土壤重金属(6篇)

土壤重金属篇1

硒(Se)是人体健康必需的微量元素［1］，大量研究表明Se缺乏或过量都会导致人产生多种病症［2-4］。从世界范围来看，土壤Se缺乏很普遍，我国低Se、缺Se面积约占72%［5］。2006年海南生态地球化学调查发现富Se土壤在海南岛分布广泛，约占其陆地面积的27%［6］，如何开发海南宝贵的富Se土壤资源，变资源优势为经济优势已成为研究热点。由于大米在我国多数人们饮食结构中具有不可或缺的地位，因此海南省富Se土壤资源开发的首选方向应是种植富Se水稻。但是迄今为止，系统研究海南省稻田土壤中的Se含量未见相关报道。另外已有研究发现大巴山高Se土壤中V、Ni和Ca等元素的含量异常高，并存在显著正相关［7］。紫阳蒿坪地区双安乡土壤中Se含量高达16．9mg/kg，但其中Mo、V、F和As的平均值也分别达到99、1134、1041和111mg/kg，均达到毒害水平［8］。因此土壤硒可能伴生其它元素，尤其重金属，这对食品安全不利。目前对海南香蕉［9］、胡椒［10］和菠萝［11］主要种植区土壤的重金属含量进行研究发现部分地区Cd、Cr、Pb和As等有毒重金属元素中的一种或多种超过国家土壤环境质量的二级标准值(GB15618—1995)，针对海南稻田土壤中的重金属含量只报道了文昌［12］和万宁［13］两个地区，但系统研究海南省稻田土壤重金属含量未见报道，尤其与Se分布的相关关系不清楚，而这对清洁且富硒的稻田区划非常重要。本文通过采集海南省18个市(县)代表性的稻田土壤样品，研究Se和5种有毒重金属元素(Hg、Cd、Cr、Pb和As)的含量、分布及其相关关系，并对Se和重金属的安全性进行评价，可为合理区划清洁且富Se稻田提供理论依据，从而为开发海南宝贵的富Se土壤资源奠定基础。1材料与方法1．1土样采集分别在海南省18个市(县)种植水稻规模较大的主要乡(镇)，选择面积较大、代表几种主要母质类型发育的稻田土壤，采用GPS定位采集。每个样点在同一母质类型发育的成片水稻田中随机选择5—10个点，用木铲采集0—20cm耕层土样，混合后按四分法取样品约1kg。由于海南省中部以山区为主，稻田土壤相对较少，因而布点较少，样点具体分布如图1，共采集280个土壤样品。所有样品自然风干，通过0．25mm和0．15mm的尼龙筛，供分析所用。1．2研究方法1．2．1土壤Se含量的测定参考周鑫斌等［14］的方法，并且做了一些改进。称取通过0．15mm筛的土壤样品约0．25g于100mL的三角瓶，加入10mL混合酸(HNO3∶HClO4=4∶1)，盖上弯颈漏斗，静置过夜后在电热板低温砂浴硝化1h，然后再逐步升温，微沸条件下硝化至无色并冒白烟，取下，稍冷后加入5mLHCl(HCl∶H2O=1∶1)，继续加热至无色并冒白烟，取下，冷却，再加5mLHCl(HCl∶H2O=1∶1)，全部转入25mL容量瓶中。硝化后待测液中的Se含量用北京吉天AFS-830a原子荧光光谱仪测定，每批样品测定都以土壤标准物质(GSS-4、GSS-6、GSS-7，国家物化探研究所提供)作内标，测定回收率为87%—115%。1．2．2土壤重金属含量的测定土壤样品经风干并过0．25mm筛，按照土壤环境监测技术规范(HJ/T166—2004)测定5种重金属含量，其中As和Hg用王水(HCl∶HNO3=1∶3)水浴加热熔融，然后用原子荧光光谱仪测定;Cr、Cd以及Pb用王水再加HClO4、HF熔融，然后Cd用等离子体质谱仪测定，Cr、Pb用等离子体光谱仪测定，所有样品由海南省地质测试研究中心测定。1．2．3土壤重金属安全性评价方法评价方法采用最常用的单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法。为了进一步确定稻田土壤重金属潜在的生态危害效应，还用Hakanson潜在生态指数法［15］，分别以海南省土壤背景值［16］和全国土壤背景值［17］作为参比值对海南稻田土壤重金属潜在生态风险进行评价，所有计算方法与分级标准见参考文献［15，18］。1．3数据分析测定结果用DPSv7．05统计软件进行统计分析，采样点分布图用ArcMap9．3软件绘制，重金属含量分布图用相同软件，并用克里格插值方法进行绘制。2结果与分析2．1稻田土壤Se含量与分布2．1．1稻田土壤Se含量稻田土壤Se含量从痕量到1．532mg/kg之间，平均为0．211mg/kg，变异系数达到91%，说明不同地区稻田土壤Se含量差异较大。按照谭见安［19］的分级方法，采集的280个样品中101个处于缺乏水平，占36%;高Se土壤(＞0．4mg/kg)仅占12%;未发现Se过剩(中毒)(＞3mg/kg)样品(表1)。2．1．2稻田土壤Se分布海南各市(县)的稻田土壤平均Se含量差异较大，最大值(琼海0．364mg/kg)是最小值(乐东0．061mg/kg)的6倍。各市(县)中稻田土壤Se含量的变异系数都超过50%，最高的为111%，说明即使在同一市(县)的不同乡(镇)，稻田土壤的Se含量差异也较大，合理区划富Se稻田非常必要。本研究采集的各市(县)稻田土壤中Se含量达到高水平(＞0．4mg/kg，即富Se水平)都不是太多，但是占各自采集样品百分比最高的是琼海，即35%，其次是万宁、澄迈、定安和文昌，略高于或等于20%，有四个市县为零，即昌江、陵水、五指山和乐东。如果从中等及其以上水平(＞0．175mg/kg)来看，超过50%的有8个市(县)，其中最高是琼海和定安，分别达到85%和73%，即两个地区采集的稻田土壤样品多数处于中等Se含量水平以上，其次是澄迈、保亭、万宁、文昌、昌江、海口，这些市(县)多数集中在海南的东北部，最低的也是五指山(22%)和乐东(6%)(表2)。2．2稻田土壤重金属含量与分布2．2．1稻田土壤重金属含量由表3可知稻田土壤中Hg、Cd、Cr、Pb和As含量不高，平均值均低于国家土壤环境质量的一级标准值，也低于全国土壤背景值，表明海南稻田土壤相对比较清洁。但Hg、Cd和Cr3种重金属元素含量的最大值均超过二级标准，Hg的最大值是二级标准的5倍多，Cd和Cr都是2倍多，只是超出二级标准的样品个数不多，Hg、Cd和Cr的超标率分别为0．7%、1．4%和3．9%，而且Hg、Cd平均含量分别比海南省土壤背景值增加1．6和2．3倍。土壤中5种重金属含量的变异系数都很大，尤其是Hg和Cr的分别达到179%和171%，表明不同地区重金属含量差异较大，在土壤重金属含量较高的地方种植水稻时要特别注意监测稻米中重金属含量。#p#分页标题#e#2．2．2稻田重金属分布为了更形象直观的了解重金属在海南各市(县)的分布，用ArcMap9．3软件且克里格插值方法绘制了重金属含量分布图(图2)。从图2可知:Hg含量较高的主要集中在海口和三亚，还有海口周边的澄迈、定安、琼海和文昌部分地区;较低的是中部的白沙和西南部的乐东地区。Cd含量较高的主要集中在海口，还有昌江至白沙一带;最低主要在文昌东部地区。Cr含量较高的主要集中在海口及其周边的市县，如临高、澄迈、定安、文昌和琼海的部分地区;最低主要在东方和乐东。Pb含量较高的主要集中在昌江、东方至乐东西部沿海一带，还有儋州和白沙部分地区;较低的主要集中在临高和文昌。As量较高的主要集中在海口、澄迈、白沙、东方和昌江一带，还有琼海、万宁和三亚部分地区，较低的集中在文昌、五指山、保亭和陵水一带。综上所述，几种重金属含量较高的主要集中在海口及其周边的澄迈、定安、琼海和文昌部分地区，白沙、昌江和东方和三亚部分地区有些重金属含量也较高，较低的有文昌的东部、乐东、五指山、琼中、保亭、陵水一带。2．3稻田土壤Se与重金属之间的相关性分析研究土壤中重金属含量的相关性可以推测重金属的来源是否相同，如果重金属含量之间有显著的相关性，说明其同源的可能性较大［20］。