大型真菌重金属富集能力与机制研究进展
农业与工业生产过程已经不可避免地导致了土
壤的重金属污染。据2014年4月发布的《全国土壤污染状况调查公报》，中国土壤总超标率达16.1%，耕地
土壤超标位点达到19.4%，镉、砷、铜等被鉴定为污染面积最广的重金属。这些基础数据表明我国土壤重金属污染形势非常严峻，重金属污染治理已经关系国计
大型真菌重金属富集能力与机制研究进展
陈苗苗，郑
鑫，李小方*
（中国科学院遗传与发育生物学研究所农业资源研究中心，中国科学院农业水资源重点实验室，河北石家庄050021）
收稿日期：2017-06-22录用日期：
2017-09-13基金项目：中国科学院率先行动
“百人计划”资助作者简介：陈苗苗（1985—），女，河北沧州人，硕士，研究助理，
主要从事重金属污染土壤生态修复。E-mail ：miao7872209@https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html, *通信作者：李小方E-mail ：
xfli@https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html, 摘要：部分大型真菌有媲美甚至超过超累积植物的重金属富集能力，
如蛹虫草（Cordyceps militaris ）对Zn 富集浓度可达20000mg ·kg -1以上，因而在污染环境的生态修复方面有着重要的应用前景。本文综述了近年报道的部分大型真菌的重金属富集能力，
分析了不同生长时期、生长部位对重金属的富集特性，并对不同品种做了对比分析。大型真菌对自身重金属富集能力的调控有多种机制，包括胞外聚合物沉淀、细胞壁吸附和细胞内吸收，进入细胞的重金属可通过螯合、转运或引起氧化胁迫应激等途径来降低对细胞的毒害。基于大型真菌重金属富集能力强的优势，本文提出了拓展应用的方向及对目前存在问题的若干对策，从而为国内这一方向的发展提供参考。
关键词：大型真菌;重金属;富集；机制中图分类号：
X172文献标志码：
A 文章编号：2095-6819（2017）
06-0499-10doi :10.13254/j.jare.2017.0170
Capability and Mechanisms of Macrofungi in Heavy Metal Accumulation ：A Review
CHEN Miao-miao,ZHENG Xin,LI Xiao-fang *
（Key Laboratory of Agricultural Water Resources,Centre for Agricultural Resources Research,Institute of Genetics and Developmental Biology,Chinese Academy of Sciences,Shijiazhuang 050021,China ）
Abstract ：Some macrofungi have the ability to accumulate heavy metals,which is comparable to hyper -accumulator plants.Cordyceps
militaris can accumulate Zn up to 20000mg ·
kg -1.Therefore,macrofungi have the potential to be used as an important bioremediation tool for heavy metals.In this review,we summarized the heavy metal resistant capacity of typical macrofungi and known relevant mechanisms.
Generally,straw-decay fungi presented better capability for Cu,Ag and Cd enrichment than wood-decay fungi,while wood-decay fungi could accumulate Cr,Mg,Se and Pb.Different macrofungi species,different growth periods （mycelium and fruiting body ）and different parts of fruiting body showed different capability for heavy metals accumulation.General mechanisms for heavy metals accumulation in macrofungi
included extracellular precipitation in the forms of polymeric substances,cell wall adsorption and intracellular absorption.Macrofungi could also detoxify by chelating metal ions by metallothionein （MT ）,secreting antioxidant enzymes （SOD,CAT,POD ）and degradating the misfolded proteins by ubiquitin-proteasome system （UPS ）.We also explored the potential of macrofungi in heavy metal remediation and pollution diagnostics as a biological indicator.Some macrofungi had been applied in the remediation of heavy metal contaminated soils and water.Finally,some future research areas including strain breeding and genetic engineering were discussed,which might provide references
for the future studies.
Keywords ：macrofungi;heavy metals;accumulation ；mechanism
农业资源与环境学报
2017年11月·第34卷·第6期：
499-508November 2017·Vol.34·
No.6：499-508Journal of Agricultural Resources and Environment
陈苗苗，郑
鑫，李小方.大型真菌重金属富集能力与机制研究进展[J].农业资源与环境学报,2017,34（6）
:499-508.CHEN Miao-miao,ZHENG Xin,LI Xiao-fang.Capability and Mechanisms of Macrofungi in Heavy Metal Accumulation ：A Review[J].Journal of Agricultural Resources and Environment ,2017,34（6）
:499-508.
农业资源与环境学报·第34卷·第6期
民生。
与耕地土壤污染相对应，农产品重金属超标的研
究报道也引起了全社会的关注。以镉为例，郭爱珍等[1]的调研结果表明我国广东、陕西和华北等地多个城市
市售蔬菜出现不同程度的镉污染。Ke等[2]的研究指出，我国产自重金属污染区域大米的镉超标率超过18%。2014年广州市食品药品监管局对湖南某地多批次大米质检结果更是引发了备受关注的湖南“镉大
米”事件。因此，如何应对中国如此广泛的耕地镉面源
污染是一个政府和民众都积极关注的问题。而中国地
少人多、休耕压力大的特点决定了我们需要发展更容
易结合农业生产实践、成本低廉且不造成二次污染的
生物修复技术。
目前已经使用的生物修复材料既有大型植物，也
有微生物如细菌和微型真菌等。超积累植物和细菌研
究已经较多，而对于大型真菌的修复报道较少。本文
在总结大型真菌重金属富集能力与机制的基础上，探
讨了其在土壤重金属污染治理方面的应用前景。1大型真菌重金属富集能力
1.1大型真菌富集重金属特性
大型真菌是具有大型子实体的一类真菌，泛指蘑
菇。我国大型真菌资源丰富，截至2009年已发现可食
用的大型真菌936种、23变种、3亚种和4变型[3]。有些大型真菌表现出较强的重金属富集能力（表1），某些食用菌如鸡油菌（Cantharellus cibarius）甚至可以不加选择地吸附重金属，且吸附量大。研究表明野生大型真菌富集能力强于栽培品种[4]，并且其中的菌根菌能够明显提高寄主植物抵御重金属毒害的能力[5]。但是由于野生菌无法进行人工栽培，因而应用普通可栽培食用菌修复污染土壤是当下的备选手段。主栽食用菌栽培技术相对成熟，栽培周期短，年生物量相对较高，且易于回收处理（回收处理成本较其他生物低70%~80%[6]），这些特性为抗性绿色植物与微生物所不具备，成为当下极具发展潜力的修复方式。
可食用的大型真菌富集重金属最早是在蘑菇属
（Agaricus）镉累积的研究中发现的[7]。随后研究表明大部分食用菌都具有富集重金属的能力，并且这种能力远超于绿色植物。重金属超积累生物的现象和概念是在植物中首次发现并定义的[8]。超富集植物重金属吸收能力一般在1000mg·kg-1（对于Co、Cu、Cr、Pb和Ni）或10000mg·kg-1（对于Mn和Zn）以上[9]。对于大型真菌而言，重金属富集能力只要达到此临界含量标
