Cd污染范文（精选6篇）

Cd污染 第1篇

关键词：河道底泥,铅离子,镉离子,固化土,重金属污染

0 引言

随着我国城市化进程的加快和产业结构调整政策的实施, 确保环境安全已是当前国家环保工作的重点。其中, 人类对重金属的冶炼、加工及商业制造活动日益增多, 造成不少重金属进入城市水体系统, 引起河道底泥重金属污染问题。“砷毒”“血铅”“镉米”等事件频发, 让重金属污染成为最受关注的公共事件之一。党中央、国务院高度重视环境保护工作, 将《国家环境保护“十二五”规划》作为推进生态文明建设的重要措施, 其中对汞、铬、镉、铅等重金属进行重点防控。

目前固化/稳定处理技术被广泛应用在重金属污染河道底泥的修复工程中[1]。国内外学者对固化重金属污染土的pH值已经做了一些研究。许多研究表明, pH值是一个控制沉积物重金属转移的关键参数, 尤其是两性金属 ( 如锌、铅等) 在超出最佳pH范围时更容易生成不溶物质[2,3,4,5]。通常, 底泥中pH值越低, H+和溶解态的金属配体 ( 如OH-, CO32-, SO42-, Cl-和磷酸盐) 之间的竞争越激烈, 随后将会减少重金属的吸附性能和生物利用率, 导致重金属迁移能力增强[6,7,8,9,10]。

本文采用水泥、矿渣、生石灰和沸石为固化剂对重金属Pb/Cd污染底泥进行固化处理, 研究了不同比例的铅、镉重金属浓度及龄期对底泥固化土pH值的影响。

1 材料和试验方法

1. 1 试验材料

试验用土选取上海黄浦江重要支流的河道底泥, 试验土的基本物理力学指标见表1。

试验所用的铅、镉污染源采用硝酸铅、硝酸镉; 选用原因在于硝酸根对水泥水化反应干扰较小且溶解度较高。

1. 2 试验方法

将烘干的土样粉碎并过1 mm筛, 掺入试验设计的水泥、矿渣等固化剂, 并用机械方式搅拌均匀, 然后添加配制的重金属溶液充分搅拌5 min以上。制样时将土装入柱形模具; 成型1 d后, 将试样脱模并用塑料袋密封放置在标准养护箱内, 养护温度20 ℃ ±3 ℃ , 相对湿度95% 。

试样养护至设计龄期, 将试验土样配制成含有重金属离子的溶液并在振荡器中进行振荡, 使其达到吸附解吸平衡, 再将平衡液转入离心管并置入离心机, 使混合液分离并取其上清液利用数字式离子计测定水溶液的pH值。每组取3 个试样进行平行试验, 取其平均值作为该样参数的确定值。

试验设计的水泥、矿渣等固化剂的配比 ( 与干土的质量百分比) 及试验所用试样各组重金属含量如表2, 表3 所示。

水泥为普通硅酸盐C42. 5 水泥, 掺量为干土质量的24% , 下文中用C24 表示。试验设计1 kg干土中Pb2 +的质量为300 mg, 600 mg, 1 000 mg, 2 000 mg, 5 000 mg, 即0. 03% , 0. 06% , 0. 1% , 0. 2% , 0. 5% 的干土质量。1 kg干土中Cd2 +的质量为100, 300, 600, 1 000, 1 500, 即0. 01% , 0. 03% , 0. 06% , 0. 1% , 0. 15% 。下文中用Pb0. 03, Pb0. 06, Pb0. 1, Pb0. 2, Pb0. 5 表示不同固化含铅污染土, 不含铅离子的固化污染土用Pb0 表示。含不同镉离子浓度的固化污染土, 其简写方式与Pb2 +离子类似。

2 试验结果与分析

1) 铅、镉离子浓度对固化土pH值的影响。

重金属的溶解度会严重影响其固化效果, 而此溶解度主要取决于土体孔隙水的pH值。当pH值过高 ( 如pH > 12 ~ 13) 或过低 ( 如pH < 6) 时, 重金属污染固化土的处理效果会减弱[9]。图1 为单独掺加不同含量的Pb2 +/ Cd2 +重金属离子对污染固化土pH值的影响。由图1 可见, pH值基本分布在11 ~ 12 之间, 有利于固化土的固化效果。

从图1a) 中可以看出, 在龄期为7 d, 28 d, 60 d, 90 d时, 低浓度的Pb2 +离子 ( 0. 03% , 0. 06% , 0. 1% ) , 随着浓度的增加, pH值减小, 当Pb2 +离子浓度大于0. 1% 时, pH值随着离子浓度的增加而降低, 但较之前变缓; 图1b) 中, 在各个龄期固化土的pH值随着Cd2 +离子浓度的增加而降低, 且浓度越高, 影响越明显。这是由于固化剂中的水泥发生水化反应分解出Ca ( OH) 2并形成其他水化物; 石灰与土发生一系列的化学和物理反应, 主要是离子交换、Ca ( OH) 2结晶反应、碳酸化反应和火山灰反应, 在水的参与下解离成Ca2 +和OH-, 具有碱性, 应用于污染固化土的稳定化/固化处理可提高pH值。当添加重金属Pb2 +, Cd2 +离子, 阻碍了污染土和固化剂之间的水化反应, 水泥、石灰解离成的Ca2 +和OH-减少, 导致pH值的下降。