由表4可知，土壤Se、重金属之间的相关性普遍较强，土壤Se与Hg、Cd和As呈极显著或显著正相关，说明Se与Hg、Cd和As的来源可能相同，海南农业土壤重金属主要来源于成土母质及基岩［21］，说明初步推测海南稻田土壤Se与Hg、Cd和As都主要来源于母质，即稻田土壤Se可能伴生Hg、Cd和As，另外Hg、Cd平均含量远超海南省土壤背景值，说明这两种重金属可能还有其它污染源，今后应加强研究控制其污染源。2．4稻田土壤重金属的安全性评价如前所述海南稻田土壤相对比较清洁，因而单项污染指数法和综合污染指数法采用绿色食品产地环境技术条件(NY/T391—2000)中的限量标准(Hg临界值为0．25mg/kg、Cd0．3mg/kg、Cr120mg/kg、Pb50mg/kg和As25mg/kg)为标准［10］。用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法评价海南稻田土壤重金属的污染状况，结果都是清洁的(表5)。但是采用不同的参比值，Hakanson潜在生态指数法评价结果却完全不同，若以全国土壤背景值做参比值，潜在生态危害系数和指数都表明生态危害是轻微级;但是以海南省土壤背景值做参比值，潜在生态危害指数达到211．54，属于强生态危害，从潜在生态危害系数来看Hg(102．61)和Cd(98．89)达到强生态危害，其余3种重金属潜在生态危害系数都很小，几乎都小于5，所以应注意Hg和Cd污染，这与前面所述Hg和Cd平均含量远超海南背景值一致。3讨论3．1海南稻田土壤重金属的安全性评价郝丽虹等［22］研究指出海南岛农用地中的Hg、Cd、Cr、Pb和As平均含量均低于国家环境质量二级标准值，只有个别点超标。用单因子污染指数和多因子综合指数评价文昌的稻田土壤Hg、Cd、Cr、Pb和As污染状况，结果表明除个别点达到轻污染外，大多数是清洁的［12］，同样类似的研究指出万宁市稻田土壤都是清洁的［13］。本研究也得到类似的结果，稻田土壤中Hg、Cd、Cr、Pb和As平均含量均低于国家土壤环境质量一级标准值和全国土壤背景值，但Hg、Cd和Cr3种重金属元素含量的最大值均超过二级标准，只是超出二级标准的样品个数不多，Hg、Cd和Cr的超标率分别为0．7%、1．4%和3．9%，这些个别点可能受外来污染源影响。以绿色食品产地环境技术条件的限量标准为标准，用单项污染指数法和综合污染指数法评价海南稻田土壤重金属的污染状况，结果都表明海南稻田土壤是清洁的，满足发展绿色稻米的立地条件。尽管目前海南稻田土壤的重金属平均含量绝对值较低，但是Hg、Cd平均含量分别比海南省土壤背景值增加1．6和2．3倍，可推测稻田土壤Hg和Cd含量相比过去有明显增加的趋势，有潜在的生态危害效应。以海南省土壤背景值做参比值，Hakanson潜在生态危害指数达到211．54，属于强生态危害，从潜在生态危害系数来看Hg(102．61)和Cd(98．89)达到强生态危害，与前推测一致;而以全国土壤背景值做参比值，潜在生态危害系数和指数都表明生态危害是轻微级，因此综合来看在海南评价土壤重金属污染状况用Hakanson潜在生态危害指数法评价，而且以海南土壤背景值做参比值得到的结果更可靠。贵阳花溪区石灰土林地土壤重金属采用单因子污染指数、多因子综合指数与Hakanson潜在生态危害指数所得出的结果是一致［15］，但是本研究结果表明Hakanson潜在生态指数法只有以全国土壤背景值做参比值得到的结果才与单因子污染指数和多因子综合指数的评价结果一致，即是清洁的，以海南省土壤背景值做参比值得到的结果属于强生态危害，主要原因是海南土壤背景值低于全国土壤背景值(表3)，这与李福燕的研究结果类似［16］。从Hg、Cd的分布图来看其含量较高的主要集中在东北部的海口及其周边市(县)，可能受工业或其它人为活动(肥料、农药)的影响，今后应研究弄清楚Hg、Cd除母质外的来源，特别需要关注其对农产品安全的影响。3．2海南富Se水稻田区划1998年廖金凤［23］研究指出海南省土壤全Se含量为0．043—0．785mg/kg，水稻土Se量较低，在0．043—0．145mg/kg之间，平均为0．110mg/kg。而2006年海南省地质大调查发现富Se土壤分布广泛，而且分布集中、含量适宜(0．4—2．8mg/kg)［6］，这可能与采样布点方式及样点数量有关。本研究采集的280个稻田土壤耕作层样品的Se含量从痕量到1．532mg/kg之间，平均值(0．211mg/kg)略低于全国土壤平均值(0.29mg/kg)［17］、贵州稻田土壤平均值((0．360±0．230)mg/kg)［24］和浙江稻田土壤平均值(0.29mg/kg)［25］，但占47.5%的土壤Se含量处于中等及以上水平(＞0．175mg/kg)，而且这些处于中等及以上水平的稻田土壤Se含量平均值为0．342mg/kg，接近富Se(0．4mg/kg)水平，而且均没有达到Se毒水平(＞3mg/kg)，因此可在海南一定区域种植富Se水稻。廖金凤［23］研究指出土壤Se含量在海南省东北部地区最高，其次是中部和东部地区，西部和西南部地区较低。海南地质大调查也发现富Se土壤在海南东北部发育较全，海口、澄迈、儋州、屯昌、琼中以及文昌至万宁一带均有成片集中分布，Se缺乏区主要分布在滨海平原区以及乐东周边［6］。本研究得到相似的结果，Se含量高的稻田土壤主要集中在海南东北部的海口及其周边的澄迈、定安、文昌和琼海，还有东南部的万宁和保亭，最高的是琼海和定安;Se含量较低的集中在五指山和乐东。如前所述稻田土壤重金属平均含量较低，达到绿色食品立地土壤环境条件要求，只有个别点超过国家二级标准，因此可暂时不考虑重金属污染，故可在上述Se含量高的稻田土壤上种植富Se水稻，尤其是土壤富Se百分比较高的琼海和定安。但是即使同一市(县)不同乡(镇)的稻田土壤Se含量差异较大，如最大值(1．532mg/kg)与最小值都出现在琼海市，因此要准确规划富Se稻田土壤，还需在Se含量较高的几个市(县)增加采样密度，进一步确定具体的富Se水稻田。另外本研究发现尽管海南省稻田土壤总体是清洁的，即5种有毒重金属平均含量的绝对值均不高，但是海口及周边市(县)Se含量较高，5种重金属含量也较高，稻田土壤Se含量与Hg、Cd和As含量呈极显著或显著正相关，稻田土壤Se可能伴生Hg、Cd和As。而且本研究测定的是土壤Se和重金属的全量，并不代表都可以被作物吸收利用，土壤Se在酸性条件下有效性较低，碱性条件下较高［26-27］，相反很多重金属在酸性条件下生物有效性较高［28］，而海南省稻田土壤酸性较强(平均pH值为5．2)，因此有待进一步研究稻田土壤Se与重金属的有效性及其相互作用，以便生产出绿色的富Se优质大米，促进海南热带高效农业的发展。#p#分页标题#e#4结论海南省稻田土壤中Hg、Cd、Cr、Pb和As平均含量均低于国家土壤环境质量一级标准值和全国土壤背景值，用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法的评价结果都是清洁的，但以海南省土壤背景值做参比值，Hakanson潜在生态危害指数达到211．54，属于强生态危害，从潜在生态危害系数来看，Hg(102．61)和Cd(98.89)达到强生态危害，应注意控制Hg和Cd污染源。稻田土壤的Se含量从痕量到1．532mg/kg之间，平均值为0．211mg/kg，但占47．5%的土壤Se含量处于中等及以上水平(＞0．175mg/kg)。Se含量高的稻田土壤主要集中在海南东北部的海口及其周边的澄迈、定安、文昌和琼海，还有东南部的万宁和保亭，由于重金属平均含量还比较低，可暂时忽略污染，因此可在这些区域种植富Se水稻，尤其琼海和定安。稻田土壤Se与Hg、Cd和As呈极显著或显著正相关，应加强研究稻田土壤Se与Hg、Cd和As的有效性及其相互作用，以便生产出绿色的富Se优质大米。

