淡水湖泊生态系统中砷的赋存与转化行为研究进展

砷(As)是一种无处不在的元素,目前已有很多关于湖泊水体、沉积物、浮游生物、底栖动物、鱼类及水生植物中As的含量分布与赋存形态的研究报道.As在全球淡水湖泊中分布不均,区域差异性较大;湖泊沉积物中As含量水平对底栖动物的自然生境影响很大,甚至造成底栖物种生物区系的改变;水生植物普遍具有富集As的能力,一般表现为沉水植物＞浮水植物＞挺水植物;水生动物中As含量一般为底栖动物＞浮游动物＞鱼类.相对于海洋生态系统,目前对湖泊生态系统环境与生物质中砷的赋存形态及其转化的认识还很不足,今后应加强人类活动影响下我国重要湖泊As的迁移、富集与转化行为的研究.     

铁氧化菌耐砷机制及其砷污染修复应用的研究进展

砷污染作为全球性环境问题已经引起了人们的高度重视。无机砷化合物可与铁氢氧化物络合通过共沉淀作用去除。因此,利用具有砷耐性的铁氧化菌氧化环境中的铁元素去除砷化合物具有潜在的应用前景。目前已有利用铁氧化菌去除环境中砷污染物的报道。用于砷污染修复的铁氧化菌必须有一定的砷耐性才能在含砷环境中行使功能。微生物是否具有砷耐性往往取决于基因,并且不同的菌株具有不同的生理特征,适宜不同砷污染环境的修复。本文通过对8株代表性的铁氧化菌砷耐性基因的总结,阐述其耐砷机制、研究概况及应用前景,以期为铁氧化菌用于除砷新技术的开发提供参考。     

黄河尾闾河道及河口区水体与悬浮颗粒物重金属和砷沿程分布及生态风险

基于2016年汛前和汛后获取的黄河尾闾河道与河口区(低盐区)表层和底层水体和悬浮颗粒物样品,研究了水体和悬浮颗粒物中重金属(Cr、Ni、Cu、Zn、Pb、Cd)和As含量的沿程分布特征,并评估了其生态风险。结果表明,汛前尾闾河道表层水体中仅Cd的平均含量高于河口区,而底层水体中As、Cr、Cu、Ni和Pb的平均含量均高于河口区;汛后尾闾河道表层水体中仅Ni的平均含量低于河口区,而底层水体中6种重金属和As的平均含量均高于河口区。汛前尾闾河道表层悬浮颗粒物中As、Cd、Cu、Ni、Pb和Zn的平均含量均低于河口区,而底层悬浮颗粒物中6种重金属和As的平均含量均低于河口区;汛后尾闾河道表层悬浮颗粒物中6种重金属和As的平均含量均高于河口区,而底层悬浮颗粒物中As、Cd、Cr、Cu和Pb的平均含量均高于河口区。汛前和汛后尾闾河道及河口区表层和底层水体中重金属和As污染较轻,其值大多分别低于地表水环境质量Ⅰ类标准和海水水质Ⅰ类标准限值。相对于汛前,汛后尾闾河道及河口区表层或底层悬浮颗粒物中As和6种重金属的毒性单位之和(∑TUs)和平均PEL商数值均降低,说明汛期调水调沙工程的实施可降低汛后悬浮颗粒物中上述元素综合作用所产生潜在生态毒性风险。     

节杆菌FX8的分离筛选及其生物成矿除砷

【背景】砷（arsenic,As）是一种剧毒的类金属,水体砷污染问题日益突出,严重威胁人类健康,开发高效除砷方法迫在眉睫。【目的】吸附法是目前除砷应用最多的方法之一,对从铁矿表层土壤分离得到的一株铁氧化菌FX8进行研究,以期通过其氧化Fe （II）生成的铁矿物作为吸附剂而去除砷。【方法】通过形态学特征、生理生化特性、全基因组测序分析对菌株进行鉴定,采用邻菲罗啉分光光度法测定总Fe和Fe （II）,利用X射线衍射（X-ray diffraction,XRD）、X射线光电子能谱（X-ray photoelectron spectroscopy,XPS）和能量色散谱（energy dispersive spectrometer,EDS）对铁氧化物沉淀进行分析,采用高压液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱测定总As。【结果】菌株FX8为革兰氏阳性、好氧,其菌落为圆形、乳白色,扫描电镜（scanning electron microscope,SEM）镜检细胞为杆状,大小为（0.5-2.5）μm×（0.13-0.25）μm,可归为节杆菌属（Arthrobacter）。菌株FX8能够氧化Fe （II）并生成铁氧化物沉淀,该沉淀为一种无定形的Fe （III）矿物,其结晶性差且含有大量生物杂质,并且通过产生胞外酶氧化Fe （II）。菌株FX8在28℃、150 r/min条件下,在加As （III）和As （V）体系中,48 h内总Fe的去除率均为100%,而对应的总As去除率分别为99.54%和99.86%;在As （III）和As （V）体系中加入菌株FX8的胞外粗酶液,2 h内总Fe的去除率均为100%,相应的总As去除率为99.45%和100%。【结论】菌株FX8是一株铁氧化菌,利用其胞外粗酶液生物矿化铁除砷的效果优于菌株-砷共培养,本研究可为水体砷污染的高效生物修复提供新的生物材料及理论参考。     

植物适应铝毒胁迫的生理及分子生物学机理

铝毒是酸性土壤上限制作物生长最重要的因素,严重影响着全世界和中国大约40％和21％耕作土壤的作物生产．近几十年来,世界各国针对植物的铝毒及其耐铝机制进行了大量的研究,并取得了较大进展．文中重点综述了植物适应铝胁迫基因型差异筛选方法及其鉴定技术、植物适应铝胁迫的生理基础及分子生物学机制等方面的研究进展,简要讨论了今后的研究方向．     

铝对植物的毒害

铝对植物的毒害刘东华,蒋悟生（天津师范大学生物系,天津３０００７４）ＴＯＸＩＣＥＦＦＥＣＴＳＯＦＡＬＵＭＩＮＩＵＭＯＮＰＬＡＮＴＳ￥ＬｉｎＤｏｎｇ－ｈｕａ;ＪｉａｎｇＷｕ－ｓｈｅｎｇ（ＤｅｐａｒｔｍｅｎｔｏｆＢｉｏｌｏｇｙ,ＴｉａｎｊｉｎＮｏｒｍａｌ...     

