7-2-重金属污染生态毒理学
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8
Cd对动物体和人体的毒作用机理： 主要是通过
食用Cd污染食物或饮用水的途径进入动物体或人
体内。Cd进入动物、人体中与机体的蛋白分子的
巯基结合，抑制了许多酶的活性，从而干扰了机
体正常的代谢功能；还通过取代Ca2+，影响骨的
钙质代谢，使骨质软化，容易造成骨路变形或骨
折。
9
SH
S
Cd+酶
SH
酶
干扰机体正常代谢功能
某些镉盐的生物毒性
化合物 饰演生物 种类 小鼠 大鼠 剂量 暴露途径 皮下注射 口服 毒性指标 化合物 （mg/kg） 20 88 Cd (mg/kg) 12.3 54
LD LD50
兔
氯化镉 兔 兔 猫 狗 硫酸镉 狗 狗
口服
皮下注射 静脉注射 皮下注射 静脉注射 口服 皮下注射
LD
LD LD LD LD LD LD
25
（2）投加黏合剂和固化剂：
向土壤中投加黏合剂以固定土壤中的Cd。此技术 是将Cd污染土壤从现场挖出后置于一定的处理设 施中进行处理，将Cd污染土壤与某种黏合剂混合， 通过黏合剂使土壤的Cd固定，使其不再向周围环
境迁移。
固化技术的关键在于将污染土壤按一定比例与固
化剂混合，经熟化最终形成渗透性很低的固体化
13
3.微生物数量变化 重金属Cd对土壤微生物的毒害效应表现在其数量 上的变化，是土壤重金属Cd污染微生物学诊断的 重要指标之一。
吴胜春（2000）开展的重金属污染土壤根际微生物
数量变化研究表明， Cd含量为200mg/kg时，细菌
数量显著地减少（p<0.05），印度芥菜根际土壤微
生物数量因Cd的抑制作用也相应减少。
3
水体 挥发 沉降 灌溉
冲刷溶解
扬尘 大气 沉降 土壤
Cd在大气-水体-土壤界面的迁移
4
大气暴露途径：
大气中的Cd有着复杂多样的天然暴露来源和污染
暴露来源。大气中的Cd的暴露形态包括元素镉、
镉硫化物、氧化物和氢氧化物及与其他金属混合
的氧化物
水体暴露途径：
工业含Cd废水的排放、大气Cd尘的沉降和雨水对
24
1.物理及物理化学法调控
（1）提取法：
又分为洗土法、堆摊浸滤法和冲洗法。这3种方法
的原理相同，都是运用试剂与土壤中的Cd发生作
用，形成溶解性的Cd离子或金属试剂络合物，最
后从提取液中回收该重金属，并循环利用提取液。 Paff等报道，他们曾用酸提取法治理Cd污染土壤， 治理后金属的淋溶型均在资源保护回收法规定限 度以下。
17
周礼恺等开展的重金属对土壤酶活性影响研究结
果表明， Cd对不同酶类的抑制敏感程度依次递
减顺序为：脲酶>转化酶>磷酸酶>过氧化氢酶。 当Cd投加量为100mg/kg，脲酶活性降到原来活 性值的63%~82%，转化酶、磷酸酶和过氧化氢 酶分别降到73%、92%和98%。
18
不同Cd暴露浓度下土壤酶活性的变化
在重金属Cd污染土壤上添加有机物料，由于有机
物料可直接与重金属Cd发生络合作用，使之更多
地被吸持在土壤表面上或存留在土壤溶液中。通过 改变土壤固相物质的表面活性，从而影响重金属 Cd在土壤中的化学行为。 王果等于2000年开展在外源Cd污染条件下，添加
有机物料（猪粪、泥炭）对土壤Cd可溶性的影响。
第七章 重金属污染生态毒理学
1
第四节 镉
一、暴露途径与界面过程
二、毒作用机理与生态毒性诊断
三、生态化学毒理效应及调控
2
一、暴露途径与界面过程
镉（Cd ）是毒性很大的重金属元素之一，而且
属于积蓄毒性元素，引起慢性中毒的潜伏性可 达10~30年之久。Cd也是一种稀有分散元素，在 微量水平广泛地分布于各环境介质中。 天然暴露来源：岩石和矿物 人为暴露来源：电镀、颜料、塑料稳定剂，镍镉 电池工业、电视显像管制造。
27
（4）加入抑制剂或调控剂： 调控剂的施入，可改变土壤的理化性质，进而改 变Cd在土壤中的移动性。