不同种类的重金属对污染底泥固化土的pH值影响不同。由图1 可以看出, 重金属Pb2 +离子对固化土的pH值的影响作用大于Cd2 +离子。这是由于重金属铅的氢氧化物溶度积小于镉, 重金属离子与OH-成羟基水合金属离子而吸附于固化土胶体表面, 使得水溶液中的OH-减少, 同时羟基进一步和氢氧根离子形成难溶的氢氧化合物而沉淀, 使得水溶液的H+浓度增加, pH值降低。

2) 龄期对底泥固化土pH值的影响。

重金属污染固化土的pH值与龄期的关系如图2 所示。短期内 ( 7 d, 28 d) 固化土的pH值随着龄期的增长而增大; 超过28 d龄期, 固化土的pH值略有下降, 但仍大于不含铅、镉离子的固化土pH值。

固化土中不同的Pb2+, Cd2+离子浓度及复合含量会导致pH值的增长率不同, 当Pb2+, Cd2+离子为低浓度时, pH值的增长率较大。

在相同龄期 ( 28 d, 60 d) 时, Pb2 +, Cd2 +离子浓度越高, 固化土的pH值越小, 当Pb2 +, Cd2 +离子浓度分别为0. 15% , 0. 5% 时, 固化土的pH值较未污染固化土降低了0. 2。

3 结语

本文针对重金属污染土的处理, 通过室内实验研究了铅、镉污染底泥固化的pH值特性, 得到以下几点结论:

1) pH值基本分布在11 ~ 12 之间, 这样有利于固化土的固化效果。

2) 在龄期为7 d, 28 d, 60 d, 90 d时, 低浓度的Pb2 +离子 ( 0. 03% , 0. 06% , 0. 1% ) , 随着浓度的增加, pH值减小, 当Pb2 +离子浓度大于0. 1% 时, pH值随着离子浓度的增加而降低, 但较之前变缓; 在各个龄期, 固化土的pH值随着Cd2 +离子浓度的增加而降低, 且浓度越高, 影响越明显。

Cd污染 第2篇

摘要：采用高密度网格式布点采样法,对湖南某有色金属矿区用酸性含Cd选矿水、矿坑水和堰塘水混合灌溉25 a的污染农田土壤Cd分布特征及其作物污染危害进行了调查评价.结果表明,污灌区土壤Cd的水平分布主要受污水流经路线的影响.镉的.垂直分布水田和旱地之间存在显著差异性,常年稻田土壤中的Cd主要富集于耕作层,向犁底层以下迁移很少;而在水田改为旱作之后,耕层土壤Cd向下层迁移加剧,犁底层成为Cd的主要富集层.酸性红壤稻田土壤Cd的生物迁移性强,即使土壤Cd含量低于1mg・kg-1水平,也有产生Cd超标稻米的可能性,而当土壤Cd含量达到5 mg・kg-1水平时,已不能生产出符合国家卫生标准的稻米.本污灌区早稻和晚稻糙米Cd最高含量分别为5.33 mg・kg-1和9.36 mg・kg-1,对应的土壤全Cd浓度分别为18.2 mg・kg-1和15.5 mg・kg1.作者强调指出,在对污灌农田Cd污染危害进行评价时,要以产品卫生品质而不是以作物产量为指标,对土壤Cd污染危害作出科学评价.作 者：王凯荣 张玉烛 WANG Kai-rong ZHANG Yu-zhu 作者单位：王凯荣,WANG Kai-rong(莱阳农学院农业生态与环境健康研究所,山东,青岛,266109;中国科学院亚热带农业生态研究所,湖南,长沙,410125)

张玉烛,ZHANG Yu-zhu(湖南省水稻研究所,湖南,长沙,410125)

Cd污染 第3篇

关键词：硅肥；磷肥；重金属污染；土壤修复

中图分类号：S156.99 文献标识码：A 文章编号：1674-1161（2016）05-0007-03

Cd是植物的非必需元素。和其他重金属元素相比，植物根系吸收的Cd更容易向植物体内其它部位转移，并和植物细胞质膜上的蛋白质相结合，改变蛋白质构型，直接对膜上蛋白活性造成影响，从而对植物产生很强的毒性作用，强烈抑制植株和细胞生长。当植物组织中的Cd达到一定浓度时，就会对植物细胞质膜透性、水分代谢、光合作用、呼吸作用、碳水化合物代谢、氮素代谢、核酸代谢、酶活性等生理生化作用造成伤害，从而影响植物正常生长发育。

硅是高等植物中重要的无机组成成分，也是植物生长不可缺少的元素。大量的研究发现，硅在改善植物生长条件、抑制重金属毒害等方面有重要作用。作物吸收硅肥后，在体内形成硅化细胞，使茎、叶表层细胞壁加厚，角质层增加，从而提高防虫抗病能力，进而提高农作物质量和产量。磷酸盐化合物是一种比较有代表性的重金属稳定剂，对降低污染土壤中重金属毒性及生物危害性有很好效果。在重金属污染的土壤中，含磷物质能与重金属发生作用，形成稳定性很高的化合物。磷酸盐施入土壤后，通过离子交换、水解等化学过程，使重金属毒害作用减弱。

1 硅对土壤Cd影响研究现状

硅是植物体组成的重要营养元素。大部分植物体都含有大量硅，生产1 000 kg稻谷，水稻地上部分SiO2的吸收量达150 kg，超过水稻吸收氮、磷、钾的总和。硅对禾本科作物有“三抗三促”作用，即抗倒伏，抗病虫害，抗干旱，促进光合作用，促进根系生长发育，促进养分有效利用。此外，硅是品质元素，有改善农产品品质的作用，使产品色香味俱佳，且耐贮存及运输。硅能减少磷肥在土壤中的固定，同时有活化土壤中的磷及促进磷在植物体内运转的作用，从而提高磷肥利用率和作物结实率。

