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重金屬對環境的影響范文1
論文關鍵詞：超重力，重金屬，玉米，生長性狀，葉綠素
近幾年由于人類的活動，造成不少重金屬如鉛、汞、鎘、鈷等進入大氣、土壤、水中，引起嚴重的環境污染。重金屬鉻Cr是再生水中污染物之一，對人群的健康產生危害[1]。在Cr影響植物生長方面，有人對土壤或沙中栽培的洋蔥和玉米對灌溉水中對重金屬Cr的吸收規律進行了研究[2-3]。楊和連[4]等專家都進行試驗研究了Cr對作物種子發芽的影響[5-6]。近幾年培育高度耐重金屬的植株，成為了育種的難題，在研究重金屬超富集植物吸收、轉運和貯存Zn、Ni、Cd等重金屬的分子機制取得主要進展[7]。根據目前的研究，主要通過鑒定玉米的形態指標和生理生化指標來研究植物的對重金屬的抗性。本試驗是在航天育種的啟發下葉綠素，變微重力為超重力，綜合超重力和重金屬的因素，探討對玉米種子萌發，幼苗形態和葉綠素的影響。探索利用超重力處理植物種子提高其抗重金屬性的生理生化基礎。
1材料與方法
供試材料采用農大108玉米品種。首先對小麥種子用0.1% HgCl2消毒10min，再自來水沖洗徹底后浸種24 h。然后暗培養至大多數種子萌動。隨機抽取30粒種子各5份，以1000g·2h、2000g·1h、4000g·40min、6000g·20min、和8000g·10min進行超重力處理，未離心的種子作為空白對照（CK）。處理后的種子放入含有不同濃度重金屬營養液的苗盆中進行水培，置于25℃恒溫光照培養箱下培養。
培養至胚芽突破種皮長出幼苗，此時期測定種子的發芽率。在第3天測量玉米的形態指標。培養至三葉期，隨機取葉樣進行測定葉綠素。
2結果與分析
2.1 超重力和重金屬對玉米種子發芽率的影響
由圖l可以看出，綜合超重力和重金屬雙重脅迫，當相同超重力處理時，由圖可知隨著重金屬處理濃度的增加，種子的發芽率明顯降低。對實驗的結果進行分析表明超重力為8000 g·10 min高速短時可以降低重金屬對玉米種子發芽率的影響。
圖1 在不同超重力下重金屬Cr對種子發芽率的影響
Fig1 Effects of Cr (Ⅲ)on seed germination underdifferent hypergravity treatments
2.2 超重力和重金屬對玉米種子形態指標的影響
植物的形態指標是判斷植物性狀最直接的一類指標，形態指標中最主要的是植株的芽長和根長論文怎么寫。當種子萌發后，其芽、根的生長完全暴露在外界環境中[9]，直接受到培養皿中Cr的影響葉綠素，故Cr對芽、根生長的影響遠大于對發芽率的影響，如圖2和圖3所示。
1. 根長的分析
當重金屬的濃度為0 mg/L時，6000g·20min 和8000g·10min處理的可促進根的生長。綜合超重力和重金屬雙重脅迫，在1000 g和2000 g超重力處理下可降低重金屬對根長的抑制。
圖2 不同超重力下重金屬對玉米幼苗根長的影響
Fig2 Effects of Cr (Ⅲ)on root length of maize seedlings under differenthypergravity treatments
2. 芽長的分析
當重金屬的濃度為0 mg/L時，8000g·10min處理可促進芽的生長。綜合分析超重力和重金屬對幼苗的影響，在每一種超重力下玉米苗可抵抗不同濃度重金屬的抑制作用，如2000 g的處理中10 mg/L濃度下，幼苗的高度較空白組10 mg/L濃度處理分別增加了58.23 %。
圖3 不同超重力下重金屬對玉米幼苗芽長的影響
Fig3 Effects of Cr (Ⅲ)on bud length of maize seedlings under differenthypergravity treatments
2.3 超重力和重金屬對玉米苗期葉片葉綠素的影響
葉綠素是植物體有機合成的場所，是光能的吸收器，其含量的高低直接決定植株的有機合成能力。提高測定葉綠素a和葉綠素b的含量可判斷植物的有機合成能力[10]。
由圖4、5可知在無超重力處理下，重金屬對葉綠素a、b合成的影響不明顯，除1mg/L濃度外其他濃度的重金屬均抑制了葉綠素a、b的合成。綜合兩因素的共同作用分析表明，2000g和4000 g的處理可以降低重金屬對玉米葉綠素合成的影響。
圖4 不同超重力下重金屬對玉米葉片葉綠素a含量的影響
