重金属对土壤的污染范文

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篇1

[中图分类号] S158.4 [文献标识码] A [文章编号] 1003-1650 （2014）03-0049-01

人类活动和自然因素产生的污染物通过不同途径进入土壤，当其数量超过其自身的净化能力，污染物就会在土壤中逐渐积累，当达到一定程度时，土壤质量就会恶化，正常功能失调至某些功能丧失，这就是土壤污染。虽然土壤具有一定的自净能力，但其自净能力远远小于进入土壤污染物的速度，所以土壤的污染越来越严重。

土壤污染物种类繁多，其中发生最普遍、很难降解的其中一种就是重金属，重金属污染的重要来源就是工业“三废”的排放。重金属在土壤中以不同形态存在，有水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物的结合态、有机结合态和残渣态，它们的活性和毒性也是不同的。重金属在土壤中形态及其转化也受土壤多种性质的综合影响，土壤条件不同，起到主导作用的因素也会不同。例如土壤的质地、有机质含量、PH值、氧化还原电位、阴离子和阳离子的组成等。

重金属在土壤中并不能被微生物所分解，当达到一定浓度时易于累积，影响植物生长，造成重金属在农产品的积累，使叶绿素遭到破坏，叶绿素含量降低，叶片发黄，褪绿，减产，抑制发芽等，通过食物裢，人吃了有污染的蔬菜和粮食后，重金属在人体内就会慢慢积累，产生很大危害，因此我们必须及时防治，具体措施如下：

一、预防

重金属污染的防治贯彻以防为主的方针，控制和消除土壤污染源，控制工业和“三废”的排放，合理使用农药化肥农用薄膜等化学物质。

二、治理

对已经污染的土壤采取治理的措施，比如消除土壤中的污染物或降低有效必，控制污染物的迁移转化，提高土壤的环境容量等。综合近年来国内外采用的土壤治理方法，概括如下：

1. 工程措施：就是依据物理学或物理化学原理，通过工程手段治理污染土壤。具体有（1）客土、换土、翻土，每种方法都有其适用范围和条件。（2）隔离法，利用防渗材料把污染土壤与未污染土壤或水体分开，阻止减少污染扩散的一种方法。（3）清洗法，用清水或在清水中加入能增加重金属水溶性的某种化学物质，清洗污染土壤，将污染物移出土体的一种方法。（4）电化学法，这种方法是在用水饱和后的土壤中插入若干个电极，接通低强度直流电的方法。从上述可以看出，工程措施治理效果较为可靠，也是一种治本措施，但工程量大，投资高，肥力引起下降，只适于小面积重度污染区。

2. 生物措施；就是利用某些特定的动物、植物和微生物，较快地吸收和移走、或降解污染物质而使土壤得到净化的一类方法，比如植物技术、微生物技术、动物途径等，具有成本低不造成生态破坏或二次污染、具有潜在或显在的经济效益。

3. 施用改良剂：通过降低土壤污染物的水溶性、扩散性和生物有效性，从而降低它们进入植物体、微生物体和水体的能力，减轻对生态环境的危害。通过沉淀作用、吸附作用、拮抗作用来达到治理效果，此种方法效果好，且费用适中，在中度污染地区值得推荐。

篇2

中图分类号：S565.1 文献标识码：A DOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2013.10.005

当土壤受到重金属污染后，土壤中重金属元素会通过各种途径进入人体，危害人类的健康。土壤受重金属污染后很难在短时间内消除，并可在食物链中富集，已经成为威胁人类健康的重大问题。许多研究表明，重金属元素进入土壤后，会产生明显的生物效应，一定浓度的重金属可导致植物特别是其根部中毒、植株枯萎死亡、产量降低等，而且植物的不同部位对重金属的吸收有效性也不一样。土壤重金属污染治理方法，具有快速高效的去污效果，但由于其价格昂贵和对土壤扰动大，从而限制了它的大面积应用。与传统的物理和化学修复方法相比较，植物修复在重金属污染治理中具有不可替代的优势，并以其治理过程的原位性、治理成本的低廉性、管理与操作的简易性及环境美学的兼容性，日益受到人们的重视，并成为污染土壤修复研究的热点之一。通过盆栽大豆，研究农作物对土壤中镉的富集、修复以及农作物的各部位对镉的富集程度。

1 材料和方法

1.1 试 剂

镉标准储备液：100 mg·L-1；混合酸（硝酸∶高氯酸 5∶1）；双氧水（30%）；硝酸；氢氟酸；以上试剂均为分析纯；试验用水均为去离子水。

1.2 主要仪器及工作条件

主要仪器：AA-7000原子吸收分光光度计（日本岛津公司）；FA1604型电子分析天平；马弗炉。测定元素镉工作条件：灯电流为2.0 mA，分析线波长228.8 nm，光谱带宽0.2 nm，燃气流量1 300 mL·min-1。

1.3 样品制备

在校园空地取土，去除大块石子后分为6组，每组土壤总质量为6 kg。加入相同的营养成分（化肥含量相同），且用硝酸溶液完全溶解0，0.4，0.8，

1.2，1.6，2.0 g镉粉分别均匀浇灌I～VI组土壤中，制成6组不同浓度的含镉的系列土壤（I组空白对照组），并将每组分别置于5个塑料花盆（直径0.3 m，高度0.3 m）。选取饱满的大豆种子，种植于花盆内。各组每隔1 d分别浇0.5 L自来水。除镉溶液浓度外，各处理其他生长环境条件保持相同。

1.4 试验方法

采用火焰原子吸收分光光度法分别对播种大豆前、收获大豆后土壤中的镉含量，以及对不同镉含量土壤中生长的大豆根、茎、叶、大豆中的镉含量进行测定，得出大豆植株不同部位对镉的富集结果。

1.5 分析方法

1.5.1 标准曲线的绘制 将2.0 g·L-1镉标准储备液稀释，得到10.0 μg·mL-1的标准使用液，然后分别配制0.00，0.05，0.25，0.50，0.80，2.40，4.00 mg·L-1标准系列溶液。按仪器工作条件分别测定各元素标准系列溶液的吸光度值。以浓度值C（μg·mL-1）为横坐标，吸光度值A为纵坐标绘制标准曲线，得出回归方程和相关系数，回归方程为A=0.129 4x +0.003 6，相关系数R2=0.999 7。

1.5.2 土壤样品测量 将风干土壤样品过0.25 mm筛后装于塑料袋内，准确称取0.500 0 g（精确至0.000 1 g）栽培前和收获后的干燥土壤样品于50 mL具盖聚四氟乙烯坩埚中，用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸全消解法，彻底破坏土壤的矿物晶格，使试样完全溶解，测定其吸光度。

1.5.3 植物样品的处理及测定 采集大豆的根（去除土壤）、茎、叶和果实用自来水冲洗干净，然后用蒸馏水冲洗一遍，将清洗后的植物样置于通风干燥处风干，用研磨机打碎过0.25 mm筛，以备消解用。称取1.000 0 g植物样品于瓷坩埚内，用马弗炉在3 000 ℃条件下烘烤8 h，再移到聚四氟乙烯坩埚内，加少量去离子水润湿。加入10 mL 浓硝酸，移至低温电热板上加热消解；若反应产生棕黄色烟，说明有机质较多，须反复补加适量硝酸，加热分解至平静，不再产生棕黄色烟为止，取下冷却。加入5 mL氢氟酸，煮沸10 min，冷却；加入高氯酸5 mL，蒸发至近干；然后再补加高氯酸3 mL（根据取样适量补加），再次蒸发产生大量白色烟雾至近干；冷却后加入1%的硝酸溶液25 mL，煮沸溶解后，移至50 mL容量瓶中；加入1%的硝酸溶液定容得到样品溶液，测量其吸光度值。

2 结果与分析

2.1 栽培前后土壤镉含量

在对土壤加镉标准系列溶液处理后，测定土壤在栽培大豆植株前后的镉含量变化，见表1。由表1可见，各处理栽培后土壤中的镉含量明显比栽培前降低。

2.2 大豆各部位对镉的吸收和蓄积

对成熟大豆各部位的测定结果见表2。可以看出，大豆植物各部位对镉的吸收程度是不同的，其含量分布为根部>秸秆>叶部>果实。用含镉的溶液浇灌大豆各部位的镉含量均高于空白组（Ⅰ）。镉不是植物生长的必需元素，镉进入植物的过程，主要是非代谢被动进入植物体内。重金属一旦进入根内，就通过木质部分转移到其他组织。

