第四章第四节 本节内容要点：土壤污染源、主要污染物，氨和磷的污染及其迁移转化，土壤的重金属污染及其迁移转化 士蝶的农药污染及其迁移转化 ,土壤中温室气体的释放、吸收及传输等 人类活动产生的污染物进入土壤并积累到一定程度，引起士堞质量恶化的现象即为士装污染。土装与 水体和大气环境有诸多不同，它在位置上较水体和大气相对稳定，污染物易于集聚，故有人认为土壤是污 染物的“汇”。 污染物可通过种途径进入土。若进入污染物的量在土自净能力范围内，仍可维持正常生态活环 士壤污染与净化是两个相互对立又同时存在的过程。如果人类活动产生的污染物进入士的数量与速度超 过净化速度，造成污染物在士蝶中持续累积，表现出不良的生态效应和环境效应，最终导致土埃正常功的 的失调，土壤质量下降，影响作物的生长发育，作物的产量和质量下降，即发生了土壤污染，土壤污染可 从以下两个方面来判别：(1)地下水是否受到污染：(2)作物生长是否受到影响. 土岸受到污染后，不仅会影响植物生长，同时会形响土壤内部生物群的变化与物质的转化，即产生不 良的生态效应。十污边物会随地表轻流而讲入河、湖，这种轻流中的污沈物浓度高时，会污处地表 水.例如 士装中过多的N、P, 些有机农药和部分有机氯农药、酚和氯的淋溶迁移常造成地表水污刻 因此，污染物进入士壤后有可能对地表水，地下水造成次生污染。土壤污染物还可通过土壤植物系统 经由食物链最终影响人类的健康。如日本的”痛痛病”就是士埃污染间接危考人类健康的一个典型例子， 1)土塘污装源 土壤污染源可分为人为污染源和自然污染源 人为污染源：士污染物主要是工业和城市的废水和周体废物、农药和化肥、牲畜排没物、生物残体 及大气沉降物等。污水灌溉或污泥作为肥料使用。常使土壤受到重金属、无机盐、有机物和病原体的污染 工业及城市周体废弃物任意堆放，引起其中有害物的淋溶、释放，也可导致土痒及地下水的污染。现代农 业大量使用农药和化肥，也可造成土填污染。侧如，六六六、DDT等有机氯杀虫剂能在土填中长期残留 并在生物体内富集：氮、磷等化学肥料，凡未被植物吸收利用和未枝根层土吸附固定的养分，都在根后 以下积累，或转入地下水，成为潜在的环境污染物。禽音饲养场的肥和居宰场的废物 其性质近似人粪 尿，利用这些废物作肥料，如果不进行适当处理，其中的寄生虫、病原菌和病毒等可引起土壤和水体污染 大气中的二氧化硫、氮氧化物及颗拉物通过干沉降或混沉降到达地面，可引起土壤酸化。 自然污染源：在某此矿床或元素和化合物的富集中心周围，由于物的自然分解与风化，往往形成自 然扩放带，使附诉士城中某些元素的含量超出一般土城的含量」 上境污染按性质可分为化学污染源、物理污染源和生物污染源，其污染源十分复杂。 上壤的化学污染 最为普、严重和复杂 2)土壤的主要污染物 士壤污染物种类繁多，总体可分以下几类： (1)无机污染物，包括对动、描物有危害作用的元素及其无机化合物。如福、汞、铜、铅、锌、银 钟等重金属：硝酸盐、硫酸盐、氯化物、可溶性碳酸盐等化合物也是常见的士痒无机污染物：过量使用氮 肥或磷肥也会造成土壤污染 (2)有机污染物，包括化学农药、除草剂、石油类有机物、洗涤剂及酚类等。其中农药是土壤的主要 有机物。常用的农药约有50种。 (3)放射性物质，如137绝、0便等 (4)病原微生物，如肠道细菌、炭疽杆菌、肠寄生虫、结核杆菌等 3)氯和磷的污染与迁移转化 氨、磷是植物生长不可缺少的营养元素。农业生产过程中常施用氯、磷化学肥料以增加粮食作物的产
第四章 第四节 本节内容要点：土壤污染源、主要污染物，氮和磷的污染及其迁移转化，土壤的重金属污染及其迁移转化， 土壤的农药污染及其迁移转化，土壤中温室气体的释放、吸收及传输等。 人类活动产生的污染物进入土壤并积累到一定程度，引起土壤质量恶化的现象即为土壤污染。土壤与 水体和大气环境有诸多不同，它在位置上较水体和大气相对稳定，污染物易于集聚，故有人认为土壤是污 染物的“汇”。 污染物可通过各种途径进入土壤。若进入污染物的量在土壤自净能力范围内，仍可维持正常生态循环。 土壤污染与净化是两个相互对立又同时存在的过程。如果人类活动产生的污染物进入土壤的数量与速度超 过净化速度，造成污染物在土壤中持续累积，表现出不良的生态效应和环境效应，最终导致土壤正常功能 的失调，土壤质量下降，影响作物的生长发育，作物的产量和质量下降，即发生了土壤污染。土壤污染可 从以下两个方面来判别：(1)地下水是否受到污染；(2)作物生长是否受到影响。 土壤受到污染后，不仅会影响植物生长，同时会影响土壤内部生物群的变化与物质的转化，即产生不 良的生态效应。土壤污染物会随地表径流而进入河、湖，当这种径流中的污染物浓度较高时，会污染地表 水。例如，土壤中过多的 N、P，一些有机磷农药和部分有机氯农药、酚和氰的淋溶迁移常造成地表水污染。 因此，污染物进入土壤后有可能对地表水、地下水造成次生污染。土壤污染物还可通过土壤 植物系统， 经由食物链最终影响人类的健康。如日本的“痛痛病”就是土壤污染间接危害人类健康的一个典型例子。 1）土壤污染源 土壤污染源可分为人为污染源和自然污染源。 人为污染源：土壤污染物主要是工业和城市的废水和固体废物、农药和化肥、牲畜排泄物、生物残体 及大气沉降物等。污水灌溉或污泥作为肥料使用，常使土壤受到重金属、无机盐、有机物和病原体的污染。 工业及城市固体废弃物任意堆放，引起其中有害物的淋溶、释放，也可导致土壤及地下水的污染。现代农 业大量使用农药和化肥，也可造成土壤污染。例如，六六六、DDT 等有机氯杀虫剂能在土壤中长期残留， 并在生物体内富集；氮、磷等化学肥料，凡未被植物吸收利用和未被根层土壤吸附固定的养分，都在根层 以下积累，或转入地下水，成为潜在的环境污染物。禽畜饲养场的厩肥和屠宰场的废物，其性质近似人粪 尿，利用这些废物作肥料，如果不进行适当处理，其中的寄生虫、病原菌和病毒等可引起土壤和水体污染。 大气中的二氧化硫、氮氧化物及颗粒物通过干沉降或湿沉降到达地面，可引起土壤酸化。 自然污染源：在某些矿床或元素和化合物的富集中心周围，由于矿物的自然分解与风化，往往形成自 然扩散带，使附近土壤中某些元素的含量超出一般土壤的含量。 土壤污染按性质可分为化学污染源、物理污染源和生物污染源，其污染源十分复杂。土壤的化学污染 最为普遍、严重和复杂。 2）土壤的主要污染物 土壤污染物种类繁多，总体可分以下几类： (1)无机污染物，包括对动、植物有危害作用的元素及其无机化合物，如镉、汞、铜、铅、锌、镍、 砷等重金属；硝酸盐、硫酸盐、氟化物、可溶性碳酸盐等化合物也是常见的土壤无机污染物；过量使用氮 肥或磷肥也会造成土壤污染。 (2)有机污染物，包括化学农药、除草剂、石油类有机物、洗涤剂及酚类等。其中农药是土壤的主要 有机物，常用的农药约有 50 种。 (3)放射性物质，如 137铯、90锶等。 (4)病原微生物，如肠道细菌、炭疽杆菌、肠寄生虫、结核杆菌等。 3） 氮和磷的污染与迁移转化 氮、磷是植物生长不可缺少的营养元素。农业生产过程中常施用氮、磷化学肥料以增加粮食作物的产
量，但过量使用化肥也会影响作物的产量和质量。此外，未被作物吸收利用和被根层士吸附固定的养分 都在根层以下积累或转入地下水，成为潜在的环境污染物， 。氢污染 农田中过量施用氨肥会影响农业产量和产品的质量，还会间接影响人类健康，同时在经济上也是一种 损尖，施用过多的氮肥，由于水的沥滤作用，土壤中积累的销酸盐渗滤并进入地下水：如水中销酸盐含量 超过4,5U0l.就不饮用。蔬葵和饲料作物等可以积累土壤中的硝酸盐。空气中的细菌可将克调过的 黄菜中的硝酸盐还原成亚硝酸盐，饲料中的扇酸盐在反乌动物胃里也可被还原成亚硝酸盐。亚硝酸盐能 骸类反应生成亚硝孩类化合物，具有致癌、致畸、致突变的性质，对人类有很大的威助。硝酸盐和亚硝國 盐进入血液，可将其中的血红蛋白Fe2+氧化成Fe3+,变成氧化血红蛋白，后者不能将其结合的氧分高供 给肌体组织，导致组织缺氧，使人和家高发生急性中毒。此外，农田施用过量的氮肥容易造成地表水的富 营养化 土培表层中的氯大就分是有机氨，占总氨的90%。土增中的无机氨主要有氨氯、亚硝盐氨和硝酸盐 ，其中铵盐(NH4*)、硝酸盐氯(NO)是植物摄取的主要形式。除此以外，土壤中还存在着一些化学性 质不稳定、仅以过渡态存在的含氨化合物，如N2O、NO.、NO2及NHOH、HNO 尽管某些植物能直接利用氨基酸，但植物摄取的几乎都是无机氨，说明土填中氢以有机态来储存，面 以无机态被植物所吸收。显然，有机氨与无机鼠之间的转换是十分重要的。有机氯转变为无机氨的过程圆 做矿化过程。无机氮转化为有机氮的过程称为非流动性过程。这两种过程都是微生物作用的结果。研究表 明，化的氨量与外部条件如温度、酸度、氧及水的有效量、其他营养盐等有关， 以下简单介绍土痒中氮的迁移转化过程。假定有机氨完全被截留在土壤中达一定的深度，那么氨的迁 移主要是指经过矿化过程以后的氯及加到表层土中的无机氮，并假定污水的次生流出物90%~95%的 是NH4+,污水中可能存在天然肥料或腐败物质。士壤中氮的主要迁移转化过程（图45）如下：(1)在碱 性条件下，进入土壤中NH4+转变成NH3,挥发至大气中，由于多数植物可吸收利用NH+,也使一部分氨 从士壤中迁出。(2)土填胶体吸附，NH*可通过离子交换作用被土填中的黏土矿物或腐殖质吸附。(3】 硝化作用，如果土壤中有足量的含氮有机物、足量的氧、适量的碳源及必要的湿度和温度条件，就能产生 硝化作用，使NH4+逐渐转化为NO2、NO方。提高了氯的流动性，使之易进入土痒深处，除非被某些恼物 的根吸收而被截止。土壤中硝酸盐的含量与土的深度和雨量有关。南量愈小，土壤表层中的硝酸盐含量愈 高：在土壤深处，的酸盐含量迅速减少。(4)去氮作用，包括化学和微生物去氮作用。去氮作用要有足够的 能源，并有还原性物质存在：温度、pH对去氮作用也很重要。例如，25℃以下去氨作用速度便减小，至 2℃时便造于零：pH<5时，去氨作用便中止。去氮作用似平是有害的，但当氮过量时，特别是在植物根 部不能达到的深度就显得重要。因此，当士壤氮污染时，去氯过程是十分有利的，而土壤用水浸泡可以 成十分有利的去氯条件。此外，土壤的渗水作用也可使相当数量的氯流失。要尽可能控制化学肥料的用量， 避免氯污染。土填中额的迁移转化过程如图4-5所示