准，或者达到同基质下其他非超富集大型真菌的100倍以上，就可定义为超富集大型真菌[10]。研究发现紫星裂盘菌（Sarcosphaera coronaria）对As（7090mg·kg-1干重）[11]、松果鹅膏菌（Amanita strobiliformis）对Ag （1253mg·kg-1）[10]、以及蛹虫草（Cordyceps militaris）对Zn（28570mg·kg-1）[12]超富集，并且蛹虫草（https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html,i-taris）位居已报道的锌超积累生物的第3位。
1.2大型真菌对重金属富集能力对比
越来越多的大型真菌被发现具有重金属富集能力。在相同环境条件下，草腐菌对Cu、Ag、Cd亲和力强，而木腐菌对Cr、Mg、Se和Pb有较高亲和力[13]。Vet-ter[14]调查发现蘑菇属（Agaricus）真菌、金针菇（Flam-mulina velutipes）、香蘑属真菌（Lepista nebularis）可明显累积As。牛肝菌属真菌（Boletusbadius）能高效累积Au、As和Cs，并储存在不同部位[15]。羊肚菌（Morchella deliciosa Fr.）和黄伞（Pholiota adiposa）对Cr的富集能力很强[16-17]，远高于灵芝（Ganoderma lucidum）。双孢蘑菇（A garicus bisporus）子实体对Cu富集能力较强；香菇（Lentinula edodes）[18]、长根菇（Oudemansiella radi-cata）[19]子实体对Cd富集能力较强；木耳（Auricularia auricula）子实体对各重金属富集能力顺序为Cd> Cu≈Zn>Pb[20]。凤尾菇（Pleurotus pulmonarius）、香菇（L.edodes）、金针菇（F.velutipes）、木耳（A.auricula）子实体对As、Cd、Hg都表现出明显富集作用，富集能力按上述顺序依次减弱[21]。猪肚菇（Panus giganteus）菌丝体对Pb超富集，在菌丝生长未受明显抑制时，最大积累量约1125.56mg·kg-1，对Mn（4443.33mg·kg-1）也表现出较大的富集能力[22]。双孢蘑菇（A.bis-porus）、木耳（A.auricula）、糙皮侧耳（Pleurotus ostrea-tus）、香菇（L.edodes）、金针菇（F.velutipes）菌丝体对Pb富集能力呈依次减小的趋势[23]。灵芝（G.lucidum）菌丝体对Cd耐受能力较强，最大耐受浓度达3 mmol·L-1[24]。糙皮侧耳（P.ostreatus）菌丝体对Cd（最大3450mg·kg-1）和Cr（最大10350mg·kg-1）富集能力较强，富集量随重金属浓度的增加而增大，富集系数随重金属浓度增加呈现先增加后减小的趋势；子实体生物量及累积量在一定添加范围内随重金属添加量增加而增大，且对Cd的富集能力高于Cr[25]，同时对Hg也有较大的富集能力，富集系数最大可达140[26]。综合多种大型真菌对重金属的富集特性（表1），子实体对几种非必需重金属的富集能力一般为Cd>Hg> As>Pb；各种大型真菌对Cd的富集能力：香菇>灵芝>长根菇>双孢蘑菇>凤尾菇>姬松茸>糙皮侧耳>金福
2017年11月表1大型真菌重金属积累差异部分代表性数据
Table1Bioaccumulation ability of heavy metals in various macrofungi species
大型真菌重金属
菌丝重金属
处理浓度/mg·L-1
菌丝累积
量/mg·kg-1
菌丝富集
系数（BCF）
菌丝最大耐受
浓度/mg·L-1
基质中重金属
浓度/mg·kg-1
子实体累积
量/mg·kg-1
子实体富集
系数（BCF）
参考
文献
糙皮侧耳Cd10~50<345069~805011.6~15.6[25]（Pleurotus ostreatus）Cr50~250<1035041.4~170250 4.9~8.9[25] Hg0.05~0.2<23.265~140[26]凤尾菇As5~10010~110>1[21]（Pleurotus pulmonarius）Cd5~5010~1400.478[20-21] Hg0~500~130[11]
Pb0.006[20]
Zn0.149[20]长根菇
（Oudemansiella radicata）
Cd1~16378~1998125~277165~30 2.6~18.50.41~1.09[19]
灵芝（Ganoderma lucidum）Cd3370~0.270.49~0.780.96~1.79[18，24] Pb0~1636.4~76327.9~47.71600~5 1.533~2.450.26~0.75[18，29]
As0~2.50.11~11.044.42~15.34[27]
Cr0~5000.1~233.223.3~28.5600[17]
Hg0~16 5.45~71.329.4~54.560[29]
Cu0~160<240010.8~20.5400[29]香菇（Lentinula edodes）Cd200~24>181.5 5.69[18，20-21] Pb>1600>4.80.05[20]
As5>100.3~26.3 1.67~2.13[18，21]
Zn20~20060~2000.125[21]
Hg5~5040~110[21]
Cu>10010~120 1.57~1.99[18，21]金针菇Zn>20040~160[21]（Flammulina velutipes）Hg>50>110[21] Cu>100>85[21]木耳（Auricularia auricula）Zn>20030~80[21] Cu>1600700[20]猪肚菇（Panus giganteus）Pb>1500154~80403000[22] Cr>40044~960500[22]
Mn>40001608~396236000[22]虫草（Cordyceps militaris）Zn453~45309812~43578226~22651146~28570[12]
黄伞（Pholiota adiposa）Cr>30>116.212[17]
双孢蘑菇Cu>1600>7000.254[20，23]（Agaricus bisporus）Cd0.753[20] Pb0.024[20]姬松茸Cd<5 4.9~22945.8~94.227.8~32.4[27，30]（Agaricus Blazei Murrill）Pb<50.65~2408153~4810.22[27，30] As<3>15.47 5.16~12.70.56[27，30]
Hg<50.06~53.910.7~30.8 2.4~4[27，30]金福菇Cd<5 4.2~54.510.9~41.53[27]（Tricholoma lobynsis）Pb<3 2.4~113.133.7~47.5[27] As0.2~2.5 1.69~7.983.19~13.86[27]
Hg0.2~2.5 3.2~15.99 6.4~16.12[27]羊肚菌（Morchella.deliciosa）Cr<70082.4~378.4[16-17]陈苗苗，等：大型真菌重金属富集能力与机制研究进展
农业资源与环境学报·第34卷·第6期
菇；对As的富集能力：香菇>凤尾菇>姬松茸>金针菇，对As的耐受能力较差；大型真菌对Pb的耐受能力普遍偏高，猪肚菇（P.giganteus）菌丝最大耐受浓度可达3000mg·L-1，香菇（L.edodes）子实体耐受可高于1600mg·L-1，菌丝体对Pb的富集能力较强，姬松茸（Agaricus blazei）富集系数可达481，高于灵芝（G. lucidum）、金福菇（Tricholoma lobynsis），而子实体对
Pb的富集能力较差，富集系数均小于1，并按灵芝（G. lucidum）、姬松茸（Agaricus blazei）、双孢蘑菇（A.bis-porus）、木耳（A.auricula）、凤尾菇（P.pulmonarius）、香菇（L.edodes）顺序依次降低；大型真菌对Cr的耐受性也较强，羊肚菌（Morchella.deliciosa）耐受浓度可达700mg·L-1以上，富集能力按糙皮侧耳（P.ostrea-tus）、羊肚菌（M.deliciosa）、黄伞（P.adiposa）、灵芝（G. lucidum）顺序依次降低；香菇（L.edodes）、凤尾菇（P. pulmonarius）、金针菇（F.velutipes）、姬松茸（A.blazei）对Hg的富集能力相当。不同大型真菌对同种重金属的富集能力表现不同，同种大型真菌对不同重金属的富集能力也表现出一定的差异。不同研究相关结果存在一定的出入，可能菌种不同、试验条件不同等因素导致，所以开展更系统深入的研究是必要的。1.3同种大型真菌不同部位对重金属富集能力对比
大型真菌对重金属的能力富集不但表现出种属间的差异性，同一物种在不同的生长时期、不同的生长部位也表现出明显的差异性。
姬松茸（A.blazei）[27-28]、灵芝（G.lucidum）[29]在菌丝体阶段对Pb表现出明显的富集作用，而在子实体阶段对Pb的累积作用却不明显[18，30]，这与其他研究中报道的食用菌子实体对Pb不能明显富集结果是一致的[20-21，28，30]。黄建成等[30]、王小平等[31]的研究表明，姬松茸（A.blazei）对As、Cu、Zn、Cd和Hg几种重金属也表现出菌丝富集能力大于子实体的现象，并且糙皮侧耳[25]（P.ostreatus）、长根菇[19]（O.radicata）中的也有同样的研究结果。可见不同生长时期大型真菌对同种重金属表现出不同的亲和能力。
同种大型真菌子实体不同部位重金属分布也是不均匀的。一般来说，菌盖浓度最大，菌柄最小[32-33]。凤尾菇（P.pulmonarius）、双孢蘑菇（A.bisporus）、香菇（L.edodes）中，Fe和Cr几乎完全积累在菌盖中，而As、Zn在菌盖和菌柄均有分布[33]。Cocchi等[34]研究发现，绒盖牛肝菌（Xerocomus badius）中Pb、Cd、Ag、Cu 等14种金属元素菌盖中浓度高于菌柄。Falandyse 等[35]对四孢蘑菇（Agaricus campestris）的研究指出菌