1.1 与重金属形成化合物

向重金属污染的土壤中施加硅肥后，肥料中的硅酸根离子能够与土壤中的Cd、Hg、Pb等重金属发生化学反应，形成硅酸盐化合物沉淀下来，不易被植物吸收。研究表明，硅酸和铝离子在溶液中可形成各种离子形态的硅酸铝盐，其中部分以阳离子形态的低分子硅酸铝存在。杜彩琼的研究指出，硅会引起铝聚合作用和沉淀作用。苏以荣等研究者认为，硅酸可降低溶液中毒性离子浓度，生成的硅酸铝复合物活性低，对植物毒性小，能够显著抑制毒性离子对水稻的胁迫，使根系生长得到明显改善，其中高分子态硅酸的效应更为明显。有研究者推测，硅和重金属镉也有可能相互结合，形成Si-Cd复合物形态，从而降低Cd的毒害性。但土壤和植物中硅对Cd是否也存在这种解毒机制，需更进一步探讨和验证。

1.2 阻碍植株体内的重金属向地上迁移

研究表明，硅可以提高某些植物对Cd的抵御能力，改善因Cd影响造成的植物生长缓慢。它阻碍Cd迁移，使大部分Cd聚集在根部，限制其从根部迁移到茎部。这可能由于硅和木质素一样是细胞壁的重要组成成分，提高细胞壁的紧密性和坚固性，使Cd离子进入细胞时形成一个自然防御机制，但营养物质却还可以继续向上迁移供植物生长。蔡德龙等进行室内盆栽试验时发现，施加硅肥能够抑制水稻对镉的吸收，并随硅肥施用量增加，抑制作用有增强趋势。秦淑琴和黄庆辉进行的水培试验表明，硅对水稻根系镉的吸收量无明显影响，但明显降低镉向地上部迁移。高柳青和杨树杰的水培试验研究表明，硅在一定浓度条件下能有效抑制Cd，Zn的吸收，受镉污染的小麦根、叶及全株的镉浓度施硅比缺硅处理的均有不同程度降低，而较高或较低浓度的硅，其抗重金属Cd，Zn效果较弱。也有研究表明，硅能抑制低浓度Cd处理，阻碍Cd向地上部迁移，但对高浓度的Cd处理，硅却促进Cd向小麦地上部迁移。在Cd等量情况下，施硅极显著降低玉米根、茎、叶吸收Cd的绝对量及全株总吸收量。然而近年也有研究表明，施硅虽能显著降低玉米地上部和根部的Cd浓度，但由于施硅显著提高了玉米生物量，因此，随Cd加入量的提高，硅可显著增加玉米地上部和根部的总Cd量。

1.3 降低重金属活性

最近，有研究者对植物抗氧化酶系和抗氧化剂进行考察，认为硅参与植物新陈代谢、生理过程或结构组成，从而增强植物抗各种生物和非生物胁迫的能力。施硅肥增加作物和蔬菜根际氧化能力，通过氧化Cd，Pb等微量元素减少其溶解度，从而抑制作物对它们的吸收，有效地防止重金属对蔬菜污染。日本科学家首先报道硅能减轻过量Fe，Mn对水稻的毒害，其机制主要是硅提高根系氧化能力，使Fe，Mn在根系表面被氧化沉积而防止被过量吸收，从而降低水稻对Fe，Mn的吸收。同时，蒸腾率下降可增强水稻对Fe，Mn毒害的忍耐力。针对同一水稻品种，加硅处理的根系氧化力均较无硅处理高。

1.4 抑制植物吸引重金属

硅能使植物根际周围土壤pH增加，使重金属形成不溶性化合物沉淀下来，降低重金属活性及植物吸收量，但也有学者不这样认为。陈晓婷等研究发现，施用硅肥能略微提高土壤pH值，而抑制小白菜对重金属吸收的主要机制并不是提高土壤值，可能是硅增加土壤对重金属离子的吸附能力，从而降低土壤重金属的有效性。顾明华的研究也认为，硅的加入能提高培养液的pH值进而促进离子沉淀。溶液中的Cd2+在pH大于6.0时会形成沉淀，当溶液pH大于7.5时，这些沉淀物很难溶出。因此人们普遍认为，硅与重金属作用的机理是硅提高土壤pH值，使硅酸根与Cd，Pb，Hg等重金属发生化学反应生成不易被吸收的硅酸盐沉淀，从而抑制重金属镉等的活性。

1.5 改变土壤中重金属形态

杨超光等研究认为，硅酸盐缓解土壤中Cd对植物毒害的机制除了提高土壤pH和钝化Cd活性外，硅本身降低土壤和植物中Cd的活性也可能是另一重要机制。陈怀满也认为，活性硅本身可能是抑制镉吸收的一个重要因素。杨超光等用连续提取法对Cd进行形态分组，研究结果证明，在保持土壤pH不变的情况下，施硅处理能显著降低土壤中交换态和铁锰结合态Cd，显著提高碳酸盐结合态和残渣态Cd的含量。也有研究人员认为，硅肥能抑制小白菜对重金属Cd的吸收，可能是由于增加了土壤对重金属离子的吸附能力，降低土壤重金属的有效性，因此不能忽视硅的结合作用。杨超光等的研究还发现，玉米根中累积Cd的浓度要远大于玉米的茎和叶，这可能是由于根系具有阻止Cd向地上部运输的过滤机制。

