重金屬對環境的污染范文

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關鍵詞：重金屬廢水；環境污染；處理方法；改善措施

1 重金屬廢水的來源

重金屬廢水主要來自于冶金以及電子和電鍍行業，尤其是電子和電鍍行業的工業廢水，其成分尤為復雜，除卻酸堿性廢水和含氰（CN-）廢水外，可以根據重金屬廢水中所含的化學元素進行劃分。例如：含汞（Hg）廢水、含砷（As）廢水、含銅（Cu）廢水以及含鎘（Cd）廢水等。

各種重金屬廢水，對于環境的污染極大，在重金屬廢水的處理問題上國內外都非常重視，通過有針對性的處理工藝，治理各式各樣的重金屬廢水；將有毒化為無毒、有害化為無害。并且回收重金屬廢水中較為昂貴的重金屬，將處理后的廢水再次循環使用，減少重金屬的排放量。

2 重金屬廢水對環境的污染

重金屬并不能被生物降解成為無害物。重金屬廢水排入河流或海域后，除一部分被水生物以及魚蝦等吸收以外，剩余大部分都被水中各種有機物質和無機膠體以及微生物吸附，之后經過聚集沉降與水底。

2.1 汞（Hg）對環境的危害

汞污染主要來自于燃煤電廠以及樹脂廠和水泥生產廠等，而由于汞可以通過大氣以及河流進行遠距離的傳輸，使得汞可以造成跨界污染和區域性污染，最讓人記憶深刻的就是，美國環境調查局層發表說，中國的汞污染已經通過大氣污染到了美國的河流。這也對汞污染在防范上造成了極大的困難。

而值得注意的是微量的液體汞在吞食后是無毒的，相關記載中有著明確的注釋，微量的液體汞在生物體內會形成有機化合物。但是汞蒸氣和汞鹽都是有劇毒的，在口服或吸入和接觸后會導致腦部和肝功能損傷。毒性最大的為二甲基汞[（CH3）2Hg]，人體皮膚只需要接觸幾微升的二甲基汞[（CH3）2Hg]就會導致死亡。而即使是毒性小的汞在對人類的危害上也很大，由于汞可以在生物體內累積，極易被皮膚和呼吸道以及消化系統吸收，會出現水俁病癥狀，破壞生物的中樞神經系統。

2.2 砷（As）對環境的污染

砷（As），民間的說法就是砒霜，在化學元素周期表中處于第四周期。含砷（As）的廢水主要來自于冶煉廠，其可以通過大氣、地表水和土壤進行傳播污染。

砷（As）在日常生活中的作用非常多，如除了可以作為除草劑以及殺蟲劑外，還可以作為干燥劑和防腐劑來使用。而含砷（As）的藥物經過大量以及長期的使用后會使得大部分砷（As）進入土壤中并殘留下來，進而影響植物的生長甚至發生毒害事故。

含有砷（As）的廢水沒有得到有效的處理就排放，會導致河流以及排放地地質的污染，會導致生物體內細胞中的酶與巰基結合，進而致使酶功能系統發生障礙，影響細胞的正常代謝，引發神經系統疾病和毛細血管等病害。

3 重金屬廢水的處理措施

重金屬廢水的處理措施有很多種，具體需要根據其處理的效果和成本以及初始濃度和廢水中的共存離子要求出水，最后水質達標后根據情況是循環再次利用還是直接排放。

3.1 生物處理法

生物法是眾多化工企業的首選，不光投資小，而且回報率還高。針對不下沉的懸浮物有很好的效果。生物處理分為好氧和厭氧兩大類處理方法，還有像土地處理法、活性污泥法、穩定塘法、等多種工藝。污水生物處理從宏觀上來講，就是通過微生物將廢水中的重金屬進行吞食，也就是說通過微生物的代謝將重金屬降解，使得廢水達到相應指標。但需要注意的是在使用污水生物處理的時候必須采用BOD5/CODCr等法案來判斷污水中的污染物是否可以被降解。

3.1.1 好氧生物處理法。好氧生物處理工藝，投資少、回報高，一直被各大化工企業廣泛的使用。其操作也極為簡單：將活性污泥投放與廢水中，對有機污染物進行吸附、凝聚和分解最后產出合成的細胞體以及二氧化碳和水。

3.1.2 厭氧生物處理法。厭氧生物處理法在相對密封、無氧的環境下，極為有用，厭氧分子可以將廢水中的有機污染物分解成二氧化碳以及甲烷等氣體，與此同時將部分有機物質合成細菌胞體。厭氧生物法是指在沒有分子氧的條件下，通過厭氧微生物（包括兼性厭氧微生物）的作用，將廢水中的有機物分解為甲烷和二氧化碳等物質的過程，同時把部分有機質合成細菌胞體方法。厭氧生物處理工藝有厭氧生物濾池以及上流式厭氧污泥床反應器（UASB）等。厭氧處理的優勢是耗能低、微生物食物量少以及污泥產生量低。

兩種處理工藝各有其優勢，具體還是需要根據環境來選擇使用。在廢水中污泥含量小的情況下，一般都使用好氧處理法，反之則使用厭氧處理法。值得注意的是，雖說厭氧處理的主要對象為有機污泥，但近年來由于有機廢水濃度增高，通常都會先使用厭氧處理法，之后根據處理效果以及現場情況再使用好氧法進行處理。

3.2 電解處理法

該工藝根據Fe/C原電池反應的原理進行處理廢水，也可以稱作鐵屑過濾法，其在廢水處理的各項指標上都非常好。加快氧化速度、吸附還有氧化還原等都是電解法的具現化。作為生化處理法的前提，保證“預處理技術”，電解處理技術可以使得有機物濃度急劇降低，有效的減少廢水中各種重金屬的毒素，進而使得生化處理法可以有效實施。由于其適用范圍極為廣泛、污水處理效果極佳并且使用的壽命也很長并且不需要配備任何電力，具有“以廢治廢”的意義。

3.3 化學沉淀法

化學沉淀法也是重金屬廢水處理常用的處理方法，主要的工作原理是通過化學反應使得廢水中呈溶解狀態的重金屬轉變成不溶于水的重金屬化合物，在通過過濾以及分離最后除去水溶液中的沉淀物，具體有沉淀處理法、鐵氧體共沉淀處理法和硫化物沉淀處理法等。但由于環境以及沉淀劑的客觀影響，初次沉淀的出水濃度無法達到相應標準，這時就需要根據情況，添加相應的化學物，再次循環沉淀，直到出水達標位置。

4 重金屬廢水處理的改善措施

重金屬隨著工業廢水排除后，及時濃度小于國家標準，也會造成環境污染，因其具有產期的持續性，特別是汞以及砷還有銅等重金屬，很難通過土壤或河流將其降解，因其無法降解，作為生物鏈頂端的就人類會出現各種重金屬中毒的事故。

未來的重金屬廢水處理的方案必須進一步的完善，通過細節的改變，使得重金屬廢水濃度進一步降低；例如化學沉淀工藝在處理廢水時，根據廢水所含的重金屬，將沉淀劑更換、加減量等措施使得廢水重金屬濃度減少；再如生物處理法，在預處理時，根據情況，增加或減少處理時間，將廢水中的重金屬有效的吸附量以及降解效果增加，最后在處理時使得廢水重金屬含量小于標準。對重金屬廢水處理的完善，就是對人類自身和生活環境的負責，有效完善的處理工藝都是現在廢水處理的當務之急。

5 結束語

重工業的存在有著其必然性，而生態環境保護的提高也勢在必行，有效的重金屬水污染處理措施，可以使得污水得到有效的凈化，而凈化的污水使得污水排放好后對水源的污染減少。而所有的處理措施都有著相應的弊端，如何完善這些弊端都是現階段研究的目標，相信重金屬廢水處理的提高可以使得我們生存的環境進而改善。

參考文獻

[1]黃鐠瑤，鄭興，李天龍.淺談重金屬廢水處理工藝及應用[J].電子制作，2014（2）

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關鍵詞：重金屬土壤污染治理途徑

現階段我們國家的資源能源短缺，如何高效合理的運用這些資源，是我們面臨的重要問題?，F代社會工農業發展及其迅速，重金屬對土壤的污染越來越嚴重，如何合理利用有限的土地資源，在原本土地資源匱乏的狀態下又增加了一大難題。土壤中重金屬含量過高，對動植物的生長會產生極大的影響，而且對人類的身體健康也會產生威脅。如何對重金屬污染的土壤防護治理，我們對其進行了研究。

一、重金屬引起土壤污染的綜合情況

重金屬引起的土壤污染說的是在外界重金屬的影響下，土壤中大部分原有的成分逐漸消失，而重金屬所占的比例不斷增加，影響了土壤的正常使用并且給影響了正常的生態平衡。使土壤污染的重金屬的種類繁多，對土壤污染比較主要的幾個金屬是Fe、Mn、Cu、Zn、Cd、Ni等，這類金屬的密度都比較大。

重金屬對土壤的破壞是從多個方面來衡量的。當然土壤中所含的重金屬含量越高那么對土壤的污染就越嚴重。但是也與土壤中重金屬存在形式和重金屬在土壤中占有的比例也是分不開的。重金屬在土壤中主要的存在形態有三種：水溶態、交換態和殘存態。其中水溶態和交換態的生存活性比較強，毒性比較大。而殘存態的重金屬相對來說活性毒性就小很多了。當重金屬在離子交換態的狀態下的話，那么它的活動毒性是最強的，易被土壤中的植物吸收?；蛘吲c其他物質發生反應產生新的存在狀態。

