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导语：在重金属对土壤的污染的撰写旅程中，学习并吸收他人佳作的精髓是一条宝贵的路径，好期刊汇集了九篇优秀范文，愿这些内容能够启发您的创作灵感，引领您探索更多的创作可能。
关键词：线虫；重金属；群落结构；指示生物
中图分类号：X825
文献标识码：A文章编号：16749944（2017）12001203
1引言
随着金属及化工行业快速发展，农药及化肥的广泛使用，土壤重金属污染日趋严峻[1]。重金属易通过食物链在动植物和人体内富集，对环境和人体健康构成威胁。同时，重金属会直接影响土壤动植物的生长，进而影响土壤物质循环和能量转化[2]。对土壤生态毒理诊断过去更多是利用土壤基础呼吸强度及酶活性、微生物数量和种群、大中型土壤动物、蚯蚓等指标[3]，但由于不同地区的土壤类型各异、土地利用方式不同，且污染物种类和污染程度不同，现有的理化和生物指标在反映重金属污染方面存在着片面性和不确定性。因此，准确、全面评价土壤质量还需要不断完善评价指标。
土壤动物群落是土壤的重要组成部分，也是食物网稳定的关键因素，同时，作为土壤质量的潜在指示者，其重要性得到越来越多的关注[4，5]。其中，土壤线虫作为土壤动物的一部分，是生态系统重要的分解者，也是食物网流通的关键环节。线虫以多种方式改变着土壤的理化性质和生物学特性[6]，而土壤健康状况与线虫的数量和群落多样性直接相关。土壤线虫通过共生、竞争或捕食等方式相互依存，构成土壤群落的动态平衡，一旦土壤环境发生改变，线虫作为敏感的指示动物会快速响应，并导致其它级联反应，甚至破坏动物种群间的平衡，降低其土壤功能而影响整个土壤生态系统稳定性[7]。因此，利用土壤线虫作为土壤重金属污染的指示生物具有重要的理论和现实意义。
2线虫在土壤生态系统中的作用
2.1土壤线虫的分类
线虫主要栖息在土壤毛细管水中，按其取食习性和食道特征可分为四个主要类群[8]：植食线虫（Plant feeders）、食细菌线虫（Bacterial feeders）、食真菌线虫（Fungal feeders）和捕食/杂食线虫（Omnivorous & Carnivorous）。植食线虫主要取食植物根系，可直接或间接地影响菌根、根瘤的形成和固氮等作用；食细菌类线虫主要取食细菌，可指示细菌活性，对土壤氮素矿化的贡献为8%[3]；食真菌类线虫以多种真菌为食，与真菌的相互作用可促进土壤氮素矿化[9]。食细菌线虫和食真菌线虫共称为食微线虫，是初级分解过程中最为丰富多样的消费者。食微线虫可通过取食细菌、真菌等微小生物，影响微生物的生长和新陈代谢活动，改变微生物群落结构，从而调节有机物的分解速度与养分的周转速率[10]；捕食/杂食类线虫主要以线虫、线虫卵和原生动物为食，对调控土壤植物寄生线虫的数量和中小动物的危害有一定的积极作用[11]。食细菌线虫、食真菌线虫和捕食/杂食线虫统称为自由生活线虫，这类线虫能够促进土壤有机质分解，增强营养物质的矿化，提高土壤肥力，改善土壤理化形状、疏松土壤。
2.2土壤线虫在土壤食物网中的功能
土壤线虫在食物网中占据多级生态位，对于维持土壤生态系统的稳定、促进物质循环和能量流动具有重要意义[12]。线虫可以通过代谢活动改善土壤微环境，例如，促进有机质的分解和改善周围土壤的理化性质及生物学特性，改变土壤孔隙空间和团聚体大小，提高微域的稳定性，对整个土壤生物体系起到功能性的调控作用，有效提高养分利用率。其中，食微线虫还可以通过取食细菌和真菌影响微生物群落的组成，增加微生物活性，促进养分流通[13]，进而促进土壤中碳、氮的周转。有些食微线虫还可以通过调控土壤细菌和真菌群落达到抑制病害的目的[14]；Fu等[10]研究认为线虫能够携带并传播土壤微生物，调节有机复合物转化为无机物的比例；Neher[15]认为线虫排泄物可贡献土壤中19%的可溶性氮。
3土壤线虫作为环境指示生物的优势
线虫是农田土壤中多样性最为丰富的土壤动物[4， 16]，与其它土壤生物相比，线虫作为土壤生态系统健康状况的指示生物有以下几方面优势：①线虫是土壤的优势生物类群，在所有农田土壤中普遍存在，无论土壤健康或污染，均有线虫的分布，且不同种线虫可以反映土壤环境的细微变化[17]；②线虫从土壤中分离方法相对简单，且分离方法成熟、分离效率高；③其科、属鉴定相比其它土壤动物而言更为简单，且其科、属水平的群落结构分析可用于土壤健康状况的评估[18]；④线虫是典型的水膜动物，与土壤环境直接接触且移动速度慢，可反映小尺度土壤微域的变化；⑤世代周期短，一般为数天或几个月，可在短时间内对环境变化作出响应[9]；⑥形态特征与趋势特性相对应，食性丰富多样，在土壤食物网中扮演重要角色，其营养类群结构的变化与土壤生态系统过程联系紧密[5， 19]。因此，线虫作为土壤健康指示生物受到广泛关注，并在农田、草地、森林等生态系统中得到应用。
目前关于线虫指示生态毒理学的研究，包括利用单一模式线虫秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans， C. elegans）和线虫群落展开。C. elegans作为线虫的代表，是生态毒理学室内实验和现场研究中应用较多的线虫种类[20]。2002年，美国材料与试验协会标准（American Society for Testing and Materials， ASTM）颁布了将C. elegans用于土壤毒性评价的标准化指南，表明利用单一线虫进行标准化毒性测试以评估环境污染物的影响已得到初步肯定[21]。同时，线虫群落作为土壤食物网的一部分，占据多个营养级，更能反映土壤生物群落数量、组成及多样性的变化，对指示土壤环境污染更具优势[17， 19， 22]。将线虫划分为不同的营养类群并计算相关群落指数，可直接反映土壤食物网结构的变化及土壤健康状态。自20世纪80年代起，线虫群落组成结构就被作为指示生态系统变化的生物指标，最常用的线虫群落指标包括：线虫群落总数、各营养类群数量、富集指数（EI）、结指数（SI）、成熟度指数（MI）、多样性指数（H’）、线虫通路比值等（NCR）[3]。
4.1模式线虫C .elegans对土壤重金属污染的指示作用
C. elegans使生命科学及毒理学等领域许多复杂问题得以简化[23]。与其它模式生物相比，C. elegans具有易于培养、繁殖速度快、试验周期短的优点。目前，C. elegans对重金属污染具有一定的指示作用，主要集中于对种群繁殖和死亡的影响，包括致死率（Lethality）、最长寿命（Maximum lifespan）、半数致死天数（Mean lifespan）、细胞凋亡（Apoptosis）、个体发育（Development）和生殖（Reproduction）等指标，其中，致死率已成功用于评估重金属的急性毒性和致死效应[24]。杨慧敏等[25]对多代筛选的耐铜型C. elegans进行了生物学指标的研究，以期阐明铜（Cu）对C. elegans长期作用的毒性效应。结果表明耐铜型与野生型C. elegans相比，其寿命缩短、衰老提前、个体发育受到抑制，且出现繁殖率降低、生殖能力减弱、运动行为存在障碍等一系列生理变化。王大勇等[26]利用C. elegans对铬（Cr）暴露导致的多重毒性及其在世代间的可传递性进行了研究，发现Cr能够导致线虫出现多种表型和行为缺陷，低浓度Cr暴露可影响线虫发育、生殖与寿命，而高浓度Cr暴露会影响运动行为与行为可塑性。
4.2线虫群落对土壤重金属污染的指示作用
根据线虫不同的生活史策略，可将线虫划分为不同c-p（colonizer persister）类群：k策略者体型较大，可适应稳定的环境；而r策略者能够快速增长，可适应多变的环境[27]。Shao等认为线虫c-p类群能反映环境压力，c-p较高的类群能很好地指示重金属污染[28]。为研究土壤线虫群落结构对电子垃圾污染区重金属的响应，王赢利等[29]采集了8块稻田的土壤样品，结果显示，土壤线虫c-p2类群的比例随着重金属污染程度的增加而增加，而c-p3类群与之相反，认为线虫群落数量和结构可作为评价电子垃圾重金属污染的生物指标。Nagy等[30]利用石灰质的农田黑钙土壤，研究了镉、铬、铜、硒和锌污染对土壤线虫的长期影响，发现当重金属污染物浓度达到90和270 mg/kg时，线虫密度显著减少。白义等[31]发现重金属严重污染区土壤动物的数量和类群数量稀少，而轻度污染区土壤动物的密度大、群落多样性高，稀有类群大量出现。表明土壤线虫多样性构成能够准确响应重金属污染，同时对污染物浓度有一定的指示作用。
4.3群落生态指标对土壤重金属污染的指示作用
土壤线虫的富集指数（Enrichment Index， EI）和结构指数（Structure Index， SI）可直观反映土壤线虫与土壤肥力的关系以及环境干扰程度[20]。EI主要用于评估食物网对可利用资源的响应，SI可以指示土壤在受到干扰及恢复过程中食物网结构的变化[32]。土壤线虫的成熟度指数（Maturity Index， MI）是土壤重金属污染的有效指标，随着土壤受干扰程度的增加而降低[8]。线虫通路比值（Nematode Channel Ratio， NCR）为食细菌线虫与食微线虫数量之比，可用于指示土壤有机质的分解途径，NCR值为0表示土壤有机质分解完全依靠真菌分解途径；若值为1，则完全依靠细菌分解途径[17]。香农-威纳尔多样性指数（Shannon-Wiener index， H’）可响应环境变动，能为土壤受扰动提供有效的关键信息。Gyedu-Ababio等[33]研究发现，线虫丰度、H’和群落结构可响应重金属金属污染（Zn、Cu、Pb、Fe）。华建峰等[34]对矿区不同砷（As）污染程度土壤线虫群落结构特征进行了研究，发现低浓度As和中浓度As土壤的自由生活线虫成熟度指数（IM）显著高于高浓度As土壤，但植物寄生线虫成熟度指数（IPP）和IPP/IM比值则表现出相反的趋势，认为高As土壤的食物网受到As污染的干扰较大，群落环境质量较差。Nagy等[31]认为硒还会使线虫在属水平上的H’降低，SI随土壤中重金属浓度的升高而降低；研究还指出，MI和SI的同步使用是应用线虫群落指示土壤重金属污染的值得推广的方法。
5结论和展望
综上所述，线虫作为指示生物具有生命周期短、分离、计数和鉴定简单等优点，对环境质量及重金属污染状况具有重要的指示作用。自20世纪后期，越来越多的研究开始使用线虫群落组成结构作为陆地生态系统环境变化的生物指标，且随着多种群落指数和方法的不断更新，这些方法在反映土壤环境受扰动和外界因素影响方面起到重要作用。然而，不同地区由于其土壤结构、污染物类型以及当地土壤线虫的特殊习性不同，现有的指标仍存在片面性，其指示作用也具有一定局限性。因此，综合模式线虫以及线虫群落结构的各项指标共同指示土壤健康状况，同时建立和完善新方法是一项亟待解决的任务。进一步开发和深入研究线虫的生物指示作用，用于土壤污染的检测，使之成为环境生态毒理诊断中最为有效的检测方法之一。
2017年6月绿色科技第12期
参考文献：
[1]
毛雪飞， 吴羽晨， 张家洋. 重金属污染对土壤微生物及土壤酶活性影响的研究进展[J].江苏农业科学， 2015， 43（5）：7～12.
