污染谷物中重金属的分布及加工过程的影响

对污染水稻、小麦和玉米籽实中 Cd、Pb、Cu的分布及加工过程的去除进行了研究 .结果表明 ,Cd、Pb、Cu在水稻、小麦和玉米籽实各形态结构中的浓度分布不均 ,胚中浓度显著高于胚乳 ,且皮层和颖壳中浓度也较高 .但从单位重量籽实中的 Cd、Pb、Cu总量分布看 ,胚乳中占据绝对优势 .稻、麦籽实中 3种元素的浓度随样品加工浓度的升级去除率增加 ,水稻中 Cd、Pb、Cu的去除率可达 24.10 %、56.93%和 41.00% ,小麦分别为 61.66%、81.27%、78.37% .     

水稻籽实中蛋白质-Cd、Pb结合体及其稳定性

通过凝脱层析方法，对水稻籽实中的蛋白质－Cd,Pb结合形态特征及其稳定性进行了研究。结果表明；水稻籽实TrisHCl提取液经SephadexG-75分 离，洗脱液得到3个紫外吸收峰，在第1、3峰处出现了Cd、Pb浓度峰，其蛋白质－Cd、Pb结合体的表观分子量为54.5KD和5.5KD。在蒸煮加热处理后，水稻籽实中蛋白质－Cd、Pb结合体发生变性，使分子量为54.5KD的蛋白质－Cd,Pb结合体完全破坏，分子量为5.5KD的结合体也部分地被破坏，与蛋白质结合的Cd ,Pb被释放出来。胃蛋白酶和胰蛋白酶消化处理后，也能够破坏蛋白质－Cd,Pb结合体的形态，洗脱液中Cd,Pb的浓度分布也发生了变化，在第1、3紫外吸收峰处的Cd、Pb浓度也明显降低。另外，在第3峰以后的洗脱液中也检测到Cd、Pb的浓度。     

江浙地质高背景区土壤-水稻系统重金属迁移富集特征研究

为了解地质高背景区农田土壤的重金属富集及迁移特点,该文对2种不同地质高背景（江苏玄武岩区和浙江黑色页岩区）农田土壤及水稻籽实中元素（Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、As）分布特征进行分析;研究2个地区土壤-水稻系统中重金属迁移富集差异及主要影响因素,并结合土壤基本理化性质和有效态重金属建立对水稻籽实中主要重金属含量的预测模型。研究结果表明,Cd是江浙地质高背景区农田土壤中暴露风险最高的重金属元素,其中重金属元素Zn、Cu、Cd的生物富集因子最高,Ni和As相对较高,Cr和Pb最低,江苏玄武岩区农田土壤中Ni的迁移能力较强而浙江黑色页岩区Cd的迁移能力较强。土壤pH、CaO和Fe2O3等理化性质是影响农田土壤中重金属迁移能力的关键因素。回归预测模型表明,水稻籽实中重金属累积受到pH、CEC、黏土矿物和碳酸盐矿物的显著影响,而EDTA提取的有效态重金属更容易在水稻籽实中迁移富集。     

重金属Cu、Pb、Zn、Cd在小麦中的富集特征

采用无土栽培法 ,以小麦为受试作物 ,通过对不同时期各器官重金属含量的变化 ,研究了重金属Cu、Pb、Zn和Cd在小麦中的富集与迁移特征。研究结果表明 ,在不同生长阶段小麦不同部位中重金属的含量有很大差异 ,总的来说 ,幼苗期重金属分布为 :根>茎>叶 ;成熟期分布为 :根>茎>叶>颖壳>籽实 ,而Zn在颖壳中会有较大富集。其中 ,根中重金属的富集系数的顺序为Cd>Cu>Pb>Zn;茎富集能力是Cd>Cu>Zn>Pb ;叶片富集能力是Cd>Cu>Pb>Zn;颖壳富集能力是Zn>Cu>Cd>Pb ;籽实的富集能力是Cu>Zn>Cd>Pb     

重金属在近江牡蛎软体部和贝腔液中的分布

测定了近江牡蛎软体部和贝腔液中的Cu、Pb、Zn、Cd、Cr和Ni等6种重金属的浓度。软体部的Cu、Zn、Cd、Cr、Pb浓度明显地比贝腔液的高,Ni浓度这两部分之间差异不显著。在软体部和贝腔液中的金属总绝对量中,软体部的Cu、Zn、Cd、Cr、Pb占绝大多数,Ni含量在这两部分间的分布相近。贝腔液中Cu、Zn、Cd的浓度水平远高于海水中的,Ni、Pb、Cr的浓度水平也明显地比海水中的高。由外套腔液组成的贝腔液通过对重金属的吸收过程的预浓缩作用和含重金属代谢物的排泄作用是贝腔液金属高浓度的主要因素。     

