头花蓼对重金属Cd的吸收特性与累积规律初探
农业环境科学学报2010,29(11):2094-2099Journal of Agro-Environment Science
摘要：以野生地被植物头花蓼为试验材料，采用温室盆栽法，对重金属Cd 在该植物体内的吸收、累积分布以及迁移特性进行了初步研究。结果表明，Cd 对头花蓼生长未造成显著影响，甚至低浓度（≤5mg ·kg -1）Cd 具有一定的生长促进作用，表现为植物的生物量增加。当Cd 处理浓度达到50mg ·kg -1时，植物的生物量虽有所降低,但与对照相比并无显著差异。植株不同部位对Cd 的积累具有分异特性，地下部根系的累积量最大，叶次之，茎最小，且随处理浓度的增加而增加，在Cd 处理浓度为50mg ·kg -1时均达到最大值，分别为182.69、31.49mg ·kg -1和10.34mg ·kg -1。植株对Cd 富集系数和转移系数分别为0.46～1.55和0.14～0.67，且地上部对Cd 的最大迁移总量高达100.09μg ·plant -1。说明头花蓼对修复Cd 污染土壤具有一定的潜力，是一种修复Cd 污染较好的景观地被植物种质资源。
关键词：头花蓼；Cd 污染；吸收；富集中图分类号：X173
文献标志码：A
文章编号：1672-2043(2010)11-2094-06
头花蓼对重金属Cd 的吸收特性与累积规律初探
杨
艳，吴宗萍，张
敏，李
政，李
凌
（西南大学园艺园林学院，重庆400715）
A Primary Research on Polygonum capitatum ′s Absorption Property and Accumulation Rule to Heavy Metal Cd
YANG Yan,WU Zong-ping,ZHANG Min,LI Zheng,LI Ling
（College of Horticulture and Landscape,Southwest University,Chongqing 400715,China ）
Abstract ：By using wild groundcover plant —P.capitatum as the experiment material and the pot-culture method,this paper studied the ab －sorption,accumulation and transference properties of heavy metal Cd in the plant ．The results showed that Cd had no remarkable impact on the growth of P.capitatum ,and even low concentration of Cd （≤5mg ·kg -1）could promote the growth,and increase the biomass.When the Cd concentration reached 50mg
·kg -1,the biomass had somewhat decreased but there was no distinctive difference comparing with the con －trol.The different parts of the plant had a quite different accumulation amounts of Cd and the sequence was root>leaf>stem.The accumulation amount would increase as the increase of treatment concentrations of Cd in soils,and reached a peak at the Cd concentration of 50mg ·kg -1,the maximum quantity being 182.69mg ·kg -1in root,31.49mg ·kg -1in leaf and 10.34mg ·kg -1in stem.The bioaccumulation coefficient of Cd was 0.46～1.55,and the translocation coefficient was 0.14～0.67for Cd,and the largest total transference amount in shoot was up to 100.09μg ·plant -1.These suggested that P.capitatum had the potential to remediate Cd polluted soil.Therefore,it is a preferable germplasm re －sources of landscape groundcover plant for phytoremediation of Cd polluted soil ．Keywords ：Polygonum capitatum Ham ex D.Don ;Cd pollution;absorption;accumulation
收稿日期：2010－05－29
作者简介：杨艳（1984—），女，四川广安人，硕士研究生，主要从事园林
植物生物技术与遗传育种研究。E-mail ：317383669@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,
通讯作者：李凌E-mail ：hortlily@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,
Cd 是生物毒性最强的重金属元素之一，在土壤中移动性强，易被植物吸收累积，对植物产生明显毒害。据统计，我国约有1.3万hm 2耕地受到Cd 污染，每年仅生产受Cd 污染的稻米就达5万t 以上，严重
影响粮食生产和食品安全[1]。因此，Cd 污染土壤的治理一直是倍受关注的热点研究课题[2-3]。目前，国内外关于Cd 对植物的毒害、生理特性以及生态效应等方面的研究已有大量报道[4-8]，但以花卉为供试材料的研
究还很少。
头花蓼（PolygonumcapitatumBuch.-Ham.ex D.Don ）别名四季红、铜矿草、石辣蓼、石莽草等，属蓼科蓼属多年生草本植物，叶片彩色，花期长，匍匐成片生长形
第29卷第11期农业环境科学学报
成良好景观效果，是一种理想的彩叶花卉植物[9]，具有较高的观赏价值，是作为边坡护理和地被等的良好材料[9]。本文以头花蓼为试验材料，通过温室盆栽试验，初步研究其对重金属Cd的吸收、累积分布以及迁移特性，为筛选出适合重金属Cd污染土壤的景观地被植物提供数据参考。
1材料与方法
1.1试验材料
供试材料头花蓼（Polygonum capitatum Ham ex D. Don）采自重庆北碚缙云山，后种植于西南大学网室，为无性系扦插苗。
土壤为温室花房用土，pH值5.5，为砂质黄壤土，有机质4.06%，全氮0.227g·kg-1，速效氮71.50mg·kg-1，速效磷27.90mg·kg-1，速效钾62.80mg·kg-1。土壤重金属背景值为：Pb15.34mg·kg-1，Cd0.15mg·kg-1。
1.2试验方法
采用温室盆栽试验，温室温度控制为18～25℃，湿度为75%～90%，日均光照强度约为40.7klx。供试土壤经自然风干后，捣碎、剔除杂物后过2mm的筛。准确称取烘干土壤3.0kg，装入20cm×20cm的塑料花盆中，分别向土壤中加入CdCl
2
·2.5H2O溶液。土壤中的Cd处理浓度以纯Cd计，设5个水平，分别为0.5、1.0、5.0、10.0、50.0mg·kg-1（标记为T1、T2、T3、T4、T5），以土壤中未加Cd的为对照，标记为CK。每个处理重复3次。加入重金属后喷施清水充分混匀，平衡1个月。
选取生长势一致的头花蓼无性系扦插苗，长约10cm，移栽至经不同浓度Cd处理的土壤中，每盆5株，生长期间，根据土壤缺水状况，不定期浇蒸馏水，保持土壤含水量为田间持水量的70%，定期观察并记录其生长状况。90d后收获植株，测定生物量（干重）和根系、茎、叶片中的Cd含量。
1.3样品制备
将植株收获后，用自来水冲洗以除去表面的污物和泥沙，再用去离子水冲洗2遍。根部放入20mmol·L-1的EDTA-Na2溶液中交换15min，以除去表面的重金属离子，再用去离子水冲洗2遍，分成根、茎、叶三部分，于105℃下杀青30min后转至75℃下烘至恒重并称重。将干样用植物微样粉碎机粉碎，过2mm 筛备用。
1.4样品的测定方法
样品前处理采用干灰化法，样品中Cd的测定采
用原子吸收分光光度法[10]。
1.5数据处理与分析
本试验所有数据采用SPSS13.0分析软件进行One-Way ANOVA方差分析，并利用最小显著性差异检验（LSD）进行差异显著性检验。
2结果与分析
2.1Cd对头花蓼生物量的影响
通过定期观察发现，头花蓼Cd处理90d后，植株生长正常，无萎焉、死亡植株出现。图1、图2列出了头花蓼植株在不同浓度的Cd处理下的地上部、根部生物量。从图1、图2可以看出，头花蓼的生物量随处理浓度升高呈现“低促高抑”的现象。地上部生物量在T3达到最高值，与对照相比增加了7.4%，在T5降至最低，与对照相比降低了4.5%。经LSD分析表明，地上部生物量在T3与对照和T5组间差异达到极显著水平（P＜0.01），其余各处理组间差异均不显著（P＞0.05）；地下部生物量各处理间差异不显著。可见，头花蓼对Cd有极强的耐性，高浓度的Cd
处理对头
2095
2010年11月
表2不同浓度Cd 处理下植株各部位的Cd 含量的曲线拟合模型Table 2Accumulating models of Cd in P.capitatum under different
Cd concentrations
注：y 代表头花蓼各部位的Cd 含量，mg ·kg -1；x 表示Cd 处理浓度，
mg ·kg -1；F 检验**P ＜0.01，*
P ＜0.05。
Note ：y denotes the accumulation amount of Cd in different parts of Poly －gonum capitatum ,x denotes the concentration of Cd;F test,**P ＜0.01,*P ＜0.05.
器官相关方程R 2根y =3.555x +5.4770.999**茎y =0.202x +0.2590.998**叶
y =0.621x +0.257
0.999**
表1不同浓度Cd 处理下头花蓼植株Cd 的累积与分布
Table 1Accumulation and distribution of Cd ions in P.capitatum under different Cd concentrations
注：数据为平均值±标准差，不同大写字母A 、B 、C 表示P ＜0.01水平上差异极显著；不同小写字母a 、b 、c 表示P ＜0.05水平上差异显著。Note ：values are mean ±SD,the values followed by different bigger letter are significantly different at P ＜0.01,the values followed by different smaller letter are significantly different at P ＜0.05.