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2 磷对Cd的影响研究现状

目前用含磷物质修复土壤中的重金属，是使用比较广泛并且非常有用的一种方法。含磷物质对重金属的作用主要是通过磷酸盐的固定诱导，使其从活性形态转化为稳定形态，从而达到固定重金属的作用。土壤中的磷影响Cd的生物效应主要机制包括环境化学机制和生理生化机制两种：前者主要是土壤中重金属离子直接被磷酸盐吸附，磷酸根阴离子诱导的间接吸附作用，及重金属离子与土壤溶液中的磷酸根形成磷酸盐沉淀等；后者主要指重金属离子与磷形成的金属磷酸盐在植物体细胞壁与液泡的沉淀作用，降低了金属离子在植物体内的长距离输送。

2.1 磷对土壤Cd的环境化学机制

一部分人认为，施入磷肥使土壤对重金属的吸附强度增大，更容易形成金属磷酸盐沉淀，从而降低重金属的生物有效性。磷酸盐通过表面络合和共沉淀作用固定土壤中的Cd，磷酸盐会将Cd吸附到土壤颗粒表面，大量的二价Cd离子通过交换作用进入羟基磷灰石晶格内部形成稳定状态。Jakub Matusik研究了不同磷酸盐化合物对Cd离子的固定作用，认为pH是降低Cd有效性的主要影响因素，当土壤pH值在6.75～9.00时，更有利于形成镉磷酸盐 ，从而使土壤中的Cd浓度降低99%；当土壤pH值在1～5时，磷酸盐对镉的吸附不超过80%，X射线衍射及SEM—EDS—EBSD分析土壤时只发现Cd5H2（PO4）4·4H2O存在；而当土壤pH值超过7时，Cd（H2PO4）2，Cd3（PO4）2和Cd5H2（PO4）4·4H2O三种镉磷酸盐混合物共同存在当土壤pH值超过8.5时，将生成无定型结构的镉磷酸盐沉淀。Wang等为了确切研究磷酸盐对Cd作用效果，通过室内实验往土壤中添加Ca（H2PO4）2，毒性特征流失过程结果表明，Cd的有效浓度下降，其下降比例达到95%以上。Thawornchaisit等研究了不同类型的磷酸盐对Cd的作用，研究结果表明，土壤Cd的修复稳定主要取决于含磷材料的种类。

2.2 磷对土壤Cd的生理生化机制

王林等的研究表明，施用磷酸盐可以使污染土壤中的Cd由活泼交换态向稳定残渣态转化。重金属Cd以残渣态存在，能有效降低其在土壤中的移动性和生物有效性。杨志敏等认为，当土壤pH值在6.0时，增加磷浓度能明显降低小麦和玉米体内的Cd含量；无论介质中的Cd浓度高低，通过提高供磷水平均能显著抑制细胞对Cd的吸收积累，且大部分Cd被截留在细胞壁内。Karblene研究不同农田管理措施条件下，马铃薯、黑麦草植株的Cd含量变化发现，增施磷肥能明显降低植物体内Cd含量，降低幅度在41%左右。He和Singh在燕麦、黑麦草、胡萝卜和菠菜上也得到类似的研究结果。然而，也有研究表明，增加土壤供磷量会促进植株对Cd的积累。而在水田试验中，熊礼明的研究结果表明，增加磷酸盐能提高水稻植株的Cd含量。对于溶液培养的植株，Iwao指出增加磷酸盐对玉米Cd吸收无明显影响。另有人认为，磷肥中的Ca2+，Mg2+等与重金属离子产生竞争吸附，从而活化重金属离子。熊礼明等则认为，在旱地上无论土壤缺磷与否，施用磷肥（不改变土壤pH值）对小麦黑麦草吸Cd无明显影响；但在淹水条件下，磷酸盐却抑制土壤Cd从交换态向络合态转化，其有效性因而提高，作物地上部分含Cd量施磷后明显增加，且施磷提高水稻对Cd毒害的抗性。

2.3 磷对植物吸收Cd的抑制作用

此外，植物体内吸收较多的磷，也会导致磷营养吸收失衡，抑制植物对重金属元素吸收。孙健等在pH小于7的水稻土中施用钙镁磷肥，发现钙镁磷肥能够显著减少土壤中有效镉含量及水稻对镉的吸收量。这些学者的研究认为，磷酸盐能够使重金属对植物的毒性作用降低，减少植物吸收重金属。大部分研究表明，磷对植物吸收Cd有一定影响，可以在适当条件下应用其作为Cd污染土壤的改良剂。

3 结语

改良Cd污染土壤是亟待解决的重要问题之一，探讨土壤Cd污染修复方法与措施具有重要的理论意义和实践意义。随着对农田土壤重金属污染认识的深入，对农田土壤重金属修复提出更高要求。单一修复技术很难对污染进行理想修复，因此需要将各种修复技术合理结合起来，真正在土壤污染修复方面取得突破性进展。向Cd污染的土壤中施用Si和P都会不同程度起到修复作用，而同时使用Si和P对土壤中Cd的影响研究相对较少，探讨研究两者共同的改良作用具有重要的现实意义。

参考文献

[1] 张磊，常本超，陈雪丽，等.硅对缓解水稻镉毒害效果的研究[J].现代化农业，2015（4）：16-17.

[2] 李先喆，徐庆国，刘红梅.栽培条件对水稻镉积累的影响研究进展[J].湖南农业科学，2015（3）：144-147.

[3] 邓腾灏博，谷海红，仇荣亮.钢渣施用对多金属复合污染土壤的改良效果及水稻吸收重金属的影响[J].农业环境科学学报，2011（3）：455-460.