雄安新区农田土壤-农作物系统重金属潜在生态风险评估及其源解析

为评估雄安新区农田土壤-农作物系统重金属潜在生态风险,分析测试新区小麦籽实和根系土壤中重金属含量及其赋存形态,利用综合污染指数（IPI_N）、潜在生态风险指数（RI）、生物富集系数（BFC）和风险评价指数（RAC）,采用主成分分析和相关分析等统计方法开展重金属潜在生态风险评估及来源解析.结果表明,新区根系土壤中Cd、Cu、Pb和Zn含量均值显著高于河北省表层土壤背景值.IPI_N介于0.2~5.18之间,94.83%的根系土样为安全无污染等级;土壤中Cd单指标潜在生态危害最大,其次为Hg元素,Cr、Ni和Zn潜在生态危害较小;总潜在生态风险以轻微和中等等级为主,占比分别为64.66%和30.17%.根系土壤中Cd生物活性形态组分（离子交换态和水溶态）占比达33.43%,生物有效性相对较高,其他各重金属元素赋存形态均以残渣态为主（残渣态占比>60%）.RAC指数由大到小为Cd > Ni > Hg > As > Cu > Cr > Zn > Pb,重金属Cd的RAC均值为22.75%,以中等风险为主,其他各元素RAC均为低风险或无风险.根系土壤重金属主要潜在来源是在地质背景的基础上叠加了人为活动.农作物籽实中重金属迁移、富集能力依次为Zn > Cu > Cd > Hg > As > Ni > Pb > Cr,其中As、Cd、Pb和Zn的生物有效组分对小麦籽实吸收重金属起促进作用,农作物籽实中重金属含量与土壤pH值呈负相关,土壤理化指标（OM和CEC等）双向影响土壤中重金属生物有效态组分比例.     

组配改良剂对污染稻田中Pb、Cd、Cu和Zn钝化效果持续性比较

为研究组配改良剂碳酸钙+海泡石(LS)对稻田土壤重金属Pb、Cd、Cu、Zn钝化效果的持久性,通过一次性施用0、2、4、8 g·kg-1的LS,并分别于2012年(第一季)、2013年(第二季)和2014年(第三季)连续种植水稻,在湘南某矿区附近污染稻田进行了一个3 a的大田修复试验.结果表明:1LS能显著提高三季土壤p H值,且LS对土壤p H值提高效果为:第一季第二季第三季.2LS能显著降低三季水稻土壤中Pb、Cd、Zn的交换态含量,且第三季水稻土壤中Pb、Cd、Zn的交换态含量分别降低32.6%~97.7%、8.3%~71.4%和10.9%~83.5%,但对降低三季土壤中Cu的交换态含量无显著影响;LS降低三季土壤中Pb、Cd、Cu、Zn交换态含量的效果均为:PbZnCdCu.3LS使第三季水稻糙米中Pb和Cd含量分别降低26.7%~66.7%、59.1%~80.3%,这种降低效果均随着改良剂LS添加量的增加而增大,但对糙米中Cu和Zn含量无明显影响.LS降低糙米中Pb、Cd、Cu、Zn含量的效果为:第一季,PbCdCuZn;第二季,PbCdCuZn;第三季,CdPbZnCu.LS降低三季水稻糙米中重金属含量的整体效果为PbCdCuZn.4随着时间的延长,LS对土壤中Pb和Cd具有更稳定的钝化效果.因此,LS对治理Pb和Cd污染的土壤具有良好的持久性.     

硅钙肥对水稻吸收铅、镉的影响研究

通过盆栽试验,研究硅钙肥施用对铅(Pb)、镉(Cd)污染土壤上水稻生长、Pb、Cd吸收累积、硅浓度及土壤铅镉形态变化的影响。结果表明,硅钙肥施用显著增加水稻产量,与对照处理相比,水稻产量增加51.9%;硅钙肥施用后水稻茎秆、叶片、籽粒中Pb浓度及茎秆、籽粒中Cd浓度呈显著下降趋势,与重金属处理(M)相比,重金属+硅钙肥处理(MF)的水稻茎秆、叶片和籽粒中Pb浓度分别降低了50.9%,56.3%和24.3%,水稻茎秆和籽粒中Cd浓度则分别下降36.1%和60.4%;硅钙肥施用主要阻碍Pb由水稻根部向茎杆的转移,阻碍Cd由叶片向籽粒中的转移;硅钙肥施用增加了水稻各部位硅浓度,水稻地上部重金属浓度减少的原因可能是硅的沉积,各部位硅的浓度和重金属浓度呈现明显的负相关。水稻种植后,土壤Pb、Cd浓度都有一定程度的降低,硅钙肥施用未能明显促进土壤重金属从酸可溶态和可还原态向可氧化态和残渣态的转化。研究结果表明,在Pb、Cd污染的土壤上种植水稻时,可通过施用硅钙肥来降低稻谷中Pb、Cd的浓度从而降低铅镉污染的风险。     

