重金屬對環境的影響范文

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關鍵詞：污泥農用；重金屬元素；環境及健康；緩解措施

城市污泥是指在污水處理中產生的固體產物。據有關資料統計，目前美國所積累的干污泥總量已達1000萬t，歐洲各國總計達660萬t，日本為240萬t左右[1]。隨著中國城市化的不斷發展，到2010年為止，全國產生廢水的總量已經達到125萬m3/天。污泥作為污水處理廠的主要產物，急需有效且安全的處理方式。目前污水的處理方式包括污泥焚燒、填埋法和農田利用法。由于擔心污泥中的一些毒性病原體可能會引起人類的健康問題，西方的許多國家已經出臺了相應法規來限制污泥的農田利用。污泥填埋的高費用已經促使污泥的處理朝向污泥焚燒來提供熱量用于發電。污泥的農田利用也被視為一種能回收利用污泥中植物營養的有效方式，特別是污泥中的N、P元素對作物的生長促進十分明顯。

城市污泥中的污染物可以被大致劃分為3種主要的種類：①無機元素（例如金屬和微量元素）；②有機元素（例如PCBs、PCDD、PPCPs、PAHs、表面活性劑）；③毒性病原體（例如細菌、病毒、寄生蟲）。本文主要對重金屬元素環境影響進行分析，在此基礎上研究污泥農用過程中重金屬元素的控制措施。

1 污泥農用中重金屬的影響

由于城市廢水主要來自生活廢水、工商業廢水和市區地表河流的排放，因而含有大量的重金屬元素，特別是在一些發達城市和工業化城市中，城市污泥的潛在有毒重金屬含量特別高，在污泥農用過程中可能會進行累積，進入生物鏈；或是由于沒有經過安全的處理途徑，會對人體和環境健康造成重大影響。重金屬由于具有難遷移、易富集、危害大等特點，一直是限制污泥農業利用的最主要因素[2]。目前關于污泥中重金屬的研究集中在Pb、Zn、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni，但不同國家及不同城市的污泥重金屬含量范圍變化都很大。

一般來說，像在埃及這樣的以農業灌溉為主的國家里，城市污泥中重金屬含量相對較低。1980年前，污泥中重金屬含量幾乎僅占干重的0.5%～2%，最多時也只有干重的6%。美國和歐洲的城市污泥中重金屬含量的急劇下降，不僅與他們本國嚴格的法律限制有關，也和他們國家與污水處理廠達成的協議，控制工業廢水重金屬含量緊密相連。

重金屬在污泥中的運移、生物有效性以及生態毒性與污泥所施用土壤的pH值、陽離子的交換量（CEC）、有機質含量、土壤結構及土壤質地有關[3]。隨著土壤pH值的增加，土壤對重金屬的吸附能力也逐漸增強。土壤中有機質的存在形態也會影響重金屬的生物有效性。由于有機質可以分為可溶和不可溶2種，不可溶的有機質會阻礙土壤中作物對有機質的吸收，通過使重金屬離子牢牢吸附在有機質表面來降低重金屬的生物有效性。然而，可溶性有機質組分可以通過形成重金屬和有機質互溶組分來提高重金屬在土壤的活性。同時， Tessier等采用分級提取的辦法，將重金屬分為交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘余態5個組分[4]。Pérez-Cid [5]等發現可交換態的重金屬最易被作物吸收，有含量低、生物有效性大的特點；碳酸鹽巖態易在酸性條件下分解釋放，對作物的生物有效性也很明顯；鐵錳氧化物結合態在氧化還原電位降低時易釋放出來；硫化物及有機結合態主要包括重金屬硫化物沉淀及與各種有機質結合的重金屬，是相對穩定的形態；殘渣態是存在于礦物晶格中的重金屬，是生物難以利用的形態[6]。在土壤質地方面，有實驗發現，Zn在酸性土壤中的生物有效性更大，相比之下，Cu在堿性土壤中的生物有效性更明顯。

2 重金屬風險評估

由于污泥的長期使用會導致重金屬元素在土壤中的聚集，從而使土壤受到污染，進而可能使地下水環境受到污染。針對重金屬對地下水的污染以及評估土壤自身重金屬污染程度可以采用Nemerow指數法。其特點是既考慮了污染物的平均濃度，又兼顧了濃度最大的污染物對地下水污染的影響[7]。

Nemerow指數法計算公式為：

式中：Pi為重金屬污染物的分項污染指數；ci為重金屬污染物的實測濃度（mg/L）；coi為重金屬污染物的評價標準（mg/L）；（Pi）max為各項污染指數中污染指數Pi的最大值；Pi為各項污染指數的平均值。

Nemerow指數法反映地下水受重金屬污染的程度，綜合污染指數越大，說明地下水污染程度越嚴重。Nemerow指數具體指標分級界限視研究區地下水中重金屬濃度的類型、濃度等確定。

3 污泥農用中對重金屬元素的控制措施

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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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關鍵詞：重金屬污染；城市環境；汽車尾氣排放；工業三廢；生活垃圾

中圖分類號：X131　文獻標識碼：A　文章編號：1009-2374(2011)28-0125-03

伴隨著城市經濟的不斷發展，城市重金屬污染問題已經引起了社會各界的廣泛關注。重金屬污染的主要來源是工業污染，此外還有交通污染和生活污染等，簡而言之，主要是工業“三廢”的任意排放，汽車尾氣的排放和日常生活垃圾中重金屬的污染。重金屬污染的主要影響是對大氣、土壤和水體等帶來了很嚴重的污染，危害了人的健康。針對這種污染現狀，應該減少或切斷重金屬污染源，控制土壤和水體的重金屬污染，減輕對于人體健康的危害。

一、城市重金屬污染的現狀及具體問題

(一)地面揚塵中重金屬超標，空氣質量變差

由于汽車尾氣的排放，很多重金屬顆粒進入空氣中，如鉛、汞等。此外城市土壤也受到了嚴重的重金屬污染，導致了地面揚塵直接被人們呼吸進體內。針對顆粒物來源的有關分析表明，在重慶，城區道路的地面揚塵對大氣TSP的貢獻比為5％～13％，長春空氣顆粒物的來源中土壤占到36.7％。北方地區的春季容易刮大風，每年沙塵暴天氣常常發生。相關研究發現當沙塵暴發生時，來自土壤的元素和離子的濃度會迅速增加，主要污染的重金屬元素Pb，zn，cd，cu在沙塵暴發生期問的濃度會比平時高3～12倍，而且TSP和PMl0的質量濃度相當高，顯而易見，通過這樣的數據分析，我們能夠認知到地面揚塵中的重金屬超標，導致空氣質量變差，進而通過人們的呼吸進入人體，給健康帶來了很大的隱患和威脅。

(二)土壤重金屬含量過高，城市郊區的蔬菜不合格

郊區土壤重金屬含量過高的主要源頭就是城區，城區龐大的交通量帶來的尾氣污染和大量的工廠的“三廢”排放一定程度上也影響了郊區土壤重金屬含量。郊區是城市蔬菜食品的最主要的供給點，由于郊區土壤受到了污染，蔬菜食品中的重金屬含量也會上升。一些蔬菜中某些重金屬含量甚至已經超出了上百倍，而這也是癌癥患者越累越多的原因之一。2003年烏魯木齊市蔬菜重金屬含量的調研表格，如下：

根據上表的分析得知，污染嚴重程度已經嚴重超出了國家的安全標準，對人們的生活健康帶來了很大的隱患。

(三)水體的重金屬污染，對于城市水體環境造成很大的威脅

城市水體是居民生活和生產的基礎，對于城市自身環境的調節也具有重要的作用。然而大量的工業用水、生活污水排入了城市水體，導致了城市水體的重金屬積累越來越多。一些專家針對長江沿岸的近水域中沉降物的污染元素含量進行研究，發現近岸水域沉降物中某些重金屬污染物的含量水平相對較高，超國家二級標準的0.7～68.3倍，此外沉降物中的沉淀物污染輕于懸浮物。其污染順序為：zn、Pb、cd、cu、Ni、As、co、V、Ti、cr、Fe、Mn，其中zn的污染最嚴重。此外一些專家針對廣州城市水體和上海濱岸的水體沉積物中的重金屬進行了相關研究，發現上海濱岸潮灘表層沉積物中cu、Pb、zn和cr的平均含量均遠高于當地和鄰近蘇州河中沉積物的各種重金屬元素的背景值，它們分別是背景值的5、2、4和3倍，這些元素中zn的污染毫無疑問是最為嚴重，同時廣州城市水體中重金屬含量也是zn的最高，然后依次為cu、cr和Pb。顯而易見，我國的大中型城市的水體重金屬含量均超標，污染現象嚴重，對城市水體環境造成很大的威脅。

