重金属污染生态毒理课件.ppt

主要内容;第一节 砷;一、暴露途径与界面过程 砷的暴露途径： 1、大气暴露途径 2、水体暴露途径 3、土壤暴露途径;1、大气暴露途径 大部分As以气相状态存在于大气环境中，因此As的污染暴露途径以大气暴露为主。通常情况下大气中As的天然暴露水平可以达到1.5～53ng/m3 。燃煤和冶炼是导致大气环境中As污染暴露水平不断上升的主要原因。 2、水体暴露途径 大气中As可通过沉降作用进入水环境，成为水体As污染暴露的途径。据有关资料表明，淡水中As的天然暴露水平为0.0005mg/L，海水为0.0037mg/L。;水域中As的污染暴露通常以砷酸盐和亚砷酸盐形式存在，有时也能与铁、铝、钙一起大量沉淀。在氧化条件下， As一般以砷酸盐形态存在；在还原条件下，则以亚砷酸盐为主。 某些海洋生物能把无机As转化为较复杂的有机As化合物。 一些化学工业、冶炼、电子工业在其生产工艺流程中排出As，这些工业部门含As废水正在造成水环境As的污染。;3、土壤暴露途径 土壤中的不同价态As的溶解度不同， As3+化合物的溶解度比As5+化合物的溶解度大4～10倍，因此土壤中的砷对生命系统的暴露大多是通过As3+化合物的形式进行。 ;4、界面过程 砷从大气到土壤，从土壤到水体，或从水体进入沉积物中，要穿过一个边界。同样，砷从沉积物中释放进水体，又从水体挥发进大气，或从大气沉降到土壤，也要穿过一个边界。这些过程的发生，是导致环境系统污染的主要机制。 ;二、 毒作用机理与生态毒性效应;2、As对作物的毒害，从生理方面看是由于As影响植物对磷的代谢，使其三碳糖磷酸氧化，并不产生高能的磷酸，以至于在PAC循环中严重阻碍ATP生成，阻碍植物养分的吸收和积累，进而阻碍植物的生长发育。 3、As对动物的毒理效应产生主要是由于As与酶蛋白质中的巯基（-SH）、蛋白质的胱氨酸、半胱氨酸含硫的氨基（-NH2）有很强的亲和力，通过As3+ 与巯基结合引起酶失活， As可以抑制酶的催化活性，可以引起细胞结构的变化，As3+阻滞ATP的合成，引起机体乏力。;高浓度的As3+ 可使丙酮的氧化酶受阻，引发代谢紊乱，阻碍细胞呼吸，使中枢神经系统和末梢神经系统功能紊乱，形成多发性神经炎，肢体感觉异常，运动失调。 As3+还使血管中枢麻痹，高浓度As3+对动物产生危害，造成畸形或突变。 As5+还会造成DNA复制和转录的错误。;（二）砷的生态毒理诊断 利用生态毒理学的原理，对土壤As元素的剂量与植物反应之间的关系进行研究，观测不同As浓度对植物生长发育指标的影响。 1、根生长与根重的变化 作物受到As害后使根部生长受抑制，抑制作用进一步发展就是破坏根与叶组织，致使作物枯死。;杨居荣于1985年开展的实验研究，其结果如下表：;2、作物生长发育的影响 砷对作物的毒作用常表现为影响作物生长发育。 李应学等在盆栽试验中研究了 不同土壤As浓度对小麦、水稻生长发育的影响，其结果见下表： ;As浓度（mg/kg）;3、微生物数量的变化 微生物对砷的暴露影响在数量上的反应不是非常敏感，特别在低剂量暴露条件下观察不到明显的效应，但是，砷对微生物的毒性是存在的。 据报道，As对放线菌、细菌、硝化菌的抑制浓度范围为1000~4000mg/kg，根据菌抑制率的概率值与金属浓度对数的关系曲线，求得As的ED50值，放线菌为15.0mg/kg，细菌为14.9mg/kg。;4、土壤酶活性反应 酶作为土壤组成部分，其活性大小可有效地反映出土壤生化反应的强弱。 吴家燕开展的实验研究表明，As对水稻根系脱氢酶活性、过氧化物酶活性均有不同程度的抑制作用。 夏增禄的研究表明，土壤添加As在27.19mg/kg浓度下，对脲酶、碱性磷酸酶、蛋白酶三种土壤酶都产生一定的抑制。;（三）对人体的毒害效应 途径：生活中误食As污染的食品、误饮As污染的饮料，或误服含As的农药等。 症状： 1、急性As中毒症状，胃部和腹部剧烈疼痛，患者口内有金属味感，有时呼气有大蒜气味，严重者出现脱水和休克。 2、慢性As中毒症状，厌食，指甲失去光泽、脆而薄，同时可引起末梢神经炎。;三、生态毒理效应及调控;2、对作物产量的影响 农作物中大豆易受As毒害，大豆轻度毒害时表现为干物重下降，长势较弱、萎缩，严重毒害时则造成绝产。小麦As中毒的症状表现为根部枯死，地上部生长发育受阻。不同As暴露浓度对水稻生长影响不同，其结果见下表：;草甸棕壤添加As对水稻的影响;(二)调控措施;不同客土深度对土壤可溶As含量及水稻产量的影响; 客土工程措施优点： 治理效果彻底稳定，使用于大多数污染土壤的治理。 缺点： 工程