量，但过量使用化肥也会影响作物的产量和质量。此外，未被作物吸收利用和被根层土壤吸附固定的养分， 都在根层以下积累或转入地下水，成为潜在的环境污染物。 ● 氮污染 农田中过量施用氮肥会影响农业产量和产品的质量，还会间接影响人类健康，同时在经济上也是一种 损失。施用过多的氮肥，由于水的沥滤作用，土壤中积累的硝酸盐渗滤并进入地下水；如水中硝酸盐含量 超过 4.5 μg/ml，就不宜饮用。蔬菜和饲料作物等可以积累土壤中的硝酸盐。空气中的细菌可将烹调过的 蔬菜中的硝酸盐还原成亚硝酸盐，饲料中的硝酸盐在反刍动物胃里也可被还原成亚硝酸盐。亚硝酸盐能与 胺类反应生成亚硝胺类化合物，具有致癌、致畸、致突变的性质，对人类有很大的威胁。硝酸盐和亚硝酸 盐进入血液，可将其中的血红蛋白 Fe2+氧化成 Fe3+，变成氧化血红蛋白，后者不能将其结合的氧分离供 给肌体组织，导致组织缺氧，使人和家畜发生急性中毒。此外，农田施用过量的氮肥容易造成地表水的富 营养化。 土壤表层中的氮大部分是有机氮，占总氮的 90%。土壤中的无机氮主要有氨氮、亚硝盐氮和硝酸盐 氮，其中铵盐(NH4 +)、硝酸盐氮(NO3-）是植物摄取的主要形式。除此以外，土壤中还存在着一些化学性 质不稳定、仅以过渡态存在的含氮化合物，如 N2O、NO、NO2及 NH2OH、HNO2。 尽管某些植物能直接利用氨基酸，但植物摄取的几乎都是无机氮，说明土壤中氮以有机态来储存，而 以无机态被植物所吸收。显然，有机氮与无机氮之间的转换是十分重要的。有机氮转变为无机氮的过程叫 做矿化过程。无机氮转化为有机氮的过程称为非流动性过程。这两种过程都是微生物作用的结果。研究表 明，矿化的氮量与外部条件如温度、酸度、氧及水的有效量、其他营养盐等有关。 以下简单介绍土壤中氮的迁移转化过程。假定有机氮完全被截留在土壤中达一定的深度，那么氮的迁 移主要是指经过矿化过程以后的氮及加到表层土中的无机氮，并假定污水的次生流出物 90%～95%的氮 是 NH4 +，污水中可能存在天然肥料或腐败物质。土壤中氮的主要迁移转化过程(图 4 5)如下：(1)在碱 性条件下，进入土壤中 NH4 +转变成 NH3，挥发至大气中，由于多数植物可吸收利用 NH4 +，也使一部分氮 从土壤中迁出。(2)被土壤胶体吸附，NH4 +可通过离子交换作用被土壤中的黏土矿物或腐殖质吸附。(3) 硝化作用，如果土壤中有足量的含氮有机物、足量的氧、适量的碳源及必要的湿度和温度条件，就能产生 硝化作用，使 NH4 +逐渐转化为 NO2 -、NO3 -。提高了氮的流动性，使之易进入土壤深处，除非被某些植物 的根吸收而被截止。土壤中硝酸盐的含量与土的深度和雨量有关。雨量愈小，土壤表层中的硝酸盐含量愈 高；在土壤深处，硝酸盐含量迅速减少。(4)去氮作用，包括化学和微生物去氮作用。去氮作用要有足够的 能源，并有还原性物质存在；温度、pH 对去氮作用也很重要。例如，25℃以下去氮作用速度便减小，至 2℃时便趋于零；pH＜5 时，去氮作用便中止。去氮作用似乎是有害的，但当氮过量时，特别是在植物根 部不能达到的深度就显得重要。因此，当土壤氮污染时，去氮过程是十分有利的，而土壤用水浸泡可以造 成十分有利的去氮条件。此外，土壤的渗水作用也可使相当数量的氮流失。要尽可能控制化学肥料的用量， 避免氮污染。土壤中氮的迁移转化过程如图 4-5 所示
大气 北学 阳离子交换 微生 植取和放出 地下水 图4-5士壤中氯的迁移转化 。藏污染 璃是植物生长的必需元素之一。植物摄取磷几乎全部是磷酸根离子（如H2P0)。壤的磷污染很难 判断，植物缺锌往往是高磷造成的。 表层土壤中磷酸盐含量可达200山g/g,在黏土层中可达1000山g/g。土，中磷酸盐主要以固相存 在。其活度与总量无关：士境对酶酸盐有很强的亲和力。因此，磷污染比氮污染情形要简单，只是在灌满 时才会出现磷过量的问恶。另外，土壤中的Ca2*、A3*、F3+等容易和磷酸盐生成低溶性化合物，能抑制 膜酸盐的活性，即使十痒中含磷量高，但作物仍可能缺磷，由此可见，士壤磷污染对农作物生长影响并不 很大，但其中的磷酸盐可随水土流失进入湖泊、水库等，造成水体富昔养化. 土壤中的磷包括有机磷及无机磷。有机磷在总磷中所占比例范围较宽，士壤中有机磷的含量与有机质 的量成正相关，其含量在顶层土中较高。土痒中有机磷主要是磷酸肌醇酯，也有少量核酸及磷酸类酯。与 磷酸盐一样，磷酸肌醇酯能被士壤吸附沉淀。 4)土壤的重金属污染 ●土壤的重金属污染及危害 士增本身均含有一定量的重金属元素。其中有比是作物生长所需要的微量元素，如M、Cu、Z幻等 而有些重金属如Cd、A、Hg等对植物生长是不利的。即使是营养元素，当其过量时也会对作物生长产生 不利的影响。同一浓度下，重金属对植物等的毒性与其存在形态有密切关系。土壤胶体的吸附作用能抑制 重金属的活性，土填酸碱度对重金属的活性也有明显影响。因此，土维的重金属污染问题较为复杂。 由于采用城市污水或工业污水灌减，使其中的有机物及重金属污染物进入农田：矿渣、炉渣及其他 体废弃物任意堆放，其淋溶物随地表径流进入农田：这些都可造成土壤重金属污染。当进入土壤的重金属 元素积累到一定程度，超过作物的需要和可忍受的程度，作物生长受到影响：或作物生长并米受害，但其 产品中重金属含量超过卫生标准，就有可能对人、畜产生一定的危害。 重金属元素大多是变价元素，其存在形态与环境条件有关，重金属在十壤中的迁移转化及生态效应 均与其存在形态有关。重金属易与环境中的有机、无机配体形成络合物，可被土壤胶体吸附，移动性小， 不易被水淋溶，也不易被微生物所降解：相反，重金属可在微生物作用下转化成毒性更大的金属有机化合 物。由此可见，重金属易被土吸持并积累，植物和其他生物能吸收、絮积重金属。土摧一且受到重金 污染，就很难予以彻底消除：若向地表水或地下水中迁移，可加重水体污染。 上壤生态是由地上植物以及土境内部动物、微生物和酶所组成。这一系统是生物物顺生产，黑积
图 4-5 土壤中氮的迁移转化 ● 磷污染 磷是植物生长的必需元素之一。植物摄取磷几乎全部是磷酸根离子(如 H2PO4 -)。土壤的磷污染很难 判断，植物缺锌往往是高磷造成的。 表层土壤中磷酸盐含量可达 200 μg/g，在黏土层中可达 1000 μg/g。土壤中磷酸盐主要以固相存 在，其活度与总量无关；土壤对磷酸盐有很强的亲和力。因此，磷污染比氮污染情形要简单，只是在灌溉 时才会出现磷过量的问题。另外，土壤中的 Ca2+、Al3+、Fe3+等容易和磷酸盐生成低溶性化合物，能抑制 磷酸盐的活性，即使土壤中含磷量高，但作物仍可能缺磷。由此可见，土壤磷污染对农作物生长影响并不 很大，但其中的磷酸盐可随水土流失进入湖泊、水库等，造成水体富营养化。 土壤中的磷包括有机磷及无机磷。有机磷在总磷中所占比例范围较宽，土壤中有机磷的含量与有机质 的量成正相关，其含量在顶层土中较高。土壤中有机磷主要是磷酸肌醇酯，也有少量核酸及磷酸类酯。与 磷酸盐一样，磷酸肌醇酯能被土壤吸附沉淀。 4）土壤的重金属污染 ●土壤的重金属污染及危害 土壤本身均含有一定量的重金属元素，其中有些是作物生长所需要的微量元素，如 Mn、Cu、Zn 等， 而有些重金属如 Cd、As、Hg 等对植物生长是不利的。即使是营养元素，当其过量时也会对作物生长产生 不利的影响。同一浓度下，重金属对植物等的毒性与其存在形态有密切关系。土壤胶体的吸附作用能抑制 重金属的活性，土壤酸碱度对重金属的活性也有明显影响。因此，土壤的重金属污染问题较为复杂。 由于采用城市污水或工业污水灌溉，使其中的有机物及重金属污染物进入农田；矿渣、炉渣及其他固 体废弃物任意堆放，其淋溶物随地表径流进入农田；这些都可造成土壤重金属污染。当进入土壤的重金属 元素积累到一定程度，超过作物的需要和可忍受的程度，作物生长受到影响；或作物生长并未受害，但其 产品中重金属含量超过卫生标准，就有可能对人、畜产生一定的危害。 重金属元素大多是变价元素，其存在形态与环境条件有关。重金属在土壤中的迁移转化及生态效应 均与其存在形态有关。重金属易与环境中的有机、无机配体形成络合物，可被土壤胶体吸附，移动性小， 不易被水淋溶，也不易被微生物所降解；相反，重金属可在微生物作用下转化成毒性更大的金属有机化合 物。由此可见，重金属易被土壤吸持并积累，植物和其他生物能吸收、累积重金属。土壤一旦受到重金属 污染，就很难予以彻底消除；若向地表水或地下水中迁移，可加重水体污染。 土壤生态是由地上植物以及土壤内部动物、微生物和酶所组成。这一系统是生物物质生产、累积