二、城市重金屬污染治理的對策及具體應用

(一)嚴格控制工業“三廢”排放，減少和切斷重金屬污染源

工業“三廢”即廢水、廢氣、廢渣，它們含有大量的重金屬元素，當排入道環境后，會在人、植物和動物的體內富集，從而對環境和人的健康造成一定程度的危害。針對廢水、廢氣和廢渣中重金屬的排放問題，工廠必須采取一定的處理方案。首先，針對于工業廢水中重金屬的處理，通常會采用中和沉淀法、硫化物沉淀法和鐵氧體法三種化學沉淀的方法。工廠應該積極引進這些科學的方法進行廢水的綜合治理，避免這些廢水進入城市水體中，對于城市的水體環境造成污染。其次，工業生產中排放的含Pb、As等重金屬的廢氣，工廠可以采用橢圓式噴淋吸收塔和雙塔式噴淋吸收設備，用氧化劑及堿液吸收的治理方法，在排放出去之前做一些凈化處理，分理出重金屬元素，避免排入空氣中，形成顆粒狀污染物，對城市居民的健康造成威脅。最后，對于在工業生產中含重金屬的廢渣的處理，應該采用堿石灰、粉煤灰、活性炭和有機質對重金屬元素廢渣來進行一定的吸附，以防止工業廢渣中的重金屬元素會在土壤里擴散和遷移，給城市的土壤造成嚴重污染，特別是郊區的一些工廠，應該對于工業廢渣的處理有嚴格的流程。眾所周知，城市的蔬菜食品主要是郊區供給的，控制好重金屬對郊區農田的污染意義重大。如果土壤中重金屬元素的含量超標，會在蔬菜食品中富集，進而進入人體，帶來健康威脅。我國很多的工業區的環境監制工作存在很多的缺陷，對于工廠廢水、廢氣、廢渣的監管力度不夠，導致了很多工廠隨意排放，使城市的重金屬污染程度越來越嚴重。對于一些工廠的“三廢”處理設備落后和缺失的，有關部門應該強制工廠進行安裝和完善。只有嚴格控制工業“三廢”的排放，減少和切斷重金屬污染源，才能維持城市環境的良性發展，減少人們的健康威脅。

(二)減少汽車尾氣的排放，鼓勵清潔能源的應用

伴隨著城市的不斷發展，汽車也逐年遞增，同時汽車尾氣的排放量也猛增。汽車尾氣主要的重金屬元素就是Pb，過去，車用汽油是以四乙基鉛作為防爆劑的，即含鉛汽油，在汽車行駛過程中，排放的尾氣中會含有較高濃度的鉛，給人們的健康帶來了嚴重的危害。從1999年7月1日開始，國家明確規定要在全國范圍內禁止使用含鉛汽油，由含鉛量為0.013g/L以下的無鉛汽油來代替。但是隨著汽車越來越多，汽車尾氣的排放量也大大增加，重金屬元素對于空氣的污染依然嚴重。

針對汽車尾氣中重金屬元素對于空氣的污染，應該采取一定的治理途徑：第一，就是最有效和最終的途徑，即改變汽車的動力。比如說，開發代用的燃料汽車以及電動汽車等。這種途徑能夠在一定程度上使汽車只產生很少氣體或者不產生。第二，改善現有的燃油質量和汽車動力裝置。采用改善燃燒室的內部結構、設計更加高效的發動機、提高燃油的質量、開發新能源等都能使汽車的尾氣污染程度降低。第三，也就是現在被廣泛應用的汽車尾氣的凈化技術。通過采用先進的機外凈化技術來對 汽車在行駛中產生的廢氣進行凈化來減少一定的污染，此外，在汽車的排氣系統中來安裝凈化裝置，采用物理的和化學的方法減少尾氣的重金屬污染物，主要分為催化器、熱反應器和過濾收集器等。實驗表明，甲醛樹丁醚也具有很好的抗爆性，作為汽油的摻合劑，不僅不含鉛元素，還能降低其他碳氫物的排放。在發達城市和地域，倡導和鼓勵人們乘坐公共交通出行，從汽車數量上面來減少尾氣的排放量，防止其中的重金屬元素在空氣中形成顆粒物，污染空氣，并沉降在地面，污染土壤。

(三)生活垃圾應該分類處理，避免重金屬對土壤和水體污染

人們日常生活當中的各種垃圾，也不同程度的含有重金屬成分。比如說武漢市幾種垃圾成分中重金屬的含量，如下表：

顯而易見，電池中含有大量的重金屬元素zn。因此對于日常垃圾，我們應該進行相應的類處理，來防止重金屬對城市土壤和水體造成一定的污染。如果生活垃圾中的Hg、cd、cr等重金屬含量超標時，應該將生活垃圾進行分類收集，將印刷制品、電池、塑料包裝物、塵土與其他的垃圾進行分開存放。處理垃圾時，應檢查Hg、cd、cr等重金屬元素的含量是否超標，只有在標準范圍內的情況下，才可進行堆肥、填埋和焚燒處理，不然就要單獨處理。此外，政府應當制定相關城市生活垃圾分類的法規，明確配套的實施細則，建立完善的立法體系，創建真正意義上的仲裁機構，明確相關法律的責任，同時加大相關宣傳力度，提高公民的垃圾分類的意識。由此看來，生活垃圾應該分類處理，避免重金屬對土壤和水體污染，在收集、運輸和處理過程中，要加大相應的垃圾分類力度，確保垃圾中的重金屬成分能合理的回收和處理，降低重金屬對于城市的污染程度。

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關鍵詞 土壤污染；重金屬；有機污染物；植物生長發育

中圖分類號 X173 文獻標識碼 A 文章編號 1673-9671-(2012)101-0209-01

土壤是人類賴以生存的主要自然資源之一，也是人類生態環境的重要組成部分。伴隨著我國工業、城市污染的加劇和農用化學物質種類、數量的增加，我國土壤重金屬污染程度正在加劇，污染面積在逐年擴大。

1 土壤污染的來源

我國土壤污染主要有兩大來源：一類是自然來源，有些地方本身地質中重金屬含量就高（比如長江沿岸）；另一類是人類活動的結果，如：工業和城市“三廢”排放，包括污水灌溉和污泥施用，鄉鎮企業“三廢”排放，大氣飄塵，農藥、農膜和肥料的長期不合理投入。

2 土壤的主要污染物及其對植物的影響及危害

土壤中的污染物超過植物的忍耐限度，會引起植物的吸收和代謝失調；一些污染物在植物體內殘留，會影響植物的生長發育，甚至導致遺傳變異。土壤污染破壞植物根系的正常吸收和代謝功能，通常同植物體內酶系統作用過程有關。污染物通過土壤途徑影響植物的生長和發育，與污染物通過大氣或水作用于植物是大不相同的。這種影響既涉及污染物在不均勻的、多相的土壤系統內部復雜的運動過程，又涉及土壤膠體與植物根膠系統之間相互作用。因此，在確定土壤污染對植物生長發育障礙的“閾值”方面，不能制定統一的標準。目前對重金屬、微量元素以及有機物污染土壤而造成植物生長發育障礙方面研究較多。

土壤的主要污染物有：重金屬；有機污染物。

2.1 重金屬污染對植物的影響

重金屬污染物多來源于礦山、冶煉、電鍍、化工等工業廢水。若使用未經處理或處理不達標的污水灌溉農田，就會造成土壤和農作物的污染。重金屬對植物的危害常從根部開始，然后再蔓延至地上部，受重金屬影響，會妨礙植物對氮、磷、鉀的吸收，使農作物葉黃化、莖稈矮化，從而降低農作物產量和質量。水體中重金屬對水生生物的毒性，不僅表現為重金屬本身的毒性，而且重金屬可在微生物的作用下轉化為毒性更大的金屬化合物，如汞的甲基化作用。重金屬和微量元素在土壤中存在著復雜的相互關系，例如鐵與銅、錳、鎘之間，鎘與銅、鋅之間存在拮抗作用。此外，影響植物生長發育的還有土壤的pH值、土壤氧化還原電勢和土壤代換吸收性能等因素。

2.1.1 重金屬污染對植物生長發育的影響

重金屬鎘是危害植物生長發育的有害元素，土壤中的過量的鎘會對植物生長發育產生明顯的危害。研究表明鎘脅迫時會破壞葉片的葉綠素結構，降低葉綠素含量，葉片發黃，嚴重時幾乎所有的葉片都出現褪綠現象，葉脈組織成醬紫色，變脆，萎靡，葉綠素嚴重缺乏，表現為缺鐵癥狀。由于葉片受傷害致使生長緩慢，植株矮小，根系受到限制，造成生長障礙降低產量，高濃度時死亡。鉛毒害引起草坪植物主要的中毒癥狀為根量減少，根冠膨大變黑、腐爛，導致植物地上部分生物量隨后下降，葉片失綠明顯，嚴重時逐漸枯萎，植物死亡。

植物體內積累過量鉻會引起毒害作用。研究表明當土壤中三價鉻離子為20～40×10-6時，對玉米苗生長有明顯的刺激作用，但達到320×10-6時，則對玉米生長有抑制；六價鉻離子為20 ×10-6時，對玉米苗生長具刺激作用，80×10-6時有明顯的抑制作用。高濃度鉻離子對植物產生嚴重的毒害作用，當土壤溶液中鉻濃度大于10 ×10-6 時，生長稍受影響，25×10-6植物出現褪綠現象，無分蘗（水稻），葉鞘灰綠色，組織開始潰爛，生長受嚴重影響。

銅是植物體內多酚氧化酶、氨基氧化酶、酪氨酸酶、抗壞血酸氧化酶、細胞色素氧化酶等組分，是各種氧化酶活性的核心元素，與這些酶的電子接受與傳遞有關。一般禾本科植物對銅元素很敏感，土壤缺銅時植物分蘗數量多但不抽穗，子粒不飽滿，葉片失綠，牧草出現白瘟病一樣的缺銅癥狀。過量的銅元素對生長發育產生危害，主要是妨礙植物對二價鐵的吸收和在體內運轉，造成缺鐵病。在生理代謝方面，過量的銅抑制脫羧酶的活性，間接阻礙了NH4+向谷氨酸轉化，造成NH4+的累積，使根部受到嚴重損傷，首先主根不能伸長，常在2 cm～4 cm就停止，根尖硬化，生長點細胞分裂受到抑制，根毛少甚至枯死。

2.1.2 重金屬污染對植物細胞分裂的影響

重金屬能夠損壞細胞結構，干擾細胞的有絲分裂過程，誘導染色體畸變，從而影響植物的生長。關于重金屬對植物細胞有絲分裂的研究已有不少研究報道，如：鉛并不是植物生長發育的必需元素，當鉛被動進入植物根、樹皮或葉片后，積累在根、莖和葉片影響植物的生長發育，使植物受害。鉛對植物根系的生長的影響是顯著的，鉛能減少根細胞的有絲分裂速度，這也是造成植物生長緩慢的原因。