2.3 镉含量测定结果及精密度

在置信概率P=95%的条件下，VI组大豆植株中根茎的测量结果为（119.1±0.3） mg·kg-1，叶子的测量结果为（24.02±0.24） mg·kg-1，豆子的测量结果为（7.49±0.11） mg·kg-1，样品中含量值最大相对标准偏差（RSD）小于5.0% ，结果精密度较为满意。

3 结论与讨论

大豆的各部位对土壤中镉的吸收具有很强的特异性，对土壤中镉吸收由强及弱分别为根、茎、叶部及豆子。这一特征揭示，大豆根可以作为一种屏障或过滤器，来阻止镉进一步向植株叶子和果实中迁移，从而减少其毒害效应。大豆茎中镉含量比果实中的含量高，说明除根系外，秸秆也是阻碍镉进入果实的二次重要屏障。由于根系、茎和叶主要由植物纤维组成，而果实的主要成分是淀粉，吸收主要残留在纤维中，而淀粉对镉的蓄积作用较弱。空白试验表明，大豆植株根系、茎能够有效降低土壤中重金属的含量。因此，从另一角度来说，大豆植株对受重金属镉污染的土壤具有一定的生物修复作用。

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中图分类号：X825

文献标识码：A文章编号：16749944（2017）12001203

1引言

随着金属及化工行业快速发展，农药及化肥的广泛使用，土壤重金属污染日趋严峻[1]。重金属易通过食物链在动植物和人体内富集，对环境和人体健康构成威胁。同时，重金属会直接影响土壤动植物的生长，进而影响土壤物质循环和能量转化[2]。对土壤生态毒理诊断过去更多是利用土壤基础呼吸强度及酶活性、微生物数量和种群、大中型土壤动物、蚯蚓等指标[3]，但由于不同地区的土壤类型各异、土地利用方式不同，且污染物种类和污染程度不同，现有的理化和生物指标在反映重金属污染方面存在着片面性和不确定性。因此，准确、全面评价土壤质量还需要不断完善评价指标。

土壤动物群落是土壤的重要组成部分，也是食物网稳定的关键因素，同时，作为土壤质量的潜在指示者，其重要性得到越来越多的关注[4，5]。其中，土壤线虫作为土壤动物的一部分，是生态系统重要的分解者，也是食物网流通的关键环节。线虫以多种方式改变着土壤的理化性质和生物学特性[6]，而土壤健康状况与线虫的数量和群落多样性直接相关。土壤线虫通过共生、竞争或捕食等方式相互依存，构成土壤群落的动态平衡，一旦土壤环境发生改变，线虫作为敏感的指示动物会快速响应，并导致其它级联反应，甚至破坏动物种群间的平衡，降低其土壤功能而影响整个土壤生态系统稳定性[7]。因此，利用土壤线虫作为土壤重金属污染的指示生物具有重要的理论和现实意义。

2线虫在土壤生态系统中的作用

2.1土壤线虫的分类

线虫主要栖息在土壤毛细管水中，按其取食习性和食道特征可分为四个主要类群[8]：植食线虫（Plant feeders）、食细菌线虫（Bacterial feeders）、食真菌线虫（Fungal feeders）和捕食/杂食线虫（Omnivorous & Carnivorous）。植食线虫主要取食植物根系，可直接或间接地影响菌根、根瘤的形成和固氮等作用；食细菌类线虫主要取食细菌，可指示细菌活性，对土壤氮素矿化的贡献为8%[3]；食真菌类线虫以多种真菌为食，与真菌的相互作用可促进土壤氮素矿化[9]。食细菌线虫和食真菌线虫共称为食微线虫，是初级分解过程中最为丰富多样的消费者。食微线虫可通过取食细菌、真菌等微小生物，影响微生物的生长和新陈代谢活动，改变微生物群落结构，从而调节有机物的分解速度与养分的周转速率[10]；捕食/杂食类线虫主要以线虫、线虫卵和原生动物为食，对调控土壤植物寄生线虫的数量和中小动物的危害有一定的积极作用[11]。食细菌线虫、食真菌线虫和捕食/杂食线虫统称为自由生活线虫，这类线虫能够促进土壤有机质分解，增强营养物质的矿化，提高土壤肥力，改善土壤理化形状、疏松土壤。

2.2土壤线虫在土壤食物网中的功能

土壤线虫在食物网中占据多级生态位，对于维持土壤生态系统的稳定、促进物质循环和能量流动具有重要意义[12]。线虫可以通过代谢活动改善土壤微环境，例如，促进有机质的分解和改善周围土壤的理化性质及生物学特性，改变土壤孔隙空间和团聚体大小，提高微域的稳定性，对整个土壤生物体系起到功能性的调控作用，有效提高养分利用率。其中，食微线虫还可以通过取食细菌和真菌影响微生物群落的组成，增加微生物活性，促进养分流通[13]，进而促进土壤中碳、氮的周转。有些食微线虫还可以通过调控土壤细菌和真菌群落达到抑制病害的目的[14]；Fu等[10]研究认为线虫能够携带并传播土壤微生物，调节有机复合物转化为无机物的比例；Neher[15]认为线虫排泄物可贡献土壤中19%的可溶性氮。

3土壤线虫作为环境指示生物的优势

线虫是农田土壤中多样性最为丰富的土壤动物[4， 16]，与其它土壤生物相比，线虫作为土壤生态系统健康状况的指示生物有以下几方面优势：①线虫是土壤的优势生物类群，在所有农田土壤中普遍存在，无论土壤健康或污染，均有线虫的分布，且不同种线虫可以反映土壤环境的细微变化[17]；②线虫从土壤中分离方法相对简单，且分离方法成熟、分离效率高；③其科、属鉴定相比其它土壤动物而言更为简单，且其科、属水平的群落结构分析可用于土壤健康状况的评估[18]；④线虫是典型的水膜动物，与土壤环境直接接触且移动速度慢，可反映小尺度土壤微域的变化；⑤世代周期短，一般为数天或几个月，可在短时间内对环境变化作出响应[9]；⑥形态特征与趋势特性相对应，食性丰富多样，在土壤食物网中扮演重要角色，其营养类群结构的变化与土壤生态系统过程联系紧密[5， 19]。因此，线虫作为土壤健康指示生物受到广泛关注，并在农田、草地、森林等生态系统中得到应用。

目前关于线虫指示生态毒理学的研究，包括利用单一模式线虫秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans， C. elegans）和线虫群落展开。C. elegans作为线虫的代表，是生态毒理学室内实验和现场研究中应用较多的线虫种类[20]。2002年，美国材料与试验协会标准（American Society for Testing and Materials， ASTM）颁布了将C. elegans用于土壤毒性评价的标准化指南，表明利用单一线虫进行标准化毒性测试以评估环境污染物的影响已得到初步肯定[21]。同时，线虫群落作为土壤食物网的一部分，占据多个营养级，更能反映土壤生物群落数量、组成及多样性的变化，对指示土壤环境污染更具优势[17， 19， 22]。将线虫划分为不同的营养类群并计算相关群落指数，可直接反映土壤食物网结构的变化及土壤健康状态。自20世纪80年代起，线虫群落组成结构就被作为指示生态系统变化的生物指标，最常用的线虫群落指标包括：线虫群落总数、各营养类群数量、富集指数（EI）、结指数（SI）、成熟度指数（MI）、多样性指数（H’）、线虫通路比值等（NCR）[3]。

4.1模式线虫C .elegans对土壤重金属污染的指示作用

C. elegans使生命科学及毒理学等领域许多复杂问题得以简化[23]。与其它模式生物相比，C. elegans具有易于培养、繁殖速度快、试验周期短的优点。目前，C. elegans对重金属污染具有一定的指示作用，主要集中于对种群繁殖和死亡的影响，包括致死率（Lethality）、最长寿命（Maximum lifespan）、半数致死天数（Mean lifespan）、细胞凋亡（Apoptosis）、个体发育（Development）和生殖（Reproduction）等指标，其中，致死率已成功用于评估重金属的急性毒性和致死效应[24]。杨慧敏等[25]对多代筛选的耐铜型C. elegans进行了生物学指标的研究，以期阐明铜（Cu）对C. elegans长期作用的毒性效应。结果表明耐铜型与野生型C. elegans相比，其寿命缩短、衰老提前、个体发育受到抑制，且出现繁殖率降低、生殖能力减弱、运动行为存在障碍等一系列生理变化。王大勇等[26]利用C. elegans对铬（Cr）暴露导致的多重毒性及其在世代间的可传递性进行了研究，发现Cr能够导致线虫出现多种表型和行为缺陷，低浓度Cr暴露可影响线虫发育、生殖与寿命，而高浓度Cr暴露会影响运动行为与行为可塑性。