分解、转化的最活跃地带，并贯穿物流与能流而形成一个开放系统。在人为活动影响下，进入到生态系 的污染物，其数量或速度一且超过一定的限度，不仅影响地上植物，同时也影响土壤内部生物群的变化及 物质的转化。 壤重金属污染的危害主要表现在以下几个方面：(1)影响植物生长。实验表明，土壤中无机含量 达129/9时，水稻生长开始受到掉制：无机脚为40μg/9时，水稻减产50%：含碑量为160g/9时， 水稻不能生长：稻米含种量与士，含伸量呈正相关。有机种化物对植物的毒性则更大。(2)影响士壤生物群 的变化及物质的转化。重金属离子对微生物的毒性顺序为：Hg>Cd>C>Pb>C0>Cu,其中Hg2,Ag 对微生物的毒性最强：通常浓度在1μg9时，就能抑制许多细菌的繁殖：土壤中重金属对微生物的抑制作 用对有机物的生物化学降解是不利的。(3)影响人体健康。土壤重金属可通过下列途径危及人体和牲声的健 康：（）通过挥发作用进入大气：如士壤中的重金属经化学或微生物的作用转化为金属有机化合物（如有机 碑、有机汞)或蒸气态金属或化合物（如汞、氢化碑）而挥发到大气中：(D)受水特别是酸雨的淋溶或地表径 流作用，重金属进入地表水和地下水，影响水生生物：（©）植物吸收并积累土装中的重金属，通过食物链进 入人体。土增中面金屋可酒过上三种途径造成二次污，最终通过人体的作用、饮水及食物入 人体内。应当指出，经由食物链进入人体的重金属，在相当一段时间内可能不表现出受害症状，但潜在月 害性很大。总之，重金属污染不仅影响土端的性质，还可影响桔物生长乃至人类的健康。 ·土壤中重金属存在形态及其转化 土境中重金属对植物的影响主要通过吸收累积，从面抑制其生长并造成重金属在植物体内残留。重金 属在土城植物系统中的迁移过程与重金属的种类、存在形态及土，的类型、物理化学性质、植物的种类有 关。不同的重金属形态在土壤中往往有不同环境化学行为及生态效应。 重金属进入土境后，可以可溶性白由态或络离子的形式存在于土壤溶液中：重金属主要被上胶体所 吸附，或以各种难溶化合物的形态存在，因此，土壤中重金属总量并不能反映植物对金属吸收的有效性 重金属在土城植物系统中的迁移与重金属的性质和土壤的物理化学性质有关，还与环境条件（如拼作状 况、灌溉用水性顺等)有关。例如，稻田灌水时，氧化还原电位明显降低，重金属可以硫化物的形态存在 土壤中，拉物难以吸收：而当排水时，稻田变成氧化环境，S2转化为S04,重金属确化物可转化为较易 迁移的可溶性硫酸盐，被植物吸收。 不问的重金属形态对生物的毒性差异很大。因此，土壤中重金属形态的转化及影响因素对控制重金属 的生物有效性具有重要意义。例如，丽是生命必需元素，土壤缺会引起人体克山病、大骨节病：高硒又 可使人、畜中毒。士堞中硒多以硒酸盐、亚硒酸盐、元素硒、硒化物及有机硒化合物等多种形态存在：但 在土壤溶液中主要存在形态是亚硒酸盐，其他形态的硒通过氧化、水解或还原作用均可转变为稳定的亚硒 酸盐：土壤pH、pE、黏士矿物和铁、铝水合氧化物以及有机质都会直接影响土壤陌对植物的有效性。 究表明，在低硒士壤中裤用亚硒酸盐可增加植物对硒的吸收，但亚硒酸盐易被黏士矿物复合体吸收，与铁、 铝氧化物形成难溶盐，大大减少硒对植物的有效性。因此，了解硒在土壤中的存在形态及其转化，就可采 取相应措施为解决士壤缺硒和改变高硒士提供科学依据 土，酸碱性是土壤的重要物理化学性质之一·，它随土城矿物组成和有机成分而变，但保持着一一恒定的 DH值。由于酸用导致土壤酸化，从而影响金属在土壤中的存在形态。研究表明，土蝶酸化的直接后果是铝 离子增多，致使植物生长受到影响，还能从士胶体中置换出其他它碱性阳离子，使之遭受淋溶损失，而 加速土城酸化、淋溶。人为灌溉也可引起士壤酸化。士城酸化可引起重金属存在形态的变化，从而影形响重 金属在士壤中的迁移转化及生物效应。 目前常采用两种方法进行金属形态研究。即利用各种合适的化学试剂提取士壤中的金属，或测定在此 士堞上生长的植物中的金属含量，并寻找这两者之间的相关性。前一种方法人为影响因素较多，后一种力 法与环境条件、作物生长期等关系密切，故所获结果难以相互比较。近年来，计算机程序，如GEO☑HEM, 被广泛应用于计算上壤溶液中化学元素的平衡形态，可用来预测给定条件下土壤溶液中的金属形态，但这
分解、转化的最活跃地带，并贯穿物流与能流而形成一个开放系统。在人为活动影响下，进入到生态系统 的污染物，其数量或速度一旦超过一定的限度，不仅影响地上植物，同时也影响土壤内部生物群的变化及 物质的转化。 土壤重金属污染的危害主要表现在以下几个方面：(1)影响植物生长。实验表明，土壤中无机砷含量 达 12μg/g 时，水稻生长开始受到抑制；无机砷为 40μg/g 时，水稻减产 50%；含砷量为 160μg/g 时， 水稻不能生长；稻米含砷量与土壤含砷量呈正相关。有机砷化物对植物的毒性则更大。(2)影响土壤生物群 的变化及物质的转化。重金属离子对微生物的毒性顺序为：Hg＞Cd＞Cr＞Pb＞Co＞Cu，其中 Hg2+、Ag+ 对微生物的毒性最强；通常浓度在 1μg/g 时，就能抑制许多细菌的繁殖；土壤中重金属对微生物的抑制作 用对有机物的生物化学降解是不利的。(3)影响人体健康。土壤重金属可通过下列途径危及人体和牲畜的健 康：(a)通过挥发作用进入大气；如土壤中的重金属经化学或微生物的作用转化为金属有机化合物(如有机 砷、有机汞)或蒸气态金属或化合物(如汞、氢化砷)而挥发到大气中；(b)受水特别是酸雨的淋溶或地表径 流作用，重金属进入地表水和地下水，影响水生生物；(c)植物吸收并积累土壤中的重金属，通过食物链进 入人体。土壤中重金属可通过上述三种途径造成二次污染，最终通过人体的呼吸作用、饮水及食物链进入 人体内。应当指出，经由食物链进入人体的重金属，在相当一段时间内可能不表现出受害症状，但潜在危 害性很大。总之，重金属污染不仅影响土壤的性质，还可影响植物生长乃至人类的健康。 ● 土壤中重金属存在形态及其转化 土壤中重金属对植物的影响主要通过吸收累积，从而抑制其生长并造成重金属在植物体内残留。重金 属在土壤植物系统中的迁移过程与重金属的种类、存在形态及土壤的类型、物理化学性质、植物的种类有 关。不同的重金属形态在土壤中往往有不同环境化学行为及生态效应。 重金属进入土壤后，可以可溶性自由态或络离子的形式存在于土壤溶液中；重金属主要被土壤胶体所 吸附，或以各种难溶化合物的形态存在。因此，土壤中重金属总量并不能反映植物对金属吸收的有效性。 重金属在土壤 植物系统中的迁移与重金属的性质和土壤的物理化学性质有关，还与环境条件(如耕作状 况、灌溉用水性质等)有关。例如，稻田灌水时，氧化还原电位明显降低，重金属可以硫化物的形态存在于 土壤中，植物难以吸收；而当排水时，稻田变成氧化环境，S2-转化为 SO4 2-，重金属硫化物可转化为较易 迁移的可溶性硫酸盐，被植物吸收。 不同的重金属形态对生物的毒性差异很大。因此，土壤中重金属形态的转化及影响因素对控制重金属 的生物有效性具有重要意义。例如，硒是生命必需元素，土壤缺硒会引起人体克山病、大骨节病；高硒又 可使人、畜中毒。土壤中硒多以硒酸盐、亚硒酸盐、元素硒、硒化物及有机硒化合物等多种形态存在；但 在土壤溶液中主要存在形态是亚硒酸盐，其他形态的硒通过氧化、水解或还原作用均可转变为稳定的亚硒 酸盐；土壤 pH、pE、黏土矿物和铁、铝水合氧化物以及有机质都会直接影响土壤硒对植物的有效性。研 究表明，在低硒土壤中施用亚硒酸盐可增加植物对硒的吸收，但亚硒酸盐易被黏土矿物复合体吸收，与铁、 铝氧化物形成难溶盐，大大减少硒对植物的有效性。因此，了解硒在土壤中的存在形态及其转化，就可采 取相应措施为解决土壤缺硒和改变高硒土壤提供科学依据。 土壤酸碱性是土壤的重要物理化学性质之一，它随土壤矿物组成和有机成分而变，但保持着一恒定的 pH 值。由于酸雨导致土壤酸化，从而影响金属在土壤中的存在形态。研究表明，土壤酸化的直接后果是铝 离子增多，致使植物生长受到影响，还能从土壤胶体中置换出其他它碱性阳离子，使之遭受淋溶损失，而 加速土壤酸化、淋溶。人为灌溉也可引起土壤酸化。土壤酸化可引起重金属存在形态的变化，从而影响重 金属在土壤中的迁移转化及生物效应。 目前常采用两种方法进行金属形态研究，即利用各种合适的化学试剂提取土壤中的金属，或测定在此 土壤上生长的植物中的金属含量，并寻找这两者之间的相关性。前一种方法人为影响因素较多，后一种方 法与环境条件、作物生长期等关系密切，故所获结果难以相互比较。近年来，计算机程序，如 GEOCHEM， 被广泛应用于计算土壤溶液中化学元素的平衡形态，可用来预测给定条件下土壤溶液中的金属形态，但这
种预测取决于金属与无机、有机及混合配体所形成的配合物稳定常数等的准确性。迄今，尚无公认较好 分析方法可用来研究金属形态及其生物有效性的关系。一些研究者指出，农业环境中同时存在的多种金国 之问及它们与土壤中其他元素之间存在着复杂的相互作用，都将增强或削弱单一元索的生物效应。但目前 尚无能表征多种重金属污染综合生物效应的指标。 5)主要重金属在土壤中的迁移转化 不同重金属的环境化学行为和生物效应各异，同种金属的环境化学和生物效应与其存在形态有关。例 如，土壤胶体对Pb2+、Pb4+、Hg2+及Cd2+等离子的吸附作用较强，对AsO2"和Cr2O2等负离子的吸明 作用较弱。对士壤水稻体系中污染重金属行为的研究表明：被试的四种金属元素对水稻生长的影响为： Cu>Zn>Cd>Pb:元素由土壤向植物的迁移明显受共存元素的影响，在试验条件下，元素吸收系数的大 顺序为：Cd>Zn>Cu>P 与士境对这些元素的吸持强度正好相反：“有效态”金属更能反映出元素 的相互作用及其对植物生长的影甲 下而简单介绍主要重金属在土壤中的迁移转化及其生物效应 。汞 士中汞的背景值为0.01~0.15μg/9。除来源于母岩以外，汞主要来自污染源，如含汞农药的 用、污水灌溉等，故各地士埃中汞含量差 较大。来自污染源的汞首先进入土滨表层。土痒胶体及有机质 对的吸附作用相当强，汞在土壤中移动性较弱，往往积累于表层，而在剖面中呈不均匀分布。土壤中日 汞不易随水流失，但易挥发至大气中，许多因素可以影响汞的挥发。土壤中的汞按其化学形态可分为金属 汞、无机汞和有机汞，在正常的pE和pH范围内，士摧中汞以零价汞形式存在。在一定条件下，各种形态 的求可以相互转化。进入土壤的一些无机汞可分解面生成金属求，当土壤在还原条件下，有机汞可降解为 金属汞。一般情况下，土壤中都能发生Hg2+===Hg2+g0反应，新生成的汞可能挥发。在通气良好的 士中，汞可以任何形态稳定存在。