2.1.3 重金屬污染對植物生理生化的影響

土壤中鎘脅迫對植物代謝的影響顯著，引起植物體內活性氧自由基劇增，超出了活性氧清除酶的歧化—清除能力時，使根系代謝酶活性降低，嚴重影響根系活力。何翠屏等的研究表明，隨脅迫時間延長，SOD活性也受到影響而急劇下降，從而使其它代謝酶活性受到影響，最終使植物死亡。葉片中葉綠素成為自由基攻擊的靶分子，造成葉綠素結構破壞，葉片失綠，嚴重時使葉片枯萎。

2.1.4 重金屬污染對植物礦質營養代謝的影響

重金屬脅迫引起植物體對氮、磷、鉀等大量營養元素吸收和再運輸效率下降，從而導致它們參與體內物質和代謝的異常；鈣、鎂作為植物所必需的營養元素，在植物體內滲透壓調節、代謝平衡維持、物質合成中都有著不可或缺的作用，而重金屬的脅迫常會導致它們參與的代謝過程紊亂和功能失調。較高濃度重金屬抑制植物體對鈣、鎂的吸收和轉運能力。鐵、銅、鋅、錳等作為植物的微量元素在體內物質代謝過程中起到重要的作用，它們不僅是植物體某些物質的組分（如Cu， Zn-SOD），而且也在某些生理過程中起催化作用。Cr對作物的礦質養分的吸收和代謝活動具有重要的影響。例如：Cr可以抑制作物對Fe、Zn吸收，而引起葉片失綠；Cr抑制矮菜豆、黃豆等對Zn的攝取，增加水稻對Mn，水稻、黃豆等對Mg的攝取。

2.2 有機污染物污染對植物的影響

造成土壤有機污染的主要原因是向土壤施肥、施用農藥、用污水灌溉、在地面上堆放廢物，以及大氣中的污染物沉降到土壤中。當進入土壤的污染物不斷增加，致使土壤結構嚴重破壞，土壤微生物和小動物會減少或死亡，這時農作物的產量會明顯降低，收獲的作物體內毒物殘留量很高，從而影響食用安全。

3 結論

由于土壤的污染物來源復雜，土壤中重金屬不同形態，不同重金屬之間及與其他污染物的相互作用產生各種復合污染的復雜性增加了對土壤污染研究的難度。為了防止土壤污染引起植物生長發育障礙，破壞農業生產力，必須對各種污染毒物進行實驗室篩選，深入開展土壤－植物系統的生態毒理學研究。

參考文獻

[1]何翠屏.環境中重金屬污染及對植物生長發育的影響[J].青海草業,2004.

[2]秦天才,吳玉樹,王煥校.鎘,鉛及其相互作用對小白菜生理生化特性的影響[J].生態學報,1994,14(1):46-49.

[3]王慧忠,何翠屏.鉛對草坪植物生物量與葉綠素水平的影響[J].草業科學,2003,6:73-75.

[4]廖自基.環境中微量元素的污染危害與遷移轉化[M].北京:科學出版社,1989.

作者簡介

篇5

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。

4 參考文獻

[1] 不破敬一郎.生物體與重金屬[M].王子亮，譯.北京：中國環境科學出版社，1985：11-14，20，45.

[2] 弗斯特納U，維特曼GTW.水環境的金屬污染[M].王忠禹，姚重華，譯.北京：海洋出版社，1988：1-327.

[3] 謝建春.水體污染與水生動物[J].生物學通訊，2001，36（6）：10-11.

[4] 李少著，王桂忠.重金屬對日本對蝦仔蝦存活及代謝酶活力的影響[J].臺灣海峽，1998，17（2）：115-120.

[5] 曾麗漩，陳桂珠，余日清，等.水體重金屬污染生物監測的研究進展[J].環境監測管理與技術，2003，15（3）：12-15.

[6] 刁維萍，倪吾鐘，倪天華，等.水環境重金屬污染的現狀及其評價[J].廣東微量元素科學，2004，11（3）：1-5.

[7] 廖自基.環境中微量重金屬元素的污染危害與遷移轉化[M].北京：科學出版社，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] 童軍華，黃祥明，陳勇，等.巢湖水體重金屬污染評價[J].安徽農業科學，2006（17）：189-190.

[12] 劉丹赤，邵長明.魚體內重金屬含量測定及其分布狀況的研究[J].中國測試技術，2007，33（4）：121-122，132.

[13] 侯天平，王松君，曹林，等.微波消解ICP-AES法檢測動物毛被中微量元素的方法研究[J].光譜學與光譜分析，2008，28（8）：1933-1937.

[14] 董緒燕，孫智達，戚向陽，等.武漢淡水魚中重金屬含量分析及安全性初步研究[J].衛生研究，2006，35（6）：719-721.

篇6

1 土壤重金屬污染現狀

人為活動或自然作用釋放的重金屬經過物理、化學或生物過程，在土壤中逐漸積累從而造成土壤重金屬污染。據統計，全國造成重金屬污染的耕地面積已約占全國耕地面積的1/5，其中以Pb、Cd、Hg污染最為嚴重。

2 土壤重金屬污染危害屬

（1）對農作物的危害；污染土壤中的重金屬通過農作物根系進入作物內，積累到一定程度后會對作物產生毒害。當灌溉水中含 2.5mg/L的Hg時，水稻就發生明顯的抑制生長作用，表現為生長矮小，根系發育不良；當Cd含量超過30μmol/L時，小白菜明顯抑制生長，表現為株高、主根長度下降、葉面積銳減等。（2）對土壤微生物和土壤酶有影響；重金屬對土壤微生物有明顯的影響，重金屬的增加會減少土壤中微生物的種類和數量。當Hg為0.7mg/Kg、Cd為3mg/Kg、Pb為100mg/Kg、Cr為50mg/Kg時土壤中細菌總數開始下降。（3）對人體有危害；重金屬對土壤污染后，人們通過食物鏈不斷攝取有害物質。大腦對Pb、Cd、Br、Al積累較多，胃對As、Se、Si、Pb、Cd積累較多，肺對Sn、Se、Pb、Cr積累較多，骨骼對Pb、Cd積累較多。

3 重金屬土壤的植物修復技術

重金屬類污染的植物修復技術按其修復的機理和過程可分為植物萃取、植物穩定、植物揮發和根系過濾。

（1）植物萃?。恢阜N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質并運移至植物地上部，通過收割地上部物質帶走土壤中污染物的一種方法。植物萃取技術利用的是一些對重金屬具有較強富集能力的特殊植物。（2）植物穩定；指利用植物根際的一些特殊物質使土壤中的污染物轉化為相對無害物質的一種方法。其中包括了分解、沉淀、螯合、氧化還原等多種過程。（3）植物揮發；是指利用植物根系分泌的一些特殊物質或微生物使土壤中的汞、硒轉化為揮發形態以去除其污染的一種方法。如煙草能使毒性大的二價汞轉化為氣態的汞，洋麻可使土壤中47%的三價硒轉化為甲基硒揮發去除。（4）根系過濾；是利用植物根系過濾沉淀水體中重金屬的過程。例如水科植物浮萍和水葫蘆可有效吸收清除水體中的鎘、銅和硒。

4 耐性和超富集植物

耐性植物是指能夠適應高含量的重金屬土壤環境而生長的一類特殊植物。人們很早就發現某些植物能夠生長在重金屬含量異常高的土壤上，這些植物無一例外地對重金屬具有一定的耐性。大量研究發現，很多耐性植物僅分布于某些重金屬含量較高的土壤上，為地方性的物種。如海州香薷、鴨跖草就分布在中國長江中下游銅礦區含銅較高的土壤上。

5 植物修復技術的運用

美國依阿華大學利用雜交楊樹修復了位于南達科達州一塊受砷污染的土地。該地區有130a的金礦開采歷史。試驗共種植了3100棵雜交楊樹，深入尾礦中達1.6m。通常要加入各種改良劑以改善土壤的物理化學性，促進植物生長，增強植物修復的效果。除了必要的氮、磷、鉀肥料外，常用的改良劑包括石灰、磷礦物、鐵錳氧化物、粉煤灰、生物活性污泥、豬糞、堆肥、合成鋯石等。通常這些改良劑本身可降低重金屬在土壤中的活性，在植物穩定中起著重要的作用。

6 植物修復技術的優點和不足

優點：植物修復技術的顯著優點是其在工程中可以原位實施，從而減小了對土壤性質的破壞和對周圍生態環境的影響，可稱是真正意義上的“綠色修復技術”；植物修復技術無需專門作人員 ，因而工程上易于推廣和實設備和專業操施；植物修復技術的最大優勢是其運行成本大大低于傳統方法。

不足：植物修復技術也具有一些自身的不足。主要表現在：超富集植物個體矮小，生長緩慢，修復重金屬污染土地需時太長；植物修復土壤只能局限在植物根系所能延伸的范圍內，一般不超過20cm土層厚度；超富集植物對重金屬具有一定的選擇性，難以全面清除土壤中的所有污染物；富集了重金屬的超富集植物需收割并作為廢棄物妥善處置；異地引種對生物多樣性的威脅。

