自然水体生物膜对铜、锌、镉的富集作用
自然水体生物膜胞外蛋白质吸附铅和镉的研究
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高 等 学 校 化 学 学 报
Ｖ１７ ｏ ２ ．
量 下 降 ，Ｐ 的存在 也会使 胞 外蛋 白对 Ｃ ２ 吸附量 明显下 降 ．这 是 由于蛋 白表 面可结 合金 属离 子 的 ｂ ｄ 的
胞外 聚合物 中存 在着 大量 阴离子 基 团 （ 基 、羟基 及硫 酸根等 ） 羧 ，对不 同类 型金 属离 子表 现 出 强烈 的 亲 和性 Ｊ 是 生物 膜 中吸 附重 金 属离子 的关 键成 分．而 蛋 白质 和多 糖是 胞 外 聚合 物 的 主要 组 分 ，二 者 的 ， 质量 比约 在 ０ ２— ． ５之 间 Ｊ ．本文通 过 长春 市南 湖水 中生物 膜优 势 菌种胞 外蛋 白吸 附 Ｐ “ 和 Ｃ “ 的 实 ｂ ｄ 验， 研究 了胞 外蛋 白吸附重 金属 的规律 ．
自然 水 体 生 物 膜 胞 外 蛋 白质 吸 附 铅 和 镉 的 研 究
康春 莉 ，苏春彦 ，郭 平 ， 宇侠 ，董德明 赵
（ 吉林 大学 环境 与资源学 院 ， 长春 １０ ２ ） ３０ １
关键 词 生物 膜 ；胞 外 蛋 白 质 ； 附 ；Ｐ “ ； ｄ 吸 ｂ Ｃ Ｘ１２ ３ 文献 标 识 码 Ａ 文章 编 号 ０ ５ －７０（０ ６ ０ －２ ５ ２ ２ １ ９ ２ ０ ）７ １４ － ０ ０
２ 结 果与讨 论 ２ １ 吸 附时 间 、 ． 温度 和 ｐ Ｈ值 对 吸附 的影响 由图 １可见 ， ｂ 的吸 附 比 Ｃ ２ 快 ， Ｐ ｄ 二者 达到 吸 附平衡
的时 间分别 为 ２和 ６ｈ ．因此 选择 吸附 平衡 时间 为 ６
ｈ ．将 吸附 温度分 别调 至 ｌ ２ ０， ０和 ３ 进行 实验 发 ０℃ 现 ，随着 温 度 升 高 ，重 金属 吸 附 量均 有 所 增加 ，根 据 Ｌ ｎｍ ｉ方 程 ，可 计 算 出 １ ２ ａｇ ｕｒ ０， ０和 ３ ℃ 条 件 ０ 下 ，自然水 体生物 膜胞 外蛋 白对 Ｐ¨ 的最 大吸 附量 ｂ
水生植物对重金属污染的生态效应研究
水生植物对重金属污染的生态效应研究随着工业和人类活动的不断扩大，重金属污染已经成为了严重的环境问题。
这些重金属包括铜、镉、铅、汞等，大多数都是人为排放的。
这些重金属在水中往往会被吸附和蓄积在沉积物和水生植物等处，对水体生态环境造成了极大的危害。
水生植物在水体中起着非常重要的作用，它们能够吸收养分、修复水质、减少波浪、减少涡流、减少水流的能量等。
同时，水生植物还能够吸附和吸收水体中的重金属。
在过去的几十年里，许多科学家们都致力于探究水生植物对重金属污染的生态效应。
首先，水生植物能够减少水体中重金属的浓度。
研究表明，一些水生植物如芦苇、香蒲根、红树等，能够通过吸收和积累重金属，从而减少水体中的环境污染。
另外，水生植物对重金属的吸附和积累程度与重金属的性质、植物的种类和环境条件等因素都有关系。
其次，水生植物能够提高水体的生态效率。
因为水生植物能够吸收和代谢养分，对水质进行修复，提高水体的生态系统稳定性和生态功能。
同时，水生植物还能够为水体中其他生物提供良好的生存环境。
然而，水生植物在吸附和积累重金属时也会对其自身造成一定的危害。
如果水中的重金属超过水生植物所能承受的范围，会影响到其生长发育和生理代谢。
另外，由于重金属可以累积在植物体内，如果摄入了这些植物，对人体的健康也会造成一定的危害。
因此，对于水生植物的种植和管理也要根据重金属的种类和浓度进行合理调整。