Abstract： In order to reduce the hazards of heavy metal Cd to the soil， this paper introduced the influencing mechanism of using of Si and P in the soil Cd and the principle of Cd hazard mitigation by Si and P， and discussed the measures of controlling soil contamination by compound method， providing a theoretical basis for using the compound method to control soil Cd contamination.

Key words： silicon fertilizer； phosphate fertilizer； heavy metal pollution； soil remediation

Cd污染 第4篇

1.1 土壤重金属污染现状及其来源

随着现代工业和城市的迅猛发展, 城市化、工业化、农业经营集约化以及公路交通扩大化, 加快了土壤重金属污染的进程。据报道, 目前我国受镉 (Cd) 、砷 (As) 、铬 (Cr) 、铅 (Pb) 等重金属污染的耕地面积近2. 0×107hm2, 约占总耕地面积的1/ 5;其中工业“三废”污染耕地面积1.0×106hm2, 污水灌溉的农田面积3.3×103hm2[1]。因此, 世界各国对其高度重视, 有关环境重金属问题的研究也日益增多, 并逐步成为国际科学界研究的热点[2]。

1.2 土壤中重金属Pb、Cd的概况与危害

重金属Pb、Cd属于潜在污染物, 在土壤中具有稳定、易于积累以及不易去除等特性[3]。重金属在土壤环境中主要以水溶态、交换态、有机结合态、沉淀或难溶态复合物、硅酸盐矿物等结构存在。其中, 水溶态的重金属易被植物直接吸收, 其释放的程度却需土壤环境因子的调节[4]。

2 国内外研究进展

2.1 重金属 Pb、Cd 污染对植株生长的影响

Pb、Cd进入植物, 集中并积累到一定程度, 表现出来的毒害症状通常为植株矮小、生长缓慢、退绿、产量下降等。大麦受Cd污染后, 种子的萌发率、根系生长的速率均下降, 并且随处理时间的延长和处理浓度增大而加剧。当土壤Pb含量达到1000mg/ kg时, 小麦叶色灰绿, 植株矮小、不分粟、成熟延迟、结实减少, 小麦子粒Pb含量可达1. 5 mg/kg[5]。种类不同, 植物出现的中毒症状和临界活度均有不同。不同Cd浓度下, 玉米和白三叶草在8 umol时出现了明显的症状, 黑麦草在28umol、卷心菜在14 umol时才能出现症状[6]。植物的不同部位, 对重金属蓄积的量不同。植物机体蓄积Pb的顺序是:根>茎>叶>果。Pb、Cd对植物生长影响的大小和植物的生长发育时期也有联系。向日葵的幼苗在0.01 mmo1. L-1Pb处理下, 幼苗生物量和根系长度与对照相比有所增大, 等到增长到0.1 mmo1. L-1时, 生物量和长度均随浓度的升高而下降, 叶片产生黄色斑点, 出现失绿等症状[7]。

2.2 重金属 Pb、Cd 污染对植物细胞结构的影响

重金属对线粒体膜上ATP酶活性的抑制, 是由于钾离子和水分子的渗透作用具有方向性, 终将引起线粒体结构发生改变。大蒜根尖细胞核中的核质经Cd处理后高度凝聚;近皮层2-3层细胞的胞质收缩明显, 出现质壁分离现象;线粒体壳的数量变少或减至为零, 大多数细胞液泡化程度升高, 高尔基体的数目严重减少[8]。

2.3 重金属 Pb、Cd 污染对植物细胞膜透性和 MDA 含量的影响

植物细胞膜系统是植物细胞和外界环境进行物质能量交换和信息交流的界面和屏障, 其稳定性是细胞进行正常生理功能的基础。此外, Cd能够加剧膜脂过氧化程度[9]。枇杷在不同浓度的Cd处理下, 叶片细胞的MDA含量和电解质渗出率均随Cd浓度的增大而增大[10], 说明是Cd胁迫引起枇杷叶片膜透性的破坏, 加剧了细胞膜脂过氧化活动。

2.4 重金属 Pb、Cd 污染对植物光合系统的影响

光合作用是植物的能量来源和物质基础, 重金属对光合作用的抑制是限制植物生长、影响植物产量最重要的因素[11]。过量的重金属Pb、Cd导致叶绿素a/b值发生变化, 叶绿素含量降低, 从而使光合作用受抑制[12]。土壤重金属Pb、Cd的污染对植物光合系统的影响与植物种类有关。谷绪环、金春文等[13]研究表明, 在Pb、Cd污染下, 两个不同品种苹果的光合特性所受的影响不同。

2.5 重金属 Pb、Cd 污染对植物可溶性糖和可溶性蛋白含量的影响

可溶性糖作为植物的代谢产物和结构底物参与胁迫反应, 可溶性蛋白则既作为构成生理生化过程的活性基础。植物可溶性糖和可溶性蛋白含量受土壤重金属Pb、Cd污染的影响, 并因处理浓度和植物种类的不同而变化[14]。学者研究结果表明, 随Pb、Cd处理浓度的增加, 大麦根系中可溶性糖含量降低。

3 总结与展望

Cd污染 第5篇

大米是我国居民特别是南方居民膳食的重要组成部分, 其安全性关系到居民的健康安全和生活质量。曝光的镉米事件引起了人民对粮食安全的恐慌和对政府粮食生产安全的信任危机。大米作为湖南省怀化市居民的主要消费食物, 有关其重金属污染状况及健康风险分析迄今没有报道。为了解该市粮食生产安全状况, 笔者应用单项污染指数法、综合污染指数法和美国环境保护局 (USEPA) 推荐的健康风险评价模型, 对该市市售大米中重金属含量及污染程度进行了分析, 并对其通过饮食途径可能引起的健康风险进行评价, 旨在为提高市售大米质量、保障食品安全、促进大米生产可持续发展和科学认识食品安全问题提供科学指导和决策依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