在厌氧条件下，部分汞可转化为可溶性甲基表或气态 :甲基汞 阳离子态汞易被土壤吸附，许多汞盐如磷酸汞、碳酸求和硫化汞的溶解度亦很低。在还原条件下 Hg2+与H2S生成极难溶的Hg5:金属汞也可被硫酸还原细菌变成硫化汞：所有这些都可阻止汞在土壤中 的移动，当氧气充足时，硫化汞又可慢授氧化成亚硫酸盐和硫酸盐，以阴高子形式存在的汞，如Hg☑ HaC4也可被带正电荷的氧化铁、氢氧化铁或黏土矿物的边缘所吸附。分子态的汞，如Ha口2，也可以朝 吸附在Fe,Mn的氢氧化物上。Hg(OH)2溶解度小，可以被土壤强烈的保留。由于汞化合物和土壤组分间 强烈的相互作用，除了还原成金属表以蒸气挥发外，其他形态的汞在土展中的迁移很级慢。在十中表 要以气相在孔隙中扩散。总体而言，汞比其他有毒金属容易迁移。当汞被土壤有机质整合时，亦会发生 定的水平和垂直移动。 汞是危害植物生长的元素。土壤中含汞量过高，它不但能在植物体内积累，还会对植物产生害。通 常有机汞和无机汞化合物以及蒸气汞都会引起植物中毒。侧如，汞对水稻的生长发有产生危害。中国科学 院植物研究所水稻的水培实验表明，采用含汞为0.074gmL的培养液处理水稻，产量开始下降，秕谷 事增加：以0.74gL浓度处理时，水稻根部已开始受害，并随着试验浓度的增加，根部更加扭曲，星 褐色，有锈斑：当介质含汞为了.4山口/L时，水稻叶子发黄，分鞋受地制，植株高度变矮，根系发有不 良。此外，随着浓度的增加，植物各部分的含汞量上升。介质浓度为22.2卫gL时，水稻严重受害，水 培水稻受害的致死浓度为36.5gmL。但是，在作物的士培实验中，即使士壤含表达18.59/9，水稻 和小麦产量也未受到影响。可见，汞对植物的有效性和环境条件密切相关。不同植物对汞的敏多程 度有 别。例如，大豆、向日葵、攻瑰等对汞蒸气特别敏感：纸皮桦、橡树、常青藤、芦苇等对汞蒸气抗性较强： 桃树、西红柿等对汞蒸气的敏感性属中等。 汞进入植物主要有两条途径：一是通过根系吸收士壤中的汞离子，在某些情况下，也可吸收甲基汞或 金属汞：其次是喷施叶面的汞剂、飘尘或雨水中的汞以及在日夜温差作用下土壤所释放的汞蒸气，由叶片
种预测取决于金属与无机、有机及混合配体所形成的配合物稳定常数等的准确性。迄今，尚无公认较好的 分析方法可用来研究金属形态及其生物有效性的关系。一些研究者指出，农业环境中同时存在的多种金属 之间及它们与土壤中其他元素之间存在着复杂的相互作用，都将增强或削弱单一元素的生物效应。但目前 尚无能表征多种重金属污染综合生物效应的指标。 5） 主要重金属在土壤中的迁移转化 不同重金属的环境化学行为和生物效应各异，同种金属的环境化学和生物效应与其存在形态有关。例 如，土壤胶体对 Pb2+、Pb4+、Hg2+及 Cd2+等离子的吸附作用较强，对 AsO2 -和 Cr2O7 2-等负离子的吸附 作用较弱。对土壤 水稻体系中污染重金属行为的研究表明：被试的四种金属元素对水稻生长的影响为： Cu＞Zn＞Cd＞Pb；元素由土壤向植物的迁移明显受共存元素的影响，在试验条件下，元素吸收系数的大 小顺序为：Cd＞Zn＞Cu＞Pb，与土壤对这些元素的吸持强度正好相反；"有效态"金属更能反映出元素间 的相互作用及其对植物生长的影响。 下面简单介绍主要重金属在土壤中的迁移转化及其生物效应。 ● 汞 土壤中汞的背景值为 0.01～0.15 μg/g。除来源于母岩以外，汞主要来自污染源，如含汞农药的施 用、污水灌溉等，故各地土壤中汞含量差异较大。来自污染源的汞首先进入土壤表层。土壤胶体及有机质 对汞的吸附作用相当强，汞在土壤中移动性较弱，往往积累于表层，而在剖面中呈不均匀分布。土壤中的 汞不易随水流失，但易挥发至大气中，许多因素可以影响汞的挥发。土壤中的汞按其化学形态可分为金属 汞、无机汞和有机汞，在正常的 pE 和pH 范围内，土壤中汞以零价汞形式存在。在一定条件下，各种形态 的汞可以相互转化。进入土壤的一些无机汞可分解而生成金属汞，当土壤在还原条件下，有机汞可降解为 金属汞。一般情况下，土壤中都能发生 Hg2+===Hg2++HgO 反应，新生成的汞可能挥发。在通气良好的 土壤中，汞可以任何形态稳定存在。在厌氧条件下，部分汞可转化为可溶性甲基汞或气态二甲基汞。 阳离子态汞易被土壤吸附，许多汞盐如磷酸汞、碳酸汞和硫化汞的溶解度亦很低。在还原条件下， Hg2+与 H2S 生成极难溶的 HgS；金属汞也可被硫酸还原细菌变成硫化汞；所有这些都可阻止汞在土壤中 的移动。当氧气充足时，硫化汞又可慢慢氧化成亚硫酸盐和硫酸盐。以阴离子形式存在的汞，如 HgCl3-、 HgCl4 2-也可被带正电荷的氧化铁、氢氧化铁或黏土矿物的边缘所吸附。分子态的汞，如 HgCl2，也可以被 吸附在 Fe,Mn 的氢氧化物上。Hg(OH)2溶解度小，可以被土壤强烈的保留。由于汞化合物和土壤组分间 强烈的相互作用，除了还原成金属汞以蒸气挥发外，其他形态的汞在土壤中的迁移很缓慢。在土壤中汞主 要以气相在孔隙中扩散。总体而言，汞比其他有毒金属容易迁移。当汞被土壤有机质螯合时，亦会发生一 定的水平和垂直移动。 汞是危害植物生长的元素。土壤中含汞量过高，它不但能在植物体内积累，还会对植物产生毒害。通 常有机汞和无机汞化合物以及蒸气汞都会引起植物中毒。例如，汞对水稻的生长发育产生危害。中国科学 院植物研究所水稻的水培实验表明，采用含汞为 0.074 μg/m L 的培养液处理水稻，产量开始下降，秕谷 率增加；以 0.74 μg/m L 浓度处理时，水稻根部已开始受害，并随着试验浓度的增加，根部更加扭曲，呈 褐色，有锈斑；当介质含汞为 7.4 μg/mL 时，水稻叶子发黄，分蘖受抑制，植株高度变矮，根系发育不 良。此外，随着浓度的增加，植物各部分的含汞量上升。介质浓度为 22.2 μg/mL 时，水稻严重受害，水 培水稻受害的致死浓度为 36.5μg/mL。但是，在作物的土培实验中，即使土壤含汞达 18.5 μg/g，水稻 和小麦产量也未受到影响。可见，汞对植物的有效性和环境条件密切相关。不同植物对汞的敏感程度有差 别。例如，大豆、向日葵、玫瑰等对汞蒸气特别敏感；纸皮桦、橡树、常青藤、芦苇等对汞蒸气抗性较强； 桃树、西红柿等对汞蒸气的敏感性属中等。 汞进入植物主要有两条途径：一是通过根系吸收土壤中的汞离子，在某些情况下，也可吸收甲基汞或 金属汞；其次是喷施叶面的汞剂、飘尘或雨水中的汞以及在日夜温差作用下土壤所释放的汞蒸气，由叶片
进入植物体或通过根系吸收。由叶片进入到植物体的汞，可被运转到植株其他各部位，面被植物根系吸收 的汞，常与根中蛋白质发生反应而沉积于根上，很少向地上部分转移， 植物吸收汞的数量不仅决定于士 含表量，还决定于其有效性 汞对物的有效性和士氧化还原 件、酸碱度、有机质含量等有密切关系。不同植物吸收积累汞的能力是有差异的，同种植物的各器官对汞 的吸收也不一样。植物对汞的吸收与士壤中汞的存在形态有关。 土壤中不同形态的汞对作物生长发有的影响存在差异。士壤中无机汞和有机汞对水稻生长发有影响的 贫煌实验表明，当汞浓度相同时，汞化合物对水稻生长和发自的危害为：酷酸茶汞>HaC2>H口O>HaS H95不易被水船吸收。即使是同一种化合物，当士境环境条件变化时。可以不同的形态存在 对作物 有效性也就不一样。 。镉 地壳中铜的丰度为5μg/g,我国部分地区的背景值为0.15-0.20μg/g. 土境中福污染主要来自山、治炼、污藩及污泥的施用。铝还可件随磕矿渣和过德酸钙的使用而进入 士。在风力作用下，工业度气中儒扩散并沉降至士壤中，交通繁忙的路边土常发现有镉污染 中 般可分为可给态、代换态和难溶态。可给态锯主要以离子态或络合态存在，易被植物所 收：被盘土或腐殖质交换吸附的为代换态镉：难溶态镉包括以沉淀或难溶性螯合物存在的镉，不易被植物 吸收， 士壤中的辆可被胶体吸附。被吸附的铜一般在0~15cm的土壤表层累积，15cm以下含量显著减 少。大多数十对的明率在80%90%。十壤对的附同H信号正相关，被因的可被水 溶出而迁移，pH越低，的 pH4时 过50% pH7.5时，很难溶 土中镉的迁移与士的种类、性质、pH值等因素有关，还直接受氧化还原条件的影响。水稻田》 氧化还原电位很低的特殊土壤，当水田灌满水时，由于水的谚蔽效应形成了还原性环境，有机物厌氧分解 产生硫化氢：当施用硫酸铵肥料时，硫还原细菌的作用使硫酸根还原产生大量的硫化氢。在淹水条件下， 丰要以CdS形式存在，制了Cd2+的移。难以被物所吸收，当排水时成氧化淋溶环培，S氧化 或S02,引起pH降低，镉溶解在土壤中，易被植物吸收。土壤中PO4·等离子均能影响镉的迁移转化： 如Cd2+和PO4形成难溶的Cd(PO42,不易被植物所吸收。因此 土壤的镉污染，可施用石灰和磷肥 薄节土壤pH至5.0以上，以抑制辐害 在早地土壤里，镉以CdCO3、Cd3(PO4)2及Cd(OH)2的形式存在，而其中又以CdCO3为主，尤其 是在DH>7的石灰性十墙中，形成CdCO3的反应为 Cd2+Co2+h0=CdC03+2H+1gK=-6.07 可导出士壤中Cd2*为： -g [Cd] 6.07+2pH+4gIC0 如士壤空气中，C02的分压为0.0003atm,则：g[Cd2+]=2pH-9.57 可见早地土壤中Cd2+浓度与pH成负相关 偶是危害植物生长的有毒元素。镉对作物的危害，在较低浓度时。虽在外观上无明是的往状。但通过 食物链可危及人类健度。当土境辐浓度高到一定含量时，不仅能在植物体内残留。而且也会对植物的生长 发自产生明显的危害，水稻盆栽实验表明：士堆含为10μ9/9时，对水稻产生不利影响：含镉为300g/ 时，水稻生长受到显著影响：士壤含镉为500μg/g时，严重影响水稻生长发有。镉对植物的生物效应与 其在士壤中的存在形态有关。 拍物时幅的吸收与累积取块于士填中短的含量和形本、福在士堆中的活性及柏物的种类。许多拍物的 能从土城中极取锅，并在体内累积到一定数量。植物吸收儒的量不仅与土壤的含铜量有关，还受其化学形 态的影响。例如，水稻对三种无机锅化合物吸收累积的顺序为：CdC2>CdS04>CdS。不同种类的植物 对的吸收存在着明显的差异：同种植物的不同品种之间，对镉的吸收絮积也会有较大的差异。谷类作 如小麦、玉米、水稻、燕麦和栗子都可通过根系吸收锅，其吸收量依次是玉米>小麦>水稻>大豆。同 作物，辆在体内各部位的分布也是不均匀的，其含量一般为：根>茎>叶>籽实。植物在不同的生长阶段 对镉的吸收量也不一样，其中以生长期吸收量最大。由此可见，影响植物吸收镉的因素很多