比如可以采用植物修复技术，将水生植物引入污染的水域中，通过吸收和积累重金属，从而减轻其在水体中的污染程度。
此外还可以根据植物对不同重金属的微量元素需求进行种植，以最大程度地利用其生态效应。
总之，水生植物在重金属污染的环境下扮演着非常重要的角色。
需要科学家们的不断努力和探索，以进一步了解水生植物对环境的影响，并且应用到实际中，帮助人类建设一个更加美好的环境。
水生植物对垃圾渗滤液中重金属的吸附效果研究
水生植物对垃圾渗滤液中重金属的吸附效果研究摘要：通过水生植物在垃圾渗滤液中的培养实验，研究水浮莲、浮萍、水葫芦三种水生植物对垃圾渗滤液中重金属的吸附能力，探讨不同植物对重金属吸附的最佳吸附时间。
结果表明：不同植物对重金属的吸附能力表现为：水浮莲>浮萍>水葫芦，其中水浮莲对垃圾渗滤液中Ni、Zn、Cr、Cd、Pb、Mn的最高吸附率分别可达50.21%、50.92%、100%、73.27%、89.99%、88.52%，吸附后的圾渗滤液可以达到污水排放标准，最适合应用于垃圾渗滤液中重金属污染的治理，但是对不同重金属最佳吸附时间存在差异。
关键词：垃圾渗滤液；重金属；水生植物；吸附目前我国城市垃圾主要以填埋为主，而且基本上都未经过分类处理，所以造成大量废旧电子产品和生活垃圾一起堆放，没有经过处理就直接填埋。
垃圾中的重金属很容易通过垃圾渗滤液渗入土壤，甚至地下水中，从而造成土壤及水体重金属污染，并可以通过食物链在人体中聚集，给人体健康带来了巨大危害[1、2]。
另外重金属污染由于带有很大的隐蔽性滞后性，对体健康构成很大的潜在威胁性，因此解决城市垃圾及其渗滤液中重金属污染问题已经成为当前环境学界急需解决的重大课题。
目前处理水体重金属污染常用的方法主要有物理处理法、化学处理法和生物处理法。
另外还有电解法、氧化还原法和铁氧化法等。
它们虽然具有净化效率高、周期短等优点，但是也各有缺点，而且大多流程长、操作麻烦、处理费用较高。
植物修复不但投资小、效率高，而且会带来较高的环境生态效益，已经成为国际污染修复治理研究的一个新的热点[3~5]。
目前植物修复技术在土壤重金属污染治理方面已经有较多研究，重金属污染水域的植物修复技术研究相对较少，近年来我国对于重金属污染水域的植物修复也进行了相关的一些研究[6~9]，范修远等[8]通过实验得出水葫芦，1hm2水葫芦一昼夜就能从水中吸收锰4kg、汞89g、镊297g、铅104g。
自然水体生物膜胞外蛋白质吸附铅和镉的研究
Vol .27高等学校化学学报No .72006年7月 CHE M I CAL JOURNAL OF CH I N ESE UN I V ERSI TI ES 1245～1246[研究简报]自然水体生物膜胞外蛋白质吸附铅和镉的研究康春莉,苏春彦,郭 平,赵宇侠,董德明(吉林大学环境与资源学院,长春130021)关键词 生物膜;胞外蛋白质;吸附;Pb 2+;Cd 2+中图分类号 X132 文献标识码 A 文章编号 025120790(2006)0721245202收稿日期:20052062201基金项目:国家自然科学基金(批准号:20077011)和吉林大学创新基金(批准号:450011022018)资助.联系人简介:董德明(1957年出生),男,博士,教授,博士生导师,从事环境污染与控制化学、环境规划与评价和环境污染物形态的研究.E 2mail:dmdong@mail .jlu .edu .cn 在自然水体中,微生物细胞和非生物物质镶嵌在微生物分泌的有机聚合物基质中附着在固体表面形成了生物膜[1,2].生物膜由微生物细胞和胞外聚合物组成[3].