Fig 4Effects of Cr (Ⅲ)on the chloiophyⅠ(Ca) content of corn’s leaves under differenthypergravity treatments
圖5不同超重力下重金屬對玉米葉片葉綠素b含量的影響
Fig 5Effects of Cr (Ⅲ)on the chloiophyⅡ(Cb)content of corn’s leaves under differenthypergravity treatments
3 討論
本實驗研究超重力處理對玉米重金屬耐性的影響時發現，對玉米進行超重力單因素處理時其發芽率符合趙欣等人的研究結論[11]。超重力和重金屬雙重脅迫對種子發芽率的影響，和超重力單因素處理對種子的影響相似，因為種子發芽時利用自身的營養物質幾乎不受到重金屬的迫害。高速超重力可以促進根長和芽長的生長，低速的超重力抑制它們的生長葉綠素，但抑制作用不明顯。在結果分析中已經分析數據得出結論，在每一個超重力處理組都有抗重金屬較強的植株。形態指標可鑒定植株受重金屬迫害的程度，是一個可以直接表現植株生長狀態的指標。在結果分析中那些形態指標較高的植株，這些植株對重金屬的抗性也較強?？梢宰鳛檠芯恐参锬椭亟饘俚蔫b定指標。
實驗結果表明，在每一個超重力處理組都有抗重金屬較強的植株。葉綠素含量是表示植物光合器官生理狀況的重要指標[12]。結果表明，短時間脅迫下，葉綠素含量略有增加，這可能是葉綠合成系統的一種激應性反應。當Cr（Ⅲ）脅迫濃度高50 mg/L時，隨著鉻濃度的逐漸增大而下降，這與徐勤松等[15]以鉻處理水車前葉片的結果相似。
參考文獻
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重金屬對環境的影響范文2
1 材料與方法
1．1 材料和試劑
試驗用光棘球海膽取自遼寧省海洋水產科學研究院培育的F1代家系。分別取性成熟雌性和雄性個體，用0．5mol／L的KCl溶液刺激海膽生產配子，分別收集卵子和，將精 液用過濾海水按1∶100配制成稀釋液備用。氯化鋅（ZnCl2），氯化鎘（CdCl2），氯化汞（HgCl2），硫酸銅（CuSO4），乙酸鉛［Pb（CH3COO）2］均為分析純，購自國藥集團化學試劑有限公司，分別用蒸餾水配制成0．1mol／L，0．1mol／L，0．1mol／L，0．01mol／L，0．1mol／L的儲液，備用。
1．2 試驗方法
試驗濃度設置：5種重金屬的濃度設置參考Radenac等［10］的研究結果，均設置了低、中、高3個暴露濃度，其中Cd、Pb、Cu、Zn的暴露濃度均為0．1、0．5、1．0μmol／L；Hg的 暴 露 濃 度 為0．01、0．05、0．1μmol／L，同時設置空白對照組。暴露試驗在2L的玻璃燒杯進行，各試驗濃度設置2個燒杯，每個燒杯中加入2L過濾海水，再分別加入重金屬儲液至試驗濃度，試驗開始后每個燒杯中先放入10 000枚光棘球海膽的卵子，再加入100μL的光棘球海膽的稀釋液，充分攪勻。15min后取樣，每個燒杯各取1000枚卵用5％的甲醛溶液固定，每次取200枚卵子在解剖鏡下觀察，統計受精率。48h后對照組光棘球海膽胚胎發育至長腕幼蟲時取樣。每個燒杯各取1000個光棘球海膽胚胎，用5％的甲醛溶液固定，用于觀察統計。試驗重復1次。
1．3 電鏡切片與觀察
光棘球海膽經中濃度重金屬溶液暴露2min，立即用3％的戊二醛（pH 7．4的0．1mol／L磷酸緩沖液配制）固定2～4h（4 ℃）后，1％瓊脂預包埋，切成1 mm3的小塊，用戊二醛固定10h。經pH 7．4的0．1mol／L磷酸緩沖液浸洗，再用1％的鋨酸固 定2h，乙 醇 梯 度 脫 水 后，用 丙 酮 脫 水，Epon812包埋，LKB－NOVA超薄切片機切片。日立H－7000透射電鏡觀察生殖腺結構變化并拍照。
1．4 數據統計與分析
試驗結果用平均值±標準差表示，對照組和每個重金屬暴露組之間進行t檢驗，P＜0．05為差異顯著，P＜0．01為差異極顯著。
2 結果與分析
2．1 5種重金屬對光棘球海膽卵子受精率的影響
在水溫（21±0．5）℃、鹽度32條件下，對照組光棘球海膽卵子的受精率高達（96．31±0．58）％（圖1）。由圖1可見，與對照組相比，0．01、0．05、0．1μmol／L的Hg和0．1、0．5、1．0μmol／L的Cu、Zn、Pb、Cd暴露后，光棘球海膽卵子的受精率極顯著地降低；并隨著重金屬暴露濃度的升高受精率逐漸降低，具有劑量—效應關系。其中Cu暴露后受精率下降幅度最大，表明5種重金屬離子中，Cu對光棘球海膽精卵結合的毒性作用最大。比較5種重金屬對光棘球海膽卵子受精率的影響結果，發現5種重金屬對受精毒性作用為：Hg＞Cu＞Zn