7 展望

植物對重金屬的清除效率取決于其耐性、地上部重金屬含量、生物量、生長速度及生物富集系數。因此，在修復重度重金屬污染時，耐性是一個關鍵因素。目前植物修復技術大多停留于實驗室模擬研究階段。但必須引起注意的是從實驗室獲得的超富集植物生物富集系數、最大富集量等并不能簡單地換算成實際工程中的植物修復系數和單位面積重金屬去除量。因此繼續在全球范圍內尋找生物量大、富集能力強的超富集植物是超富集植物研究獲得突破的選擇途徑之一。植物修復技術作為一種新的污染治理替代技術業已被證明具有極大的潛力和市場前景，從實驗室走向產業化應用還需假以時日。未來研究需從以下方面深入以獲得突破：（1）繼續尋找和培育新的超富集植物。（2）對超富集植物深入開展有關重金屬富集機理的研究，揭示植物超量富集重金屬的生態生理過程，為培育高效低選擇性的“ 超富集植物”奠定基礎。（3）深入研究超富集植物修復污染土壤和水體的過程及其調控機理。

參考文獻：

篇7

劉偉強 鐘小玉 薛文濤

（河源市清潔生產中心，廣東 河源 517000）

【摘 要】重金屬污染條件下，植物生產緩慢，主要是根細胞機構受到影響，造成破壞，從而影響植物生產。本文以隔濃度研究說明，重金屬污染對根系形態有著強烈的影響。重金屬脅迫下，植物根際pH，氧化還原電位，根際分泌物，根際微生物發生改變。

【關鍵詞】重金屬；危害；根系；影響

1 重金屬污染的現狀及危害

重金屬是指密度大于5.09/cm3的一類金屬元素，其中包括汞（Hg）、鎘（Cd）、鉛（Pb）、鉻（Cr）、鎳（Ni）等多種金屬元素。隨著工業的發展，采礦和冶煉等“三廢”排放、土地城市化、工業化、汽車尾氣排放以及農業的集約化經營，土壤和水體中受重金屬元素Cd、Pb和Ni等污染日趨嚴重。據統計，我國目前受重金屬污染的耕地面積占全國耕地總面積的16%，每年因土壤污染而損失的糧食產量達1000萬噸。不少城市土壤和水體中重金屬污染超標率高達50%以上，有些甚至超標濃度高達50多倍。

2 重金屬污染對根系形態的影響

重金屬污染條件下，植物的根生物量一般會隨重金屬濃度的升高而下降，本研究結果也顯示低濃度的鎘處理對梧桐幼苗根生物量影響不大，而隨著鎘溶液濃度的增加，其根的生長受到強烈影響，生物量迅速減少。而且的根系受到高濃度鎘的影響，生長緩慢，15到30 d之間幾乎沒有任何生長。結合測定時對根系肉眼觀察，高濃度處理條件下根系呈現褐色，長時間處理則表現出黑色壞死狀。所以推斷，高濃度鎘溶液條件下，重金屬鎘破壞了根系細胞的正常結構，造成細胞破裂壞死，從而影響了根的正常發育生長，造成高濃度鎘溶液條件下梧桐幼苗根系生物量的減少。高濃度鎘處理條件下根系生物量的減少是通過根系的形態變化來實現的。一般的研究結果表明，高濃度重金屬脅迫條件下，根的長度變短，根系變小。本試驗研究結果也表明，重金屬鎘處理梧桐幼苗以后，高濃度處理降低根長，導致根體積和根表面積的減少，這可能是因為：在高濃度條件下，鎘引起根尖細胞分裂受阻，細胞結構遭到破壞，特別是表皮細胞的崩解脫落導致未成熟細胞的死亡，降低了根對水分的吸收，從而影響了根的正常生理， 造成根系生長受阻。另一方面高濃度鎘還強烈抑制了梧桐根尖數的產生和分叉數的形成，從而抑制了整個根系的橫向發育，造成高濃度下根系變小的現象。低濃度鎘脅迫下對植物根系形態的研究較少，而本研究結果表明，在低濃度鎘處理條件下，對根系形態影響更明顯。一方面，低濃度（1mg/L）處理組與對照相比，根長并沒有太大變化，但是根體積和根表面積卻增加顯著，可能是因為低濃度時，鎘促進了幼苗根系產生較多的根微毛，從而表現出根長不變的情況下根表面積和根體積增加的現象。另外一方面，在低濃度（1mg/L）時，鎘對根長的延伸影響不大，但是根尖的數目卻明顯減少，即低濃度的鎘不影響根尖的生長，但影響根尖的發生。這一現象目前還沒有很好的解釋，有待進一步的研究.而且本研究還發現，重金屬鎘對梧桐幼苗根縱向生長（根長、根表面積、根體積）發生較大影響的濃度為20mg/L，而對根橫向生長（根尖和根系分叉數）的較明顯的影響發生在5mg/L時，說明，重金屬鎘對梧桐幼苗根系的橫向生長影響要大于對根的縱向生長方面。其中對根尖的發生在短時間和低濃度上都表現的最為明顯（圖1）。

3 金屬脅迫下的根際pH、Eh特征

3.1 根際pH環境

由于植物根系的作用根際pH狀況明顯不同于土體，其變化范圍可高于或低于土體 1-2單位。 不同植物種類之間根際pH的變化存在很大差異，禾本科植物對氮肥的形態比較敏感，吸收銨態氮則根際pH下降，吸收硝態氮則根際pH上升。 而一些豆科植物不論是吸收銨態氮還是硝態氮， 都會導致根際pH下降。蕎麥的表現又有所不同，其體內似乎有一種自動調節根際pH變化的機制： 當根系吸收硝態氮時 ，先使根際pH升高，上升到一定程度時又迅速下降，以保持根系生長的最適pH條件。對一些耐低營養的基因型植物的研究發現，在養分貧瘠的條件下，植物根系往往分泌出大量的有機酸，使得根際環境酸化，從而使根際鐵、磷等養分得到活化。陰陽離子吸收的不平衡是造成根際的pH變化的主要原因。此外，肥料的類型、土壤緩沖性能、根系呼吸和微生物代謝產生的CO2等也將對根際pH產生一定的影響。

研究發現，重金屬環境脅迫對根際pH也將產生較大的影響。 Kennedy等（1986）的研究表明，Cd對根系透根電位（transroot potential）和根系H+分泌存在抑制作用，在培養液中50μmol?L -1的 Cd2+能使質子泵受抑60%（Hynes，1990），而根系質子的原初主動分泌（質子泵）為細胞膜上的ATP酶所催化，是陰陽離子透過質膜的次級運轉的動力來源（Hynes，1990），這表明了Cd等重金屬可通過影響根系對陰陽離子的吸收平衡來影響根系代謝，進而影響根際環境特征。根際pH環境的變化，將直接或間接地對重金屬在根際中的固定和活化狀況產生影響，同時也是植物對重金屬抗性的重要機理之一。禾本科植物在缺鐵脅迫下可誘導根系分泌質子作用加強，造成根際pH下降，鐵元素得到活化，但與此同時，也提高了根際重金屬的遷移活化性能，使得重金屬的毒性增強。Chen等（1992）的研究發現隨著黃棕壤根際pH的提高或紅壤根際pH的下降，根際土對Cd的吸附也將相應地增強或減弱。周建華等對大麥不同品種耐鋁性與溶液pH的研究發現，同樣的氮素供應條件下，耐性大麥品種根際pH水平高于敏感性品種，研究認為具有較高耐鋁性的大麥品種對鋁的抗性的獲得與其根際pH的自動調節機制有很大關系。就一般重金屬而言，pH的降低可導致碳酸鹽和氫氧化物結合態重金屬的溶解、釋放，同時也趨于增加吸附態金屬的釋放。因此，根際的酸化將導致重金屬的活化，使其毒性增強，反之pH的增加，則有利于重金屬的固定，使其遷移能力降低，毒性減弱。但類金屬砷的情況有所不同，其在溶液中常呈陰離子態存在，當pH在強酸或強堿的條件下，溶解度反而增加。這些形態上的改變，都將影響其活性，并進一步影響其在土壤-植物系統中的遷移轉化狀況。

3.2 根際氧化-還原狀況

在植物根系的作用下，根際氧化-還原狀況與土體存在顯著差異。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還原物質的作用，旱作植物的根際氧化-還原電位一般可低于土體50-100mV。植物類型的差異、生育期的不同以及營養元素狀況對根際的Eh都將產生一定的影響。水稻由于其根系特殊的泌氧功能，使得根區的氧還電位和溶解氧濃度始終高于根外土壤。根際環境的 Eh條件對重金屬的形態轉化和毒性具有重要的影響。許多重金屬如Cr、As、Hg等，在環境中均以多種價態存在，而不同價態的重金屬其毒性差異可以很大。如在含砷量相同的土壤中，水稻易受害，而對旱地作物幾乎不產生毒害。這主要是由于漬水條件下，土壤呈還原態環境，而旱地土壤Eh則較高，在淹水條件下存在的還原態As3+比氧化態As5+易溶 4-10倍，其毒性也顯著高于As5+。Shuman等（1997）的研究表明，由于水稻根際中高Eh環境，使得根際鐵錳氧化物增加，從而降低了根際Zn有效態濃度。對一般的重金屬元素的研究認為，在還原條件下可增強重金屬的固定作用，這主要是由于Cd、Zn、Ni、Co、Cu、Pb等重金屬都能與還原條件下的S2-形成難溶性的硫化物，使它們的遷移性和生物可給性降低，從而大大減輕了重金屬的生物毒性。