盖中Ag的富集高于菌柄。牛肝菌（Boletusbadius）中Au
优先积累在菌盖和菌柄，而As主要积累在子实层[15]。在多种食药用菌中，Cd在子实层中富集浓度均大于
菌盖和菌柄[30，36-37]。Garcia等[38]研究发现，鸡腿菇（Copyinds comatus）中Pb主要累积在子实层中；在对
姬松茸（A.blazei）中重金属分布情况研究结果显示，Cu、Zn、Cd、Hg、As从菌柄下部到上部、从菌盖中心到边缘重金属含量逐渐增加，而Pb在菌盖浓度小于菌
柄浓度[30-31]。
2大型真菌重金属富集机理
在重金属胁迫环境下，大型真菌存在多种应对途
径（图1）。Das等[39]对鸡纵菌（Termitomyces clypeatus）Cr胁迫下扫描电镜（SEM）及红外光谱（FTIR）分析
结果显示，细胞壁中多糖、蛋白所带的活性基团如氨基、羟基、羧基、硫酸基、磷酸基等可以与Cr离子反应生成不溶物，将其吸附在细胞壁上。Xu等[40]研究也证明，绿藻（Chlorella miniata）表面的羧基、氨基和磷酸基团是络合Cr3+的主要官能团。而细胞壁对重金属离子的络合符合单分子层、表面络合模型[40-42]。吴涓等[43]对黄孢原毛平革菌（Phanerochaete chrysosporium）Pb吸附机制研究发现，Pb2+可与细胞壁上的Ca2+、Mg2+发生离子交换，从而吸附在细胞壁上。
Pohong等[44]研究冬虫夏草（Cordyceps sinensis）胞外聚合物（EPS）发现，EPS是一种分泌在胞外的多聚糖蛋白类复合物，以多糖为主，还有少量（2.3%~ 15.8%）其他物质。草酸是木腐菌在重金属胁迫下产生的一种重要的代谢产物，Jarosz-Wilkolazka等[45]通过SEM、能量散射X-射线光谱（EDXA）及高效液相色谱（HPLC）探测到高重金属浓度下培养的云芝（Trametes versicolor）菌丝周围产生了非常有序的草酸钙、草酸锌和草酸钴晶体；Machuca等[46]在云芝（T. versicolor）和茯苓（Wolfiporia cocos）胞外也发现有高水平草酸盐晶体，推测草酸作为胞外聚合物可有效固定重金属。黑色素是酚类化合物氧化产物，可存在于真菌细胞壁或胞外聚合物中，受到胁迫分泌量增加[47]。黑色素中含大量的氨基、羧基、羟基等官能团，为重金属吸附提供结合位点[48-49]。据报道，菌根菌彩色豆马勃（Pisolithusarrhizus）在含Cd、Cu和Fe的溶液中生长时，重金属大部分集中于黑色素层中[50]，表明了黑色素对重金属有明显的吸附作用。
土壤中的重金属离子可以在细胞内外电位差的推动下被动进入质膜[51]，也可以通过主动运输进入细
2017年11月
图1大型真菌重金属富集机制概念图
Figure 1Schematic representation of heavy metal intake of macrofungi
重金属（M ）可通过离子交换或化学键结合（细胞壁蛋白或多糖上的活性基团如氨基、
羟基、羧基、硫酸基、磷酸基等）富集在细胞壁上，也可通过胞外聚合物（EPS ）如草酸、黑色素等聚集在细胞表面。M 通过自由扩散或主动运输进入细胞，进入细胞的重金属可与一些蛋白如金属硫蛋白（MT ）、
富含半胱氨酸的蛋白（Cys-rich protein ）结合为螯合形式存在，也可引起细胞氧化应激反应。Transporter 为转运蛋白。UPS 为泛素蛋白酶系统。表达
量上调基因包括：细胞壁多糖合成基因[Exo-b-1，3-glucanase （exGS ）、Glycosyltransferase （GTs ）]、脂肪酸代谢相关基因[Phosphatidylserine synthase
（PSS ）]、氧化应激相关基因[Trehalose synthase （treS ）、DyP-type peroxidase]、胞内物质运输相关基因[Vesicle trafficking sec1-like protein （Sec1-like ）、predicted V-type ATPase]、硫化物代谢[Metallothionein （MT ）]、DNA 损伤相关基因[Alkylated DNA repair protein （AlkB ）]、真菌发育相关基因
[Hydrophobin 2（Hyd2）
]Cell walls bind heavy metals （M ）through ionic and chemical interaction.Cell walls contain carboxyl ，phenolichydroxyl and amine groups which provide many potential binding or biosorption sites for metal ions.Fungal extracellular polymer substances （EPS ）including oxalates and melanins absorb metal ions and form crystals or precipitations onto cell surface.Some macrofungi take more metals by active transportation.Macrofungi detoxify by metallothionein （MT ）chelating metal ions and activating SOD ，CAT ，POD and GSH.The ubiquitin-proteasome system （UPS ）can target misfolded proteins for degradation.Gene transcription
involved in complex regulatory networks is activated in fungi in response to heavy metal stress.Upregulated genes ：Exo-b-1，3-glucanase （exGS ），Glycosyltransferase （GTs ），Phosphatidylserine synthase （PSS ），Trehalose synthase （treS ），DyP-type peroxidase ，Vesicle trafficking sec1-like ，protein （Sec1-like ），predicted V-type ATPase ，Metallothionein （MT ），Alkylated DNA repair protein （AlkB ），Hydrophobin 2（Hyd2
）
胞[52]。
Zhu 等[53]对中国云南省14种不同的野生食用菌进行取样发现调查，
Cu 、Zn 、Fe 、Mn 、Cd 、Cr 、Ni 和Pb 几种元素的含量范围分别为6.8~31.9、
42.9~94.3、67.5~843、13.5~113、0.06~0.58、10.7~42.7、0.76~5.1mg ·kg -1和0.67~12.9mg ·kg -1，这说明某些大型真菌可
以通过主动运输吸收更多重金属。Soylak 等[54]、Tuzen 等[55]对土耳其野生食用菌的研究结果也都暗示了食用
菌对重金属的主动吸收。Bolchi 等[56]通过对黑孢块菌（Tuber melanosporum ）转录组分析，获得了一系列与特定重金属转运相关的蛋白及一些ABC 转运蛋白，
同时在酵母细胞中验证了金属硫蛋白
（MT ）可以螯合Cd 和Cu 并降低其对真菌细胞的毒性。
金属硫蛋白（MT ）普遍存在于真菌细胞内，由半胱氨酸、谷氨酸和甘氨酸以不同的比例组合而成[57]。该蛋白可与进入细胞内的重金属以螯合物形式存在，从而降低金属离子的活性，减轻对食用菌的毒害。在
对蛇根木（Rauvolfia serpentina ）的研究结果显示，Ni 、Cu 、Zn 、Ag 、Sn 、Sb 、Te 、W 、Au 、Hg 、Pb 和Bi 的硫酸盐、
硝酸盐离子或砷酸盐、硒酸盐会诱导细胞合成MT ，而
Na 、Mg 、Al 、Ca 、V 、Cr 、Mn 、Fe 、Co 、Cs 的无机盐、钼酸盐
陈苗苗，等：大型真菌重金属富集能力与机制研究进展
农业资源与环境学报·第34卷·第6期
没有此种诱导效应。虽然多种金属离子可诱导产生MT，但是MT与Cd的螯合物最普遍，还有少量的Cu、Zn、Hg的螯合物[58-59]。MT的合成受植物螯合态合成酶（TmelPCS）催化，当MT足够多螯合细胞内Cd 时，酶的催化效应终止[60]。MT对重金属的结合具有特异性，不同重金属元素及同种重金属不同存在形式都会有特定的MT与其结合[59]，通常一个生物体内会存在多种MT基因，不同的重金属会诱导不同基因表达从而产生不同的MT蛋白[61]。在松果鹅膏菌（Amanita strobiliformis）中，Ag和Cu可诱导AsMT1s蛋白产生，而Zn可诱导AsMT3产生[61]；在双色蜡蘑（Laccaria bicolor）中有2种差异表达的MT基因，Cu和Cd可诱导LbMT1上调表达，Cu可明显提高LbMT2的表达量[62]。