二、重金屬對土壤污染的危害分析

（一）植物方面的危害

土壤的重金屬污染對植物的危害是非常大的。對其危害主要體現在植物根和葉的變化。被重金屬污染的土壤使植物在營養成分的吸收上不能得到保證。植物不能從土壤中吸收營養反而吸收了重金屬后，與植物體內的某種物質發生反應產生有害的物質。這樣就會導致植物不能正常的生長。也有可能導致植物的一部分發生壞死。如果污染嚴重植物吸收不到養分，那么就會使植物停止生長直至死亡。

（二）生物方面的危害

土壤對生物方面的影響也很大。它是許多微小生物和動植物生活的家園。土壤中存在著多種微小生物，微生物的多樣性使土壤保持一個良好的狀態。如果土壤受到重金屬污染，土壤中生物所需的影響成分大大減少，在土壤中生存的微生物和小動物們的生命也會受到威脅。這樣對土壤的狀態也會產生嚴重的影響。

（三）土壤酶方面的危害

土壤酶是一種生物催化劑，其能夠綜合反映出土壤的肥力及活性狀況。由于土壤的物理、化學性質及生物活性會顯著的影響到土壤酶的活性，因此土壤環境一旦遭受污染，就會嚴重影響到土壤酶的活性。例如重金屬元素Hg能夠較為敏感的抑制土壤中脲酶，因此一旦土壤中的Hg超標，則土壤中所包含的脲酶也會顯著的降低。

（四）人身健康方面的危害

土壤中重金屬的超標對生物的影響非常大，對我們人的身體方面的危害那就更不用說了。如果吸收了過多的土壤中的重金屬，身體所承擔的后果都是難以人們承受的。大量的Cd元素會使人體的器官產生病變，對骨質生長產生極大的影響；吸收過量的Pb元素，會使人體的免疫機制不工作，容易生?。何者^量的Ni元素可以使人們的鼻子和肺部感到不適，嚴重的還會導致鼻癌和肺癌。土壤中重金屬超標嚴重的影響著人們的身體健康，對于土壤重金屬污染方面我們要高度重視起來。

三、對于土壤重金屬污染的防治修復措施分析

（一）物理修復

主要使用的物理修復技術有三種，分別是電動修復、電熱修復和土壤淋洗。電動修復對土壤環境要求比較高，就是給土壤通電像電池一樣，讓土壤中的重金屬離子做定向的移動，把含量超出標準的離子進行處理。但是不能大規模的處理。電熱修復就是給土壤進行加熱，使重金屬離子在達到一定溫度的情況下從土壤中分離。但是該種修復技術對土壤會產生極大的危害。土壤淋洗修復技術指的是向土壤中加入淋洗液，讓重金屬在淋洗液的作用下轉換成液態的形式，然后對液態的重金屬進行回收，對其進行相應的處理。這種方法發現的比較早，技術方面相對于電動修復和電熱修復來說比較成熟，運用的比較多。

（二）化學固定修復

化學固定修復的方法就是在被重金屬污染嚴重的土壤中加入一些能與重金屬產生反應的一些有機元素，讓重金屬離子與之產生物理化學反應，改變其原有的活性，使其沉淀、發生氧化等。這樣就會降低重金屬土壤對動植物和微生物的危害。因為突土壤中超標的重金屬元素是不相同的，所以也要根據重金屬元素的性質再向土壤中添加物質。雖然這種修復方法在操作上面比較簡單，但是對土壤中的重金屬元素不能徹底處理。只是改變了其原有的性質，并沒有從土壤中清除，所以也有可能再一次的污染土壤。

（三）植物修復

還有一種修復技術是植物修復。在被重金屬污染的土壤中種植植物。有一些種類的植物可以把土壤中重金屬物質吸收到體內，清除土壤中的重金屬元素。這種修復技術運用的比較廣泛，因為不用投入太多的成本，只需種植超富集植物就可以了。而且對生態環境還不會造成影響。因為這類植物可以免疫重金屬的危害，吸收到體內后可以適應重金屬元素的存在。也不會影響該類植物的生長。該類比較常見的植物有香草、芥菜等。而且在不斷的研究中也發現了許多植物中都有這個特性，對重金屬污染土壤的改善也有了很大的幫助。

四、結語

城市化進程的加快及工業生產等導致土壤中重金屬污染現象十分嚴重，嚴重制約了土壤的高效利用。由于重金屬元素的種類較多，在選用防治措施的時候，一定要因地制宜，結合土壤中重金屬污染的具體情況，合理選用治理修復技術，最大程度的降低其危害，同時降低對周邊環境的二次污染，確保土壤的肥性，促進農業的快速發展提供良好的土壤基礎。

參考文獻：

[1]曾躍春，劉永林.探析土壤重金屬污染的修復技術與治理途徑[J].工程技術：全文版，2016，（12）. 

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關鍵詞:超富集植物;生態毒理;氮素代謝;重金屬

中圖分類號:[S19] 文獻標識碼:A 文章編號:1674-0432(2010)-10-0045-2

0 前言

隨著現代工農業的迅速發展、城市的急劇擴大,自然環境中的重金屬污染日益嚴重。重金屬污染不僅導致土壤退化、農作物產量和品質降低,而且可能通過直接接觸、食物鏈傳遞等途徑危及人類的生命和健康。根據現存的技術包括用機械去除和化學修復方法去清除重金屬污染的土壤較為困難,并且處理費用較為昂貴。近年來,對土壤擾動少、成本低且能大面積推廣應用的重金屬污染植物修復技術受到了越來越多的關注。

通?，F在采用較多的是Baker在1983年提出的參考值為:植物葉片或地上部(干重)Cd含量達到100mg/kg,Co、Cu、Ni,、Pb含量達到1000g/kg,Mn、Zn的含量要達到10000mg/kg。超富集植物對重金屬的吸收機制也受到了廣泛的關注,目前,在超富集植物的研究方面,著重對重金屬的生態毒理和氮素代謝機制的研究,為了更好的利用超富集植物來修復受重金屬污染的土壤,本文就超富集植物對重金屬的生態毒理和氮素代謝機制影響作一個綜述。

1 超富集植物對重金屬的生態毒理機制

1.1 細胞壁沉淀和細胞區室化作用

重金屬離子進入植物體內時會有一部分沉淀在細胞壁上,從而阻止過多的重金屬離子進入細胞原生質使其免受傷害。細胞內區室化作用與超富集植物耐受和超富集重金屬密切相關。鄧華在研究錳對短毛蓼亞細胞分布的結果表明:短毛蓼不同器官90%的以上的錳分布在細胞壁和可溶性部分。在組織和細胞水平,重金屬在超富集植物內呈區室化分布。組織水平上,重金屬大多積累在表皮細胞、亞表皮細胞和表皮毛中,一定程度上減輕葉片細胞結構及生理功能所受的傷害;至于細胞內,重金屬貯存在液泡中,減少了重金屬對細胞質及細胞器中各種生理代謝活動的傷害。

1.2 植物體對重金屬的螯合機制

目前在超富集植物體內發現的螯合重金屬的物質有草酸、蘋果酸、檸檬酸、組氨酸和谷胱甘肽(GSH)等小分子物質和重金屬結合蛋白(MBP)大分子物質。GSH是含非蛋白硫基的小分子量多肽,它在抵御植物細胞受活性氧攻擊過程中,參與調控細胞內的氧化還原平衡和H2O2的水平,所以它起著非常重要的作用。GSH在植物螯合肽合成酶催化下,聚合成對重金屬親和力較強的植物螯合肽(PCs),它是植物組織中富含-SH的多肽,通常PC在植物組織中的含量較低,但是在重金屬的誘導下,PCs合成酶可以在半胱氨酸為底物的條件下合成植物絡合素。并能與重金屬離子螯合成無毒化合物,減輕重金屬離子對植物的毒害。因此,植物誘導PCs的合成是其解毒機制之一。據吳靈瓊等人報道,PCs能與重金屬如Cd+在根部細胞內形成區室化以阻止重金屬對根部的進一步損傷。劉可慧等人研究了小白菜通過植物體中非酶物質(SH、GSH、PCs)含量的增加來緩解重金屬Cd引起的毒害。

1.3 抗氧化酶系統激活保護作用

超富集植物在重金屬脅迫下,可激活超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)、過氧化氫酶(CAT)組成的抗氧化酶系統,并有效的清除產生的過多的活性氧,從而減輕重金屬對植物的毒害。閆研研究了李氏禾對重金屬鉻誘導的氧化脅迫實驗中表明隨著鉻脅迫時間的延長,SOD、POD、CAT酶活呈現逐步升高的趨勢。隨著鉻脅迫質量濃度的增加,MDA逐漸升高,膜透性增大,3種抗氧化酶先升后降。植物體內的抗氧化物酶(SOD、POD、CAT)在清除活性氧自由基方面起著重要的作用。SOD在抗氧化酶中處于核心地位,是重要的含Zn酶類,在供Zn不足的條件下,一般植物的正常生長會受到抑制,體內SOD或Cu/Zn-SOD活性會顯著下降,而在過量供Zn的條件下,過量的Zn會破會細胞的結構,對植物產生毒素,使得SOD活性下降或短暫升高;它將02-歧化為H2O,同時催化Fenton反應產生更多的OH。一旦植物細胞中的保護酶系統的平衡遭到破壞,導致植物體內活性氧的產生和清除失衡,必將使植物的生理代謝紊亂加速植物體的衰老和死亡。