2013年5月在湖南省怀化市县农贸市场、部分超市和批发市场随机采集不同品牌、不同产地的散装或袋装样品221份。采集后的样品按取样要求进行缩分后粉碎, 过60目筛, 装密封袋干燥保存备用。

1.2 主要仪器与试剂

AFS-933原子荧光分光光度计 (北京吉天公司) , AA7000原子吸收光谱仪 (日本岛津公司) 。微波消解仪 (意大利Milestone公司) 。优级纯硝酸、高氯酸和盐酸 (均购自广州化学试剂厂) ;分析纯硼氢化钾 (天津光复化工研究所) 。Pb、Cd、As、Hg标准溶液购自国家环保总局标样所。

1.3 样品分析与质量控制

严格按国标要求对样品进行前处理和测定[2]。采取空白试验、平行试验、加标回收试验和带质控样试验作为质量控制措施。每份样平行测定2次, 按照总样本量的10%设质控样和加标回收试验。数据统计分析采用SPSS 13.0统计软件。

1.4 重金属污染评价方法[3,4]

采用单项污染指数法和综合污染指数法对该市市售大米中重金属的污染程度进行评价, 评价分级标准见表1。评价公式分别为Pi=Ci/Si和P综=[ (Pi平均) 2+ (Pimax) 2) /2]1/2。

式中:Pi为求出的重金属单项污染指数;Ci为该重金属的实测值;Si为国家规定的限量值;P综为综合污染指数;Pi平均为单项污染指数的平均值;Pimax为最大单项污染指数。

1.5 经饮食途径摄入重金属引起的人体健康风险评价方法[5,6,7]

健康风险评价是定量分析环境污染对人体健康产生的危害, 根据以下不同的健康风险评价模型对大米中重金属引起的人体健康风险进行评估。

式 (1) 为化学致癌物所致的健康风险评价模型, 其中RCig为化学致癌物i通过食入途径所致健康危害的平均个人致癌年风险 (a-1) ;Dig为化学致癌物i通过食入途径的单位体重日均暴露剂量[mg/ (kg·d) ];qig致癌物i通过食入途径的致癌强度[mg/ (kg·d) ];70为平均寿命。

式 (2) 中Qi为成人每天消费的某种食物的量 (kg/d) ;Cig为化学污染物在某种食物中的含量 (mg/kg) ;60为平均体重 (kg) 。

式 (3) 为化学非致癌物所致的健康风险评价模型, 其中RCig为化学非致癌物i通过食入途径所致健康危害的平均个人致癌年风险 (a-1) ;PADig为化学非致癌物i通过食入途径的调整剂量[mg/ (kg·d) ];调整剂量 (PADig) 可按公式 (4) 计算。其中RfDig为化学非致癌物i的食入途径参考剂量[mg/ (kg·d) ];此研究中的安全因子取10;化学致癌物Cd和As的qig分别为6.1和15.0mg/ (kg·d) ;化学非致癌物Pb和Hg的RfDig分别为1.4×10-3和1.0×10-3[mg/ (kg·d) ]。

2 结果与讨论

2.1 大米中重金属含量及污染状况

所采样本中Pb、Cd、As和Hg的超标率为8.60%、8.14%、10.41%和9.05%, 见表2。该调查结果与文献[8]报道的调查结果相近。其超标率依此为As>Hg>Pb>Cd, 由此可知该市市售大米主要受到As污染的潜在威胁。

对随机抽取的该市市售大米中Pb、Cd、As、Hg含量采用单项污染指数和综合污染指数法分别进行评价, 结果见表2。综合污染指数显示均1<P综<2, 说明该市大米综合污染指数评价结果属轻度污染, 应引起相关部门的高度重视。

2.2 健康风险分析

根据健康风险评价模型和大米重金属监测数据, 求出化学致癌物风险和非致癌污染物风险, 见表3、表4。

Pb、Cd和Hg污染的平均个人健康年风险水平均低于国际辐射防护委员会 (ICRP) 和USEPA推荐的最大可接受风险水平, 说明该市市售大米中Pb、Cd和Hg对人体健康危害的个人年风险较低, 处于安全水平。但As污染的平均个人健康年风险水平高于ICRP和USEPA分别推荐的最高值, 说明该市市售大米中As对人体健康危害的个人年风险较高, 具有潜在的危害性。假设大米中各种重金属对人体健康的毒作用呈相加关系, 则食入该市大米Pb、Cd、As和Hg的个人年风险总和为1.72×10-4/a, 超过USEPA与ICRP推荐的最大可接受风险水平, 说明该市大米中的重金属已具有潜在的健康威胁, 应引起相关部门的高度重视。

不同来源、不同品种的大米中重金属个人健康年风险存在明显的差别, 总风险值分别为农贸市场差于批发市场, 最好的是超市, 批发市场与农贸市场个人健康年风险总和均大于USEPA推荐的最大可接受风险水平;本地大米优于外地的;正规品牌大米优于杂牌的;提示当地居民应该选择环境好的销售点及正规品牌的大米, 在不知道情况的前提下优先购买本地大米。同时我们还发现致癌物的健康风险远大于非致癌物健康风险。