另外，在重金属胁迫下，由于某些酶活被抑制产生大量活性氧自由基（ROS），食用菌会通过分泌抗氧化酶（SOD、CAT、POD）和抗氧化剂（还原型谷胱甘肽，GSH）来抵御活性氧毒害[63]。Zhang等[64]对长根菇（O.radicata）子实体Pb的耐受分析结果显示，菌盖和菌柄的GSH在Pb处理浓度范围内随浓度上升分泌量先上升后下降；SOD随浓度上升分泌量上升；子实体在短时间胁迫时，CAT随处理浓度上升分泌量增加，胁迫时间增长时，CAT分泌呈先上升后下降的趋势；POD表现出与SOD相似的趋势。除此之外，泛素蛋白酶系统（ubiquitin-proteasome system）可能在重金属解毒中存在重要作用，研究表明，酵母细胞[65-67]在Cd胁迫下，该系统会快速结合在错误折叠的蛋白上并将其降解，从而增加对Cd胁迫的耐受性。Chuang 等[24]通过对灵芝（G.lucidum）Cd胁迫下转录组的结果分析获得了10条与双孢蘑菇（A.bisporus）、香菇（L. edodes）、灰树花（Griflola frondosa）基因高度同源的差异表达片段，分别涉及细胞壁多糖合成[Exo-b-1，3-glucanase（exGS）、Glycosyltransferase（GTs）]、脂肪酸代谢[Phosphatidylserine synthase（PSS）]、氧化应激[Tre-halose synthase（treS）、DyP-type peroxidase]、胞内物质运输[Vesicle trafficking sec1-like protein（Sec1-like）、predicted V-type ATPase]、硫化物代谢[Metallothionein （MT）]、DNA损伤[Alkylated DNA repair protein（AlkB）]、真菌发育[Hydrophobin2（Hyd2）]等生化过程，但此研究未曾涉及后续验证，没有确切的证据证明其相关性，更无法明确各基因的调控途径及调控方式。对墨汁鬼伞（Coprinus atramentarius）Cd抗性[68]及Pb抗性[69]研究中均发现14-3-3蛋白表达量上调，并受Cd和
诱导产生，并且先前研究表明此蛋白在番茄中受Fe诱导、在藻类中受Cu[70]诱导，众多研究发现14-3-3蛋白在金属转运过程中可与V-ATPase的A亚基[71]及膜上的H+-ATPase[72]相互作用，但此蛋白的功能仍然未知。
上述研究虽然已经揭示了不少与大型真菌重金属抗性有关的机制，但关于大型真菌累积重金属的生理生态学机制有待深入研究。
大型真菌对重金属的富集具有时期和部位的选择性，这与不同功能部位不同时期调控机制密切相关。为了将大型真菌更好地应用在土壤修复中，对其不同生长时期、生长部位的富集分子机理的研究必不可少。3大型真菌在土壤生物修复中的应用
3.1土壤重金属污染生物指示剂
大型真菌作为环境污染的指示剂已有一些报道，如利用地衣类真菌监测大气中硫、氟、氯等有害成分及重金属离子浓度[73]；利用毛头鬼伞（Coprinus coma原tus）、鸡腿菇（https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html,atus）监测环境中铅的污染[38]；利用灵芝（G.lucidum）作为生物指示剂检测空气中的铯污染[74]；这种生物指示剂不仅精准度高，而且花费极低。但是关于大型真菌被利用在土壤重金属检测方面的报道很少，作为一项经济实用的检测手段有待进一步研究和开发。
3.2净化土壤重金属
土壤中重金属污染是环境治理的重点也是难点。一些大型真菌已经被用于与一些经济作物试种，如稻田套种木耳（A.auricula）[75]、双孢蘑菇（A.bisporus）[76]、玉米地套种平菇（Pleurotus spp.）[77]、草菇（Volvariella volvacea）[78]等菌-粮-菜套作模式来降低农作物对重金属的富集。大型真菌也可以改变土壤重金属存在形式，来降低植物对重金属吸收[79]。食用菌栽培废料是很好的吸附材料，可以吸附土壤重金属来改善土壤条件[80]。这些近年发展的食用菌修复方法丰富了土壤重金属治理的手段，正在逐渐展现出相对传统化学手段甚至超累积植物的优势。
3.3净化重金属污染灌溉水
长满菌丝的基质材料可以制成各种过滤器，对各种污染水体进行拦截处理；微生物菌体本身或代谢物，可以对水体中污染物进行絮凝固定[81-82]。目前利用大型真菌净化水体应用最多的是净化石油污染，现已发展到产业化生产阶段，在净化水体重金属污染方面报道较少。García-Delgdo等[80，83]研究结果表明，在农
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业灌溉中，双孢蘑菇（A.bisporus）培养废料能有效吸收污染水中Cd和Pb。
4扩展对策
4.1菌种选育技术研究
加强育种工作，对一些富集能力强的野生菌加快人工驯化的步伐，这是将菌种应用于重金属富集研究的前提。对于已经驯化成功的大型真菌，扩大重金属耐受及富集筛选的范围，挖掘更多、富集能力更强的菌种应用于重金属土壤或水的治理；同时选育重金属低富集甚至不富集的菌种或通过改良降低食用菌的重金属富集，一方面可将污染土地加以利用，同时可以生产出安全优质的食用菌产品。在选育食用菌低富集重金属方面已取得了一定成效，江枝和等[84]通过不同硒镧配施培养基，在显著增加姬松茸（A.blazei）产量的同时显著或极显著降低了姬松茸（A.blazei）对Pb、Cd、Hg、As的富集量；翁伯琦等、刘朋虎等[85-87]以姬松茸（A.blazei）菌株J1为材料，用60Co进行辐射，选育出镉、汞、铅、砷低富集的新菌株J3、福姬5号、福姬77；杨小红等[88]通过不同平菇品种对4种重金属的吸收富集的研究，筛选出重金属低富集品种P-8；Zhu 等[53]通过对云南省14种野生食用菌重金属含量测定，确定出对Cu、Cd、Pb低吸收量的品种分别为杏鲍菇（Pleurotus eryngii）、杏鲍菇（P.eryngii）和香菇（L.e-dodes），富集量均远低于WHO规定的重金属安全限；雷敬敷等[20]研究发现凤尾菇（P.pulmonarius）、香菇（L. edodes）的子实体对Pb富集量很低，加强低富集重金属食用菌品种的选育是今后研究的一个重要方向。
同时由于食用菌子实体形成条件比较苛刻，标本采集具有很强的时间限制，比如灵芝（G.lucidum）属高温型菌种，北方地区一般集中在夏季栽培，为了实现周年栽培，我们之前的研究已成功实现了北方地区冬季地栽灵芝的成功出菇[89]，因此培育适应性强的品种或者设计合理的、不受时间季节限制、易于广泛使用的栽培方式是今后研究的一个重要方向。4.2生物工程研究
土壤重金属修复是一个关系国计民生的大事，通过基因工程手段对某些大型真菌进行改良，获得重金属高富集或低吸收的“超级菌”是一个非常有前景的研究方向。“超级菌”的建立是以重金属富集机制为基础的，目前富集机理虽有部分研究，但是仍然很不完善，一些与富集相关的基因或蛋白虽已报道，但调控方式仍然未知，因此关于机理更深层次的研究是必不可少的。
4.3超标菇体处理
大型真菌作为一种新型的修复材料，修复效率高，易回收，但是回收后超标菇体的处理问题越来越受到更多人的关注。由于某些大型真菌如食药用菌含有多种成分（如多糖、甾醇、维生素）对人体具有养生保健功能，对于回收的菇体，可以预先检测某些成分的重金属含量，对于没有重金属超标成分可以先对该种有效成分进行提取，加以利用，对于剩余成分烘干或晾干后焚烧，收集灰分交于其他部门对其中重金属进行回收。
5结论
大型真菌作为一种新型重金属污染土壤修复材料研究刚刚起步，高的富集能力证明了其高的修复潜力。众多研究表明大型真菌在土壤重金属修复方面有很好的应用价值，虽然存在一定的问题，但会随科研的深入逐步解决。
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重金属污染治理研究现状及进展
https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html, Research Progress on Control of Water Environment Contaminated by Heavy Metals Xu Haisheng1 Zhao Yuanfeng2 (1. Institute of life science and technology, Dalian Fisheries University, Dalian116023; 2. Key Laboratory of Mariculture and Biotechnology, Ministry of Agriculture, Dalian 116023, China) Abstract: Some treatment methods for heavy metal wastewater are summarized in this paper, which are mainly based on the physical, chemical, Physical chemistry treatment, Biological treatment. The technology applications of bioengineering for wastewater reuse treatment are also summarized. It indicates that the comprehensive utilization and innocuous treatment of heavy metal wastewater become the main trend for the heavy metal contamination. Key Words: heavy metal contamination; treatment methods; comprehensive utilization; innocuous Preface Trace metals such as cadmium (C d), chromium (Cr), copper (Cu), lead (P b) and zinc (Zn) are classified as priority pollutants.Human living environment had polluted by industrial sewage, cultivate wastewater and electroplate heavy metal of wastewater, and becoming more and more serious [1]. Heavy metal pollution has persistence and accumulation, can transfer along food chain and enrichment, endangering human body and other organism in any way. Take place caused by Hg pollution " minamata disease " and " itai itai disease " incident caused by C d pollution in Japan, A growing concern among heavy metal pollution control from domestic and international environmentalist extremely [2-4]. 