2 重金屬對超富集植物氮素代謝影響機制

重金屬對植物的毒害作用歸因于其對植物的光合作用、呼吸作用、礦物營養、植物的水分狀態、氮素代謝以及誘導其受到氧化脅迫。氮素代謝對重金屬的毒性的響應是很重要的,用Cd對植物進行處理后,植物會通過氮素代謝合成一組含N的代謝產物,氮素代謝影響了植物功能的所有水平,從代謝到資源分配,植物的生長和發育。

2.1 重金屬對植物無機N同化的影響

氮是許多植物體中所必須的礦物元素,占植物體干重的1.5-2%。在大多數的農業土壤中,硝酸鹽是植物最重要的N的來源,氮素代謝受到各種植物中存在的重金屬的影響。Ewa揭示了Ni不僅抑制了小麥葉片木質部中NO3-的吸收和運輸使NH4+的大量累積,而且也抑制了NR和NiR的活性從而對硝酸鹽的同化產生了很大的影響。NR是氮同化的限速酶,對重金屬的脅迫很敏感。在植物中,從硝酸鹽同化為氨基酸涉及以下的反應:硝酸鹽首先通過NR和NiR還原為NH4+,這一步是N-NO3-轉變為有機N的關鍵。銨的累積對細胞具有較大的毒性,需被快速的同化。于方明等人在研究Cd對超富集植物圓錐南芥氮素代謝的過程中,發現隨著Cd濃度的增加圓錐南芥植物體中的NH4+含量明顯增加。

2.2 重金屬對植物有機N同化的影響

通常NH4+的同化過程有兩條高效的調控途徑:銨與α-酮戊二酸在谷氨酸脫氫酶(GDH)的作用下合成谷氨酸;NH4+然后通過GS/GOGAT循環結合成谷氨酰胺和谷氨酸:在GS 的催化作用下,銨與谷氨酸結合生成谷氨酰胺,而GOGAT催化谷氨酰胺與α-酮戊二酸結合,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、蛋白質、葉綠素、生物堿等)生物合成的供體,在植物面對重金屬的脅迫過程中起著重要的作用。除了大多數氨基酸合成的基質,谷氨酸也是游離脯氨酸的產物,游離脯氨酸可以保護植物免受Ni的脅迫。經過Ni處理的水稻葉片中,伴隨著谷氨酸含量的減少游離脯氨酸含量的增加。GS是高等植物體內氨同化的關鍵酶之一。因此,在植物體銨同化的初級階段,GDH所起的作用相對較小或不起作用。

3 存在的問題及展望

利用超富集植物修復重金屬污染的土壤是一種高效、經濟、綠色的方法。目前,雖然我們在超富集植物對重金屬的吸收特性和貯存機制等方面做了大量的研究,但對超富集植物的超富集功能的生理生化機制、分子生物學機制等方面還缺乏足夠的了解,這成了我們以更加優化的模式應用超富集植物以及獲得更大經濟、社會效益的障礙。所以在未來的研究過程中還是有幾方面需要進一步的研究和完善。

應更深入的進行微觀方面的研究,可以把超富集植物的基因轉移到一般植物中,以提高普通植物對重金屬污染土壤的耐性和修復性;可以考慮植物-微生物復合體系,以提高植物修復污染土壤的效率;由于大多數的超富集植物的生物量小,生長較慢,應進一步對重金屬超富集植物進行篩選,建立重金屬超富集植物的物種資源庫。加強轉基因植物修復的研究,在篩選出的原有超富集植物的基礎上培育出生長快、高生物量的更加優越的轉基因植物,以滿足對受重金屬污染土壤植物修復的需要和達到較好的效果;對重金屬脅迫超富集植物機理的研究尤其是對氮素代謝影響的研究也是將來發展的一個方向。清楚了解超富集植物對重金屬的耐受機制將會有助于成功而有效的設計對受污染土壤的修復體系,以及有利于利用超富集植物的基因增強一般植物的修復和提取污染物的能力。

參考文獻

[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] 鄧華,李明順,等.錳在短毛蓼不同器官中的亞細胞分布及化學形態[J].廣西師范大學學報:自然科學版,2010,28(1):58-62.

[3] 吳靈瓊,成水平等.Cd2+和Cu2+對美人蕉的氧化脅迫及抗性機理研究[J].農業環境科學學報,2007,26(4):1365-1369.

[4] 劉可慧,于方明,等.鎘脅迫對小白菜(Brassica campestris L.)抗氧化機理的影響[J].生態環境,2008,17(4):1466-1470.

[5] 閆研,李建平,趙志國等.超富集植物對重金屬耐受和富集機制的研究進展[J].廣西植物,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.

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路邊蔬菜――鉛的“回收站”

鉛對人體的危害主要是造成神經系統，造血系統和腎臟和損傷。環境中的容易污染的食品主要是蔬菜，由于環境中的鉛在土壤中以凝結狀態存在，因此通過作物根系吸收量不大，主要是通過葉片從大氣吸收，所以蔬菜中鉛含量富集程度以葉菜最高，其次是根類、莖類、果類。對食品中鉛含量的調查顯示，靠近公路兩側的蔬菜的鉛含量遠遠高于遠離公路的蔬菜，這既說明含鉛汽油是污染源，也說明了鉛的放大作用途徑。

魚――汞的“濃縮器”

汞在人體內可引起蓄積中毒，而且可通過血腦屏障進入大腦，影響腦細胞的功能。海水中汞的濃度為0.0001mg/L時，浮游生物體內含汞量可約0.01～0.002mg/L，小魚體內可達0.2～0.5mg/L，而大魚體內可達1~5mg/L，大魚體內含汞量比海水高1～6萬倍。魚齡越大，體內富集的汞就越多。不同魚種體內汞含量大于食草魚，吃魚的鳥在體內蓄積的汞更多。

芹菜葉――鎘的“儲蓄箱”

鎘對機體的危害是破壞腎臟的近曲小管，造成鈣等營養素的丟失，使病人骨質脫鈣而發生骨痛病。海產品中鎘的含量是海水的4500倍。作物的根系也可吸收土壤中的鎘，鎘污染地區的蔬菜、糧食等食品中的鎘含量遠高于無污染地區。不同作物對鎘的富集程度不同。鎘含量也不盡相同，比如蔬菜中的鎘含量順序是（按富集系數大小排列）：芹菜葉（0.1150）＞菠菜（0.0956）＞萵筍（0.0469）＞大白菜（0.0452）＞油菜（0.0437）＞小白菜（0.0417）＞芹菜莖（0.0390）＞韭菜（0.0365）＞茄子（0.0240）＞圓白菜（0.0105）＞黃瓜（0.0062）＞菜花（0.0059）。

為了防止重金屬通過食物鏈的生物放大作用造成對人、生物和環境的污染，就必須采取一些措施。

首先，在源頭上下功夫，減少重金屬對環境的污染。比如，對于鉛的污染，除了使用無鉛汽油以減少污染和鉛在食物鏈中的富集放大，還應禁止在冶鐵廠附近等鉛污染嚴重的地區種植富集鉛的作物，而應選擇在一些不易富集鉛的作物。

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關鍵詞 重金屬；污染；水產品；巢湖

中圖分類號 TS254 文獻標識碼 A 文章編號 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

重金屬在自然界乃至生命體內都是以極少量存在的，人們把這些在自然生態系統內以低濃度存在的元素稱為微量元素[1]。近年來，隨著人們生活水平的逐漸提高和對生命健康越來越重視，對于這些微量金屬的研究也在不斷深入。在現在重金屬研究領域中，砷（As）、氟（F）、硒（Se）雖是非金屬元素，但在環境污染研究中通常被當作重金屬對待，這是因為其化學性質及環境表現行為與其他重金屬相似[2]。生物體內的重金屬元素可分為必需和非必需兩類。必需的微量元素生物體內必不可少，但是當這些金屬的含量過高的時候便會對人體有毒害作用。非必需元素對生物體是有毒的，稱為有毒元素[3]。重金屬進入人體后，能干擾酶的功能，破壞和影響正常的代謝系統，嚴重威脅人們的身體健康。重金屬是典型的難降解、累積性污染物，可通過食物鏈傳遞并在生態系統中積累，在某些條件下還可轉變為毒性更大的金屬有機化合物[4]。美國環保局（EPA）把銅、鋅、鉛等列入環境優先污染物名單[5]。

巢湖是我國五大淡水湖之一，巢湖盛產銀魚、白蝦等水產品。由于被巢湖市、合肥市環抱的特殊地理位置，它成為了江北的“魚米之鄉”。近年來，由于長江上游的污染以及巢湖地方經濟的發展，工業“三廢”、農業排水和生活污水的排放量正在不斷增加，這些排放物可以導致有機污染、無機污染和重金屬污染，嚴重威脅著水生生物的生存和以這些水產品為食的人類的生命健康[6]。 其中重金屬的污染會因為生物的富集作用而更加嚴重[7]。特別是巢湖閘的設立，阻礙了巢湖水系和其他水系的交流，降低了巢湖水系的自凈能力，加重了巢湖的污染。目前，國內外學者已對重金屬在水生生物體內富集和分布做過一些研究，如Itow等[8]研究了重金屬對馬蹄蟹步足再生的影響，Svobodova等 [9]研究了重金屬汞在11種魚體內的富集情況，Nogami等[10]研究了食物中的鎘對羅非魚生長發育的影響。關于巢湖市魚、蝦、貝類重金屬富集的研究已有不少，如童軍華等的《巢湖水體重金屬污染評價》[11]。本研究以巢湖銀魚、白蝦、田螺作為樣品，研究Cu、Pb、Cd和Fe 4種重金屬在魚、蝦、貝類體內富集、分布規律，目的是了解巢湖水產品體內重金屬含量污染的現狀和變化趨勢，以期為巢湖重金屬污染的監控和防治提供一定的理論依據和參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