王新等开展的改性措施对重金属迁移积累的影响 研究表明，施加石灰后，可降低Cd的迁移能力， 是Cd在大豆组织内的积累量也相应下降。
28ห้องสมุดไป่ตู้
施加石灰对土壤重金属Cd迁移的影响
大豆组织含Cd量（mg/kg） 处理 根 空白 Cd(1.5mg/kg) Cd(1.5mg/kg)+ 石灰（1.5g/kg） Cd(1.5mg/kg)+ 石灰（3.0g/kg） 0.21 1.45 0.998 0.697 茎叶 0.189 0.682 0.287 0.249 籽实 0.0907 0.228 0.132 0.124
15
污染土壤中微生物数量的变化
Cd浓度 /(mg/kg) 对照 0.5 1.0 3.0 5.0 10 50 100 200 每克土中细菌 数量/(×106) 21.51 43.53 35.31 35.70 7.58 27.68 13.27 47.69 8.81 每克土中放线 菌数量/(×106) 22.94 43.53 26.48 18.63 19.71 29.06 19.28 25.25 23.92 每克土中真菌 数量/(×106) 43.02 55.41 26.48 27.56 31.84 23.53 26.17 8.41 12.58 每克土中固氮 菌数量/(×106) 25.81 9.85 5.01 3.03 3.03 1.38 5.56 7.01 3.77
70~150
25~50 2 25~40 5 105 27
43~92
15.3~30.6 1.26 15.3~25.2 3.15 56.6 14.6
23
（二）调控措施
提取法 投加黏合剂和固定剂 物理及物 理化学法 调 控 措 施 去除污染表土及换土法 加入抑制剂或调控剂 清洗法 添加有机物料 植物修复技术 生物调控 生物酶学修复技术
14
夏增禄等研究报道，在添加Cd情况下，多种微生 物如细菌、放线菌、真菌在较低浓度下表现出刺 激作用，在较高浓度时受到抑制，随着Cd污染暴 露浓度的增加，微生物数量逐渐下降，四种微生
物比较而言，固氮菌较敏感，其次是细菌。可见，
在Cd污染土壤上采用细菌数量及固氮菌数量变化。 作为土壤污染诊断的毒理学指标，更具敏感性、 指示性。
地面的冲刷 ，都可以使Cd进入江河湖泊海水体中。
5
其中，工厂排放的废水是水体Cd污染暴露的主要 来源与途径。当这些废水排放进入水体后，其中 的污染物Cd通过扩散机制对水生生物产生危害。 土壤暴露途径：
以气溶胶形态存在于大气中的镉，可经过扩散、
沉降落在土壤表面 ；矿藏开采、冶炼过程中，Cd
主要通过冲刷溶解作用和挥发作用，释放到水体
20
2.对作物产量的影响 不同浓度Cd含量对玉米、春小麦生长发育的影响
作物 项目 对照 产量/(g/盆) 春小麦 相对产量/% 产量/(g/盆) 100 89.3 100 110.9 93.8 90.3 91.6 87.0 90.4 88.0 98.5 84.0 82.1 66.2 74.1 81.6 69.6 77.8 52.6 1 58.4 3 47.5 Cd投加量/(mg/kg) 5 45.8 10 47.6 20 44.2 50 43.3 100 43.0
局部累积量过多，Cd与蛋白质上的一SH等结合或
取代其中的Fe2+、Zn2+等，直接破坏叶绿体结构及
功能。 Cd还与含巯基、氨基、羧基的蛋白分子结
合形成Cd结合蛋白，可导致各种酶活性受到抑制。
Cd可抑制各种氨基酸脱羧酶、组氨酶、淀粉酶、过 氧化酶等的活性，尤其是Cd抑制亮氨酰基氨肽酶， 使蛋白质的分解和再吸收受阻。
土壤酶活性单位
1.233 1.211 1.946 1.916 0.246 0.205 3.060 3.100
1.072 0.973 1.851 1.821 0.174 0.136 2.980 3.000
