛被中微量元素的方法研究[J].光谱学与光谱分析，2008，28（8）：1933-1937.

[14] 董绪燕，孙智达，戚向阳，等.武汉淡水鱼中重金属含量分析及安全性初步研究[J].卫生研究，2006，35（6）：719-721.

篇6

1 土壤重金属污染现状

人为活动或自然作用释放的重金属经过物理、化学或生物过程，在土壤中逐渐积累从而造成土壤重金属污染。据统计，全国造成重金属污染的耕地面积已约占全国耕地面积的1/5，其中以Pb、Cd、Hg污染最为严重。

2 土壤重金属污染危害属

（1）对农作物的危害；污染土壤中的重金属通过农作物根系进入作物内，积累到一定程度后会对作物产生毒害。当灌溉水中含 2.5mg/L的Hg时，水稻就发生明显的抑制生长作用，表现为生长矮小，根系发育不良；当Cd含量超过30μmol/L时，小白菜明显抑制生长，表现为株高、主根长度下降、叶面积锐减等。（2）对土壤微生物和土壤酶有影响；重金属对土壤微生物有明显的影响，重金属的增加会减少土壤中微生物的种类和数量。当Hg为0.7mg/Kg、Cd为3mg/Kg、Pb为100mg/Kg、Cr为50mg/Kg时土壤中细菌总数开始下降。（3）对人体有危害；重金属对土壤污染后，人们通过食物链不断摄取有害物质。大脑对Pb、Cd、Br、Al积累较多，胃对As、Se、Si、Pb、Cd积累较多，肺对Sn、Se、Pb、Cr积累较多，骨骼对Pb、Cd积累较多。

3 重金属土壤的植物修复技术

重金属类污染的植物修复技术按其修复的机理和过程可分为植物萃取、植物稳定、植物挥发和根系过滤。

（1）植物萃取；指种植一些特殊植物， 利用其根系吸收污染土壤中的有毒有害物质并运移至植物地上部，通过收割地上部物质带走土壤中污染物的一种方法。植物萃取技术利用的是一些对重金属具有较强富集能力的特殊植物。（2）植物稳定；指利用植物根际的一些特殊物质使土壤中的污染物转化为相对无害物质的一种方法。其中包括了分解、沉淀、螯合、氧化还原等多种过程。（3）植物挥发；是指利用植物根系分泌的一些特殊物质或微生物使土壤中的汞、硒转化为挥发形态以去除其污染的一种方法。如烟草能使毒性大的二价汞转化为气态的汞，洋麻可使土壤中47%的三价硒转化为甲基硒挥发去除。（4）根系过滤；是利用植物根系过滤沉淀水体中重金属的过程。例如水科植物浮萍和水葫芦可有效吸收清除水体中的镉、铜和硒。

4 耐性和超富集植物

耐性植物是指能够适应高含量的重金属土壤环境而生长的一类特殊植物。人们很早就发现某些植物能够生长在重金属含量异常高的土壤上，这些植物无一例外地对重金属具有一定的耐性。大量研究发现，很多耐性植物仅分布于某些重金属含量较高的土壤上，为地方性的物种。如海州香薷、鸭跖草就分布在中国长江中下游铜矿区含铜较高的土壤上。

5 植物修复技术的运用

美国依阿华大学利用杂交杨树修复了位于南达科达州一块受砷污染的土地。该地区有130a的金矿开采历史。试验共种植了3100棵杂交杨树，深入尾矿中达1.6m。通常要加入各种改良剂以改善土壤的物理化学性，促进植物生长，增强植物修复的效果。除了必要的氮、磷、钾肥料外，常用的改良剂包括石灰、磷矿物、铁锰氧化物、粉煤灰、生物活性污泥、猪粪、堆肥、合成锆石等。通常这些改良剂本身可降低重金属在土壤中的活性，在植物稳定中起着重要的作用。

6 植物修复技术的优点和不足

优点：植物修复技术的显著优点是其在工程中可以原位实施，从而减小了对土壤性质的破坏和对周围生态环境的影响，可称是真正意义上的“绿色修复技术”；植物修复技术无需专门作人员 ，因而工程上易于推广和实设备和专业操施；植物修复技术的最大优势是其运行成本大大低于传统方法。

不足：植物修复技术也具有一些自身的不足。主要表现在：超富集植物个体矮小，生长缓慢，修复重金属污染土地需时太长；植物修复土壤只能局限在植物根系所能延伸的范围内，一般不超过20cm土层厚度；超富集植物对重金属具有一定的选择性，难以全面清除土壤中的所有污染物；富集了重金属的超富集植物需收割并作为废弃物妥善处置；异地引种对生物多样性的威胁。

7 展望

植物对重金属的清除效率取决于其耐性、地上部重金属含量、生物量、生长速度及生物富集系数。因此，在修复重度重金属污染时，耐性是一个关键因素。目前植物修复技术大多停留于实验室模拟研究阶段。但必须引起注意的是从实验室获得的超富集植物生物富集系数、最大富集量等并不能简单地换算成实际工程中的植物修复系数和单位面积重金属去除量。因此继续在全球范围内寻找生物量大、富集能力强的超富集植物是超富集植物研究获得突破的选择途径之一。植物修复技术作为一种新的污染治理替代技术业已被证明具有极大的潜力和市场前景，从实验室走向产业化应用还需假以时日。未来研究需从以下方面深入以获得突破：（1）继续寻找和培育新的超富集植物。（2）对超富集植物深入开展有关重金属富集机理的研究，揭示植物超量富集重金属的生态生理过程，为培育高效低选择性的“ 超富集植物”奠定基础。（3）深入研究超富集植物修复污染土壤和水体的过程及其调控机理。

参考文献：

篇7

刘伟强 钟小玉 薛文涛

（河源市清洁生产中心，广东 河源 517000）

【摘 要】重金属污染条件下，植物生产缓慢，主要是根细胞机构受到影响，造成破坏，从而影响植物生产。本文以隔浓度研究说明，重金属污染对根系形态有着强烈的影响。重金属胁迫下，植物根际pH，氧化还原电位，根际分泌物，根际微生物发生改变。

【关键词】重金属；危害；根系；影响

1 重金属污染的现状及危害

重金属是指密度大于5.09/cm3的一类金属元素，其中包括汞（Hg）、镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）、镍（Ni）等多种金属元素。随着工业的发展，采矿和冶炼等“三废”排放、土地城市化、工业化、汽车尾气排放以及农业的集约化经营，土壤和水体中受重金属元素Cd、Pb和Ni等污染日趋严重。据统计，我国目前受重金属污染的耕地面积占全国耕地总面积的16%，每年因土壤污染而损失的粮食产量达1000万吨。不少城市土壤和水体中重金属污染超标率高达50%以上，有些甚至超标浓度高达50多倍。