进入植物体或通过根系吸收。由叶片进入到植物体的汞，可被运转到植株其他各部位，而被植物根系吸收 的汞，常与根中蛋白质发生反应而沉积于根上，很少向地上部分转移。 植物吸收汞的数量不仅决定于土壤含汞量，还决定于其有效性。汞对植物的有效性和土壤氧化还原条 件、酸碱度、有机质含量等有密切关系。不同植物吸收积累汞的能力是有差异的，同种植物的各器官对汞 的吸收也不一样。植物对汞的吸收与土壤中汞的存在形态有关。 土壤中不同形态的汞对作物生长发育的影响存在差异。土壤中无机汞和有机汞对水稻生长发育影响的 盆栽实验表明，当汞浓度相同时，汞化合物对水稻生长和发育的危害为：醋酸苯汞＞HgCl2＞HgO＞HgS。 HgS 不易被水稻吸收。即使是同一种汞化合物，当土壤环境条件变化时，可以不同的形态存在，对作物的 有效性也就不一样。 ● 镉 地壳中镉的丰度为 5 μg/g，我国部分地区镉的背景值为 0.15～0.20 μg/g。 土壤中镉污染主要来自矿山、冶炼、污灌及污泥的施用。镉还可伴随磷矿渣和过磷酸钙的使用而进入 土壤。在风力作用下，工业废气中镉扩散并沉降至土壤中。交通繁忙的路边土壤常发现有镉污染。 土壤中镉一般可分为可给态、代换态和难溶态。可给态镉主要以离子态或络合态存在，易被植物所吸 收；被黏土或腐殖质交换吸附的为代换态镉；难溶态镉包括以沉淀或难溶性螯合物存在的镉，不易被植物 吸收。 土壤中的镉可被胶体吸附。被吸附的镉一般在 0～15 cm 的土壤表层累积，15 cm 以下含量显著减 少。大多数土壤对镉的吸附率在 80%～90%。土壤对镉的吸附同 pH 值呈正相关；被吸附的镉可被水所 溶出而迁移，pH 越低，镉的溶出率越大。如 pH 4 时，镉的溶出率超过 50%；pH 7.5 时，镉很难溶出。 土壤中镉的迁移与土壤的种类、性质、pH 值等因素有关，还直接受氧化还原条件的影响。水稻田是 氧化还原电位很低的特殊土壤，当水田灌满水时，由于水的遮蔽效应形成了还原性环境，有机物厌氧分解 产生硫化氢；当施用硫酸铵肥料时，硫还原细菌的作用使硫酸根还原产生大量的硫化氢。在淹水条件下， 镉主要以 CdS 形式存在，抑制了 Cd2+的迁移，难以被植物所吸收。当排水时造成氧化淋溶环境，S2-氧化 或 SO4 2-，引起 pH 降低，镉溶解在土壤中，易被植物吸收。土壤中 PO4 3-等离子均能影响镉的迁移转化； 如 Cd2+和 PO4 3-形成难溶的 Cd3(PO4)2，不易被植物所吸收。因此，土壤的镉污染，可施用石灰和磷肥， 调节土壤 pH 至 5.0 以上，以抑制镉害。 在旱地土壤里，镉以 CdCO3、Cd3(PO4)2及 Cd(OH)2的形式存在，而其中又以 CdCO3为主，尤其 是在 pH＞7 的石灰性土壤中，形成 CdCO3的反应为： Cd2++CO2+H2O = CdCO3 + 2H+ lgK = -6.07 可导出土壤中 Cd2+为： -lg [Cd2+] = - 6.07+ 2 pH+ -lg[CO2] 如土壤空气中，CO2的分压为 0.0003 atm，则： -lg [Cd2+] = 2 pH - 9.57 可见旱地土壤中 Cd2+浓度与 pH 成负相关。 镉是危害植物生长的有毒元素。镉对作物的危害，在较低浓度时，虽在外观上无明显的症状，但通过 食物链可危及人类健康。当土壤镉浓度高到一定含量时，不仅能在植物体内残留，而且也会对植物的生长 发育产生明显的危害。水稻盆栽实验表明：土壤含镉为 10 μg/g 时，对水稻产生不利影响；含镉为 300 μg/g 时，水稻生长受到显著影响；土壤含镉为 500 μg/g 时，严重影响水稻生长发育。镉对植物的生物效应与 其在土壤中的存在形态有关。 植物对镉的吸收与累积取决于土壤中镉的含量和形态、镉在土壤中的活性及植物的种类。许多植物均 能从土壤中摄取镉，并在体内累积到一定数量。植物吸收镉的量不仅与土壤的含镉量有关，还受其化学形 态的影响。例如，水稻对三种无机镉化合物吸收累积的顺序为：CdCl2＞CdSO4＞CdS。不同种类的植物 对镉的吸收存在着明显的差异；同种植物的不同品种之间，对镉的吸收累积也会有较大的差异。谷类作物 如小麦、玉米、水稻、燕麦和粟子都可通过根系吸收镉，其吸收量依次是玉米＞小麦＞水稻＞大豆。同一 作物，镉在体内各部位的分布也是不均匀的，其含量一般为：根＞茎＞叶＞籽实。植物在不同的生长阶段 对镉的吸收量也不一样，其中以生长期吸收量最大。由此可见，影响植物吸收镉的因素很多
镉可通过士堞植物系统等途径，经由食物链进入人体，危害人类健康，因此，环境的镉污染是人们 极为关注的问腹。 地壳中铅的丰度为12.59/9，土中铅的平均背景值为15~20μg/9 土境的铅污染主要由汽油燃烧和治炼烟尘的沉降、降水及矿山、治炼废水污灌引起。因此，城市和国 山、治炼厂附近的土壤含铅量比较高。汽车尾气造成的铅污染主题集中在大城市和公路两侧。距公路越近 交通量越大，土壤铅污染越严重.如一公路旁土城含铅为809.6ug/a,距公路91m处则含铅为32.5U0/0 进入土壤的Pb2+容易被有机质和黏土矿物所吸附.不同土壤对铅的吸附能力如下：器土(771.6Pg/9) >据士(770.99)红填(425.0/9将殖质对铅的附 物 。铅也和配位价 成稳定的金属配合物和整合物，土壤中铅主要以Pb(OH)2、PbCO3、PbSO4周体形式存在。而在十装留 液中可溶性铅的含量很低，故土壤中铅的迁移能力较购，生物有效性较低，当土壤D州降低时，部分被吸 附的铅可以释放出来，使铅的迁移能力提高，生物有效性增加。 物对铅的吸收与墨积决定于士城中铅的球度、土条件及物的种米与部位，还有叶片的大小和形 状。铅进入植物休的途径 是被植物根部吸收， 二是被叶面所吸收。被植物吸收和输送到地上部的铅 取决于植物种类和环境条件，但吸收的铅主要集中在根部。土壤条件不同，植物对铅的吸收也不尽相同 在酸性土壤中，植物对铅的吸收累积大于在碱性土壤中。土壤中其他元素可以与铅发生竞争面被植物吸收 例如，在石灰性土壤中，钙与铅竞争而被植物根系吸收。一般有钙存在时，由于钙与铅的竞争作用，铅被 吸收在原化学结构不重要的位置上。即使植物体内铅的浓度较高也没有明显的毒性。又如，当土壤中同 时存在铅和镉 ,镉可能降低作物中铅的含量，而铅会增加作物体中镉的含量。因此，影响植物体对铅 收紫积的因素是复杂的 铅不是植物生长发有的必需元素。铅进入植物的过程主要是非代谢性的被动进入植物根内。铅在环境 中比较稳定，一定浓度的铅对作物生长不会产生危害。作物受铅的毒害依其对铅的敏感程度而异，通常认 为铅对抽物是有害的。如大豆对铅的危害比较敏感。土壤中高浓度的铅能抑制水稻生长，主要表现在叶片 的叶绿素食量降低，影响光合作用。延缓生长，推迟成熟而导致减产。 一般情况下，土境含铅量增高会 起作物产量下降：在严重污染地区，能使植物的覆盖面大大减少：在另一些情况下，生长在严重污染地 的植物，往往具有耐高浓度铅的能力。作物吸收铅与土壤含铅量之间的关系目前还设有一致的结论， 。铬 地壳中铬的丰度为200ug/g,铬的土壤平均背景值为100ug/g 土填中铬以四种形态存在，即三价络离子Cr3+、C02及六价阴离子C042和Cn072,其中三价铬 稳定。土中可溶性铬只占总络量的0.01%一0.4%。络的迁移转化与士的pH氧化还原电位、有 质含量等因素有关 三价络进入土壤后，90%以上迅速被土壤吸附因定，以铬和铁氢氧化物的混合物或被封闭在铁的氧 化物中，故土壤中三价铬难以迁移。土壤溶液中，三价络的溶解度取决于pH。当pH大于4时，三价格溶 解度降低：当DH5,5时，全部沉淀：在碱性溶液中形成格的多羟基化合物。此外，在DH较低时，格能 形成右机和合物，移能力增强 土壤胶体对三价的强烈吸附作用与pH成正相关，C+甚至可以交换黏士矿物品格中的AP,黏 矿物吸附三价格的能力的为六价格的30~300倍。六价铬进入土壤后大部分游离在土壤溶液中，仅有 8.5%~36.2%被土端胶体吸附固定。不同类型的士壤或黏士矿物对六价铬的吸附能力有明显的差异：吸 附能力大致如下：红壤>黄棕城>黑土>黄雄：高岭石>伊利石>蛭石>蒙脱石。土壤中有机质越多，负 申性强。对六价离子的吸附力拔 中铬的迁移转化受氧化还原条件影响较大。在土壤常见的pH和pE范围内，C()可被有机 质等迅速还原为C(仙).在不同水稻田中，C(M)的还原半与有机碳含量呈显著的正相关。当砖红壤中有 机碳含量为1.56%或1.33%时，C(M)的还原率分别为89.6%和77.2%：一般情况下，士壤中有机 碳增加1%，C(I)的还原率约增加30%。有机质对C(M)的还原作用与土壤pH成负相关。当土壤有