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三、生态化学毒理效应及调控
(一)生态化学毒理效应
1.对作物的毒害症状
重金属Cd对植物的毒害表现主要是破坏叶绿素结 构，降低叶绿素含量，致使叶片退绿发黄、出现 褐斑，并逐渐扩展到整片叶子，叶脉组织成酱紫 色，变脆、萎缩、叶绿素严重缺乏，表现为缺铁 症状。 由于叶片受到严重伤害，致使生长缓慢，植株矮 小，根系受到抑制，产量降低，在高浓度Cd污染 暴露下导致植物发生毒害而死亡。
合物。
26
（3）去除污染表土及投土法：
就是把污染土壤取走，加入一定量的非污染土壤。 该方法更适于小面积严重污染地块的治理。 缺点：耗费资金量大，排去的土壤又很容易引起 二次污染，所以应用范围受到一定的限制。
吴燕玉等在沈阳张士灌区调查表明，在张士灌区 土壤剖面中，有77%-86.6%土壤Cd积累在0-30cm 的表层土壤，去除表土5-10cm，可使Cd含量下降 25%-30%；去除表土15-30cm，稻米Cd含量下降 50%左右，下降至0.4-0.57mg/kg。
玉米
相对产量/%
105.0 102.6
21
3.急性与慢性毒性 重金属Cd对动物和人体的暴露，导致对生物的急 性、亚急性和慢性毒害效应。 人在生产环境中大量吸入Cd和Cd蒸气，可引起 急性Cd中毒，出现头晕、头痛、咳嗽、呼吸困难、 呕吐和腹泻等，并产生肺炎和肺水肿，还可引起 肾功能障碍。
22
29
（5）清洗法：
就是用含有能增加Cd水溶性的某些化学物质的溶 液把Cd冲至根外层，再用含有一定配位体的化合 物或阴离子与Cd形成较稳定的络合物或生成沉淀，
以防止污染地下水。
EDTA可提高Cd离子的移动性，使之由表层淋洗
到下层。日本用稀盐酸或EDTA淹水清洗土壤重
金属Cd的效果较好。
30
（6）添加有机物料：
Cd浓度（mol/L） 对照 5×10-5 1×10-4 5×10-4 1×10-3 5×10-3 1×10-2 根长/cm 8.65 3.46 2.49 2.18 1.44 0.76 0.65
12
2.对种子萌发的影响 重金属Cd暴露浓度的增加，严重抑制大麦种子的 萌发。 张义贤等(1997)开展的研究表明，低浓度 Cd(1×10-4~5 × 10-5mol/L)对种子萌发影响较小， 萌发率均在85%以上。随着Cd处理浓度的增加， 种子萌发率逐渐降低。当污染暴露浓度增到 1×10-2 mol/L时，Cd2+处理萌发率在45%以下。
和大气中，进而污染土壤 。
6
二、毒作用机理与生态毒性诊断
(一)对生物的毒作用机理
机理：Cd与巯基蛋白结合，可使许多酶活性抑制
或灭活，这也是Cd在生物体内长期蓄积的主要原
因。
但环境条件的改变，如蛋白质变性剂、重金属螯
合剂和酶消化，都会影响Cd结合形态的稳定性。
7
Cd对植物的毒作用机理：Cd进入植物叶片内，在
Cd污染暴露浓度/(mg/kg) 0 脲酶 （NH3-Nmg/g） 过氧化氢酶 （0.1mol/LKMnO4） 碱性磷酸酶 （酚mg/g） 转化酶（0.1mol/L Na2S2O3mL\g） 1.507 1.951 0.224 3.14 2 8 32 100 200 0.834 1.801 2.151 2.990
31
分蘖期土壤溶液外源Cd形态
总Cd含量 /(mg/kg) 易解离态 /(mg/kg) 可解离态 /(mg/kg)
土壤类型
处理
pH值
对照+Cd
3.54
9.13
6.64
9.07
红壤
猪粪+ Cd
4.85
1.27
0.99
1.25
泥炭+ Cd
3.60
5.78
3.44
5.66
32
2.生物调控
(1)植物修复技术 植物修复是清洁重金属Cd污染土壤的好方法。为了 达到这一目标，首先是超富集植物的筛选。所谓超 富集植物，是指能超量吸收重金属并将其运移到地 上部分的植物。