土壤重金属篇2

［关键词］蔬菜；重金属；铬；铅；富集系数；富集模式

前言

随着近代工农业的迅猛发展，工农业现代化、城市化已成为人类文明发展的重要标志。但同时，人类也面临着人口膨胀、资源短缺和环境污染的严重威胁。当前全球的环境问题日益严重，其中环境污染中的重金属污染已成为当今世界备受关注的一类公害。重金属是指比重等于或大于5.0的金属，如cd、cr、zn、mn、cu、hg、fe、ni、as等，它们当中有植物生长所必需的元素，如：fe、mn、cu、zn；有些是植物生长所不需要的元素，如：hg、pb、cd等。过量的重金属是造成环境污染的重要因素之一。

一、我国土壤—植物系统重金属的污染状况

据报道，目前我国受镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近20.0×103km2，约占总耕地面积的1/5。其中被工业“三废”污染的耕地为10.0×103km2，污水灌溉的农田面积已达到3.3×103km2。某省曾经对47个县和郊区的2.59×103km2耕地（占全省耕地面积的2/5）进行过调查，其结果表明，75%的县已受到不同程度的重金属污染的潜在威胁，而且污染程度仍在加重。污水灌溉等对农田已造成大面积的土壤污染。如沈阳张士灌区用污水灌溉20多年后，污染耕地25.0×103km2，造成了严重的镉污染,稻田含镉5～7mg/kg。天津近郊因污水灌溉导致0.23×103km2农田受到污染。广州近郊因为污水灌溉污染农田27.0km2，因施用含污染物的底泥造成13.3km2的土壤被污染,污染面积占郊区耕地面积的46%。20世纪80年代中期对北京某污灌区进行的抽样调查表明，大约60%的土壤和36%的糙米存在污染问题。

二、土壤—蔬菜系统中重金属污染概况

（一）土壤中重金属污染形态

植物从土壤中吸收的重金属量与土壤中的重金属总量有一定关系，但土壤中的重金属总量并不是植物吸收程度的一个可靠指标。研究表明,石灰性污灌土壤0～20cm土层中,pb、cd主要以碳酸盐结合态和硫化物残渣态存在，其次是有机结合态，交换态和吸附态较少；pb的吸附态大于交换态；而cd则相反。