镉可通过土壤 植物系统等途径，经由食物链进入人体，危害人类健康。因此，环境的镉污染是人们 极为关注的问题。 ● 铅 地壳中铅的丰度为 12.5 μg/g，土壤中铅的平均背景值为 15～20 μg/g。 土壤的铅污染主要由汽油燃烧和冶炼烟尘的沉降、降水及矿山、冶炼废水污灌引起。因此，城市和矿 山、冶炼厂附近的土壤含铅量比较高。汽车尾气造成的铅污染主要集中在大城市和公路两侧。距公路越近， 交通量越大，土壤铅污染越严重。如一公路旁土壤含铅为 809.6 μg/g，距公路 91m 处则含铅为32.5 μg/g。 进入土壤的 Pb2+容易被有机质和黏土矿物所吸附。不同土壤对铅的吸附能力如下：黑土(771.6 μg/g) ＞褐土(770.9 μg/g)>红壤(425.0 μg/g)；腐殖质对铅的吸附能力明显高于黏土矿物。铅也和配位体形 成稳定的金属配合物和螯合物。土壤中铅主要以 Pb(OH)2、PbCO3、PbSO4 固体形式存在。而在土壤溶 液中可溶性铅的含量很低，故土壤中铅的迁移能力较弱，生物有效性较低。当土壤 pH 降低时，部分被吸 附的铅可以释放出来，使铅的迁移能力提高，生物有效性增加。 植物对铅的吸收与累积决定于土壤中铅的浓度、土壤条件及植物的种类与部位，还有叶片的大小和形 状。铅进入植物体的途径，一是被植物根部吸收，二是被叶面所吸收。被植物吸收和输送到地上部的铅， 取决于植物种类和环境条件，但吸收的铅主要集中在根部。土壤条件不同，植物对铅的吸收也不尽相同； 在酸性土壤中，植物对铅的吸收累积大于在碱性土壤中。土壤中其他元素可以与铅发生竞争而被植物吸收。 例如，在石灰性土壤中，钙与铅竞争而被植物根系吸收。一般有钙存在时，由于钙与铅的竞争作用，铅被 吸收在酶化学结构不重要的位置上，即使植物体内铅的浓度较高，也没有明显的毒性。又如，当土壤中同 时存在铅和镉时，镉可能降低作物中铅的含量，而铅会增加作物体中镉的含量。因此，影响植物体对铅吸 收累积的因素是复杂的。 铅不是植物生长发育的必需元素。铅进入植物的过程主要是非代谢性的被动进入植物根内。铅在环境 中比较稳定，一定浓度的铅对作物生长不会产生危害。作物受铅的毒害依其对铅的敏感程度而异，通常认 为铅对植物是有害的。如大豆对铅的危害比较敏感。土壤中高浓度的铅能抑制水稻生长，主要表现在叶片 的叶绿素含量降低，影响光合作用，延缓生长，推迟成熟而导致减产。一般情况下，土壤含铅量增高会引 起作物产量下降；在严重污染地区，能使植物的覆盖面大大减少；在另一些情况下，生长在严重污染地区 的植物，往往具有耐高浓度铅的能力。作物吸收铅与土壤含铅量之间的关系目前还没有一致的结论。 ● 铬 地壳中铬的丰度为 200μg/g，铬的土壤平均背景值为 100 μg/g。 土壤中铬以四种形态存在，即三价铬离子 Cr3+、CrO2 -及六价阴离子 CrO4 2-和 Cr2O7 2-，其中三价铬 稳定。土壤中可溶性铬只占总铬量的 0.01%～0.4%。铬的迁移转化与土壤的 pH、氧化还原电位、有机 质含量等因素有关。 三价铬进入土壤后，90%以上迅速被土壤吸附固定，以铬和铁氢氧化物的混合物或被封闭在铁的氧 化物中，故土壤中三价铬难以迁移。土壤溶液中，三价铬的溶解度取决于 pH。当 pH 大于 4 时，三价铬溶 解度降低；当 pH 5.5 时，全部沉淀；在碱性溶液中形成铬的多羟基化合物。此外，在 pH 较低时，铬能 形成有机配合物，迁移能力增强。 土壤胶体对三价铬的强烈吸附作用与 pH 成正相关。Cr3+甚至可以交换黏土矿物晶格中的 Al3+，黏土 矿物吸附三价铬的能力约为六价铬的 30～300 倍。六价铬进入土壤后大部分游离在土壤溶液中，仅有 8.5%～36.2%被土壤胶体吸附固定。不同类型的土壤或黏土矿物对六价铬的吸附能力有明显的差异；吸 附能力大致如下：红壤＞黄棕壤＞黑土＞黄壤；高岭石＞伊利石＞蛭石＞蒙脱石。土壤中有机质越多，负 电性越强，对六价铬阴离子的吸附力就越弱。 土壤中铬的迁移转化受氧化还原条件影响较大。在土壤常见的 pH 和 pE 范围内，Cr(Ⅵ)可被有机 质等迅速还原为 Cr(Ⅲ)。在不同水稻田中，Cr(Ⅵ)的还原率与有机碳含量呈显著的正相关。当砖红壤中有 机碳含量为 1.56%或 1.33%时，Cr（Ⅵ）的还原率分别为 89.6%和 77.2%；一般情况下，土壤中有机 碳增加 1%，Cr(Ⅵ)的还原率约增加 30%。有机质对 Cr(Ⅵ)的还原作用与土壤 pH 成负相关。当土壤有
机质含量极低时，DH对C)的还原率影响更加期显。例如，当土城pH为3.35或7.89时，C(I)的 还原率分别为54%和20% 当含络废水进入农田时，其中的C)被士胶体吸附周定：C(T)迅速被有机质还原成C( 再被土壤胶体吸附：导致铬的迁移能力及生物有效性降低，同时使铬在士壤中积累起来。然而，在一定条 件下，Cr()可转化为C():如pH6.5一8.5时，土壤中的Cr()能被氧化为Cr(I),其反应为： 4Cr(0H)2++302+2H20-4Cr042+12H+ 此外，土装中的氧化锰也能使Cr()转化为Cr(.因此，Cr(存在着浩在危害。 植物在生长发有过程中，可从外 中吸收铬，铬可以通过根和叶进入植物体内。植物体内含铬量 随植物种类及士壤类型的不同有很大差别，植物中铬的残留量与士含铬量呈正相关。植物从士中吸收 的铬绝大部分积累在根中，其次是茎叶，籽粒里积累的铬量最少， 微量元素格是植物所必需的。植物块少格就会影响其正常发有，低浓度的格对植物生长有激作用」 但植物体内累积过量络又会引起青害作用，直接或间接墙给人类健康指来危害。例如。土壤中C川)为 20-409时，对玉米苗生长有明是的树减作用当C四为320gg时.则有制作用：又如 滨中Cr(W)为20pg/9时 对玉米苗生长有激作用 Cr(W)为80gg时，则有显著的抑制作用 高浓度铬不仅对植物产生危害，而且会影响植物对其他营养元素的吸收。例如，当土壤含铬大于 59/9时会干扰植株上部对钙、钾、磷、哪、铜的吸收，受害的大豆最终表现为植株顶部严重桔装。 士填中络对植物的毒性与下列因素有关：(1)格的化学形态。如C(1)的毒性比C()大。(2)土埔 性质。土缤骸体对C()有强烈的吸附固定作用， 在酸性或中性件下对C)也有很强的吸作用 痒有机质具有吸附或 作用，还能使可溶性C(W)还原成难溶的C():因时 土壤黏粒和有机质的 量会影响铬对植物的毒性。(3)士氧化还原电位。如在网一C()浓度下，早地士中有效态铬比在 田高得多。(4)士壤DH。C(VI)在中性和碱性土填中的毒性要比在酸性土壤中大：面Cr(Ⅲ)对植物的毒性 在酸性土情中较大 总的说来，铬对植物生长的博制作用较，其因是络在技物体内移性很低，水培试骑结果者 明，重金属在植物体内的迁移限序为Cd>Zn>M>Cu 其可能的原因是 ()三价格还原成二价络再物吸的过程在 可见，铬是金属元素中最难被吸收的元素 植物体系中难以发生。(2)六价 铬是有效性铬，但植物对六价格的吸收受到硫酸根等明离子的强烈抑制 。铜 地壳中铜的平均值为709/9，土中铜的含量为2~200g/9,我闲士滨含铜量为3~300g/9 大部分土含量在1560 9/9 平均为20 9/g 土填铜污染的主要来源是铜矿山和治炼厂排出的废水。此外 工业粉尘、城市污水以及含铜农药， 能造成土壤的铜污染。如我国华南某铜矿附近受污染土壤的铜含量为1730~2630μg/9,为对照土壤的 91一138倍。日本被铜污染的士地面积约为456450亩，占重金属污染总面积的80%左右，其中渡良溢 川流域土壤平均含细达1000ug/g,最高达2020ug/g,可溶性铜250ug/g。 壤中铜的花在形态可分为，1】可溶性铜，约占士增总铜量的1%：主要是可溶性组盐，如 Cu(NO3Hh0、CuC22H0、CuS04-5H0等：(2)代换性铜，被士有机、无机胶体所吸附，可被 其他阳离子代换出来：(3)非代换性铜，指被有机质繁密吸附的铜和原生矿物、次生矿物中的铜，不能被 性盐所代换：(4)难溶性铜：大多是不溶于水而溶于酸的盐类，如CuO、Cu2O、Cu(OH)2、Cu(OH)+ CuC03、C2S.CuaP0412+3H20签 土填中腐殖质能与铝形成整合物。土继有机质及盆土矿物对铜离子有很强的吸附作用，吸附强蹈与其 含量及组成有关。黏土矿物及腐殖质吸附铜离子的强度为：腐殖质>蒙脱石>伊利石>高酸石。我国几种 主要士对铜的吸附强度为：黑士>褐士>红 士PH对铜的迁移及生物效应有较大的影响。游离铜与土壤PH呈负相关：在酸性土壤中，铜易发 生迁移，其生物效应也就较强。 钢是生物必需元素，广泛地分布在一切植物中。在缺铜的土城中施用铜肥，能显著提高作物产量。例
机质含量极低时，pH 对 Cr(Ⅵ)的还原率影响更加明显。例如，当土壤 pH 为 3.35 或 7.89 时，Cr(Ⅵ)的 还原率分别为 54%和 20%。 当含铬废水进入农田时，其中的 Cr(Ⅲ)被土壤胶体吸附固定；Cr（Ⅵ）迅速被有机质还原成 Cr(Ⅲ)， 再被土壤胶体吸附；导致铬的迁移能力及生物有效性降低，同时使铬在土壤中积累起来。然而，在一定条 件下，Cr（Ⅲ）可转化为 Cr(Ⅵ)；如 pH 6.5～8.5 时，土壤中的 Cr(Ⅲ)能被氧化为 Cr(Ⅵ)，其反应为： 4Cr(OH)2 ++3O2+2H2O→ 4CrO4 2-+12H+ 此外，土壤中的氧化锰也能使 Cr(Ⅲ)转化为 Cr(Ⅵ)。因此，Cr(Ⅲ)存在着潜在危害。 植物在生长发育过程中，可从外界环境中吸收铬，铬可以通过根和叶进入植物体内。植物体内含铬量 随植物种类及土壤类型的不同有很大差别，植物中铬的残留量与土壤含铬量呈正相关。植物从土壤中吸收 的铬绝大部分积累在根中，其次是茎叶，籽粒里积累的铬量最少。 微量元素铬是植物所必需的。植物缺少铬就会影响其正常发育，低浓度的铬对植物生长有刺激作用， 但植物体内累积过量铬又会引起毒害作用，直接或间接地给人类健康带来危害。例如，土壤中 Cr(Ⅲ)为 20～40 μg/g 时，对玉米苗生长有明显的刺激作用；当 Cr(Ⅲ)为 320μg/g 时，则有抑制作用；又如，土 壤中 Cr(Ⅵ)为 20μg/g 时，对玉米苗生长有刺激作用；Cr(Ⅵ)为 80 μg/g 时，则有显著的抑制作用。 高浓度铬不仅对植物产生危害，而且会影响植物对其他营养元素的吸收。