4 重金屬脅迫條件下的根系分泌物

一般認為，植物在重金屬脅迫條件下，可以通過調節根泌物的組成來改變根際狀態以適應外界環境。如在鋁脅迫條件下，耐鋁作物根際有機酸的積累增加，以緩解鋁的毒害。Hue等以棉花為指示作物進行解毒實驗，認為有機酸的解毒能力與OH/COOH在主碳鏈上的相對位置有關。并將有機酸分為三種類型：檸檬酸為強解毒型，蘋果酸為中解毒型，乙酸、乳酸為弱解毒型。但近來也有相反的結論認為根系低分子的有機酸對重金屬具有增溶的作用，從而增強了重金屬在作物中的富集。此外，一些根系分泌物（主要是高分子凝膠物質）能對重金屬產生吸附、絡合作用，從而使其固定，減輕其生物毒性，被認為是重金屬向根系遷移的“過濾器”。胡紅青等人用砂培法研究了不同鋁濃度的營養液處理后，小麥根系分泌氨基酸和糖類的種類和數量的變化。結果表明，鋁脅迫下小麥根細胞膜受到損害，透性增加，并引起植物體內碳氮代謝紊亂）。一些研究表明，重金屬的脅迫使得根系游離脯氨酸的分泌量增加，并認為這是重金屬根際解毒的機制之一，但這一理論還有待于進一步證實。由此可見，根系分泌物對重金屬的根際形態轉化起著重要的作用。但由于根泌物對重金屬的影響并不只是簡單的化學反應。根系的分泌作用也在積極的改變著微生物的活動狀態、土壤的理化性質，而這些變化反過來又進一步影響重金屬在根際環境中的遷移和轉化。

5 根際微生物效應

在植物根際，由于有較高濃度的碳水化合物、氨基酸、維生素和其它生長因子的存在，使之成為微生物活動旺盛的區域。研究表明，根際中微生物的數量一般為非根際的5-40倍左右（王建林，1993）。這些微生物的活動對根際土壤性質的改變、養分的有效性以及重金屬的固定活化等都具有重要的影響。

重金屬對微生物效應的研究由來已久，Hosfall總結出金屬陽離子的毒性順序：Ag>Hg>Cu>Cd>Cr>Ni>Co>Zn。并指出這種順序可因生物種類的不同而略有差異。通過研究，人們發現重金屬的毒性還與其與蛋白質中巰基親合力的大小有關。事實上兩者順序非常相似，即Hg≌Ag>Cu>Pb>Cd>Zn。Khan等（1998）人的實驗結果表明Cd、Pb、Zn的加入導致了紅壤中微生物生物量的顯著下降，其生物毒性依次為Cd>Zn>Pb。

【參考文獻】

[1]李俊梅，王煥校.鎘脅迫下玉米生理生態反應與抗性差異研究[J].云南大學學報：自然科學版，2000，22（4）：311-317.

[2]常學秀，王煥校，文傳浩.Cd2+，A13+對蠶豆胚根根尖細胞遺傳學毒性效應研究[J].農業環境保護，1999，18（1）：1-3.

[3]白嵩，李青芝，白巖，等.水體鎘污染對水稻種苗初期生長的影響[J].吉林農業大學學報，2003，25（2）：128-130.

[4]段昌群，王煥校.重金屬對蠶豆的細胞遺傳學毒理作用和對蠶豆根尖微核技術的探討[J].植物學報，1995，37（1）：14-24.

[5]彭鳴，王煥校.鎘、鉛誘導的玉米（Zea mays L）幼苗細胞超微結構的變化[J].中國環境科學，1991，11（6）：426-431.

篇8

關鍵詞：活性污泥 厭氧污泥 重金屬污水處理 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

傳統上處理重金屬廢水的方法主要是物理化學法，如吸附法、離子交換法、化學沉淀法、膜分離法、氧化還原法等，但這些方法都具有二次污染嚴重，處理成本高等問題。近年來人們開始為重金屬廢水的處理尋找新的方法。過去人們普遍認為活性污泥法不宜用來處理重金屬廢水，因為重金屬廢水中有機物質較少，而且重金屬對污泥中的微生物有很強的毒害作用。但近年的研究結果表明，通過改造現行的活性污泥法可以處理重金屬廢水[1-2]。活性污泥法處理重金屬廢水主要是利用活性污泥中的細菌、原生動物等微生物與懸浮物質、膠體物質混雜形成的具有很強吸附分解能力的污泥顆粒來完成的。目前研究主要集中在活性污泥對重金屬吸附能力以及活性污泥處理重金屬廢水的機理等方面。本文旨在通過對活性污泥處理重金屬廢水的工藝現狀及其機理的分析，提出一些能提高活性污泥處理能力的切實可行的途徑，為該方法的進一步研究和推廣應用提供參考。

1 活性污泥對重金屬廢水的處理

不同的活性污泥體系對重金屬的去除效果和機理都不盡相同，選擇一個適應范圍廣、抵抗重金屬能力強的污泥體系是當前研究的重點之一。

1.1 不同類型活性污泥的處理效果

活性污泥可分為厭氧污泥和好氧污泥。好氧污泥主要利用生物絮凝和細菌分泌的胞外聚合物吸附—螯合重金屬，因為好氧污泥含有的胞外聚合物和所帶負電荷均高于厭氧污泥，所以好氧污泥比厭氧污泥更易形成絮凝體，去除水中的重金屬。厭氧污泥主要利用細菌分解產物沉淀重金屬。本人對好氧污泥和厭氧污泥處理含鉻廢水進行了比較，通過兩個月對污泥的馴化，厭氧污泥可以處理Cr(Ⅵ)的質量濃度為600mg／L的廢水，而好氧污泥只能達到100mg／L左右，這主要是因為厭氧條件下，Cr(Ⅵ)被細菌產生的強還原性物質硫化氫還原成Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅲ)以氫氧化物的形式從水中沉淀去除，而在好氧條件下，污泥中的氧化還原電位高，Cr(Ⅵ)不易被還原。

此外，不同類型的污泥吸附重金屬的效果也不盡相同。E．Bux等[3]，對剩余活性污泥和消化污泥吸附鋅作了對比研究。當處理鋅的質量濃度為1 200mg／L的廢水時，剩余活性污泥與消化污泥各自的最大吸附量為22.65和16.8mg／g，剩余污泥吸附鋅的能力要強于消化污泥，同時隨著鋅濃度的提高剩余污泥的吸附總量也提高了，這是因為剩余污泥比消化污泥具有更高電負性。

1.2 活性污泥對不同重金屬的去除效果

不同重金屬對活性污泥的毒害機制是不同的，這就決定了活性污泥對其去除效果的差異性。

1.2.1 鋅

B．W．Atkinson等[4]研究了剩余活性污泥處理電鍍廢水，該電鍍廢水中主要含有110mg／L鋅，同時還含有少量的Cu2+，Cd2+，Ni2+，Cr3+和Cr6+戶，其研究結果表明活性污泥對鋅的去除率高達96％，其他金屬平均去除率均為80％以上。馬曉航等[5]，研究了用SRB(硫酸鹽還原菌)處理含鋅廢水的活性污泥床工藝及影響運行的主要因素，該工藝可在進水COD和鋅的質量濃度分別為320mg／L與100mg／L時有效運行，有機物和Zn2+的去除率分別達到73.8％和99.63％。在水力滯留時間降至6h時，Zn2+的去除率仍可達94.55％。進水Zn2+的質量濃度低于500mg／L時裝置可以穩定運行，而當質量濃度達到600mg／L時，硫酸鹽還原菌受到Zn2+的明顯毒害，去除效果顯著降低。

1.2.2 鉛

王士龍等[6]利用活性污泥對含鉛廢水進行了研究。結果表明，當廢水pH值控制在4-9范圍內，ρ(Pb2+)小于100mg／L，鉛與活性污泥的質量比為1：300時，鉛的去除率均在99％以上，而其它酸度范圍去除率均較低。

1.2.3 鉻

王士龍等[7]還利用活性污泥處理含鉻廢水，當Cr(Ⅵ)在20mg／L以內的電鍍廢水，pH值控制在3—10之間時；其去除率達到95％以上。

Song等[8]研究了硫酸鹽還原菌處理含鉻廢水的能力。在厭氧條件下，硫酸鹽還原菌可以還原130mg／L Cr(Ⅵ)，同時還可降解廢水中的硫酸鹽。

當前的研究情況表明，活性污泥幾乎可以應用到所有重金屬廢水的處理中，其中以培養含有SRB的厭氧活性污泥最具有發展潛力，這與其能同時處理多種重金屬和硫酸根的特點有關。

2 活性污泥法處理重金屬的機理

活性污泥處理重金屬廢水機理很復雜，通常認為活性污泥對重金屬的作用包括沉淀，吸附和胞內吸附等。

2.1 重金屬的沉淀機理

重金屬的沉淀主要是利用污泥中微生物新陳代謝產物與重金屬離子直接生成難溶性的沉淀，或將重金屬還原后再生成難溶性的沉淀，從而達到從水相去除的目的。用SRB處理重金屬廢水是近年發展很快的方法。其原理是利用SRB在厭氧條件下產生的H2S和廢水中的重金屬反應，生成金屬硫化物沉淀以去除重金屬離子。Van等[9]研究以蔗糖作為有機源，利用SRB還原硫酸根，去除重金屬銅，鉛等重金屬離子，從而提出以下的反應過程：

①產酸菌將復雜有機物質分解生成氫和簡單有機酸，如丙酸、乙酸等。

②SRB利用氫作為電子供體將硫酸根還原成負二價硫。

③負二價硫與重金屬離子生成難溶于水的金屬硫化物。

當前對利用氫作為電子供體的SRB的研究比較多，但對其它類型SRB的研究則相對較少。加上影響SRB對硫酸根作用的因素眾多，這就使對SBR處理重金屬機制的研究變得復雜和艱難。目前研究還僅限于對單一菌種，多種細菌共存的體系還未見報道。研究多種細菌共存對處理效果影響以及其作用機制將是下一步研究的重點。