（二）重金属污染物在土壤中的分布

土壤中的重金属污染物由于无机及有机胶体对阳离子的吸附、代换或络合、生物作用的结果，大部分被固定在耕作层中，一般很少迁移至46cm以下的土层，但砷在土壤中的动态行为与铜、铅、镉等有所不同，在含有大量铁、铝组分的酸性（ph2.3～6.8）红壤中，砷酸根可与之生成难溶盐类富集于30～40cm耕作层中。还有研究表明，金属污染物主要累积在土壤耕作层，而且其可给态含量较高，分别占全量的60.1%、30%、38%和2.2%。灌溉污水中的汞呈溶解态和络合态，进入土壤后95%被土壤矿质胶体和有面质迅速吸附或固定。它一般累积在土壤表层，在剖面上分布自上而下递减。

（三）重金属污染的特点

重金属的污染物的特点可以归纳为以下几点：（1）形态多变；（2）金属有机态的毒性大于金属无机态；（3）价态不同毒性不同；（4）金属羰基化合物常含剧毒；（5）迁移转化形式多；（6）重金属的物理化学行为多具有可逆性，属于缓冲型污染物；（7）产生毒性效应的浓度范围低；（8）微生物不仅不能降解重金属，相反某些重金属可在土壤微生物的作用下转化为金属有机化合物（如甲基汞）产生更大的毒性。同时重金属对土壤微生物也有一定毒性，而且对土壤酶活性有抑制作用；（9）生物摄取重金属是积累性的，各种生物尤其是海洋生物，对重金属都有较大的富集能力；（10）对人体的毒害是积累性的。重金属污染的另一特点就是它们不能被降解而消除。无论现代的何种方法，都不能将重金属从环境中彻底消除。这一点与有机污染物迥然不同。重金属在自然界净化循环中，只能从一种形态转化为另一种形态，从甲地迁移乙地，从浓度高的变成浓度低的等等，由于重金属在土壤和生物体内积累富集，即使某种污染源的浓度合符“排放标准”，仍然会通过污染蔬菜造成对人类的危害。

三、土壤—植物系统中重金属污染的危害

（一）铬

1.土壤环境中铬元素的基本情况和来源

铬是耐腐蚀的重金属。土壤中铬含量主要来源于成土母岩。正常土壤含铬5～1000mg/kg,平均含量为20～200mg/kg。土壤全铬含量极少部分可溶，仅占0.01%～0.4%。我国土壤中铬的含量为2.2～1209mg/kg,平均为61.0mg/kg。土壤中铬的污染来源主要是某些工业的“三废”排放。通过大气污染的铬污染主要是铁铬工业、耐火材料工业和煤的燃烧向大气中散发的铬。通过水体污染的铬污染源主要是电渡、金属酸洗、皮革鞣制等工业的废水。此外，城市消费和生活方面，以及施用化肥等，也是排放铬的可能来源。

2.铬在土壤中的形态与迁移转化

铬的存在形态有金属铬和铬的各种化合物，其化合物主要有三价和六价。金属铬无毒性，但三价铬有毒、六价铬毒性更大，还具有腐蚀性。土壤中的铬主要是三价铬和六价铬，其中以正三价铬最为稳定。六价铬以阴离子的形态存在，一般不易被土壤吸附，具有较高的活性，对植物易产生毒害，已经证明它有致癌作用。含铬废水中的铬进入土壤后，也多转变为难溶性铬，大部分残留积累于土壤表层，因此，土壤中为农作物可吸收的铬一般很少。受铬污染的土壤，其中的铬可借风力而随表层土壤颗粒迁移入大气，也可被植物吸收进而通过食物链进入人体。

3.对植物和人体的影响

铬是动物和人体的必需元素之一，现已发现胰岛素的许多功能都与铬有密切的关系。但是它在植物生长发育中是否必需还尚未证实。

人体缺乏铬可引起粥状动脉硬化，还可使糖、脂肪的代谢受到影响，严重者可导致糖尿病和高血糖症。

（二）铅

1.土壤环境中铅元素的基本情况和来源

铅的离子状态以+2、+4价存在。正四价氧化态铅有强氧化性，在土壤环境中不能稳定存在。故土壤中铅以正二价铅为主。铅在地壳中的自然浓度并不高,平均浓度只有14mg/kg。土壤含铅量平均值为35mg/kg,煤中含铅2～370mg/kg,平均为10mg/kg。人类在生产活动中，把铅矿开采出来，经过冶炼、加工和应用于制造各种金属铅和铅化合物的制品。在这些过程中，特别是铅的冶炼，是土壤铅污染的主要污染源。

2.铅在土壤中的形态与迁移转化

土壤中的铅主要以pb(oh)2、pbco3、pb(po4)2等难溶态形式存在，而可溶性的铅含量极低。这是由于铅进入土壤时，开始可有卤化物形态的铅存在，但它们在土壤中可以很快转化为难溶性化合物，使铅的移动性和被农作物的吸收都大大降低。因此，铅主要积累在土壤表层。另外，铅也能和配位基结合形成稳定的金属络合物和螯合物。植物从土壤中吸收铅主要是吸收存在于土壤溶液中的pb2+。铅在土壤环境中的迁移转化和对植物吸收铅的影响，还与土壤中存在的其他金属离子有密切关系。

3.对植物和人体的影响

植物的正常含铅量为0.05～3mg/kg。植物对铅的吸收主要是通过根、茎、叶吸收土壤和大气中的可溶态铅。铅对植物的直接危害，主要是影响植物的光合作用和蒸腾作用的强度。一般随着铅污染程度的加重，光合作用和蒸腾作用的强度逐渐降低。铅在血液中可以磷酸氢盐、蛋白复合物或铅离子的状态随血液循环而迁移，随后除少量在肝、脾、肾等组织及红细胞中存留外，大约有90%～95%的铅以稳定的不溶性磷酸铅储存于骨骼系统。正常人血液中铅含量约0.05～0.4mg/kg左右。当血液中铅含量达0.6～0.8mg/kg时，就会出现各种中毒症状。铅中毒时对全身各系统和器官均产生危害，尤其是神经系统、造血系统、循环系统和消化系统。铅中毒，出现高级神经机能障碍。严重中毒时，引起血管管壁抗力减低，发生动脉内膜炎、血管痉挛和小动脉硬化。铅中毒还发生绞痛，还可造成死胎、早产、畸胎以及婴儿精神滞呆等病症。