广西典型碳酸盐岩区农田土壤-作物系统重金属生物有效性及迁移富集特征

为揭示碳酸盐岩地质高背景区土壤重金属生态风险,选择广西典型的成土母岩为碳酸盐岩的土壤重金属高背景区,采集水稻籽实及对应根系土样品68套,在分析测试土壤、农作物籽实样品中砷(As)、镉(Cd)、铬(Cr)、铜(Cu)、汞(Hg)、镍(Ni)、铅(Pb)和锌(Zn)这8种重金属含量及土壤中重金属赋存形态的基础上,采用统计学、地累积指数、生物富集系数及相关性分析等方法开展土壤重金属生态风险研究.结果表明,研究区土壤中8种重金属平均含量明显高于全国和广西表层土壤的平均水平,其中Cd、As和Cr超过农用地土壤污染筛选值的比例分别达95. 6%、86. 8%和69. 1%,超过土壤污染管控值的比例分别为27. 9%、17. 6%和5. 9%.区内土壤中As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn主要以残渣态为主(残渣态占比 80%),显示出较低的生物活性; Cd的生物活性相对较高,生物有效态组分占20. 99%,但仍明显低于全国其它非碳酸盐岩地区的土壤; Hg的潜在生物有效态组分占44. 04%,然而土壤中Hg全量较低,因此其潜在生物有效态的绝对含量较低.与土壤相比,研究区水稻籽实中重金属超标率明显较低,仅部分样品中Cd、Cr、Pb超过国家食品限量标准,超标率分别为8. 8%、2. 9%和23. 5%.相关性分析显示,研究区土壤重金属全量与对应的水稻籽实中重金属含量不存在显著正相关关系.水稻籽实重金属生物富集能力普遍较低,8种重金属生物富集系数(BCF)的均值均小于0. 1,其中As、Cr、Hg、Ni和Pb的BCF均值小于0. 05.上述结果表明,对于碳酸盐岩等地质高背景区,相关部门在制定污染土壤管控政策时不能仅以土壤重金属全量作为衡量标准,应综合考虑金属赋存形态、生物活性及农作物超标率等因素.     

广西典型酸性火成岩地质低背景区土壤-水稻重金属积累特征及生态风险

为了解地质低背景区农田土壤-作物系统中重金属的富集及迁移特征,采集了广西钦北区878km2酸性火成岩出露区的30套水稻籽实及根系土样品作为研究对象,研究酸性火成岩地质低背景区土壤和水稻中重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn)分布特征、土壤Cd等重金属的赋存状态及其生物有效性。结果显示:研究区土壤呈酸性,pH值为4.66～5.36;Cd、As、Cr等重金属元素含量较低,均低于或远低于我国土壤环境质量标准规定的风险筛选值,水稻籽实中As、Cr、Hg和Pb均未超标,但Cd超标率为16.7%。土壤中As和Pb主要以残渣态存在,Hg主要以残渣态和强有机结合态存在,而Cd的生物富集系数和生物有效性最高,水溶态、离子交换态和碳酸盐结合态的比例总和为32%。水稻籽实吸收Cd等重金属主要与土壤pH值、Fe、Mn和土壤质地有关。酸性火成岩地质低背景区农田酸性、强酸性土壤Cd等重金属元素含量低,但生物有效性高,其生态风险值得关注。     

降尘中重金属的形态及其在模拟酸雨下的溶出规律

使用透射、扫描电子显微镜观察大气降尘的形貌,运用BCR分级提取法和火焰原子吸收分光光度法研究大气降尘中重金属元素Cu,Pb,Zn,Cr,Ni,Mn,Fe和Cd的含量及形态分布,探讨模拟酸雨条件下大气降尘中重金属元素的溶出规律.结果表明:小粒径降尘较大粒径比表面积大,吸附能力也较强;大气降尘中重金属元素(除Fe外)均以残渣态为主,Cd含量极小,未检出;粒径相同的降尘中,Fe含量最高,主要以可还原态存在,可提取态达到70%以上;Cu,Pb,Zn,Cr,Ni和Mn均以残渣态为主;Cu,Pb和Cr在小颗粒中相对富集,造成小粒径降尘的生物危害性更大;模拟酸雨条件下,Cu,Pb,Mn,Fe和Zn的溶出量均随pH降低而增大.     