2.2 重金屬的吸附機理

重金屬的吸附是通過利用微生物本身結構或其分泌物和代謝產物來實現的，如動膠菌、藍細菌等能夠產生胞外聚合物(ECP)，如多糖、糖蛋白、脂多糖等。革蘭氏陰性細菌分泌的胞外聚合物是由脂多糖、莢膜多聚糖和其他的蛋白質等組成。這些分泌物在細胞表面上易于脫落。革蘭氏陽性細菌所分泌的則是由脂磷壁酸、多聚糖和游離蛋白質組成。這些胞外聚合物含有大量的陰離子基團，如羧基、磷?；?、硫酸根等易與金屬離子結合。天然多聚糖上陽離子能與水辮液中二價重金屬離子進行離子交換，如藻酸鹽中K+，N a+，Ca2+，Mg2+就能夠與相應的陽離子如Co2+，Cu2+，Cd2+和Zn2+進行交換，從而達到生物吸附重金屬的目的。Aksu等[10]還通過實驗證明了C.Vulgari和Z.Ramigera是通過細胞壁的多聚糖上氨基和羧基與金屬之間韻吸附和配位作用來吸附銅的。但生物吸附機理仍不是十分清楚，當前對其比較有影響的解釋是巴斯韋爾，麥金尼等所提出的粘液學說和含能說。

2.3 重金屬的胞內積累機理

一般金屬離子要進入細胞體必須經過胞外結合與運輸到胞內兩個步驟[11]，前者迅遺且不需能量，后者緩慢并依賴能量及代謝系統調空。由于大部分的重金屬對微生物都有害，所以很難研究高濃度下重金屬的吸附機理。通常認為重金屬進入細胞膜的傳送機制與代謝作用必須的離子鉀、鎂、鈉的相類似。但當有時相同電荷和離子半徑近似的重金屬離子共存時，這種傳送系統就可能會將這幾種共存金屬同時傳人到細胞體內，使細胞新陳代謝功能出現障礙。如Cr(VI)在pH=7-9范圍內主要以CrO42-的形式存在。而CrO42-，硫酸鹽和磷酸鹽結構相似，較易經過一般陰離子的傳輸渠道穿過細胞膜。在有還原性質物質存在的條件下，Cr(Ⅵ)作為電子受體，在酶的作用下，進行細胞內還原。

3 活性污泥法的改進

活性污泥處理高濃度的重金屬廢水是一種全新的處理方法。在過去的二十多年里，人們研究集中在微生物處理重金屬的機制、優化活性污泥處理重金屬廢水的工藝參數等方面。但由于研究還不夠透徹，使活性污泥應用受到了限制。如何提高活性污泥法的應用范圍，提高活性污泥的處理效果，降低活性污泥法的生產成本，可以從以下幾個方面進行改進。

3.1 改變活性污泥的形態

將絮狀活性污泥培養成顆粒污泥，為微生物提供一個穩定的微生態系統，有利于微生物抵抗高濃度的重金屬離子；顆粒污泥形成有利于細菌對營養的吸收；顆粒污泥能維持一個相對穩定的微環境，有利于抵抗廢水的突變[12]。

3.2 生物強化技術

生物強化技術是通過向廢水處理系統中直接投加H-自然界中篩選的優勢菌種或通過基因重組技術產生的高效菌種，以改善原處理系統的能力，達到對某一種或某一類有害物質的去除或某方面性能的優化目的。其實現需要三個步驟：①高效菌種的獲得；②高效菌種在投加系統中保持及活力的表達；③對目標物的有效去除或原系統性能的有效改善。生物強化技術有利于減少活性污泥的馴化時間，增強活性污泥處理效果，并可以根據廢水特性有選擇性地投加特定菌種，從而使活性污泥適應能力顯著增強。但目前主要是針對單一菌種處理重金屬效果的研究，對復合功能菌的研究較少。復合功能菌借助不同菌種之間相互協調共生，有利于增強茁群整體對于環境的抵抗能力，保持在系統中的活力，提高與系統中固有菌對營養物的競爭能力，從而保證強化技術有效實施。

3.3 促進微生物胞外聚合物(ECP)的分泌

活性污泥形成過程是先由細菌形成菌膠團，再進一步絮凝成活性絮凝體，絮體的形成和細胞產生的胞外聚合物有很大關系。細菌產生的胞外聚合物越多，絮凝聚合作用就進行得越快。胞外聚合物的形成與細菌的生長階段有關。在細菌生長對數期，細菌開始絮凝，到穩定生長期時，胞外聚合物大量形成。

目前對微生物產生ECP的機制和生物絮凝過程研究不是十分清楚，針對提高分泌ECP能力的研究還處于試驗探索階段，這一方面研究還有待于進一步加強。

4 結語

活性污泥法處理重金屬廢水具有成本低，環境友好等優點，是一種較有發展前途的方法。但活性污泥法尚有許多的不足之處，如利用沉淀機制處理重金屬廢水，則剩余活性污泥需要進行再處理回收其中的金屬成分。當前活性污泥法大多還處在實驗室和中試階段，進行了大規模工業應用的研究成果還很少，若想在此領域有所突破，還必須加強在生物強化技術等方面的研究，同時提高工業過程和設備自動化水平。

參考文獻：

[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] 馬曉航，華堯熙，葉雪明．硫酸鹽生物還原法處理含鋅廢水[J]．環境科學，1995，16(4)：20—21．

[6] 王士龍，張虹，朱孔秀，等．用活性污泥處理含鉛廢水的試驗研究[J]．材料保護，2002，35(4)：53—56．

[7] 王士龍，張虹，孫作杰，等．用活性污泥處理含鉻廢水的試驗研究[J]．貴州環保科技，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

關鍵詞 路面徑流 重金屬 來源 分布

0 引言（Introduction）

隨著城市化進程的快速發展，城市成為人類活動最為強烈的地區。而且隨著科學技術及環保措施的提高，城市面源污染卻日益嚴重。其中地表徑流成為僅次于農業面源污染的第二大面源污染；路面徑流是地表徑流中污染最嚴重的部分。甚至美國環境保護署（ EPA） 把城市地表徑流列為導致全美河流和湖泊污染的第三大污染源。城市路面徑流進入受納水體是導致水體水環境惡化的主要原因之一。此外，城市化進程的提高促使城市的交通事業飛速發展，交通的頻繁活動導致路面徑流攜帶的污染物越來越多，除了顆粒物、有機物、營養鹽等常規污染物外，有毒有害的重金屬也日益增多，嚴重影響我國的生態和環境。重金屬與有機物不同，不易降解，容易在生物體內富集，導致重金屬污染持久，難以治理；長期會通過食物鏈的傳遞到人體，并在人體內富集，對人體產生毒害作用。國外對路面徑流中重金屬污染的研究方興未艾，國內也有相關報道，探明重金屬的特性非常必要，可為解決城市路面徑流重金屬對環境的污染提供科學依據。

1 路面徑流中重金屬的主要來源

在城市路面上，主要活動的是機動車輛。城市路面徑流中的重金屬主要來源于公路瀝青、輪胎、燃料、尾氣、制動器、車體、油等各方面。

研究表明：路面徑流中Pb、Zn、Cd、Cr、Cu、Ni的污染非常嚴重，其中Zn來源于輪胎磨損、油泄漏、防腐鍍鋅汽車板的脫落。Pb主要來源于含鉛汽油的燃燒、剎車片及車漆脫落。Cr來源于用于汽車構件的各種合金。Ni來源于汽車尾氣、剎車片及引擎的磨損和公路瀝青。Cd鹽主要作為含鋅添加劑的雜質 ，因此Cd主要來源于輪胎磨損和油泄漏。Cu污染物主要來源于剎車里襯的磨損。

探明了路面徑流中重金屬的來源后可以采取有效措施減弱重金屬的污染。

2 路面徑流中重金屬的分布及賦存形態

目前，有毒有害重金屬的分布及形態已經成為研究的熱點，國外研究說明路面徑流中的重金屬與顆粒物有顯著地相關性，尤其與細顆粒（

對這一現象有兩種解釋：

（1）是因為細顆粒本身的比表面積大，能吸附更多的重金屬；

二是因為細顆粒物上附著著細小的有機物，有機物對重金屬的吸附能力也很強。

北京城區北三環的研究表明：路面徑流中的重金屬主要附著在

重金屬在徑流中的賦存狀態有顆粒態和溶解態，但顆粒態和溶解態的比重不同。如，Pb主要以顆粒態存在，而Zn、Cu、Cd主要以溶解態存在。分析清楚重金屬與細顆粒物之間的相關關系，就能夠理清重金屬在路面徑流中的賦存形態及分布特征。

3結論

（1）路面徑流中重金屬主要來源于公路瀝青、輪胎、燃料、尾氣、制動器、車體、油等各方面。

（2）路面徑流中的重金屬賦存狀態分為顆粒態和溶解態，重金屬與細顆粒物之間的相關關系顯著；重金屬的濃度分布呈現偏態分布。

參考文獻

[1] 孟飛，等.上海中心城區地表灰塵與土壤中重金屬累積及污染評價[J].華東師范大學學報：自然科學版，2007（4）.

[2] 左小俊，傅大放，李賀.高速公路路面徑流沉降過程中重金屬去除特性[J].環境科學學報.2009，29（12）.

[3] 李立青，尹澄清，何慶慈，孔玲莉.武漢市城區降雨徑流污染負荷對受納水體的貢獻[J].中國環境科學，2007，27（3）.

[4] 陳瑩，趙劍強，胡博.西安市城市主干道路面徑流污染及沉淀特性研究[J].環境工程學報，2011，5（2）.