胞外聚合物是微生物在特定环境下产生的高分子物质(M >10000)[4],它们或附着在细胞壁上,或以胶体或溶解状态存在于液相主体中.胞外聚合物中存在着大量阴离子基团(羧基、羟基及硫酸根等),对不同类型金属离子表现出强烈的亲和性[5],是生物膜中吸附重金属离子的关键成分.而蛋白质和多糖是胞外聚合物的主要组分,二者的质量比约在012～5之间[6].本文通过长春市南湖水中生物膜优势菌种胞外蛋白吸附Pb 2+和Cd 2+的实验,研究了胞外蛋白吸附重金属的规律.1 实验部分自然水体生物膜胞外聚合物和胞外蛋白参照文献[7]的方法制备.将装有20mL 胞外蛋白质溶液(20mg/L )的透析袋放入200mL 含金属离子的溶液中,在20℃和100r/m in 条件下,在全温振荡培养箱中连续振荡一定时间,达吸附平衡后,用原子吸收分光光度计测定烧杯内以及透析袋溶液中的Pb 2+和Cd 2+浓度.利用二者浓度之差计算吸附量.2 结果与讨论2.1 吸附时间、温度和pH 值对吸附的影响 由图1可见,Pb 2+的吸附比Cd 2+快,二者达到吸附平衡F i g .1 Effects of the adsorpti on ti m e on the adsorpti on equ ili br i u m 的时间分别为2和6h .因此选择吸附平衡时间为6h .将吸附温度分别调至10,20和30℃进行实验发现,随着温度升高,重金属吸附量均有所增加,根据Lang muir 方程,可计算出10,20和30℃条件下,自然水体生物膜胞外蛋白对Pb 2+的最大吸附量分别为3139,3148和3170mg/g;对Cd 2+的最大吸附量分别为1127,1137和1139mg/g .可见,环境温度对体系吸附金属离子的影响不大,故实验选择温度为20℃.当溶液pH 值由3变化到8时,胞外蛋白对Pb 2+及Cd 2+的吸附能力逐渐增强.这是由于当pH 值较低时,胞外蛋白的表面基团被氢离子或水合氢离子占据,由于斥力作用阻碍了金属离子对胞外蛋白的靠近,所以pH 值越低,吸附能力越弱.当pH >610时,重金属离子溶液出现沉淀而干扰吸附.为了避免氢氧化铅、氢氧化镉沉淀的产生,实验控制溶液pH 值为610±01112.2 共存离子对吸附的影响 当溶液中Cd 2+和Pb 2+共存时,Cd 2+的存在使胞外蛋白对Pb 2+的吸附6421高等学校化学学报 Vol.27 量下降,Pb2+的存在也会使胞外蛋白对Cd2+的吸附量明显下降.这是由于蛋白表面可结合金属离子的带负电荷基团的数目是有限的,共存离子的存在会使金属离子在蛋白氨基、酰胺基和羧基等配位基团(活性结合点)上的竞争加剧.2.3 生物膜胞外蛋白对Pb2+和Cd2+的热力学和动力学吸附特征 对在不同温度和不同pH值条件下获得的Pb2+和Cd2+吸附数据用线性回归法分别以Lang muir和Freundlich吸附等温式进行拟合,其相关系数均在019717～019930之间,说明两个吸附等温式均适合描述胞外蛋白对Pb2+和Cd2+的吸附过程.其中Lang muir方程略优于Freundlich方程.在不同温度和不同pH值条件下,利用Lang muir2H in2 shel w ood动力学方程对Pb2+和Cd2+吸附结果进行拟合可知,胞外蛋白吸附Pb2+和Cd2+的动力学过程符合Lang muir2H inshel w ood方程一级动力学模式,其相关系数均在019876～019994之间.2.4 生物膜胞外蛋白对Pb+2和Cd2+的吸附机理 分别对吸附Pb2+和Cd2+前后的胞外蛋白进行红外光谱分析.结果表明,胞外蛋白吸附Pb2+和Cd2+前后的峰形基本不变,只是某些峰发生漂移.