3 结论

笔者对该市售大米中重金属Pb、Cd、As和Hg的含量进行了抽样检测, 结果表明, Pb、Cd、As和Hg的超标率分别为8.60%、8.14%、7.69%和6.79%;综合污染指数评价结果表明该市售大米属轻度污染;健康风险评价结果显示, 该市售大米中的砷含量对人体健康风险影响较大, Pb、Cd和Hg含量对人体健康影响较小。鉴于本调查是针对市售流通大米中Pb、Cd、As和Hg含量的抽样调查, 存在一些不确定因素, 如抽样季节、样本量大小, 采样覆盖面是否全面等未能完全揭示该市售大米重金属污染的全貌, 调查结果可能存在偏差。因此, 今后应该开展大样本量、多季节的调查研究。

作者声明本文无实际或潜在的利益冲突

摘要：目的 了解湖南省怀化市市售大米中Pb、Cd、As和Hg的污染状况, 评价其对人体健康产生危害的潜在风险。方法 利用单项污染指数法、综合污染指数法和美国环境保护局 (USEPA) 推荐的健康风险评价方法对该市市售部分大米中Pb、Cd、As和Hg的污染状况与其导致的健康风险进行评价。结果 大米中Pb、Cd、As和Hg的含量超标率分别为8.60%、8.14%、7.69%和6.79%;综合污染指数值均大于1小于2;4种重金属对人体健康危害的年总风险值分别为1.70×10-7/a、4.88×10-5/a、1.23×10-4/a、9.31×10-9/a, 总和为1.72×10-4/a;结论 该市市售部分大米均有重金属超标;综合污染指数评价结果说明该市大米属轻度污染;健康风险指数表明, 该市售大米中Pb、Cd和Hg对人体健康危害的个人年风险处于安全水平, As对人体健康危害的个人年风险水平较高。该市居民通过饮食摄入大米的重金属已具有潜在的健康威胁。

关键词：大米,Pb,Cd,As,Hg,综合污染指数,健康风险

参考文献

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[2]GB/T 5009—2003, 食品卫生检验方法 (理化部分) [S].北京:中国标准出版社, 2004.

[3]何一宁, 成佩霞, 王明, 等.市售蔬菜铅、镉、砷含量检测与分析[J].安徽农业科学, 2014, 42 (15) :4804-4805, 4808.

[4]王艳莉, 谢国祥, 郭宝福, 等.南京市售蔬菜重金属污染状况及对人体健康风险分析[J].现代预防医学, 2014, 41 (12) :2148-2150, 2166.

[5]申屠平平, 罗进斌, 陈高尚, 等.大米重金属污染的健康风险评价[J].浙江预防医学, 2014, 26 (2) :128-132.

[6]郑浩, 于洋, 丁震, 等.江苏省饮用水重金属污染物健康风险评价[J].江苏预防医学, 2012, 23 (4) :5-7.

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Cd污染 第6篇

关键词：胃癌,T淋巴细胞亚群,免疫功能,流式细胞学

胃癌是世界上最常见的恶性肿瘤之一, 全球>40%的胃癌病例发生在中国, 死亡率在恶性肿瘤中占第2位[1]。在恶性肿瘤患者中, 普遍存在免疫功能低下, 人体的免疫功能障碍, 免疫细胞不能有效地识别、排斥和杀伤肿瘤细胞, 这是肿瘤发生的根本原因。而机体产生肿瘤后会进一步对机体的免疫功能造成影响。近年来, 随着肿瘤免疫学研究的不断深入, 人们认识到, 机体抗肿瘤的主要免疫机制是细胞免疫。其效应是通过体内的免疫活性细胞 (主要是T淋巴细胞、NK细胞、巨噬细胞) 完成的[2]。本研究采用流式细胞学检测胃癌患者围手术期外周血T细胞亚群及NK细胞的表达, 比较其差异, 探讨其临床意义。

资料与方法

2011年1月-2014年1月收治胃癌患者69例, 男40例, 女29例;年龄27~80岁, 平均 (56.9±7.21) 岁。入选标准:所有患者术前评估有手术指征, 无严重的系统性疾病, 无免疫缺陷性疾病 (如HIV, 放、化疗患者等) 及感染性疾病;未接受过免疫药物治疗, 无输血。其中, 53例患者行根治性远侧胃大部切除术, 16例患者行根治性全胃切除术。选取永安市立医院体检科健康体检者35例, 男16例, 女19例;年龄19~71岁, 平均 (46.5±2.54) 岁。入选标准:无系统性疾病, 如高血压、糖尿病、肝肾功能衰竭;无感染性疾病, 无恶性肿瘤疾病, 无免疫缺陷性疾病, 女性无怀孕。

方法、主要仪器、试剂:胃癌患者术前 (3~4 d) 及术后第7天各抽血1次, 健康者抽血1次;于清晨6:00~8:00空腹采取肘静脉血2 m L于EDTA-2K抗凝试管, 所有标本均在采集后6 h之内应用贝克曼流式细胞仪 (fc500) 进行检测。主要试剂:Opti Lyse Lysing Solution溶血素、D-PBS (-) Duibcco's Phosphate-Buttered Salines、CD45-FITC/CD4-RD1/CD8-ECD/CD3-PCS、CD45-PC7、CD3-FITC、CD (16+56) -PE。外周血经过标记抗体 (10 min) 、裂解红细胞、最后上机检测, 根据流式图得出实验数据。