1 Wastewater of heavy metal treatment methods The treatment method of heavy metal, up till now, have already developed a lot of heavy metal pollution control technology in the wastewater, generally adopt: (1) Physical treatment; (2) Chemical treatment; (3) Physical chemistry treatment; (4) Biological treatment. 1.1 Physical treatment Physics method is used physics function to separate the suspending polluter from wastewater, change chemical property of material in the course of dealing with, such as electroplate degreasing, evaporation of wastewater is recycled, etc.. Physics method is regard as other treatment a link of method, seldom use alone in electroplate craft, Physics method including adsorption method, floatation, etc.. 1.1.1 Adsorption method The adsorption method is used for removing the micro- pollutant in the wastewater, to achieve the purpose of depth purifies. Mainly utilize solid absorbent physical absorption and chemistry to absorb performance, get rid of the course of many kinds of pollutant in wastewater. Polyethylene silica gel-polyethylene amine composite has important practical value in the absorbent material of the artificial synthesis. It has offered the prospect for the fact that economy
水生植物富集重金属(综述)
水生植物富集重金属的研究 摘要：水体重金属污染已经成为一个日益严重的环境问题，了解水体重金属污染原理、处理水体重金属，已经成为一个必须解决的课题。本文分析了重金属对水生植物的影响以及水生植物对重金属离子的富集和去除。综述了重金属的来源，在国内外的污染现状，以及具体的治理方法，分析了各种方法的优缺点。在所有的方法中，利用水生植物修复是最有潜力的。并重点讨论了常见重金属离子对水生植物的影响，包括重金属对水生植物伤害的作用机理、毒害途径及其影响水生植物吸收重金属的因素，统计了水生植物对重金属离子的耐受上限。 关键字：重金属水生植物富集植物修复 Accumulation of heavy metals of aquatic plants Abstract: The paper reviews the source of heavy metals，its pollution statusand control methods at home and abroad，and points out that the phytoremediation by water plants is the most potential method after analyzing advantages and disadvantages of all differ entcontrol methods. Analyses the influence of heavy metals in aquatic plants for heavy metalions and aquatic plants the enrichment and purify. The paper discusses the harmful mechanism and toxic paths to water plants，and the factors affecting absorption of heavy metals by water plants，and summarizes the maximum to lerant values of different water plants to hea y metalions. Keywords：heavy metals aquatic plants purify and enrichment phytoremediation; 重金属污染现已成为危害最大的水污染问题之一。由于重金属元素具有难降解、易积累、毒性大等特点，另外还能被生物富集吸收进入食物链危害人、畜、鸟等各种生命[1]，因此在水环境中重金属污染尤其受到人们关注。人类如果长期食用重金属含量超过一定值的水产品，会引发各种疾病，如臭名昭著的“公害病”-水俣病和骨痛病等就分别由汞和镉引起。因此，寻找高效的重金属富集植物仍然是重金属污染植物修复的关键。 1.重金属离子对水生植物的影响 1. 1 重金属对水生植物的伤害机理 重金属伤害水生植物主要的机理为自由基伤害理论。通常情况下，许多酶促反应和某些低分子化合物的自动氧化都会产生活性氧。水生植物在长期的进化过程中在体内形成了由SOD、CAT和POD酶组成的有效的清除活性氧的酶系统。它们在一定范围内及时清除机体内过多的活性氧，以维持自由基代谢的动态平衡，能维持水生植物体内活性氧自由基的较低水平，从而避免了活性氧对水生植物细胞的伤害。由于重金属能导致水生植物体内活性氧产生速率和膜脂过氧化产物明显上升，从而使水生植物体内活性氧自由基的产生速度超出了水生植物清除活性氧的能力，因而引起细胞损伤。这是重金属对水生植物产生毒害的一个重要机制[2]。而重金属对水生植物的影响作用主要表现在改变细胞的细微结构，抑制光合作用、呼吸作用和酶的活性，使核酸组成发生改变，细胞体积缩小和生长受到抑制等[3]。孔繁翔等人在研究中发现，不同浓度的锌等重金属对羊角月牙藻的生长进度、蛋白质含量、ATP水平等有明显的影响，其实验结果表明，金属离子在其所试验的范围内对其生长速率均有抑制作用[4]。1. 2 重金属对水生植物产生毒害的生物学途径 重金属对水生植物产生危害的途径可能有两种: 一是大量的重金属离子进入水生植物
我国重金属污染研究现状
我国重金属污染研究现状 摘要：随着经济全球化的迅速发展，含重金属的污染物进入生态环境，对人类的健康带来了严重威胁，我国重金属污染突显，国内在重金属污染研究领域也展开研究，本文描述了我国在重金属污染研究中的具体采样、测定、评价方法，以及这些方法在我国的应用。 关键词：重金属污染；重金属污染物采样、重金属含量测定、污染评价 前言 重金属污染时指由重金属及其化合物引起的环境污染，重金属污染在环境中难以降解，能在动物和植物体内积累，通过食物链逐步富集，浓度成千上万甚至上百万倍的增加，最后进入人体造成危害，是危害人类最大的污染物之一。国际上，许多废弃物都因含有重金属元素被列到国家危险废物名录，近些年随着我国工农业生产的快速发展，我国出现了重金属污染频发、常发的状况。2008年，我国相继发生了贵州独山县、湖南辰溪县、广西河池、云南阳宗海、河南大沙河等5起砷污染事件，2009年环保部共接报陕西凤翔等十二起重金属、类金属污染事件。这些事件致使四千零三十五人血铅超标、一百八十二人镉超标，引发三十二起群体性事件。由于重金属污染事件在我国频繁发生，使得我国开始重视重金属污染的研究。 重金属污染物是一类典型的优先控制污染物。环境中的重金属污染与危害决定于重金属在环境中的含量分布、化学特征、环境化学行为、迁移转化及重金属对生物的毒性。人类活动极大的加速了重金属的生物地球化学循环，使环境系统中的重金属呈增加趋势，加大了重金属对人类的健康风险，当进入环境中的重金属容量超过其在环境中的容量时，即导致重金属污染的产生，重金属污染物为持久性污染物，一旦进入环境，就将在环境中持久存留。由于重金属对人类和生物可观察危害出现之前，其在环境中的累积过程已经发生，而且一旦发生危害，就很难加以消除。因此，在过去二十多年中人们就通过不同途径引入重金属对生态环境的污染做了广泛研究。
植物修复土壤重金属的研究进展