EDTA溶液修复重金属污染土壤的效果及金属的形态变化特征

采用0.05mol·L^-1的EDTA作为萃取剂,在一定的萃取条件下,对2种尾矿土壤中重金属进行土壤柱萃取实验,并采用优化的BCR(European Community Bureau of Reference)连续萃取方案对萃取前后的Pb、Zn、Cu和Cd进行形态分析.研究EDTA对4种金属的萃取效率及萃取前后的形态变化特征.结果表明,EDTA能有效的从土壤中萃取该4种金属,萃取效率依次为:Cd>Zn>Cu>Pb;金属的4种形态均能被EDTA萃取;在浅层土壤中,EDTA对酸可提态的金属的萃取效果尤为显著;在深层土壤中,酸可提取态、氧化物结合态、有机结合态和残余态4种形态的金属萃取效果,随着土壤柱深度的增加而降低.     

污染土壤中重金属的超声波强化EDTA洗脱及形态变化

以EDTA为洗脱剂,对重金属污染土壤进行超声波强化洗脱正交实验,并用Tessier连续提取法研究了洗脱前后Cd、Cu、Pb、Zn的形态变化.结果表明,在EDTA浓度20 mmol·L-1、固液比1∶20、超声波作用时间16 min、超声波功率54%、洗脱次数4次的条件下,对4种重金属洗脱率最大,分别为:Cd 83.6%、Cu 58.8%、Pb 98.0%、Zn 43.0%.在实验所设浓度范围内,随着EDTA浓度的升高,重金属洗脱率均有降低.形态分析结果显示,超声波强化EDTA洗脱能显著降低土壤重金属的残渣态含量.除土壤中Zn残渣态去除率只有5.7%以外,超声波强化EDTA洗脱对土壤中Cd、Cu、Pb的残渣态去除率都很高,分别为81.6%、62.3%、93.8%.     

模拟酸雨下铅锌冶炼废渣重金属的静态释放特征

以株洲某铅锌冶炼废水中和渣为研究对象,开展不同初始pH值（3.0,4.5,5.6和7.0）模拟酸雨静态浸出实验,研究22d浸泡过程中废渣Cd、Cu、Pb和Zn等重金属的动态释放规律及其化学形态变化和矿物相变特征.结果表明,废渣具有较强的酸缓冲潜力,浸出液pH值稳定在6.20~6.66.Cu和Pb在浸泡初期释放较快,Cd和Zn释放相对较慢.浸出液Cd浓度随浸出时间增加而上升,Zn浓度呈波动变化,Cu和Pb浓度变幅较小.提高雨水酸度促进废渣中重金属的释放,浸出液Cd、Cu、Pb和Zn浓度范围分别为1.38~8.70,0~0.02,1.21~2.26和27.2~135mg/L,其中Cd、Pb和Zn浓度分别超过我国《铅、锌工业污染物排放标准》（GB 25466-2010）限值的26.6~173倍、1.42~3.52倍和17.1~89.0倍..重金属BCR顺序提取表明,浸出液中较高Cd和Zn浓度与其赋存高活性态比例一致,且酸雨促使残渣态Cd和Pb向活性态转化.XRD分析显示,pH=3.0酸雨处理22d后原废渣中Cd和Zn的赋存矿物相消失,PbSO₄谱峰增强,表明废渣重金属的释放受其赋存矿物相及次生矿物形成的影响.重金属释放率呈现出Cd （2.50%~15.8%）> Zn （0.41%~2.13%）> Pb （0.06%~0.10%）> Cu （0.0003%~0.11%）的趋势.自然堆存酸雨作用下废渣中Cd、Pb和Zn具有较大环境风险,需加强降雨淋滤污染防治管控.     

昆明市蔬菜及其土壤中铅、镉、铜和锌含量水平及污染评价

对昆明市蔬菜及其土壤中铅、镉、铜和锌含量水平进行了初步的调查并对其土壤污染进行了评价,结果表明蔬菜土壤重金属Pb、Cd、Cu、Zn均存在一定程度的污染,其中Pb、Zn为轻污染,Cd、Cu为中污染,土壤重金属综合评价为中污染.蔬菜可食部分Pb、Cd、Zn的含量均超过国家食品卫生标准和绿色蔬菜标准,依次为Pb、Cu、Cd、Zn.蔬菜中Pb含量过高与汽车尾气Pb污染有很大的关系.     