4.2线虫群落对土壤重金属污染的指示作用

根据线虫不同的生活史策略，可将线虫划分为不同c-p（colonizer persister）类群：k策略者体型较大，可适应稳定的环境；而r策略者能够快速增长，可适应多变的环境[27]。Shao等认为线虫c-p类群能反映环境压力，c-p较高的类群能很好地指示重金属污染[28]。为研究土壤线虫群落结构对电子垃圾污染区重金属的响应，王赢利等[29]采集了8块稻田的土壤样品，结果显示，土壤线虫c-p2类群的比例随着重金属污染程度的增加而增加，而c-p3类群与之相反，认为线虫群落数量和结构可作为评价电子垃圾重金属污染的生物指标。Nagy等[30]利用石灰质的农田黑钙土壤，研究了镉、铬、铜、硒和锌污染对土壤线虫的长期影响，发现当重金属污染物浓度达到90和270 mg/kg时，线虫密度显著减少。白义等[31]发现重金属严重污染区土壤动物的数量和类群数量稀少，而轻度污染区土壤动物的密度大、群落多样性高，稀有类群大量出现。表明土壤线虫多样性构成能够准确响应重金属污染，同时对污染物浓度有一定的指示作用。

4.3群落生态指标对土壤重金属污染的指示作用

土壤线虫的富集指数（Enrichment Index， EI）和结构指数（Structure Index， SI）可直观反映土壤线虫与土壤肥力的关系以及环境干扰程度[20]。EI主要用于评估食物网对可利用资源的响应，SI可以指示土壤在受到干扰及恢复过程中食物网结构的变化[32]。土壤线虫的成熟度指数（Maturity Index， MI）是土壤重金属污染的有效指标，随着土壤受干扰程度的增加而降低[8]。线虫通路比值（Nematode Channel Ratio， NCR）为食细菌线虫与食微线虫数量之比，可用于指示土壤有机质的分解途径，NCR值为0表示土壤有机质分解完全依靠真菌分解途径；若值为1，则完全依靠细菌分解途径[17]。香农-威纳尔多样性指数（Shannon-Wiener index， H’）可响应环境变动，能为土壤受扰动提供有效的关键信息。Gyedu-Ababio等[33]研究发现，线虫丰度、H’和群落结构可响应重金属金属污染（Zn、Cu、Pb、Fe）。华建峰等[34]对矿区不同砷（As）污染程度土壤线虫群落结构特征进行了研究，发现低浓度As和中浓度As土壤的自由生活线虫成熟度指数（IM）显著高于高浓度As土壤，但植物寄生线虫成熟度指数（IPP）和IPP/IM比值则表现出相反的趋势，认为高As土壤的食物网受到As污染的干扰较大，群落环境质量较差。Nagy等[31]认为硒还会使线虫在属水平上的H’降低，SI随土壤中重金属浓度的升高而降低；研究还指出，MI和SI的同步使用是应用线虫群落指示土壤重金属污染的值得推广的方法。

5结论和展望

综上所述，线虫作为指示生物具有生命周期短、分离、计数和鉴定简单等优点，对环境质量及重金属污染状况具有重要的指示作用。自20世纪后期，越来越多的研究开始使用线虫群落组成结构作为陆地生态系统环境变化的生物指标，且随着多种群落指数和方法的不断更新，这些方法在反映土壤环境受扰动和外界因素影响方面起到重要作用。然而，不同地区由于其土壤结构、污染物类型以及当地土壤线虫的特殊习性不同，现有的指标仍存在片面性，其指示作用也具有一定局限性。因此，综合模式线虫以及线虫群落结构的各项指标共同指示土壤健康状况，同时建立和完善新方法是一项亟待解决的任务。进一步开发和深入研究线虫的生物指示作用，用于土壤污染的检测，使之成为环境生态毒理诊断中最为有效的检测方法之一。

2017年6月绿色科技第12期

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Advances in Biological Instructions of Nematode on Soil Heavy Metal Pollution

Qi Lin1， Han Chenghui1， Song Xiuchao2， Zhang Ruimin1， Guan Ying1

（1.School of Environment and Ecology， Jiangsu Vocational College of Cities， Nanjing 210019， China；

篇4

随着工业飞速发展，人口剧增以及城市化进程的加快，人类活动导致土壤环境中重金属污染日益严重。土壤环境中重金属污染不仅抑制农作物生长发育降低产量，而且降低其卫生品质。土壤中重金属经农作物如蔬菜吸收通过食物链最终危害人体健康。目前，修复土壤重金属污染具体措施主要有化学固定、土壤淋洗、热脱附、蒸汽萃取、动电修复，生物修复和农艺措施等。化学固定常用有无机和有机改良剂，因其成本低，实施容易常被利用。本文以蔬菜作为研究对象，就不同改良剂对土壤重金属污染的原位修复效果进行探讨，期望明确不同改良剂对土壤环境中重金属污染的钝化效应，选择生产上适用的改良剂品种。

1 材料与方法

供试土壤重金属改良剂（处理）：试验一是硫磺（0.167g•盆-1）、钙镁磷（20g•盆-1），试验二是石灰（750k g•hm-2）、厩肥（29500 kg•hm-2）、硫化钠（15 kg•hm-2），试验三和四硫磺（30 kg•hm-2）、二硫化碳（30kg•hm-2）、十二硫醇（120kg•hm-2），以上试验均以不施改良剂为对照。

供试重金属试剂：试验一盆栽每盆添加6.1mgCdCl2•2.5H2O，600mgAs2O3，1597.44mgPb(NO3)2。

供试蔬菜：按试验一至四（表1至3）顺序依次是上海青、芥蓝菜、空心菜、白萝卜。

供试土壤：试验一土壤为菜园土,基础肥力是pH7.0,有机质17.9g•kg-1,全N1.0g•kg-1,碱解N94. 0mg•kg-1,速效P109.9 mg•kg-1,速效K139mg•kg-1,每盆装风干土10kg。试验二土壤为菜园土，基础肥力pH6.6，有机质22.6 g•kg-1。试验三土壤为灰红黄泥土，基础肥力pH4.4，有机质40.2 g•kg-1，全N 2.36g•kg-1，全P 3.48g•kg-1，全K 20.4g•kg-1，碱解N 295mg•kg-1，速效P 517.8mg•kg-1，速效K 332mg•kg-1。试验四为灰红黄泥土，基础肥力pH5.61,有机质20.7 g•kg-1，碱解N 131mg•kg-1，速效P 111.6 mg•kg-1，速效K 198mg•kg-1。

试验一为盆栽，塑料盆直径38cm，高14cm，试验二至四为田间试验，小区面积依次为28m2、12 m2、20 m2，均设3次重复，随机排列。改良剂全做基肥施用，同一个试验管理措施基本保持一致。在蔬菜收成时测产，分别取土样，菜样送检。土壤有效态重金属，用pH7.3的DTPA-CaCl2-TEA浸提剂浸提，并经离心过滤。As分析用二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法，Cu、Pb、Cd分析用原子吸收分光光度法,Hg采用冷原子吸收分光光度法。

2 结果与分析

2.1不同改良剂对蔬菜经济产量与农艺性状的影响

在四个试验中除一个盆栽试验（见表1）加改良剂硫磺和钙镁磷后上海青蔬菜的株重分别提高了27.5%、42.6%,经方差分析差异达显著与极显著水平外，其余三个田间试验（见表2一3）蔬菜产量增减产经方差分析差异均未达到显著水平。盆载上海青蔬菜农艺性状考察结果（见表1）表明，施硫磺和钙镁磷后上海青蔬菜的株高，开展度，最大叶面积均有提高趋势。可见，在网室盆栽，人工可控条件下，添加两种改良剂明显促进蔬菜生长，显著提高蔬菜产量。但在田间条件下，可能由于其他不确定条件的冲淡作用，施加改良剂后蔬菜产量基本保持平产水平。