四、结语

对重金属污染的控制要严格按照国家环保部门的规定，对于不符合国家和地方规定的城市污水，坚决禁止排放。对于未经处理的城市垃圾和污泥，禁止用于农田堆肥。禁用含砷、含汞的农药，减少化肥的使用，提倡多用有机肥。以最大限度减少污染源中的汞、镉、锌、铬的排放。对于已经受到重金属污染的土壤，增施有机肥，促进土壤对重金属吸收螯合，减少土壤中重金属有效态含量，减少蔬菜对重金属元素的吸收，同时栽培一些对重金属有超富集作用的植物，使土壤环境得到恢复。归根到底，对于金属污染，首要的是对污染源采取对策；其次要对排出的重金属进行总量控制，而不只是控制排放浓度；再次是研究和开发重金属的回收利用技术，这一点不仅对减少污染是有效的，而且对充分利用重金属资源也是重要的。

［参考文献］

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［4］王先进.中国权威人士论中国怎样养活养好中国人［m］.北京:中国财经出版社，1997.

土壤重金属篇3

关键词：土壤金属污染治理

随着人类生活水平的提高，人们更加关注周围的环境问题，十一五规划中也提出要加强环境治理与污染预防。土壤是生存之本，必须提高对土壤污染的监测与治理。土壤污染主要是指由于具有生理毒性的物质或过量的植物营养元素（微量元素）进入土壤，超过土壤的自净能力，而导致土壤性质恶化。土壤处于陆地生态系统中的无机界和生物界的中心，不仅在本系统内进行着能量和物质的循环，而且与水域、大气和生物之间也不断进行物质交换，一旦发生污染，三者之间就会有污染物

一、污染物类型

土壤污染物有下列4类

1.化学污染物

包括无机污染物和有机污染物。前者如汞、镉、铅、砷等重金属，过量的氮、磷植物营养元素以及氧化物和硫化物等;后者如各种化学农药、石油及其裂解产物，以及其他各类有机合成产物等。

2.物理污染物

指来自工厂、矿山的固体废弃物如尾矿、废石、粉煤灰和工业垃圾等。

3.生物污染物

指带有各种病菌的城市垃圾和由卫生设施（包括医院）排出的废水、废物以及厩肥等。

4.放射性污染物

主要存在于核原料开采和大气层核爆炸地区，以锶和铯等在土壤中生存期长的放射性元素为主。

土壤染物中以重金属比较突出，主要是重金属对土壤的污染基本上是一个不可逆转的过程，重金属不能为土壤微生物所分解，而易于积累，转化为毒性更大的化合物，甚至有的通过食物链以有害浓度在人体内蓄积，严重危害人体健康。

二、重金属进入土壤的途径

主要有：

1.污水灌溉。用未经处理或未达到排放标准的工业污水灌溉农田是污染物进入土壤的主要途径。

2.冶金工业排放的金属氧化物粉尘，则在重力作用下以降尘形式进入土壤。

3.汽车尾气，汽油中废气排出污染土壤，行车频率高的公路两侧常形成明显的铅污染带。

4.矿山金属的开采，随大气，水源进行扩散。

三、重金属在土壤中的去向

进入土壤的重金属，因其类型和性质的不同而主要有固定、流散和淋溶等不同去向。重金属离子，主要是能使土壤无机和有机胶体发生稳定吸附的离子，包括与氧化物专性吸附和与胡敏素紧密结合的离子，以及土壤溶液化学平衡中产生的难溶性金属氢氧化物、碳酸盐和硫化物等，大部分被固定在土壤，一些微生物能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白、脂多糖等，具有大量的阴离子基团，与金属离子结合沉淀及其它微生物产生的硫化氢与金属离子作用，形成不溶性的硫化物沉淀。微生物能够通过氧化、还原，甲基化和去甲基化作用转化重金属。大量的研究表明，细菌、放线菌及某些真菌可以把汞离子还原成单质汞，从而使汞从土壤中挥发出去或以沉淀方式存在。土壤中的重金属可随地面径流或土壤侵蚀而部分流失，引起污染物的扩散；作物收获物中的重金属也会向外环境转移，即通过食物链进入家畜和人体等。

四、种金属的主要类型及危害

土壤重金属污染物主要有汞、镉、铅、铜、铬、砷、镍、铁、锰、锌等，砷虽不属于重金属，但因其行为与来源以及危害都与重金属相似，故通常列入重金属类进行讨论。同种金属由于它们在土壤中存在形态不同，其迁移转化特点和污染性质也不同，因此在研究土壤中重金属的危害时，不仅要注意它们的总含量，还必须考虑各种形态的含量。

汞土壤的汞污染主要来自于污染灌溉、燃煤、汞冶炼厂和汞制剂厂（仪表、电气、氯碱工业）的排放。土壤中汞的存在形态有无机态与有机态，并在一定的条件下互相转化。无机汞有HgSO4、Hg(OH)2、HgCL2、HgO，它们因溶解度低，在土壤中迁移转化能力很弱，但在土壤微生物作用下，汞可向甲基化方向转化。在好氧土壤微生物作用下主要形成脂溶性的甲基汞，可被微生物吸收、积累，而转入食物链造成对人体的危害；在厌氧土壤微生物作用下，主要形成二甲基汞，在微酸性环境下，二甲基汞可转化为甲基汞。汞在一定浓度下使作物减产，在较高浓度下甚至使作物死亡。

镉土壤中镉的存在形态也很多，大致可分为水溶性镉和非水溶性镉两大类。离子态和络合态的水溶性镉CdCL2Cd(WO3)2等等能为作物吸收，对生物危害大，而非水溶性镉CdS、CdCO3等不易迁移，不易被作物吸收，但随环境条件的改变二者可互相转化。镉进入人体后使人得骨痛病；另外，镉会损伤肾，甚至还有致癌、致畸的报道。铅一般进入土壤中的铅在土壤中易与有机物结合，极不易溶解，土壤铅大多发现在表土层，表土铅在土壤中几乎不向下移动。并通过光合作用影响植物生长，或在植物中积累，铅对动物的危害则是累积中毒。人体中铅能与多种酶结合从而干扰有机体多方面的生理活动，导致对全身器官产生危害。