处理根/mg ·kg -1茎/mg ·kg -1叶/mg ·kg -1地上部迁移总量/μg ·plant -1
根部迁移总量/μg ·plant -1
CK 2.14±0.21Ee 0.15±0.02Ef 0.24±0.01Ef 0.90±0.07Ff 0.59±0.07Dd T17.94±0.09De 0.37±0.07Ee 0.96±0.01De 3.31±0.01Ee 2.27±0.07CDd T210.84±0.07Dd 0.75±0.12Dd 1.52±0.04Dd 5.48±0.25Dd 3.38±0.28CDcd T322.04±1.31Cc 1.01±0.12Cc 2.98±0.02Cc 10.48±0.40Cc 7.17±0.49BCc T444.15±3.05Bb 2.37±0.07Bb 5.76±0.08Bb 19.94±0.18Bb 13.04±1.42Bb T5
182.69±9.53Aa
10.34±1.15Aa
31.47±0.57Aa
100.09±0.18Aa
53.63±6.20Aa
花蓼生长有抑制作用。
2.2Cd 在头花蓼体内的累积分布规律
重金属对植物的影响与植物体内的重金属累积
量密切相关。头花蓼受不同浓度的Cd 污染后，地下部根系的累积量最大，叶片次之，茎中的累积量最小，各部位的Cd 累积顺序为：根＞叶＞茎（表1）。
随土壤中Cd 添加量的增加，头花蓼各部位Cd 累积量均呈增加的趋势，各处理间差异达到显著或极显著水平。以根部为例，当土壤中重金属Cd 添加浓
度为T1（0.5mg ·kg -1）、T2（1.0mg ·kg -1
）、T3（5.0mg ·kg -1）、T4（10.0mg ·kg -1）、T5（50.0mg ·kg -1）时，根系中Cd 累积量分别是对照的3.71倍、5.06倍、10.30倍、20.63倍、85.37倍。为了进一步研究Cd 在头花蓼中的累积分布规律，对头花蓼各部位的Cd 累积量变化趋势进行了方程拟合及显著性检验。由表2可知，随着处理浓度的增加，根、茎、叶中的Cd 累积量均呈线性增加，R 2分别为0.999、0.998、0.999，达到极显著水平。可见，头花蓼具有能够累积更多重金属Cd 的可能。2.3富集系数与转移系数
富集系数是衡量植物对重金属累积能力大小的一个重要指标[11]，其值越大，表明植物地上部对重金属的吸收累积能力越强，越有利于植物修复污染土壤。一般用植物中某种元素含量与土壤中该种元素含量的比值来表示。植物地上部富集系数大于1，意味着植株地上部的某种重金属含量大于所生长土壤中该种重金属含量，是超积累植物区别于普通植物对重金属积累的一个重要特征[12]。从图3可以看出，在Cd 处理浓度为0.5mg ·kg -1和1.0mg ·kg -1时，头花蓼地上部的Cd 富集系数大于1，分别为1.55和1.27。且随着处理浓度的增加呈降低的趋势，当Cd 处理浓度大于5.0mg ·kg -1，降低趋势渐缓，各处理间差异达到显著或极
显著水平。
转移系数（TF ）是指植物地上部某种元素含量与地下部该种元素含量的比值，反映植物将重金属从地下部分转移到地上部分的能力。转移系数越大，植物向地上部分转移重金属的能力就越强[13]。从图3可知，头花蓼的转移系数随Cd 处理浓度的变化趋势不明显，变化范围为0.10～0.14，根部的重金属含量远高
图3不同浓度处理下头花蓼的富集系数和转移系数Figure 3Bioaccumulation factor and translocation factor of Cd in
P.capitatum under different Cd concentrations
杨艳等：头花蓼对重金属Cd 的吸收特性与累积规律初探2096
第29卷第11期农业环境科学学报
于地上部，说明头花蓼对Cd的转运能力较低。
2.4重金属迁移总量
重金属迁移总量（迁移总量=植物重金属含量×生物量）[14]是评价植物修复重金属污染地潜力的一个非常重要的指标。以往发现的超富集植物大都生物量小，生长缓慢，重金属迁移总量相对不高[15]。自然种群中存在着对重金属耐性较强的植物，虽然体内的重金属含量没有达到超积累植物的临界标准，但其生长快，生物量大，其重金属迁移总量还是很可观的，这类植物对土壤的修复能力亦不可忽视。从表1可以看出，头花蓼地上部的Cd迁移总量随处理浓度的增加而增加，各处理组间、各处理组与对照组间差异极显著（P＜0.01）。在T5（50mg·kg-1）时达到峰值，为100.09μg·plant-1。地下部的Cd迁移总量随处理浓度的增加而呈递增的趋势，低浓度（T1和T2）处理下与对照组间差异不显著（P>0.05），在高浓度（T3、T4、T5）处理下组间与对照组间差异均极显著（P<0.01）。说明头花蓼对Cd污染地的土壤有良好的修复效果。
3讨论
Cd是植物的非必需元素，在植物体内累积到一定程度，就会影响植物的正常生长和发育，最终表现为生物量下降，甚至死亡。植物对Cd的耐性因Cd 污染浓度和植物种类不同而有所差异。有研究表明，低浓度的Cd对某些植物的生长发育有一定的促进作用[16]，较高浓度的Cd会降低植物的光合生产力，干扰体内营养物质的迁移和再分配，影响植物生长。本研究中头花蓼在低浓度Cd处理时表现出生长良好，在高浓度Cd处理时生长受到抑制，进一步证实了这种“低促高抑”现象，这与王业社等[17]的观点一致。生物量的下降程度可以用来表示植物耐受性的大小[18]。Sud-hakar等提出以生物量减少20%作指标来确定植物耐性临界值上限的标准。在本研究中，头花蓼在Cd处理浓度为50mg·kg-1时，头花蓼地上部吸收了大量的Cd，植株仍保持良好的生长势，生物量与对照相比降低了4.49%，未达到植物耐性临界值上限标准。从生物量的变化情况来看，头花蓼对Cd具有较高的金属耐性，可作为污染地的候选植物。
重金属在植物体内的运输影响植物对重金属的吸收与耐性、在植物体内各部位的分布以及植物体内的物质结合形态。一般而言，重金属在普通植物体内主要累积在根部，向地上部位转移相对较少。本研究中头花蓼对Cd的吸收表现为根＞叶＞茎的分布格局，与刘恩玲等[19]对番茄的研究结果相符。但刘周莉等[20]对金银花的研究结果表明，Cd在植株内的分布为根＞茎＞叶，与本研究结果有所不同。这可能是因为大部分的Cd在根部与细胞壁中的果胶酸盐和根内的蛋白质、多糖类、核酸类等结合形成稳定的大分子物或不溶性的有机分子而沉积[7]，这在一定程度上减轻了重金属对植物的毒害，提高了植株对重金属的耐性，而转移到地上部分的Cd，在茎、叶中的分配因植物种类的不同也有差异。头花蓼在茎内的富集量低于叶，说明Cd在茎内的储存和结合较少，但能通过木质部导管运输到叶细胞，表现出叶内富集量增高，其分子机理和装载机制有待进一步的研究。
根据超积累植物定义，Cd超积累植物地上部的重金属含量要达到100mg·kg-1[21]，且富集系数要大于1。以往发现的Cd超富集植物，大都存在生物量小、生长缓慢、地域性强等缺陷[22]。本研究中，头花蓼的地上部Cd含量虽未达到100mg·kg-1的标准，但具备了耐Cd植物抵御Cd毒害的某些特征和能力[23]。地上部对Cd的迁移总量分别占全株总迁移量的59.27%～65.11%，其最大迁移总量为100.09μg·plant-1，远远超过刘鑫等[24]对紫苏的研究结果（66.70μg·plant-1）和孙约兵等[25]对三叶鬼针草的研究结果（17.92μg·plant-1）。据资料记载，头花蓼根系发达，节节生根，生物量大，适应性强，产量约为2000kg·hm-2[26]，且兼具一定的景观价值，若大面积种植，修复效果还是很可观的。另一方面，头花蓼是一种药用植物，其根、茎和叶均可入药，《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》中规定Cd元素的含量应小于0.3mg·kg-1。本试验条件下，头花蓼茎的Cd最低含量为0.37mg·kg-1，超过了安全标准。因此，用于绿化修复的头花蓼收获后应集中焚烧处理，回收重金属，防止其混入药品市场，污染药材。
4结论
（1）低浓度的Cd处理能促进头花蓼生长，超过一定浓度则抑制生长，在本试验浓度处理最大50 mg·kg-1时，头花蓼生长正常，顺利完成生命周期，生物量与对照相比只降低了4.49%，差异不显著，表现出对Cd的强耐受性。
（2）头花蓼各部位对Cd的吸收具有分异特性，地
2097
2010年11月
下部根系的累积量最大，叶次之，茎最小，且各部位的Cd累积量随处理浓度的增加均呈极显著线性增加，在Cd处理浓度为50mg·kg-1时均达到最大值，分别为182.69、31.49mg·kg-1和10.34mg·kg-1。
（3）头花蓼的Cd富集系数为0.46～1.55，Cd转移系数为0.14～0.67，对Cd的最大迁移总量为100.09μg·plant-1。说明头花蓼对修复Cd污染土壤具有一定潜力，是一种修复污染较好的景观地被植物种质资源。
参考文献：
[1]方其仙,祖艳群,湛方栋,等.小花南芥（Arabis alpinal Var.parviflora
Franch）对Pb和Zn的吸收累积特征研究[J].农业环境科学学报, 2009,28（3）：433-437.