安溪铁观音茶园土壤重金属赋存形态及生态风险评价

用改进的BCR连续提取法提取安溪铁观音茶园土壤中重金属元素(Li、Fe、Zn、Ba、Sr、Ti、Co、Cr、Cd、Mn、Ni、Pb、V、Mg、Cu)的赋存形态,分析其生物有效性并作出生态风险评价。重金属赋存形态研究结果表明,Cd的形态总体分布为弱酸溶态残渣态可还原态可氧化态,Pb的形态总体分布为可还原态可氧化态弱酸溶态残渣态,Cu的形态总体分布为可还原态可氧化态残渣态弱酸溶态,其余重金属皆以残渣态为主。生物有效性分析结果表明,Pb、Cd、Cu、Mn、Ni、Sr等重金属的潜在生物可利用性较高,其所占百分比分别为90.4%、73.0%、36.6%、32.8%、23.8%、22.9%。对茶园土壤中的重金属作生态风险评价,地累积指数法和潜在生态危害指数法结果均表明,大部分土壤样品是清洁安全的,部分土壤受到Cd元素污染,污染程度达到中度污染级别。     

一种修复Pb-Cd污染污泥的复合淋洗剂的研究

以某自来水厂污泥为背景泥样,人工添加重金属后泥样为研究对象,考察了葡萄糖酸、氯化钠、六偏磷酸钠复配溶液对污泥中重金属的洗脱效果.研究发现,复配淋洗剂对污泥中Pb和Cd有较好的萃取效果.形态分析表明,葡萄糖酸对污泥中的水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态及部分弱有机结合态形式的重金属Pb、Cd有较好的萃取效果;六偏磷酸钠主要...     

青霉菌和镰刀菌对重金属Cd~(2+)、Cu~(2+)、Zn~(2+)和Pb~(2+)的吸附特性

研究了青霉菌和镰刀菌对重金属Cd2+、Cu2+、Zn2+和Pb2+的吸附特性,探讨了复合重金属和不同培养基对菌株吸附能力的影响.同时,采用察氏液体培养基(CDM)和马铃薯葡萄糖培养基(PDB)接种菌株,对不同种类和浓度的重金属进行吸附实验.结果表明,青霉菌和镰刀菌对Cd2+、Cu2+和Zn2+的吸附率随金属浓度的升高而下降,吸附量随金属浓度的增加先增大后减小;当浓度增加到较高值(300mg·L-1)时,Pb2+的吸附率开始下降,吸附量先逐渐增加后变化不大.菌丝体对重金属的吸附能力表现出一定的差异性,对Pb2+的吸附率和吸附量明显高于其他3种金属,CDM培养青霉菌对300mg·L-1Pb2+的最大吸附量达到34.80mg·g-1.多种重金属的复合抑制了菌丝体对重金属离子的吸附.不同菌丝体对复合重金属的吸附量差异性较大,PDB培养混合菌体对重金属离子的吸附率和吸附量均较大,并有明显的促进作用.CDM培养菌丝体对Pb2+的吸附量均高于PDB培养菌丝体.     

渤海湾海岸带开发对近岸沉积物重金属的影响

为了解渤海湾围填海造成的生境变化趋势及重金属污染状况,对2003年和2011年渤海湾表层沉积物4种重金属(Cd、Pb、Cu、Zn)的含量及空间分布分别进行了研究,并采用BCR三步分级提取法分析了2011年渤海湾表层沉积物中这4种重金属不同赋存形态的含量,评估了这4种重金属的生物有效性,最后分别采用富集系数法和潜在生态危害指数法对2011年重金属污染程度及潜在生态危害进行了评价.结果表明,2011年渤海湾沉积物中Cu、Cd、Pb的含量均比2003年偏高,重金属污染形势趋于严峻.Cu、Zn、Cd的空间分布趋势基本相似,其高值区均集中在渤海湾的中部海域.Pb的高值区主要集中在近岸河口和渤海湾中部及南部.4种重金属相互之间相关性显著,说明它们之间可能具有一定的同源性.形态分析表明Cu、Zn、Cd主要以残渣态存在,Pb主要以可还原态存在,各元素生物有效性排序为:Cd>Pb>Cu>Zn.Cd为渤海湾表层沉积物中最主要的污染元素,且具有较强的生态危害.Cu、Zn、Pb污染程度较低,生态危害轻微.