＞Pb＞Cd。
2．2 5種重金屬對光棘球海膽膽胚胎發育的毒性作用
在水溫 （21±0．5）℃、鹽度32條件下，對照組光棘球海膽胚胎發育48h進入長腕幼蟲時期，其中正常的長腕幼蟲的比例為（95．16±0．68）％，胚胎發育的延滯率和畸形率分別為（2．29±0．16）％、（2．55±0．56）％。與對照組相比，0．01、0．05、0．1μmol／L Hg暴露后，光棘球海膽正常長腕幼蟲的百分比極顯著降低，隨著暴露濃度升高呈下降趨勢，具有劑量—效應關系，胚胎延滯率和胚胎畸形率均極顯著上升，同樣具有劑量—效應關系。經比較發現，Cu、Pb、Zn、Cd對光棘球海膽胚胎的毒性作用與Hg的毒性作用相似。其中，1．0μmol／L Cu處理組未觀察到長腕幼蟲個體（表1）。通過比較5種重金屬離子對光棘球海膽胚胎的毒性作用結果發現，5種重金屬對光棘球海膽胚胎的毒性作用為：Hg＞ Cu＞ Pb＞ Zn＞ Cd。
2．3 5種重金屬對光棘球海膽超微結構的損傷
5種重金屬暴露后，光棘球海膽超微結構受到了不同程度的損傷（圖2）。對照組光棘球海膽呈規則的子彈頭形，其頭部為頂體結構，基部線粒體對稱分布結構完整，整個的外膜清晰（圖2a）。0．5μmol／L Cd暴露后，光棘球海膽外膜空泡化（黑色箭頭，圖2b），基部線粒體形狀不規則（圖2b）。0．5μmol／L Pb暴露后，光棘球海膽基部線粒體形狀不規則，內嵴部分溶解（白色箭頭，圖2c），質 膜 部 分 斷 裂 （黑 色 箭 頭，圖2c）。0．5μmol／L Zn暴露后，光棘球海膽外膜空泡化（黑色箭頭，圖2d），線粒體內嵴部分溶解（白色箭頭，圖2d）。0．5μmol／L Cu暴露后，光棘球海膽基部線粒體內部空泡化（白色箭頭，圖2e）。0．5μmol／L Hg暴露后，光棘球海膽頭部質膜溶解（黑色箭頭，圖2f），線粒體內嵴斷裂（白色箭頭，圖2f）。
3 討論
重金屬對環境的影響范文3
隨著城市化和工業化進程的加快，城市重金屬（鉛、鎘、汞 鉻、砷）的污染日益嚴重。研究證實，這些重金屬污染物可以通過食物和飲水攝入、呼吸道吸入和皮膚接觸等進入人體，然后，在人體的某些器官中積蓄起來，造成慢性中毒，危害人體健康。
鉛 重金屬污染物鉛對人體健康的危害主要是損害人體的神經系統和造血系統等，嚴重影響人體新陳代謝功能。
鎘 重金屬污染物鎘對腎臟造成損害，可導致骨鈣減少、骨質疏松、骨軟化。鎘污染物在人體積蓄還會引起高血壓、動脈硬化和心臟病。
汞 重金屬污染物汞在人體器官中積蓄造成慢性中毒，可導致腦和神經系統損傷，并可致胎兒和新生兒汞中毒。
鉻 重金屬污染物鉻在人體器官中積蓄造成慢性中毒，可導致鼻炎、結核病、腹瀉、支氣管炎、皮炎等疾病。
砷 重金屬污染物砷在人體器官中積蓄造成慢性中毒，可導致末梢神經炎和神經衰弱癥，以及皮膚色素高度沉著和皮膚高度角化，甚至發生龜裂性潰瘍。
以前，在日本發生的水俁病（汞污染）和骨痛?。ㄦk污染）等公害病，都是重金屬污染引起的典型例子。那么，人們應該如何減輕重金屬對人體造成的危害呢？除了減少工業、企業重金屬污染物排放，加強環境治理以外，做好個人防護也是十分必要的。現代醫學研究表明，微量元素硒對上述重金屬可以產生拮抗作用，有效阻擋重金屬對人體健康造成的潛在危害。
重金屬對環境的影響范文4
土壤重金屬污染研究進展
重金屬有多種不同的定義。在環境化學領域中，重金屬是指比重大于4或5的金屬。重金屬污染物不但包括生物毒性顯著的汞、鎘、鉛、鉻和類金屬砷，還包括毒性較弱的重金屬鋅、銅、鈷、鎳、錫、釩等重金屬元素。土壤重金屬污染隱蔽性強、毒性大、難降解且能沿食物鏈富集，是人們優先考慮去除的污染物。
1污染來源
土壤重金屬污染來源大體可以分為工業來源、農業來源、交通來源。
1.1工業來源。煤和石油等化石燃料燃燒釋放大量含有重金屬的有害氣體和粉塵，工廠排放的煙氣、粉塵等氣體污染物經大氣環流擴散，以干、濕的沉降方式進入到水體與土壤中，造成土壤重金屬污染。工業生產過程如采礦、選礦、礦物加工等排放的廢水、廢氣、廢渣是土壤中汞、鉛、鎘、砷等重金屬污染的主要來源。
1.2農業來源。主要來源于農田污水灌溉、污泥利用，化肥、有機肥、農藥和殺蟲劑的濫用以及塑料薄膜的大量使用等。農用物資施用和農業污灌是農田土壤中汞、鉻、砷、銅、鋅等重金屬污染的重要來源。