[2]梁文举， 闻大中. 土壤生物及其对土壤生态学发展的影响[J]. 应用生态学报， 2001， 12（1）：137～140.
[3]张薇， 宋玉芳， 孙铁珩， 等. 土壤线虫对环境污染的指示作用[J]. 应用生态学报， 2004， 15（10）：1973～1978.
[4]邵元虎， 傅声雷. 试论土壤线虫多样性在生态系统中的作用[J]. 生物多样性， 2007， 15（2）：116～123.
[5]小云， 刘满强， 胡锋， 等. 根际微型土壤动物――原生动物和线虫的生态功能[J]. 生态学报， 2007， 27（8）：3132～3143.
[6]戈峰. 现代生态学[M]. 北京：科学出版社， 2008.
[7]戚琳， 刘满强， 蒋林惠， 等. 基于根际与凋落物际评价转Bt水稻对土壤线虫群落的影响[J]. 生态学报， 2015， 35（5）：1434～1444.
[8]Bongers T， Ferris H. Nematode community structure as a bioindicator in environmental monitoring[J]. Trends in Ecology and Evolution， 1999， 14（6）：224～228.
[9]李辉信， 毛小芳， 胡锋， 等. 食真菌线虫与真菌的相互作用及其对土壤氮素矿化的影响[J]. 应用生态学报， 2004， 15（12）：2304～ 2308.
[10]Fu SL， Ferris H， Brown D， et al. Does the positive feedback effect of nematodes on the biomass and activity of their bacteria prey vary with nematode species and population size[J]. Soil Biology and Biochemistry， 2005， 37（11）， 1979C1987.
[11]尹文英. 中国土壤动物[M]. 北京：科学出版社， 2000：180～182.
[12]凌斌， 肖启明. 土壤线虫在食物网中的作用[J]. 安徽农学通报，2008， 14（11）：39～40.
[13]李琪， 王朋. 开放式空气CO2浓度增高对土壤线虫影响的研究现状与展望[J].应用生态学报， 2002， 13（10）：1349～1351.
[14]Kimpinski J， Sturz A. Managing crop root zone ecosystems for prevention of harmful and encouragement of beneficial nematodes [J]. Soil and Tillage Research， 2003， 72（2）：213～221.
[15]Neher D A. Role of nematodes in soil health and their use as indicators [J]. Journal of Nematology， 2001， 33（4）：161～168.
[16]李琪， 梁文举， 姜勇. 农田土壤线虫多样性研究现状及展望[J]. 生物多样性， 2007， 15（2）：134～141.
[17]Yeates G W. Nematodes as soil indicators： Functional and biodiversity aspects [J]. Biology and Fertility of Soil， 2003， 37（4）：199～210.
[18] Ritz K， Trudgill D L. Utility of nematode community analysis as an integrated measure of functional state of soils：Perspectives and challenges [J]. Plant Soil， 1999， 212（1）：1～11.
[19]Ferris H， Bongers T， de Goede RGM. A framework for soil food web diagnostics： Extension of the nematode faunal analysis concept [J]. Applied Soil Ecology， 2001， 18（1）：13～29.
[20]R丽娟， 李国君， 马玲， 等. 秀丽隐杆线虫在生态毒理学评价中应用研究进展[J]. 毒理学杂志， 2015， 29（1）：60～65.
[21]张靖楠， 李琪， 梁文举. 土壤线虫生态毒理学研究现状及展望[J]. 生态毒理学报， 2009， 4（3）：305～314.
[22]戚琳， 陈法军， 刘满强， 等. 三种转Bt水稻短期种植对土壤微生物生物量和线虫群落的影响[J]. 生态学杂志，2013， 32（4）：975～980.
[23]张燕芬， 王大勇. 利用模式动物秀丽线虫建立环境毒物毒性的评估研究体系[J]. 生态毒理学报， 2008， 3（4）：313～ 322.
[24]Roh J Y， Lee J， Choi J. Assessment of stress-related gene expression in the heavy metal-exposed nematode Caenorhabditis elegans： A potential biomarker for metal- induced toxicity monitoring and environmental risk assessment[J]. Environmental Toxicology and Chemistry， 2006（25）：2946～2956.
[25]杨慧敏， 韩焱， 宋少娟，等. 铜对秀丽隐杆线虫毒性效应的研究[J]. 四川动物， 2012， 31（2）：236～239.
[26]王大勇， 胡亚欧， 许雪梅. 铬暴露导致的秀丽线虫多重毒性的世代间比较[J]. 生态毒理学报，2007， 2（3）：297～303.
[27]Bongers T， Bongers M. Functional diversity of nematodes[J]. Applied Soil Ecology， 1998， 10（3）：239～251.
[28]Shao Y H， Zhang W X， Shen J C， et al. Nematodes as indicators of soil recovery in tailings of a lead/zinc mine [J]. Soil Biology and Biochemistry， 2008， 40（8）：2040～2046.
[29]王赢利， 王宏洪， 廖金铃， 等.电子垃圾拆解地重金属污染对稻田土壤线虫群落结构的影响[J]. 农业环境科学学报， 2015， 34 （5）：874～881.
[30]Nagy P， Bakonyi G， Bongers T. Effects of microelements on soil nematode assemblages seven years after contaminating an agricultural field[J]. Science of the Total Environment， 2004， 320（2-3）：131～143.
[31]白义， 施时迪， 齐鑫， 等. 台州市路桥区重金属污染对土壤动物群落结构的影响[J]. 生态学报， 2011，31（2）：421～430.
[32]李玉娟， 吴纪华， 陈慧丽， 等. 线虫作为土壤健康指示生物的方法及应用[J]. 应用生态学报， 2005 ，16 （8）：1541～1546.
[33]Gyedu-Ababio T K， Baird D. Response of meiofauna and nematode communities to increased levels of contaminants in a laboratory microcosm experiment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2006， 63（3）：443～450.
[34]A建峰， 林先贵， 尹睿， 等. 矿区砷污染对土壤线虫群落结构特征的影响[J]. 生态与农村环境学报， 2009， 25（1）：79～84.