说明胞外蛋白对Pb2+和Cd2+的吸附并未破坏其自身的结构,仅仅是与Pb2+和Cd2+形成了化学键.分析红外光谱可知,胞外蛋白吸附Pb2+后,酰胺Ⅰ[γ(—C O)]和仲酰胺基[γ(N—H)]谱峰发生漂移;吸附Cd2+后,酰胺Ⅱ[δ(N—H)+γ(C—N)]、酰胺Ⅲ[δ(C—N)+γ(C—N)]和仲酰胺基[γ(N—H)]谱峰均发生漂移.表明在胞外蛋白吸附Pb2+的过程中,氨基(—NH)N和酰胺中的C和N原子起主要作2用.而胞外蛋白在吸附Cd2+的过程中,氨基(—NH)N和酰胺中的N原子起了主要作用.这与文2献[8]的结果基本一致.参 考 文 献[1] W hite D.C..B i of ouling[J],1996,10(1—3):3—16[2] K ANG Chun2L i(康春莉),G UO J ing(郭 晶),G UO Ping(郭 平)et al..Che m.J.Chinese Universities(高等学校化学学报)[J],2005,26(11):2043—2045[3] SchorerM.,Eicele M..W at.A ir and Soil Pollu.[J],1997,99:651—659[4] Morgan J.W.,Forster C.F.,Evis on L..W at.Res.[J],1990,24(6):743—753[5] B r own M.J.,Lester J.N..W at.Res.[J],1979,13:817—837[6] Fr olund B.,Pal m gren R.,Keiding K.et al..W at.Res.[J],1996,30(8):1749—1758[7] Ha Y.W.,Stack R.J.,Hes pell R. B.et al..App l.Envir on.M icr obi ol.[J],1991,57:2016—2020[8] T ANG Yue2Q in(汤岳琴),N I U Hui(牛 慧),L I N Jun(林 军)et al..Journal of Sichuan University,Engineering Science Editi on(四川大学学报,工程科学版)[J],2001,33(3):50—54Stud i es on Pb2+and Cd2+Adsorpti on by Extracellul arProte i n of Na tura l B i of il mK ANG Chun2L i,S U Chun2Yan,G UO Ping,ZHAO Yu2Xia,DONG De2M ing3(College of Environm ent and Resources,J ilin U niversity,Changchun130021,China)Abstract The ads or p ti on of Pb2+and Cd2+on the extracellular p r otein of natural bi ofil m was investigated. The extracellular p r otein was obtained fr om the extracellular poly mers of superi ority bacteria of natural bi ofil m cultivated in C South Lake of Changchun.The results showed that both Lang muir and Freundlich