FANG Qi-xian,ZU Yan-qun,ZHAN Fang-dong,et al.Accumulation characteristic of Arabis alpinal Var.parviflora Franch to Pb and Zn[J].
Journal of Agro-Environment Science,2009,28（3）：433-437.
[2]Baker AJM,S P,McGrath,R D Reeves,et al,Metal hyperaccumulator
plants A review of the ecology and physiology of a biochemical resource for phytoremediation of metal-polluted soil[C]//Terry N,Baňuelos G, Vangronsveld J.Phytoremediation of contaminated soil and water.Flori－da lewis publishers,Boca Raton,2000：85-1071.
[3]魏树和,周启星,王新.超积累植物龙葵及其对镉的富集特征[J].
环境科学,2005,26（3）：167-171.
WEI Shu-he,ZHOU Qi-xing,WANG Xin.Cadmium-hyperaccumula－tor Solanum nigrum L．and its accumulating characteristics[J].Environ－mental Science,2005,26（3）：167-171.
[4]Grytsyuk N,Arap is G,Perepelyatnikova L,et al.Heavy metals effects
on forage crop s yields and estimation of elements accumulation in plants as affected by soil[J].Science of the Total Environment,2006, 354（223）：224-231.
[5]Pentari D,Typou J,Goodarzi F,et https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,parison of elements of envi－
ronmental concern in regular and reclaimed soils,near abandoned coal mines Ptolemais Amynteon,northern Greece：Impact on wheat crop s[J].
International Journal of Coal Geology,2006,65（122）：51-58.
[6]朱光旭,黄道友,朱奇宏,等.苎麻镉耐受性及其修复镉污染土壤潜
力研究[J].农业现代化研究,2009,30（6）：752-755.
ZHU Guang-xu,HUANG Dao-you,ZHU Qi-hong,et al.Tolerance and phytoremediation potential of Ramie for cadmium contaminated soil[J].
Research of Agricultural Modernization,2009,30（6）：752-755.
[7]张金彪,黄维南,柯玉琴.草莓对镉的吸收积累特性及调控研究[J].
园艺学报,2003,30（5）：514-518.
ZHANG Jin-biao,HUANG Wei-nan,KE Yu-qin.Cadmium absorption characteristics of Strawberry and regulative measures[J].Acta Horti－culturae Sinica,2003,30（5）：514-518.
[8]曹莹,刘洋,王国骄,等.铅一镉复合胁迫下玉米品种间积累
铅、镉的差异[J]．玉米科学,2009,17（1）：80-85.
CAO Ying,LIU Yang,WANG Guo-jiao,et al.Diferences in lead and cadmium concentrations among plant tissues of25maize cultivars under the combined stress of lead and cadmium[J].Journal of Maize Science,
2009,17（1）：80-85.
[9]韦美玉,赵洪.头花蓼：一种有潜力的野生花卉[J]．中国花卉盆
景,2005（3）：8.
[10]杨剑虹,王成林,代亨林.土壤农化分析与环境监测[M].北京：中国
大地出版社,2008.
YANG Jian-hong,WANG Cheng-lin,DAI Heng-lin.Soil analysis and environmental monitoring of agricultural[M].Beijing：China Land Press, 2008.
[11]Salt ED,Blaylock M,Kumar PBAN,et al.Phytoremediation：Anovel
strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants[J].Biotechnology,1995（13）：468-474.
[12]FAYIGA A O,MAL Q,CAO XD,et al.Effects of heavy metals on
growthand arsenic accumulation in the arsenic hyperaccumulator Peris vittata L.[J].Environmental Pollution,2004,132（2）：289-296. [13]Mattina M,Lannucci,Berger W,Musante C,et al.Concurrent plant up
take of heavy metals and persistent organic pollutants from soil.[J].En－vironmental Pollution,2003,124：375-378.
[14]Reeves RD.The hyperaccumulation of nickle by serpentine plants[C]//
InterceptL.Baker Vegetation of Ultramatic（serpentine）Soil.Andover UK：Hampshire,1992：253-277.
[15]王庆仁,崔岩山,董艺婷．植物修复重金属污染土壤整治有效途
径[J]．生态学报,2001,21（2）：326-327．
WANG Qing-ren,CUI Yan-shan,DONG Yi-ting.Phytorem ediation: An effective approach of heavy metal cleanup from contam inated soil [J]．Acta Ecoiogica Sinica,2001,21（2）：326-327．
[16]Greger M,Lindberg S．Effect of Cd2+and EDTA on young sugar beets
（Beta vulgaris）I：Cd2+uptake and sugar accumulation[J]．Plant Physiol, 1986,66：69-74．
[17]王业社,刘可慧．美人蕉（Canna indica Linn）镉胁迫的抗氧化机理[J]．
生态学报,2009,29（5）：2710-2715．
WANG Ye-she,LIU Ke-hui．Stress responses and resistance mecha－nism of Canna indica Linn to cadmium[J]．Acta Ecoiogica Sinica,2009, 29（5）：2710-2715．.
[18]任安芝,高玉葆,刘爽．铬、镉、铅胁迫对青菜叶片几种生理生化
指标的影响[J]．应用与环境生物学报,2000,6（2）：112-116．
REN An-zhi,GAO Yu-bao,LIU Shuang.Effect of Cr,Cd and Pb on free proline content etc in leaves of Brassica Chinensis L．[J].Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,2000,6（2）：112-116．[19]刘恩玲,王亮,孙继,等.土壤－番茄体系中Cd、Pb的累积特征
研究[J].土壤通报,2009,40（1）:189-193.
LIU En-ling,WANG Liang,SUN Ji,et al.Uptake and accumulation of Cd and Pb in different organs of Tomato[J].Chinese Journal of Soil Science,2009,40（1）:189-193.
[20]刘周莉,何兴元,陈玮,等.镉胁迫下金银花的生长反应及积累特
性[J].生态学杂志,2009,28（8）：1579-1583.
LIU Zhou-li,HE Xing-yuan,CHEN Wei,et al.Growth respon ses and cadm ium accumula tion of Lonicera japon ica under cadm ium stress[J].
Chinese Journal of Ecology,2009,28（8）：1579-1583.
[21]Willam S,John B．Phytoremediation in wetland ecosystems：Progress,
problems,and potential[J]．Critical Reviews in Plant Sciences,2002,21（6）：607-635.
杨艳等：头花蓼对重金属Cd的吸收特性与累积规律初探2098
第29卷第11期农业环境科学学报
[22]屈冉,孟伟,李俊生,等.土壤重金属污染的植物修复[J].生态学
杂志,2008,27（4）：626-631.
QU Ran,MENG Wei,LI Jun-sheng,et al.Research progress on phy－toremediation of heavy metal contaminated soil[J].Chinese Journal of Ecology,2008,27（4）：626-631.
[23]徐正浩,沈国军,诸常青,等．植物镉忍耐的分子机理[J]．应用生态
学报,2006,117（6）：1112-1116．
XU Zheng-hao,SHEN Guo-jun,ZHU Chang-qing,et al.Molecular mechamsms of plant resistance to cadmium toxicity[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2006,117（6）：1112-1116.
[24]刘鑫,张世熔,朱荣,等.镉铜胁迫下紫苏的生长响应和富集
特征研究[J].农业环境科学学报,2009,28（11）：2264-2269.
LIU Xin,ZHANG Shi-rong,ZHU Rong,et al.Effect of cadmium and copper stress on the growth response and accumulation characeristics of Perilla frutescens（L．）Britt[J].Journal of Agro-Environment Science,
2009,28（11）：2264-2269.
[25]孙约兵,周启星,王林,等.三叶鬼针草幼苗对镉污染的耐性及其
吸收积累特征研究[J].环境科学,2009,30（10）：3028-3035.