2 重金属污染对根系形态的影响

重金属污染条件下，植物的根生物量一般会随重金属浓度的升高而下降，本研究结果也显示低浓度的镉处理对梧桐幼苗根生物量影响不大，而随着镉溶液浓度的增加，其根的生长受到强烈影响，生物量迅速减少。而且的根系受到高浓度镉的影响，生长缓慢，15到30 d之间几乎没有任何生长。结合测定时对根系肉眼观察，高浓度处理条件下根系呈现褐色，长时间处理则表现出黑色坏死状。所以推断，高浓度镉溶液条件下，重金属镉破坏了根系细胞的正常结构，造成细胞破裂坏死，从而影响了根的正常发育生长，造成高浓度镉溶液条件下梧桐幼苗根系生物量的减少。高浓度镉处理条件下根系生物量的减少是通过根系的形态变化来实现的。一般的研究结果表明，高浓度重金属胁迫条件下，根的长度变短，根系变小。本试验研究结果也表明，重金属镉处理梧桐幼苗以后，高浓度处理降低根长，导致根体积和根表面积的减少，这可能是因为：在高浓度条件下，镉引起根尖细胞分裂受阻，细胞结构遭到破坏，特别是表皮细胞的崩解脱落导致未成熟细胞的死亡，降低了根对水分的吸收，从而影响了根的正常生理， 造成根系生长受阻。另一方面高浓度镉还强烈抑制了梧桐根尖数的产生和分叉数的形成，从而抑制了整个根系的横向发育，造成高浓度下根系变小的现象。低浓度镉胁迫下对植物根系形态的研究较少，而本研究结果表明，在低浓度镉处理条件下，对根系形态影响更明显。一方面，低浓度（1mg/L）处理组与对照相比，根长并没有太大变化，但是根体积和根表面积却增加显著，可能是因为低浓度时，镉促进了幼苗根系产生较多的根微毛，从而表现出根长不变的情况下根表面积和根体积增加的现象。另外一方面，在低浓度（1mg/L）时，镉对根长的延伸影响不大，但是根尖的数目却明显减少，即低浓度的镉不影响根尖的生长，但影响根尖的发生。这一现象目前还没有很好的解释，有待进一步的研究.而且本研究还发现，重金属镉对梧桐幼苗根纵向生长（根长、根表面积、根体积）发生较大影响的浓度为20mg/L，而对根横向生长（根尖和根系分叉数）的较明显的影响发生在5mg/L时，说明，重金属镉对梧桐幼苗根系的横向生长影响要大于对根的纵向生长方面。其中对根尖的发生在短时间和低浓度上都表现的最为明显（图1）。

3 金属胁迫下的根际pH、Eh特征

3.1 根际pH环境

由于植物根系的作用根际pH状况明显不同于土体，其变化范围可高于或低于土体 1-2单位。 不同植物种类之间根际pH的变化存在很大差异，禾本科植物对氮肥的形态比较敏感，吸收铵态氮则根际pH下降，吸收硝态氮则根际pH上升。 而一些豆科植物不论是吸收铵态氮还是硝态氮， 都会导致根际pH下降。荞麦的表现又有所不同，其体内似乎有一种自动调节根际pH变化的机制： 当根系吸收硝态氮时 ，先使根际pH升高，上升到一定程度时又迅速下降，以保持根系生长的最适pH条件。对一些耐低营养的基因型植物的研究发现，在养分贫瘠的条件下，植物根系往往分泌出大量的有机酸，使得根际环境酸化，从而使根际铁、磷等养分得到活化。阴阳离子吸收的不平衡是造成根际的pH变化的主要原因。此外，肥料的类型、土壤缓冲性能、根系呼吸和微生物代谢产生的CO2等也将对根际pH产生一定的影响。

研究发现，重金属环境胁迫对根际pH也将产生较大的影响。 Kennedy等（1986）的研究表明，Cd对根系透根电位（transroot potential）和根系H+分泌存在抑制作用，在培养液中50μmol・L -1的 Cd2+能使质子泵受抑60%（Hynes，1990），而根系质子的原初主动分泌（质子泵）为细胞膜上的ATP酶所催化，是阴阳离子透过质膜的次级运转的动力来源（Hynes，1990），这表明了Cd等重金属可通过影响根系对阴阳离子的吸收平衡来影响根系代谢，进而影响根际环境特征。根际pH环境的变化，将直接或间接地对重金属在根际中的固定和活化状况产生影响，同时也是植物对重金属抗性的重要机理之一。禾本科植物在缺铁胁迫下可诱导根系分泌质子作用加强，造成根际pH下降，铁元素得到活化，但与此同时，也提高了根际重金属的迁移活化性能，使得重金属的毒性增强。Chen等（1992）的研究发现随着黄棕壤根际pH的提高或红壤根际pH的下降，根际土对Cd的吸附也将相应地增强或减弱。周建华等对大麦不同品种耐铝性与溶液pH的研究发现，同样的氮素供应条件下，耐性大麦品种根际pH水平高于敏感性品种，研究认为具有较高耐铝性的大麦品种对铝的抗性的获得与其根际pH的自动调节机制有很大关系。就一般重金属而言，pH的降低可导致碳酸盐和氢氧化物结合态重金属的溶解、释放，同时也趋于增加吸附态金属的释放。因此，根际的酸化将导致重金属的活化，使其毒性增强，反之pH的增加，则有利于重金属的固定，使其迁移能力降低，毒性减弱。但类金属砷的情况有所不同，其在溶液中常呈阴离子态存在，当pH在强酸或强碱的条件下，溶解度反而增加。这些形态上的改变，都将影响其活性，并进一步影响其在土壤-植物系统中的迁移转化状况。

3.2 根际氧化-还原状况

在植物根系的作用下，根际氧化-还原状况与土体存在显著差异。研究表明，由于根系和微生物的呼吸作用以及根系分泌物中的还原物质的作用，旱作植物的根际氧化-还原电位一般可低于土体50-100mV。植物类型的差异、生育期的不同以及营养元素状况对根际的Eh都将产生一定的影响。水稻由于其根系特殊的泌氧功能，使得根区的氧还电位和溶解氧浓度始终高于根外土壤。根际环境的 Eh条件对重金属的形态转化和毒性具有重要的影响。许多重金属如Cr、As、Hg等，在环境中均以多种价态存在，而不同价态的重金属其毒性差异可以很大。如在含砷量相同的土壤中，水稻易受害，而对旱地作物几乎不产生毒害。这主要是由于渍水条件下，土壤呈还原态环境，而旱地土壤Eh则较高，在淹水条件下存在的还原态As3+比氧化态As5+易溶 4-10倍，其毒性也显著高于As5+。Shuman等（1997）的研究表明，由于水稻根际中高Eh环境，使得根际铁锰氧化物增加，从而降低了根际Zn有效态浓度。对一般的重金属元素的研究认为，在还原条件下可增强重金属的固定作用，这主要是由于Cd、Zn、Ni、Co、Cu、Pb等重金属都能与还原条件下的S2-形成难溶性的硫化物，使它们的迁移性和生物可给性降低，从而大大减轻了重金属的生物毒性。