is other m e2 quati ons could be used t o describe the ther modyna m ics ads or p ti on p r ocesses of Pb2+and Cd2+on the extracel2 lular p r otein.One order kinetic model of Lang muir2H inshel w ood equati on could be used t o describe the kinetic ads or p ti on characteristics of heavy metals.The existence of Cd2+affected the ads or p ti on of Pb2+,and Pb2+al2 s o affected the ads or p ti on of Cd2+.Te mperature and pH value could als o affect the ads or p ti on p r ocesses.The mechanis m of Pb2+and Cd2+ads or p ti on by the extracellular p r otein were studied by infrared s pectra and the functi onal gr oup s partici pated in the ads or p ti on were identified.Keywords B i ofil m;Extracellular p r otein;Ads or p ti on;Pb2+;Cd2+(Ed.:K,G)。
超富集植物吸收镉的原理
超富集植物吸收镉的原理超富集植物是指具有高度吸收和积累金属元素能力的植物。
镉是一种重金属元素，长期暴露在环境中会对人体健康造成危害。
超富集植物吸收镉的原理主要有以下几个方面。
首先，超富集植物具有较高的镉吸收能力。
植物的根系通过吸收土壤中的水和营养成分来维持生长发育。
超富集植物对镉的吸收能力较高，通常是通过根部细胞膜上的转运蛋白来实现的。
这些转运蛋白可以主动地将土壤中的镉离子吸收进根部细胞中。
此外，一些超富集植物的根系还可以分泌有机酸等物质来溶解土壤中的镉离子，增强吸收能力。
其次，超富集植物具有较高的镉转运能力。
植物体内的镉主要被转运到地上部分的器官中，如茎、叶、果实等。
这一过程通常是通过根系和茎叶间的根-茎-叶转运通道完成的。
根部细胞将吸收到的镉离子转运到木质部，然后通过木质部的导管系统将镉转运到茎和叶子中。
在转运过程中，超富集植物能够有效地将镉离子从根系转运到地上部分，形成高浓度的积累。
第三，超富集植物具有较高的镉螯合能力。
植物体内存在一些特定的配体分子，如谷胱甘肽（glutathione）和金属硫蛋白（metallothioneins），它们可以与镉离子发生螯合反应，形成稳定的螯合物。
这些螯合物能够维持镉离子的稳定性，并将其转运到植物体内的贮存器官。
超富集植物的根系和茎叶中含有丰富的这些螯合物，能够有效地积累镉。
最后，超富集植物还具有较强的镉耐受性。
镉是一种重金属元素，对植物的生长和发育有一定的毒害作用。
超富集植物通过一些内在的生理和生化机制来提高对镉的耐受能力。
例如，超富集植物可以通过增加细胞膜的通透性和改变细胞壁的结构来减少镉的进入。
此外，超富集植物还可以通过增加抗氧化酶的活性和离子通道的调节来减轻镉对细胞内氧化应激的影响。