SUN Yue-bing,ZHOU Qi-xing,WANG Lin,et al.Characteristics of cad－mium tolerance and bioaccumulation of Bidens pilosa L.seedlings[J].
Environmental Science,2009,30（10）：3028-3035.
[26]孙长生,韩见宇,魏升华,等.不同肥料及施用量对头花蓼产量的影
响[J].现代中药研究与实践,2005,19（2）：20-22.
SUN Chang-sheng,HAN Jian-yu,WEI Sheng-hua,et al.Effects on the output of Polygonum capitatum Buch.-Ham.ex D.Don with differ－ent fertilizers and applying amount[J].Research and Practice of Chinese Medicines,2005,19（2）：20-22.
致谢：感谢李凌教授对本研究的全力支持以及赵辛老师对文中英文摘要的斧正。
2099
重金属传播特性分析
重金属污染来源、分布、治理方法 点击次数：2540 发布时间：2011-2-16 摘要：文章阐明了重金属污染物来源与分布，同时对国内外土壤重金属污染治理的研究工作做了系统的综述，提出了土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法，利用环境矿物材料治理土壤重金属污染物的方法，具有成本低、效果好、无二次污染及有用金属可回收利用等优点，展现出广阔的环境矿物学研究与应用前景。并提醒人们要提高土壤质量意识，保护生态环境。 重金属系指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等污染物。 随着全球经济化的迅速发展，含重金属的污染物通过各种途径进入土壤，造成土壤严重污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。因此引起世界各国的广泛重视。目前，世界各国土壤存在不同程度的重金属污染，全世界平均每年排放Hg约1.5万 t、Cu为340万 t、Pb为500万 t、Mn为1500万 t、Ni为100万 t。中国北方大城市的蔬菜基地和部分商品粮基地也存在着不同程度的重金属污染，如北京、天津、西安、沈阳、济南、长春、郑州等地；。 南方相对较轻，如福州、宁波、上海、武汉、成都等地。土壤重金属污染将会造成生态系统的严重破坏。从中国土壤资源状况看，到2000年底中国人均耕地仅为0.1 hm2，而且随着今后中国经济社会的发展如生态退耕、农业结构调整及自然灾害损毁等，土壤资源将进一步减少。因而如何有效地控制及治理土壤重金属的污染，改良土壤质量,将成为生态环境保护工作中十分重要的一项内容。 重金属污染原理 重金属，特别是汞、镉、铅、铬等具有显著和生物毒性。它们在水体中不能被微生物降解，而只能发生各种形态相互转化和分散、富集过程(即迁移)。重金属污染的特点是：(1)除被悬浮物带走的外，会因吸附沉淀作用而富集于排污口附近的底泥中，成为长期的次生污染源；(2)水中各种无机配位体(氯离子、硫酸离子、氢氧离子等)和有机配位体(腐蚀质等)会与其生成络合物或螯合物，导致重金属有更大的水溶解度而使已进入底泥的重金属又可能重新释放出来；(3)重金属的价态不同，其活性与毒性不同。其形态又随pH和氧化还原条件而转化。(4)在其危害环境方面的特点是：微量浓度即可产生毒性(一般为1～10毫克/升，汞、镉为0.01～0.001毫克/升)；在微生物作用会转化为毒性更强的有机金属化合物(如洋－甲基汞)；可被生物富集，通过食物链进入人体，造成慢性路线。亲硫重金属元素(汞、镉、铅、锌、硒、铜、砷等)与人体组织某些酶的巯基(-SH)有特别大的亲合力，能抑制酶的活性，亲铁元素(铁、镍)可在人体的肾、脾、肝内累积，抑制精氨酶的活性。六价铬可能是蛋白质和核酸的沉淀剂，可抑制细胞内谷胱甘肽还原酶，导致高铁血红蛋白，可能致癌，过量的钒和锰(亲岩元素)则能损害神经系统的机能。 本文主要从土壤中重金属污染物来源与分布、土壤中重金属污染物的现行治理方法入手，提出土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法。旨在保护环境，提高土壤的环境质量。 1 土壤中重金属污染物来源与分布 土壤中重金属的来源是多途径的，首先是成土母质本身含有重金属，不同的母质、成土过程所形成的土壤含有重金属量差异很大。此外，人类工农业生产活动，也造成重金属对大气、水体和土壤的污染。 1.1 大气中重金属沉降
重金属超积累植物研究
重金属超积累植物研究 10化41 10234027 汪杉椿 摘要：土壤重金属污染是当前面临的一个重大环境问题，而土壤重金属污染的植物修复尤其是超积累植物的应用是治理污染土壤的重要手段之一。本文主要就重金属超累积植物的概念与选择标准，及其超累积的机理和在生态修复中的应用问题与前景进行综述。 关键词：重金属；超积累植物；植物修复 中国矿产资源蕴藏量丰富，分布遍及全国，随着铅锌矿的累年开发，矿渣、矿区废水不断污染周围农田。此外各种工业废水和废气的排放及农田污泥的施用都造成农田土壤的重金属污染。植物修复技术作为一种新兴的绿色生物技术，能在不破坏生态环境，保持土壤结构和微生物活性的状况下，通过植物的根系直接将污染元素吸收，从土壤中带走，从而修复被污染的土壤。 1 . 金属超累积植物 1.1重金属超累积植物的概念及选择标准 重金属超累积植物是指对重金属的吸收量较大，并能将其运移贮藏到地上部，且地上部重金属含量显著高于根部的植物，这类植物地上部的重金属含量是常规植物的10一500倍。 超累积植物吸收修复被重金属污染土壤的综合指标是净化率，即植物地上部吸收某种重金属的量与土壤中此种重金属总量的百分比。超累积植物一般对某种元素是专一的，但是某些植物也能同时超累积两种或多种植物。 理想的重金属超积累植物一般具有以下特征：(1)可以耐受高水平的重金属；(2)地上部超量积累某种或几种重金属时，不影响植物的正常生长，通常超出普通植物的100倍以上，比如超积累植物积累的Cd含量可达100Lg/g(干重)以上，Co、Ni、Cu、Pb达1 mg/g以上，而Mn、Zn达10 mg/g以上；(3)生长迅速；(4)生物量大；(5)根系发达。超积累植物可以用于环境污染的植物修复、
重金属污染物的迁移和分布规律
垃圾焚烧中重金属污染物的迁移和分布规律 摘要：城市生活垃圾成分复杂，并且焚烧过程中会产生重金属的二次污染，是城市垃圾处理中最难解决的问题。对此，从垃圾重金属的来源，重金属在垃圾焚烧过程中的迁移和转变特性，以及重金属在焚烧过程中迁移分布的影响因素等方面进行研究。研究认为，重金属在焚烧炉中的最终分布除了受本身特性(蒸发压力和沸点)影响外，还与原生垃圾组成以及焚烧环境有关。 关键词：垃圾焚烧；重金属；污染物迁移；污染物分布规律 随着经济发展和城市化进程的加快，城市生活垃圾对环境造成的污染已经成为全球瞩目的问题。与填埋、堆肥等其它垃圾处理方法相比较，焚烧法垃圾处理技术具有如下优点：(1)大幅减少垃圾体积和重量；(2)处理速度快、储存期短；(3)回收能量用于供热、发电；(4)就地燃烧无需长距离运输；(5)通过合理组织燃烧及尾气处理实现清洁燃烧等[1]。焚烧法垃圾处理技术已成为我国部分城市处理生活垃圾的首选技术。由于原生垃圾中含有不等量的各类金属废弃物如各种金属制品、电池等，其中所含的重金属(如汞、铅、镉、铬、铜、锌、锰等)在焚烧过程中将发生迁移和转化，富集于直径小于1μm的飞灰颗粒中。由于常规的颗粒捕集设备对小颗粒飞灰捕集效率很低，这些富集了有毒重金属的细小颗粒将被排放到大气中，最终被人类呼吸。焚烧炉底灰、除尘设备飞灰、炉壁残留灰以及洗涤塔所产生的污水中也都可能含有重金属，由于重金属的渗滤特性，其中的重金属也会进入环境而造成二次污染。 随着人民生活水平的提高，人们越来越重视生态环境的改善，从垃圾焚烧工业兴起至今，许多国家相继对焚烧炉烟气中重金属等的排放作了严格的限制，且要求越来越严格。表1为现今国内外垃圾焚烧烟气排放重金属控制标准。 表1各国生活垃圾焚烧重金属污染物排放标准[3～5]mg/m3(标准状态) Floyd Hasselriis[6，7]等人在对典型垃圾组分中重金属含量测定后指出，即便是去除了明显易生成重金属污染的垃圾源，焚烧后仍将有大量有毒重金属存在；另一方面，
第一讲：茶叶重金属元素含量现状及累积特点
第一讲：茶叶重金属元素含量现状及累积特 点 第一讲:一岍:茶叶重金属元素含量现状及累积特点 石元值金李孟祝幼松 (中国农业科学院茶叶研究所,310008)(绍兴御茶村茶业有限公司)(嵊州市三办镇农办) 随着现代无机生物化学的发展与进步,已发现茶叶中含 有50多种矿质元素,这些元素中有很多种属于重金属元素, 与人类的健康息息相关.有些重金属元素如锌,锰,铜,铁等 对人体或茶树来说都是必需的微量矿质营养元素,若人体或 茶树摄入量不足,均易导致多种疾病,但如果摄入过多,也易 产生毒副作用.而有些重金属元素对人体及茶树来说都为非 必需元素,如铅,汞,镉等,这些元素对人体或茶树来说均只 有害处,没有益处. 通常来说,重金属是指比重大于4的金属,约有45种, 如铜,铅,锌,铁,钴,镍,钒,铌,钽,钛,锰,镉,汞,钨,钼,金, 银等.从环境亏染方面所说的重金属元素,实际上主要是指 汞,镉,铅,铬以及类金属砷等生物毒性显着的重金属,也指 具有一定毒性的一般重金属如锌,铜,钴,镍,锡等.它们在危 害环境方面的特点是:微量浓度即可产生毒性(一般为1～ 10mg/1,汞,镉为0.001—0.010mg/1),在微生物作用下会转化 为毒性更强的有机金属化合物(如洋一甲基汞);可被生物富 集,通过食物链进入人体,造成慢性中毒.亲硫重金属元素 (汞,镉,铅,锌,硒,铜,砷等)与人体组织某些酶的巯基(一 SH)有特别大的亲合力,能抑制酶的活性.亲铁元素(铁, 镍)可在人体的肾,脾,肝内累积,抑制精氨酶的活性.六价 铬可能是蛋白质和核酸的沉淀剂,可抑制细胞内谷胱甘肽还