1.3城市交通來源。主要來源于汽車排放的尾氣及輪胎磨損產生的粉塵。汽油、油的燃燒和發動機及其他鍍金部件磨損可釋放出鉛、鎘、銅、鋅等重金屬粉塵。
2污染危害
重金屬一旦進入土壤，就很難被微生物降解或者從土壤中去除，因此重金屬對土壤的理化性質、生物特性和微生物群落結構都產生重大危害。受到重金屬污染的土壤，其物理結構和化學性質都會發生變化，危害極大。
2.1導致經濟損失。土壤的重金屬污染會造成耕地面積持續減少、土壤質量下降和生物毒害增多，導致農作物大幅度減產，從而影響到糧食供給、農業可持續發展和區域經濟增長。
2.2危害人體健康。酸雨、土壤添加劑等外界環境條件的變化，提高了土壤中重金屬的活性和生物有效性，使得重金屬較易被植物吸收利用，重金屬污染物難以降解，直接或間接地危害到處于食物鏈頂端的人類的身體健康，引發骨痛病、兒童血鉛、高血壓、心腦血管，癌癥等疾病。
2.3導致其他污染。土壤受到污染后，含重金屬濃度較高的污染表土容易在水力和風力的作用下分別進入到水體和大氣中，導致水污染、大氣污染和其他衍生環境問題。
3治理途徑
重金屬污染土壤的治理途徑主要有兩種：一種是將重金屬污染物清除，削減土壤重金屬總量；另一種是固化土壤重金屬，降低其遷移性和生物可利用性，削減有效態重金屬含量。具體來講包括工程措施，化學措施，農業措施和生態措施。
3.1工程措施。工程措施包括排土、客土和淋洗等方法。排土法剝離表層受污染的土壤，客土法是在被污染的土壤上覆蓋未被污染的土壤，淋洗法是通過清水灌溉稀釋或洗去重金屬離子。工程措施效果較為徹底，能使耕作層土壤中重金屬的濃度降至臨界濃度以下，或減少重金屬污染物與植物根系的接觸來控制危害。
3.2化學措施。第一，通過添加表面活性劑、有機螯合劑等一系列調控措施，改良土壤的理化性狀，提高土壤重金屬的生物有效性，使其易于被其他植物吸收，以達到修復土壤的目的。第二，通過添加固化材料，降低重金屬的遷移性和生物有效性。
3.3農業措施。農業措施是因地制宜的修正和完善耕作管理制度來減輕重金屬的危害，或者在受污染土壤上種植不進入食物鏈的植物。農業措施適合治理中、輕度受污染土壤。
3.4生物措施。生物措施：一是通過生物作用改變重金屬在土壤中的化學形態，使重金屬固定或解毒，降低其在土壤環境中的移動性和生物可利用性；二是通過生物吸收、代謝達到對重金屬的削減、凈化與固定作用。通過一些特殊的微生物與植物、動物去除或者轉化土壤中的重金屬，降低重金屬的毒性。
3.4.1微生物修復。微生物修復技術主要有兩種：原位修復技術和異位修復技術。受到重金屬污染的土壤，往往富集多種耐重金屬的真菌和細菌，微生物可通過多種作用方式降低土壤中重金屬的毒性。
3.4.2植物修復。植物修復是利用植物吸收、富集、降解或固定土壤中重金屬離子或其他污染物，以降低或消除污染程度，修復土壤。
3.4.3動物修復。動物修復是利用土壤中的某些鼠類等低等動物吸收土壤中的重金屬。例如在受重金屬污染的土壤中放養蛆蟲，待其富集重金屬后，采用電激、灌水等方法驅出蛆蟲集中處理。
4展望
土壤重金屬污染來源趨于多樣化、綜合性，對人類的危害也日趨嚴重。在未來很長時間內重金屬污染仍將是我國所面臨的重大環境問題之一，迫切需要解決。但對于不同種類、不同性質的重金屬污染事件，應將物理、化學、生物等修復手段綜合應用以便更好地治理土壤重金屬污染，同時研制復合材料，已解決土壤重金屬復合污染的問題。
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重金屬對環境的影響范文5
［1．天津市農業質量標準與檢測技術研究所，天津 300381；2．農業部農產品質量安全風險評估實驗室（天津），天津 300381］
摘要：對天津市食用菌中重金屬水平進行了調查，評價其污染程度，并通過經食用菌途徑重金屬暴露接觸對人體的健康風險進行系統評價。結果表明，食用菌中鉛、鎘、砷、汞含量分別為0．005～0．910 mg／kg、0．004～0．690 mg／kg、0．002～0．110 mg／kg、未檢出～0．087 mg／kg。所采集的食用菌中鉛、鎘、砷、汞的含量均低于《GB 7096－2003食用菌衛生標準》和《NY 5095－2006無公害食品食用菌》的限量值，表明天津市場大型超市和食用菌生產基地的食用菌總體水平是安全的。重金屬暴露接觸對人體的健康風險評估結果表明，4種重金屬元素鉛、鎘、砷、汞的靶標危害指數（THQ）值均低于1，即經食用菌途徑攝入的鉛、鎘、砷、汞對天津市居民的健康風險比較低。但是THQ兒童＞THQ成人，表明兒童經食用菌暴露途徑攝入重金屬的潛在健康風險較高。