总之，超富集植物吸收镉的原理主要包括高吸收能力、高转运能力、高螯合能力和高耐受性。
这些特点使得超富集植物能够有效地吸收和积累土壤中的镉元素，有助于减少环境中镉元素的污染并为环境修复提供一种潜在方法。
水生生态系统中重金属污染的环境效应和生态恢复技术
水生生态系统中重金属污染的环境效应和生态恢复技术水生生态系统是与人们的健康和社会经济发展密切相关的重要生态系统。
但是，水生生态系统中的重金属污染问题却是近年来威胁生态系统健康和人类健康的一个难题。
大量工业活动和生物质能的使用使得重金属污染物彻底地合并到了水体和沉积物中。
这种污染物在水体中长期积累并分布，而且会循环不净。
本文将详细探讨水生生态系统中重金属污染的环境效应以及生态恢复技术。
一、水生生态系统中的重金属污染现状和环境效应重金属污染是指水生生态系统中超过环境背景值的重金属元素含量，通常包括汞、铅、镉、铬等几类元素。
这些元素首先由人工和自然因素输入到水体中，紧接着又合并到了水体中的底泥和生物体（包括水生生物和食用水生物）中。
重金属污染不仅对水体生态系统构成了威胁，而且还会引起人类和环境的直接和潜在危害。
目前，全球范围内的水生生态系统中重金属污染程度差异很大。
事实上，水生生态系统中的重金属污染并不仅仅是工业国家和发展中国家才有的问题，它也是许多发展中国家的严重环境危害。
世界卫生组织（WHO）对世界各地工业国家和非工业国家所在的水体的水质进行了评估，发现许多该地区的水生生态系统都受到了严重的重金属污染。
比如，中国南方白洋淀、长江、珠江、黄河等许多水体的铅、汞、铬、铜、锌等元素超过了安全标准。
这样的污染不仅影响了人类的日常饮水和农业生产，还对水生生物的数量、质量和种群的发展造成了严重的威胁。
重金属污染物在水生生态系统中的主要环境效应包括以下几点：1. 影响生物健康：重金属污染物对生物体有不同程度的毒性作用，会大大减缓低落其的寿命以及繁殖能力。
2. 对水体生物和食物链的影响：重金属污染物会渗透到水体中的生物食物链中，通过食物链扩展到人类和动物身上，引发一系列灾难性的生物和健康问题。
3. 影响水生植物的正常发育以及水参与其本身的生命力量：由于污染物的腐蚀性和不良生态特性，重金属污染会破坏水植物的生命敏感度和生长速度。
生物对重金属的富集机制
生物对重金属的富集机制
生物对重金属的富集机制是指生物体对环境中重金属的吸收和聚集过程。
生物可以通过自身的吸附作用、活性膜的形成和细胞内的运输作用来
吸收环境中的重金属。
重金属进入生物体后，会在细胞中与不同的有机分
子结合，形成稳定的化合物，被固定在生物体内部，并逐渐积累。
具体来说，生物的重金属富集机制包括以下几种：
1.吸附作用：某些生物体表面具有吸附重金属的能力，例如细菌的细
胞壁、藻类的表面和根系等。
2.离子交换：许多生物根系内含有离子交换树脂，能有效地吸附和富
集重金属。
3.细胞膜运输：某些生物的细胞膜能够主动转运重金属进入细胞内部，同时排出其他有害物质。
4.生物沉淀：某些海洋生物能够分泌物质来沉淀重金属。
总的来说，生物对重金属的富集机制是多种途径共同作用的结果。
它
不仅能促进生物体的生命活动，还可以起到生物防治环境污染的作用。
但是，过多的重金属可能会对生物体造成危害，因此我们需要合理控制环境
中重金属物质的含量。
重金属在自然水体生物膜上的竞争吸附
重金属在自然水体生物膜上的竞争吸附1郑娜，花修艺，董德明，纪亮吉林大学环境与资源学院（130023）E-mail: dmdong@摘要：本文用长春南湖培养的生物膜研究了自然水体生物膜吸附重金属的过程中镉、钴、铅、镍和铜五种重金属两两共存及五种金属共存时金属间的相互影响情况。