原酶,导致高铁血红蛋白,可能致癌.过量的钒和锰(亲岩元素)则能损害神经系统的机能.重金属的污染有时会造成很 大的危害,例如13本发生的水俣病(汞污染)和骨痛病(镉 污染)等公害病,都是由重金属污染引起的,所以应严格防 止重金属污染. 一 ,茶叶中主要的重金属元素及其特性 1.铅 铅是一种有神经毒性的微量重金属元素,为生物体非必 需元素,对人体无任何生理功用,理想血液中浓度为零.但因全球现代工业和交通的迅猛发展,使铅在环境中普遍存在, 如涂料油漆,铅笔,教科书的彩色封面,玩具,汽车尾气和工 业废气等都含铅;煤在燃烧中释放铅;含铅焊锡在罐头食品, 水管等的应用,使食物和饮用水中也含铅.铅通过手一口途径,或经呼吸道进入人体.铅被人体吸收后,90%储存在骨 骼,其余随血液分布到全身各器官和组织.铅在生物体中会 作用于生物体全身,并能使卟啉代谢产生障碍,进而阻碍血 红蛋白的合成.铅对人体神经末梢和中枢神经的侵害,会引 起神经衰弱症,多发性神经炎,铅中毒性脑病,产生消化不良和铅I生贫血等.值得一提的是,铅对人体的影响是个"剂量一效应"持续累积的过程,随血铅水平的提高,可对全身血液, ? 17? 神经,肾脏,内分泌和免疫等各系统产生毒性作用,临床表现复杂,缺乏特异性.铅对儿童智能发育及体格生长的影响更 为显着,常会引起智能下降,生长迟缓等.研究表明,儿童的 智力低下发病率随铅污染程度的加大而升高,儿童体内血铅每上升l0g/1,儿童智力下降6～8分.为此,美国把普遍认 为会使儿童产生中毒的血铅含量下限由0.25g/ml下降到
大宝山矿区农田土壤重金属污染及其植物累积特征_张晗
土 壤 (Soils), 2017, 49(1): 141–149 ①基金项目：国家自然科学基金委员会–广东省人民政府联合基金重点支持项目(U1201234)、国家自然科学基金项目(21347003)和广东省自然科学基金项目(S2011010003356)资助。 * 通讯作者(hongershu@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,) 作者简介：张晗(1990—)，男，安徽六安人，硕士研究生，主要从事土壤修复方面研究。E-mail: hxhjzhanghan@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, DOI: 10.13758/https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,ki.tr.2017.01.021 大宝山矿区农田土壤重金属污染及其植物累积特征① 张 晗，靳青文，黄仁龙，林 宁，贾珍珍，舒月红* (华南师范大学化学与环境学院，广州 510006) 摘 要：对金属矿山选冶活动影响的农田土壤，不同灌溉水源会影响重金属的分布累积特征。根据实际情况将大宝山矿区农田土壤分为污水灌溉区、清水灌溉区、自然修复区和对照区，并进行土壤和植物样品采集，调查研究了土壤的基本理化性质，Cd 、Pb 、Cu 、Zn 、Mn 5种重金属的含量和化学形态分布，以及不同区域植物中重金属的含量。结果表明：污灌区Cd 、Pb 、Cu 、Zn 的含量最高，是自然修复区和清水灌溉区的1.75倍 ~ 10.51倍，对照区最低；Mn 在各采样点的含量无显著差别。土壤Cd 、Cu 、Zn 、Pb 含量两两之间显著正相关，Mn 与Cu 、Zn 、Cd 、Pb 呈负相关关系；土壤pH 与重金属环境有效态关系密切。残渣态是5种重金属的主要存在形态，有机态含量也较高；Cd 的环境有效态含量占总量的比例是其他4种重金属的2倍左右。稻米中5种重金属在清水灌溉区的含量均比污水灌溉区低，其中Cu 和Zn 的含量在两区域均未超标(NY861-2004)，而Pb 和Cd 的含量严重超标。重金属在自然修复区和清水灌溉区呈现较低的土壤污染和人体健康风险，该研究数据可为金属矿区土壤污染控制提供科学的依据。 关键词：大宝山；土壤重金属；形态；植物 中图分类号：X53 文献标识码：A 矿产资源的开采使原有的地球化学环境条件发生改变，导致矿山周边水土环境严重污染 [1–3] 。广东 省粤北大宝山地区矿产资源丰富，开采历史悠久，矿区开采和冶炼产生的酸性矿山废水和尾矿堆淋滤过程流失的有毒重金属释放到环境中，对周围的农田土壤造成以Cd 、Pb 、Cu 等为主的多金属复合污染[4]，对环境和人类造成严重危害。大宝山下游的上坝村因长期受重金属污染而成为全国知名的癌症村。 近年来，针对大宝山矿区以及其他有色金属矿区重金属的污染展开了大量的研究，主要体现在重金属的空间分布特征[5–8]、生物有效性[9–12]、生态和健康风险评价[13–15]等方面。就采矿活动对农田土壤的污染研究来看，已有研究主要针对农用土壤的污染特征及其风险评价进行分析[16–17]。 本研究以广东大宝山矿区农田土壤为研究对象，采集灌溉水源不同的农田土壤和植物，比较分析不同区域土壤中Cd 、Pb 、Cu 、Mn 、Zn 5种重金属污染特征与土壤基本性质，以及重金属在相应区域植物中的积累，研究结果可以为重金属污染农田土壤的修复提供理论和技术依据。 1 材料与方法 1.1 研究区概况 大宝山矿区地处广东省韶关市曲江县和翁源县的交界处，流域范围为 113°40′ ~ 113°43′E ，24°30′ ~ 24°36′N ，属于亚热带季风气候区，地势北高南低，温暖潮湿多雨，表层岩石风化强烈。选矿产生的尾砂及废石主要沿着河谷排入 2 个由尾砂坝拦截形成的大型尾矿库(铁龙尾砂库和槽对坑尾砂库)，部分常年被水淹没。携带有毒重金属的酸性废水分别自 2 个尾砂库出水口排出，沿着河谷流向下游至凉桥处汇合后流入横石河(图 1)，至中下游处有来自陈公湾的河水(非矿山污染区)汇入，最终向下游流进滃江。受 2 个滃尾矿库废水污染的横石河和江，一直以来都是沿程农用土壤的灌溉水源，严重危害着土壤生态系统。2006 年左右，2 个尾矿库出水汇合处凉桥附近的农田因重金属污染严重而停止耕种。而横石河附近的上坝村农田也于 2006 年开始引入水库水进行“清灌”，但部分农田依然处于“污灌”状态。
重金属污染物的传播特征
重金属污染来源、分布、治理方法 摘要：文章阐明了重金属污染物来源与分布，同时对国内外土壤重金属污染治理的研究工作做了系统的综述，提出了土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法，利用环境矿物材料治理土壤重金属污染物的方法，具有成本低、效果好、无二次污染及有用金属可回收利用等优点，展现出广阔的环境矿物学研究与应用前景。并提醒人们要提高土壤质量意识，保护生态环境。 重金属系指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等污染物。 随着全球经济化的迅速发展，含重金属的污染物通过各种途径进入土壤，造成土壤严重污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。因此引起世界各国的广泛重视。目前，世界各国土壤存在不同程度的重金属污染，全世界平均每年排放Hg约1.5万t、Cu为340万t、Pb为500万t、Mn为1500万t、Ni为100万t。中国北方大城市的蔬菜基地和部分商品粮基地也存在着不同程度的重金属污染，如北京、天津、西安、沈阳、济南、长春、郑州等地；。 南方相对较轻，如福州、宁波、上海、武汉、成都等地。土壤重金属污染将会造成生态系统的严重破坏。从中国土壤资源状况看，到2000年底中国人均耕地仅为0.1 hm2，而且随着今后中国经济社会的发展如生态退耕、农业结构调整及自然灾害损毁等，土壤资源将进一步减少。因而如何有效地控制及治理土壤重金属的污染，改良土壤质量,将成为生态环境保护工作中十分重要的一项内容。 重金属污染原理 重金属，特别是汞、镉、铅、铬等具有显著和生物毒性。它们在水体中不能被微生物降解，而只能发生各种形态相互转化和分散、富集过程(即迁移)。重金属污染的特点是：(1)除被悬浮物带走的外，会因吸附沉淀作用而富集于排污口附近的底泥中，成为长期的次生污染源；(2)水中各种无机配位体(氯离子、硫酸离子、氢氧离子等)和有机配位体(腐蚀质等)会与其生成络合物或螯合物，导致重金属有更大的水溶解度而使已进入底泥的重金属又可能重新释放出来；(3)重金属的价态不同，其活性与毒性不同。其形态又随pH和氧化还原条件而转化。(4)在其危害环境方面的特点是：微量浓度即可产生毒性(一般为1～10毫克/升，汞、镉为0.01～0.001毫克/升)；在微生物作用会转化为毒性更强的有机金属化合物(如洋－甲基汞)；可被生物富集，通过食物链进入人体，造成慢性路线。亲硫重金属元素(汞、镉、铅、锌、硒、铜、砷等)与人体组织某些酶的巯基(-SH)有特别大的亲合力，能抑制酶的活性，亲铁元素(铁、镍)可在人体的肾、脾、肝内累积，抑制精氨酶的活性。六价铬可能是蛋白质和核酸的沉淀剂，可抑制细胞内谷胱甘肽还原酶，导致高铁血红蛋白，可能致癌，过量的钒和锰(亲岩元素)则能损害神经系统的机能。 本文主要从土壤中重金属污染物来源与分布、土壤中重金属污染物的现行治理方法入手，提出土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法。旨在保护环境，提高土壤的环境质量。 1 土壤中重金属污染物来源与分布