銀魚（Heemisalanx prognathus）、白蝦（Exopalaemon mod-estus）、田螺（Cipangopaludina fluminalis），所有材料均采于巢湖（表1）。分別在巢湖的四周隨機捕捉新鮮的銀魚、白蝦、田螺分組后凍存（溫度控制在-20 ℃左右）。試驗時從冰柜取出樣品，室溫融化，用蒸餾水沖洗干凈，吸水紙吸干水分，用不銹鋼解剖刀解剖：取銀魚的魚肉、魚鰓，背部兩側肌肉、內臟；取白蝦的蝦殼和肌肉；取田螺的外殼、肌肉和內臟。裝入保鮮袋中，冷凍保存待用[12]。

1.2 試驗方法

1.2.1 濕法消解。濕法消解又稱濕灰化法或濕氧化法[13]，在適量的樣品中加入氧化性強酸，并同時加熱消煮，使有機物質分解氧化成CO2、水和各種氣體，為加速氧化進行，可同時加入各種催化劑，這種破壞樣品中有機物質釋放重金屬的方法就叫做濕法消化。在本次試驗中是對含有大量有機物的生物樣品進行消解，所以采用HNO3-HClO4（4∶1）體系的濕法消解。消化管中出現白色煙霧即是消解終點，最后再加適量蒸餾水趕酸。

1.2.2 原子吸收光譜分析。原子吸收光譜法是一種基于物質產生的原子蒸氣對特定譜線（通常是待測元素的特征譜線）的吸收作用來進行定量分析的一種方法。以空心陰極燈作為光源，可以發射一定波長的特征光，當特征光通過一定厚度的原子蒸氣時部分被蒸氣中基態原子吸收而減弱。通過單色器和檢測器得到特征光被減弱的程度，即可求得試樣中金屬離子的含量。本試驗需要對Cu、Pb、Cd、Fe 4種重金屬進行分析，具體參數見表2。

具體步驟如下：從冰箱里取出樣品，稱量1～2 g樣品于消化管中稱重，向每個消化管（設2個空白管）中加入提前配好的硝酸和高氯酸的混合液（4∶1）10 mL后，過夜，并于第2天放入電子控溫加熱板上，于120 ℃下加熱消化。消化過程中如出現炭化現象，需再加入酸混合液[14]。待樣品充分消解，大約余下0.5 mL后移下，降到室溫。加入少量超純水，倒入事先準備好的刻度比色管中，用少許超純水清洗消化管 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計測量樣品中的Cu、Pb、Cd、Fe的含量。每個樣品測量3次，取其平均值。

2 結果與分析

2.1 高營養級生物內體重金屬含量比低營養級生物高

由于重金屬在生物體內很難被代謝掉，所以會隨著生物體生命的延長而在生物體內富集，因而從理論上來猜測，高營養級生物的重金屬含量應該高于低營養級的生物[15]。本試驗在處理銀魚的時候有意將個體較大的銀魚分為一組，個體較小的分為一組，結果表明：個體較大的一組體內重金屬含量明顯高于個體較小的一組（表3）。這是因為銀魚特殊的生活特性決定的，幼小的銀魚主要是以水藻為食，屬于低營養級生物，而成年銀魚卻是肉食性動物，屬于高營養級生物[16]。

2.2 相同的金屬在生物體不同組織的含量不同

從表3可以看出，內臟特別是肝、腎、腮中重金屬的含量要明顯高于其他部位。蝦和螺螄的殼中的重金屬含量比其他部位要高。因為肝臟等內臟是生命體代謝的主要場所，重金屬的代謝富集過程也是在內臟中進行的。重金屬在肝臟和腎臟中的富集主要與重金屬誘導肝臟、腎臟中金屬硫蛋白的合成并與之結合有關[15]。腮更是大多數水生生物的呼吸器官和過濾器官，直接與外界進行物質交換。鰓的特殊結構有利于水中離子滲透，使鰓成為水生動物直接從水中吸收重金屬的主要部位[16]。蝦和螺的殼中重金屬含量偏高則因為不溶的重金屬鹽是殼的重要組成部分。

2.3 相同組織不同重金屬含量不同

即使在相同的組織相同部位中，不同的重金屬含量也不相同（表3）。原因可能是由于這些組織所處的外環境的差異導致的。這種差異性主要表現在外環境中不同重金屬含量的不同。當然，相同組織對不同重金屬的吸收能力也不盡相同。

2.4 必需元素的含量大于非必需元素含量

重金屬鹽雖然是很難被生物體分解的，但是并不是完全不能被代謝掉的。在本試驗中，必需元素如銅、鐵在樣品中的含量則遠大于其他重金屬含量。這是因為銅、鐵是生物體的必需元素，這些元素被生物體吸收后直接轉化為機體的組分或者參與代謝活動。而非必需元素含量則會因為生物體對重金屬有限的代謝作用而降低。因此，才會導致必需元素的含量大于非必需元素的情況。

3 結論

通過對巢湖水產品體內重金屬含量的分析，得出巢湖魚、蝦、貝類的重金屬污染較輕，但仍然不能忽視。相信隨著經濟的不斷發展，重金屬以及其他污染是有可能更為嚴重，所以要加強防控，防患于未然。此外，在飲食中，盡量不要吃水產品的內臟，特別是肝腎；縮短養殖魚的生長周期和適量縮短捕撈周期，減少魚類的富集作用。

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篇6

關鍵詞：重金屬；食用魚；污染評價；黃石市；磁湖

中圖分類號：X171.5 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）11-2653-04

湖北省黃石市是一座老工業城市，隨著幾十年工礦業的發展，老工礦區環境污染與保護問題近年來已倍受關注。重金屬是重要的環境污染物，其在水體中會被沉積物或懸浮物所吸附，并在生物體內富集成為持久污染物，對環境會造成嚴重的污染。

磁湖是黃石市區最大的湖泊，具有調蓄、防洪、漁業生產、生態旅游等多種功能。由于歷史和地理原因，磁湖成為黃石市中心城區工業和生活廢水中沉積物、工業固體廢物和生活垃圾的納污體，加上水土流失以及填湖建設，導致磁湖面積萎縮、湖床增高、湖容減少，水體的污染降低了磁湖的生態功能[1]。分析磁湖水體重金屬的污染狀況，對評價其污染程度，研究其變化遷移規律均具有重要的現實意義。重金屬釋放至環境中后易通過食物鏈傳遞和累積[2]，本研究通過分析食用魚體內重金屬分布情況并對重金屬污染進行評價，初步探討了重金屬在魚體內的富集遷移規律，旨在為分析研究磁湖水體中重金屬元素的遷移轉化規律以及監測和防治磁湖水體環境污染提供基礎科學數據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

根據磁湖布局的特點和魚類在水體中活動范圍以及采樣條件等因素綜合考慮，選取了磁湖南片區團城山公園（杭州東路）和磁湖北片區楠竹林（磁湖路）作為取樣點進行取樣。魚樣均用漁網捕獲。

1.2 樣品處理

2.2 魚體內不同重金屬含量

表2列出了3種魚體內各重金屬元素的含量。魚體內金屬元素含量排序均為Cu>Cd>Cr>Pb，其中Cu含量鯽魚體內最高，Cd、Cr和Pb含量鰱魚體內均最高。

2.3 同種重金屬在不同組織中的含量

圖1列出了4種元素分別在3種魚不同組織中的含量。不同重金屬在不同組織中的含量大體符合如下規律：Cu：腸>鱗>鰓>腹>肉；Cd：鱗>鰓>腸>腹>肉；Cr：鱗>腸>肉>鰓>腹；Pb：鰓>腸>鱗>肉>腹。魚類對重金屬離子都有較強的吸收和蓄積能力，不同組織器官中重金屬的含量不同。重金屬在魚體不同部位的含量存在顯著差異，以肌肉中的含量最低，鰓、腸中的含量普遍偏高，但不同部位的含量與重金屬的種類有關：Cu在腸、鱗中含量較高；Pb在鰓中含量較高，Cd和Cr在鱗中含量較高。

而同種組織器官中不同的重金屬的含量差別也較大，Pb含量最低。魚類通過它們的鰓不斷吸收水中溶解的氧，從而使重金屬離子不停地經過鰓。由于鰓的特殊結構有利于水中離子穿過，鰓就成為直接從水中吸收重金屬的主要部位。重金屬在魚體中的積累主要與肝臟中的金屬硫蛋白MT的誘導作用有關，金屬硫蛋白MT主要的生物學功能是調節魚體內自由金屬離子的濃度，減少重金屬離子特別是Pb、Cd這兩種非生物必需元素的毒療作用[5]。

魚體內的重金屬主要來源水體中，通過鰓和內臟吸收以及體表滲透進入體內，同一重金屬離子在同種魚的不同器官中的積累趨勢各不相同。Cu的含量最高，Pb的含量最低，說明同種魚的不同器官對同一重金屬的代謝機制不同。