16
4.土壤酶活性变化 重金属Cd离子对土壤酶类的抑制或激活作用比较敏 感，通过土壤酶活性指标的变化可判明土壤Cd污染 的程度。 尹君等(1999)研究指出，土壤Cd浓度的增加，使土 壤脲酶、过氧化氢酶、碱性磷酸酶和转化酶的活性 均有不同程度的降低，其中脲酶、过氧化氢酶、碱 性磷酸酶活性降低程度较大，表明随着土壤Cd污染 暴露浓度的增加，土壤重金属Cd离子对土壤酶活性 抑制作用增加。
Cd+2H2+ S
Cd2++骨-Ca
骨折
骨-Ca+ Cd2+
Cd抑制酶活性的机理及行为
10
（二）生态毒性诊断
1.作物根生长变化 重金属Cd处理后，对幼苗根的生长也产生不同程
度的抑制作用。随着处理时间的延长，根的生长
速率递减。不同的暴露浓度作用有所差异。
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不同Cd浓度处理72h对大麦根长的影响
Cd对动物体和人体的毒作用机理： 主要是通过
食用Cd污染食物或饮用水的途径进入动物体或人
体内。Cd进入动物、人体中与机体的蛋白分子的
巯基结合，抑制了许多酶的活性，从而干扰了机
体正常的代谢功能；还通过取代Ca2+，影响骨的
钙质代谢，使骨质软化，容易造成骨路变形或骨
折。
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SH
S
Cd+酶
SH
酶
干扰机体正常代谢功能
某些镉盐的生物毒性
化合物 饰演生物 种类 小鼠 大鼠 剂量 暴露途径 皮下注射 口服 毒性指标 化合物 （mg/kg） 20 88 Cd (mg/kg) 12.3 54
LD LD50
兔
氯化镉 兔 兔 猫 狗 硫酸镉 狗 狗
口服
皮下注射 静脉注射 皮下注射 静脉注射 口服 皮下注射
LD
LD LD LD LD LD LD
25
（2）投加黏合剂和固化剂：
向土壤中投加黏合剂以固定土壤中的Cd。此技术 是将Cd污染土壤从现场挖出后置于一定的处理设 施中进行处理，将Cd污染土壤与某种黏合剂混合， 通过黏合剂使土壤的Cd固定，使其不再向周围环
境迁移。
固化技术的关键在于将污染土壤按一定比例与固
化剂混合，经熟化最终形成渗透性很低的固体化
13
3.微生物数量变化 重金属Cd对土壤微生物的毒害效应表现在其数量 上的变化，是土壤重金属Cd污染微生物学诊断的 重要指标之一。
吴胜春（2000）开展的重金属污染土壤根际微生物
数量变化研究表明， Cd含量为200mg/kg时，细菌
数量显著地减少（p<0.05），印度芥菜根际土壤微
生物数量因Cd的抑制作用也相应减少。
3
水体 挥发 沉降 灌溉
冲刷溶解
扬尘 大气 沉降 土壤
Cd在大气-水体-土壤界面的迁移
4
大气暴露途径：
大气中的Cd有着复杂多样的天然暴露来源和污染
暴露来源。大气中的Cd的暴露形态包括元素镉、
镉硫化物、氧化物和氢氧化物及与其他金属混合
的氧化物
水体暴露途径：
工业含Cd废水的排放、大气Cd尘的沉降和雨水对
24
1.物理及物理化学法调控
（1）提取法：
又分为洗土法、堆摊浸滤法和冲洗法。这3种方法
的原理相同，都是运用试剂与土壤中的Cd发生作
用，形成溶解性的Cd离子或金属试剂络合物，最
后从提取液中回收该重金属，并循环利用提取液。 Paff等报道，他们曾用酸提取法治理Cd污染土壤， 治理后金属的淋溶型均在资源保护回收法规定限 度以下。
17
周礼恺等开展的重金属对土壤酶活性影响研究结
果表明， Cd对不同酶类的抑制敏感程度依次递
减顺序为：脲酶>转化酶>磷酸酶>过氧化氢酶。 当Cd投加量为100mg/kg，脲酶活性降到原来活 性值的63%~82%，转化酶、磷酸酶和过氧化氢 酶分别降到73%、92%和98%。