2.2不同改良剂对土壤环境―蔬菜植株系统中重金属迁移、转化、累积的影响

施石灰、厩肥、硫化钠三种改良剂（见表2）促进土壤环境中Cu、Pb、Cd、As等四种重金属的形态向无效态转化，有效态含量均有明显下降，每公顷施750Kg石灰后土壤有效态Cu、Pb、Cd、As浓度分别下降21.1%、48.6%、11.6%、27.7%；每公顷施29500kg厩肥后土壤有效态Cu、Pb、Cd、As浓度分别下降11.0%、2.9%、4.3%、3.8%；每公顷施15Kg硫化钠后土壤有效态Cu、Pb、Cd、As浓度分别下降12.6%、34.3%、14.5%、3.0%。由此可见上述三种改良剂有明显钝化土壤环境中Cu、Pb、Cd、As等重金属的作用。

一般认为，作物受害程度与体内重金属含量不与土壤中该元素总浓度相关，而与该元素在土壤中有效态的浓度相关性甚佳。生物迁移是通过植物根系从土壤中吸收有效态重金属，并在植物体内累积起来的过程。由于施改良剂后土壤环境中有效态重金属含量下降，放缓了其在土壤――蔬菜系统中扩散、迁移，蔬菜可利用性降低。因此，加施改良剂后蔬菜中As、Pb、Cd、Hg等重金属含量普遍下降或有下降趋势（见表1-3）。每盆施20g钙镁磷后上海青蔬菜的As、Pb、Cd含量分别比对照下降52.5%、42.2%、32.0%，经方差分析差异达显著或极显著水平；每公顷施750kg石灰后芥蓝菜的Cu、Pb、Cd、As含量分别下降22.3%、50.0%、23.1%、44.0%；每公顷施29500kg厩肥后芥蓝菜的Cu、Pb、Cd、As、Hg含量分别下降14.9%、40.3%、7.7%、32.0%、6.3%；每盆施0.179g硫磺后上海青蔬菜的As、Pb、Cd含量分别下降42.5%、40.2%、52.0%，经方差分析差异均达到极显著水平；每公顷施30Kg硫磺后空心菜Pb含量下降32.1%，白萝卜As、Pb、Cd含量分别下降29.1%、67.4%、14.0%，其中As、Pb含量差异经方差分析达极显著，Cd含量差异不显著；每公顷施15kg硫化钠后芥蓝菜Cu、Pb、Cd、As含量分别下降31.0%、35.5%、23.4%、48.0%；每公顷施30kg二硫化碳后菜体中As、Cd、Pb元素含量，空心菜分别下降20.0%、16.7%、21.4%；白萝卜分别下降17.0%、20.5%、5.4%，Cd含量经方差分析差异达显著水平；每公顷施120kg十二硫醇空心菜Pb含量下降32.1%、白萝卜As、Pb、Cd含量分别下降44.7%、75.5%、20.5%，经方差分析As、Pb含量差异达极显著水平，Cd含量差异达显著水平。

篇5

近几年，土壤污染问题得到社会的关注，社会提高了对重金属污染土壤的重视度，全面调金属在土壤中的污染问题，以免影响人类的健康。重金属对土壤的污染，采取修复技术进行处理，控制重金属对土壤的污染，保障土壤的清洁性。土壤重金属污染中，落实监测修复技术，全方位优化土壤环境。

一、重金属污染土壤的修复技术

重金属土壤污染中，修复技术主要分为3类，分别是化学修复、物理修复和生物修复，对其做如下分析。

1、化学修复

化学淋洗，通过清水、化学试剂的方法，将重金属污染物在土壤中淋洗出来，或者采用气体淋洗。化学淋洗方法中，利用沉淀、吸附的方法，把土壤中的重金属，转换成液相状态，进一步处理重金属，淋洗液是可以重复使用的，所以重点向土壤重金属污染的区域注入化学剂，提高重金属在土壤中的溶解度[1]。化学淋洗方法中，常用的淋洗剂有表面活性剂、螯合剂以及无机淋洗剂，无机酸类型的物质，对土壤中的重金属污染有很明显的作用，例如：土壤中的重金属污染砒，其可采用磷酸清洗，大约清洗6个小时，就可以达到99.9%的去除率。

化学固定，在重金属土壤污染中，加入化学试剂、化学材料，促使重金属之间对土壤的有效性降低，避免重金属迁移到土壤介质内，修复被污染的土壤。化学固定的核心是固定重金属在土壤中的状态，改良土壤状态，研究化学固定在土壤重金属污染中的作用，逐步修复土壤，采取研究试验的方法，在土壤修复中落实化学固定方法。化学固定方法常用在低重金属污染的土壤修复中，重金属很容易根据外界的环境变化而发生变动，所以要灵活的选择修复剂，在改变土壤结构的同时，修复土壤中的重金属污染。

电动修复，此类化学修复方法，是一类新型的手段，其在重金属污染土壤的两侧，增加电压，形成具有电场梯度的电场，重金属污染物会在电迁移、电渗流的作用下，分散到两极处理室内，进而修复土壤结构。电动修复常用于低渗透的土壤内，成本相对比较低，不会对土壤造成任何破坏，体现了电动修复在土壤中的作用[2]。电动修复技术在重金属土壤污染中，最大程度的保护土壤环境，在处理效率方面稍微偏低。

玻璃化技术，利用1400～2000℃的高温环境，熔化土壤中的重金属污染元素，熔化的过程中，重金属有机物会逐渐分解，经热解后，尾气处理系统会收集热解的产物。玻璃熔化物在冷却的过程中，能够包裹重金属污染物，限制重金属迁移，玻璃体的强度比混凝土高10倍，异位玻璃化处理时，配置多种热能，选择直接加热、燃料燃烧的方法，同时配合电浆、电弧的方式，完成导热的过程，原位处理后，将电击棒插入到重金属污染区域，解决重金属污染的问题。玻璃化技术在处理土壤重金属方面的效果非常快，需要大量的能量，增加了重金属污染处理的成本。

2、物理修复

换土法，是物理修复的典型代表，利用清洁土壤，替换有重金属污染的土壤，以便稀释重金属污染的浓度，适当的增加土壤的环境容量，进而达到土壤修复的标准[3]。换土法又可以划分为：换土、客土、翻土等，分析如：（1）换土需要更换有重金属污染的土壤，置换成新土，此类方法可以置换小面积的土壤污染，保护好被替换的土壤，避免出现二次污染；（2）客土，此类方法需要向重金属污染土壤中增加清洁的土壤，覆盖或者混入到污染土壤内，提高土壤自我修复的能力。（3）翻土是针对深层次的土壤进行替换，促使重金属污染物可以分散到深层次，稀释重金属在土壤中的浓度，体现出自然修复的作用。换土法需要将有重金属污染的土壤，与生态系统隔离，避免造成更大的土壤污染。

热脱附法，利用了重金属的物理挥发特性，通过微波、红外线辐射、蒸汽的介质，加热重金属的污染土壤，促使土壤的污染物能够挥发，配置真空负压的方式，收集土壤中挥发出的重金属物质，完成土壤修复。土壤热脱附的过程中，运用不同的温度，如：90～320℃、320～560℃，落实热处理技术，采取预处理、旋转炉热处理、出口气体的三个阶段，实现土壤的修复。

3、生物修复

植物修复，借助植物的吸收、固定、清除等功能，修复土壤，去除土壤中的重金属污染。植物能够降低土壤中重金属的含量，降低重金属在土壤中的毒性。植物修复方面，分为植物稳定、植物提取、植物挥发的方式。例如：植物稳定修复，植物的根部可以吸收、还原土壤中的重金属污染物，植物根部能够减缓重金属的移动能力，提高植物根部的利用效率，避免重金属参与到生态食物链内。植物修复不仅能处理土壤中的重金属，还能保障土壤的稳定与稳固。

微生物修复，其在重金属土壤污染中，虽然不会降解、破坏重金属元素，但是可以改变重金属的性质，避免其在土壤中发生转化、迁移。微生物修复的核心是，利用微生物沉淀、氧化等反应，清除土壤内的重金属污染物。例如：微生物菌根，连接着土壤和重金属，其可改变植物对重金属的吸收，促使植物可以快速将土壤中的重金属转移。