2.4 同種組織中不同重金屬含量

從圖2可以得出，同一重金屬離子在同種魚的不同器官中的積累趨勢雖然不同，但不同重金屬在同種魚同一組織中的積累分布是相似的，大體積累趨勢是：Cu>Cd>Cr>Pb。這可能是重金屬在魚體內的積累分布與組織器官的生理功能密切相關。但不同魚種的相同組織器官中的重金屬含量也有較大差異。鯽魚腸中重金屬含量高于鳊魚和鰱魚，這可能與鯽魚、鳊魚和鰱魚的體重、水體中生活時間長短以及生理、代謝差異有關。

由于不同重金屬對生物體生命作用的差異，同一類組織器官中重金屬的含量存在著顯著差異；對同種重金屬而言，其在不同組織中的含量也存在著顯著差異。Cu作為生命必須元素在魚體內的含量較高，這主要與它們的生理作用有關。生命非必需元素在魚體內的含量較低，且主要積存于鱗、鰓中，這主要是由于重金屬進入魚體內的重要途徑是通過餌料的攝食、體表滲透和鰓膜的吸附[6]。

2.5 不同魚種同種組織中的重金屬含量

不同魚種同種組織中的重金屬含量也不相同。生物的生活習性是影響生物體內重金屬含量的重要因素，同一生態系統中相同營養級具有不同食性特征、不同生活環境的生物具有不同的重金屬累積特征。3種魚食性和生活環境不盡相同，為了分析生活習性對生物重金屬富集程度的影響，將魚體內重金屬含量進行了對比，鯽魚對除Pb外其他各種重金屬富集程度均大于鳊魚和鰱魚。不同魚種對水體重金屬富集規律存在很大差異。從試驗結果來看，同一水體中生長的魚類，鯽魚組織某些重金屬含量是鰱魚組織重金屬含量的數倍至數十倍以上。

造成上述重金屬在生物體內表現出不同的富集規律可能有兩方面原因：食物鏈中處于高營養級的生物富集程度高于低營養級生物，而鯽魚屬于雜食性魚類，相對于草食性魚類來說，因其在食物鏈中處于較高營養級，所以其重金屬元素的富集程度高于鳊魚和鰱魚。這與Bank等[7]的試驗結果一致。水體底泥中的重金屬在一定條件下可通過“泥-水”界面向水中釋放，造成水體的持續污染和底層重金屬濃度的增加。因而生活在水體下層的鯽魚重金屬富集程度會大于上層魚類。

2.6 磁湖魚類重金屬污染評價

由于食用魚類產品時需要綜合考慮各種重金屬的污染情況，因而采用均值型綜合污染指數法[8]對4種重金屬的污染狀況進行評價。取各種重金屬在魚體中殘留量指數（I）的均值作為綜合污染指數。I值大小可表示某重金屬單一污染程度[9]， 綜合污染指數均值大小可表示各種重金屬的綜合污染程度。I值計算公式為：

I=Ci/Csi

式中，Ci為魚體內i類重金屬殘留量，即實測值，mg/kg； Csi為重金屬允許殘留量，mg/kg。

Cu、Pb、Cd、Zn、Cr的評價標準按照NY/T 5073-2006無公害食品水產品中有毒有害物質限量計算（Pb，0.5 mg/kg；Cd，0.1 mg/kg；Cr，2 mg/kg；Cu， 50 mg/kg），目前國內尚無明確的污染等級劃分標準，因此采用常用的劃分標準進行評價，即綜合污染指數均值1.0為重污染水平。

各種魚體中重金屬的污染評價結果見表3。由表3可知，Cu、Cr、Pb的殘留量指數均小于1，說明這3種重金屬的單一污染程度均較低；但Cd的超標率都較高，其殘留量指數遠大于1，說明磁湖魚類均受到了較嚴重的Cd污染。重金屬Cd的污染對魚類危害嚴重，研究表明Cd是一種致毒快、損害重的毒物，能在鯽魚肝臟中富集，并影響其抗氧化系統[10]。Pb能影響斑馬魚的胚胎活性、鯽魚活力及鯉魚的免疫系統和體內的一些酶類活性[11，12]。研究還發現重金屬如Pb、Cd等對生物具有遺傳毒性，干擾DNA的代謝，并可導致染色體和DNA分子的變異。Cr過量可影響體內氧化、還原、水解過程，并可使蛋白質變性，使核酸、白沉淀，干擾酶系統而引起生物中毒。Cu2+可使肝溶酶體膜磷脂發生氧化反應，導致溶酶體膜的破裂，水解酶大量釋放，從而引起肝組織壞死。此外當重金屬在體內積累到一定程度之后，多余的重金屬就會轉移到生物體的肝腎等器官中，與其體內的其他生物分子，包括酶和核酸等生物大分子相互作用，引起中毒現象，造成致命的創傷[13-15]。因此，有關部門應該引起足夠的重視，加大對磁湖Cd污染的控制力度。

3 小結與討論

魚體中同一種重金屬的在不同組織中含量不同，鰓、腸、鱗中重金屬含量明顯高于肉、腹，其食用部分重金屬含量均低于非食用部分；同一組織不同重金屬的含量也不盡相同，Cu在魚體內各個部位含量均較高，Cr次之，Cd、Pb的含量較低，部分魚樣未檢出Pb；同種重金屬在不同魚體同一組織內含量也有差異，其中鯽魚對重金屬的富集能力最強。魚類不同組織器官對各種重金屬積累能力明顯不同，這可能與魚類對重金屬的吸收方式和生理功能、魚的組織器官代謝方式、生活環境、年齡以及重金屬是否為生物體必需元素等因素有關。根據評價標準，調查的魚體中Cu的含量較高，但未超標。至目前，魚可食用部分Cd含量超標，重金屬含量殘留指數為9.50～16.67，經常食用存在潛在危害，希望有關部門予以重視，并采取相應治理措施，以保證食品安全。

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篇7

*國產干電池的含鉛量一般高于25%，尚達不到綠色環保電池的要求。

*通過垃圾分離回收的干電池比例很低，以上海為例，回收的廢電池僅為生產量的10%左右。

*廢干電池及鉛酸蓄電池中含有汞、鉛、鎘等重金屬，隨城市生活垃圾被簡單地埋入地下后，鉛、鎘等重金屬可以直接污染土壤，間接污染水源和植物，成為破壞環境的慢性“火藥桶”。

對有關電池生產、消費現狀等簡單回顧之后，我們可以毫不夸張地說:廢電池是個“環境殺手”。其實，它不但污染環境，而且還會進一步影響人體健康。

健康大敵

廢電池中所含鉛等重金屬對土壤、水源的污染，只是一種短期內的危害，對生態環境的潛在危害則是長期的。土壤具有一定的孔隙，對有機物或含碳、氧、磷、硫等化合物進行降解后，可生成無毒或低毒物質，表現出一定的自凈能力。但是，汞、鉛、鎘等重金屬進入環境后，卻不易被降解，長期蓄積在土壤中，破壞土壤的自凈能力，使土壤成為污染物的“儲存庫”，最終降低土壤的肥效。在這樣的土地上種植農作物，重金屬被植物根系吸入植物體內，引起農作物減產，或長出的糧食、蔬菜等含有毒有害重金屬。在土壤中的重金屬，還能不斷地遷移到相鄰的環境介質中，如被雨水沖刷后滲透到深層土壤中;隨地下水進入江河水源;腐爛后被風揚散到大氣中。當人體攝入含重金屬的農作物及家禽，或者飲用被污染的水、吸入被污染的大氣時，就會出現多系統、多器官的慢性損害。

重金屬對人體的危害，主要侵犯神經系統。曾暴發在日本水俁灣的“水俁病”，正是由于人們吃了被汞污染水域的魚類而出現的慢性汞中毒，主要癥狀為感覺和語言障礙、智力減退及全身震顫無力。鉛對人體健康的危害很大，尤其是兒童，可導致兒童智力低下和多動癥。鉛中毒還能損傷造血系統，導致貧血;損傷神經系統，導致手腕無力下垂，以及引發腦病;損傷腎臟，導致腎功能障礙。人長期接觸重金屬鎘后，也能導致骨質疏松和骨軟化，如鎘中毒者的一個典型表現就是全身骨骼酸痛。

解決辦法

為了避免上述危害，生產綠色環保電池和對廢電池進行回收，就成為世界各國普遍采取的兩種方法。我國已明確規定，2006年起禁止生產和銷售非“綠色環保電池”。在過渡時期，政府和一些民間機構在全國范圍內開展廢舊干電池回收行動。

市售的干電池有含汞及無汞兩種，含汞廢電池再利用的代價很大，發達國家都以安全填埋方式處理為主，即以無砂混凝土、防滲層、保護層等組成填埋場，以確保電池中的重金屬無滲透、蔓延的可能。無汞廢電池回收后可被利用，如碳棒和金屬殼可成為再生資源。但是，要將小小電池從大量的生活垃圾中分離出來極為困難，因此，在日常生活中應養成垃圾分揀的習慣，并將揀出的廢電池交到指定地點，由有關部門統一處理。可以說，建造美好生活環境，需要我們每一個人的配合，就讓我們從廢電池的分揀做起。

上海:在一些大商場或大學校園中，設有廢電池回收箱。另外，可以把廢電池交到所在地的居委會。

天津:南開大學、天津大學的學生曾組織過廢電池回收活動，目前尚未全面統一回收。

北京:在新街口商場、長安商場等200多家商場設有廢電池回收點。單位或個人廢電池回收量達到30千克，需回收廢電池者可與北京有用垃圾回收中心聯系，他們免費上門回收（電話為010-63560015）。