统计学方法:采用SPSS 17.0软件建立数据库, 进行分析。结果以 (±s) 表示, 组间比较用t检验, P<0.05为差异有统计学意义。

结果

胃癌组的外周血CD3+、CD4+、CD4+/CD8+及NK (CD16+CD56+) 细胞的表达水平较健康者低, 而CD8+细胞的表达则偏高, 差异均有统计意义 (P<0.05) 。结果与相关的文献报道一致[3,4], 见表1。

比较分析69胃癌患者手术前及手术后7 d检测结果, 发现胃癌患者手术前的外周血CD3+、CD4+、CD4+/CD8+及NK (CD16+CD56+) 细胞的表达水平较术后7 d时低, 而CD8+细胞的表达水平则偏高, 差异均有统计意义 (P<0.05) 。结果与文献报道一致[5,6], 见表2。

结合69例胃癌患者手术后的病理结果, 行TNM分期, 其中Ⅰ期+Ⅱ期30例, Ⅲ期+Ⅳ期39例;比较Ⅰ期+Ⅱ期与Ⅲ期+Ⅳ期患者术前检测结果, 发现:Ⅰ期+Ⅱ期组患者术前外周血的CD3+、CD4+、CD4+/CD8+及NK (CD16+CD56+) 细胞的表达情况较Ⅲ期+Ⅳ期胃癌患者高, 而CD8+细胞的表达水平较低, P<0.05, 差异有统计学意义, 见表3。

69例胃癌患者中, 中分化腺癌27例, 低分化腺癌26例, 印戒细胞癌13例, 黏液腺癌3例, 比较中分化腺癌与低分化+印戒细胞癌+黏液腺癌两组患者的术前外周血的CD3+、CD4+、CD8+、CD4+/CD8+及NK (CD16+CD56+) 细胞表达情况, 发现二者之间的差异性无统计学意义 (P>0.05) , 见表4。

讨论

目前的研究已经证实, 机体免疫功能与肿瘤的发生发展密切相关, 机体的免疫系统既能够抑制肿瘤的生长, 又可以促进肿瘤的进展[7], 机体抗肿瘤的主要免疫机制是细胞免疫, 主要通过T淋巴细胞、NK细胞等完成。

T淋巴细胞由不同的亚群组成, 根据细胞表面标志, 可将T淋巴细胞可分为CD4+和CD8+两大类。而CD3+T细胞是CD4+和CD8+T细胞数的总和, 它反应了机体总的免疫功能状况。CD4+细胞为辅助/诱导T细胞, 具有协助体液免疫及细胞免疫的功能, CD8+细胞为抑制/杀伤T细胞。CD4+细胞协调B细胞分化产生抗体, CD8+细胞则抑制抗体的合成、分泌及T细胞的增殖, CD8+细胞增多有利于肿瘤持续增长。CD4+、CD8+细胞在机体免疫过程中存在相互作用, 二者之间只有处在一种平衡状态才能使机体免疫功能维持平衡与稳定。学术界均认为CD4+/CD8+比值更能反映机体免疫功能水平。在正常情况下, CD4+T细胞和CD8+T细胞的比值1.4~2.5。若比值>2.5, 提示体细胞免疫功能处于“过度活跃”状态;比值<1.4, 常被认为“免疫抑制”状态;当二者比值1.0以下时称为“倒置”, 提示出现较为明显的免疫抑制。所以T细胞亚群的变化, 是评估恶性肿瘤患者和免疫相关性疾病患者免疫功能的一种有效方法[9]。

NK细胞对肿瘤细胞具有高度细胞毒性作用, 能够非特异地直接杀伤肿瘤细胞, 它的杀伤肿瘤作用不需要特异性抗体参与, 也不需要靶细胞上的MHC-Ⅰ类或MHC-Ⅱ类分子表达, 是抗肿瘤免疫的第一道屏障[10], NK细胞数量的减少导致机体的免疫功能下降。

研究显示[11], 造成中晚期胃癌患者外周血T细胞免疫功能低下的原因可能与肿瘤的发生、发展的过程中分泌的大量的免疫抑制因子 (TDSF) 有关。TDSF可以广泛抑制机体免疫细胞的抗肿瘤活性, 削弱机体内的自然杀伤细胞的活性 (NK细胞) 、淋巴因子激活的杀伤细胞等杀伤细胞的活性, 另外, 在肿瘤抗原的刺激下, 脾细胞免疫抑制细胞前体被激活, 分泌免疫抑制因子, 抑制机体的免疫细胞的活性, 导致胃癌患者机体免疫功能低下。因此, 肿瘤分期越晚, 机体的肿瘤负荷越大, 分泌的免疫抑制因子越多, 对机体的免疫抑制越强。通过外科手术, 能够最大限度地祛除或减少患者体内的肿瘤负荷, 减少免疫抑制因子的释放, 促进机体免疫功能的恢复[12], 所以, 在一定程度上, 外科手术也是免疫治疗的一种方式。

外科手术在肿瘤免疫中具有双重作用: (1) 手术可以切除肿瘤病灶, 解除肿瘤源性的免疫抑制, 改善患者细胞免疫功能; (2) 手术治疗及其伴随的麻醉药物、输血等因素可以使患者原有的免疫功能损伤加重。但是, 这种影响的持续时间不长, 余辉等通过对比胃癌患者手术前及术后第1、3、7、10天CRP (C-反应蛋白) 、PA (前清蛋白) 、SAA (血清淀粉样蛋白) 的变化[13], 发现这些指标同时在手术第3天出现峰/谷值, 第7天皆开始好转, 提示手术第3天机体对手术的应激反应达到高峰, 并在术后第7天基本恢复。故术后大约1周左右, 患者的免疫功能即可基本恢复到术前水平。