4 重金属胁迫条件下的根系分泌物

一般认为，植物在重金属胁迫条件下，可以通过调节根泌物的组成来改变根际状态以适应外界环境。如在铝胁迫条件下，耐铝作物根际有机酸的积累增加，以缓解铝的毒害。Hue等以棉花为指示作物进行解毒实验，认为有机酸的解毒能力与OH/COOH在主碳链上的相对位置有关。并将有机酸分为三种类型：柠檬酸为强解毒型，苹果酸为中解毒型，乙酸、乳酸为弱解毒型。但近来也有相反的结论认为根系低分子的有机酸对重金属具有增溶的作用，从而增强了重金属在作物中的富集。此外，一些根系分泌物（主要是高分子凝胶物质）能对重金属产生吸附、络合作用，从而使其固定，减轻其生物毒性，被认为是重金属向根系迁移的“过滤器”。胡红青等人用砂培法研究了不同铝浓度的营养液处理后，小麦根系分泌氨基酸和糖类的种类和数量的变化。结果表明，铝胁迫下小麦根细胞膜受到损害，透性增加，并引起植物体内碳氮代谢紊乱）。一些研究表明，重金属的胁迫使得根系游离脯氨酸的分泌量增加，并认为这是重金属根际解毒的机制之一，但这一理论还有待于进一步证实。由此可见，根系分泌物对重金属的根际形态转化起着重要的作用。但由于根泌物对重金属的影响并不只是简单的化学反应。根系的分泌作用也在积极的改变着微生物的活动状态、土壤的理化性质，而这些变化反过来又进一步影响重金属在根际环境中的迁移和转化。

5 根际微生物效应

在植物根际，由于有较高浓度的碳水化合物、氨基酸、维生素和其它生长因子的存在，使之成为微生物活动旺盛的区域。研究表明，根际中微生物的数量一般为非根际的5-40倍左右（王建林，1993）。这些微生物的活动对根际土壤性质的改变、养分的有效性以及重金属的固定活化等都具有重要的影响。

重金属对微生物效应的研究由来已久，Hosfall总结出金属阳离子的毒性顺序：Ag>Hg>Cu>Cd>Cr>Ni>Co>Zn。并指出这种顺序可因生物种类的不同而略有差异。通过研究，人们发现重金属的毒性还与其与蛋白质中巯基亲合力的大小有关。事实上两者顺序非常相似，即Hg≌Ag>Cu>Pb>Cd>Zn。Khan等（1998）人的实验结果表明Cd、Pb、Zn的加入导致了红壤中微生物生物量的显著下降，其生物毒性依次为Cd>Zn>Pb。

【参考文献】

[1]李俊梅，王焕校.镉胁迫下玉米生理生态反应与抗性差异研究[J].云南大学学报：自然科学版，2000，22（4）：311-317.

[2]常学秀，王焕校，文传浩.Cd2+，A13+对蚕豆胚根根尖细胞遗传学毒性效应研究[J].农业环境保护，1999，18（1）：1-3.

[3]白嵩，李青芝，白岩，等.水体镉污染对水稻种苗初期生长的影响[J].吉林农业大学学报，2003，25（2）：128-130.

[4]段昌群，王焕校.重金属对蚕豆的细胞遗传学毒理作用和对蚕豆根尖微核技术的探讨[J].植物学报，1995，37（1）：14-24.

[5]彭鸣，王焕校.镉、铅诱导的玉米（Zea mays L）幼苗细胞超微结构的变化[J].中国环境科学，1991，11（6）：426-431.

篇8

关键词：活性污泥 厌氧污泥 重金属污水处理 微生物

Study and Development of Activated-Sludge Treatment of Heavy Metal-Containing Wastewater

Abstract：The effects of activated-sludge treatment of heavy metal-containing wastewater are discussed in respect of different types of activated sludge and treatment of different heavy metals．The mechanisms of activated-sludge treatment of heavy metal-containing wastewater are analyzed，with possible ways put forward to improve the treatment capability of activated sludge，which provide some references for the improvement and perfection of the study of activated-sludge treatment of heavy metal-containing wastewater．

Key words：activated sludge; anaerobic sludge; treatment of heavy metal-containing wastewater; microorganism

传统上处理重金属废水的方法主要是物理化学法，如吸附法、离子交换法、化学沉淀法、膜分离法、氧化还原法等，但这些方法都具有二次污染严重，处理成本高等问题。近年来人们开始为重金属废水的处理寻找新的方法。过去人们普遍认为活性污泥法不宜用来处理重金属废水，因为重金属废水中有机物质较少，而且重金属对污泥中的微生物有很强的毒害作用。但近年的研究结果表明，通过改造现行的活性污泥法可以处理重金属废水[1-2]。活性污泥法处理重金属废水主要是利用活性污泥中的细菌、原生动物等微生物与悬浮物质、胶体物质混杂形成的具有很强吸附分解能力的污泥颗粒来完成的。目前研究主要集中在活性污泥对重金属吸附能力以及活性污泥处理重金属废水的机理等方面。本文旨在通过对活性污泥处理重金属废水的工艺现状及其机理的分析，提出一些能提高活性污泥处理能力的切实可行的途径，为该方法的进一步研究和推广应用提供参考。

1 活性污泥对重金属废水的处理

不同的活性污泥体系对重金属的去除效果和机理都不尽相同，选择一个适应范围广、抵抗重金属能力强的污泥体系是当前研究的重点之一。

1.1 不同类型活性污泥的处理效果

活性污泥可分为厌氧污泥和好氧污泥。好氧污泥主要利用生物絮凝和细菌分泌的胞外聚合物吸附—螯合重金属，因为好氧污泥含有的胞外聚合物和所带负电荷均高于厌氧污泥，所以好氧污泥比厌氧污泥更易形成絮凝体，去除水中的重金属。厌氧污泥主要利用细菌分解产物沉淀重金属。本人对好氧污泥和厌氧污泥处理含铬废水进行了比较，通过两个月对污泥的驯化，厌氧污泥可以处理Cr(Ⅵ)的质量浓度为600mg／L的废水，而好氧污泥只能达到100mg／L左右，这主要是因为厌氧条件下，Cr(Ⅵ)被细菌产生的强还原性物质硫化氢还原成Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅲ)以氢氧化物的形式从水中沉淀去除，而在好氧条件下，污泥中的氧化还原电位高，Cr(Ⅵ)不易被还原。

此外，不同类型的污泥吸附重金属的效果也不尽相同。E．Bux等[3]，对剩余活性污泥和消化污泥吸附锌作了对比研究。当处理锌的质量浓度为1 200mg／L的废水时，剩余活性污泥与消化污泥各自的最大吸附量为22.65和16.8mg／g，剩余污泥吸附锌的能力要强于消化污泥，同时随着锌浓度的提高剩余污泥的吸附总量也提高了，这是因为剩余污泥比消化污泥具有更高电负性。