植物修复土壤重金属的研究进展 摘要：植物修复技术被认为是治理重金属污染最为绿色的方法，因为此技术成本低、实施方便、无污染。超富集植物的研究是重金属污染植物修复的重点，然而一种植物由具有富集重金属特性到应用于现实的重金 属污染修复并非易事。研究表明，在现实条件下，植物修复技术应用于治理土壤重金属污染中存在一些约束。本文系统地总结了目前超富集植物的研究方法和研究现状，详细叙述了镉、铜、砷、镍的污染现状、危害及最新的植物修复技术究 进展，通过分析超富集植物在现实条件下修复土壤重金属污染的不足，提出土壤重金属污染植物修复的方向。 关键词：植物修复；重金属；土壤污染 前言：当前,土壤受重金属污染状况在国内外都很严重,受到了越来越多的关注。植物修复技术是新近发展起来的一项用于处理土壤 重金属污染的生态技术,其机理主要是通过某些植物对重金属元素的吸收、积累和转化,达到减轻重金属污染土壤的目的。与传统的处理土壤污染方法相比,植物修复技术具有经济、简单和高效等优点。本文简要介绍了植物修复的几种类型,论述了当前国内外植物修复技术的研究进展。主要对超富集植物的概念和特征、成功案例与不足进行了阐述，集中介绍了镉、铜、砷、镍几种重金属污染及其植物修复技术，对土壤重金属污染植物修复的方法和原理以及土壤重金属植 物修复技术的强化措施进行了综述,希望能为植物修复的近期研究工作提供借鉴。 １．土壤重金属污染的严重性及常用治理方法 土壤重金属污染途径包括自然方式和人类 活动。自然方式主要是岩石的分化，人类活动主要是矿山开发、金属冶炼、农药等使用。目前，重金属造成的环境污染已成为世界范围内的严重问题。工业化的发展，干扰了自然平衡的生物地球化学循环，使得这一问题愈发的严重。对于生物来说，超过阈值的重金属浓度会产生不利影响，并干扰正常运转的生物系统。植物在重金属胁迫下，其根系生长受到影响，细胞膜透性增大，植物抗氧化酶系统和光合系统遭到破坏，并对基因产生毒害。与有机物质不同，土壤重金属基本上不可降解，会在环境中不断累积，导致土壤质量下降，农作物减产和农作物品质下降。另外，由于生物的富集作用，土壤重金属最终还可能通过食物链进入人体，其潜在危害极大。因此，重金属污染具有隐蔽性，毒性大，长期性和不可逆性的特点。仅在中国就有2.88×10^6h㎡土地由于矿山开采而遭到污染破坏，并以平均每年46700ｈ㎡的速度在不断增加，最终导致水土流失、异地污染等环境问题，这些遭到污染破坏的土地几乎完全没有植被的覆盖［１］。为了减少重金属污染对生态系统的影响，必须对已经污染的土壤进行治理。治理方法要综合考虑成本以及技术，因此非常具有挑战性。目前不同的物理、化学和生物方法已被用于此。传统的治理方法包括土壤焚烧、挖掘和填埋、土壤清洗、土壤冲洗、凝固和电固定［２－３］。由于物理和化学方法受到成本高、劳动力大、土壤改变的不可逆性、本地菌群等因素的制约，以及可能产生的二次污染，因此有必要研究成本低、效益高、环境友好的治理土壤重金属污染的方法。植物修复被认为是一个可供选择的治理重金属污染问题的新 型的绿色方法。 目前, 重金属污染治理技术主要分为三类: 化学法, 物理化学法, 生物修复法。生物修复法中的植物修复技术具有成本低, 不会造成二次污染, 且具有一定的可行胜等优点, 在土壤重金属污染处理领域得到广泛的研究。 ２. 土壤重金属污染的植物修复技术 ２．１土壤重金属植物修复的概念 植物修复是指利用植物和相关的土壤 微生物来减少土壤中污染物浓度或毒性的 方法，它是一种新型、高效、低成本的土壤重金属污染修复技术，具有就地适用的特点，是一种以太阳能驱动来整治的策略。植
农作物对重金属的富集
重要农作物对重金属的富集作用浅析 摘要食品安全永远是国之大计，根据国内外文献报道，对多种重要的农作物富集土壤重金 属的特点和富集能力进行了总结，并分析了土壤环境对作物富集重金属的影响，结果表明: 农作物富集土壤重金属与作物种类、品种、部位有关，同一作物对不同重金属富集能力存 在差异，利用各种作物富集重金属的特点可指导合理开展生态农业种植区划、调整农业产 业结构，为筛选低富集重金属作物品种以及区域土壤环境保护提供科学依据。同时也对食 品的安全作出了一定的贡献。 关键词农作物重金属富集土壤污染 农作物包括粮食作物、经济作物（作物、蔬菜作物、嗜好作物）、 饲料作物，药用作物等。农作物中重金属含量是表征其质量的重要指标。国内外对有关蔬菜和粮食等农作物中重金属含量及其健康风险等 问题进行了大量的研究。长期食用受重金属污染的农产品会严重影响 人体健康。农作物对重金属元素的富集并不仅仅是无选择地叠加作用，研究表明：作物的不同种类及同一品种的不同部位对重金属元素的富 集大不相同。 1.农作物对土壤重金属的富集特点 1.1不同农作物对重金属富集能力存在差异 不同的作物种类对重金属的富集存在差异。根据作物富集重金属 能力的强弱，可将作物分为低积累型、中等积累型和高积累型。以作 物对镉的积累量来区分，豆科（大豆、豌豆）属于低积累型作物，禾 本科（水稻、大麦、小麦、玉米、高粱等）属于中等积累型，十字花 科（油菜、萝卜、芜箐等）、茄科（番茄、茄子）、菊科（莴苣）等 属于高积累型作物。一般来说，蔬菜富集重金属的能力较禾谷类强。一些蔬菜不但可以嗜吸收某种重金属，而且还具备有特殊富集能力 的器官，用来储存污染物，如砷在胡萝卜根中的富集，汞在菜豆荚中 的富集, 铅、镉在卜根中的富集，锡在萝卜叶片中富集等。 根据蔬菜的食用部位分为叶菜类、根茎类、花果类等，以叶菜类 富集重金属能力最大，其次是根茎类，鲜豆类及茄果类富集能力较低。在常见蔬菜中, 芹菜的砷富集能力最高; 蕹菜、茼蒿、芥菜等 蔬菜的砷富集系数次之，菜苔、生菜、菠菜、蒜、葱、黄秋葵、豇豆、苋菜、茄子的砷富集能力稍低，富集能力最低的为甜菜根、豌豆、 花椰菜、韭菜、甜菜、南瓜、红薯、冬瓜、番茄、四季豆、大白菜、胡萝卜、洋葱、萝卜、辣椒、甘蓝、芋头、土豆等。对于汞元素， 以根茎类富集的能力最大，其次为叶菜类、豆类，而茄果类、瓜类汞 的富集能力较低，对铅、锌的富集，以叶菜类蔬菜最高，果实类蔬菜 较低。 1.2农作物不同部位对重金属的富集特点
土壤重金属污染作物体内分布特征和富集能力研究_周振民
第31卷第4期2010年8月华 北 水 利 水 电 学 院 学 报 Journa l o f N orth Ch i na Institute ofW ate r Conse rvancy and H ydro electr i c Pow er V o l 131N o 14A ug 12010 收稿日期:2010-05-05 基金项目:水利部公益性科研资助项目(200801015). 作者简介:周振民(1953)),男,河南封丘人,省级特聘教授,博士,主要从事农业水土环境方面的研究. 文章编号:1002-5634(2010)04-0001-05 土壤重金属污染作物体内分布特征和富集能力研究 周振民 (华北水利水电学院,河南郑州450011) 摘 要:随着污水灌溉面积的持续扩大,研究污水灌溉带来的土壤重金属污染问题,特别是重金属污染物对土壤-作物系统的影响显得尤为重要.通过玉米作物污水灌溉实验、采样分析和生态调查,研究了由于污水灌溉造成的土壤重金属污染(Pb ,Cd ,C r ,Cu)在玉米体内分布特征和富集能力.研究结果证明,重金属Pb ,Cr 和Cu 主要富集在玉米根部,少量向玉米作物地上部分迁移.玉米籽粒中4种重金属(P b ,Cd ,C r ,Cu)的含量均在粮食及其制品中重金属元素限量之内,说明玉米籽粒基本没有受到污染,粮食生产处于安全状态.关键词:土壤重金属污染;作物影响;分布特征;富集能力中图分类号:X 53 文献标识码:A 重金属是农业生态系统中一类具有潜在危害的化学污染物.重金属Pb ,Cd ,C r ,Cu 是污水的主要组 分之一,它们对作物、土壤和地下水都有潜在的威胁.土壤重金属污染在世界范围内广泛存在且日趋严重,全世界平均每年排放汞约1.5万t 、铜约340万t 、 铅约500万t 、锰约1500万t 、镍约100万t [1] .中国受汞、铬、镉、铅、镍等重金属污染的耕地面积超过2@1011 m 2 ,约占总耕地面积的1/5[2] ,每年受重金属 污染的粮食约1200万t [3] ,重金属污染土壤对农作物生长的影响研究已迫在眉睫. 国内外研究成果大多是在土壤重金属污染条件下,农作物受到的定性影响[4] ,而在土壤重金属污染下,作物的生理机理影响以及定量指标研究成果较少 [5] ,尤其是对作物的生长生理过程和作物产 量指标以及遗传性毒理指标等方面的研究很少[6] . 1 试验场地基本情况 [3] 污灌试验区选定在位于开封市东15km 的兴隆乡太平岗村二组.试验区紧邻惠济河,惠济河是淮河的一条重要支流,是开封市污染严重的一条河流.该区多年平均地下水埋深3.40m.该地区地势平坦,地面比降为1/2500~1/3000.土壤为黄河冲积平 原土质,质地为壤土或沙壤土,有机质少,p H 值为8.45~8.60,孔隙度为43.40%~50.26%,密度为 1.32~1.50g /c m 3 .主要作物有水稻、玉米、棉花、花生、大豆等,自然条件在河南省平原地区有一定的代表性. 2 采样与分析方法 2.1 污水灌溉水源采样与水质分析 每次灌溉前,沿引水处的河流横断面(即左岸,中,右岸)取水样,利用火焰原子吸收分光光度计分别测水样中Pb ,Cd ,Cr 和Cu 的含量.2.2 土壤含水率与土壤理化性质分析 用对角线布点法采集土壤样品,采样点有5个,取土深度为0~20c m,20~40c m 和40~60c m.每月1日、11日和21日以及玉米收获时间为取样时间.土壤含水率采用/田间法0进行测定[7] ;土壤容 重采用/环刀法0[7];p H 值采用玻璃电极法[8] ;土壤中总氮、全磷以及速效钾分别采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法、钼锑抗分光光度法和醋酸铵提取法进行测定;有机质采用油浴外加热-重铬酸钾容量法. 将土样放置实验室风干后碾磨,过200目筛,称
重金属污染研究进展