动物修复，土壤中的一些动物，如：蚯蚓，可以吸收重金属污染物。重金属土壤污染区域，可以采取人工干预的方式，向污染区域中投放高富集的动物，促进重金属的吸收，降低重金属在土壤中的毒性[4]。动物修复的研究历史很长，为重金属污染提供了较好的处理条件，根据重金属在土壤中的污染浓度，规划动物修复。动物修复已经可以应用到工业污染土壤处理上，专门处理工业造成的重金属土壤污染，提高土壤的质量水平。

二、重金属污染土壤修复技术建议

针对重金属污染土壤修复技术的应用，提出几点建议，用于提高土壤的修复能力。首先重金属污染土壤修复方面，根据污染的状态，筛选并培育出油量的植物，如：超富集植物，促使植物能够满足重金属污染土壤修复的需求，在重金属污染土壤修复方面，研究超富集植物，要更为高效的采取筛选并培育修复生物，提高土壤修复的经济效益；然后是微生物对土壤修复的建议，菌类对重金属处理的能力很强，培育出富集重金属能力强的菌株，处理好土壤中的重金属元素；第三是研究重金属土壤污染的技术性修复方法，如纳米材料中的纳米磷石灰、零价铁，以此来提高土壤的pH值，改变土壤内重金属的价态表现，逐步降低重金属在土壤中的活性，抑制土壤修复重金属，最大程度的保护土壤环境。土壤重金属污染方面，还要注重修复技术的研究，优化土壤的环境。

结束语：

重金属在土壤环境中，属于比较明显的一类污染源，根据重金属污染土壤的状态，落实土壤修复技术，保护好土壤环境，消除土壤中的重金属污染源。土壤环境中，要按照重金属污染的分析，采用修复技术，不能破坏土壤的结构，还要发挥修复技术的作用，恢复土壤的能力。

参考文献：

[1]罗战祥，揭春生，毛旭东.重金属污染土壤修复技术应用[J].江西化工，2010，02：100-103.

篇6

引言

目前，主要有3种实验方法可以运用到高等植物毒理试验之中，这三种方法分别为，种子发芽试验、根生长实验以及早期植物幼苗生长实验。在最早的阶段，这些试验方法主要的用途是用于对纯化学品的毒性进行检验，随着生态环境污染的恶化，以及对土壤污染生态毒理学评价需求的增加，这三种试验方法已经运用到了废物倾倒点和土壤的生态污染现场等地方。

文章选择在我国最为常见的四种土壤（红壤、暗棕壤、草甸棕壤以及栗钙土），进行铜、铅、镉、锌四种重金属对白菜种子发芽与根伸长抑制的研究。通过对植物种子的发芽以及根伸长的观察，从而确定在四种不同的土壤中四种重金属的生态毒性和生物可利用性，从而为筛选土壤污染指标提供科学的依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

（1）选用CuSO4・5H2O、ZnSO4・7H2O、Pb（NO3）2、CdCl2・2.5H2O四种化学试剂。

（2）在植物受控环境生长箱中使用玻璃培养皿、无灰定性滤纸、石英砂等材料。

（3）在选用供试土壤时，应当采用0―20cm的表层土。共采用四种土壤分别为红壤、暗棕壤、草甸棕壤、栗钙土，白菜种子采自于山东德州农业科学院种子公司。

1.2 试验方法

（1）将50g风干的土壤置于玻璃培养皿中，再将以几何级数配置的重金属溶液加入培养皿中，同时采用离子水对土壤的含水量进行调节，之后将培养皿置于恒温箱中48h，再用医用镊子将白菜种子播种在土壤中，盖好玻璃培养皿，置于恒温培养箱中培养55h。当对照组的种子发芽达到90%，根的长度达到了20mm时，可以进行数据采集，并结束初步试验。并在确定种子发芽和根的伸长抑制率在IC10%―50%的浓度之间后，方可进行下一步实验步骤。

（2）在进行此步实验之前，应当先准备6种不同浓度的培养皿，每个放置15粒种子，在相同的温度以及湿度的条件下进行发芽和根伸长的实验。实验在对照组种子的发芽率达到65%以上，并且根伸长达到了20mm时停止。对各浓度土壤中种子的发芽率以及根伸长长度进行比较，并取平均值以及标准偏差。在进行实验测定时，应当通过将种子在重金属浓度不同的土壤环境中的生长情况与对照组对比。

2 试验结果和讨论

通过选择盛有草甸棕壤的培养皿进行观察和对比，从而比较铜、铅、镉、锌等单一污染源对白菜种子发芽和根伸长的实验结果，可以发现铜、铅、镉、锌对于发芽的抑制程度远远轻于对根伸长的抑制程度。这个结果与土壤重金属对小麦种子根伸长抑制的效果基本相同。

对重金属浓度对根伸长的抑制率进行分析时，可以发现白菜根伸长的抑制率与土壤中重金属的浓度呈线性关系，按照土壤类型和根伸长抑制率的线性斜率的关系可以得出：红壤>草甸棕壤>栗钙土>暗棕壤。

3 结论

以白菜种子发芽与根伸长抑制率的方式对土壤污染生态毒理效应进行研究，是衡量土壤的质量的重要方法。

文章通过选择四种类型的土壤进行铜、铅、镉、锌四种重金属对于白菜种子和根伸长抑制的研究，并通过采用参照物的方式，可以对根伸长受抑制的程度与土壤的性质和重金属污染的程度进行有效的比较，从而确定土壤重金属对白菜种子发芽与根伸长抑制之间的关系。

参考文献

[1] 储彬彬，罗立强.铅锌矿区土壤重金属的EDXRF分析[J].光谱学与光谱分析，2010，30（3）：825-828.DOI：10.3 964/j.issn.1 000-0593（2010）03-0825-04.

[2] 邬登巍，吴昀昭，马宏瑞等.基于中红外漫反射光谱的土壤重金属元素含量预测研究[J].光谱学与光谱分析，2010，30（6）：1498-1502.

[3] 章炜，张玉钧，陈东等.内标法在土壤重金属镍元素X荧光分析中的应用研究[J].光谱学与光谱分析，2012，32（4）：1123-1126.

篇7

化学上常把密度大于4g/cm3或5g/cm3的金属称为重金属。从环境污染方面所说：重金属是指汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的金属。

重金属具有潜在危害性，重金属可以通过多种途径（食物、饮水、呼吸、皮肤接触等）进入人体。重金属不仅不能被降解，反而能通过食物链在生物体或入体内富集。

一、重金属元素对动物及人体健康的影响

根据元素在生物体内的生理学作用的不同，必需元素存在于正常的组织中，直接影响生物功能，并且参与代谢过度，在各物种中有一定的的浓度范围，如果缺乏这种元素，将会引起生理或结构变态，重新引入这种元素之后，上述变态可以消除。

金属对人和动物的在生理或结构上影响，例如，铁是组成血红素所必需的，少了就会发生缺铁性贫血；锌为构成多种蛋白质所必需，缺锌会引起生长停滞和贫血；锰可能参与许多酶促反应；铬是胰岛素参加糖和脂肪代谢的必需元素，也是维持正常的胆固醇代谢和糖代谢所必需的；钴是维生素B12的组成部分，缺钴会形成大细胞性贫血；钼是催化嘌呤转化为尿酸的酶的个组成部分。

人体内必需微量元素过多也会致病，一般在体内积聚过多是由于遗传性运输机制失灵所致；如血色病就是遗传性铁平衡失调，以致患者一生中缓慢地积累铁；威尔逊氏病是铜积累于肝和脑中的结果差。

所谓有害元素是指那些存在于生物体内时，会阻碍生物机体的正常代谢过程和影响生理功能的元素，如铍、镉、汞、锡、锑、碲(非金属)、铅等。这些元素对人体代谢不是必需的，其中一些有毒，而且能使人缩短寿命，这些有毒物质我们常称之为外环境污染物，可通过口腔、呼吸道及其他途径进入人体面使人遭到危害。

二、重金属对植物、微生物等生物活动的正面和负面意义

植物、微生物经常遇到各种不良环境（如重金属等），严重抑制了农作物的生长。植物经过长期的进化及适应环境变化的过程逐步形成了一定的抵御不良环境变化的机制。但是植物和微生物的生长发育还是会受到重金属对其正面或负面的影响。