南京:目前尚未開展全面分類收集，但某些學校、居委會中可收集廢電池，然后交到市環境保護局儲存場統一儲存。具體工作可與市容委員會聯系。

武漢:在1726個居委會設立廢電池回收站，以方便居民回收廢電池。

沈陽:共有100多只電池形狀的回收箱，分別布置在商業區、機場、車站、省市機關辦公樓、部分工廠、院校等，居民可就近投放?；厥障渖蠘擞新撓惦娫?，這些回收的電池將由工業廢物交換中心專車定期回收。在沈陽市，已建立危險廢物填埋廠，用于處理各種危險廢物。

篇8

1、生態環境嚴重破壞

由于金屬礦山的開采力度加大，加上礦山企業缺乏經驗以及忽視了日常環保工作，這導致了嚴重的環境污染與生態破壞。a)由于低下采礦的力度加大，金屬礦山地表出現嚴重的地表下沉、破裂以及塌陷等現象，這不僅威脅到了地面建筑物的安全，而且嚴重破壞了金屬礦山的土地資源。同時，開采金屬礦產使地表排水與地下水出現截斷和導流，這影響了金屬礦山周圍地下水資源的質量以及日常水供應，進而影響金屬礦山的生態資源；b)在中國金屬礦產開采過程中，經常從事露天礦業爆破作業、穿孔作業以及礦產運輸等作業，這產生了大量的粉塵及汽車尾氣，從而使金屬礦山地區的空氣質量嚴重下降，進而影響金屬礦山地區及周圍地區的大氣環境；c)目前，中國在開采金屬礦山過程中，采富棄貧以及采大棄小等現象很嚴重，這導致了礦產資源的嚴重浪費，同時也造成了生態環境污染。在開采金屬礦山時，金屬礦山地區存在大量的礦產廢渣，這破壞了金屬礦山地區的地理景觀，并破壞了金屬礦山地區的植被，進而造成水土流失以及生態失調等生態問題。

2、存在嚴重的重金屬污染

金屬礦山的污染多為復合性污染，與有機污染物不同，重金屬不能被生物分解，但卻可以在生物體內富集并轉化為毒性較大的甲基類化合物。金屬礦山地區的重金屬主要是通過與有機物形成混合物的形式存在于土壤以及空氣中，其對水、大氣造成嚴重污染。同時，重金屬污染也造成土壤污染，但是，土壤污染通常需要分析化驗方能檢測出來，而且其破壞程度較嚴重。重金屬對空氣、水資源、土壤等造成的污染易隨著氣流以及水流的變化而變化，在其達到一定濃度時，其會對金屬礦山地區及周圍的植物、農作物等造成嚴重危害。當前，金屬礦山地區存在的重金屬污染，需引起社會的高度重視，并利用先進技術及時治理污染，從而保護金屬礦山地區的生態環境。

二、金屬礦山環境污染的整治對策

1、采用傳統的整治措施

傳統的酸水整治措施是指在酸性廢水中如加入堿性中和劑，通過充氣、絮凝和沉淀，來整治酸性廢水。當前，中國金屬礦山地區存在嚴重的硫化物的氧化現象。整治硫化物中的酸性廢水的堿性中和劑一般是NaOH，其中，重金屬通常是以微溶或不溶性的氫氧化物呈現出來。在整治硫化的氧化問題時，我們可以采用一些整治措施，例如，金屬礦山企業通過向礦業廢水中注入H2S溶液，并應用瑞典的Laiswail，從而析出沉淀物，其中，鉛通常是以PbS的形式沉淀析出；為了去除重金屬，金屬礦山企業可以在溶液中注入廢鐵，并通過電化學還原以及離子交換方式而析出銅元素，并利用反滲透和電解方式回收銅。

2、采用微生物處理技術

微生物處理技術是針對AMD的形成機理，利用能產堿和穩定金屬的微生物來治理AMD，其成本低，技術含量高，針對性強。當前，國外很多國家已經開發并應用先進的微生物處理技術來整治金屬礦山地區的環境污染，例如，RAPS技術、PRB技術、Iron-oxidisingBioreac-Tors技術等。因此，中國整治金屬礦山環境污染應引進先進的外國微生物處理技術，并結合中國金屬礦山的實際情況，采取有效的治理措施。例如，中國應加強對金屬礦山中的重金屬元素的研究以及重金屬元素的微生物性質以及生物地球化學形狀的研究，從而開發出適合中國金屬礦山的微生物治理技術。

3、修復金屬礦山地區的植被

目前，中國在開采金屬礦產資源過程中，由于缺乏經驗以及環境保護意識，金屬礦山地區存在大量的礦山廢渣以及礦坑等，周圍的植被也受到了不同程度的破壞，因此，在整治金屬礦山地區的環境污染時，我們可以采用植被修復技術，即通過種植能富集重金屬的植物進行金屬礦山地區植被修復，從而減少金屬礦山地區的水土流失以及重金屬污染。

4、貫徹以防促治防治結合

在整治金屬礦山環境污染的過程中，我們應貫徹以防促治、護防治結合的理念，在治理環境污染的過程中，應樹立防治意識，在開發金屬礦山資源時，應注意環境保護。例如，中國可以對礦山企業進行一定的技術改造，并將消除污染作為技術改造的重要內容。對于金屬礦山地區存在的環境污染，我們可以采用分期分批的方式進行治理。對于新建的工程，我們應嚴格執行環境保護設施與主體設施同時進行，從而防止新的污染產生，進而保護金屬礦山的生態環境。

三、結語

篇9

關鍵詞 重金屬；河道整治；修復；東大溝上游河道；甘肅白銀

中圖分類號 X522 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0224-01

白銀市地處黃河中上游，東大溝地區作為白銀市的主要工業區之一，流域內分布著以資源開發、加工為主的有色金屬、化工行業企業，流域周邊企業排放廢水和廢渣中含有大量重金屬，重金屬具有高度遷移性，長期堆置不僅造成大量有價金屬流失，而且對土壤、地下水等周邊生態環境構成潛在污染威脅[1]。

1 東大溝污染現狀

1.1 水環境質量現狀

東大溝流域多個斷面水質監測數據均不能滿足《污水綜合排放標準（GB 8978-1996）》中一級標準的要求。水質偏酸，氟化物含量超標，上游Zn、Cd的污染較為突出，下游COD、Cu、As污染顯著。

1.2 土壤質量現狀

東大溝上游有色金屬加工企業重金屬粉塵、尾水、廢渣排放，導致河岸兩側土壤中重金屬嚴重超標，土壤中重金屬主要富集在地表以下0～20 cm，部分區域污染深度達到50 cm，土壤污染現狀呈現以Zn為主的多種重金屬復合污染現象。

1.3 底泥質量現狀

底泥的污染來源于有色金屬加工企業冶煉廢渣堆放以及含重金屬廢水排放，通過對底泥樣品的采樣調查，底泥中重金屬As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制訂的NOAA標準，Pb、Zn 2種重金屬的最大峰值分別出現于20、80 cm，而Cu的最大峰值則出現于40、80 cm，As的最大峰值出現于80 cm。

2 治理工藝及技術可行性

重金屬污染河道治理工程主體工藝包括廢渣及表層污染底泥異位貯存，表層污染底泥重金屬固化/穩定化修復工程以及重金屬污染植物修復[2-3]。

2.1 廢渣及表層污染底泥異位貯存

2.1.1 治理工藝。由于河道自身情況較為復雜，底泥的深度也難以在抽樣調查中完全體現，根據已有的調查數據，研究區域河道底泥挖掘深度擬定為50～120 cm，具體的挖掘情況應根據現場挖據底泥的顏色等進行定性判斷，并且在挖掘過程中對50 cm深度的底泥進行再次取樣分析，如果效果仍不能達標，需要繼續向下挖掘，具體深度視分析結果而定。

河道疏浚的目的是對污染底泥沉積層采用工程措施，最大限度地將儲積在該層中的污染物質移出，改善水生態循環，遏制自然水體退化。該次治理區域大部分底泥含水量較低，為了不增加底泥的水力負荷以及廢水處理強度，采用機械疏浚的方式，底泥自然蒸發脫水干化與廢渣密閉運至棄渣場妥善處置。

2.1.2 技術可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金屬的廢渣、底泥及土壤均未列入《國家危險廢物名錄》。根據對研究區域廢渣及表層污染底泥的重金屬濃度監測，pH值均在6～9，未超出《危險廢棄物鑒別標準——浸出毒性鑒別（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范圍，屬于一般工業固廢。采用異位貯存方式是一種最為經濟、適宜處理大量工業廢渣且不受工業廢渣種類限制的處理方式。

2.2 表層污染底泥重金屬固化/穩定化修復

2.2.1 治理工藝。通過采樣分析，選取含As、Zn、Cu、Pb等重金屬離子污染程度均嚴重區域底泥進行固化/穩定化修復，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多種重金屬離子，且所含各種重金屬離子的種類和含量存在不穩定性，為確保固化/穩定化處理達標，需要根據污染元素和污染濃度來選取藥劑。

針對Zn、Cu、Pb的固化，通過加入天然礦物質混合藥劑，經氧化還原反應、礦化作用、分子鍵合反應和共沉淀反應將交換態重金屬離子轉化為重金屬的單質、硅鋁酸鹽、硅酸鹽和多金屬羥基沉淀物等自然環境中極穩定的物質，防止其被植物的根系所吸收；針對As的固化，采樣鐵錳復合氧化物，經吸附、氧化作用，實現重金屬污染底泥的固定化修復。