大气降尘与土壤中重金属铬的形态分布规律解析
生态环境 2008, 17(4): 1438-1441 https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, Ecology and Environment E-mail: editor@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, 作者简介：高杨（1981－），男，工程师，硕士，主要从事环境分析化学和光谱色谱分析等方面的研究。E-mail:123456789gaoyang@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, 收稿日期：2008-01-30 大气降尘与土壤中重金属铬的形态分布规律 高杨1，范必威2 1. 中国测试技术研究院，四川 成都 610061； 2. 成都理工大学，四川 成都 610059 摘要：主要对成都理工大学校园内大气降尘和土壤中重金属铬的形态分布进行了分析比较，得出以下结论：重金属铬在大气降尘和土壤中的含量存在差别，大气降尘中铬的量明显大于土壤中的量，且基本上是土壤的两倍左右。且形态分布规律不同,大气降尘中铬含量的形态分布由大到小的次序是：残渣晶格态，铁锰氧化物结合态，有机结合态，碳酸盐结合态，可交换态；土壤中由大到小的次序是：残渣晶格态，有机结合态，铁锰氧化物结合态，碳酸盐结合态，可交换态；铬在大气降尘中多存在于残渣晶格态（35.35%～59.82%）和铁锰氧化物结合态（25.97%～40.23%），且两者相差不大。而在土壤中多存在于残渣晶格态（37.22%～75.06%）和有机结合态（4.30%～12.98%），且主要以残渣晶格态为主。形态分离方法采用Tessier 五步连续提取法，重金属铬的测定方法采用国标方法（GB/T 5009.123-2003）示波极谱法。 关键词：大气降尘；土壤；铬；形态分析 中图分类号：X13 文献标识码：A 文章编号：1672-2175（2008）04-1438-04 随着城市化在全球范围内的飞速发展，以及城市人口的不断增长，客观上需要增加对城市生态环境的了解，以及研究城市生态环境与人类健康之间的相互关系。城市里的大气尘降、土壤是城市生态环境的重要组成部分，对城市的可持续发展有着重要意义。在城市环境中，人类各种各样的活动，将大量的重金属带入城市大气降尘和土壤中[1-2]，造成这些元素的积累，并通过大气、水体或食物链而直接或间接地威胁着人类的健康甚至生命。 重金属元素铬及其化合物广泛分布于自然界的岩石、植物、动物、土壤、水、火山灰及气体中，而铬及其化合物也是冶金、电镀等行业常用的基本原料，在上述行业的生产过程中会产生大量的含铬废水、废气、废渣，从而导致严重的环境污染问题。铬是环境污染以及动植物生命最重要的元素之一[3] ，铬的毒性和生物可用性不取决于铬的总量，而是取决于铬存在的形态。三价铬被认为是维持哺乳动物葡萄糖、脂肪和蛋白质代谢的必需元素，而六价铬则对人体有高毒性。因此铬的形态分析对于研究其环境行为、生理效应和致毒机理至关重要。 1 实验部分 1.1 实验仪器与试剂 JP-303型示波极谱仪：成都仪器厂三电极系统； 全聚四氟乙烯消解罐：内容积70 mL ，最大压力1.2 MPa ，最高温度200 ℃。 Galanz WP800TL23-K3微波炉；烘箱；电热板；高速离心机；SHA-C 水浴振荡器；分析天平；电子分析天平；冰箱；采样刷；样品袋；研钵；各种玻璃仪器等。 实验所用各种试剂均为符合国家标准或专业标准的优级纯或分析纯试剂，所有试剂不含铬。水为二次蒸馏水；实验所需各种试剂的配制方法（略）。 1.2 实验方法 1.2.1 示波极谱法测定样品中铬 本实验样品消解采用微波消解的方法，采用邻二氮菲-亚硝酸钠体系示波极谱法测定。其中三价铬的测定采用高锰酸钾氧化三价铬的方法。 1.2.2 样品中铬的物理形态提取、分离与测定[4-5] 可交换态：称2.0000 g 样品，加入16 mL 1 mol/LMgCl 溶液常温下振荡1 h ，离心分离30 min （3000 r/min ），取上清液转入50 mL 容量瓶中用二次蒸馏水定容，用盐酸调节pH=7，待测。 碳酸盐结合态：在上步的残渣中加入16 mL ，1 mol/L NaAc/HAC ，pH 5室温下下振荡6 h ，离心分离30 min （3000 r/min ），取上清液转入50 mL 容量瓶中用二次蒸馏水定容。用HAC 调节到pH=5，待测。 铁锰氧化物结合态：在上步的残渣中加入20 mL 0.04 mol/L NH 2OH ，HCl 的25%(体积分数)的HAC 溶液，96 ℃下水浴振荡6 h ，离心分离30 min （3000 r/min ），取上清液转入50 mL 容量瓶中用二次蒸馏水定容，用HAC 调节到pH=2，待测。 有机结合态：在上步的残渣中加入6 mL ，0.02 mol/L HNO 3，10 mL H 2O 2 30%（体积分数），用HNO 3调节pH 到2.0，加热到85 ℃，振荡2 h 。重复上述操作，3 h ，保持温度。冷却后加入5 mL 3.2 mol/L NH 4AC 的20%(体积分数)的HNO 3溶液并稀释至20 mL ，振荡30 min 。离心分离30 min （3000 r/min ），
重金属污染物的传播特征
第39卷第4期2010年8月当代化工C ontem por ar y C hem ical Industr y Vo1.39，No.4August ，2010 土壤中主要重金属污染物 的迁移转化及治理* *收稿日期：2010-06-07 作者简介：房存金（1957-），男，河南商丘人，副教授，1982年毕业于河南师范大学化学系，现从事无机与分析化学教学及化学在农牧业 方面的应用研究，已公开发表论文19篇， 获商丘市科技进步一等奖两项，河南省科技进步三等奖一项，通过河南省科研项目成果鉴定两项。E-mail ：fcjsqzy@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, 。 由于重金属一般不易随水淋滤，土壤微生物不 能分解，但能吸附于土壤胶体、被土壤微生物和植物所吸收，通过食物链或其它方式转化为毒性更强的物质，对人体健康的危害严重，所以土壤中重金属的污染问题比较突出。重金属在土壤中积累的初期，不容易被人们觉察和关注，属于潜在危害，但土壤一旦被重金属污染，就很难彻底消除。 重金属在土壤中的迁移转化受金属的化学特性、土壤的物理特性、生物特性和环境条件等因素影响。土壤环境中重金属的迁移转化过程分为物理迁移、化学迁移、物理化学迁移和生物迁移。其迁移转化形式复杂多样，是多种形式的错综结合[1-4]。 1土壤中主要重金属污染物的迁移转化 1.1汞的迁移转化 汞是一种对动植物及人体无生物学作用的有毒元素。土壤中汞的重要特点是能以零价(单质汞)形式存在，还有无机化合态汞和有机化合态汞。除甲基汞、HgCl 2、Hg （NO 3）2外， 大多数为难溶化合物。甲基汞和乙基汞的毒性在含汞化合物中最强[5-6]。土壤中汞的迁移转化比较复杂，主要有如下几种途径。1.1.1土壤中汞的氧化-还原 土壤中的汞有三种价态形式：Hg 、Hg 2+和Hg 2+2。汞的3种价态在一定的条件下可以相互转化。二价汞和有机汞在还原条件下的土壤中可以被还原为零价的金属汞。土壤中金属汞的含量甚微，但可从 土壤中挥发进入大气环境，而且会随着土壤温度的 升高，其挥发的速度加快。土壤中的金属汞可被植物的根系和叶片吸收。1.1.2土壤胶体对汞的吸附 土壤中的胶体对汞有强烈的表面吸附（物理吸附）和离子交换吸附作用。从而使汞及其他微量重金属从被污染的水体中转入土壤固相。土壤对汞的吸附还受土壤的pH 值及土壤中汞的浓度影响。当土壤pH 值在1～8的范围内时，其吸附量随着pH 值的增大而逐渐增大；当pH ＞8时，吸附的汞量基本不变。 1.1.3配位体对汞的配合-螯合作用 土壤中配位体与汞的配合-螯合作用对汞的 迁移转化有较大的影响。OH -、 C1-对汞的配合作用可大大提高汞化合物的溶解度。土壤中的腐殖质对汞离子有很强的螯合能力及吸附能力。通过生物小循环及土壤上层腐殖质的形成，并借助腐殖质对汞的螯合及吸附作用，将使土壤中的汞在土壤上层累积。 1.1.4汞的甲基化作用 在土壤中的嫌气细菌的作用下，无机汞化合物可转化为甲基汞（CH 3Hg +）和二甲基汞[（CH 3）2Hg]。当无机汞转化为甲基汞后，随水迁移的能力就会增大。由于二甲基汞[（CH 3）2Hg]的挥发性较强，而被土壤胶体吸附的能力相对较弱，因此二甲基汞较易进行气迁移和水迁移。 汞的甲基化作用还可在非生物的因素作用下进行，只要有甲基给予体，汞就可以被甲基化。 房存金 摘要：介绍了土壤中主要重金属污染物汞、镉、铅、铬、砷在土壤中的主要存在形式、来源、迁移及转化过程。对土壤中主要重金属污染物提出了治理方法。关 键 词：重金属；污染物；治理方法 中图分类号：S 159 文献标识码：A 文章编号：1671-0460（2010）04-0458-03 （商丘职业技术学院，河南商丘176000）
高等植物重金属耐性与超积累特性及其分子机理研究