Advances in Biological Instructions of Nematode on Soil Heavy Metal Pollution
Qi Lin1， Han Chenghui1， Song Xiuchao2， Zhang Ruimin1， Guan Ying1
（1.School of Environment and Ecology， Jiangsu Vocational College of Cities， Nanjing 210019， China；
2.Institute of Agricultural Resources and Environment， Jiangsu Academy of Agricultural Sciences， Nanjing 210014， China）
关键词：土壤；重金属；白菜种子；发芽
引言
目前，主要有3种实验方法可以运用到高等植物毒理试验之中，这三种方法分别为，种子发芽试验、根生长实验以及早期植物幼苗生长实验。在最早的阶段，这些试验方法主要的用途是用于对纯化学品的毒性进行检验，随着生态环境污染的恶化，以及对土壤污染生态毒理学评价需求的增加，这三种试验方法已经运用到了废物倾倒点和土壤的生态污染现场等地方。
文章选择在我国最为常见的四种土壤（红壤、暗棕壤、草甸棕壤以及栗钙土），进行铜、铅、镉、锌四种重金属对白菜种子发芽与根伸长抑制的研究。通过对植物种子的发芽以及根伸长的观察，从而确定在四种不同的土壤中四种重金属的生态毒性和生物可利用性，从而为筛选土壤污染指标提供科学的依据。
1 材料与方法
1.1 试验材料
（1）选用CuSO4・5H2O、ZnSO4・7H2O、Pb（NO3）2、CdCl2・2.5H2O四种化学试剂。
（2）在植物受控环境生长箱中使用玻璃培养皿、无灰定性滤纸、石英砂等材料。
（3）在选用供试土壤时，应当采用0―20cm的表层土。共采用四种土壤分别为红壤、暗棕壤、草甸棕壤、栗钙土，白菜种子采自于山东德州农业科学院种子公司。
1.2 试验方法
（1）将50g风干的土壤置于玻璃培养皿中，再将以几何级数配置的重金属溶液加入培养皿中，同时采用离子水对土壤的含水量进行调节，之后将培养皿置于恒温箱中48h，再用医用镊子将白菜种子播种在土壤中，盖好玻璃培养皿，置于恒温培养箱中培养55h。当对照组的种子发芽达到90%，根的长度达到了20mm时，可以进行数据采集，并结束初步试验。并在确定种子发芽和根的伸长抑制率在IC10%―50%的浓度之间后，方可进行下一步实验步骤。
（2）在进行此步实验之前，应当先准备6种不同浓度的培养皿，每个放置15粒种子，在相同的温度以及湿度的条件下进行发芽和根伸长的实验。实验在对照组种子的发芽率达到65%以上，并且根伸长达到了20mm时停止。对各浓度土壤中种子的发芽率以及根伸长长度进行比较，并取平均值以及标准偏差。在进行实验测定时，应当通过将种子在重金属浓度不同的土壤环境中的生长情况与对照组对比。
2 试验结果和讨论
通过选择盛有草甸棕壤的培养皿进行观察和对比，从而比较铜、铅、镉、锌等单一污染源对白菜种子发芽和根伸长的实验结果，可以发现铜、铅、镉、锌对于发芽的抑制程度远远轻于对根伸长的抑制程度。这个结果与土壤重金属对小麦种子根伸长抑制的效果基本相同。
对重金属浓度对根伸长的抑制率进行分析时，可以发现白菜根伸长的抑制率与土壤中重金属的浓度呈线性关系，按照土壤类型和根伸长抑制率的线性斜率的关系可以得出：红壤>草甸棕壤>栗钙土>暗棕壤。
3 结论
以白菜种子发芽与根伸长抑制率的方式对土壤污染生态毒理效应进行研究，是衡量土壤的质量的重要方法。
文章通过选择四种类型的土壤进行铜、铅、镉、锌四种重金属对于白菜种子和根伸长抑制的研究，并通过采用参照物的方式，可以对根伸长受抑制的程度与土壤的性质和重金属污染的程度进行有效的比较，从而确定土壤重金属对白菜种子发芽与根伸长抑制之间的关系。
参考文献
[1] 储彬彬，罗立强.铅锌矿区土壤重金属的EDXRF分析[J].光谱学与光谱分析，2010，30（3）：825-828.DOI：10.3 964/j.issn.1 000-0593（2010）03-0825-04.
[2] 邬登巍，吴昀昭，马宏瑞等.基于中红外漫反射光谱的土壤重金属元素含量预测研究[J].光谱学与光谱分析，2010，30（6）：1498-1502.
[3] 章炜，张玉钧，陈东等.内标法在土壤重金属镍元素X荧光分析中的应用研究[J].光谱学与光谱分析，2012，32（4）：1123-1126.
[4] 向垒，莫测辉，卢锡洪等.纳米氧化铜对白菜种子发芽的毒害作用研究[J].农业环境科学学报，2011，30（9）：1830-1835.
【关键词】 夏枯草 重金属胁迫 光合作用 生长 生理生化 内在品质
1. 夏枯草植物研究的综述
由于其重要的药用价值及药理作用，夏枯草越来越受到人们的重视。近年来，国内外学者对夏枯草的资源、形态、栽培、成分、药理及临床等进行了广泛的研究.
1.1夏枯草植物及药材的形态特征
夏枯草为多年生草本，高13-40 cm，茎直立或匍匐，常带淡紫色，有细毛。叶对生，卵形或椭圆状披针形，长1.5-5 cm，宽1-2.5 cm，全缘或疏生锯齿。轮伞花序集成穗状，长2-6 cm；苞片肾形，顶端骤尖或尾状尖，外面和边缘有毛；花萼二唇形；花冠紫色，上唇顶端微凹，下唇中间裂片边缘有细条裂。
1.2夏枯草栽培的研究
夏枯草多为野生，全国大部分地区均有分布。随着国内中药现代化建设的推进，人们日益意识到了来自标准化生产的药材是必备的原料。喜温和湿润气候，耐严寒，以阳光充足、排水良好的沙质壤土为最佳，其次为粘壤土和石灰质壤土，低洼易涝的地块不宜栽培。
1.3夏枯草化学研究
对于夏枯草化学成分的研究，早在20世纪七八十年代国外学者就有报道。夏枯草中已确定的活性成分主要为三萜及其苷类，并在《中国药典》中以熊果酸的含量作为评价药材质量的标准。
1.4夏枯草的药理作用
夏枯草水煎剂有广谱抗菌活性。夏枯草的抗肿瘤作用研究由来已久,夏枯草其活性成分对P388、L1-10和人体肺肿瘤细胞A-549均有显著细胞毒作用,夏枯草注射液可明显抑制K562细胞增殖，可望成为新的抗白血病药物，诱导K562细胞凋亡可能是其发挥抗肿瘤作用的机制之一,夏枯草醇提取物可降低正常小鼠和四氧嘧啶糖尿病模型小鼠血糖水平，并可改善糖耐量，增加肝糖元合成。
2. 中药材重金属污染现状分析
重金属一般是指为密度在5以上的金属，范定义为在实验条件下能与硫代乙酰胺或硫化钠作用显色的金属杂质，随着研究的深入，药物中重金属对人体的伤害以其不可逆转性越来越受到广泛关注.
2.1重金属来源
种植环境影响药物重金属含量，中药一般以植物药为主，而植物由于受到环境(土壤、气候、供肥条件等)的影响，其产量、质量也将受到影响，突出表现在生长受到抑制而减产和药材重金属含量超标上。
2.2重金属胁迫对植物光合作用的影响
高等植物的光合作用经常受到各种不利环境因素的影响，重金属污染就是其中的因素之一。重金属离子以各种途径和不同形式释放于环境，它们作为一种逆境因子胁迫植物的各种生理过程，使植物的生长受到抑制。重金属离子对光合作用的毒害机理也已逐渐被深入探讨，目前的研究主要体现在以下几个方面：重金属离子Cd2+、Pb2+、Hg2+、Cr6+、Ni2+、Cu2+、Zn2+等均可使高植物的叶绿素含量明显降低。有报道认为Cd在低浓度短期内对叶绿素合成有刺激作用，而超过一定浓度后才对叶绿素起破坏作用。重金属导致叶绿素含量降低可能是引起光合速率下降的原因之一，但叶绿素含量的降低程度通常小于光合速率的降低。还有研究表明，Cd对叶绿素合成的抑制早于对光合作用功能的抑制。
2.3重金属污染对作物生长和生理指标的影响
在土壤一作物系统中，重金属进入土壤后，直接影响作物的生长发育，引起一系列作物生理生态指标，如叶绿素含量、维生素含量以及过氧化物酶活性等的变化。反过来，通过这些生化指标的变化可预测作物受环境胁迫的程度及土壤的污染状况。
对叶绿素含量影响.高等植物的叶绿体中所含的光合作用色素主要包括叶绿素a、叶绿素b、胡萝卜素和叶黄素四种色素。当土壤受到重金属污染，植物体中的叶绿素常常遭到破坏。以Cd污染为例，Cd破坏叶绿素的机制通常认为：(1)Cd干扰Fe代谢，降低植物体内Fe的有效性（Smith等，1985）；(2)cd干扰有关叶绿素合成酶的活性，使叶绿素合成受阻，同时，增加了叶绿素酶的活性，使叶绿素分解；(3)Cd在叶内局部积累过多，与酶蛋白的－SH结合或取代Fe、Zn、Mg等，破坏叶绿体结构及功能特性；(4)Cd通过拮抗作用干扰植物对Mn、Zn、Mg等元素的吸收、迁移，阻断营养元素向叶部输送，使叶绿素合成能力受到干扰。此外，也有报道，Cd引起植物体内防御系统的破坏，引起叶绿体内氧自由基增多，叶绿体膜系统受损，而致叶绿素降解。
2.4土壤重金属污染次生代谢产物的影响
植物的次生代谢是植物在进化过程中对复杂的外界环境变异适应和选择的结果。影响次生代谢成分的环境因素有光照、温度、水分、土壤等。其中土壤中pH值、无机营养元素以及重金属等都会对次生代谢成分的形成和积累产生影响。虽然已经明确土壤是影响植物次生代谢成分的主要因素，但土壤中重金属污染对次生代谢成分的影响的研究目前还较少，已有的研究也多为组织培养或毛状根中重金属离子对次生代谢成分的影响。重金属是影响植物次生代谢产物的因素之一，但重金属对次生代谢成分的影响不尽相同，某一重金属可能会提高某一次生代谢产物的合成和积累，也可能抑制另一种次生代谢产物的合成和积累，关于重金属对次生代谢产物的影响及其影响机制还需要进一步研究。
2.5重金属胁迫对植物各部分重金属含量的影响
重金属胁迫对药用植物各部分重金属含量研究比较少，研究多集中在大田作物上。目前，关于药用植物活性成分的代谢过程和土壤重金属种类及含量的研究还比较少，我们应该加强这一方面的研究，为实现中药规范化生产提供理论依据。
参考文献：
[1] 陈国祥,施国新,何兵.Hg、Cd对莼菜越冬芽光合膜光化学活性及多肽组分的影响[J].环境科学科学学报,1999,19（5）:521-525.