篇10

關鍵詞：農業土壤；鎘；危害；污染途徑

中圖分類號：S156 文獻標識碼：A DOI 編碼：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

土壤是生態環境的重要組成部分，也是人類賴以生存的物質基礎。然而，隨著我國工農業的快速發展，礦產資源的不合理開采，以及農業生產中污水灌溉、化肥的不合理使用、畜禽養殖等，導致了土壤重金屬的污染逐步加劇。鎘是環境中毒性最強的5毒（汞、鉛、鎘、砷、鉻）元素之一，同時由于鎘在土壤中不易遷移，鎘對土壤的污染基本上是一個不可逆轉的過程，土壤一旦受到鎘污染就很難恢復，對鎘污染土壤及修復的研究目前是土壤環境研究的熱點[1-2]。

本研究擬從土壤鎘污染現狀及評價指標、土壤鎘污染的危害及我國對植物性食品中鎘的規定、土壤中鎘污染的主要途徑等方面著手，全面分析農業土壤中鎘污染來源及其危害性，并對減少土壤中鎘污染途徑提出建議，以期為更好地推動重金屬鎘污染土壤的修復與治理技術研究提供參考依據。

1 我國土壤鎘污染現狀及評價指標

1.1 土壤鎘背景值

土壤背景值是指在未受或受人類活動影響小的土壤環境本身的化學元素組成及其含量。自然土壤中的鎘主要來源于成土母質，全世界土壤中鎘的含量一般在0.010～2.000 mg?kg-1，中值為0.35 mg?kg-1。由于我國不同區域地球化學條件差異顯著，在我國各區域土壤中鎘背景值差異較大，土壤中鎘背景范圍為0.001～13.400 mg?kg-1，中值為0.079 mg?kg-1，算術平均值為0.097 mg?kg-1，低于日本（0.413 mg?kg-1）和英國（0.62 mg?kg-1），95%置信度的置信區間為0.017～0.330 mg?kg-1 [3]。

1.2 土壤鎘污染現狀

現代農業技術的快速發展以及含重金屬的化肥、農藥等的大量使用，導致土壤重金屬污染日益嚴重，這不僅使土壤肥力、農產品產量和品質下降，而且重金屬元素通過在農作物中的富集而影響農產品食品安全，從而間接危害人體健康。據統計，我國鎘污染農田超過1.3萬 hm2，涉及11個省市的25個地區[4]，并且部分地區的鎘污染已相當嚴重。2014年4月17日環境保護部和國土資源部聯合公布了全國土壤污染調查公報，公布了我國首次全國土壤污染狀況調查結果。公報指出，我國土壤環境狀況令人堪憂，鎘等重金屬污染問題相對比較突出，從污染分布情況看，南方土壤污染較重，北方土壤污染相對較輕，西南、中南地區土壤重金屬超標范圍較大，長江三角洲、珠江三角洲、東北老工業基地等部分區域土壤污染問題也較為突出。鎘含量分布呈現出從東北到西南、從西北到東南方向逐漸升高的態勢，鎘點位超標率為7.0%，其中，輕微污染、輕度污染、中度污染、重度污染的比例分別為5.2%，0.8%，0.5%，0.5%。我國地質調查局的《中國耕地地球化學調查報告（2015）》顯示，我國有232萬hm2重金屬中重度污染或超標耕地。

1.3 土壤鎘評價指標

評價指標的選擇是土壤環境質量評價的關鍵，現行《土壤環境質量標準》（GB 15618―1995）將土壤各污染物限量值分為三級：一級標準是為保護區域自然生態，維持自然背景而設置，鎘限量值為0.2 mg?kg-1；二級標準是為保障農業生產，維護人體健康而設置，鎘限量值在pH值7.5時為0.6 mg?kg-1；三級標準是為保障農林生產和植物正常生長而設置的土壤臨界值，鎘限量值為1.0 mg?kg-1（pH值>6.5）。此外，我國農業行業標準《無公害農產品 種植業產地環境條件》（NY/T 5010―2016）規定，土壤污染物鎘為基本指標，具體限量值應符合國家標準GB 15618的要求；《綠色食品 產地環境質量》（NY/T 391―2013）規定，鎘限量值均為0.30 mg?kg-1（pH值≤7.5）和0.40 mg?kg-1（pH值>7.5）。

2 土壤鎘污染的危害及我國對植物性食品中鎘的規定

2.1 土壤鎘污染對植物生長的危害

鎘在土壤中具有移動性差、毒性強的特點，因而，重金屬污染土壤之后，就有可能導致重金屬等有害物質在農作物體內富集[5-6]。鎘不是植物生長所必需的營養元素，當鎘進入植物體內并積累到一定程度時，就會通過影響植物的生長發育、抑制植物的呼吸作用和光合作用、減弱植物體中的酶活性[7-8]、降低植物可溶性蛋白和可溶性糖的含量等途徑來影響植物的產量、品質和安全，從而間接地危害人類的健康[9-10]。

2.2 土壤鎘污染對人體的毒害作用

鎘不是人體所必需的元素，主要通過影響人體的心血管系統而使人體免疫力下降。鎘屬于肺癌的致癌物之一，同時其還是典型的環境激素類物質，對人類生殖系統造成損傷，對胚胎發育也有一定的毒性。

2.3 我國農產品中鎘的限制

我國國家標準《食品安全國家標準 食品中污染物限量》（GB 2762―2012）中規定了和土壤相關的植物性食品中污染物鎘的限量指標。

3 土壤中鎘污染的主要途徑

土壤中鎘的自然來源主要是巖石和土壤的本底，人為來源主要是人類工農業生產活動造成的污染。

3.1 交通運輸

公路源重金屬對公路旁植物污染來說是主要的污染源，通過對路邊重金屬沉降種類相關分析表明，路邊的交通造成的污染主要有鉛、鎘、鋅等重金屬。鐵路旁鎘、鉛污染主要歸結于貨物運輸（包括冶煉物質、煤炭、石油、建材、礦建等各種大宗工業物資）、火車輪軸以及車輛部件的磨損、牽引機車的廢氣排放等[11]。公路、鐵路兩側土壤中的鎘污染程度與距離路基的距離、交通流量、通車時間長短等有一定的相關性。全國土壤污染調查公報（2014年）顯示，在調查的267條干線公路兩側的1 578個土壤點位中，超標點位占20.3%，主要污染物為鉛、鋅、砷、鎘和多環芳烴，一般集中在公路兩側150 m范圍內。符燕[12]2007年研究表明，在隴海鐵路鄭商段路兩側300 m范圍內，表層土壤中重金屬含量明顯高于我國潮土中鎘背景值，綜合污染指數為重污染，基本與距鐵路的距離呈負相關，離鐵路越近，污染指數越大。羅婭君等[13]2014年對成綿高速公路特征路段兩側土壤重金屬污染特征及分布規律進行研究時發現，在分析路段范圍內Cd單項污染指數介于2.2～4.35，平均為3.18，污染等級為重度污染。陳黎萍等[14]研究表明，在川中丘陵區鐵路沿線附近土壤中，鎘總量較高，其化學形態主要以酸可交換態和可還原態為主，殘渣態含量很低，說明在鐵路沿線附近土壤中鎘的生物活性和可遷移性較強。

3.2 農業投入品的使用

含鎘肥料主要指磷肥以及一些可以用于農業生產的含鎘生活垃圾為原料生產的肥料，大量長期施用會造成不同程度的農田鎘污染。生產磷肥的原料是磷礦石，磷礦石中除了含有一些營養元素外，同時也含有較高含量的鎘。資料顯示，磷肥中的鎘含量因原料產地不同而有很大差異，加拿大為2.1～9.3 mg?kg-1，瑞典為2～30 mg?kg-1，荷蘭為9～60 mg?kg-1，澳大利亞的磷肥鎘含量高達18～91 mg?kg-1，美國為734～159 mg?kg-1，我國的磷礦含鎘大多較低，所以磷肥的鎘含量也較低，如廣州市施用的磷肥鎘含量為2～3 mg?kg-1 [15]。王美等[16]對肥料中重金屬含量研究結果表明，過磷酸鈣中鎘含量高于鈣鎂磷肥，這與生產原料、生產工藝等有關，這些磷肥的大量長期施用必將導致土壤鎘含量的積累。馬耀華[17]1998年研究結果顯示，上海地區的一些菜園土施肥前土壤中Cd的含量為0.134 mg?kg-1，施肥后上升到0.316 mg?kg-1。美國某橘園土壤Cd含量為0.07 mg?kg-1，連續施用磷肥36年后，土壤Cd含量高達1.0 mg?kg-1。由于長期施用含鎘磷肥而導致了土壤中Cd的積累，同時增加了植物中Cd的質量分數[18]。因此，含鎘磷肥被認為是農田鎘污染的重要來源。

以畜禽糞便等為原料堆制成的有機肥中也含有較高的鎘等重金屬，長期連續施用也將造成土壤鎘污染[19]。潘霞等[20]研究了畜禽有機肥對典型蔬果地土壤剖面重金屬分布狀況，指出施用豬糞、羊糞、雞糞3種畜禽有機肥均可使重金屬在土壤剖面呈現表聚現象，以設施菜地最為突出，Cd和Zn積累較為明顯。葉必雄等[21]研究結果表明，牛糞集中施用區土壤剖面中Cd，Ni，Cu，Pb，Cr等重金屬存在較為明顯的淋溶下移性，長期施用不同畜禽糞便的不同土壤剖面Cd，Pb，Cr，Ni等含量變化差異明顯。董志新等[22]在分析沼氣肥養分物質和重金屬含量差異時指出，沼渣有機質和養分含量較高，是營養元素種類齊全的優質有機肥料，但沼氣肥中也含有一些重金屬元素，農業利用有可能因植物富集而影響農產品食品安全。

農用塑料薄膜在生產過程中用到熱穩定劑，而熱穩定劑中又含有重金屬鎘，因而，隨著塑料大棚和地膜覆蓋技術的大量應用，在對低溫季節和干燥地區的農業生產起到極大促進作用的同時，也可能使農用土壤中的鎘積累，造成土壤質量下降。陳慧等[23]研究結果表明，覆膜種植方式下萵苣根際土壤中的重金屬明顯高于不覆膜種植方式，地膜覆蓋能有效地降低重金屬向地上部分轉移。于立紅等[24]在地膜中重金屬對土壤―大豆系統污染的試驗研究中指出，大豆各生育時期，高倍地膜殘留量土壤和植株中Cd和Pb含量高于低倍殘留，各生育時期各處理土壤中Cd含量為0.7～2.4 mg?kg-1，Cd含量均超過《土壤環境質量標準》GB 15618―1995的Ⅱ級標準。