例如，当土壤含铬大于 5μg/g 时会干扰植株上部对钙、钾、磷、硼、铜的吸收，受害的大豆最终表现为植株顶部严重枯萎。 土壤中铬对植物的毒性与下列因素有关：(1)铬的化学形态。如 Cr(Ⅵ)的毒性比 Cr(Ⅲ)大。(2)土壤 性质。土壤胶体对 Cr(Ⅲ)有强烈的吸附固定作用，在酸性或中性条件下对 Cr(Ⅵ)也有很强的吸附作用；土 壤有机质具有吸附或螯合作用，还能使可溶性 Cr(Ⅵ)还原成难溶的 Cr(Ⅲ)；因此，土壤黏粒和有机质的含 量会影响铬对植物的毒性。(3)土壤氧化还原电位。如在同一 Cr(Ⅲ)浓度下，旱地土壤中有效态铬比在水 田高得多。(4)土壤 pH。Cr(Ⅵ)在中性和碱性土壤中的毒性要比在酸性土壤中大；而 Cr(Ⅲ)对植物的毒性 在酸性土壤中较大。 总的说来，铬对植物生长的抑制作用较弱，其原因是铬在植物体内迁移性很低。水稻栽培试验结果表 明，重金属在植物体内的迁移顺序为 Cd＞Zn＞Ni＞Cu＞Cr。可见，铬是金属元素中最难被吸收的元素之 一，其可能的原因是：(1)三价铬还原成二价铬再被植物吸收的过程在土壤植物体系中难以发生。(2)六价 铬是有效性铬，但植物对六价铬的吸收受到硫酸根等阴离子的强烈抑制。 ● 铜 地壳中铜的平均值为 70 μg/g。土壤中铜的含量为 2～200 μg/g。我国土壤含铜量为 3～300μg/g， 大部分土壤含铜量在 15～60 μg/g，平均为 20 μg/g。 土壤铜污染的主要来源是铜矿山和冶炼厂排出的废水。此外，工业粉尘、城市污水以及含铜农药，都 能造成土壤的铜污染。如我国华南某铜矿附近受污染土壤的铜含量为 1730～2630 μg/g，为对照土壤的 91～138 倍。日本被铜污染的土地面积约为 456450 亩，占重金属污染总面积的 80%左右，其中渡良濑 川流域土壤平均含铜达 1000 μg/g，最高达 2020 μg/g，可溶性铜 250 μg/g。 土壤中铜的存在形态可分为：(1)可溶性铜，约占土壤总铜量的 1%；主要是可溶性铜盐，如 Cu(NO3)2·3H2O、CuCl2·2H2O、CuSO4·5H2O 等；(2)代换性铜，被土壤有机、无机胶体所吸附，可被 其他阳离子代换出来；(3)非代换性铜，指被有机质紧密吸附的铜和原生矿物、次生矿物中的铜，不能被中 性盐所代换；(4)难溶性铜：大多是不溶于水而溶于酸的盐类，如 CuO、Cu2O、Cu(OH)2、Cu (OH)+、 CuCO3、Cu2S、Cu3(PO4)2·3H2O 等。 土壤中腐殖质能与铜形成螯合物。土壤有机质及黏土矿物对铜离子有很强的吸附作用，吸附强弱与其 含量及组成有关。黏土矿物及腐殖质吸附铜离子的强度为：腐殖质 ＞蒙脱石＞伊利石＞高岭石。我国几种 主要土壤对铜的吸附强度为：黑土＞褐土＞红壤。 土壤 pH 对铜的迁移及生物效应有较大的影响。游离铜与土壤 pH 呈负相关；在酸性土壤中，铜易发 生迁移，其生物效应也就较强。 铜是生物必需元素，广泛地分布在一切植物中。在缺铜的土壤中施用铜肥，能显著提高作物产量。例
如，硫酸铜是常用的铜肥，可以用作基肥、种肥、追肥，还可用来处理种子，但过量铜会对植物生长发育 产生危害。如当土填含铜量达200g/g时，小麦枯死：当含铜达250g/g时，水稻也将枯死。又如， 用含铜0.069mL的液灌农,水稻减产15.7%：浓度增至0.6gmL时，减产45.19%：若铜 浓度增至3.2g/mL时，水稻无收获。研究表明，铜对植物的毒性还受其他元素的影 在水培液中 要有1μgmL的硫酸铜，即可使大麦停止生长：然而加入其他营养盐类，即使铜浓度达4μgmL,也不 至于使大麦停止生长。 生长在铜污染土壤中的植物，其体内会发生铜的累积。植物中铜的累积与土壤中的总铜量无明显的相 铜量受土壤pH 在同种植物不同部 的分有也是不一样的。 。蜂 士锌的总含量在10~300Ug/g,平均值50ug/g,我国土壤含锌量为3~70ug/g,平均值 100ug/g- 用含废水污灌时，锌以Zn、也可以络高子Zn(OH)、Znd、Zn(NO3))等形态进入士，并 被土壤胶体吸附累积：有时则形成氢氧化物、碳酸盐、磷酸盐和硫化物沉淀，或与土壤中的有机质结合。 锌主要被富集在土壤表层。 根据L.M.Shuman的研究，土城中各部分的含锌为：黏土>氧化铁>有机质>粉砂>砂>交换态 土壤中大部分锌是以结合状态存在，或为有机复合物及各种矿物，一般不易被植物吸收。植物只能吸收可 溶性或代换态锌。锌的迁移能力及有效性主要取决于土壤的酸 性，其次是士壤吸附和固定锌的能力。总 体而言 中有效态锌浓度比其他重金属的有效浓度高，有效态锌平均占总锌量的5 -20% 士，中锌的迁移主要取决于D州。当土壤为酸性时，被盐土矿物吸附的锌易解吸，不溶性氢氧化锌可 和酸作用，转化为Z2+。因此，酸性土壤中锌容易发生迁移。当土壤中锌以Z2+为主存在时，容易淋失 迁移或被植物吸收。故缺锌现象常常发生在酸性土壤中 由于稻田淹水，处于还原状态，酸盐还原菌将S042转化为HS,土壤中Zn2+与S2形成溶度积小 的Z 上壤中锌发生累积。锋与有机质相互作用。可以形成可溶性的或不溶性的络合物。可见， 有机质对锌的迁移会产生较大的影响。 锌是植物生长发育不可缺少的元素。常把质酸锌用作为微量元素肥料，但过量的锌会伤害植物的根系， 从而影响作物的产量和质量。土维酸度的增加会加重锌对植物的危害。例如，在中性土壤里加入100g1 的锌溶液，弹葱生长正常：当加入500gmL锌时，洋葱茎叶变黄：但在酸性土壤中，加入100μgml 的锌溶液，洋葱生长发有受阻，加入500 g/mL锌时，洋葱几乎不生长 植物对锌的忍耐浓度大于其他元素。各种植物对高浓度锌毒害的敏感性也不同。 :般说来，锌在土壤中的言集，必然导致在植物体中的累积，植物体内累积的锌与土壤含锌量密切相 关。如水稻糙米中锌的含量与士壤的含锌量呈线性相关。士蝶中其他元素可影响植物对锌的吸收。如施用 过多的磷肥，可使锌形成不溶性磷酸锌而固定，植物吸收的锌就减少，甚至引起锌缺乏症。温度和阳光对 植物吸收锌也有影响。不同植物对锌的吸收累积差异很大，一般植物体内自然含锌量为10~1609/ 但有些植物对锌的吸收能力很强，植物体内累积的锌可达0.2~10m9/g锌在植物体各部位的分布也 不均匀的。如在水稻、小麦中锌含量分布为：根>茎>果实。 。确 地壳中伸的平均含量为2山g/g,一般土壤含神量约为6山/g,我国部分土壤平均含伸量为10Ug/g 左右 是变价元泰。土中种以三价或五价状态存在，其存在形态可分为可溶性，吸附、代换态种及难 溶态肺。可溶性砷主要为As0一、As0等阴高子，一般只占总伸量的5%一10%.我国土壤中可溶性 碑低于1%，其总量低于1μg9。因此，即使以可溶性钟进入土壤，也容易转化为难溶性砷累积于士痒表 层里
如，硫酸铜是常用的铜肥，可以用作基肥、种肥、追肥，还可用来处理种子。但过量铜会对植物生长发育 产生危害。如当土壤含铜量达 200 μg/g 时，小麦枯死；当含铜达 250 μg/g 时，水稻也将枯死。又如， 用含铜 0.06 μg/m L 的溶液灌溉农田，水稻减产 15.7%；浓度增至 0.6 μg/m L 时，减产 45.1%；若铜 浓度增至 3.2 μg/mL 时，水稻无收获。研究表明，铜对植物的毒性还受其他元素的影响。在水培液中只 要有 1 μg/m L 的硫酸铜，即可使大麦停止生长；然而加入其他营养盐类，即使铜浓度达 4μg/m L，也不 至于使大麦停止生长。 生长在铜污染土壤中的植物，其体内会发生铜的累积。植物中铜的累积与土壤中的总铜量无明显的相 关性，而与有效态铜的含量密切相关。有效态铜包括可溶性铜和土壤胶体吸附的代换性铜，土壤中有效态 铜量受土壤 pH、有机质含量等的直接影响。不同植物对铜的吸收累积是有差异的，铜在同种植物不同部位 的分布也是不一样的。 ● 锌 土壤锌的总含量在 10～300 μg/g，平均值 50 μg/g，我国土壤含锌量为 3～70 μg/g，平均值 100μg/g。 用含锌废水污灌时，锌以 Zn2+、也可以络离子 Zn(OH)+、ZnCl+、Zn(NO3) +等形态进入土壤，并 被土壤胶体吸附累积；有时则形成氢氧化物、碳酸盐、磷酸盐和硫化物沉淀，或与土壤中的有机质结合。 锌主要被富集在土壤表层。 根据 L.M.Shuman 的研究，土壤中各部分的含锌为：黏土＞氧化铁＞有机质＞粉砂＞砂＞交换态。 土壤中大部分锌是以结合状态存在，或为有机复合物及各种矿物，一般不易被植物吸收。植物只能吸收可 溶性或代换态锌。锌的迁移能力及有效性主要取决于土壤的酸碱性，其次是土壤吸附和固定锌的能力。总 体而言，土壤中有效态锌浓度比其他重金属的有效浓度高，有效态锌平均占总锌量的 5%～20%。 土壤中锌的迁移主要取决于 pH。当土壤为酸性时，被黏土矿物吸附的锌易解吸，不溶性氢氧化锌可 和酸作用，转化为 Zn2+。因此，酸性土壤中锌容易发生迁移。当土壤中锌以 Zn2+为主存在时，容易淋失 迁移或被植物吸收。故缺锌现象常常发生在酸性土壤中。 由于稻田淹水，处于还原状态，硫酸盐还原菌将 SO4 2-转化为 H2S，土壤中 Zn2+与 S2-形成溶度积小 的 ZnS，土壤中锌发生累积。锌与有机质相互作用，可以形成可溶性的或不溶性的络合物。可见，土壤中 有机质对锌的迁移会产生较大的影响。 锌是植物生长发育不可缺少的元素。常把硫酸锌用作为微量元素肥料，但过量的锌会伤害植物的根系， 从而影响作物的产量和质量。土壤酸度的增加会加重锌对植物的危害。例如，在中性土壤里加入 100 μg/m L 的锌溶液，洋葱生长正常；当加入 500 μg/m L 锌时，洋葱茎叶变黄；但在酸性土壤中，加入 100 μg/m L 的锌溶液，洋葱生长发育受阻，加入 500 μg/m L 锌时，洋葱几乎不生长。 植物对锌的忍耐浓度大于其他元素。各种植物对高浓度锌毒害的敏感性也不同。 一般说来，锌在土壤中的富集，必然导致在植物体中的累积，植物体内累积的锌与土壤含锌量密切相 关。如水稻糙米中锌的含量与土壤的含锌量呈线性相关。土壤中其他元素可影响植物对锌的吸收。如施用 过多的磷肥，可使锌形成不溶性磷酸锌而固定，植物吸收的锌就减少，甚至引起锌缺乏症。温度和阳光对 植物吸收锌也有影响。不同植物对锌的吸收累积差异很大，一般植物体内自然含锌量为 10～160 μg/g， 但有些植物对锌的吸收能力很强，植物体内累积的锌可达 0.2～10 mg/g。锌在植物体各部位的分布也是 不均匀的。如在水稻、小麦中锌含量分布为：根＞茎＞果实。 ● 砷 地壳中砷的平均含量为 2 μg/g，一般土壤含砷量约为 6 u/g，我国部分土壤平均含砷量为 10 μg/g 左右。 砷是变价元素。土壤中砷以三价或五价状态存在，其存在形态可分为可溶性砷，吸附、代换态砷及难 溶态砷。可溶性砷主要为 AsO4 3-、AsO3 3-等阴离子，一般只占总砷量的 5%～10%。我国土壤中可溶性 砷低于 1%，其总量低于 1 μg/g。因此，即使以可溶性砷进入土壤，也容易转化为难溶性砷累积于土壤表 层里