[2] 顾汉信,金卫坤.夏枯草合剂的研究.山东医药工业,2003,22(1):7-8.
[3] 郭巧生,刘丽,等.夏枯草种子萌发特性的研究[J].中国中药杂志,2006,13(7):1045-1047.
[4] 郭志刚,冯莹,刘瑞芝.无机元素对紫杉醇和紫杉烷类化合物生物合成的调控作用[J].天然产物与开发,12(5):25-27.
1科学实施秸秆还田
秸秆还田就是利用土壤微生物分解秸秆，生成腐殖质类物质，丰富土壤有机含量，改善土壤紧实板结性状，并对土壤的水肥气热等生态条件进行改善，提高其微生物的生物量，增加土壤酶的活性，让农作物根系有更好的土壤环境［1］。还田的秸秆能够明显影响重金属的环境行为，转变生物的有效性。腐熟分解秸秆可以产生氨基酸、胡敏酸等有机酸，甚至还富含糖类与硫杂环化合物，可与金属氧化物、矿物金属离子形成络合反应，进而产生化学及生物稳定性不同的金属有机络合物。当土壤重金属形态被改变后，其生物有效性也降低了，重金属对土壤及农作物的毒害也会减少。秸秆还田对两种镉污染土壤pH值就很好的提升作用。酸性土中pH值上升可以让土壤里的镉更稳定，降低它的生物有效性。另外，在秸秆还田中再施有机(无机)肥能够让土壤里的动植物与微生活活性更高，并使其分泌胞外酶，提高土壤酶的活性，使有机物质化更明显，最终土壤有机碳含量随土壤养分含量的增加而增加，实现作物增产。不过，新鲜秸秆腐熟时会带来很多有机酸，能毒害作物根系，所以还需要加入适量的石灰，即根据Ca(OH)2+H2SO4=CaSO4+2H2O或者Ca(OH)2+2HCI=CaCI2+2H2O这两种熟石灰改良酸性土壤的化学方式中和有机酸。要注意的是这些秸秆应该来至于没有重金属污染的地区，目的是避免秸秆中的重金属加剧土壤污染。
2合理调整种植制度
通过调整作物种类改变种植制度可以有效降低重金属的危害。在那些污染严重不宜中粮的地方，可以种植苗木花卉;反之，则种植重金属污染承受力较强的作物，最大限度减少重金属通过农作物吸收对人体造成的危害。植物生理学因种类不同而不同，故而吸收重金属的效应也不一样。按照作物的重金属吸收效应的不同特征以及土壤重金属污染程度来选择作物进行种植，不仅能够让农产品不会受土壤重金属的大面积污染，还能有效利用被污染的农田［2］。比如，有的复垦场地红豆不会像小麦水稻那样受重金属污染，所以针对这种情况改变耕作制度，把红豆作为先锋植物;又比如在含镉100kg/kg的土壤中改种苎麻，三年后土壤镉含量平均降低26.4%。和一般作物相比，种植对重金属富集较弱的作物，能使被污染的农田蔬菜镉含量降低幅度最高达80%，蔬菜的产量也会进一步提高。
3控制土壤水分
土壤氧化还原对重金属活性有很大影响，有的金属会根据氧化还原情况显示出不一样的毒性与迁移性。例如As5+毒性高于As3+，Cr6+毒性高于Cr3+。氧化土壤里的As3+经由氧化成为As5+，降低了其生物有效性与迁移性。Cr3+经由氧化变成Cr6+，生物有效性及迁移性提高，对生物和人的健康风险也不断提高。土壤氧化还原状态的控制主要受土壤水分影响，控制土壤水分能够降低重金属危害。还原中的土壤的很多重金属都有硫化物沉淀，使重金属的生物有效性与迁移性降低。水田灌溉过程中，水层覆盖造成还原性环境，SO2－4经过还原变成S2－，重金属变成硫化物沉淀且溶解性不高。所以，对土壤氧化还原的情况以灌溉等方式来调节，更有助于把土壤———植物系中的重金属进行迁移，降低其危害。
4合理使用农肥
农业生产中经常会使用化肥与农药，这也是土壤重金属污染的重要原因。因此，必须科学指导农民使用化肥与农药，通过调查土壤肥力，利用测土配方施肥，并合理使用农药，确保在提高土壤肥力的同时又强化作物的防病害能力，使土壤中重金属的环境行为得到有效调控。比如氮肥因形态不同，对土壤吸附解吸重金属的影响则不一样，植物吸收NH+4和NO－3时，根系会分泌不一样的离子，吸收NH+4－N时造成H+分泌，使根际周围酸化;而吸收NO－3－N时植物则会分泌OH－，使得根际环境碱化。很多重金属污染土壤可以通过施放硝态氮肥降低重金属迁移与生物毒性。有机肥的施放不但让土壤有机质提高，还吸附或者络合固定土壤里的重金属，使重金属毒性与生物有效性变低。也可以在土壤中施用有机肥从而提高土壤中重金属的活性，增加重金属的环境风险。
5结语
民以食为天，食以安为先。食品安全直接关系广大民众的生命健康，为此，国家食品检测机构务必重视食品安全问题。重金属指的是一些比重大于5的金属，自然界中，大约有45种重金属元素。然而并不是所有的重金属对人体都是有害的，相反，有些重金属却是维持人体生命活动所必须的，铜、锰等重金属元素就是如此。所有的重金属只有在人体内的量超过一定限度时才会对人体健康构成威胁。
一、重金属的污染的特点
重金属，特别是汞、镉、铅、铬等具有显著和生物毒性。它们在水体中不能被微生物降解，而只能发生各种形态相互转化和分散、富集过程（即迁移）。重金属污染的特点是：（1）除被悬浮物带走的外，会因吸附沉淀作用而富集于排污口附近的底泥中，成为长期的次生污染源；（2）水中各种无机配位体（氯离子、硫酸离子、氢氧离子等）和有机配位体（腐蚀质等）会与其生成络合物或螯合物，导致重金属有更大的水溶解度而使已进入底泥的重金属又可能重新释放出来；（3）重金属的价态不同，其活性与毒性不同。其形态又随pH和氧化还原条件而转化。（4）在其危害环境方面的特点是：微量浓度即可产生毒性（一般为1～10毫克/升，汞、镉为0.01～0.001毫克/升）；在微生物作用会转化为毒性更强的有机金属化合物（如洋-甲基汞）；可被生物富集，通过食物链进入人体，造成慢性路线。亲硫重金属元素（汞、镉、铅、锌、硒、铜、砷等）与人体组织某些酶的巯基（-SH）有特别大的亲合力，能抑制酶的活性，亲铁元素（铁、镍）可在人体的肾、脾、肝内累积，抑制精氨酶的活性。六价铬可能是蛋白质和核酸的沉淀剂，可抑制细胞内谷胱甘肽还原酶，导致高铁血红蛋白，可能致癌，过量的钒和锰（亲岩元素）则能损害神经系统的机能。
二、重金属的危害途径
所有金属超过一定浓度都对人体有毒，通过食物进入人体而造成健康危害的重金属主要有汞、镉、砷、铅、铬、铜、锌、锡，这些重金属对人体及其他生物都有不同程度的危害，他们通过人的活动进入环境，造成环境污染。污染到水中的重金属被鱼虾贝类所富集；流到土壤中的重金属被土壤和农作物所富集，再由家禽、家畜进一步富集。即通过食物链，把重金属浓度提高到千倍，万倍，甚至几十万倍，最后通过食物进入人体危害。
三、重金属的来源
重金属的来源非常广泛，传统上可以分为工业来源和农业来源。随着我国城市化进程的加快，一些有别于以往的为城市所特有的污染来源也随之产生。重金属来源如下：
1.工业来源：工业能源大都以煤、石油类为主，它们是环境中汞、铅、镉、铬、砷等 重 金 属 污 染的主 要 来 源。在 采 矿、选 矿、冶 炼、锻 造、加工、运 输 等工 业 生 产 过程中会产生大量的重金属污染。排放的废水、废渣等直接进入水体及土壤中，废气中的重金属经沉降也进入土壤等环境中，从而使得环境中重金属浓度严重超标。
2.农业来源：在农业生产中，污水灌溉、农药、劣质化肥等的不合理使用是重金属污染的重要途径。以磷肥为例，生产磷肥的磷矿石成分复杂，含有较多的重金属如 锌、铬、镍、铜、镉、铅 等，因 此如不合理的使用，劣质化肥中的重金属杂质会直接导致土壤被污染。
3.城市来源：城市日益变成重金属污染的重要来源之一，污染过程主要包括污水处理中产生污泥的堆放、垃圾渗滤液的泄漏、含铅汽油的使用以及汽车交通等。污水处理厂产生的污泥中含有大量的重金属，如不经处理直接排放或者灌溉，会对土壤环境造成二次污染。城市垃圾在焚烧过程中产生的飞灰及堆放填埋过程中产生的渗滤液中的重金属通常也会严重超标。含铅汽油的燃烧是城市铅污染的一个重要来源，汽车轮胎添加剂中使用的锌也导致城市土壤的锌污染。环境事故污染：近年来突发性的环境污染事件骤增，其中重金属污染的案例占很大比例。突发性的环境事件会导致重金属在短时间内高浓度地进入环境，从而产生严重的污染。
四、我国食品中重金属检测技术的进展