（一）重金属对植物的影响

许多重金属都是植物必需的微量元素，对植物的生长发育起着十分重要的作用但是，当环境中重金属数量超过某一临界值时，就会对植物产生一定的毒害作用，轻则植物体内的代谢过程发生紊乱，生长发育受到抑制，重则导致植物死亡。重金属对植物的影响，主要表现在对植物的光合作用、呼吸作用，影响植物激素、碳水化合物等的形成等生化过程影响。

1、重金属对植物种子的萌发的影响

重金属抑制植物种子萌发其原因是抑制了淀粉酶、蛋白酶活性, 抑制了种子内储藏淀粉和蛋白质的分解,从而影响种子萌发所需的物质和能量,致使种子萌发受到抑制。扬州大学的朱红霞研究表明,小麦种子萌发和幼苗生长对重金属胁迫的敏感性较高[1]。

2、金属对植物生长发育的影响

许多重金属都是植物必需的营养元素，对植物生长发育起着不可替代的作用。但是，当重金属浓度超过了植物的效应浓度时反而对植物造成伤害，引起植物体内代谢过程发生紊乱，生长发育受到抑制，重金属浓度继续增加到致死浓度时就会导致植物开始出现死亡。

微量元素铬是植物生长发育所必需的，缺乏铬元素会影响作物的正常发育，但体内积累过量又会引起毒害作用，无分蘖(水稻)，叶鞘灰绿色，细胞组织开始溃烂，生长受严重影响。杨居荣等报道[2]，镉污染还可使植物体内可溶性糖含量降低；并且有的实验得出结论．高浓度镉可使水稻幼苗可溶性糖降低，但在低浓度重金属污染下却能使可溶性糖的含量增加。

3、重金属对植物的细胞膜透性的影响

植物细胞膜系统是植物细胞和外界进行物质交换和信息传递的界面和屏障, 是细胞进行正常生理功能的基础。植物遭受到重金属胁迫时, 会产生大量的活性氧自由基, 细胞膜上的不饱和脂肪酸会被这些自由基攻击,使细胞膜通透性增加, 重金属更易进入细胞内对植物造成严重伤害。 王焕校等研究表明, 水生植物叶组织外渗液的电导度和钾离子浓度与水中的Cd 浓度呈非常显著的正相关, 说明 Cd 对植物细胞膜有严重的破坏作用, 造成质膜的选择透性减弱, 结构破坏, 功能丧失[3]。

（二）重金属对其他微生物的影响

重金属不仅对植物有影响，对藻类的毒性较大，大量研究证实，重金属对藻类在生化-细胞-种群-群落-生态系统的各水平上均产生深远影响。

对光合作用的影响，一些重金属减少了CO2的摄入和O2的释放。光合色素、类胡萝卜素对重金属也有反应，主要反应重金属对藻类种群丰度和群落多样性的干扰。对生长和发育的影响，重金属对藻类代谢分子水平的影响，最终导致其生长的减慢和发育的迟缓，导致生长速率不同程度的改变，最终改变了群落结构。此外，重金属也从基因水平上影响了藻类 [4]。

研究发现重金属污染明显影响了微生物群落结构。据李勇等研究在重金属Pb、Cd复合在高中低浓度下都抑制土壤微生物生长，减少微生物数量[5]。Huaiying[6]的研究表明，重金属降低了土壤微生物对底物的利用水平，重金属污染区凋落树叶的分解速度慢于对照区。

三、重金属对其他生源要素和有机质等循环的协同作用

众所周知,SO42-是酸雨的主要成分之一,酸沉降不仅使湖泊水体pH降低,而且还伴随着SO42-输入湖泊沉积物的过程。H+和其他重金属阳离子产生竞争吸附，使重金属以离子形式存在。另一方面，沉积物中硫酸盐浓度的增加可能有利于沉积物中甲基汞的形成,沉积物中甲基汞的生产者是硫酸盐还原细菌,沉积物中硫酸盐浓度的增加有利于沉积物中甲基汞的形成,甲基汞的形成应当存在一个有利的最佳硫酸盐浓度范围,当高于这一浓度范围时,硫酸盐还原所产生的S2-会与Hg2+形成惰性汞,从而抑制甲基汞的形成[7]。

有机质、铁锰氧化物及硫化物是沉积物重金属的主要结合态，但在厌氧沉积物中，活性硫则在调控和分配重金属方面占据绝对优势。酸性可挥发性硫化物是许多二价金属离子，Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、As及Co等在厌氧环境中的主要结合相。硝化作用是氮循环的重要反应之一，土壤中有机氮素的矿化作用、固氮作用、硝化及反硝化作用均受重金属污染的影响。Brookes[8]研究施用污泥土壤中的固氮菌的固氮作用，发现在很低的重金属浓度下固氮强度下降了50%，另外还研究室内条件下的固氮作用影响，表明固氮作用与重金属浓度呈显著负相关，且低浓度重金属污染土壤中微生物的固氮量是高浓度污染土壤的l0倍。低浓度重金属对潮土中潜在硝化速率无影响或轻微促进作用，而在高浓度下有显著抑制作用。

参考文献：

[1]朱红霞.重金属及其复合污染对小麦生长发育影响机理研究[D].扬州大学, 2004.

[2]Yang JR(杨居荣),He JX(贺建新) ,Jing WR (蒋婉茹).Effect of Cd pollution on the physiology and biochemistry of plant Agro-Environ Protection[J]农业环境保护,1995,l4(5).

[3]王焕校.污染生态学[J].北京:高等教育出版社,1999.44- 68.

[4]熊丽,吴振斌.藻类生态毒理学研究进展[J].上海环境科学:增刊,2000,(19).

[5]李勇,黄占斌,王文萍,等.重金属铅镉对玉米生长及土壤微生物的影响[J].农业环境科学学报,2009,28(11).

[6]Huaiying Yao, Jianming Xu. Substract utilization pattern, biomass and activity of microbial communities in a sequence of heavy metal-polluted paddy soil [J]. Geoderma,2003,115:139-148

篇8

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

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

一、城市重金属污染的现状及具体问题

(一)地面扬尘中重金属超标，空气质量变差

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

(二)土壤重金属含量过高，城市郊区的蔬菜不合格

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

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

(三)水体的重金属污染，对于城市水体环境造成很大的威胁

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

二、城市重金属污染治理的对策及具体应用

(一)严格控制工业“三废”排放，减少和切断重金属污染源

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

(二)减少汽车尾气的排放，鼓励清洁能源的应用

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

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

(三)生活垃圾应该分类处理，避免重金属对土壤和水体污染

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

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1. 夏枯草植物研究的综述

由于其重要的药用价值及药理作用，夏枯草越来越受到人们的重视。近年来，国内外学者对夏枯草的资源、形态、栽培、成分、药理及临床等进行了广泛的研究.

1.1夏枯草植物及药材的形态特征

夏枯草为多年生草本，高13-40 cm，茎直立或匍匐，常带淡紫色，有细毛。叶对生，卵形或椭圆状披针形，长1.5-5 cm，宽1-2.5 cm，全缘或疏生锯齿。轮伞花序集成穗状，长2-6 cm；苞片肾形，顶端骤尖或尾状尖，外面和边缘有毛；花萼二唇形；花冠紫色，上唇顶端微凹，下唇中间裂片边缘有细条裂。

1.2夏枯草栽培的研究

夏枯草多为野生，全国大部分地区均有分布。随着国内中药现代化建设的推进，人们日益意识到了来自标准化生产的药材是必备的原料。喜温和湿润气候，耐严寒，以阳光充足、排水良好的沙质壤土为最佳，其次为粘壤土和石灰质壤土，低洼易涝的地块不宜栽培。

1.3夏枯草化学研究

对于夏枯草化学成分的研究，早在20世纪七八十年代国外学者就有报道。夏枯草中已确定的活性成分主要为三萜及其苷类，并在《中国药典》中以熊果酸的含量作为评价药材质量的标准。

1.4夏枯草的药理作用

夏枯草水煎剂有广谱抗菌活性。夏枯草的抗肿瘤作用研究由来已久,夏枯草其活性成分对P388、L1-10和人体肺肿瘤细胞A-549均有显著细胞毒作用,夏枯草注射液可明显抑制K562细胞增殖，可望成为新的抗白血病药物，诱导K562细胞凋亡可能是其发挥抗肿瘤作用的机制之一,夏枯草醇提取物可降低正常小鼠和四氧嘧啶糖尿病模型小鼠血糖水平，并可改善糖耐量，增加肝糖元合成。

2. 中药材重金属污染现状分析

重金属一般是指为密度在5以上的金属，范定义为在实验条件下能与硫代乙酰胺或硫化钠作用显色的金属杂质，随着研究的深入，药物中重金属对人体的伤害以其不可逆转性越来越受到广泛关注.