高等植物重金属耐性与超积累特性及其分子机理研究 孙瑞莲2 周启星1* (1中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室,沈阳 110016) (2中国科学院研究生院,北京 100039) 摘 要 由于重金属污染日益严重,重金属在土壤_植物系统中的行为引起了人们的高度重视。高等植物对重金属的耐性与积累性,已经成为污染生态学研究的热点。近年来,由于分子生态学等学科的发展,有关植物对重金属的解毒和耐性机理、重金属离子富集机制的研究取得了较大进展。高等植物对重金属的耐性和积累在种间和基因型之间存在很大差异。根系是重金属等土壤污染物进入植物的门户。根系分泌物改变重金属的生物有效性和毒性,并在植物吸收重金属的过程中发挥重要作用。土壤中的大部分重金属离子都是通过金属转运蛋白进入根细胞,并在植物体内进一步转运至液泡贮存。在重金属胁迫条件下植物螯合肽(PC)的合成是植物对胁迫的一种适应性反应。耐性基因型合成较多的PC,谷胱甘肽(GS H)是合成PC 的前体,重金属与PC 螯合并转移至液泡中贮存,从而达到解毒效果。金属硫蛋白(MTs)与PC 一样,可以与重金属离子螯合,从而降低重金属离子的毒性。该文从分子水平上论述了根系分泌物、金属转运蛋白、MTs 、PC 、GS H 在重金属耐性及超积累性中的作用,评述了近10年来这方面的研究进展,并在此基础上提出存在的问题和今后研究的重点。关键词 高等植物 重金属 耐性 超积累特性 植物修复 HEAVY METAL TOLERA NCE AND HYPERACCUMULATION OF HIGHER PLANTS AND THEIR MOLEC ULAR MECHANISMS:A REVIEW SUN Rui_Lian 2and ZHOU Qi_Xing 1* (1Key L abo ratory o f Terrestrial Ec olo gical Proc ess ,Institute o f Applied Ecology ,Chine se Academy o f Sc ienc es ,Shenyang 110016,China) (2Graduate School o f Chine se Academy o f Sc ie nce s ,Bei j ing 100039,China) Abstract Owing to serious heavy metal pollution,much attention has been paid to its effects on soil_plant systems.The research of heavy metal tolerance and hyperaccumulation of higher plants has become a hot topic in the field of pollution ecology.With the development of molecular ecology,research on the mechanisms of heavy metal tolerance,detoxification and accumulation in higher plants has made progress in recent years.There are significant differences in the tolerance to and accumulation of heavy metals among higher plant species and genotypes.Root systems are the first entrance of heavy metal pollutants from the soil into plant.Root exudates reduce the availability and toxicity of metal pollutants and play an important role in ability for plants to absorb heavy metals.Almost all heavy metal ions enter root cells with the help of a metal transporter protein that are subsequently transported to the vacuole.The synthesis of PC in response to the stress caused by heavy metals is one of the adaptive responses com mon in higher plants.Heavy metal tolerant genotypes have higher le vels of PC than non_tolerant genotypes under heavy metal stress.GSH is the substrate that synthesizes PC,which chelates the heavy metals.Heavy metal_PC chelatins are subsequently transported from the cytosol to the vacuole and heavy metal detoxification is thus achieved.MTs play the same role and in the same wa y as PC under heavy metal stress.The article reviews recent advances in understanding the role of root exudates,metal transporter proteins (MTs,PC and GSH),molecular mechanisms of heavy metal tolerance and hyperac -cumulation in higher plants at the molecular level.Existing problems and major topics of future research were discussed. Key words Higher plant,Heavy metal,Tolerance,Hyperaccumulation,Phytoremediation 现代农业中各种农药和化肥的大量使用,汽车 尾气的大量排放,城市污水及垃圾处理不当以及工 收稿日期:2004-03-18 接受日期:2004-07-16 基金项目:国家杰出青年科学基金(20225722)和国家自然科学基金重点项目(20337010) *通讯作者Author for correspondence E_mail:Zhouqi xing2003@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, E_mail:s unning527@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html, 植物生态学报 2005,29(3)497~504 Acta Phytoecologica Sinica
重金属传播特征讲解
重金属传播特征 重金属原义是指比重大于 5的金属,包括金、银、铜、铁、铅等,重金属在人体中累积达到一定程度,会造成慢性中毒。对什么是重金属目前尚无严格的定义,化学上跟据金属的密度把金属分成重金属和轻金属,常把密度大于 4.5g/cm3的金属称为重金属。如:金、银、铜、铅、锌、镍、钴、铬、汞、镉等大约 45种。 从环境污染方面所说的重金属是指:汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的重金属。 对人体毒害最大的有 5种:铅、汞、铬、砷、镉。这些重金属在水中不能被分解,人饮用后毒性放大,与水中的其他毒素结合生成毒性更大的有机物或无机物。 在领域中,重金属主要是指对生物有明显毒性的金属元素或类金属元素,如汞、镉、铅、铬、锌、铜、钴、镍、锡、砷等,此类污染物不易被微生物降解。 随着全球经济化的迅速发展, 含重金属的污染物通过各种途径进入土壤, 造成土壤严重污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降, 并可通过食物链危害人类的健康, 也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。因此引起世界各国的广泛重视。目前, 世界各国土壤存在不同程度的重金属污染,全世界平均每年排放Hg 约 1.5万 t 、 Cu 为 340万 t 、 Pb 为 500万 t 、 Mn 为 1500万 t 、 Ni 为 100万t 。中国北方大城市的蔬菜基地和部分商品粮基地也存在着不同程度的重金属污染, 如北京、天津、西安、沈阳、济南、长春、郑州等地; 。南方相对较轻,如福州、宁波、上海、武汉、成都等地。土壤重金属污染将会造成生态系统的严重破坏。从中国土壤资源状况看, 到 2000年底中国人均耕地仅为 0.1 hm2, 而且随着今后中国经济社会的发展如生态退耕、农业结构调整及自然灾害损毁等, 土壤资源将进一步减少。因而如何有效地控制及治理土壤重金属的污染,改良土壤质量 , 将成为生态环境保护工作中十分重要的一项内容。 重金属污染原理
西溪湿地底泥重金属竖向分布规律