研究结果表明自然水体生物膜对镉、钴、铅、镍和铜吸附时，金属两两之间存在干扰现象，使生物膜对重金属的吸附量有所降低，其中镍和钴之间的相互作用最为显著。
在五种金属共存时，金属之间影响增大，但小于两两金属干扰强度的叠加；而且生物膜对金属的选择性吸附顺序与金属单独存在时生物膜对它们的吸附顺序一致。
关键词：自然水体生物膜；重金属；吸附；竞争1.引言重金属污染因其毒性强、滞留时间长等原因一直是环境中的突出问题，它们在水体中的行为及归宿倍受人们的关注。
自然水体中生物膜就是天然水体中最广泛存在的，由多种微生物等有机质与铁锰氧化物等各种矿物质在一起组成的复合体，对水环境中重金属的行为有重要影响。
目前，生物膜对重金属的吸附已经有很多的研究[1-3]，但以往的研究大部分都是针对单一金属的吸附探索，而实际水环境则是多种金属共存的体系，所以对生物膜在多种金属体系中的研究更具实际意义。
因此，本文在以往研究的基础上主要研究生物膜吸附过程中铅、镉、铜、钴、镍五种重金属两两共存及五种金属同时共存时金属之间的影响情况，同时也为进一步了解生物膜对重金属的吸附机理提供依据。
2.实验部分2.1自然水体生物膜的培养及组分测定本文选取长春南湖作为培养生物膜的水体，采用载玻片作为基质培养生物膜。
将清洗过的载玻片（48 mm×75 mm×1 mm）放在生物膜培养装置[4]上固定，置于水面下大约30cm处，并保持水平状态，使全部载玻片周围环境条件相同，保证各载玻片附着上组分一致的生物膜。
取培养好的带有生物膜的载玻片，用二次去离子水润洗后，放入玻载生物膜萃取装置中[5]，加入25 mL 15% HNO溶液，萃取24 h，用原子吸收分光光度计测定萃取液中的铁和锰3的含量，用电感耦合等离子体发射光谱测定铝的含量。
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【 摘
要 】 通 过 对 不 同 自然 水 体 培 养 的生 物 膜 上 金 属ＣｕＺ ，ｄ痕 ，ｎＣ
１１ 生物膜 的培养 ．
量的 分析 发现 ，生物膜 对水环 境 中 的痕量 金属具 有一 定的 富集作
用。
自然水体 中，生物膜 的获取主要有直接 采集法 和 培 养法 。本文采用 玻载 生物膜培养装 置 进行 生物 膜的培 养 ，并选 取 吉林省 境 内净 月潭 、南 湖 、松 花湖 、松花江 作 为培养生 物膜 的水 体 ，以获取 生物 膜 。将清 洗过 的载玻 片
ＤＯ ｅ ｎ ． Ｙｕ ＨＵ ｕ ｉＺ ＡＮＧＪｎ ｊ ｇ （ ｏｌ ｅ ｆ ｎ ｉ ｎ ｎ ｄＲ ｓｕｃ，ｉｎＵｎｖ ｒ ｔ，ｈ ｇｈ ｎ ＮＧ Ｄ ｍｉｇ Ｕ ． Ａ Ｘｉ ， Ｈ ｙ ｉｇｉ ， Ｃ ｌ ｇ ｖｒ ｍｅ ｔｎ ｅｏ ｒｓＪ ｉ ｉｅｓｙＣ ａ ｃｕ ｎ ｅ ｏＥ ｏ ａ ｌ ｉ ｎ
ｍｅ ａｓ ｔｌ ｅ ｒｃ ｍｅ ｔ ｎ ｉｈ ｎ
去离子水重 新清洗后 ，再次放 入６：１ｖｖＨ Ｏ：Ｉ ３ 液 （／） － 溶 Ｉ Ｎ０ 自然 水 体 生物 膜处理 ２ ，最 后再用二次 去离子水冲洗 。 ４ｈ
１ 水 体 中 痕量 金属 的 测 定 ． ２ 律 ， 以及 对 不 锈 钢 的腐 蚀 等 。 此 外 ， Ｆ ｃ ｓ等 人 还 研 ” ｕｈ 究 了 德 国Ａｌ 生 物 膜 上 和 表 层 沉 积 物 ，ｌ 、 镉 、 钳 之 问 ｂ河 ｝铜 的 规 律 ， 发 现 生 物 膜 可 以起 到 监 视 污 染 指 标 的作 用 。 但 ” Ｇ Ａ６ ０ 型 石 墨 炉 ， 测 水 中 痕 量 金 属 Ｃ Ｆ ５０ ｕ、Ｚ ｎ和 Ｃ 的 含 ｄ 生 物 膜 存 水 环 境 中 对 痕 量 金 属 的 富 集 作 用 报 道 甚 少 。 因