我国食品检测重点已经转移到对食品生产到消费全过程的检测，食品检测质量安全监督体系和网络逐步完善，通过例行检测为各级政府提供信息和决策依据。
1.重金属检测的前处理技术
目前，食品中重金属检测前处理技术有湿消解法、微波消解法、干灰化法、水浴法等方法，其中湿消解法和微波消解法是最常用的方法，微波消解法用酸量少，密闭消解，试剂本地值低，缺点是价格相对昂贵、不适宜大批量检测。消解前，为避免消解过于强烈，最好进行预反应，预反应的途径有放置过夜、恒温反应或低温消解。微波消解后，需要经过赶酸过程，赶酸的温度需要控制在190度以下，在做汞的时候，必须通过赶酸把氮氧化物除尽。
2.重金属残留的快速检测方法
由天津市科委、农业部环境保护科研监测所承担的重金属快速检测方法与装备研究以获得成功。这项技术的准确率在95%以上，填补了我国在食品和环境重金属快速检测技术的空白。这项研究是将具有特色显色反应的生物染色剂通过浸渍附载到试纸上，制备出快速检测试纸，并通过反复研究获得了试纸与重金属的最佳反应条件。该试纸对重金属具有良好的选择性，测定重复性好，检测速度、灵敏度、准确率精密度均达到了项目技术的要求。为了实际操作方便，还制备出了体积小巧、便于携带、操作简便、检测成本低廉，适宜于现场实时快速检测。
3.农药残留检测分析方法
色谱分析法包括薄层色谱法，气相色谱法、高效液相色谱法、质谱联用法及超临界流体色谱5种方法。薄层色谱法由于灵敏度不高，近年来较少使用；高效液相色谱法也有其缺点，溶剂消耗大，检测器种类少、灵敏度不高、价格也贵等；质谱联用法及超临界流体色谱这两种方法其设备昂贵，广泛应用也受到了限制；气相色谱法目前是用于农药残留检测最为普遍，最成熟的一种技术。易汽化，且汽化后不易发生分解的农药均可采用气相色谱法检测。目前，多达70%的农药残留可用气相色谱法来检测。
【关键词】农业 土壤重金属污染 治理措施
引言：污染问题是各国经济发展中都要面临的难题。近些年，随着我国工业化进程的加快，使得土壤重金属污染日益加剧，许多耕地因重金属污染受到破坏，这使得我国耕地面积大幅度减少。想要使农作物正常生长就要保障土壤正常状态，土壤影响着农产品质量，若土壤受到重金属污染，不仅农产品会受到污染，这些被污染的农产品更会影响人们身体健康，土壤重金属污染治理具有重要意义。
一、重金属污染的概念
重金属是指比重大于5的金属，重金属在人体中累积达到一定程度，会造成慢性中毒。对环境造成污染的重金属包括：汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的重元素。重金属不能被生物降解，被重金属污染的食物进入人体后，重金属在体内沉淀，便很难排除体外，还会与体内蛋白质及酶发生强烈作用，使之失去活性，重金属对人体危害非常大[1]。铬会造成四肢麻木，精神异常；锡进入身体凝结成块后，甚至会致人死亡；钒会对人的内脏造成破坏。采矿、废弃排放、工业排放、污水排放等会造成重金属污染，导致环境质量恶化。日本就曾经因汞污染引发水俣病，造成许多婴儿中枢神经造成破坏。近些年，随着我国工业化进程的不断加快，重金属污染问题日益严重，已开始严重影响人们身体健康，全国各地都因重金属污染出现了癌症村，我国必须对重金属污染提高重视。
二、土壤重金属污染
我国经济发展中面临着严重的重金属污染，其中土壤重金属污染尤为突出，几乎全国各地多处耕地存在重金属污染问题，土壤重金属污染已成为“公害”[2]。目前我国土壤重金属污染主要污染物有：汞、镉、铅、铬、砷等生物毒性重金属元素，以及有毒元素锌、铜、镍等。这些主要重金属污染元素多来自：农药、废水、污泥和大气沉降等方面。如，砷就经常被作为除草剂、杀虫剂等农药，大量农药使用后便很容易造成砷污染；汞则来自含汞废水。汞、砷都能减弱和抑制土壤中硝化、氨化细菌活动，影响氮素供应。土壤中镉含量超标时，作物叶绿素结构将受到破坏，吸收水、阳光的能力大幅度下降，农作物生长、发育、产量、品质都将受到影响。土壤中铅超标时，植物光合能力、氧化能力、代谢强度都将被降低，作物成活率会大大被降低。重金属有着移动性差、滞留时间长、不能被微生物降解等特性。农作物生长在被污染的土壤中被人类食用，这些重金属将直接作用于人体，在身体里沉淀。如，镉污染土壤环境中的作物被人类食用后，将引发高血压、肾功能失调、心脑血管等疾病。汞则会沉入肝脏，破坏神经系统和大脑[3]。土壤重金属污染已严重威胁了人类生存与发展，加强土壤重金属土壤治理势在必行。
三、土壤重金属污染治理措施
通过前文分析，不难看出土壤重金属污染的危害性，土壤重金属污染已成为了制约我国农业发展的主要原因。我国必须提高对土壤重金属污染的重视，加强治理，采用相应治理措施。下面通过几点来土壤重金属治理措施：
（一）化学治理措施
化学治理措施见效快，简单易行，操作简单，效果明显，但若操作不当极有可能造成化学污染。化学治理措施是通过向土壤中投入化学改良剂的方式，来达到降低土壤中重金属含量的目的。不同化学改良剂，效果有所不同，针对污染情况也不同。其原理是将重金属吸附、氧化还原。常用化学改良剂有：磷酸盐、硅酸盐、碳酸钙、沸石等。在实施中为了避免对土壤造成二次污染，一定要控制好改良剂用量。
（二）生物治理措施
生物治理措施易于操作，效果好，且不会造成二次污染，这种方式是通过生物削弱、净化土壤，来降低土壤重金属含量。例如，利用自然界原有植物或人工培育植物，通过植物吸收方式解决重金属污染。目前已经发现能够吸收重金属的植物多达七百余种。这些重金属元素被植物吸收后，将被转化为气态物质，挥发到空气中；除植物外，微生物也能够降低土壤重金属含量，改善土壤微环境。微生物治理技术主要是应用：动胶菌、蓝细菌、藻菌、原菌、硫酸菌等，通过胞外聚合物与重金属离子结合成络合物，达到降低重金属含量和重金属毒性的目的。
（三）农业治理措施
农业治理指的是通过改变耕作管理制度的方式，降低土壤重金属污染。该措施实施中要因地制宜，科学结合当地农业发展实际情况。农业治理措施主要有：控制土壤水分调节土壤氧化还原电位，降低重金属污染。另外，还可通过肥料选择和控制的方式，减少化肥应用，增施有机肥，降低化肥对土壤造成的重金属污染。此外，种作物选择时应选择具有抗污染的植物，避免重金属进入食物链。镉污染土壤环境中可种芝麻，实践证明种植五年芝麻后，土壤镉含量降低百分之三十四左右，不同植物对改善不同污染有着很好的效果，做好作物选择至关重要。
四、结束语
农业是国家经济发展建设的基础，而农业的基础是土壤，离开土壤农业发展无从谈起。土壤重金属污染现如今已严重影响到了农业发展，威胁到了人们身体健康，加强土壤重金属治理势在必行。
参考文献：
[1]徐梅玉.我国耕地土壤污染解决中机械保护性耕作的作用研究，以土壤中铅和镉污染为例[J].湖北师范学院，2011，16.
关键词：高速公路路域土壤；重金属污染；健康风险评价；潜在生态风险评价；地积累指数
中图分类号：X825 文献标识码：A
随着交通运输业的发展，居民对交通的依赖程度越来越高，车辆流通量也随之迅猛增加.但是交通运输给居民生活带来方便的同时也产生了很多环境问题，成为城市土壤污染的主要来源之一[1-2].Bergbck等发现交通工具为高速公路土壤重金属污染主要来源，其中Cd，Cu，Cr，Pb和Zn分别占90%，40%，99%，85%和80%[3].主要来源于交通工具的燃油、刹车、轮胎、离合器、发动机及触媒转换器等[4].通过大气干沉积或湿沉降沉积在公路两侧土壤中.
2013年第68届联合国大会决议通过了每年的12月5日为世界土壤日，并宣布2015年为“国际土壤年”，以国际社会对土壤安全问题的高度重视.土壤重金属污染不仅可使土壤的肥力下降，降低农作物产量，且其不易降解而在生物体内传递，并通过食物链最终累积于人体中，当其达到一定浓度后将对人体产生毒害作用[5].土壤作为重金属的沉积池，可通过风力和降雨进入大气环境和周围水域，而对周围环境和人体健康产生二次污染.因此，研究高速公路对路域土壤的重金属污染现状对公路旁土壤重金属污染的防治和公路旁土地合理利用、规划和管理提供依据，具有重要的现实意义.