1.2 活性污泥对不同重金属的去除效果

不同重金属对活性污泥的毒害机制是不同的，这就决定了活性污泥对其去除效果的差异性。

1.2.1 锌

B．W．Atkinson等[4]研究了剩余活性污泥处理电镀废水，该电镀废水中主要含有110mg／L锌，同时还含有少量的Cu2+，Cd2+，Ni2+，Cr3+和Cr6+户，其研究结果表明活性污泥对锌的去除率高达96％，其他金属平均去除率均为80％以上。马晓航等[5]，研究了用SRB(硫酸盐还原菌)处理含锌废水的活性污泥床工艺及影响运行的主要因素，该工艺可在进水COD和锌的质量浓度分别为320mg／L与100mg／L时有效运行，有机物和Zn2+的去除率分别达到73.8％和99.63％。在水力滞留时间降至6h时，Zn2+的去除率仍可达94.55％。进水Zn2+的质量浓度低于500mg／L时装置可以稳定运行，而当质量浓度达到600mg／L时，硫酸盐还原菌受到Zn2+的明显毒害，去除效果显著降低。

1.2.2 铅

王士龙等[6]利用活性污泥对含铅废水进行了研究。结果表明，当废水pH值控制在4-9范围内，ρ(Pb2+)小于100mg／L，铅与活性污泥的质量比为1：300时，铅的去除率均在99％以上，而其它酸度范围去除率均较低。

1.2.3 铬

王士龙等[7]还利用活性污泥处理含铬废水，当Cr(Ⅵ)在20mg／L以内的电镀废水，pH值控制在3—10之间时；其去除率达到95％以上。

Song等[8]研究了硫酸盐还原菌处理含铬废水的能力。在厌氧条件下，硫酸盐还原菌可以还原130mg／L Cr(Ⅵ)，同时还可降解废水中的硫酸盐。

当前的研究情况表明，活性污泥几乎可以应用到所有重金属废水的处理中，其中以培养含有SRB的厌氧活性污泥最具有发展潜力，这与其能同时处理多种重金属和硫酸根的特点有关。

2 活性污泥法处理重金属的机理

活性污泥处理重金属废水机理很复杂，通常认为活性污泥对重金属的作用包括沉淀，吸附和胞内吸附等。

2.1 重金属的沉淀机理

重金属的沉淀主要是利用污泥中微生物新陈代谢产物与重金属离子直接生成难溶性的沉淀，或将重金属还原后再生成难溶性的沉淀，从而达到从水相去除的目的。用SRB处理重金属废水是近年发展很快的方法。其原理是利用SRB在厌氧条件下产生的H2S和废水中的重金属反应，生成金属硫化物沉淀以去除重金属离子。Van等[9]研究以蔗糖作为有机源，利用SRB还原硫酸根，去除重金属铜，铅等重金属离子，从而提出以下的反应过程：

①产酸菌将复杂有机物质分解生成氢和简单有机酸，如丙酸、乙酸等。

②SRB利用氢作为电子供体将硫酸根还原成负二价硫。

③负二价硫与重金属离子生成难溶于水的金属硫化物。

当前对利用氢作为电子供体的SRB的研究比较多，但对其它类型SRB的研究则相对较少。加上影响SRB对硫酸根作用的因素众多，这就使对SBR处理重金属机制的研究变得复杂和艰难。目前研究还仅限于对单一菌种，多种细菌共存的体系还未见报道。研究多种细菌共存对处理效果影响以及其作用机制将是下一步研究的重点。

2.2 重金属的吸附机理

重金属的吸附是通过利用微生物本身结构或其分泌物和代谢产物来实现的，如动胶菌、蓝细菌等能够产生胞外聚合物(ECP)，如多糖、糖蛋白、脂多糖等。革兰氏阴性细菌分泌的胞外聚合物是由脂多糖、荚膜多聚糖和其他的蛋白质等组成。这些分泌物在细胞表面上易于脱落。革兰氏阳性细菌所分泌的则是由脂磷壁酸、多聚糖和游离蛋白质组成。这些胞外聚合物含有大量的阴离子基团，如羧基、磷酰基、硫酸根等易与金属离子结合。天然多聚糖上阳离子能与水辫液中二价重金属离子进行离子交换，如藻酸盐中K+，N a+，Ca2+，Mg2+就能够与相应的阳离子如Co2+，Cu2+，Cd2+和Zn2+进行交换，从而达到生物吸附重金属的目的。Aksu等[10]还通过实验证明了C.Vulgari和Z.Ramigera是通过细胞壁的多聚糖上氨基和羧基与金属之间韵吸附和配位作用来吸附铜的。但生物吸附机理仍不是十分清楚，当前对其比较有影响的解释是巴斯韦尔，麦金尼等所提出的粘液学说和含能说。

2.3 重金属的胞内积累机理

一般金属离子要进入细胞体必须经过胞外结合与运输到胞内两个步骤[11]，前者迅遗且不需能量，后者缓慢并依赖能量及代谢系统调空。由于大部分的重金属对微生物都有害，所以很难研究高浓度下重金属的吸附机理。通常认为重金属进入细胞膜的传送机制与代谢作用必须的离子钾、镁、钠的相类似。但当有时相同电荷和离子半径近似的重金属离子共存时，这种传送系统就可能会将这几种共存金属同时传人到细胞体内，使细胞新陈代谢功能出现障碍。如Cr(VI)在pH=7-9范围内主要以CrO42-的形式存在。而CrO42-，硫酸盐和磷酸盐结构相似，较易经过一般阴离子的传输渠道穿过细胞膜。在有还原性质物质存在的条件下，Cr(Ⅵ)作为电子受体，在酶的作用下，进行细胞内还原。

3 活性污泥法的改进

活性污泥处理高浓度的重金属废水是一种全新的处理方法。在过去的二十多年里，人们研究集中在微生物处理重金属的机制、优化活性污泥处理重金属废水的工艺参数等方面。但由于研究还不够透彻，使活性污泥应用受到了限制。如何提高活性污泥法的应用范围，提高活性污泥的处理效果，降低活性污泥法的生产成本，可以从以下几个方面进行改进。

3.1 改变活性污泥的形态

将絮状活性污泥培养成颗粒污泥，为微生物提供一个稳定的微生态系统，有利于微生物抵抗高浓度的重金属离子；颗粒污泥形成有利于细菌对营养的吸收；颗粒污泥能维持一个相对稳定的微环境，有利于抵抗废水的突变[12]。