重金属土壤污染研究进展 摘要： 重金属污染以成为举世瞩目的问题，全世界各国的土壤都存在着不同程度的重金属污染，其危害之大，之广是当今社会所不能忽视的。本文章重在对重金属土壤污染地区，污染程度以及土壤重金属污染的相关和最新治理方法进行综合概括，希望能提高对重金属污染的认识并引起相关人员的足够重视。 1 土壤重金属污染 随着工农业生产的迅速发展，进入土壤环境中的有毒有害物质日益增多，重金属和有机物是2种主要的污染源【1】。重金属作为一类危害很大的土壤污染物，具有移动性小，周期长，易积累，毒性大等特点。目前，世界各国土壤存在不同程度的重金属污染，全世界平均每年排放Hg约1．5万t、Cu为340万t、Pb为500万t、Mn为1500万t、Ni为100万t【2】，其中，镉以移动性大、毒性高、污染面积最大被称为“五毒之首”【3，4】。据报道，我国土壤镉污染面积约为13300 hm2，土壤镉含量达1～10 mg·kg，致使生产的农产品镉超标率约10．2％，对动物和人类的健康造成了严重威胁【5,6】。我国农田土壤中的重金属主要是随农药、化肥和地膜等重要的农用物资和用未经处理或处理不达标的工业废水或城市生活污水等进行农业灌溉所引起的。农药、化肥和地膜是重要的农用物资，对农业生产的发展起着重大的推动作用，但长期不合理施用，也可以导致土壤重金属污染。绝大多数的农药为有机化合物，个别农药在其组成中含有Hg、As、Cu、Zn等重金属。近年来，农业中广泛使用地膜，但由于地膜生产过程中加入了含有Cd、Pb的热稳定剂，增加了土壤重金属污染【7】。在我国，局部、小规模利用城市工业和生活污水进行农田灌溉已经有近百年的历史，大规模的污灌始于20世纪50年代，近年
影响食用菌重金属富集作用的因素
影响食用菌重金属富集作用的因素 摘要有害重金属含量超标是当前食用菌食品安全的一个突出问题，本文综述了影响食用菌中重金属富集的因素，并对于此行业的技术研究作出了展望。 关键词食用菌；重金属富集 我国既是世界上食用菌物种大国，又是世界上最大的食用菌生产国和出口国。然而随着我国加入wto，技术壁垒明显增多，由于重金属等卫生安全指标不够理想，在食用菌出口中被拒收、扣留、退货、索赔等现象时有发生。因此食用菌的重金属富集问题日益受到国内外的重视。 1 影响食用菌重金属富集的因素 在过去近二十年里，科学家们对食用菌中重金属（as、pb、cd、hg、cu、zn、fe等）的生物富集作用进行了广泛深入的研究，发现影响其富集作用的因素如下。 1.1 菌种因素 1）同种食用菌对不同重金属富集能力不同。徐丽红等在同样培养条件下对香菇富集五种重金属的能力进行研究，发现香菇对参试5种重金属的富集能力依次为cd>hg>as>cu>pb。 2）同种食用菌的不同部位，对重金属的富集程度有所不同。袁瑞奇等研究平菇对重金属cd的富集能力，发现菌盖的富集能力大于菌柄。此研究与melgar 对西班牙的一部分食用菌富集cd的实验
以及j.falandysz等对野生食用菌对hg的富集能力研究结果一致。3）不同食用菌品种，其富集重金属的能力有所不同。李开本等采用相同培养基质分别培养姬松茸和蘑菇，发现姬松茸子实体中cd 的含量高达4.0 mg/g-6.8 mg/g，蘑菇含量为0.575 mg/g。寇冬梅对不同食用菌富集同一种金属能力进行比较发现，食用菌富集cr 的能力从大小依次为平菇>鸡腿菇>蘑菇>香菇>金针菇。vetter对88种食用菌的as和cd含量研究发现，蘑菇属的食用菌相对于其他品种富集as的能力强一些。 1.2 食用菌栽培的产地环境因素 国内外学者对产地环境中的重金属与食用菌中的重金属含量的 相关性已做了不少的研究工作。产地环境主要包括大气、水体及土壤等因素。michelot等对巴黎地区92种食用菌的15种金属元素含量进行分析，认为同一品种食用菌中某同一元素上的含量会由于产地环境不同而不同。 1.3 食用菌的栽培基质环境 不少学者均发现栽培基质污染重金属都将显著加强食用菌的重 金属富集作用。食用菌的栽培基质主要是由木屑、棉籽壳、秸秆、以及麸皮、玉米粉等植物性原料或者一些动物排泄物组成。 一部分研究者通过在培养料中添加不同浓度的外源重金属，人工模拟污染环境，与未污染培养料来做对照，研究食用菌子实体金属含量的变化规律。pressa等研究发现，在无hg污染的培养料上栽
水体中重金属污染现状及处理方法研究进展
研究生课程考核试卷 （适用于课程论文、提交报告） 科目：水体中重金属研究现状教师：方芳姓名：夏克非学号：20151702012t 专业：环境科学类别：（学术） 上课时间：20 15年10月至20 15年12月考生成绩： 阅卷评语： 阅卷教师(签名) 重庆大学研究生院制
水体重金属污染现状及处理方法研究进展 摘要：由于现代工业的发展，煤、矿物油的燃烧以及固体废弃物的堆置等导致大量 重金属进入河流，使水体重金属污染成为世界范围内的环境问题。水体重金属污染 治理包括外源控制和内源控制两方面。外源控制主要是对采矿、电镀、金属熔炼、 化工生产等排放的含重金属的废水、废渣进行处理,并限制其排放量;内源控制则是 对受到污染的水体进行修复。本文介绍现常用的各种重金属废水的处理技术研究现 状，及生物淋滤技术和湿地系统修复重金属污染河流底泥研究进展。 关键词：重金属污染，吸附法，生物淋滤法，湿地系统 重金属污染是危害最大的水污染问题之一。重金属通过矿山开采、金属冶炼、金属加工及化工生产废水、化石燃料的燃烧、施用农药化肥和生活垃圾等人为污染源,以及地质侵蚀、风化等天然源形式进入水体[1],加之重金属具有毒性大、在环境中不易被代谢、易被生物富集并有生物放大效应等特点[2],不但污染水环境,也严重威胁人类和水生生物的生存。目前,人们对水体重金属污染问题已有相对深入的研究,同时采取了多种方法对重金属废水和污染的水体进行处理和修复。本文主要对水体重金属污染现状及治理方法研究进展进行介绍。 1水体重金属污染现状 由于现代工业的发展，煤、矿物油的燃烧以及固体废弃物的堆置等导致大量重金属进入河流，其中99%的重金属沉积进入水体底泥，使水体底泥重金属污染成为世界范围内的环境问题［3-5］。2003年黄河、淮河、松花江、辽河等十大流域的流域片重金属超标断面的污染程度均为超Ⅴ类[6]。2004年太湖底泥中总铜、总铅、总镉含量均处于轻度污染水平[7]。黄浦江干流表层沉积物中Cd超背景值2倍、Pb超1倍、Hg含量明显增加;苏州河中Pb全部超标、Cd为75%超标、Hg为62.5%超标[8]。城市河流有35.11%的河段出现总汞超过地表水Ⅲ类水体标准,18.46%的河段面总镉超过Ⅲ类水体标准,25%的河段有总铅的超标样本出现[9]。葫芦岛市乌金塘水库钼污染问题严重,钼浓度最高超标准值13.7倍。由长江、珠江、黄河等河流携带入海的重金属污染物总量约为3.4万t,对海洋水体的污染危害巨大。全国近岸海域海水采样品中铅的超标率达62.9%,最大值超一类海水标准49.0倍;铜的超标率为25.9%,汞和镉的含量也有超标现象[10]。大连湾60%测站沉积物的镉含量超标,锦州湾部分测站排污口邻近海域沉积物锌、镉、铅的含量超过第三类海洋沉积物质量标准[11]。波兰由采矿和冶炼废物导致约50%的地表水达不到水质三级标准[12]。重金属污染危害儿童和成人的身体健康乃至生命[13]。如人体若摄取了过多的钼元素会导致痛风样综合症、关节痛及畸形、肾脏受损,并有生长发育迟缓、动脉硬化、结蒂组织变性等病症[14]。当前,儿童铅中毒、重金属致胎儿畸形、砷中毒等事件也屡有发生,使重金属污染成为关系到人类健康和生命的重大环境问题。
重金属污染评价研究进展
重金属污染评价研究进展 金 艳,何德文,柴立元,彭 兵,王云燕,闵小波 (中南大学冶金学院环境工程系,长沙 410083) 摘 要:从重金属废水、重金属沉积物和重金属土壤污染三个方面,阐述了重金属污染的不同评价方法及模型,着重比较了 各种评价方法的适用范围及优缺点。通过分析比较表明,生物评价法从重金属污染生态效应着手,可解决重金属污染的复杂性和不确定性问题,是重金属污染评价中较理想、有效的方法之一。 关键词:环境工程;重金属污染;综述;评价方法;生物评价 中图分类号:X82013;X502 文献标识码:A 文章编号:1001-0211(2007)02-0100-05 收稿日期:2005-11-02 基金项目:国家自然科学基金(20477059);教育部高等学校博士点 专项科研基金(20040533048) 作者简介:金 艳(1982-),女,浙江金华市人,硕士生,主要从事 环境评价与规划等方面的研究; 联系人:何德文(1968-),男,湖南永州市人,副教授,博士后,主 要从事环境评价与规划、污染控制技术研究。 随着全球经济和社会的发展,人类社会对重金 属资源需求量迅速增长,在生产、加工和使用过程中产生大量含重金属及其化合物的废弃物,如果其含量超过了一定限量,便会造成重金属污染,严重影响生态系统的结构、功能和资源的利用。近年来,不论是国外还是国内,随着工农业以及经济的迅猛发展,重金属污染也日趋加剧。K 1Gruiz [1]等报道,多瑙河匈牙利境内的重金属污染严重,尤其是As ,Zn ,Hg ,Cd ,Cr ,在靠近城市、工业区及主要支流的重金 属浓度尤其高。在美国与墨西哥交界带的Rio Grande 流域由于沿河两岸的矿产开采和冶炼废水 的污染,水体及沉积物中重金属含量严重超标[2]。据统计我国受镉污染的农田达112万hm 2[3],其他重金属污染也相当严重。张勇报道沈阳地区土壤污染Cd 、Hg 最为严重,农产品中主要超标元素为Pb ,沈阳近郊的白菜超标最严重,Pb 超标率达100%,最高超标倍数达319[4]。此外,重金属污染若不加加以控制,在土壤中积累和在作物中残留的重金属通过食物链将进入人体,最终危害人类健康。 从国内外重金属污染现状可以看出,重金属污染主要包括Cu ,Cr ,Zn ,Cd ,Pb ,Hg 等,其主要来源有化工、采矿、金属冶炼及加工、电镀、农用杀虫剂以及城市生活污水。 1 重金属污染评价的现状 重金属污染评价方法多种,但可以概括为重金 属废水、沉积物和土壤三个方面,下面分别阐述重金属污染评价的方法和模型,比较各种评价方法的适用范围及优缺点。111 重金属废水评价目前国内外对重金属废水的评价方法主要有指数法[5-6]、模糊数学法、因子分析法等。 (1)指数法。指数法分为单因子质量指数评价模型和多因子综合指数评价模型。单因子评价公式为I i =C i /S i ,其中C i 是第i 种评价因子的实测浓度;S i 是第i 种评价因子的评价标准;I i 是第i 种评价因子的单项质量指数。该模型只考虑了单个因子的影响,不能反映废水的整体污染情况。 多因子综合评价指数模型以单因子质量指数为基础,反映各污染因子对废水的影响,常用的方法有直接加和法I = ∑I i (i =1～n )和算术平均法I =1/n ? ∑I i (i =1～n )。这两种方法把各污染因 子对废水的影响均一化,掩盖了主要污染因子的作 用。 下面两种评价方法考虑了主要污染因子的影 响。向量模法I =[∑I i 2]1/2 (i =1～n ),适用于某种污染因子严重超标的情况。权平均法I = ∑W i I i ,∑W i =1(i =1～n ),其中W i 是第i 种 评价因子的权重,该方法考虑了各个污染因子的不 同影响,但权重值带有主观性。 (2)模糊数学法。模糊数学法[7]是基于重金属元素实测值和污染分级指标之间的模糊性,通过隶属度的计算首先确定单种重金属元素在污染分级中 第59卷 第2期2007年5月 有 色 金 属Nonferrous Metals Vol 159,No 12 May 2007