铬铬在土壤中主要有两种价态：Cr6+和Cr3+。两种价态的行为极为不同，前者活性低而毒性高，后者恰恰相反。Cr3+主要存在于土壤与沉积物中，Cr6+主要存在于水中，但易被Fe2+和有机物等还原。铬对人体与动物也是有利有弊。人体中含铬过低会产生食欲减退症状。但过高时，会发生口角糜烂、腹泻、消化紊乱等症状。

砷土壤中砷大部分为胶体吸收或和有机物络合――螯合或和磷一样与土壤中铁、铝、钙离子相结合，形成难溶化合物，或与铁、铝等氢氧化物发生共沉淀。pH值高土壤砷吸附量减少而水溶性砷增加；土壤的氧化条件下，大部是砷酸，砷酸易被胶体吸附，而增加土壤固砷量。随EH降低，砷酸转化为亚砷酸，可促进砷的可溶性，增加砷害。

砷对植物危害的最初症状是叶片卷曲枯萎，进一步是根系发育受阻，最后是植物根、茎、叶全部枯死。砷对人体危害很大，它能使红血球溶解，破坏正常生理功能，甚至致癌等。

重金属离子环境污染标准

Thestandardofheavymetal-pollution

重金属种类环境污染一般植物忍受

标准(mg/kg)范围(mg/kg)*

砷(As，Arsenic)202

镉(Cd，Cadmium)31.5

铜(Cu，Copper)60-

铬(Cr，Chromium)502

镍(Ni，Nickel)607-10

汞(Hg，Mercury)10.04

铅(Pb，Lead)20010

锌(Zn，Zinc)300

五、污染土壤的综合治理措施

1.生物修复

壤污染物质可以通过生物降解或植物吸收而被净化。重金属离子环境污染标准域中，由于植物根系以及菌根的存在，可以通过植物提取、植物挥发、植物稳定，显著降低重金属在土壤中的活性和生物有效性。

微生物在修复被重金属污染的土壤方面具有独特的作用。其主要作用原理是：微生物可以降低土壤中重金属的毒性；微生物可以吸附积累重金属；微生物可以改变根际微环境，从而提高植物对重金属的吸收，挥发或固定效率。如动胶菌、蓝细菌、硫酸还原菌及某些藻类，能够产生胞外聚合物与重金属离子形成络合物。

2.施用化学物质

对于重金属轻度污染的土壤，使用化学改良剂可使重金属转为难溶性物质，减少植物对它们的吸收。酸性土壤施用石灰，可提高土壤pH值，使镉、锌，铜、汞等形成氢氧化物沉淀，从而降低它们在土壤中的浓度，减少对植物的危害。因为重金属大部分为亲硫元素，所以在水田中施用绿肥、稻草等，在旱地上施用适量的硫化钠、石硫合剂等有利于重金属生成难溶的硫化物。

3.增施有机肥料

施有机肥料可增加土壤有机质和养分含量，既能改善土壤理化性质特别是土壤胶体性质，又能增大土壤环境容量，提高土壤净化能力。受到重金属污染的土壤，增施有机肥料可增加土壤胶体对其的吸。

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土壤重金属篇4

【关键字】：重金属污染预防措施治理措施植物修复治理法

重金属一般以天然浓度广泛存在于自然界中，但由于人类对重金属的开采、冶炼、加工及商业制造活动日益增多，造成不少重金属如铅、汞、镉、钴等进入大气、水、土壤中，引起严重的环境污染。而底泥往往是重金属的储存库和最后的归宿。当环境变化时，底泥中的重金属形态将发生转化并释放造成污染。重金属不能被生物降解，但具有生物累积性，可以直接威胁高等生物包括人类，底泥重金属污染问题日益受到人们的重视。

重金属污染，指由重金属或其化合物造成的环境污染，主要由采矿、废气排放、污水灌溉和使用重金属制品等人为因素所致。重金属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。重金属在人体内能和蛋白质及各种酶发生强烈的相互作用，使它们失去活性，也可能在人体的某些器官中富集，如果超过人体所能耐受的限度，会造成人体急性中毒、亚急性中毒、慢性中毒等，对人体会造成很大的危害，例如，日本发生的水俣病（汞污染）和骨痛病（镉污染，等公害病，都是由重金属污染引起的。重金属污染的主要特点：污染范围广、持续时间长、污染隐蔽性、无法被生物降解，并可能通过食物链不断地在生物体内富集，甚至可转化为毒害性更大的甲基化合物，对食物链中某些生物产生毒害，或最终在人体内蓄积而危害健康。

广西是全国重金属污染防治重点省区；广西土壤中砷、镉、锰、锌元素含量高，结合广西土壤环境保护和污染防治的重点区域有：矿区及周边、工业集中区等。根据全区土壤污染调查结果，我区土壤重金属超标区域集中分布在矿产开发区。如南丹大厂矿区刁江流域、大新铅锌矿区、环江铅锌矿区、大新下雷锰矿区、恭城栗木矿区、贺州平桂矿区等矿区周边土壤重金属超标较为明显，已不适宜种植农作物。根据我区土壤污染状况调查成果，确定矿区及周边农田（耕地）、工矿遗弃地、城市周边菜篮子基地及群众反映强烈的污染区域等作为土壤污染防控的重点。

以上大多是人为造成的污染，只有通过人类自身行为改变这一状况，首先，从思想上重视了解重金属对人类及环境造成的危害，提高环境保护意识，只有保护好生存环境，才能保护人类自己；从行为上，要从个人做起，配合国家法律、法规的环境保护的规定，企业要加强管理，并且做好监督管理机制，使措施落到实处，不能只以人为本，还要考虑动植物及环境所能承受的压力，这样，人类才有立足之地。总之，只要以保护环境为出发点，重金属污染问题就能降到最低点。

对重金属污染防治应该重在预防，控制与消除土壤污染源，是防止污染的根本措施。土壤对污染物所具有的净化能力相当于一定的处理能力，控制土壤污染源，即控制进入土壤中的污染物的数量与速度，通过其自然净化作用而不致引起土壤污染。

1）控制与消除工业“三废”排放。

大力推广闭路循环，无毒工艺，以减少或消除污染物的排放。对工业“三废”进行回收处理，化害为利。对所排放的“三废”要进行净化处理，并严格控制污染物排放量与浓度，使之符合排放标准。