3.2 生物强化技术

生物强化技术是通过向废水处理系统中直接投加H-自然界中筛选的优势菌种或通过基因重组技术产生的高效菌种，以改善原处理系统的能力，达到对某一种或某一类有害物质的去除或某方面性能的优化目的。其实现需要三个步骤：①高效菌种的获得；②高效菌种在投加系统中保持及活力的表达；③对目标物的有效去除或原系统性能的有效改善。生物强化技术有利于减少活性污泥的驯化时间，增强活性污泥处理效果，并可以根据废水特性有选择性地投加特定菌种，从而使活性污泥适应能力显著增强。但目前主要是针对单一菌种处理重金属效果的研究，对复合功能菌的研究较少。复合功能菌借助不同菌种之间相互协调共生，有利于增强茁群整体对于环境的抵抗能力，保持在系统中的活力，提高与系统中固有菌对营养物的竞争能力，从而保证强化技术有效实施。

3.3 促进微生物胞外聚合物(ECP)的分泌

活性污泥形成过程是先由细菌形成菌胶团，再进一步絮凝成活性絮凝体，絮体的形成和细胞产生的胞外聚合物有很大关系。细菌产生的胞外聚合物越多，絮凝聚合作用就进行得越快。胞外聚合物的形成与细菌的生长阶段有关。在细菌生长对数期，细菌开始絮凝，到稳定生长期时，胞外聚合物大量形成。

目前对微生物产生ECP的机制和生物絮凝过程研究不是十分清楚，针对提高分泌ECP能力的研究还处于试验探索阶段，这一方面研究还有待于进一步加强。

4 结语

活性污泥法处理重金属废水具有成本低，环境友好等优点，是一种较有发展前途的方法。但活性污泥法尚有许多的不足之处，如利用沉淀机制处理重金属废水，则剩余活性污泥需要进行再处理回收其中的金属成分。当前活性污泥法大多还处在实验室和中试阶段，进行了大规模工业应用的研究成果还很少，若想在此领域有所突破，还必须加强在生物强化技术等方面的研究，同时提高工业过程和设备自动化水平。

参考文献：

[1] Ncueld Ronsld D，Hemann Edward R．Hcavy metal removal by acclimated activated sludge [J]. JoumalWater Pollution Control Federaton， 1975，47(5)：310-329．

[2] Lo Shang-Lien，Lin Chi-Ying. Adsrption of heavy metals from wastewater with waste activated sludge[J]．Transactions of the Chinese Instiute of Engineers，Series A，1989，12(4)：451-461．

[3] F Bux，BAtkinson，H C Kasan． Zinc biosorption by waste activated and digested sludges[J]．Wat Sci Tech，1999，39(10)：127-130.

[4] B W Atkinson，F Bux，H C Kasan．Bioremediation of metal-contaminated industrial effluents using waste sludges [J].Water Science Technology，1996，34(9)：9—15．

[5] 马晓航，华尧熙，叶雪明．硫酸盐生物还原法处理含锌废水[J]．环境科学，1995，16(4)：20—21．

[6] 王士龙，张虹，朱孔秀，等．用活性污泥处理含铅废水的试验研究[J]．材料保护，2002，35(4)：53—56．

[7] 王士龙，张虹，孙作杰，等．用活性污泥处理含铬废水的试验研究[J]．贵州环保科技，2000，(3)：32-36．

[8] Song，Piak，Shin．Influence of electron donor and toxic materials on the activity of sulfate reducing bacteria for the treatment of electroplating wastewater[J]. Water science and Fechnolog， 1998，38(4): 187-194.

[9] Van Lier J， Lettinga G， High rate thermophilic anaerobic wastewater treatment in compartmentalized upflow reactors [J]. Water Science and Technology， 1994，30(6): 251-261.

[10] Aksu Z， Sag Y， Kutsal T. The Biosorption of copper(II)by vulguris and ramigera [J]. Environ Technol，1992， 13 (3): 579-590.

篇9

关键词 路面径流 重金属 来源 分布

0 引言（Introduction）

随着城市化进程的快速发展，城市成为人类活动最为强烈的地区。而且随着科学技术及环保措施的提高，城市面源污染却日益严重。其中地表径流成为仅次于农业面源污染的第二大面源污染；路面径流是地表径流中污染最严重的部分。甚至美国环境保护署（ EPA） 把城市地表径流列为导致全美河流和湖泊污染的第三大污染源。城市路面径流进入受纳水体是导致水体水环境恶化的主要原因之一。此外，城市化进程的提高促使城市的交通事业飞速发展，交通的频繁活动导致路面径流携带的污染物越来越多，除了颗粒物、有机物、营养盐等常规污染物外，有毒有害的重金属也日益增多，严重影响我国的生态和环境。重金属与有机物不同，不易降解，容易在生物体内富集，导致重金属污染持久，难以治理；长期会通过食物链的传递到人体，并在人体内富集，对人体产生毒害作用。国外对路面径流中重金属污染的研究方兴未艾，国内也有相关报道，探明重金属的特性非常必要，可为解决城市路面径流重金属对环境的污染提供科学依据。

1 路面径流中重金属的主要来源

在城市路面上，主要活动的是机动车辆。城市路面径流中的重金属主要来源于公路沥青、轮胎、燃料、尾气、制动器、车体、油等各方面。

研究表明：路面径流中Pb、Zn、Cd、Cr、Cu、Ni的污染非常严重，其中Zn来源于轮胎磨损、油泄漏、防腐镀锌汽车板的脱落。Pb主要来源于含铅汽油的燃烧、刹车片及车漆脱落。Cr来源于用于汽车构件的各种合金。Ni来源于汽车尾气、刹车片及引擎的磨损和公路沥青。Cd盐主要作为含锌添加剂的杂质 ，因此Cd主要来源于轮胎磨损和油泄漏。Cu污染物主要来源于刹车里衬的磨损。

探明了路面径流中重金属的来源后可以采取有效措施减弱重金属的污染。

2 路面径流中重金属的分布及赋存形态

目前，有毒有害重金属的分布及形态已经成为研究的热点，国外研究说明路面径流中的重金属与颗粒物有显著地相关性，尤其与细颗粒（

对这一现象有两种解释：

（1）是因为细颗粒本身的比表面积大，能吸附更多的重金属；

二是因为细颗粒物上附着着细小的有机物，有机物对重金属的吸附能力也很强。

北京城区北三环的研究表明：路面径流中的重金属主要附着在

重金属在径流中的赋存状态有颗粒态和溶解态，但颗粒态和溶解态的比重不同。如，Pb主要以颗粒态存在，而Zn、Cu、Cd主要以溶解态存在。分析清楚重金属与细颗粒物之间的相关关系，就能够理清重金属在路面径流中的赋存形态及分布特征。

3结论

（1）路面径流中重金属主要来源于公路沥青、轮胎、燃料、尾气、制动器、车体、油等各方面。

（2）路面径流中的重金属赋存状态分为颗粒态和溶解态，重金属与细颗粒物之间的相关关系显著；重金属的浓度分布呈现偏态分布。

参考文献

[1] 孟飞，等.上海中心城区地表灰尘与土壤中重金属累积及污染评价[J].华东师范大学学报：自然科学版，2007（4）.