健康风险评价（Health Risk Assessment）是对暴露在污染物中的人群可能产生的伤害、疾病或者死亡的可能性进行的定性或定量的评价，作为污染物防治的辅助工具已经得到国际上的广泛认可.近年来，学者们纷纷对高速公路两侧路尘的重金属污染进行健康风险评价[6-7]，但对高速公路路域土壤重金属健康风险的研究很少.健康风险评价是根据不同的吸收途径和每日暴露剂量来估算有毒重金属对人体的健康风险进行评价.因此，高速公路土壤重金属健康风险评价对居民和政府缓解有毒重金属污染及对居民采取有效保护措施具有十分重要的意义.
1材料及分析方法
1.1采样点概况及样品采集
2014年湖南全省高速公路完成投资390亿元，通车总里程达到5 493 km，位居全国第五.其中京港澳高速（G4）和沪昆高速公路（G60）属于中国高速公路网的“五纵七横”主骨架网，相交于湖南湘潭市岳塘区的殷家坳，为湖南省交通承东启西、南联北进的代表.因此，本文以这两条高速公路展开调查研究.
本研究根据不同的开通时间和交通量，选取了3个采样路段分别为G4高速公路的临长段（LC）和长潭段（CT），G60高速公路的潭邵段（TS），具体采样位置见图1.每个采样地段根据与高速公路垂直距离（5 m，10 m，15 m，40 m 和 80 m），用采样器采取0～10 cm的土壤1 kg，每个采样点设3个平行样，总共采取45个土壤样品.采取的土壤样品在实验室进行自然风干，研磨后过筛网，储存于聚丙烯容器内，并将容器存放于4 ℃的冰箱内等待进一步检测.
2分析与讨论
2.1土壤特性、重金属浓度及其与距离的关系
高速公路路边土壤中的重金属浓度受土壤特性、交通量和气象条件的影响[22].本研究中的土壤样品的物理化学特性的分析结果见表3.土壤粒径分级显示本研究土壤样品的粒径较粗，特别是TS的土样.黏土含量为12.76%～34.13%，且越靠近高速公路的土样的黏土含量越少.可能是因为公路建设时填入的建筑材料的影响，如沙子，砾石.pH值表明本研究区域的土壤为酸性，LC，CT和TS的土壤pH值分别为4.14～6.53，4.42～4.98和5.06～6.45.表3显示，pH值和有机物含量随离高速公路的距离的增加而减少，可能是高速公路建设时在路边填入的石灰等碱性材料和路面缺少植被等原因造成.
重金属浓度的平均值、标准偏差见表4.大体上，此5种重金属的浓度随距离的增加而降低，显示其与交通的相关性.它们在LC，CT和TS路段的浓度梯度分别为Cr > Zn > Pb > Cu > Cd， Cr > Zn > Pb > Cu > Cd和Zn>Cr> Pb > Cu > Cd，此结果与孔德秀等人对衡枣高速公路的研究一致[23].
表3中显示LC和TS的运行年限都为13a，但是LC段的交通量为70 903 veh/d远大于TS段49 601 veh/d的交通量.LC段所研究的5种重金属的浓度大于TS段（表4），表明重金属的浓度与交通量成正比.再一次说明研究的5种重金属与交通状况的相关性.
由表4可见，5种重金属除了Cd和距离高速公路5 m处Cr的浓度外，其它重金属的浓度都低于中华人民共和国土壤标准值.重金属Cd在LC，CT和TS的浓度分别为0.2～1.0 mg/kg，0.3～1.4 mg/kg和0.1～1.0 mg/kg.其中距离高速公路5 m处Cd的浓度几乎是土壤标准值的4～5倍.可能的原因有：第一，高速公路来往车辆磨损并长期的积累.第二，中华人民共和国的土壤标准值是很早以前制定的，比其它国际的标准值都小，从而增大了比值.比如，在美国，其土壤污染等级划分为：0～1 mg/kg，无污染；1～3 mg/kg，轻度污染；3～10 mg/kg，重度污染[24].柏林的Cd的土壤背景值为1.05 mg/kg[25].
LC，CT和TS路段距离高速公路5 m处Zn的浓度分别为122.09 mg/kg，102.37 mg/kg和143.86 mg/kg，其它在37～75 mg/kg之间波动.Zn的浓度在5～10 m之间急剧减少表明其与交通工具的正相关性.有研究显示，Zn以锌氧化物添加在车轮中，它是橡胶硫化的重要反应物.Cr在LC段距离公路5 m处的浓度最大，为135.99 mg/kg，其它研究区的浓度在30～90 mg/kg之间波动.Pb和Cu的浓度稍微偏低，分别为25～61 mg/kg和15～25 mg/kg.
重金属的浓度结合表3中的交通量和运行年限，可以看出重金属Cd，Pb和Cu与交通量及运行年限成正相关.Othman等人也发现了高速公路路域土壤中Pb浓度和交通量这种正相关的关系[26].Zn和Cr与交通量及运行年限的关系并不明显.
2.2重金属的污染程度评估
地积累指数（Igeo）评估结果见表4.重金属Cd的Igeo值最大，距离高速公路5 m处的Igeo>3，表明该区域的Cd为重度污染.其污染程度随距离的增加而降低，但是远到距离高速公路80 m处仍有轻度污染.Cu的Igeo都小于零，表明其无污染.其它3种重金属（Pb，Zn和Cr）分别在5 m处显示了轻度污染，其它地方都为无污染.
5种重金属的潜在生态风险评估结果见图2.它们的潜在生态风险指数梯度为Cd>Pb>Cu>Cr>Zn.其数值随着与高速公路的垂直距离的增加而减小.表中显示除了Cd其它重金属的单项重金属潜在生态风险指数都小于40，表明都对当地的土壤系统无潜在危害.因此，研究区域土壤环境主要的污染物为Cd.其在距离高速公路5 m处的Eir>320，表明其生态风险危害程度高.且其在80 m处仍为轻微的生态风险.
在研究的3个路段中，潜在生态风险指数的大小为CT > LC > TS.3个研究路段距离高速公路5 m处的RI值都大于300，表明都有中度的生态风险.
从以上的讨论可以看出，地积累指数和潜在生态风险指数两种重金属污染程度评价存在一些分歧.比如，按地积累指数评价法重金属Pb几乎是无污染的，但是由于其高毒性，按潜在生态风险指数法为低污染程度.翟云波等也发现它们存在一些分歧[27].但是，根据定义，地积累指数侧重于单项的金属污染程度，但并没有考虑单项重金属的毒性.而潜在生态风险指数更注重评价的重金属的综合污染程度.因此，为了获得更全面的和精确的评价结果，本文采用了2种评价方法.
2.3健康风险评价
图3和图4分别给出了消化道、皮肤接触和呼吸（空气）3种暴露途径下生活在高速公路路域的成年人和未成年人的非致癌风险商数.整体而言，未成年人的非致癌风险商数要大于成年人的.5种重金属通过呼吸道，皮肤接触和呼吸3种暴露途径的非致癌风险商数的大小为：Cr>Pb>Cd>Cu>Zn，Cr>Cd>Pb>Cu>Zn 和Cr>Pb>Cd>Cu>Zn.
3种暴露途径的非致癌风险商数之和为非致癌污染指数.5种重金属的非致癌污染指数见图5.从图中可以看出，Cr的非致癌污染指数是最大的，其次分别是Cd，Pb，Cu和Zn，且随高速公路的距离的增加而降低.根据美国环保局的健康风险评估条例[28]：如评价的单项重金属的HQ或者HI1，则其对周围的居民存在慢性的健康危害风险.不难看出，图5 Cd和Cr的非致癌污染指数超过了1，且对于未成年人，3个研究路段80 m处，Cd和Pb的非致癌污染指数也超过了1，表明它们对周围居民有潜在的健康风险危害.有研究显示，过量摄入Cr，可能会触发肺癌和胃癌.在3个研究路段非致癌污染主要来源于皮肤接触，其次是经口摄入被消化道吸收.因此，周围的居民应注意饮食摄入，最好不要让皮肤直接接触土壤，且最好居住于距离高速公路80 m 以外.
另一个健康分析评价的重要参数是致癌风险.3个研究路段中重金属对成年人和未成年人的致癌风险值见图6.由于缺少Pb，Cu和Zn的致癌坡度因子，本文只讨论了Cd和Cr的致癌风险.显然，Cr的致癌风险要大于Cd，且二者的致癌风险随距离高速公路的距离的增加而降低.根据Fryer等人的评估[29]，CR>1×10 4，则其致癌风险是不能接受的，CR值在10 6～10 4之间，则表示存在致癌风险，但在可容忍的范围内.从图6可以看出，重金属Cr对未成年人的致癌风险在10 6～10 4之间，属于可以接受的范围，但也存在轻微的致癌风险.其致癌风险随高速公路距离的增加而降低，LC和CT远在80 m处仍明显大于10 6，TS段80 m处降至接近10 6.对于成年人，两种重金属Cr和Cd的致癌风险都在安全范围内.
综上所述，高速公路G4和G60的3个研究路段（LC，CT和TS）的健康风险评价结果表明，5种重金属对周围居民的健康危害风险随与高速公路距离的增加而降低.其中Cr，Cd和Pb对周围的居民存在潜在的健康危害风险.Cr的致癌风险要大于Cd，且Cr对未成年人有轻微的致癌风险.但总体而言，致癌风险都在安全范围内.非致癌污染指数和致癌风险指数表明高速公路周围的居民应居住在距离高速公路80 m之外.