2.2.2 技術可行性。固化/穩定化是向污染底泥、土壤或廢渣中投加固化/穩定化制劑，改變土壤的酸堿性、氧化還原條件或離子構成情況，進而對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用產生影響的穩定化技術，實現重金屬污染土壤的修復。采用該工藝處理后底泥中重金屬的浸出濃度低于一般工業固廢的入場標準，滿足Pb浸出毒性低于5 mg/L、Cu浸出毒性低于75 mg/L、Zn浸出毒性低于75 mg/L、As浸出毒性低于2.5 mg/L的要求。

2.3 重金屬污染植物修復

2.3.1 治理工藝。在清除廢渣和淺層底泥后回填基質土種植重金屬超富集植物，對剩余底泥和部分河岸進行植物修復。普通植物體內Pb含量一般不超過5 mg/kg，Cu的正常含量為5～20 mg/kg，過量重金屬對普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu復合污染土壤中，種植普通植物很難達到從污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu復合污染物目的。因此，需要選擇對重金屬有較強耐受及吸收能力的植物作為首選修復物種，并且超富集植物必須適應白銀市當地氣候，能夠在當地很好地生長，才能保證較好的修復效果[4]。根據白銀市當地土質情況及需修復的土壤現狀，選取的修復植物為枸杞、紅柳、沙棗、國槐、火炬、垂柳、土荊芥、披堿草、蘆葦、紫花苜蓿等。

研究發現，禾本科多年生草本植物披堿草具有修復Pb污染土壤的潛力，狗尾草等對As有一定累積效果，且生物量大，為適宜的土壤重金屬污染修復植物。紫花苜蓿等牧草對Pb等有較強的富集能力，是土壤Pb污染的理想修復植物，且擁有強大的根系和頑強的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地區重金屬污染的修復。灌木燈心草中的Pb含量測定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的臨界標準，轉運系數大于1，在重金屬污染土壤修復方面具有潛在的應用價值。上述植物均為當地常見物種，可以很好地適應當地環境，確保生長，同時對重金屬具有一定的修復效果。

2.3.2 技術方案可行性。植物修復技術是利用植物來轉移、容納或轉化污染物，通過植物的吸收、揮發、根濾、降解、穩定等作用達到土壤修復目的的方法，是一種成熟且發展迅速的清除環境污染的綠色技術[5]。該項目建設區表層50～120 cm表層污染底泥、廢渣經處理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需種植適應在當地生長的重金屬超富集植物，以達到較好的治理效果。植物修復技術成本低廉，能增加土壤有機質肥力，且環境擾動小，大面積處理易為公眾所接受，并有很好的綠化作用。

3 結語

由于長期遭受重金屬毒害作用，東大溝河道生態功能已經完全喪失。針對東大溝典型重金屬復合污染問題及生態脆弱的現狀，采用異位貯存、固化/穩定化修復以及植物修復等重金屬治理技術對區域內的底泥、廢渣等介質進行無害化處理與處置，并建立重金屬污染土壤植物修復示范區，可實現河道生態恢復和景觀重建，初步恢復遭到重金屬污染脅迫的東大溝河道生境。

4 參考文獻

[1] 黃河上游白銀段東大溝流域重金屬污染整治與生態系統修復規劃[M].北京：北京大學出版社，2012.

[2] 蔣培.土壤鎘污染對蘆蒿生長和品質安全的影響及調控措施研究[D].南京：南京農業大學，2009.

[3] 卜全民，李鳳英.污染河道生態修復技術研究[J].安徽農業科學，2008（36）：16084-16085，16090.

篇10

關鍵詞：日本B木（Aralia elata var. inermis）；重金屬脅迫；生理生化特性

中圖分類號：S567.1+9 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2017）08-1463-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2017.08.016

The Effects Analysis of Heavy Metals Stress on Physiological and Biochemical Characteristics of Aralia elata var. inermis

HE An1，LI De-sheng1，LI Xiao-jing2，PENG Ling1，WANG Shuo1，ZHANG Cai3

（1.College of Environmental Science and Safety Engineering， Tianjin University of Technology，Tianjin 300384，China；

2.College of Environmental Science and Engineering， Nankai University，Tianjin 300071，China；

3.Forestry Bureau of Rushan City，Rushan 264500，Shandong，China）

Abstract： The pot experiment was conducted to study the effects of different heavy metals （Pb，Cd） on the effects of physiological and biochemical characteristics of Aralia elata var. inermis，including the membrane system， photosynthetic system and antioxidant enzyme system， by analyzing the soluble protein content， chlorophyll content， lipid peroxidation（MDA） content and oxidation protective enzyme activity and so on. The results showed that the proline and MDA contents increased first， then deceased with increasing concentration of heavy metals， the soluble protein content was opposite. Along with the increase of metal levels，the chlorophyll content showed the trend of firstly increased then decreased and firstly decreased then increased and decreased again separately under the stress of Pb and Cd. The activity of peroxidase （POD） in A. elata var. inermis decreased with increasing the concentration of both Pb and Cd，but the catalase（CAT） was opposite. In addition， when the Pb concentration in soil reached 1 000 mg/kg，the activity of CAT decreased. At the same time， it could be found that these contents analysis under the stress of Pb were higher than the stress of Cd，besides the activity of CAT. And the ability of resistance of A. elata var. inermis under the stress of Pb was higher than Cd.

Key words： Aralia elata var. inermis； the stress of heavy metals； physiological and biochemical characteristics

伴隨著城市建設步伐的加快以及工業化進程的發展[1]，中國城市環境受到嚴重的影響，尤其是重金屬污染較為嚴重。通過對中國部分城市公園和居民小區[2-5]重金屬污染狀況的調查顯示，土壤重金屬污染的情況十分嚴重。重金屬一旦進入土壤中，具有持續時間長、不易在物質循環和能量交換中分解的特性[1]，同時通過食物鏈等途徑易被人體吸收并引發疾病。因此，解決土壤中重金屬的污染問題始終是諸多學者的一個重要研究方向。

目前重金屬對植物的影響研究主要集中于重金屬對草本蔬菜[6]、木本園林植物[7，8]等研究，較少偏重于木本蔬菜的研究，且研究方向主要趨向于單一重金屬污染[9，10]及復合重金屬污染[11-13]。在自然條件下，植物會經常受到多種重金屬的共同脅迫，然而每種重金屬對植物的毒性機理與解毒機制可能有所差異，因此需要對不同重金屬對同一植物的生理生化指標響應進行比較分析，為土壤重金屬污染修復及植物的應用提供參考。

日本B木（Aralia elata var. inermis）樹姿優美，根系發達，生長迅速，具有較強的適應性，容易栽培且具有可觀賞價值，是一種兼食用、藥用、保健為一體的木本蔬菜[14，15]。試驗采用盆栽法，探討不同重金屬（Pb、Cd）對日本B木體內的膜脂過氧化作用和植物體內自身的抗氧化防御系統的影響，同時研究不同重金屬對植物體內的葉綠素和蛋白質含量的影響，比較分析日本B木在不同重金屬脅迫下的生理生化響應，為日本B木應用Pb、Cd污染土壤修復提供科學依據，并為農產品的安全生產提供參考依據，具有一定的生理學意義和經濟價值。

1 材料與方法

1.1 材料與處理

試驗于2014年12月初在天津理工大學人工氣候室進行，溫度為（25±2） ℃，光照12 h/12 h（光照/黑暗），光照強度為1 400 lx。供試材料為兩年生日本B木幼苗，采自于天津市寶坻區青龍灣苗圃場，長勢基本一致。將天津理工大學校園土壤與購自河北省興農生物工程開發有限公司的營養土以20∶1（質量比）的比例混合均勻作為栽培基質，放入半徑為30 cm、高20 cm的花盆中，每盆裝5 kg，供試土壤的理化性質如表1所示。再將日本B木幼苗插入土壤中，在人工氣候室中培養，待苗木恢復生長后約16 d，進行Pb、Cd脅迫處理，將Pb（NO3）（分析純）和CdCl2?2.5H2O（分析純）以溶液的形式加入到土壤中，Pb、Cd各設置4個濃度水平（T1、T2、T3、T4），每個水平3個重復，并以不加重金屬為空白對照（CK）。濃度水平設置如表2所示。

1.2 測定指標與方法

采用硫代巴比妥酸法[16]y定丙二醛（MDA）含量，參照植物生理學試驗技術的方法[17]測定過氧化物酶（POD）、過氧化氫酶（CAT）以及脯氨酸的含量?？扇苄缘鞍踪|的含量采用考馬斯亮藍G-250的方法測定[17]。以上指標均于2015年6月測定。

1.3 數據處理

每個濃度梯度下的植物隨機抽取3份進行指標測定，數據以平均值表示。采用Excel 2003軟件進行數據整理，并采用Origin 8.5進行制圖。

2 結果與分析

2.1 不同重金屬脅迫對日本B木丙二醛含量的影響

丙二醛（MDA）是細胞膜脂過氧化的主要產物之一，其含量變化可作為檢測逆境條件下植物受傷害程度的指標之一[18]。從圖1可以看出，在重金屬Pb的脅迫下，日本B木中MDA的含量呈下降趨勢，在T2處理水平時達到最低，為對照組的86%，其后MDA的含量隨著重金屬濃度的增加而急劇上升，在T4處理組時達到最高，為對照組的127%。在重金屬Cd的脅迫下，日本B木中MDA的含量也呈先降后升的趨勢，但是與Pb處理組不同的是，MDA的含量在T1的時候達到最低，為對照組的85%，隨著濃度的增加，MDA在植物體內逐漸積累，并在T4時到達最高，為對照組的121%，其含量低于Pb處理組的含量。從圖1中還可發現，除了在T2處理組時，Cd脅迫下日本B木體內的MDA含量高于Pb脅迫下外，其余均是Pb脅迫下的MDA含量高于Cd脅迫下，這可能是Pb比Cd更能促進日本B木體內MDA含量的積累，表明Pb可能對細胞產生毒害作用更大。