[2] 左小俊，傅大放，李贺.高速公路路面径流沉降过程中重金属去除特性[J].环境科学学报.2009，29（12）.

[3] 李立青，尹澄清，何庆慈，孔玲莉.武汉市城区降雨径流污染负荷对受纳水体的贡献[J].中国环境科学，2007，27（3）.

[4] 陈莹，赵剑强，胡博.西安市城市主干道路面径流污染及沉淀特性研究[J].环境工程学报，2011，5（2）.

篇10

关键词：农业土壤；镉；危害；污染途径

中图分类号：S156 文献标识码：A DOI 编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2016.12.023

Analysis of Cadmium Pollution in Agricultural Soils and Analysis of its Aay of Pollution

PANG Rongli， WANG Ruiping， XIE Hanzhong， GUO Linlin， LI Jun

（1. Institute of Zhengzhou Pomology， CAAS/ Laboratory of Quality & Safety Risk Assessment for Fruit（Zhengzhou）， Ministry of Agriculture， Zhengzhou， Henan 450009， China）

Abstract： The rapid development of industry and agriculture of our country， caused different degrees of pollution on soil environment， especially the problem of cadmium pollution has attracted global attention. The article analyzed the current status of soil cadmium pollution and the harm of cadmium pollution in soil， and pointed out the evaluation indexes of cadmium in soil environment， and summarized the main ways of cadmium pollution in soil， and put forward the suggestions for reducing cadmium pollution in soil. This will better promote the development of soil remediation and treatment technology of cadmium contaminated soil.

Key words： agricultural soils； cadmium； harm； pollution way

土壤是生态环境的重要组成部分，也是人类赖以生存的物质基础。然而，随着我国工农业的快速发展，矿产资源的不合理开采，以及农业生产中污水灌溉、化肥的不合理使用、畜禽养殖等，导致了土壤重金属的污染逐步加剧。镉是环境中毒性最强的5毒（汞、铅、镉、砷、铬）元素之一，同时由于镉在土壤中不易迁移，镉对土壤的污染基本上是一个不可逆转的过程，土壤一旦受到镉污染就很难恢复，对镉污染土壤及修复的研究目前是土壤环境研究的热点[1-2]。

本研究拟从土壤镉污染现状及评价指标、土壤镉污染的危害及我国对植物性食品中镉的规定、土壤中镉污染的主要途径等方面着手，全面分析农业土壤中镉污染来源及其危害性，并对减少土壤中镉污染途径提出建议，以期为更好地推动重金属镉污染土壤的修复与治理技术研究提供参考依据。

1 我国土壤镉污染现状及评价指标

1.1 土壤镉背景值

土壤背景值是指在未受或受人类活动影响小的土壤环境本身的化学元素组成及其含量。自然土壤中的镉主要来源于成土母质，全世界土壤中镉的含量一般在0.010～2.000 mg・kg-1，中值为0.35 mg・kg-1。由于我国不同区域地球化学条件差异显著，在我国各区域土壤中镉背景值差异较大，土壤中镉背景范围为0.001～13.400 mg・kg-1，中值为0.079 mg・kg-1，算术平均值为0.097 mg・kg-1，低于日本（0.413 mg・kg-1）和英国（0.62 mg・kg-1），95%置信度的置信区间为0.017～0.330 mg・kg-1 [3]。

1.2 土壤镉污染现状

现代农业技术的快速发展以及含重金属的化肥、农药等的大量使用，导致土壤重金属污染日益严重，这不仅使土壤肥力、农产品产量和品质下降，而且重金属元素通过在农作物中的富集而影响农产品食品安全，从而间接危害人体健康。据统计，我国镉污染农田超过1.3万 hm2，涉及11个省市的25个地区[4]，并且部分地区的镉污染已相当严重。2014年4月17日环境保护部和国土资源部联合公布了全国土壤污染调查公报，公布了我国首次全国土壤污染状况调查结果。公报指出，我国土壤环境状况令人堪忧，镉等重金属污染问题相对比较突出，从污染分布情况看，南方土壤污染较重，北方土壤污染相对较轻，西南、中南地区土壤重金属超标范围较大，长江三角洲、珠江三角洲、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题也较为突出。镉含量分布呈现出从东北到西南、从西北到东南方向逐渐升高的态势，镉点位超标率为7.0%，其中，轻微污染、轻度污染、中度污染、重度污染的比例分别为5.2%，0.8%，0.5%，0.5%。我国地质调查局的《中国耕地地球化学调查报告（2015）》显示，我国有232万hm2重金属中重度污染或超标耕地。

1.3 土壤镉评价指标

评价指标的选择是土壤环境质量评价的关键，现行《土壤环境质量标准》（GB 15618―1995）将土壤各污染物限量值分为三级：一级标准是为保护区域自然生态，维持自然背景而设置，镉限量值为0.2 mg・kg-1；二级标准是为保障农业生产，维护人体健康而设置，镉限量值在pH值7.5时为0.6 mg・kg-1；三级标准是为保障农林生产和植物正常生长而设置的土壤临界值，镉限量值为1.0 mg・kg-1（pH值>6.5）。此外，我国农业行业标准《无公害农产品 种植业产地环境条件》（NY/T 5010―2016）规定，土壤污染物镉为基本指标，具体限量值应符合国家标准GB 15618的要求；《绿色食品 产地环境质量》（NY/T 391―2013）规定，镉限量值均为0.30 mg・kg-1（pH值≤7.5）和0.40 mg・kg-1（pH值>7.5）。

2 土壤镉污染的危害及我国对植物性食品中镉的规定

2.1 土壤镉污染对植物生长的危害

镉在土壤中具有移动性差、毒性强的特点，因而，重金属污染土壤之后，就有可能导致重金属等有害物质在农作物体内富集[5-6]。镉不是植物生长所必需的营养元素，当镉进入植物体内并积累到一定程度时，就会通过影响植物的生长发育、抑制植物的呼吸作用和光合作用、减弱植物体中的酶活性[7-8]、降低植物可溶性蛋白和可溶性糖的含量等途径来影响植物的产量、品质和安全，从而间接地危害人类的健康[9-10]。

2.2 土壤镉污染对人体的毒害作用

镉不是人体所必需的元素，主要通过影响人体的心血管系统而使人体免疫力下降。镉属于肺癌的致癌物之一，同时其还是典型的环境激素类物质，对人类生殖系统造成损伤，对胚胎发育也有一定的毒性。

2.3 我国农产品中镉的限制

我国国家标准《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762―2012）中规定了和土壤相关的植物性食品中污染物镉的限量指标。