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不同Cd暴露浓度下土壤酶活性的变化
在重金属Cd污染土壤上添加有机物料，由于有机
物料可直接与重金属Cd发生络合作用，使之更多
地被吸持在土壤表面上或存留在土壤溶液中。通过 改变土壤固相物质的表面活性，从而影响重金属 Cd在土壤中的化学行为。 王果等于2000年开展在外源Cd污染条件下，添加
有机物料（猪粪、泥炭）对土壤Cd可溶性的影响。
第七章 重金属污染生态毒理学
1
第四节 镉
一、暴露途径与界面过程
二、毒作用机理与生态毒性诊断
三、生态化学毒理效应及调控
2
一、暴露途径与界面过程
镉（Cd ）是毒性很大的重金属元素之一，而且
属于积蓄毒性元素，引起慢性中毒的潜伏性可 达10~30年之久。Cd也是一种稀有分散元素，在 微量水平广泛地分布于各环境介质中。 天然暴露来源：岩石和矿物 人为暴露来源：电镀、颜料、塑料稳定剂，镍镉 电池工业、电视显像管制造。
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（4）加入抑制剂或调控剂： 调控剂的施入，可改变土壤的理化性质，进而改 变Cd在土壤中的移动性。
王新等开展的改性措施对重金属迁移积累的影响 研究表明，施加石灰后，可降低Cd的迁移能力， 是Cd在大豆组织内的积累量也相应下降。
28ห้องสมุดไป่ตู้
施加石灰对土壤重金属Cd迁移的影响
大豆组织含Cd量（mg/kg） 处理 根 空白 Cd(1.5mg/kg) Cd(1.5mg/kg)+ 石灰（1.5g/kg） Cd(1.5mg/kg)+ 石灰（3.0g/kg） 0.21 1.45 0.998 0.697 茎叶 0.189 0.682 0.287 0.249 籽实 0.0907 0.228 0.132 0.124
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污染土壤中微生物数量的变化
Cd浓度 /(mg/kg) 对照 0.5 1.0 3.0 5.0 10 50 100 200 每克土中细菌 数量/(×106) 21.51 43.53 35.31 35.70 7.58 27.68 13.27 47.69 8.81 每克土中放线 菌数量/(×106) 22.94 43.53 26.48 18.63 19.71 29.06 19.28 25.25 23.92 每克土中真菌 数量/(×106) 43.02 55.41 26.48 27.56 31.84 23.53 26.17 8.41 12.58 每克土中固氮 菌数量/(×106) 25.81 9.85 5.01 3.03 3.03 1.38 5.56 7.01 3.77
70~150
25~50 2 25~40 5 105 27
43~92
15.3~30.6 1.26 15.3~25.2 3.15 56.6 14.6
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（二）调控措施
提取法 投加黏合剂和固定剂 物理及物 理化学法 调 控 措 施 去除污染表土及换土法 加入抑制剂或调控剂 清洗法 添加有机物料 植物修复技术 生物调控 生物酶学修复技术
14
夏增禄等研究报道，在添加Cd情况下，多种微生 物如细菌、放线菌、真菌在较低浓度下表现出刺 激作用，在较高浓度时受到抑制，随着Cd污染暴 露浓度的增加，微生物数量逐渐下降，四种微生
物比较而言，固氮菌较敏感，其次是细菌。可见，
在Cd污染土壤上采用细菌数量及固氮菌数量变化。 作为土壤污染诊断的毒理学指标，更具敏感性、 指示性。
地面的冲刷 ，都可以使Cd进入江河湖泊海水体中。