土壤修复常用富集重金属的植物介绍
与普通植物相比，学术界认为，超富集植物一般应具备4个基本特征：首先，临界含量特征，即植物地上部如茎或叶重金属含量应达到一定的临界含量标准，如锌、锰为10 000毫克/千克；铅、铜、镍、钴、砷均为1 000毫克/千克；镉为100毫克/千克；金为1毫克/千克。其次，转移特征，即植物地上部重金属含量大于根部重金属含量。第三，耐性特征，即植物对重金属具有较强的耐性。其中对于人为控制试验条件下的植物来说，是指试验中与对照相比，植物茎、叶、籽、实等地上部分的干重没有下降。对于在自然污染状态下生长的植物来说，是指植物的生长从长相来看没有表现出明显的毒害症状。第四，富集系数特征，即植物地上部富集系数（定义：指某种元素或化合物在生物体内的浓度与其在的环境中的浓度的比值）大于1。一般来讲，植物体内重金属含量随土壤中含量的增加而提高。 世界上已发现超富集或具有超富集性质的植物多达几百种，涉及十字花科、凤尾蕨科、菊科、景天科、商陆科、堇菜科、禾本科、豆科、大戟科等。在我国，科研人员已经发现了蜈蚣草、东南景天、龙葵、宝山堇菜、商陆、圆锥南芥、李氏禾等砷、锌、镉、锰、铅、铬等超富集植物， 转移系数（translocation factor）是地上部元素的含量与地下部同种元素含量的比值，即：转运系数﹦地上部植物中元素含量／地下部植物中元素含量。用来评价植物将重金属从地下向地上的运输和富集能力。转移系数越大，则重金属从根系向地上器官转运能力越强 。 滇白前 调查，表明其地上部中含Zn、Pb 和Cd 平均为（11 043±3 537）、（1 546±1 044）和（391±196）mg·kg -1 ，富集系数（地上部和土壤金属质量分数之比）分别为0.35、0.08 和1.05，转运系数（地上部和根中金属质量分数之比）均超过1，均值分别为8.21、3.90 和8.36。野外调查数据表明，滇白前是一种Pb/Zn/Cd 共超富集植物。滇白前对Zn、Pb 富集系数小于1，主要是由于其对应土壤中Zn、Pb 质量分数太高（平均分别为（45 778±32 819）、（22 512±13 613）mg·kg -1 ）所致。 李氏禾 李氏禾(Leersia Hexandra Swartz)是中国境内发现的第一种铬超富集植物.通过水培实验,评价了李氏禾对水中Cr、Cu、Ni的去除潜力.结果表明,李氏禾能够有效去除水体中的Cr、Cu、Ni污染物,重金属初始浓度分别为10和20 mg·L-1的营养液,10 d后Cr浓度降低到原子吸收分光光度法检出限以下,10 d后Cu浓度降低到1.02 mg·L-1和1.25 mg·L-1,20 d后Ni浓度降低到1.10和2.14mg·L-1.收获的植物根、茎、叶中重金属含量均较高,根中重金属含量显著高于茎、叶.单株生物量的比较结果表明,含Cr培养液中生长的李氏禾生物量与对照相比无显著减少(P>0.05),含Cu、Ni营养液中生长的李氏禾生物量均显著低于对照(P<0.05),表明李氏禾对Cr的耐性强于Cu和Ni.李氏禾适宜于湿生环境中生长,能对多种重金属产生大量富集,对Cr、Cu、Ni等重金属污染水体的修复表现出较强的潜力. 宝山堇菜
畜禽粪便引发的重金属污染的研究现状
畜禽粪便引发的重金属污 染的研究现状 Prepared on 22 November 2020
畜禽粪便引发的重金属污染的研究现状 沈秀丽，杨增玲，韩鲁佳（中国农业大学工学院，北京 100083） 摘要：随着集约化、规模化养殖业的迅速发展，各种重金属微量元素广泛应用于饲料添加剂的生产，导致大量的铜、铁、锌等重金属随着畜禽粪便排放到环境中，造成严重的环境污染。本文主要对畜禽粪便造成的重金属污染现状及其危害进行了综述，并分析了畜禽粪便造成重金属污染严重的主要因素，评述了目前国内控制和治理畜禽粪便引发的重金属污染的几种措施，指出畜禽粪便堆肥处理因具有成本低、操作简单、适用广泛等特点，将成为我国畜禽粪便污染治理的重要措施。 关键词：畜禽粪便；重金属污染；治理措施中图分类号：S216 0 引言1 畜禽粪便由于含有丰富的有机质、N、P、K等养分而作为一种优良的土壤改良剂被长期施用于农田。从生态安全和充分利用自然资源角度看，农用也是畜禽粪便最理想的处置方法[1] 。但随着集约化、规模化养殖业的快速发展，一些重金属元素如Cu、Zn、As等被广泛应用于饲料添加剂，加之微量元素在动物体内生物效价很低，大部分都随畜禽粪便排放到环境中，给生态环境造成巨大的压力。当这种含有大量重金属的畜禽粪便长期施用于农田时，可造成土壤的重金属污染，其中的重金属元素在土壤-水-植物系统中积累转化，并最终通过食物链对人体健康造成威胁。因此，如何降低或去除畜禽粪便中重金属的污染风险对真正实现畜禽粪便资源化利用具有重要意义。近年来，国内外科研工作者针对畜禽粪便引发重金属污染的原因进行了深入的探讨，并在此基础上提出了一些切实可行的治理措施，下面将该领域的研究进展综述如下。 1 畜禽粪便引发的重金属污染现状 1 收稿日期：修订日期： 基金项目：公益性行业（农业）科研专项（） 作者简介：沈秀丽（1987-），女，山东郯城人，硕士研究生，主要从事生物质资源与利用研究。通讯作者：杨增玲（1977-），女，山东莱芜人，副教授，硕士生导师，主要从事生物质资源与利用研究。 1.1畜禽粪便中重金属的含量 重金属是指比重大于5的金属，约有45种，包括铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）、铜（Cu）、锌（Zn）、镍（Ni）等。砷（As）虽不属于重金属，但因其来源以及危害都与重金属相似，故通常列入重金属类进行研究讨论[2] 。畜禽粪便中几乎含有对动植物具有生理效应的所有微量元素，同时也含有用于防治病害的非必需微量元素。重金属在畜禽粪便中的积累量与畜禽的种类有关，同一种类中，重金属含量又与畜禽的年龄、畜禽粪便的处理方式等因素有关，但最终取决于饲料添加剂以及在防治畜禽病害中一些微量元素的使用量。从表1中可以看出，猪粪中Cu、Zn、Mn、Ni的平均含量均较高，其中Cu、Zn最为明显，鸡粪中Cr的平均含量较高，而牛粪中各重金属含量低于其他粪便。目前我国对畜禽粪便堆肥的重金属无害化标准采用的是污泥施用无害化标准，规定Pb、Cd、Cu、Zn总含量的最大极限值分别为1000、20、500、1000mg/kg[3]。可以看出表1中受检畜禽粪便重金属含量有超标现象，其中以猪粪中的铜、锌超标最为严重。另外，有研究表明，不同种类猪的粪便中Cu的平均含量为断奶仔猪＞育肥猪＞母猪，与饲料中Cu含量具有一致（相同）的规律[4]
土壤中重金属形态分析研究进展
土壤中重金属形态分析研究进展 罗小三，周东美，陈怀满 土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所（210008） E-mail:dmzhou@https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html, & trhjhx@https://www.sodocs.net/doc/4c810538.html, 摘要：本文简要介绍了元素形态分析的概念、方法及其应用，概括和评述了当前土壤重金属的形态分析方法，详细讨论了各种形态分离手段和痕量重金属的测定技术，提出了土壤重金属形态分析领域亟待解决的问题和发展方向。 关键词： 土壤 重金属 形态分析 环境 1. 引言 从上世纪70年代开始，环境科学家就认识到，重金属的生物毒性在很大程度上取决于其存在形态，元素总量已经不能很好地说明环境中痕量金属的化学活性、再迁移性、生物可给性以及最终对生态系统或生物有机体的影响［1,2］。事实上，重金属与环境中的各种液态、固态物质经物理化学作用后以各种不同形态存在于环境中，其赋存形态决定着重金属的环境行为和生物效应［3］。正因如此，通过元素形态分析方法定量确认环境中重金属的各种形态已成为环境分析化学研究领域的新热点，其环境介质包括土壤、沉积物、水体、植物和食品等［4-6］。随着工作的不断深入，特别是分析测试技术的迅猛发展，元素的形态分析方法日趋完善，并且在化合物生物地球化学循环、元素毒性及生态毒性确定、食品质量控制、临床分析等领域显示出独特的作用[7]。 土壤环境处于大气圈、水圈、岩石圈及生物圈的交接地带，它是地表环境系统中各种物理、化学以及生物过程、界面反应、物质与能量交换、迁移转化过程最为复杂和最为频繁的地带。而重金属土壤污染对食品安全和人类健康存在严重威胁。因此，研究土壤中重金属的形态尤为重要。但土壤是一个多组分多相的复杂体系，类型多样，其组成、pH和Eh等差异明显，加上重金属来源不同、在土壤中的形态复杂，使得土壤中重金属形态分析更为困难[8]。 本文对元素形态分析的概念、方法、常用技术、应用进行了概括，对当前土壤中重金属的形态分析方法进行了详细介绍和评述，并提出了存在的问题和将来的预期发展方向。 2. 元素形态分析的概念 2.1 元素形态 元素形态的概念可追溯到1954年Goldberg为改善对海水中痕量元素的生物地球化学循环的理解而将其引入[9]。其后，元素的形态得到广泛研究，但不同的学者对形态有不同的理解和认识。Stumm[10]认为形态是指某一元素在环境中的实际存在的离子或分子形式； - 1 -