2.2 不同重金屬脅迫對日本B木脯氨酸含量的影響

脯氨酸是一種重要的滲透調節物質，其積累量可表征植物對逆境適應的能力，所以植物葉片中脯氨酸含量往往被認為是測定逆境脅迫的重要指標[19]。由圖2可知，在重金屬Pb脅迫下，脯氨酸的含量略有下降，但減少程度僅為對照組的1%。其后，隨著重金屬濃度的增加，脯氨酸含量急劇上升，但在T2、T3濃度時，上升速度減慢，隨后又急劇上升。在重金屬Cd脅迫下，在濃度為0.25 mg/kg時，脯氨酸含量達到最低值，為對照組的84%。隨著濃度梯度的升高，脯氨酸的含量也相應地急劇上升，在濃度達到5 mg/kg時，脯氨酸的含量增加幅度不大，僅為2%。從圖2中還可發現，Pb脅迫下的脯氨酸含量比Cd脅迫下的要高，在T3處理水平時，Pb、Cd脅迫下的日本B木體內的脯氨酸含量相近，相差僅為4%。植物體內脯氨酸含量增加的原因可能是重金屬刺激了脯氨酸的合成，也可能是重金屬的脅迫抑制了脯氨酸的氧化，或是阻礙了植物體內蛋白質的合成。

2.3 不同重金屬脅迫對日本B木抗氧化酶活性的影響

在正常情況下，細胞內的活性氧自由基的產生和清除則處于一種動態平衡狀態。當植物受到脅迫時，這個平衡就被破壞，從而導致大量的活性氧自由基在體內積累，對細胞造成損害[20]。然而植物細胞自身配有一個抗氧化防御系統來抵抗傷害，其中過氧化氫酶（CAT）、過氧化物酶（POD）都是含血紅素Fe的蛋白質，都能分解H2O2，在植物抗逆性、氧傷害以及器官的衰老中發揮著重要的作用。

2.3.1 不同重金屬脅迫對日本B木過氧化物酶活性的影響 過氧化物酶（POD）是一種廣泛分布于植物體組織中的一種抗逆適應性酶，它可以反映出植物生長發育、體內代謝以及對外界環境的適應性[20]。由圖3可知，無論是在Pb脅迫下還是在Cd脅迫下，日本B木葉片內的POD活性均隨著重金屬濃度的增加呈下降趨勢，這與楊盛昌等[21]的研究結果不一致。在重金屬Pb、Cd的濃度分別達到最高濃度1 500和10 mg/kg時，日本B木葉片內的POD含量都達到最低，分別為對照組的72%和46%，因此可以發現Pb對日本B木體內的POD活性影響更小，對于同種濃度水平，可以推測日本B木對重金屬Pb的抗脅迫能力較強。在Pb脅迫下，當土壤中Pb濃度達到1 000 mg/kg時，日本B木體內的POD活性基本不變，僅下降了3%，可以推測出當Pb脅迫濃度達到 1 000 mg/kg時，POD的活性達到了一個閾值，日本B木的抗重金屬Pb的脅迫能力達到最大。

2.3.2 不同重金屬脅迫對日本B木過氧化氫酶活性的影響 過氧化氫酶（CAT）是植物體內的一種重要的氧化還原酶，可以清除在逆境脅迫下產生的H2O2，避免了H2O2對植物組織的傷害，從而還抑制了由Haber-Weiss反應而產生的毒性更強的?OH，維持了活性氧的代謝平衡，保護了細胞膜的完整性[22]。由圖4可知，在重金屬Pb脅迫下，隨著Pb濃度的增加，日本B木體內的CAT活性呈先增后減的趨勢，在Pb濃度為1 000 mg/kg時，CAT活性達到最高，與對照組相比活性增加了21%，這與龔雙姣等[23]研究Cd對3種蘚類抗氧化酶活性的影響得出的結論類似，可以推斷出在受重金屬迫害較輕時，體內活性氧逐漸增多，促進了抗氧化酶活性的升高；在受重金屬迫害較重時，超過了植物自身防御反應的極限，導致植物的結構受到破壞，從而使酶的活性降低。而在重金屬Cd脅迫下，隨著Cd濃度的增加，日本B木體內的CAT活性急劇上升，在濃度為10 mg/kg時，與對照組相比活性增加了70%，這與孫守琴等[24]的研究結果相反，可能說明Cd有助于促進日本B木CAT活性的增加。在T1處理組時，Pb脅迫下的CAT活性與Cd脅迫下的CAT活性較相近，可能在較低濃度時，重金屬Pb或Cd對日本B木的CAT活性影響相近，清除活性氧的能力基本一致。

2.4 不同重金屬脅迫對日本B木葉綠素含量的影響

葉綠素是植物進行光合作用的主要色素，其含量高低是植物光合作用效率高低的一個重要指標[25]。由圖5可知，在重金屬Pb脅迫下，葉綠素的含量有明顯的提高，隨著Pb濃度的增加，葉綠素的含量呈明顯的下降趨勢。在Pb濃度為100 mg/kg時，葉綠素的含量達到最高，為空白對照組的114%；在濃度為1 500 mg/kg時，日本B木體內葉綠素的含量達到1.7 mg/g，與對照組相比降低了21%。在重金屬Cd脅迫下，隨著Cd濃度的增加，日本B木體內的葉綠素含量呈先減后增再減的趨勢，在Cd濃度達到 1 mg/kg時，植物體內葉綠素的含量達到最低，為1.68 mg/g，在濃度為5 mg/kg時，葉綠素的含量有所增加，但其含量仍低于對照組5%。從圖5還可以發現，在T2處理水平之前，Pb脅迫下日本B木體內葉綠素的含量明顯高于Cd脅迫下的含量，但在T3處理水平之后，Cd脅迫下的葉綠素含量要高于Pb脅迫下的含量。有研究表明，重金屬脅迫容易導致植物的光合作用受到抑制，葉綠素含量越低，說明植物受脅迫程度越大；反而葉綠素含量越高，植物受脅迫程度越小[26]。因此可以推y在土壤中重金屬濃度較高時，Pb對日本B木的脅迫程度要比Cd對植物的脅迫程度大，而在較低濃度時則相反。

2.5 不同重金屬脅迫對日本B木可溶性蛋白質含量的影響

蛋白質是衡量植物代謝和生理狀態的一項重要指標。由圖6可知，在重金屬Pb脅迫下，隨著Pb濃度的增加，植物體內可溶性蛋白質的含量呈先增后減的趨勢。在濃度為100 mg/kg時，蛋白質的含量達到最大值，為對照組的107%，隨著Pb濃度的增加，蛋白質的含量呈下降趨勢，但在濃度為1 000 mg/kg后的下降程度不大。在重金屬Cd脅迫下，日本B木體內的可溶性蛋白質含量也呈先增后減的趨勢，這與孫天國等[25]研究的結果相同，表明重金屬Cd可以引起可溶性蛋白質含量的增加，這可能是植物為了抵抗重金屬Cd對自身的傷害而誘導產生了Cd絡合蛋白，從而降低Cd的毒害?？扇苄缘鞍踪|含量的增加，有助于維持細胞的正常代謝，增強植物的抗逆性。當土壤中Cd濃度為0.25 mg/kg時，日本B木內的可溶性蛋白質含量達到最高，為對照組的105%。從圖6還可以發現，在T1濃度梯度下，無論是Pb還是Cd脅迫下，日本B木體內的可溶性蛋白質的含量都有所提高，且Pb脅迫下的比Cd脅迫下的可溶性蛋白質含量要高，可能是低濃度的重金屬Pb較Cd更能促進蛋白質含量的增加，間接地使細胞滲透勢和功能蛋白的數量得到增加，有利于維持細胞正常代謝，從而提高了日本B木的抗逆性。

3 小結與討論

植物在正常生長條件下，活性氧的產生和清除處于一種平衡狀態，當處于逆境脅迫時，植物體內活性氧的產生和清除的穩態則會受到破壞，往往會發生膜脂過氧化作用，使植物生長受到了傷害[20]。丙二醛（MDA）是膜脂過氧化作用的最終產物，其含量可以作為膜脂過氧化強弱和質膜破壞程度的重要指標。張鳳琴等[22]指出重金屬容易導致膜脂過氧化，并且重金屬離子的濃度越高，MDA在植物體內就會積累越多。本試驗結果表明，在重金屬Pb、Cd單一脅迫下，植物葉片內MDA的含量減少，并分別在500、0.25 mg/kg時達到最低，這可能是因為較低濃度的重金屬可促進日本B木體內不飽和脂肪酸的合成，或是因為低濃度的重金屬對植物體內活性氧自由基的清除能力被誘導加強，導致MDA含量降低。同時也說明不同重金屬對同一植物的過氧化作用表現不同。其后，隨著重金屬濃度的增加，植物體內的MDA含量相應地增加。