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其中，工厂排放的废水是水体Cd污染暴露的主要 来源与途径。当这些废水排放进入水体后，其中 的污染物Cd通过扩散机制对水生生物产生危害。 土壤暴露途径：
以气溶胶形态存在于大气中的镉，可经过扩散、
沉降落在土壤表面 ；矿藏开采、冶炼过程中，Cd
主要通过冲刷溶解作用和挥发作用，释放到水体
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2.对作物产量的影响 不同浓度Cd含量对玉米、春小麦生长发育的影响
作物 项目 对照 产量/(g/盆) 春小麦 相对产量/% 产量/(g/盆) 100 89.3 100 110.9 93.8 90.3 91.6 87.0 90.4 88.0 98.5 84.0 82.1 66.2 74.1 81.6 69.6 77.8 52.6 1 58.4 3 47.5 Cd投加量/(mg/kg) 5 45.8 10 47.6 20 44.2 50 43.3 100 43.0
局部累积量过多，Cd与蛋白质上的一SH等结合或
取代其中的Fe2+、Zn2+等，直接破坏叶绿体结构及
功能。 Cd还与含巯基、氨基、羧基的蛋白分子结
合形成Cd结合蛋白，可导致各种酶活性受到抑制。
Cd可抑制各种氨基酸脱羧酶、组氨酶、淀粉酶、过 氧化酶等的活性，尤其是Cd抑制亮氨酰基氨肽酶， 使蛋白质的分解和再吸收受阻。
土壤酶活性单位
1.233 1.211 1.946 1.916 0.246 0.205 3.060 3.100
1.072 0.973 1.851 1.821 0.174 0.136 2.980 3.000
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三、生态化学毒理效应及调控
(一)生态化学毒理效应
1.对作物的毒害症状
重金属Cd对植物的毒害表现主要是破坏叶绿素结 构，降低叶绿素含量，致使叶片退绿发黄、出现 褐斑，并逐渐扩展到整片叶子，叶脉组织成酱紫 色，变脆、萎缩、叶绿素严重缺乏，表现为缺铁 症状。 由于叶片受到严重伤害，致使生长缓慢，植株矮 小，根系受到抑制，产量降低，在高浓度Cd污染 暴露下导致植物发生毒害而死亡。
合物。
26
（3）去除污染表土及投土法：
就是把污染土壤取走，加入一定量的非污染土壤。 该方法更适于小面积严重污染地块的治理。 缺点：耗费资金量大，排去的土壤又很容易引起 二次污染，所以应用范围受到一定的限制。
吴燕玉等在沈阳张士灌区调查表明，在张士灌区 土壤剖面中，有77%-86.6%土壤Cd积累在0-30cm 的表层土壤，去除表土5-10cm，可使Cd含量下降 25%-30%；去除表土15-30cm，稻米Cd含量下降 50%左右，下降至0.4-0.57mg/kg。
玉米
相对产量/%
105.0 102.6
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3.急性与慢性毒性 重金属Cd对动物和人体的暴露，导致对生物的急 性、亚急性和慢性毒害效应。 人在生产环境中大量吸入Cd和Cd蒸气，可引起 急性Cd中毒，出现头晕、头痛、咳嗽、呼吸困难、 呕吐和腹泻等，并产生肺炎和肺水肿，还可引起 肾功能障碍。
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（5）清洗法：
就是用含有能增加Cd水溶性的某些化学物质的溶 液把Cd冲至根外层，再用含有一定配位体的化合 物或阴离子与Cd形成较稳定的络合物或生成沉淀，
以防止污染地下水。
EDTA可提高Cd离子的移动性，使之由表层淋洗
到下层。日本用稀盐酸或EDTA淹水清洗土壤重
金属Cd的效果较好。
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（6）添加有机物料：