3.3 污水灌溉

使用污水灌溉農田，在一定程度上解決了農業用水資源短缺的問題，但由于污水中可能會含有重金屬等污染物，長期施用勢必也會造成土壤中重金屬含量的增加[25-26]。全國土壤污染調查公報（2014年）顯示，在調查的55個污水灌溉區中，有39個存在土壤污染，在1 378個土壤點位中，超標點位占26.4%，主要污染物為鎘、砷和多環芳烴。長沙市郊引用化工區污水灌溉，土壤的重金屬污染極其嚴重，環保部門在某鉛鋅礦區監測分析結果顯示，該礦水系沿岸耕地所產的稻米Cd含量為2.24 mg?kg-1，是對照點的3.7倍，屬于“鎘米”[27]。張萌等[28]在對太原市污灌區土壤鎘存在形態與生物可利用性研究時發現，與太原市土壤背景值相比，污灌區土壤中重金屬鎘含量已達太原市土壤背景值的3倍，鎘在土壤表層含量明顯高于其他分層，表明表層土壤有明顯的鎘累積，并且鎘在表層土壤含量最高，隨深度增加鎘含量逐漸降低。艾建超等[29]研究結果表明，污灌區土壤鎘含量超標，并且污灌區土壤耕作層中Cd的形態特征為可交換態>鐵錳氧化態>碳酸鹽結合態或有機結合態>殘渣態。

3.4 污泥施肥

城市污泥中含有多種能夠促進植物生長的營養物質和微量元素（如B，Mo等），但是污泥中也可能含有大量的重金屬元素，主要來源于不同類的工業廢水中，鎘主要來源于礦業廢水、鋼鐵冶煉廢水等，長期污泥施肥也可導致土壤中鎘含量的增加。黃游等[30]研究結果表明，污泥進入土壤后，土壤中鎘和鋅的生物活性與污泥的施加量成正比。有研究表明，不同區域城市污泥Cd含量從大到小依次為華南、西南、華中、華東、西北、華北、東北，這可能與工業密集程度、礦區類型及分布等有關[31]。徐興華等[32]在污泥和水溶性重金屬鹽的植物有效性比較研究時指出，污泥中含有較高的鋅、鎘等重金屬。

3.5 工況企業活動

鎘往往與鉛鋅礦伴生，工礦活動可造成不同程度的鎘污染。在冶煉廢渣和礦渣堆放或處理的過程中，由于日曬、雨淋、水洗重金屬極易遷移，以廢棄堆為中心向四周及兩側擴散。全國土壤污染調查公報（2014年）顯示，在調查的70個礦區的1672個土壤點位中，超標點位占33.4%，主要污染物為鎘、鉛、砷和多環芳烴。姬艷芳等[33]在2008研究鳳凰礦區耕地土壤和稻米中重金屬時發現，土壤中Cd含量高達10.70 mg?kg-1，大大超過了國家土壤環境質量的二級標準，稻米中Cd含量也嚴重超標。周建民等[34]2004年在研究廣東省大寶山礦區的尾礦和周邊的土壤重金屬時發現，尾礦附近的稻田土壤Cd平均濃度高達2.453 mg?kg-1。尹偉等[35]2009年調查佛山某礦區周邊菜地結果表明，在研究區域內有20%的土壤不同程度地受到鎘污染。

4 控制土壤重金屬鎘污染的建議

由以上分析可知，人類活動對全球土壤鎘的輸入量已大大超過自然釋放量，同時被鎘污染的土壤很難修復。因而，應嚴格控制土壤鎘的來源，尤其是嚴格要求農業投入品的質量。做到不用未經處理的污水進行灌溉，不用污泥進行施肥，少用農用薄膜，杜絕不合格化學肥料或有機肥料，遠離工廠企業和交通要道，嚴格控制土壤中重金屬鎘的輸入，改善土壤環境，提高農產品質量安全，保護人類健康。

參考文獻：

[1]張欣，范仲學，郭篤發，等.3種微生物制劑對輕度鎘污染土壤中菠菜生長的影響[J].天津農業科學，2011，17（1）：81-83， 87.

[2]曾祥峰，王祖偉.城市污泥中鎘的去除試驗研究[J].天津農業科學，2011，17（1）：117-119.

[3]魏復盛，陳靜生. 中國土壤環境背景值研究[J]. 環境科學， 1991（4）： 12-19.

[4]郭明新，林玉環.利用微生態系統研究底泥重金屬的生物有效性[J].環境科學學報，1998，18（3）：325-330.

[5]李嶺，劉冬，呂銀斐，等.生物炭施用對鎘污染土壤中烤煙品質和鎘含量的影響[J].華北農學報，2014，29（2）：228-232.

[6]楊亞麗，李友麗，陳青云，等.土壤鉛、鎘、鉻對蔬菜發育影響及遷移規律的研究進展[J].華北農學報，2015，30（z1）：511-517.

[7]趙本行，陳康姜，何楚斌，等.大豆作物對污染土壤中重金屬鎘的富集研究[J].天津農業科學，2013，19（11）：15-17.

[8]徐照麗，段玉琪，楊宇虹，等.不同土類中外源鎘對烤煙生長及土壤生物指標的影響[J].華北農學報，2014，29（z1）：176-182.

[9]高子平，王龍，尹潔，等.鎘污染來源對蘿卜鎘積累特性的影響[J].天津農業科學，2015，21（11）：37-41.

[10]高巍，耿月華，趙鵬，等.不同小麥品種對重金屬鎘吸收及轉運的差異研究[J].天津農業科學，2014，20（10）：55-59.

[11]林海，康建成，胡守云.公路周邊土壤中重金屬污染物的來源與分布[J].科學：上海，2014，66（4）：35-37.

[12]符燕.隴海鐵路鄭州―商丘段路旁土壤重金屬空間分布與污染分析[D].開封：河南大學，2007.

[13]羅婭君，王照麗，張露，等. 成綿高速公路兩側土壤中4種重金屬的污染特征及分布規律[J]. 安全與環境學報， 2014（3）： 283-287.

[14]陳黎萍，艾應偉，于燕華，等.川中丘陵區鐵路旁土壤重金屬含量及化學形態研究[J].化學研究與應用，2008，20（5）：552-556， 560.

[15]范洪黎.莧菜超積累鎘的生理機制研究[D].北京：中國農業科學院，2007.

[16]王美，李書田.肥料重金屬含量狀況及施肥對土壤和作物重金屬富集的影響[J].植物營養與肥料學報，2014，20（2）：466-480.

[17]馬耀華.環境土壤學[M].西安：陜西科學技術出版社，1998：178-207.

[18]黃紹文，金繼運，和愛玲，等.農田不同利用方式下土壤重金屬區域分異與評價[J].農業環境科學學報，2007（S2）：540-548.

[19]茹淑華，張國印，楊軍芳，等.雞糞和豬糞對小麥生長及土壤重金屬累積的影響[J].華北農學報，2015，30（z1）：494-499.

[20]潘霞，陳勵科，卜元卿，等.畜禽有機肥對典型蔬果地土壤剖面重金屬與抗生素分布的影響[J].生態與農村環境學報，2012，28（5）：518-525.

[21]葉必雄，劉圓，虞江萍，等.施用不同畜禽糞便土壤剖面中重金屬分布特征[J].地理科學進展，2012，31（12）：1708-1714.

[22]董志新，卜玉山，續珍，等.沼氣肥養分物質和重金屬含量差異及安全農用分析[J].中國土壤與肥料，2015 （3）：105-110.

[23]陳慧，卓開榮.覆膜種植下重金屬在土壤-萵苣的遷移特征[J].廣東農業科學，2014，41（13）：57-59， 66.

[24]于立紅，王鵬，于立河，等.地膜中重金屬對土壤―大豆系統污染的試驗研究[J].水土保持通報，2013，33（3）：86-90.

[25]梁仲哲，齊紹武，和七紅.土壤重金屬污染現狀及改良劑的研究進展[J].天津農業科學，2016，22（7）：5-9.

[26]蘇亞勛，王素君，趙立偉，等.天津市郊區果園土壤重金屬鎘污染狀況調查試驗研究[J].天津農業科學，2016，22（6）：20-22， 27.

[27]劉國勝，童潛明，何長順，等.土壤鎘污染調查研究[J].四川環境，2004，23（5）：8-10， 13.

[28]張萌，毋燕妮，解靜芳，等.太原市污灌區土壤鎘存在形態與生物可利用性研究[J].環境科學學報，2015，35（10）：3276-3283.

[29]艾建超，李寧，王寧.污灌區土壤-蔬菜系統中鎘的生物有效性及遷移特征[J].農業環境科學學報，2013，32（3）：491-497.

[30]黃游，陳玲，邱家洲，等.污泥堆肥中重金屬的生物有效性研究[J].農業環境科學學報，2006，25（6）：1455-1458.

[31]郭廣慧，陳同斌，楊軍，等.中國城市污泥重金屬區域分布特征及變化趨勢[J].環境科學學報，2014，34（10）：2455-2461.

[32]徐興華，馬義兵，韋東普，等.污泥和水溶性重金屬鹽的植物有效性比較研究[J].中國土壤與肥料，2008 （6）：51-54.

[33]姬艷芳，李永華，孫宏飛，等.鳳凰鉛鋅礦區土壤-水稻系統中重金屬的行為特征分析[J].農業環境科學學報，2008，27（6）：2143-2150.