關鍵詞 ：食用菌；重金屬；健康風險評價；污染評價
中圖分類號：S646 文獻標識碼：A 文章編號：0439－8114（2015）02－0440-04
DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.02.047
食用菌自古以來被稱為山珍，其味道鮮美，富含蛋白質、氨基酸、多糖等功能性營養成分，具有藥用保健價值，被聯合國推薦為21世紀的健康食品。近年來中國食用菌產業發展迅速，目前產量和消費量均居世界首位。隨著人們對農產品質量安全的重視，食用菌的質量安全問題，特別是重金屬污染導致的安全問題引起了人們的廣泛關注。研究表明，食用菌富集重金屬的能力高于一般作物，再加上產地環境的不斷惡化和基質材料的濫用，食用菌中重金屬污染問題越來越突出［1］。因此，開展食用菌重金屬污染狀況的調查并對其安全進行評價具有重要的現實意義。
近幾年，北京、四川、江蘇、浙江、廣州等省市對市場銷售的主要食用菌進行了重金屬污染調查與評價［2－6］，結果表明，不少地區存在食用菌重金屬超標。近年來，天津市的食用菌產業得到了迅猛的發展，市民對食用菌的消費也日漸增加，但是天津市流通領域的食用菌重金屬元素含量狀況如何，是否對人體存在健康風險，目前尚缺乏相關文獻資料。為了全面了解天津市食用菌的質量狀況，于2012年6～9月采集了天津市部分大型超市銷售的食用菌以及天津市部分食用菌生產基地的食用菌樣品，分析了鉛、鎘、砷、汞的污染水平，并采用靶標危害指數法（Tanget hazand quotients，THQ）評價食用菌中重金屬對人體的健康風險，以期為相關決策和標準制定提供參考。
1 材料與方法
1．1 材料
采集食用菌品種主要以香菇、平菇、金針菇、茶樹菇、杏鮑菇、白玉菇等消費量較大的品種為主，采樣地點集中在規?；?、農貿市場以及大型超市等，采用隨機取樣的方法。本次調查共采集樣品70份（表1），采集的食用菌樣品使用清潔食品袋保存，避免樣品間交叉污染。
1．2 方法
食用菌樣品經去除殘留基質和雜質后，用自來水沖洗干凈，再用去離子水沖洗3遍，擦凈晾干后，切碎混勻取樣。重金屬測定方法均采用國家標準方法，其中鉛采用GB 5009．12－2010［7］，鎘采用GB／T 5009．15－2003［8］，砷采用GB／T 5009．11－2003［9］，汞采用GB／T 5009．17－2003［10］。測試過程中插入國家一級標準物質茶葉（GBW10016）和菠菜（GBW10015）以進行分析質量控制，質控樣品測定值均需在規定要求范圍內。
1．3 重金屬污染評價標準
食用菌重金屬的安全性評價標準以《GB 7096－2003食用菌衛生標準》［11］、《NY 5095－2006無公害食品食用菌》［12］、《NY 5247－2004無公害食品茶樹菇》［13］和《GB／T 19087－2008 地理標志產品慶元香菇》［14］為評價依據。
1．4 重金屬接觸人體健康風險評價方法
（1）重金屬的日人均攝入量與食物中重金屬的含量和對應食物的消耗量有關。經食用菌攝入重金屬量采用日人均攝入量（Daily intake，DI）來計算。公式表達如下：
DI＝FIR×C （1）
式中：FIR為食用菌消耗量，C為本次調查食用菌中重金屬含量平均值。
（2）靶標危害系數方法（Target hazard quotients，THQ）是一種用于評估人體通過食物攝取重金屬風險評估方法，該方法假定污染物吸收劑量等于攝取劑量，以測定的人體攝入污染物劑量與參考劑量的比值作為評價標準，如果該值小于1，則說明暴露人群沒有明顯的健康風險，反之，則存在健康風險。THQ計算公式如下：
式中：EF為暴露頻率（365 d／a），ED為暴露區間（70a），FIR為食物攝入率（g／d），C為食物的重金屬含量（mg／kg，采用本次調查測得的各類食用菌的重金屬含量平均值），RFD為參比劑量（mg／kg／d），WAB為人體平均體重（kg），TA為非致癌性平均暴露時間（365 d／a×暴露年數，本研究中假定為70年）。
2 結果與分析
2．1 食用菌中有害重金屬含量分析