Cd浓度（mol/L） 对照 5×10-5 1×10-4 5×10-4 1×10-3 5×10-3 1×10-2 根长/cm 8.65 3.46 2.49 2.18 1.44 0.76 0.65
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2.对种子萌发的影响 重金属Cd暴露浓度的增加，严重抑制大麦种子的 萌发。 张义贤等(1997)开展的研究表明，低浓度 Cd(1×10-4~5 × 10-5mol/L)对种子萌发影响较小， 萌发率均在85%以上。随着Cd处理浓度的增加， 种子萌发率逐渐降低。当污染暴露浓度增到 1×10-2 mol/L时，Cd2+处理萌发率在45%以下。
和大气中，进而污染土壤 。
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二、毒作用机理与生态毒性诊断
(一)对生物的毒作用机理
机理：Cd与巯基蛋白结合，可使许多酶活性抑制
或灭活，这也是Cd在生物体内长期蓄积的主要原
因。
但环境条件的改变，如蛋白质变性剂、重金属螯
合剂和酶消化，都会影响Cd结合形态的稳定性。
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Cd对植物的毒作用机理：Cd进入植物叶片内，在
Cd污染暴露浓度/(mg/kg) 0 脲酶 （NH3-Nmg/g） 过氧化氢酶 （0.1mol/LKMnO4） 碱性磷酸酶 （酚mg/g） 转化酶（0.1mol/L Na2S2O3mL\g） 1.507 1.951 0.224 3.14 2 8 32 100 200 0.834 1.801 2.151 2.990
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分蘖期土壤溶液外源Cd形态
总Cd含量 /(mg/kg) 易解离态 /(mg/kg) 可解离态 /(mg/kg)
土壤类型
处理
pH值
对照+Cd
3.54
9.13
6.64
9.07
红壤
猪粪+ Cd
4.85
1.27
0.99
1.25
泥炭+ Cd
3.60
5.78
3.44
5.66
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2.生物调控
(1)植物修复技术 植物修复是清洁重金属Cd污染土壤的好方法。为了 达到这一目标，首先是超富集植物的筛选。所谓超 富集植物，是指能超量吸收重金属并将其运移到地 上部分的植物。
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4.土壤酶活性变化 重金属Cd离子对土壤酶类的抑制或激活作用比较敏 感，通过土壤酶活性指标的变化可判明土壤Cd污染 的程度。 尹君等(1999)研究指出，土壤Cd浓度的增加，使土 壤脲酶、过氧化氢酶、碱性磷酸酶和转化酶的活性 均有不同程度的降低，其中脲酶、过氧化氢酶、碱 性磷酸酶活性降低程度较大，表明随着土壤Cd污染 暴露浓度的增加，土壤重金属Cd离子对土壤酶活性 抑制作用增加。
Cd+2H2+ S
Cd2++骨-Ca
骨折
骨-Ca+ Cd2+
Cd抑制酶活性的机理及行为
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（二）生态毒性诊断
1.作物根生长变化 重金属Cd处理后，对幼苗根的生长也产生不同程
度的抑制作用。随着处理时间的延长，根的生长
速率递减。不同的暴露浓度作用有所差异。
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不同Cd浓度处理72h对大麦根长的影响