2.1重金属来源

种植环境影响药物重金属含量，中药一般以植物药为主，而植物由于受到环境(土壤、气候、供肥条件等)的影响，其产量、质量也将受到影响，突出表现在生长受到抑制而减产和药材重金属含量超标上。

2.2重金属胁迫对植物光合作用的影响

高等植物的光合作用经常受到各种不利环境因素的影响，重金属污染就是其中的因素之一。重金属离子以各种途径和不同形式释放于环境，它们作为一种逆境因子胁迫植物的各种生理过程，使植物的生长受到抑制。重金属离子对光合作用的毒害机理也已逐渐被深入探讨，目前的研究主要体现在以下几个方面：重金属离子Cd2+、Pb2+、Hg2+、Cr6+、Ni2+、Cu2+、Zn2+等均可使高植物的叶绿素含量明显降低。有报道认为Cd在低浓度短期内对叶绿素合成有刺激作用，而超过一定浓度后才对叶绿素起破坏作用。重金属导致叶绿素含量降低可能是引起光合速率下降的原因之一，但叶绿素含量的降低程度通常小于光合速率的降低。还有研究表明，Cd对叶绿素合成的抑制早于对光合作用功能的抑制。

2.3重金属污染对作物生长和生理指标的影响

在土壤一作物系统中，重金属进入土壤后，直接影响作物的生长发育，引起一系列作物生理生态指标，如叶绿素含量、维生素含量以及过氧化物酶活性等的变化。反过来，通过这些生化指标的变化可预测作物受环境胁迫的程度及土壤的污染状况。

对叶绿素含量影响.高等植物的叶绿体中所含的光合作用色素主要包括叶绿素a、叶绿素b、胡萝卜素和叶黄素四种色素。当土壤受到重金属污染，植物体中的叶绿素常常遭到破坏。以Cd污染为例，Cd破坏叶绿素的机制通常认为：(1)Cd干扰Fe代谢，降低植物体内Fe的有效性（Smith等，1985）；(2)cd干扰有关叶绿素合成酶的活性，使叶绿素合成受阻，同时，增加了叶绿素酶的活性，使叶绿素分解；(3)Cd在叶内局部积累过多，与酶蛋白的－SH结合或取代Fe、Zn、Mg等，破坏叶绿体结构及功能特性；(4)Cd通过拮抗作用干扰植物对Mn、Zn、Mg等元素的吸收、迁移，阻断营养元素向叶部输送，使叶绿素合成能力受到干扰。此外，也有报道，Cd引起植物体内防御系统的破坏，引起叶绿体内氧自由基增多，叶绿体膜系统受损，而致叶绿素降解。

2.4土壤重金属污染次生代谢产物的影响

植物的次生代谢是植物在进化过程中对复杂的外界环境变异适应和选择的结果。影响次生代谢成分的环境因素有光照、温度、水分、土壤等。其中土壤中pH值、无机营养元素以及重金属等都会对次生代谢成分的形成和积累产生影响。虽然已经明确土壤是影响植物次生代谢成分的主要因素，但土壤中重金属污染对次生代谢成分的影响的研究目前还较少，已有的研究也多为组织培养或毛状根中重金属离子对次生代谢成分的影响。重金属是影响植物次生代谢产物的因素之一，但重金属对次生代谢成分的影响不尽相同，某一重金属可能会提高某一次生代谢产物的合成和积累，也可能抑制另一种次生代谢产物的合成和积累，关于重金属对次生代谢产物的影响及其影响机制还需要进一步研究。

2.5重金属胁迫对植物各部分重金属含量的影响

重金属胁迫对药用植物各部分重金属含量研究比较少，研究多集中在大田作物上。目前，关于药用植物活性成分的代谢过程和土壤重金属种类及含量的研究还比较少，我们应该加强这一方面的研究，为实现中药规范化生产提供理论依据。

参考文献：

[1] 陈国祥,施国新,何兵.Hg、Cd对莼菜越冬芽光合膜光化学活性及多肽组分的影响[J].环境科学科学学报,1999,19（5）:521-525.

[2] 顾汉信,金卫坤.夏枯草合剂的研究.山东医药工业,2003,22(1):7-8.

[3] 郭巧生,刘丽,等.夏枯草种子萌发特性的研究[J].中国中药杂志,2006,13(7):1045-1047.

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

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

1 土壤污染的来源

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

2 土壤的主要污染物及其对植物的影响及危害

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

土壤的主要污染物有：重金属；有机污染物。

2.1 重金属污染对植物的影响

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

2.1.1 重金属污染对植物生长发育的影响

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

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

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

2.1.2 重金属污染对植物细胞分裂的影响

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

2.1.3 重金属污染对植物生理生化的影响

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

2.1.4 重金属污染对植物矿质营养代谢的影响

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

2.2 有机污染物污染对植物的影响

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

3 结论

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

参考文献

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

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

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

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

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近几年由于人类的活动，造成不少重金属如铅、汞、镉、钴等进入大气、土壤、水中，引起严重的环境污染。重金属铬Cr是再生水中污染物之一，对人群的健康产生危害[1]。在Cr影响植物生长方面，有人对土壤或沙中栽培的洋葱和玉米对灌溉水中对重金属Cr的吸收规律进行了研究[2-3]。杨和连[4]等专家都进行试验研究了Cr对作物种子发芽的影响[5-6]。近几年培育高度耐重金属的植株，成为了育种的难题，在研究重金属超富集植物吸收、转运和贮存Zn、Ni、Cd等重金属的分子机制取得主要进展[7]。根据目前的研究，主要通过鉴定玉米的形态指标和生理生化指标来研究植物的对重金属的抗性。本试验是在航天育种的启发下叶绿素，变微重力为超重力，综合超重力和重金属的因素，探讨对玉米种子萌发，幼苗形态和叶绿素的影响。探索利用超重力处理植物种子提高其抗重金属性的生理生化基础。

1材料与方法

供试材料采用农大108玉米品种。首先对小麦种子用0.1% HgCl2消毒10min，再自来水冲洗彻底后浸种24 h。然后暗培养至大多数种子萌动。随机抽取30粒种子各5份，以1000g·2h、2000g·1h、4000g·40min、6000g·20min、和8000g·10min进行超重力处理，未离心的种子作为空白对照（CK）。处理后的种子放入含有不同浓度重金属营养液的苗盆中进行水培，置于25℃恒温光照培养箱下培养。

培养至胚芽突破种皮长出幼苗，此时期测定种子的发芽率。在第3天测量玉米的形态指标。培养至三叶期，随机取叶样进行测定叶绿素。

2结果与分析

2.1 超重力和重金属对玉米种子发芽率的影响

由图l可以看出，综合超重力和重金属双重胁迫，当相同超重力处理时，由图可知随着重金属处理浓度的增加，种子的发芽率明显降低。对实验的结果进行分析表明超重力为8000 g·10 min高速短时可以降低重金属对玉米种子发芽率的影响。

图1 在不同超重力下重金属Cr对种子发芽率的影响

Fig1 Effects of Cr (Ⅲ)on seed germination underdifferent hypergravity treatments

2.2 超重力和重金属对玉米种子形态指标的影响

植物的形态指标是判断植物性状最直接的一类指标，形态指标中最主要的是植株的芽长和根长论文怎么写。当种子萌发后，其芽、根的生长完全暴露在外界环境中[9]，直接受到培养皿中Cr的影响叶绿素，故Cr对芽、根生长的影响远大于对发芽率的影响，如图2和图3所示。

1. 根长的分析

当重金属的浓度为0 mg/L时，6000g·20min 和8000g·10min处理的可促进根的生长。综合超重力和重金属双重胁迫，在1000 g和2000 g超重力处理下可降低重金属对根长的抑制。

图2 不同超重力下重金属对玉米幼苗根长的影响

Fig2 Effects of Cr (Ⅲ)on root length of maize seedlings under differenthypergravity treatments