3 土壤中镉污染的主要途径

土壤中镉的自然来源主要是岩石和土壤的本底，人为来源主要是人类工农业生产活动造成的污染。

3.1 交通运输

公路源重金属对公路旁植物污染来说是主要的污染源，通过对路边重金属沉降种类相关分析表明，路边的交通造成的污染主要有铅、镉、锌等重金属。铁路旁镉、铅污染主要归结于货物运输（包括冶炼物质、煤炭、石油、建材、矿建等各种大宗工业物资）、火车轮轴以及车辆部件的磨损、牵引机车的废气排放等[11]。公路、铁路两侧土壤中的镉污染程度与距离路基的距离、交通流量、通车时间长短等有一定的相关性。全国土壤污染调查公报（2014年）显示，在调查的267条干线公路两侧的1 578个土壤点位中，超标点位占20.3%，主要污染物为铅、锌、砷、镉和多环芳烃，一般集中在公路两侧150 m范围内。符燕[12]2007年研究表明，在陇海铁路郑商段路两侧300 m范围内，表层土壤中重金属含量明显高于我国潮土中镉背景值，综合污染指数为重污染，基本与距铁路的距离呈负相关，离铁路越近，污染指数越大。罗娅君等[13]2014年对成绵高速公路特征路段两侧土壤重金属污染特征及分布规律进行研究时发现，在分析路段范围内Cd单项污染指数介于2.2～4.35，平均为3.18，污染等级为重度污染。陈黎萍等[14]研究表明，在川中丘陵区铁路沿线附近土壤中，镉总量较高，其化学形态主要以酸可交换态和可还原态为主，残渣态含量很低，说明在铁路沿线附近土壤中镉的生物活性和可迁移性较强。

3.2 农业投入品的使用

含镉肥料主要指磷肥以及一些可以用于农业生产的含镉生活垃圾为原料生产的肥料，大量长期施用会造成不同程度的农田镉污染。生产磷肥的原料是磷矿石，磷矿石中除了含有一些营养元素外，同时也含有较高含量的镉。资料显示，磷肥中的镉含量因原料产地不同而有很大差异，加拿大为2.1～9.3 mg・kg-1，瑞典为2～30 mg・kg-1，荷兰为9～60 mg・kg-1，澳大利亚的磷肥镉含量高达18～91 mg・kg-1，美国为734～159 mg・kg-1，我国的磷矿含镉大多较低，所以磷肥的镉含量也较低，如广州市施用的磷肥镉含量为2～3 mg・kg-1 [15]。王美等[16]对肥料中重金属含量研究结果表明，过磷酸钙中镉含量高于钙镁磷肥，这与生产原料、生产工艺等有关，这些磷肥的大量长期施用必将导致土壤镉含量的积累。马耀华[17]1998年研究结果显示，上海地区的一些菜园土施肥前土壤中Cd的含量为0.134 mg・kg-1，施肥后上升到0.316 mg・kg-1。美国某橘园土壤Cd含量为0.07 mg・kg-1，连续施用磷肥36年后，土壤Cd含量高达1.0 mg・kg-1。由于长期施用含镉磷肥而导致了土壤中Cd的积累，同时增加了植物中Cd的质量分数[18]。因此，含镉磷肥被认为是农田镉污染的重要来源。

以畜禽粪便等为原料堆制成的有机肥中也含有较高的镉等重金属，长期连续施用也将造成土壤镉污染[19]。潘霞等[20]研究了畜禽有机肥对典型蔬果地土壤剖面重金属分布状况，指出施用猪粪、羊粪、鸡粪3种畜禽有机肥均可使重金属在土壤剖面呈现表聚现象，以设施菜地最为突出，Cd和Zn积累较为明显。叶必雄等[21]研究结果表明，牛粪集中施用区土壤剖面中Cd，Ni，Cu，Pb，Cr等重金属存在较为明显的淋溶下移性，长期施用不同畜禽粪便的不同土壤剖面Cd，Pb，Cr，Ni等含量变化差异明显。董志新等[22]在分析沼气肥养分物质和重金属含量差异时指出，沼渣有机质和养分含量较高，是营养元素种类齐全的优质有机肥料，但沼气肥中也含有一些重金属元素，农业利用有可能因植物富集而影响农产品食品安全。

农用塑料薄膜在生产过程中用到热稳定剂，而热稳定剂中又含有重金属镉，因而，随着塑料大棚和地膜覆盖技术的大量应用，在对低温季节和干燥地区的农业生产起到极大促进作用的同时，也可能使农用土壤中的镉积累，造成土壤质量下降。陈慧等[23]研究结果表明，覆膜种植方式下莴苣根际土壤中的重金属明显高于不覆膜种植方式，地膜覆盖能有效地降低重金属向地上部分转移。于立红等[24]在地膜中重金属对土壤―大豆系统污染的试验研究中指出，大豆各生育时期，高倍地膜残留量土壤和植株中Cd和Pb含量高于低倍残留，各生育时期各处理土壤中Cd含量为0.7～2.4 mg・kg-1，Cd含量均超过《土壤环境质量标准》GB 15618―1995的Ⅱ级标准。

3.3 污水灌溉

使用污水灌溉农田，在一定程度上解决了农业用水资源短缺的问题，但由于污水中可能会含有重金属等污染物，长期施用势必也会造成土壤中重金属含量的增加[25-26]。全国土壤污染调查公报（2014年）显示，在调查的55个污水灌溉区中，有39个存在土壤污染，在1 378个土壤点位中，超标点位占26.4%，主要污染物为镉、砷和多环芳烃。长沙市郊引用化工区污水灌溉，土壤的重金属污染极其严重，环保部门在某铅锌矿区监测分析结果显示，该矿水系沿岸耕地所产的稻米Cd含量为2.24 mg・kg-1，是对照点的3.7倍，属于“镉米”[27]。张萌等[28]在对太原市污灌区土壤镉存在形态与生物可利用性研究时发现，与太原市土壤背景值相比，污灌区土壤中重金属镉含量已达太原市土壤背景值的3倍，镉在土壤表层含量明显高于其他分层，表明表层土壤有明显的镉累积，并且镉在表层土壤含量最高，随深度增加镉含量逐渐降低。艾建超等[29]研究结果表明，污灌区土壤镉含量超标，并且污灌区土壤耕作层中Cd的形态特征为可交换态>铁锰氧化态>碳酸盐结合态或有机结合态>残渣态。

3.4 污泥施肥

城市污泥中含有多种能够促进植物生长的营养物质和微量元素（如B，Mo等），但是污泥中也可能含有大量的重金属元素，主要来源于不同类的工业废水中，镉主要来源于矿业废水、钢铁冶炼废水等，长期污泥施肥也可导致土壤中镉含量的增加。黄游等[30]研究结果表明，污泥进入土壤后，土壤中镉和锌的生物活性与污泥的施加量成正比。有研究表明，不同区域城市污泥Cd含量从大到小依次为华南、西南、华中、华东、西北、华北、东北，这可能与工业密集程度、矿区类型及分布等有关[31]。徐兴华等[32]在污泥和水溶性重金属盐的植物有效性比较研究时指出，污泥中含有较高的锌、镉等重金属。