采集的食用菌樣品中重金屬含量結果見表2，由表可知，全部樣品中均檢出Pb、Cd、As，部分樣品檢出Hg，檢出率為86．5％?？傮w上看，樣品子實體中有害重金屬的平均含量為Pb＞Cd＞As＞Hg，其含量均低于《GB 7096－2003食用菌衛生標準》和《NY 5095－2006無公害食品 食用菌》限量，總體上安全，但部分樣品的重金屬接近限量值，值得關注。
另外，同一種重金屬在不同食用菌中含量差異較大。如Pb在茶樹菇中平均含量最高為0．350 mg／kg，而在平菇中平均含量為0．077 mg／kg，在真姬菇中平均含量為0．022 mg／kg，菌種之間含量差異顯著，說明不同品種的食用菌對重金屬的富集能力差別很大。此外，同品種食用菌中同一元素含量的差異也較大，如香菇中Cd的含量范圍為0．037～0．180 mg／kg，變異系數為89．3％，Pb的含量范圍為0．011～0．270 mg／kg，變異系數達到106％，進一步說明食用菌對重金屬的累積不僅與食用菌品種有關，而且還受到環境條件、栽培技術等其他因素的影響。通過分析各重金屬的總變異系數，發現其變異系數依次為Pb＞Cd＞As＞Hg，其中Pb、Cd、As的變異系數均接近或超過了100％，說明其含量受食用菌品種和栽培環境的影響很大。
2．2 食用菌重金屬污染評價
我國食用菌重金屬污染的主要評價標準見表3，由表3可知，除Cd外，其余3種重金屬限量是相同的。其中香菇參照《NY 5095－2006無公害食品 食用菌》與《GB／T 19087－2008 地理標志產品 慶元香菇》的限量要求一致。本次調查結果均低于限量值，說明天津市食用菌總體情況是安全的。
聯合國糧農組織／世界衛生組織（FAO／WHO）聯合食品添加劑專家委員會（JECFA）規定Pb、Cd、As、Hg的人體每周允許攝入量分別為50，7，15， 5 μg／kg［15］。按天津市成人平均體重55．9 kg計算［16］，每周攝入重金屬的允許量分別為2．80 mg（Pb）﹑0．391 mg（Cd）﹑0． 838 mg（As）﹑0． 280 mg （Hg）。假定人均食用菌的攝取量為每周1 kg（鮮重），每人每周攝入重金屬的平均量為0．10 mg的Pb（占允許量的3．6％）；0．094 mg的Cd（占允許量的24％）；0．026 mg的As（占允許量的3．1％）；0．017 mg的Hg（占允許量的6．1％），總體基本安全，但也可以看出，鎘含量最高，攝入量所占比率也是最高的，應當引起重視。
2．3 食用菌途徑攝入重金屬的人體健康風險分析
采用靶標危害系數法對經食用菌途徑攝入重金屬對人體健康產生的危害風險進行分析，公式（2）中各項參數的取值及數據來源見表4。其中，食用菌攝入率（FIR）為估計值，假設食用菌攝入量占蔬菜攝入量的50％。以此為依據，計算天津市居民（成人、兒童）通過食用菌途徑進入人體重金屬Pb、Cd、As和Hg的THQ值見表5。由表可知，單一重金屬的THQ大小為：Cd＞As＞Hg＞Pb，說明Cd對人體健康產生危害的風險最大。但4種重金屬元素的THQ值均低于1，說明經食用菌途徑攝入的Pb、Cd、As和Hg對當地居民的身體健康產生危害的風險較低。雖然兒童攝入的重金屬總量低于成人，但從計算結果可以看出兒童攝入Pb、Cd、As和Hg的THQ值均高于成人，說明通過食用菌攝入重金屬對兒童的健康風險要大于成人。
3 討論
總體上看，天津市流通領域食用菌中的Pb、Cd、As和Hg含量均低于國家高低標準限量值，總體質量安全，其樣品中的平均含量為Pb＞Cd＞As＞Hg，與北京市食用菌重金屬含量調查結果一致［2］。另外，測定樣品中的重金屬在不同食用菌中含量差異較大，且在同品種食用菌中的差異也較大，其變異系數依次為Pb＞Cd＞As＞Hg，其中Pb、Cd和As的變異系數均接近或超過了100％，表明食用菌具有富集重金屬的特性，并且不同的品種對重金屬的富集能力存在一定的差異，同一品種可能由于產地、栽培上的差異導致重金屬含量差異較大。早期研究表明［19］，食用菌較植物更易富集重金屬，重金屬主要來源于生長基質。隨著食用菌栽培數量的急劇增加，人工栽培食用菌所用的主要原料已從單純使用木屑、段木等原料轉向農副產品甚至工業廢料。據報道［20，21］諸如棉子殼、稻草、廢棉、野草、桑枝、甘蔗渣、甜菜渣、花生殼、葵花子殼、樹根、礱糠、酒糟和檸檬酸廢液，甚至有毒的工農業副產品如廢紙漿、煙草莖桿等也都在嘗試之列。由于木本植物對重金屬有一定的吸收積累作用，使積累的重金屬污染物不會短期內釋放到環境中，可經過木屑進入食用菌的基質。由此可見，基質中重金屬的含量顯著影響了食用菌產品中的重金屬含量，因此在食用菌生產過程中應控制好培養基及其生長環境中的重金屬含量，這應是減少食用菌重金屬富集污染的有效途徑。