2）加强土壤污灌区的监测与管理。

对污水进行灌溉的污灌区，要加强对灌溉污水的水质监测，了解水中污染物质的成分、含量及其动态，避免带有不易降解的高残留的污染物随水进入土壤，引起土壤污染。

3）合理施用化肥与农药。

禁止或限制使用剧毒，高残留性农药，大力发展高效、低毒、低残留农药，发展生物防治措施。例如禁止使用虽是低残留，但急性、毒性大的农药。禁止使用高残留的有机氯农药。根据农药特性，合理施用，制订使用农药的安全间隔期。采用综合防治措施，既要防治病虫害对农作物的威胁，又要把农药对环境与人体健康的危害限制在最低程度。

4）建立监测系统网络。

定期对辖区土壤环境质量进行检查，建立系统的档案资料，要规定优先检测的土壤污染物与检测标准方法，这方面可参照有关参照国际组织的建议与中国国情来编制土壤环境污染的目标，按照优先次序进行调查、研究及实施对策。

除了以上的重金属预防措施外，对已造成重金属污染的土壤必须加大重金属污染的治理力度。国内外都很重视对重金属污染治理方法研究，并开展广泛的研究工作。总的来说，目前大致有以下四种治理措施：

一.工程治理方法。

主要有客土、换土、翻土、去表土等方式。客土是在污染的土壤上加上未污染的新土；换土是将已污染的土壤移去，换上未污染的新土；翻土是将污染的土壤翻至下层；去表土是将污染的表土移去。这些治理方法具有效果彻底、稳定等优点，但实施复杂、治理费用高和易引起土壤肥力降低等缺点。

二.化学治理方法。

化学治理就是向污染土壤投入改良剂、抑制剂，以降低重金属的生物有效性。化学方法治理效果和费用都适中，但容易再度活化。

三.农业治理方法。

通过改变一些耕作管理制度，在污染土壤上种植不进入食物链的植物，来减轻或阻断重金属进入人体造成危害。农业治理法即合理规划农业种植区，在重金属污染严重区域，可选择种植树、花、草或经济作物（如蓖麻）；在基本适宜区选择种植低富集重金属作物种类或品种，减少重金属在作物中的累积。农业治理法对于自然背景值偏高区域显得尤为重要，因为自然背景值是由成土母质所影响，长时期内土壤母质中的无机元素保持稳定。对于短期内无法修复的土壤，如废弃矿区土壤、重金属严重污染区，采取农业治理法是简单易行的。农业治理方法易操作、费用低，但是周期长、效果不显著。

四.生物治理方法。

生物治理是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。目前在植物治理方面运用得较多，以筛选出了可吸收积累大量的重金属的超积累植物为主，优点是实施较简便、投资较少和对环境破坏小，适用于大面积的污染治理。生物治理法是根据土壤重金属污染物种类，筛选出超富集植物，利用植物吸收土壤中过量金属，将植物回收综合利用，彻底解决土壤重金属超标问题。在土壤砷污染的植物修复方面具有很好经验可借鉴。生物治理实施简便、投资少，对环境破坏小，治理效果较好。

土壤重金属篇5

关键词:土壤污染、生物修复、研究进展

前言

土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O和脂肪酸对人体无害，可以就地处理,避免了集输过程的二次污染,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。

1.污染土壤生物修复的基本原理和特点

土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH值、通气及营养添加等)来完成,也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。

2.污染土壤生物修复技术的种类

目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。

2.1原位修复技术：

原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。

2.2异位修复技术：

异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。

3.影响污染土壤生物修复的主要因子

3.1污染物的性质：

重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。

3.2环境因子：

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。

3.3生物体本身：

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，

植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。

4.发展中存在的问题：

生物修复技术作为近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,虽取得很大进步和成功,但处于实验室或模拟实验阶段的研究结果较多,商业性应用还待开发。此外,由于生物修复效果受到如共存的有毒物质(Co-toxicants)(如重金属)对生物降解作用的抑制；电子受体(营养物)释放的物理;物理因子(如低温)引起的低反应速率;污染物的生物不可利用性;污染物被转化成有毒的代谢产物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化学能力的微生物等因素制约。因此,目前经生物修复处理的污染土壤,其污染物含量还不能完全达到指标的浓度要求。

5.应用前景及建议：

随着生物技术和基因工程技术的发展,土壤生物修复技术研究与应用将不断深入并走向成熟,特别是微生物修复技术、植物生物修复技术和菌根技术的综合运用将为有毒、难降解、有机物污染土壤的修复带来希望。为此,建议今后在生物修复技术的研究和开发方面加强做好以下几项工作:

(1)进一步深入研究植物超积累重金属的机理,超积累效率与土壤中重金属元素的价态、形态及环境因素的关系。(2)加强微生物分解污染物的代谢过程、植物-微生物共存体系的研究以及植物-微生物联合修复对污染物的修复作用与植物种类具有密切关系。

(3)应用现代分子生物学与基因工程技术,使超积累植物的生物学性状(个体大小、生物量、生长速率、生长周期等)进一步改善与提高,培养筛选专一或广谱性的微生物种群(类),并构建高效降解污染物的微生物基因工程菌,提高植物与微生物对污染土壤生物修复的效率。

(4)创造良好的土壤环境,协调土著微生物和外来微生物的关系,使微生物的修复效果达到最佳，并充分发挥生物修复与其他修复技术(如化学修复)的联合修复作用。

(5)尽快建立生物修复过程中污染物的生态化学过程量化数学模型、生态风险及安全评价、监测和管理指标体系。

结论

综上所述，我们不难发现由于土壤重金属来源复杂,土壤中重金属不同形态、不同重金属之间及与其它污染物的相互作用产生各种复合污染物的复杂性增加了对土壤重金属治理和修复难度,且重金属对动植物和人体的危害具有长期性、潜在性和不可逆性,同时进一步恶化了土壤条件，严重制约了我国农业生产的加速发展，所以要更好的防治土壤重金属污染还需要广大科研工作者不懈的努力，研发出更好的效率更高的修复治理技术，同时我们还不应该忘记必须加强企业自身的环保意识，提高企业自我约束能力，始终将防治污染积极治理作为企业工作的头等大事来抓，把企业对环境的污染程度降到最低限度，形成全社会都来重视土壤污染问题的良好环保氛围，逐步改善我们的土壤生态环境。