Cr3+,Cr6+及其复合污染对狐尾藻的毒害作用

采用急性毒害水培法,研究比较了不同浓度的Cr⁶⁺,Cr³⁺单一及复合处理对狐尾藻不定根和叶片生理生态的影响。实验结果表明:1)当浓度≤1mg·L^-1时,Cr³⁺对不定根的生长表现出促进作用,数量增加,长度增长。而Cr⁶⁺及复合处理系列对不定根却表现出强烈的抑制作用,在高浓度时甚至使其生长停止;2)叶绿素含量在1mg·L^-1Cr³⁺培养液中达到最大值,随Cr⁶⁺及复合处理浓度的增大而呈连续下降趋势;3)可溶性蛋白含量在三种处理方式中都表现出抛物线形式,复合处理组在1mg·L^-1时使蛋白含量出现高峰;4)细胞内超氧阴离子产生速率,膜脂过氧化水平与污染浓度和时间呈显著正相关;5)随着处理浓度的增加,SOD,OD,CAT活性先升后降,但其高峰分别出现在处理浓度为1mg·L^-1,10mg·L^-1,5mg·L^-1时;6)研究证实,Cr⁶⁺,Cr³⁺复合处理对狐尾藻的毒害作用较单一Cr⁶⁺,Cr³⁺显著,二者表现出协同作用,而其中Cr⁶⁺毒性大于Cr³⁺。     

不同渗氧能力水稻品种对砷的耐性和积累

水稻是目前世界上(尤其是东南亚)最主要的粮食作物之一,也是砷(As)通过食物链进入人体的主要途径。日益加剧的土壤砷污染,严重影响了稻米的产量和品质,进而威胁着人体健康。通过温室实验,研究CNT 87059-3、玉香油占和巴西陆稻3种不同渗氧能力的水稻品种在不同砷浓度处理下的生长情况和砷积累特征,结果表明:(1)渗氧能力强的玉香油占砷耐性指数最高,砷处理浓度为2 mg/L时耐性指数高达0.71,而CNT 87059-3的耐性指数为0.55,巴西陆稻仅有0.17;(2)随着砷处理浓度的升高,3种水稻品种的生物量呈现下降趋势,但渗氧能力强的玉香油占较其它两品种生物量的下降幅度小;(3)在不同砷浓度处理下水稻地下部分的砷含量有显著性差异(P0.001),且同种砷浓度处理下不同水稻品种的地下部分砷含量也存在显著性差异(P0.01),渗氧能力较强的水稻品种与渗氧能力较弱的品种相比能显著降低砷在根部(地下部分)的积累。水稻渗氧能力与其砷耐性和砷积累有显著相关性,渗氧能力越强,水稻的砷耐性越强,砷的积累量越少。因此,通过筛选渗氧能力强的水稻品种,有望降低污染农田水稻的砷含量和健康风险。     

内生真菌与宿主植物协同调控砷胁迫作用机制研究进展

丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF)和深色有隔内生真菌(dark septate endophytes, DSE)是植物根系中最主要的两大类内生真菌,均可与植物根系形成菌根共生体,在促进植物生长,提高重金属等胁迫抗性方面发挥着重要作用。砷(arsenic, As)及砷化合物具有较强的毒性,可在植物中富集,造成生物链毒害。本团队一直致力于内生真菌与药用植物生长、活性物质合成,砷吸收、积累关系的研究,并取得了一定的进展。结合团队现有研究和前人研究成果,本文分析归纳了砷胁迫条件下,AMF定殖对宿主植物生长和砷吸收、积累的影响;详细阐述了砷胁迫条件下,宿主植物生理活动、抗氧化系统、激素水平、转录水平响应AMF调控的变化。其后,从宿主植物细胞内、外两个方面总结内生真菌与宿主植物协同调控砷胁迫的作用机制,归纳为“生长稀释效应”“菌丝隔离”“螯合过滤”“菌根固定化(mycorrhizal immobilization)”“转运体抑制效应”“生物转化作用”和“保宿主、降氧化”等7项作用机制,并绘制了不同机制之间的作用关系图。DSE-宿主植物调控砷胁迫的研究相...     

淹水条件对土壤砷形态转化的影响

通过淹水条件下的培养试验, 探讨了外源二甲基砷酸（DMA）、一甲基砷酸（MMA）、砷酸盐［As(V)］在土壤中的动态转化规律. 结果表明: 随着培养时间的推移, 加入土壤中的DMA和MMA均主要转化为As(V), 且土壤中As(V)含量均呈增加趋势, 培养到150 d时土壤中As(V)含量均显著高于1 d时的含量(P<0.01). 外源DMA通过脱甲基化作用, 在30 d内即基本转化为As(V), 且有少量的亚砷酸盐［As(Ⅲ)］生成; 而外源MMA的转化速度相对较慢, 培养60 d后才基本完成向As(V)的转化, 同时伴随少量DMA和As(Ⅲ)的生成; 在淹水条件下外源As(V)含量随培养时间的增加而逐渐降低,该过程中除有少量As(Ⅲ)生成外,其形态基本未发生改变.