通過假定每周人均食用菌攝入量，計算天津市居民每周通過食用菌途徑攝入的重金屬含量，結果表明，每周攝入重金屬的量低于JECFA規定的Pb、Cd、As、Hg的人體每周允許攝入量，總體是安全的。但鎘攝入比率最高，占允許量的24％，應當引起重視。由于多數食用菌具有富集鎘能力，所以食用菌中的鎘污染已成為食用菌進入流通領域的限制性因素。因此，通過研究食用菌中鎘的富集規律，制定相應的控制方法將是今后的研究方向之一。
重金屬暴露接觸對人體的健康風險評價結果表明，單一重金屬的THQ大小為：Cd＞As＞Hg＞Pb，說明Cd對人體的健康風險最大，這與浙江、北京、四川的報道一致。單一重金屬的THQ值均低于1，說明經食用菌途徑攝入的Pb、Cd、As和Hg未對天津市民健康構成危害，但多種重金屬復合污染導致的潛在健康風險卻不容忽視，通過計算得出成人和兒童食用食用菌中重金屬的THQ值分別為0．639和0．838，接近于限定值1，明顯高于單一重金屬，應引起注意。另外，本調查只研究了經食用菌攝入的重金屬，盡管DI未超出人體每周允許攝入量，THQ值也低于限定值1，但人體通過食物攝入重金屬的途徑不僅僅是食用菌，還包括蔬菜、水果、肉制品等途徑，因此重金屬的健康風險仍然較大。另外，通過比對成人和兒童的THQ值，發現兒童的食用菌攝入量雖低于成人，但兒童因攝入食用菌導致的重金屬健康風險明顯高于成人，兒童更易遭受重金屬的暴露風險，因此后續研究應關注重金屬對不同人群健康的影響。同時，通過THQ的計算公式可以看出，在所有參數中對THQ值影響最大的參數分別為FIR和C，也就是食用菌的消耗量和食用菌中重金屬的含量，即人均攝入量DI。
隨著人們生活水平的提高，食用菌的消耗量必將增加。從食用菌培養基質、生產環境等方面進行控制，減少食用菌中重金屬的來源將是控制食用菌中重金屬的有效途徑。因此，后期研究將圍繞食用菌中重金屬的殘留控制技術展開，以期能夠降低消費者的重金屬暴露水平，控制由重金屬產生的健康風險。
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重金屬對環境的影響范文6
【關鍵詞】土壤；長期定位施肥；重金屬
土壤是人類生存和發展的基本物質基礎，也是農業生產的基礎，土壤環境質量直接影響農產品的質量及人類健康。土壤污染使本來就緊張的耕地資源更加短缺，土壤中的污染物具有遷移性和滯留性，有可能繼續造成新的土地污染，給農業發展帶來很大的不利影響[1]。土壤污染再造成嚴重的經濟損失的同事，也給人民的身體健康帶來極大的威脅，不單單損害到當下人們的身體健康，甚至嚴重危及后代子孫的利益，不利于經濟的可持續發展。隨著農業的發展，肥料用量的增加，肥料中重金屬在土壤中累積成了土壤中重金屬污染的重要部分，施肥引起的土壤環境污染已引起廣泛關注。其中，肥料中報道較多的一類污染物，主要包括鎘、鉻、鉛、銅、鋅、鎳等[2]。長期定位試驗以長期固定的管理模式管理土壤，具有時間的長期性、信息豐富、準確可靠等優點，是研究不同施肥制度和耕作條件下土壤環境質量演變的重要手段。
1 土壤中的重金屬的來源
土壤重金屬的來源主要有兩類，即自然源和人為源。自然源主要來自大氣降塵；人為源主要來自污水灌溉、工業廢棄物得不當堆置、礦業活動、農藥和化肥等。其中Cd、Cr、Cu、K、Ni、Pb、Zn等金屬元素是我國土壤環境質量標準中有著明確限量指標的元素，這些元素及其化合物是土壤中最常見的污染物質。
2 土壤中重金屬對人類的影響
土壤從古至今一直是人類生存和發展不可或缺的物質基礎，經濟蕭條過，但是人們對土壤的熱愛和渴望一點沒有因為其他因素有過任何的改變，土壤環境質量的好壞直接影響農業生產的產品的質量及其間接使用者的健康[3]。土壤的過度使用及污染使得本來就供給不足的耕地資源更是捉襟見肘，土壤資源的損失給人們的生產生活帶來了巨大的壓力。更重要的是，土壤中的污染物具有遷移性和滯留性，也就是說，在現有土壤已經被污染的同時，極有可能繼續造成新的土壤污染，給農業發展帶來很打的不利。土壤污染損失在造成嚴重的經濟損失的同時，也給人民的身體健康帶來的極大的威脅，不單單威脅到人民現在的身體健康，也對子孫后代的生產生活健康帶去極大的安全隱患，不利于經濟的可持續發展。