2. 芽长的分析

当重金属的浓度为0 mg/L时，8000g·10min处理可促进芽的生长。综合分析超重力和重金属对幼苗的影响，在每一种超重力下玉米苗可抵抗不同浓度重金属的抑制作用，如2000 g的处理中10 mg/L浓度下，幼苗的高度较空白组10 mg/L浓度处理分别增加了58.23 %。

图3 不同超重力下重金属对玉米幼苗芽长的影响

Fig3 Effects of Cr (Ⅲ)on bud length of maize seedlings under differenthypergravity treatments

2.3 超重力和重金属对玉米苗期叶片叶绿素的影响

叶绿素是植物体有机合成的场所，是光能的吸收器，其含量的高低直接决定植株的有机合成能力。提高测定叶绿素a和叶绿素b的含量可判断植物的有机合成能力[10]。

由图4、5可知在无超重力处理下，重金属对叶绿素a、b合成的影响不明显，除1mg/L浓度外其他浓度的重金属均抑制了叶绿素a、b的合成。综合两因素的共同作用分析表明，2000g和4000 g的处理可以降低重金属对玉米叶绿素合成的影响。

图4 不同超重力下重金属对玉米叶片叶绿素a含量的影响

Fig 4Effects of Cr (Ⅲ)on the chloiophyⅠ(Ca) content of corn’s leaves under differenthypergravity treatments

图5不同超重力下重金属对玉米叶片叶绿素b含量的影响

Fig 5Effects of Cr (Ⅲ)on the chloiophyⅡ(Cb)content of corn’s leaves under differenthypergravity treatments

3 讨论

本实验研究超重力处理对玉米重金属耐性的影响时发现，对玉米进行超重力单因素处理时其发芽率符合赵欣等人的研究结论[11]。超重力和重金属双重胁迫对种子发芽率的影响，和超重力单因素处理对种子的影响相似，因为种子发芽时利用自身的营养物质几乎不受到重金属的迫害。高速超重力可以促进根长和芽长的生长，低速的超重力抑制它们的生长叶绿素，但抑制作用不明显。在结果分析中已经分析数据得出结论，在每一个超重力处理组都有抗重金属较强的植株。形态指标可鉴定植株受重金属迫害的程度，是一个可以直接表现植株生长状态的指标。在结果分析中那些形态指标较高的植株，这些植株对重金属的抗性也较强。可以作为研究植物耐重金属的鉴定指标。

实验结果表明，在每一个超重力处理组都有抗重金属较强的植株。叶绿素含量是表示植物光合器官生理状况的重要指标[12]。结果表明，短时间胁迫下，叶绿素含量略有增加，这可能是叶绿合成系统的一种激应性反应。当Cr（Ⅲ）胁迫浓度高50 mg/L时，随着铬浓度的逐渐增大而下降，这与徐勤松等[15]以铬处理水车前叶片的结果相似。

参考文献

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[2]巫常林，黄冠华，刘洪禄，等.再生水短期灌溉对土壤作物中重金属分布影响的试验研究叨[J].农业工程学报,2006,22(7):91-96.

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[4]杨和连，车灵艳，卢二乔.重金属铬对西葫芦种子发芽及出苗的影响[J].种子,2004,23(6):60-62.

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[6]郑爱珍.重金属Cr污染对辣椒幼苗生理生化特性的影响[J].农业环境科学学报,2007,26(4):1343-1346.

[7]孙健，铁柏清，钱湛，杨佘维，毛晓茜，赵婷.复合重金属胁迫对玉米和高粱成苗过程的影响[J].山地农业生物学报, 2005,24(6):514-521.

[8]何翠屏,胡惠蓉.两种重金属胁迫对两种草坪草生长与代谢的影响[J].华中农业大学.

[9]乔琳，盛东风，邓艳.重金属铜、锌、铁、铅污染对白菜幼苗鲜重及叶绿素含量的影响[J].广东农业科学,2010,37(2).

[10]赵欣，王金胜.不同超重力处理小麦、玉米种子对其生理生化指标的影响[J]. 中国农业科技导报，2007,9(6):100-104.

篇12

秸秆还田就是利用土壤微生物分解秸秆，生成腐殖质类物质，丰富土壤有机含量，改善土壤紧实板结性状，并对土壤的水肥气热等生态条件进行改善，提高其微生物的生物量，增加土壤酶的活性，让农作物根系有更好的土壤环境［1］。还田的秸秆能够明显影响重金属的环境行为，转变生物的有效性。腐熟分解秸秆可以产生氨基酸、胡敏酸等有机酸，甚至还富含糖类与硫杂环化合物，可与金属氧化物、矿物金属离子形成络合反应，进而产生化学及生物稳定性不同的金属有机络合物。当土壤重金属形态被改变后，其生物有效性也降低了，重金属对土壤及农作物的毒害也会减少。秸秆还田对两种镉污染土壤pH值就很好的提升作用。酸性土中pH值上升可以让土壤里的镉更稳定，降低它的生物有效性。另外，在秸秆还田中再施有机(无机)肥能够让土壤里的动植物与微生活活性更高，并使其分泌胞外酶，提高土壤酶的活性，使有机物质化更明显，最终土壤有机碳含量随土壤养分含量的增加而增加，实现作物增产。不过，新鲜秸秆腐熟时会带来很多有机酸，能毒害作物根系，所以还需要加入适量的石灰，即根据Ca(OH)2+H2SO4=CaSO4+2H2O或者Ca(OH)2+2HCI=CaCI2+2H2O这两种熟石灰改良酸性土壤的化学方式中和有机酸。要注意的是这些秸秆应该来至于没有重金属污染的地区，目的是避免秸秆中的重金属加剧土壤污染。

2合理调整种植制度

通过调整作物种类改变种植制度可以有效降低重金属的危害。在那些污染严重不宜中粮的地方，可以种植苗木花卉;反之，则种植重金属污染承受力较强的作物，最大限度减少重金属通过农作物吸收对人体造成的危害。植物生理学因种类不同而不同，故而吸收重金属的效应也不一样。按照作物的重金属吸收效应的不同特征以及土壤重金属污染程度来选择作物进行种植，不仅能够让农产品不会受土壤重金属的大面积污染，还能有效利用被污染的农田［2］。比如，有的复垦场地红豆不会像小麦水稻那样受重金属污染，所以针对这种情况改变耕作制度，把红豆作为先锋植物;又比如在含镉100kg/kg的土壤中改种苎麻，三年后土壤镉含量平均降低26.4%。和一般作物相比，种植对重金属富集较弱的作物，能使被污染的农田蔬菜镉含量降低幅度最高达80%，蔬菜的产量也会进一步提高。

3控制土壤水分

土壤氧化还原对重金属活性有很大影响，有的金属会根据氧化还原情况显示出不一样的毒性与迁移性。例如As5+毒性高于As3+，Cr6+毒性高于Cr3+。氧化土壤里的As3+经由氧化成为As5+，降低了其生物有效性与迁移性。Cr3+经由氧化变成Cr6+，生物有效性及迁移性提高，对生物和人的健康风险也不断提高。土壤氧化还原状态的控制主要受土壤水分影响，控制土壤水分能够降低重金属危害。还原中的土壤的很多重金属都有硫化物沉淀，使重金属的生物有效性与迁移性降低。水田灌溉过程中，水层覆盖造成还原性环境，SO2－4经过还原变成S2－，重金属变成硫化物沉淀且溶解性不高。所以，对土壤氧化还原的情况以灌溉等方式来调节，更有助于把土壤———植物系中的重金属进行迁移，降低其危害。

4合理使用农肥

农业生产中经常会使用化肥与农药，这也是土壤重金属污染的重要原因。因此，必须科学指导农民使用化肥与农药，通过调查土壤肥力，利用测土配方施肥，并合理使用农药，确保在提高土壤肥力的同时又强化作物的防病害能力，使土壤中重金属的环境行为得到有效调控。比如氮肥因形态不同，对土壤吸附解吸重金属的影响则不一样，植物吸收NH+4和NO－3时，根系会分泌不一样的离子，吸收NH+4－N时造成H+分泌，使根际周围酸化;而吸收NO－3－N时植物则会分泌OH－，使得根际环境碱化。很多重金属污染土壤可以通过施放硝态氮肥降低重金属迁移与生物毒性。有机肥的施放不但让土壤有机质提高，还吸附或者络合固定土壤里的重金属，使重金属毒性与生物有效性变低。也可以在土壤中施用有机肥从而提高土壤中重金属的活性，增加重金属的环境风险。