浙江大学学报(农业与生命科学版) 36(5):578~584,2010 Journal of Zhejiang University(Ag r ic &Life Sci ) 文章编号:1008 9209(2010)05 0578 07DOI:10.3785/j.issn.1008 9209.2010.05.016西溪湿地底泥重金属竖向分布规律 陈如海1,詹良通1,陈云敏1,胡洪志2 (1.浙江大学建筑工程学院软弱土与环境土工教育部重点实验室,浙江杭州310058; 2.杭州市林水局,浙江杭州310014) 摘 要:利用特制的底泥取样器从杭州西溪湿地钻取通长的底泥试样,对不同深度底泥中重金属Cu、Pb、Zn进行测试,并分析重金属在表层底泥、底泥孔隙水及上覆水中的含量及相关性,用地累积指数法对底泥的污染程度进行评价.结果表明:该湿地0 6m深度内的底泥为轻度-中度污染,埋深大于0 6m的底泥没有被污染或者污染程度较轻;重金属在表层底泥孔隙水中的含量显著大于其在上覆水中的含量,由于浓度梯度,底泥孔隙水中的重金属会释放到上覆水中,因此如只实施换水处理难以根除水体污染问题,疏浚受污染的底泥是更有效的治理措施.根据测试结果,0 6m深度可作为湿地底泥疏浚的参考依据. 关 键 词:底泥;重金属;水质;孔隙水;湿地 中图分类号:X52 文献标志码:A CHEN Ru hai1,ZH AN Liang tong1,CHEN Yun min1,HU H ong zhi2(1.M inistr y of Education Key L aboratory of Sof t Soils and Geoenvironmental Engineering,College of Civ il Engineering and A rchitectur e, Zhej iang Univer sity,H angz hou310058,China; 2.H angz hou Municip al Bureau of For estry&W ater Resources,H angz hou310014,China) Vertical distributions of heavy metals in bottom sediment in Xi xi national wetland.Jo urnal of Z hejiang U niv ersity(A g ric &L ife Sci ),2010,36(5):578 584 Abstract:A special sampler was made to dr ill o ut long and integ rated sediment samples fr om Xi x i natio nal wetland of Z hejiang P rov ince,and the contents of Cu,Pb and Zn in the sediments at differ ent depths w ere test ed to evaluate pollutio n deg r ee of the heav y metals,as well as to det ermine their distr ibutio n alo ng depth in the wetland using the method of geo accumulatio n index.T he t ests and evaluation r esults show ed that the sediments w ere moderately po lluted w ithin0 6m below the riv er bed, and not polluted at the depth deeper than0 6m.T he concentr atio n of heavy metals in the shallo w sediments w as fo und to be higher than t hat in po re w ater,w hich w as in turn much mo re than that in t he abov e w ater.H eav y metals in po re w ater of sediment s co uld be released into the above w ater due to t he concentr atio n g radient,indicating that the water quality in the w etland could no t be co mpletely recover ed o nly by r eplacing the polluted w ater w ith clean wat er,but needed to dr edg e the co nt aminat ed sediments in the wet land.T he top0 6m sediment should be dr edg ed fr om an eco no mic po int of v iew. Key words:botto m sediment;heavy metals;w ater qualit y;po re wat er;w etlands 收稿日期:2009 11 25 基金项目:国家自然科学基金重点资助项目(50538080);杭州市水利规划设计研究院委托项目. 作者简介:陈如海(1976 ),男,江苏盐城人,博士研究生,从事环境岩土工程研究.E mail:crh76@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,. 通信作者:詹良通,男,教授,博士生导师,从事非饱和土力学、环境岩土工程及边坡工程研究.T el:0571 ********;E mail: z hanlt@https://www.wendangku.net/doc/1c7245664.html,.
开题报告重金属
四川农业大学本科生毕业论文（设计）开题报告 毕业论文（设计）题目都江堰市金鑫猕猴桃种植基地土壤重金属含量分析研究选题类型应用型课题来源自选项目 学院城乡建设学院专业环境工程 指导教师职称副教授 姓名年级2008 学号 1论文研究的理论意义和应用价值 土壤重金属污染是全世界面临的一个重要环境问题。随着社会经济的发展，人类在生产过程中排放出大量有害重金属物质进入土壤，造成土壤中的重金属含量严重超标，使得土壤结构和功能恶化，质量下降，并且直接危害到人类的健康和发展。猕猴桃素来以味美、营养价值高而倍受人们喜爱，逐渐进入了国际市场。都江堰胥家金鑫猕猴桃生产合作社有限责任公司位于国家级生态示范县—都江堰胥家镇，被喻为：“猕猴桃之乡”的胥家镇。公司属胥家镇政府批准新建的民营企业，是集猕猴桃种植、储藏、加工、贸易为一体的综合企业。公司通过“公司+基地+农户”模式和参股、契约、租赁、合同订单等多种利益联结形式，带动农户共同致富和为客户服务，年产猕猴桃鲜果6000吨、猕猴桃籽15吨、猕猴桃果干500吨。 果园土壤重金属元素含量的多少是猕猴桃产地环境要求检测的一项重要指标，它达到一定程度就会对土壤造成污染，影响果树的生长发育，通过食物链进而对人体健康造成危害。且果品产区土壤的清洁程度直接影响猕猴桃的市场供应及人民的收入和生活水平。故有必要对都江堰猕猴桃生产基地土壤中主要重金属元素(锌、铅、汞、镉和铜)的累积状况进行研究，为都江堰猕猴桃产地环境质量现状评价和优质出口猕猴桃的生产提供依据。 2目前研究的现状 近年来，国内很多学者对土壤系统中重金属来源、分布与迁移，形态转化特
征及其环境影响进行了研究。主要测定了重金属Cr、Cu、Zn、Pb、Ni、Cd等在土壤中的含量。取样方法多采取土壤表层及亚层分层采样。 王丽娟等（2010）在对不同土地利用方式下土壤重金属特征及影响研究中表明，不同土地利用方式下, 土壤重金属元素含量的分布特征存在一定差异, 土壤表层( 0~ 20 cm) 人工苹果林地重金属元素含量大于农业耕地, 20~ 40 cm 土层的重金属元素含量均相对较高, 农业耕地的土壤重金属含量剖面变化曲线( 尤其在60 cm 土层以上) 波动幅度比人工苹果林地明显; 土地利用方式对不同深度土壤重金属元素含量的影响强度不同, 其中对40~ 60 cm 土层影响最大. 李亮亮等（2007）研究表明，土壤重金属元素在土壤中的垂直分布规律为，重金属元素含量随土壤深度呈降低趋势，并在一定深度低于背景值。表土层的重金属含量明显高于20 cm以下土层的重金属含量，体现强烈的表聚性。不同的重金属元素在不同的土层深度形态分布是不同的，随着土层深度的增加交换态Cd、Pb含量明显下降，残渣态Cu、Cd和Pb的比例明显提高。同一剖面点Cd的迁移率明显高于其他元素，而Pb在土壤中迁移性较差。所有元素迁移的深度均为达到60-80cm。卢瑛等（2003）在对南京城市土壤中重金属的化学形态分布研究中采取Tessier 连续提取法, 总之，大多数学者的分析表明，重金属在土壤剖面中的垂直分布具有一定的规律性。一般重金属污染主要是对表层土壤造成影响，而对下层土壤则较小。 3论文研究的内容 （1）论文拟开展的几个大方面 ①采用梅花点法采集土壤样品 ②根据国家标准方法测定重金属总量 （2）论文重点解决的问题 ①采样区布设的代表性和土壤样品的采集 ②主要土壤重金属的消解和重金属总量的测定。 ③分析数据，得出结论，分析污染来源及现状。 （3）论文拟得出的主要结论