3.5 工况企业活动

镉往往与铅锌矿伴生，工矿活动可造成不同程度的镉污染。在冶炼废渣和矿渣堆放或处理的过程中，由于日晒、雨淋、水洗重金属极易迁移，以废弃堆为中心向四周及两侧扩散。全国土壤污染调查公报（2014年）显示，在调查的70个矿区的1672个土壤点位中，超标点位占33.4%，主要污染物为镉、铅、砷和多环芳烃。姬艳芳等[33]在2008研究凤凰矿区耕地土壤和稻米中重金属时发现，土壤中Cd含量高达10.70 mg・kg-1，大大超过了国家土壤环境质量的二级标准，稻米中Cd含量也严重超标。周建民等[34]2004年在研究广东省大宝山矿区的尾矿和周边的土壤重金属时发现，尾矿附近的稻田土壤Cd平均浓度高达2.453 mg・kg-1。尹伟等[35]2009年调查佛山某矿区周边菜地结果表明，在研究区域内有20%的土壤不同程度地受到镉污染。

4 控制土壤重金属镉污染的建议

由以上分析可知，人类活动对全球土壤镉的输入量已大大超过自然释放量，同时被镉污染的土壤很难修复。因而，应严格控制土壤镉的来源，尤其是严格要求农业投入品的质量。做到不用未经处理的污水进行灌溉，不用污泥进行施肥，少用农用薄膜，杜绝不合格化学肥料或有机肥料，远离工厂企业和交通要道，严格控制土壤中重金属镉的输入，改善土壤环境，提高农产品质量安全，保护人类健康。

参考文献：

[1]张欣，范仲学，郭笃发，等.3种微生物制剂对轻度镉污染土壤中菠菜生长的影响[J].天津农业科学，2011，17（1）：81-83， 87.

[2]曾祥峰，王祖伟.城市污泥中镉的去除试验研究[J].天津农业科学，2011，17（1）：117-119.

[3]魏复盛，陈静生. 中国土壤环境背景值研究[J]. 环境科学， 1991（4）： 12-19.

[4]郭明新，林玉环.利用微生态系统研究底泥重金属的生物有效性[J].环境科学学报，1998，18（3）：325-330.

[5]李岭，刘冬，吕银斐，等.生物炭施用对镉污染土壤中烤烟品质和镉含量的影响[J].华北农学报，2014，29（2）：228-232.

[6]杨亚丽，李友丽，陈青云，等.土壤铅、镉、铬对蔬菜发育影响及迁移规律的研究进展[J].华北农学报，2015，30（z1）：511-517.

[7]赵本行，陈康姜，何楚斌，等.大豆作物对污染土壤中重金属镉的富集研究[J].天津农业科学，2013，19（11）：15-17.

[8]徐照丽，段玉琪，杨宇虹，等.不同土类中外源镉对烤烟生长及土壤生物指标的影响[J].华北农学报，2014，29（z1）：176-182.

[9]高子平，王龙，尹洁，等.镉污染来源对萝卜镉积累特性的影响[J].天津农业科学，2015，21（11）：37-41.

[10]高巍，耿月华，赵鹏，等.不同小麦品种对重金属镉吸收及转运的差异研究[J].天津农业科学，2014，20（10）：55-59.

[11]林海，康建成，胡守云.公路周边土壤中重金属污染物的来源与分布[J].科学：上海，2014，66（4）：35-37.

[12]符燕.陇海铁路郑州―商丘段路旁土壤重金属空间分布与污染分析[D].开封：河南大学，2007.

[13]罗娅君，王照丽，张露，等. 成绵高速公路两侧土壤中4种重金属的污染特征及分布规律[J]. 安全与环境学报， 2014（3）： 283-287.

[14]陈黎萍，艾应伟，于燕华，等.川中丘陵区铁路旁土壤重金属含量及化学形态研究[J].化学研究与应用，2008，20（5）：552-556， 560.

[15]范洪黎.苋菜超积累镉的生理机制研究[D].北京：中国农业科学院，2007.

[16]王美，李书田.肥料重金属含量状况及施肥对土壤和作物重金属富集的影响[J].植物营养与肥料学报，2014，20（2）：466-480.

[17]马耀华.环境土壤学[M].西安：陕西科学技术出版社，1998：178-207.

[18]黄绍文，金继运，和爱玲，等.农田不同利用方式下土壤重金属区域分异与评价[J].农业环境科学学报，2007（S2）：540-548.

[19]茹淑华，张国印，杨军芳，等.鸡粪和猪粪对小麦生长及土壤重金属累积的影响[J].华北农学报，2015，30（z1）：494-499.

[20]潘霞，陈励科，卜元卿，等.畜禽有机肥对典型蔬果地土壤剖面重金属与抗生素分布的影响[J].生态与农村环境学报，2012，28（5）：518-525.

[21]叶必雄，刘圆，虞江萍，等.施用不同畜禽粪便土壤剖面中重金属分布特征[J].地理科学进展，2012，31（12）：1708-1714.

[22]董志新，卜玉山，续珍，等.沼气肥养分物质和重金属含量差异及安全农用分析[J].中国土壤与肥料，2015 （3）：105-110.

[23]陈慧，卓开荣.覆膜种植下重金属在土壤-莴苣的迁移特征[J].广东农业科学，2014，41（13）：57-59， 66.

[24]于立红，王鹏，于立河，等.地膜中重金属对土壤―大豆系统污染的试验研究[J].水土保持通报，2013，33（3）：86-90.

[25]梁仲哲，齐绍武，和七红.土壤重金属污染现状及改良剂的研究进展[J].天津农业科学，2016，22（7）：5-9.

[26]苏亚勋，王素君，赵立伟，等.天津市郊区果园土壤重金属镉污染状况调查试验研究[J].天津农业科学，2016，22（6）：20-22， 27.

[27]刘国胜，童潜明，何长顺，等.土壤镉污染调查研究[J].四川环境，2004，23（5）：8-10， 13.

[28]张萌，毋燕妮，解静芳，等.太原市污灌区土壤镉存在形态与生物可利用性研究[J].环境科学学报，2015，35（10）：3276-3283.

[29]艾建超，李宁，王宁.污灌区土壤-蔬菜系统中镉的生物有效性及迁移特征[J].农业环境科学学报，2013，32（3）：491-497.

[30]黄游，陈玲，邱家洲，等.污泥堆肥中重金属的生物有效性研究[J].农业环境科学学报，2006，25（6）：1455-1458.

[31]郭广慧，陈同斌，杨军，等.中国城市污泥重金属区域分布特征及变化趋势[J].环境科学学报，2014，34（10）：2455-2461.

[32]徐兴华，马义兵，韦东普，等.污泥和水溶性重金属盐的植物有效性比较研究[J].中国土壤与肥料，2008 （6）：51-54.

[33]姬艳芳，李永华，孙宏飞，等.凤凰铅锌矿区土壤-水稻系统中重金属的行为特征分析[J].农业环境科学学报，2008，27（6）：2143-2150.