3结论
受交通运输的影响，G4和G60高速公路路域土壤中所研究的5种重金属的浓度较高，靠近高速公路的采样点中Cd和Cr浓度超过了土壤环境二级标准.重金属浓度随离公路的距离的增加而降低，且与高速公路的交通量成正比.所检测的5种重金属的污染状况是Cd>Pb>Cr>Zn>Cu，其中Cd超过了国家土壤质量标准值的3～4倍，为重度污染，存在严重生态风险.在CT路段远到80 m处Cd仍显示轻微的污染.其它重金属为轻度污染或者无污染.健康风险评价表明，所研究的5种重金属对未成年人的非致癌伤害大于成年人的.其中Cd，Cr和Pb对周围的居民存在潜在的非致癌污染.3个研究路段80 m处，Cr和Cd对未成年人有轻微的致癌风险，但在可接受的范围内.因此，周围的居民应注意饮食摄入，最好不要让皮肤直接接触路域土壤，且应居住于高速公路80 m之外.
参考文献
[1]CARRERO J A，ARRIZABALAGA I，BUSTAMANTE J，et al. Diagnosing the traffic impact on roadside soils through a multianalytical data analysis of the concentration profiles of trafficrelated elements[J]. Science of the Total Environment，2013，458/460： 427-434.
[2]胡晓荣，查红平. 成渝高速公路旁土壤铅污染分布及评价[J]. 四川师范大学学报：自然科学版，2007，3（2）： 228-231.
HU Xiaorong，ZHA Hongping. Lead pollution distribution and evaluation in soil along Chengyu highways[J].Journal of Sichuan Normal University：Natural Science，2007，3（2）：228-231.（In Chinese）
[3]BERGBCK B，JOHANSSON K，MOHLANDER U. Urban metal flowsA case study of stockholm review and conclusions[J]. Water，Air and Soil Pollution： Focus，2001， 1（3/4）： 3-24.
[4]曾经，付晶. 长株潭地区公路两侧土壤重金属污染特性[J]. 长沙理工大学学报：自然科学版，2011，8（2）： 81-85.
ZENG Jing，FU Jing. Heavy metal pollution characteristic in roadside soil in ChangshaZhuzhouXiangtan Area[J].Journal of Changsha University of Science and Technology：Natural Science，2011，8（2）：81-85. （In Chinese）
[5]WERKENTHIN M，KLUGE B，WESSOLEK G. Metals in european roadside soils and soil solutionA review[J]. Environmental Pollution， 2014，189：98-110.
[6]WEI X，GAO B，WANG P，et al. Pollution characteristics and health risk assessment of heavy metals in street dusts from different functional areas in Beijing，China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2015，112：186-192.
[7]BIAN B，LIN C，WU H S. Contamination and risk assessment of metals in roaddeposited sediments in a mediumsized city of China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2015，112：87-95.
[8]ZHANG G L，GONG Z T. Laboratory analysis method for soil investigation[M]. Beijing：Science Press，2012.
[9]MLLER G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J]. Geojournal 2，1969，108-118.
[10]HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control.a sedimentological approach[J]. Water Research，1980，14（8）： 975-1001.
[11]张颖，周军，张宝杰，等. 松花江表层沉积物有毒重金属污染评价[J]. 湖南大学学报：自然科学版， 2015， 42（6）： 113-118.
ZHANG Ying，ZHOU Jun，ZHANG Baojie，et al. Toxic heavy metal pollution evaluation in the surface sediment of Songhua river[J]. Journal of Hunan University：Natural Science，2015，42（6）：113-118.（In Chinese）
[12]USEPA.Risk assessment guidance for superfund：Volume IIIPart A，process for conducting probabilistic risk assessment [R].Washington：Office of Emergency and Remedial Response U.S. Environmental Protection Agency，2001.
[13]LI Z，MA Z，VAN DER KUIJP T J，et al. A review of soil heavy metal pollution from mines in China： Pollution and health risk assessment[J]. Science of the Total Environment，2014，468/469：843-853.
[14]MARI M，NADAL M，SCHUHMACHER M，et al. Exposure to heavy metals and PCDD/Fs by the population living in the vicinity of a hazardous waste landfill in Catalonia，Spain： Health risk assessment[J]. Environment International，2009，35（7）： 1034-1039.
[15]李飞，王晓钰，李雪. 土壤重金属的健康风险评价及其参数不确定性的量化研究[J]. 湖南大学学报：自然科学版，2015，42（6）： 119-126.
LI Fei，WANG Xiaoyu，LI Xue. Health risk assessment for heavy metals in soils and qualititative study of parameter uncertainty [J]. Journal of Hunan University：Natural Science，2015，42（6）： 119-126. （In Chinese）
[16]李飞，黄瑾辉，曾光明. 基于MonteCarlo模拟的土壤环境重金属污染评价法与实例研究[J]. 湖南大学学报：自然科学版，2013，40（9）： 103-108.
LI Fei，HUANG Jinhui，ZENG Guangming，et al. Probabilistic enviromental quality assessment method and case study of soil heavy metals based on MonteCarlo simulotion[J]. Journal of Hunan University：Natural Science，2013，40（9）： 103-108. （In Chinese）
[17]USEPA.Risk assessment guidance for superfund volume I：human health evaluation manual （Part E，supplemental guidance for dermal risk assessment） [R]. Washington：Office of Superfund Remediation and Technology Innovation Environmental Protection Agency，2004.
[18]SMITH R L. Use of monte carlo simulation for human Exposure assessment at a superfund site[J]. Risk Analysis，1994，14（4）： 433-439.
[19]中华人民共和国国家环境保护标准[S]. 北京：中国环境科学出版社，2014：25-38.
Environmental protection department of the People's Republic of China.The state environmental protection standards of the People's Republic of China [S].Beijing：China Environmental Science Press，2014：25-38.（In Chinese）
[20]FINLEY B L，SCOTT P K，MAYHALL D A. Development of a standard soiltoskin adherence probability density function for use in monte carlo analyses of dermal exposure[J]. Risk Analysis，1994，14（4）： 555-569.
[21]USEPA.Risk assessment guidance for superfund volume I： human health evaluation manual （Part F，supplemental guidance for inhalation risk aassessment）[R].Washington：Office of Superfund Remediation and Technology Innovation Environmental Protection Agency，2009.
[22]陈长林，李晓所，张勤，等. 公路交通对土壤重金属污染的研究[J]. 公共卫生与预防医学，2006，17（6）： 19-21.
CHEN Changlin，LI Xiaosuo，ZHANG Qin，et al. Heavy metal pollution along the highway area with the method of geoaccumulation index[J]. Journal of Public Health and Previence Medicine，2006，17（6）： 19-21.（In Chinese）
[23]孔德秀，姜守俊. 衡枣高速公路两侧土壤重金属的污染状况[J]. 城市环境与城市生态，2008，21（3）： 34-37.
KONG Dexiu，JIANG Shoujun. Heavy metals pollution in roadside soil along Hengzao highway[J].Urban Environment and Urban Ecology，2008， 21（3）： 34-37.（In Chinese）
[24]ALLOWAY B J. Heavy metals in soils[M]. 2nd ed. London： Blackie Academic & Professional，1995.
[25]AKBAR K F，HALE W H G，HEADLEY A D，et al. Heavy metal contamination of roadside soils of northern england[J]. Soil & Water Res，2006，4： 158-163.
[26]OTHMAN I，AL OUDAT M，AL MASRI M S. Lead levels in roadside soils and vegetation of damascus city[J]. Science of the Total Environment，1997，207（1）： 43-48.
[27]ZHAI Y B，CHEN H M，XU B B，et al. Influence of sewage sludgebased activated carbon and temperature on the liquefaction of sewage sludge： Yield and composition of biooil， immobilization and risk assessment of heavy metals[J]. Bioresource Technology， 2014，159：72-79.