土壤污染也對其他方面存在一定程度上的影響[4]，例如，土壤污染直接體現在地下水的水質；農作物的生長即糧食，蔬菜的產量；食品質量安全費用等等，土壤污染造成嚴重且長久的損失。國內外學者對重金屬的研究一直沒有間斷過，研究的重點不約而同的選擇了對重金屬有效性的研究上[5]，傳統研究重金屬有效性的思路主要集中在重金屬全量的有效性及如何利用高等植物的毒理試驗、微生物的活性等評價重金屬的生物有效性[6]，但不可否認的是，土壤中重金屬元素的存在形態才應是衡量其環境效應的關鍵參數[7]。因此，對重金屬形態的研究才是打破現有研究瓶頸的重要因素。
3 土壤中重金屬污染的特點及危害
重金屬進入土壤，其難移動性導致大量積累，造成土壤環境污染，從而影響到植物的生長，對動物、微生物、土壤酶的活動產生潛在威脅，關系到人類的健康[8]。重金屬的積累必然影響到土壤理化性質和生物效應的變化，致使土壤肥力和質量降低。土壤重金屬的含量及活性受施肥影響較大，許多重金屬既是植物生長必需元素，又是環境污染元素。這些元素一旦過量，就會對土壤生物和植物生長產生毒害。在土壤環境中重金屬污染特點可以分為兩部分：一是土壤環境中重金屬自身的特點，二是區別與水體和大氣等介質中的特點[9]。
重金屬的性質使然，其在土壤中具有難移動，污染危害周期性長的特點，所以關于重金屬在土壤中環境行為的研究越來越收到重視。重金屬的污染主要與其移動息相關，但重金屬的傳輸和遷移都是以特定的形態來完成的[10-15]。從重金屬理化性來分析，土壤中重金屬不同形態間能力特性都是有差異的。在土壤中的遷移表現也各不相同，其遷移能力大小有直接決定了重金屬生物的有效性以及對生態環境的危害程度。有些重金屬是植物生長所需要的，但是過量的重金屬則會引起植物體生理功能的紊亂[16]。植物體會產生營養不良，發生病變等異常。土壤微生物不能通過生物作用降解土壤中的重金屬。所以重金屬在土壤中不斷的積累，被微生物吸收富集后通過食物鏈在人體體內積累，以此來危害人體健康。農作物中重金屬主要來自土壤，這種污染具有隱蔽性高，長期存在并且不可逆轉的特點，作物中重金屬通過食物鏈的傳遞，給人體帶來健康的風險?，F有的研究結果表明，植物體能夠吸收累積多少土壤中的重金屬，主要取決于重金屬元素的有效態，而農業生產中大量使用的化肥農藥會改變土壤理化性質，從而影響到土壤中重金屬有效態含量的變化，使有效態重金屬比重增加，重金屬移動性提高，毒性危害性提高，是產生農業面源污染的主要途徑[17]。對于現代經濟型農業而言，施肥可以有效的提高產能，提高土地利用效率，但是隨著施肥總量的累積，土壤中重金屬含量也必然隨之增加，對土壤的本體有極大的破壞嚴重，對植物體及人體的危害也隨之增大。
4 長期定位施肥對土壤中重金屬影響的研究現狀
長期定位試驗有著其他如短期培養，定位培養等試驗所不具備的解釋問題的能力[18]。因為種種針對特定實驗的需求人們對長期定位試驗至今依然有著濃厚的興趣。英、美等發達國家早已建立了多個時間長達50年以上的定位試驗基地，其中興建于1843年的英國洛桑試驗站的長期定位試驗至今已持續160多年的實驗操作。有些長期定位試驗項目常延續數十年乃至上百年之久[19]，為了解某新興農業耕作方式在同一條件下反復長期采用可能帶來的后果提供了寶貴的科學資料，便于我們在農耕施肥選種方面做出更有益的選擇。我國于20世紀70年代末至80年代初在全國化肥試驗網中布置了一批肥料長期定位試驗[20]。1987年又在全國重點農區和主要土壤類型上建立了9個土壤肥力和肥料效益長期定位監測基地[21]。到1994年共有超過10年的定位試驗60多個。吉林農大試驗田便是較早的一批重點農區和主要土壤類型的實驗基地[22]。這些試驗基本上反映了我國長期施肥的作物產量和土壤肥力變化規律，為我國不同地區肥料的宏觀需求，合理配比和施用，以及因地因作物制宜生產專用肥料提供了依據。
5 土壤中重金屬污染的防治及修復
對土壤污染的預防：控制和減少土壤對污染源的接觸，是最有利快捷的方式。修復方式有以下幾點：
（1）加大工業上三廢排放的監管；
（2）加強土壤污灌區的監測和管理；
（3）合理的使用化肥及農藥；
（4）增加土壤容量和提高土壤凈化能力。
6 總結
就目前來看，對于土壤中重金屬有效性的研究主要集中在兩點。（1）土壤中全量的有效性；（2）怎樣有效的利用高等作物的毒理研究以及運用微生物的活性去評價重金屬的生物有效性。在整個過程中，衡量土壤中重金屬對環境影響的效應，單單考慮重金屬的總量是不足以全面說明其環境效應的，重金屬元素的形態才是衡量的關鍵參數。
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