【Ａｂ ｔａｔ Ｔａｅｍｅａｓｓｃ ｓＣｕ Ｚ ｎ ｄｗｅｅｍｅ ｓｒｄｉ ｓｒ ｃ 】 ｒｃ ｔｌ ｕ ｈａ ， ｎａ ｄＣ ｒ ａｕｅ ｎ
ｆｅ ｈ ｔ ｒ ｓ ｒａ ｅ ｃ ａ ｉ ｇ ，ｗｈ ｃ ｒ ｅ ｅ ｏ ｅ ｎ ｄ ｆ ｅ ｅ ｔｎ ｔ ｒ ｌ ｒ ｓ ｗａ ｅ ｕ ｆ ｃ ｏ ｔｎ ｓ ｉ ｈ ｗｅ ｅ ｄ ｖ ｌ ｐ ｄ ｉ ｉｆ ｒ ｎ ａ ｕ ａ ｗａ ｅ ｓ ｔｉ ｆ ｕ ｄ ｔ ａ ｒ ｓ ｗａ ｅ ｕ ｆ ｃ ｏ ｔｎ ｓ ｅ ｅ ｔ ｏ ｅ ａ ｉｉ ｔ ｔ ｒ Ｉ ｓ ｏ ｎ ｈ ｔｆｅ ｈ ｔ ｒ ｒａ ｅ ｃ ａ ｉ ｇ ｘ ｒ ｓ ｍ ｂ ｌｙ ｏ ｓ ｔ
（８ｍｍ ×７ ４ ５ｍｍ ×１ｍｍ） 在 玻 载 生物 膜 培 养 装 置上 固 放 定，然后置 于水面下 大约３ ｍ 处 ，培养 １ 。载玻 片在 使 ０ｃ ４ｄ
用 之 前 ， 首 先 耍 进 行 彻 底 洗 涤 并 用 二 次 去 离 子 水 清 洗 ， 然 后 放 入 ６：１ ／） ： （ ｖＨ０：Ｈ ３ 液 中 浸 泡 处 理 ２ 。 用 二 次 ｖ ＮＯ 溶 ４ｈ
量。
物 … 在 水 环 境 中 的 迁 移 转 化 规 律 ，金 属 存 水 体 的分 规
在培 养生物 膜的 同时 ，对各 水体按 常规 水质 测 方法 进 行 同 步 水 质 采 样 ， 用 岛 津 Ａ 一 ６ ０ Ｆ型 原 子 吸 收 及 Ａ ７１
此 ，研 究 生物膜 在水环 境 中的 富集 作剧 ，拓展 自然 水体 生 物膜在水环境 中的应 用价值 ，具有重 要的实际意义 。
ｅ ｒ ｈ ｎ ｉ ｍｅ ｔ Ｒ ｔａ ｅ ｍｅ ａ ｓｉ ｑ ａ ｉ ｅ ｖ ｒ ｎ ｃ ｎ ｒ ｃ ｔ ｌ ｎ ａ ｕ ｔ ｎ ｉｏ ｍｅ ｔ Ｏ ｃ ｎｓ
Ｋ 键 词 目 自然 水 体 生 物 膜 痕 量 金 属 富 集 关
Ｋ ｙｗｏ ｄ ］ ｎ ｔ ｒ ｌ ｔｒ ｆ ｓ ｗａ ｒ ｕ ｆｃ ｏ ｔ ｇ ｔ ｃ Ｋｅ ｒ ｓ］ ａｕ ａ ｗａｅｓ ｒ ｈ ｔ ｒａ ｅｃ ａ ｉ ｓ ｅ ｅｓ ｎ ｒ ｅ ａ
自然 水体 生物膜对 铜 、锌 、镉 的富集 作用
Ｔｈ ｒｃ ｍ ｅ ｔ ｆＣｕ Ｚｎ ａ ｄ Ｃｄ ｏ ｒ ｓ ｗ ａ ｅ ｕ ｆ ｃ ａ ｉ ｇ ｅ Ｅｎ ｉ ｈ ｎ ． ｎ ｎ Ｆ ｅ ｈ ｔ ｒＳ ｒａ ｅ Ｃｏ ｔｎ ｓ ｏ
Ｄｅ ｅ ｏ ｅ ｎ Ｎａ ｕ ａ ｕ ｔ ｖ ｒ ｎ ｅ ｔ ｖ ｌ ｐ ｄ ｉ ｔ ｒ ｌ Ａｑ ａ ｉ Ｅｎ ｉｏ ｍ ｎ ｓ ｃ
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１ 实验部分
１ 生物膜 上痕量金属 的测 定 ＿ ３ 取 带有 生物膜 的载玻 片 ，用 二次 去离 子水润 洗后 ，放
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２０ ０２年第 ２ 卷第 ３ 期
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２０ ０ ２年 第 ２卷 第 ３期
环 境 科 学
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董德 明 李
鱼 花修 艺 张菁菁 （ 吉林 大学环境 与资源 学院 ，长春 １０ ２ ） ３０ ３
刘 莉 娄 大伟 （ 吉林 省林 业环境 监测 中心 站 ，长春 １０ ２ ） ３０ １