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土壤重金属篇6

关键词:土壤重金属污染

1、研究背景

据我国农业部进行的全国污灌区调查，在140万公顷的污水灌区中，遭受重金属污染的土地面积占污水灌区面积的64.8%，其中轻度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，严重污染的占8.4%。由此可见我国土壤受重金属污染的情况较为严峻[1]。

在环境污染研究中，重金属多指Hg,Cd,Pb,Cr以及类金属As等生物毒性显著的元素，其次是指有一定毒性的一般元素，如Zn,Cu,Ni,Co,Sn等。人们所说的土壤重金属污染主要是由于Zn,Cu,Cr,Cd,Pb,Ni,Hg,As8种重金属元素等引起的土壤污染。土壤是人类赖以生存的自然条件，如果土壤被重金属污染将直接导致粮食、蔬菜、瓜果等的重金属含量增加。同时因为重金属不能为土壤微生物所分解，而易于积累转化为毒性更大的甲基化合物，甚至有的通过食物链以有害浓度在人体内蓄积，从而严重危害人体健康[2]。由于重金属在土壤中难以被分解、转化或吸收，所以充分认识土壤污染及危害，保护土壤，防治污染是十分重要的任务。

2、土壤重金属污染的特点

大多数重金属是过渡性元素，而过渡性元素的原子具有其特有的电子层结构，这使重金属在土壤环境中的化学行为具有下列一系列特点;

(1)重金属具有可变价态，它能在一定的幅度内发生氧化还原反应。不同价态的重金属具有不同的活性和毒性。

(2)重金属易在土壤环境中发生水解反应，生成氢氧化物;它也易与土壤中的一些无机酸发生反应生成硫化物、碳酸盐、磷酸盐等。这些化合物在土壤中的溶解度较小，所以重金属不易迁移而易累积于土壤中，从而降低了污染危害范围扩大的可能性，但却使变长了污染区的危害周期和加大了重金属危害程度。

(3)重金属作为中心离子，能够接受多种阴离子和简单分子的独对电子，生成配位络合物:还可与一些大分子有机物，如腐殖质、蛋白质等生成鳌合物。上述反应增大了重金属在水中的溶解度，进而使重金属在土壤环境中更易迁移‘从而增大了重金属污染区域范围。

重金属的所有这些化学特性，决定了重金属在土壤环境中具有多变的迁移特性。重金属污染的主要特点，除了污染范围广、持续时间长外，还有污染隐蔽性，而且它无法被生物降解，并可能通过食物链不断地在生物体内富集，进而可转化为毒害性更大的甲基化合物，对食物链中某些生物产生毒害，最终在人体内蓄积而危害人体健康。重金属的上述特性决定了其在污染和环境危害中的特殊作用。

3、土壤重金属污染的危害

土壤重金属污染对环境产生的危害主要有下列途径:

(1)受污染的土壤直接暴露在环境中，动物或人直接或间接地吸收了受污染的土壤颗粒等;

(2)土壤中的重金属通过淋溶作用向下缓慢渗透，从而污染了地下水;

(3)外界环境条件的变化，例如酸雨、施加土壤添加剂等因素，提高了土壤中重金属的活性和生物有效性，使得重金属较易被植物吸收利用，从而进入食物链后对动物和人体产生毒害作用。

4、重金属污染土壤治理方法

土壤重金属污染的治理，世界各国都开展了广泛的研究工作。目前，所采用的土壤重金属污染的治理方法主要有下列四种。

4.1生物措施

生物措施是利用生物的某些特性来适应、抑制和改良重金属污染土壤的措施。生物措施包括动物治理、微生物治理和植物治理三种方法。

动物治理是利用土壤中的某些低等动物(如虹蜕和鼠类)能吸收土壤中的重金属，因而能一定程度地降低污染土壤中重金属的含量。在重金属污染的土壤中放养蛆蜕，待其富集重金属后，采用电激、灌水等方法驱出蛆叫集中处理，对重金属污染土壤也有一定的治理效果[3]。

植物治理是利用有些植物能忍耐和超量累积某种或某些重金属的特性来清除污染土壤中的重金属。通常，它有三个部分组成:植物萃取技术、根际过滤技术、植物挥发技术。植物治理的关键是寻找合适的超积累或耐重金属植物。

生物措施的优点是实施较简便、投资较少和对环境拢动少。缺点是治理效率低(如超积累植物通常都矮小、生物量低、生长缓慢且周期长)，不能治理重污染土壤(因高耐重金属植物不易寻找)和被植物摄取的重金属因大多集中在根部而易重返土壤等。

4.2工程措施

工程措施包括客土、换土、翻土、去表土等方法，适用于大多数污染物和多种条件。

客土是在污染土壤上加入未污染的新土;换土是将已污染的土壤移去，换上未污染的新土;翻土是将污染的表土翻至下层:去表土层是将污染的表土移去。这些方法能使耕作层土壤中重金属的浓度降至临界浓度以下，或减少重金属污染物与植物根系的接触而达到控制危害的目的。

用工程措施来治理重金属污染土壤，具有效果彻底、稳定等优点，是一种治本的措施。但由于存在实施繁复、治理费用高和易引起土壤肥力减弱等缺点。因而一般适用于小面积、重污染的土壤。

4.3农业措施

农业措施是因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害，以及在污染土壤上种植不进入食物链的植物。

用农业措施来治理重金属污染土壤，具有可与常规农事操作结合起来进行、费用较低、实施较方便等优点，但存在有些方法周期长和效果不显著等缺点，农业措施适合于中、轻度污染土壤的治理。

4.4化学措施

化学措施是向污染土壤投加改良剂，增加土壤有机质，阳离子代换量和粘粒的含量，以及改变pH,Eh和电导等理化性质，使土壤中的重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，以降低重金属的生物有效性。

用改良措施来治理重金属污染土壤，其治理效果和费用都适中，对污染不太重的土壤特别适用。但需加强管理，防止重金属的再度活化。

5、结论

随着土壤重金属污染日益加剧，土壤重金属污染的治理已成为当前研究的热点。土壤重金属污染具有高累积性和不可逆转性，污染一旦发生，仅依靠切断污染源的方法难以进行彻底恢复。目前，己有一些污染土壤治理的方法，但从其发展和需求来看，还须发展更加有效的治理技术。

参考文献：

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