[关键词]农村耕地 重金属污染 来源 治理
[中图分类号] S341.1 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2014）-1-161-1
0前言
科学技术的发展，带动了经济的发展，同时也促进了人们生活水平的提高。但是，粗放型的经济发展方式也造成了严重的污染，尤其是重金属对于农田土壤的污染，使得我国的耕地面积不断缩减，影响到了农作物的生长，同时还可能对人体造成相应的危害。因此，要充分重视起来，加强对于农田重金属污染的治理力度，切实保障农业生产的顺利进行。
1重金属污染概述
重金属污染，指由重金属或其化合物造成的环境污染，其产生的主要原因是人们的生产活动，如采矿、废气排放、污水灌溉和使用重金属制品等人为因素造成的。重金属污染的危害程度并不是固定的，而是取决于其在环境、物体中存在的化学形态和浓度。通常情况下，重金属污染主要表现在水污染方面，气体污染和固体废弃物污染相对较少。
重金属具有富集性，很难在环境中降解，因此，容易造成严重的环境污染，加上其具有不易移动溶解的特性，进入生物体后不能被排出，会造成慢性中毒。例如，日本爆发的骨痛病，就是由于重金属元素镉与人体内部的蛋白质和各种类型的酶发生强烈的相互作用，从而导致其失去活性，造成重金属中毒，对骨骼产生了严重的影响，引发剧烈的疼痛。
2农村耕地中重金属污染的来源
目前已经发现的，自然界存在的重金属元素有45种，而对于农村耕地影响较为严重的重金属，则主要集中在汞、镉、铅、铬、砷物种元素，其并称为“五毒”。每年因重金属污染所造成的农业经济损失不计其数，不仅阻碍了经济的发展，更使得粮食产量大幅下降，影响社会的稳定。对于农村的耕地而言，重金属污染的主要来源包括：
2.1污水
重金属污染主要表现在水污染方面，因此污水是导致农田重金属污染最主要的原因。由于粗放型经济发展方式的影响，许多企业并没有对排放的污水进行处理，而是直接排入河流或者土地之中，一方面，使得河流污染严重，农民在引水灌溉的过程中，将污水中的重金属带入农田，从而引发重金属污染；另一方面，污水深入地下后，重金属元素却不会很快讲解，在不断的富集过程中，使得土壤中的重金属含量不断增加，对农作物的生长造成影响。
2.2大气
大气中的重金属主要来自于工业生产排放的废气、汽车尾气等，如果没有对其进行相应的处理，重金属就会以气溶胶的形态，进入大气之中，在自然沉降和降水的作用下，最终进入土壤，从而造成农田的重金属污染。一般来说，大气污染对于农田的影响程度取决与当地的经济增长方式和工业化程度，以及人口的密度和经济发展程度等。
2.3固体废弃物
主要指来自含有重金属的工业企业以及矿业企业废弃物，也包括城市的生活垃圾。这些固体废弃物含有的重金属元素会在存放和处理的过程中，进入土壤，造成污染。例如，重金属矿业企业在对矿渣进行处理时，通常都是采用统一处理或掩埋的方式。在堆放的过程中，会受到雨水冲刷等的影响，使得重金属元素流入水体或土壤；而在掩埋后，矿渣中含有的重金属元素也不会分解，而是逐渐向周围的土壤扩散，不断的富集，进而导致土体中重金属含量超标，造成污染。
2.4化学农药和肥料
一方面，部分化学农药的质量不达标，含有超标的重金属元素，在使用的过程中会随之进入土壤，从而引发重金属污染；另一方面，为了保证农作物的产量，往往会长期使用化学肥料，提供农作物生长需要的微量元素，但是肥料中的重金属元素却在不断富集的过程中，出现污染现象。例如，如果某块农田长期使用磷肥，则可能导致土壤中的镉含量超标，从而引发重金属污染。
3农村耕地中重金属污染的治理对策
3.1对污染源进行控制
对于农村耕地中重金属污染的治理，首先必须采取必要的措施，对污染进行控制，减少污染源，之后才能对其进行处理，以免污染的重复发生。对于重金属污染源的控制，需要做到以下几点：
①对废水、废气、固体废弃物的排放进行控制，确保处理后排放，将其产生的污染降到最低。针对含有重金属元素的污染物，更要加强管理力度。
②对农药肥料等的使用进行限制，对其成分进行改良和创新，尽可能减少农药中重金属元素的残留。
③对农田土壤进行质量监测，及时发现潜在的风险，做到防患于未然。
3.2物理换土法
由于重金属的治理成本大、耗时长，难度大，从经济角度出发，对于污染较为严重的农田土壤而言，可以采用换土的方式进行处理，其优点在于彻底、稳定，虽然施工量较大，但是相对而言速度较快，而且操作简单，不影响农作物的种植。
3.3化学调节法
主要是利用相应的化学药剂等，对农田土壤的有机质、水分、pH值等进行调节，改变重金属的水溶性和扩展性，从而降低污染的扩展速度以及其对于农作物的影响。
3.4生物修复法
指利用植物、动物、微生物等，对土壤中的重金属进吸收和转化等，从而消减重金属污染对于农田的影响。例如，向日葵可以吸收重金属，进而通过自身的作用将其排入空气中，降低土壤重金属的含量；部分藻类和蚯蚓等动物也可以对重金属进行吸收。
4结语
总之，重金属污染对于农村耕地的影响是十分巨大的，农业技术人员要加强对于重金属污染来源的分析，通过预防和治理相结合的方式，解决土壤重金属污染的问题。
参考文献
[1]蒋利萍.国内土壤重金属污染现状及治理修复[J].内江师范学院学报，2010，25（z2）：471-473.
关键词：重金属污染 主要原因 修复技术
土壤重金属污染给人们所带来的危害具有长期性、潜在性的特点，近年来随着城镇化进程的不断加快和工业生产的发展，越来越多的有害物质进入到了土壤中，造成土壤结构的变化和功能的衰退，有害物质逐渐在土壤中积累，并通过水或者是植物进入到人体，严重危害人们的身体健康。为了有效应对和解决这一问题，我们必须要充分了解土壤中重金属的来源，并积极应用各种各样的土壤重金属污染修复技术，最大限度地缓解土壤重金属污染，给人们创造一个更加健康舒适的生活环境，从根本上提高人们的生活质量。
一、造成土壤重金属污染的主要原因
1.工业三废的排放
在我国，矿产冶炼加工、化工、电镀、电池、以及塑料等行业所排放的重金属是造成土壤重金属污染的主要工业源，由于大多数工业企业污染物处理意识淡薄，并没有配备足够的处理设备，就使得工业废水、废气、废渣等不断排放到土壤或者是水体中，造成严重的环境污染，危害人们的身体健康。
2.燃煤释放
当前我国使用范围最广的能源依然是煤炭，不仅是因为我国的煤炭资源储量丰富，同时也是由于其价格相对较低，这就造成煤炭燃烧时向空气中排放大量的有害气体，这些气体经过沉降就会进入到土壤中，对土壤造成污染，进而对人体健康和整个生态系统产生长期效应。
3.垃圾的堆放
如果垃圾堆放的时间较长，就会使其中的重金属进入到土壤中，导致区域土壤的重金属含量大量增加。特别是城市垃圾中含有较多的重金属，在雨水的冲刷之下会将其中的有毒元素释放到土壤中，由于这些有毒元素大多以有效态的形式存在，难以结合成残渣状态，就使得其在土壤中具有较大的迁移能力，进而对地下水造成污染。
4.化肥和农药的使用
化肥和农药是农业生产中必不可少的物资，对于促进农业生产发展具有非常重要的意义，但是如果使用不合理就会使土壤遭受重金属污染。这是因为在化肥和农药中含有较多的重金属元素，而土壤自身的环境容量又相对较低，长期使用会积累超标含量的重金属，进而使农产品受到污染，一旦食用就会对人体造成伤害。
二、土壤重金属污染修复技术
1.工程修复
工程修复主要指的是采用换土、客土、以及深耕翻土等一些措施，有效降低土壤中的重金属含量，从而减少对植物系统的毒害，保障农产品安全。一般，换土法和客土法主要用来治理重污染区，而深耕翻土法则主要用于重金属污染程度较轻的区域。总的来讲，工程修复比较稳定、彻底，但是由于工程量比较大，成本费用较高，还容易对土体机构造成破坏。
2.物理修复
物理修复技术主要包括三种类型：1）电动修复。主要指的是在电流的作用之下，土壤中所蕴含的重金属离子以电迁移或者是电透渗的方式被运输到电极，再实行集中的收集处理。这种方法比较适宜用在具有低渗透性的淤泥土或者是粘土中，能够有效控制污染物流动的方向。2）电热修复。主要是利用高频电压所产生的热能对土壤加热，从而将土壤颗粒中的污染物解吸出来，实现重金属和土壤的分离，达到修复土壤的目的。3）土壤淋洗。即利用淋洗液将土壤固相中存在的重金属转移到液相中去，然后再将含有重金属的废水进行回收处理。这种方法比较经济实用，有较强的应用价值。
3.化学修复
化学修复即向土壤中施加改良剂，利用改良剂的吸附、拮抗、氧化还原、以及沉淀等作用，有效降低重金属自身的生物有效性。由于不同的改良剂对土壤中的重金属会产生不同的作用，因此这项技术的重点在于要选择最为合适的改良剂，比较常用的改良剂主要有石灰、硅酸盐、磷酸盐、以及碳酸钙等。但是化学修复是在土壤原位上进行的，并不具有永久性，它只是改变了土壤中的重金属形态，而重金属元素依然存留在土壤中，很容易活化再次危害植物。
4.生物修复
生物修复主要包括植物修复和微生物修复两种类型。1）植物修复。指的是利用自然生长或者是遗传培育的植物来修复受重金属污染的土壤，根据其机理和作用过程的不同又可以分成植物挥发、植物提取、以及植物稳定等不同的类型。2）微生物修复。首先，微生物能够利用带电荷细胞对土壤中的重金属离子进行生物吸附于富集；其次，微生物可以通过自身的新陈代谢活动溶解土壤中的重金属；此外，微生物还能够通过氧化还原作用有效降低重金属中的毒性，从而减少重金属对土壤的污染程度，确保农产品的安全卫生。
三、总结
科学技术的发展在很大程度上促进了经济的发展和社会的进步，深刻改变了人们的生产和生活方式，具有非常重要的作用。因此，在当前土壤重金属污染日益严重的情况下，我们必须要积极利用各种形式的土壤修复技术来缓解重金属污染、改善土壤质量，为人们创造一个健康安全的生活环境，更好地促进社会主义现代化建设的发展。
参考文献
[1]王海峰,赵保卫,徐瑾,车海丽. 重金属污染土壤修复技术及其研究进展[J]. 环境科学与管理. 2009(11) .
[2]袁敏,铁柏清,唐美珍. 土壤重金属污染的植物修复及其组合技术的应用[J]. 中南林学院学报. 2007(01).
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