士岸中钟的迁移转化与其中铁、铝、钙、镁及磷的含量有关，还和土壤DH、氧化还原电位、微生物 的作用有关。 十摧胶体对ASO和AsO3有吸附作用。如带正电荷的氢氧化铁、氢氧化铝和铝硅酸盐黏土矿物 面的铝高子都可吸附含砷的明离子，但有机胶体对砷无明显的吸附作用。不同黏士矿物或不同的阴高子组 成对钟的吸附作用有差异。研究表明，用F3+饱和的黏土矿物对砷的吸附量为620~1172μg/g吸附强 度为：蒙脱石>高岭石>白云石：用Ca2+饱和的黏土矿物的吸附量为：75~415ug/g:吸刚强度依次为： 高岭石>蒙脱石>白云石。 可以和铁 侣、气、镁等离子形成难溶的砷化合物，还可以和无定形的铁、铝等氢氧化物产生共 淀，故砷可被士壤中的铁、铝、钙及镁等所固定，使之难以迁移含砷(V)化合物的溶解度为：C(As04) >Mg(AsO4)2>AAsO4>FeAsO4.,故Fe+固定AsO43的能力最强.几种土壤对钟的吸附能力顺序如下： 红填>砖红墙>黄棕填>里土>碱土>黄土。 士岸中吸附态钟可转化为溶解态的钟化物，这个过程与土壤DH和氧化还原条件有关。如土痒DE赠 状态存在，砷的 解度相对增加。土壤中AsO43与AsO3·之间的转化取决于氧化还原条件。早地土壤处于氧化状态，AsO2 可氧化成AsO43:而水田土菜处于还原状态，大部分神以ASO33形态存在，钟的溶解度及有效性相对增 加，脚害也就增加。此外，AsO3对作物的危害比AsO3更大 上境微生物也能促进钟的形态变化有人分离出15个系的异养细菌，它们可把As0户氧化为As0, 士微生物还可起气化逸脱砷的作用。盆授实验发现 施砷量和水稻吸收砷及士壤残留量之和有 差值，认为由于霉菌对砷化合物有气化作用，使这部分神还原为As出等形式，从土接中气化逸脱。此 外，土壤微生物还可使无机碑转化为有机钟化物。 磷化合物和神化合物的特性相似，因此土，中陵化合物的存在将影响绅的迁移能力和生物效应，一服 土吸附磷的能力比绅致使遗能夺取士堆中固定伸的位，神的可溶性及生物有效性相对增加，G 的士壤吸附间避指出。磷可士胶体中铁、侣所吸附，而的吸附主要是铁起作用：另外，智对磷 的亲合力远远超过对的亲合力，被铝吸附的种很容易被磷交换取代。 由此可见，钟与辐、铬等的性质相反：当土城处于氧化状态时，它的危去比较小：当土壤处于淹水通 原状态时，AsO还原为AsO,加重了砷对植物的危害。因此，在实践中，对砷污染的水稻土，常采取 措施提高士岸氧化还原电位或加入某些物质。以成轻确对作物生长的危害。 般认为不是桔物必需的元。纸浓对许多植物生长有加激作用高浓度神右危害作用。 中毒可阻碍作物的生长发育。研究表明 :土士壤含绅为25g/9或50g/g时 可使小 麦分别增产8.7 和20%：含种达1009/g时，则严重影响小麦生长：含肿200~10009/g时，小麦全部死亡。不 碑化物对作物生长发育的影响是有差别的。如有机砷化物易被水稻吸收，其毒性比无机碑大得多，即使是 无机钟。AsO3对作物的危害比AsO43大. 作物对的吸收累积与土含钟量有关，不同物吸收累积种的能力有很大的别，植物的不同部位 吸收累积的量也是不网的。聊进入植物的途径主要是根、叶吸收。植物的根系可从士中吸收确，然后 在植株内迁移运转到各个部分：有机态被植物吸收后，可在体内逐渐降解为无机态砷。同重金属一样 神可以通过士壤植物系统，经由食物链最终进入人体。 综上所述，土壤重金属污染主要来自度水污灌、污泥的施用及大气降尘：废渣及城市拉极的任意堆 放也可造成土填重金属污染。土堆中高浓度的重金属会危害植物的生长发有，响农产品的产量和质量】 重金属对植物生长发有的危害程度取决于土壤中重金属的含量，特别是有效态的含量。影响上壤中重金属 迁移转化及生物效应的主要因素有：胶体对重金属的吸雅，各种无机及有机配体的配合或整合作用，土州 的氧化还原状态，士壤的酸碱性及共存离子的作用，还有土壤微生物的作用等。由此可见，影响土壤中重 金属迁移转化及生物效应的因索是多方面的。 重金属可通过土壤植物系统及食物链最终进入人体，影响人类健成。重金属不能被微生物所降解
土壤中砷的迁移转化与其中铁、铝、钙、镁及磷的含量有关，还和土壤 pH、氧化还原电位、微生物 的作用有关。 土壤胶体对 AsO4 3-和 AsO3 3-有吸附作用。如带正电荷的氢氧化铁、氢氧化铝和铝硅酸盐黏土矿物表 面的铝离子都可吸附含砷的阴离子，但有机胶体对砷无明显的吸附作用。不同黏土矿物或不同的阴离子组 成对砷的吸附作用有差异。研究表明，用 Fe3+饱和的黏土矿物对砷的吸附量为 620～1172 μg/g;吸附强 度为：蒙脱石＞高岭石＞白云石；用 Ca2+饱和的黏土矿物的吸附量为：75～415μg/g；吸附强度依次为： 高岭石＞蒙脱石＞白云石。 砷可以和铁、铝、钙、镁等离子形成难溶的砷化合物，还可以和无定形的铁、铝等氢氧化物产生共沉 淀，故砷可被土壤中的铁、铝、钙及镁等所固定，使之难以迁移。含砷(Ⅴ)化合物的溶解度为：Ca3(AsO4)2 ＞Mg3(AsO4)2＞AlAsO4＞FeAsO4，故 Fe3+固定 AsO4 3-的能力最强。几种土壤对砷的吸附能力顺序如下： 红壤＞砖红壤＞黄棕壤＞黑土＞碱土＞黄土。 土壤中吸附态砷可转化为溶解态的砷化物，这个过程与土壤 pH 和氧化还原条件有关。如土壤 pE 降 低，pH 值升高，砷溶解度显著增加。在碱性条件下，土壤胶体的正电荷减少，对砷的吸附能力也就降低， 可溶性砷含量增加。由于 AsO4 3-比 AsO3 3-容易被土壤吸附固定，如果土壤中砷以 AsO3 3-状态存在,砷的溶 解度相对增加。土壤中 AsO4 3-与 AsO3 3-之间的转化取决于氧化还原条件。旱地土壤处于氧化状态，AsO3 3- 可氧化成 AsO4 3-；而水田土壤处于还原状态，大部分砷以 AsO3 3-形态存在，砷的溶解度及有效性相对增 加，砷害也就增加。此外，AsO3 3-对作物的危害比 AsO4 3-更大。 土壤微生物也能促进砷的形态变化。有人分离出 15 个系的异养细菌，它们可把 AsO3 3-氧化为 AsO4 3-。 土壤微生物还可起气化逸脱砷的作用。盆栽实验发现，施砷量和水稻吸收砷及土壤残留量之和有一个很大 差值，认为由于砷霉菌对砷化合物有气化作用，使这部分砷还原为 AsH3 等形式，从土壤中气化逸脱。此 外，土壤微生物还可使无机砷转化为有机砷化物。 磷化合物和砷化合物的特性相似，因此土壤中磷化合物的存在将影响砷的迁移能力和生物效应。一般 土壤吸附磷的能力比砷强，致使磷能夺取土壤中固定砷的位置，砷的可溶性及生物有效性相对增加。Gile 就砷的土壤吸附问题指出，磷可被土壤胶体中铁、铝所吸附，而砷的吸附主要是铁起作用；另外，铝对磷 的亲合力远远超过对砷的亲合力，被铝吸附的砷很容易被磷交换取代。 由此可见，砷与镉、铬等的性质相反；当土壤处于氧化状态时，它的危害比较小；当土壤处于淹水还 原状态时，AsO4 3-还原为 AsO3 3-，加重了砷对植物的危害。因此，在实践中，对砷污染的水稻土，常采取 措施提高土壤氧化还原电位或加入某些物质，以减轻砷对作物生长的危害。 一般认为砷不是植物必需的元素。低浓度砷对许多植物生长有刺激作用，高浓度砷则有危害作用。砷 中毒可阻碍作物的生长发育。研究表明：土壤含砷为 25 μg/g 或 50 μg/g 时，可使小麦分别增产 8.7% 和 20%；含砷达 100 μg/g 时，则严重影响小麦生长；含砷 200～1000 μg/g 时，小麦全部死亡。不同 砷化物对作物生长发育的影响是有差别的。如有机砷化物易被水稻吸收，其毒性比无机砷大得多，即使是 无机砷，AsO3 3-对作物的危害比 AsO4 3-大。 作物对砷的吸收累积与土壤含砷量有关，不同植物吸收累积砷的能力有很大的差别，植物的不同部位 吸收累积的砷量也是不同的。砷进入植物的途径主要是根、叶吸收。植物的根系可从土壤中吸收砷，然后 在植株内迁移运转到各个部分；有机态砷被植物吸收后，可在体内逐渐降解为无机态砷。同重金属一样， 砷可以通过土壤 植物系统，经由食物链最终进入人体。 综上所述，土壤重金属污染主要来自废水污灌、污泥的施用及大气降尘；废渣及城市垃圾的任意堆 放也可造成土壤重金属污染。土壤中高浓度的重金属会危害植物的生长发育，影响农产品的产量和质量。 重金属对植物生长发育的危害程度取决于土壤中重金属的含量，特别是有效态的含量。影响土壤中重金属 迁移转化及生物效应的主要因素有：胶体对重金属的吸附，各种无机及有机配体的配合或螯合作用，土壤 的氧化还原状态，土壤的酸碱性及共存离子的作用，还有土壤微生物的作用等。由此可见，影响土壤中重 金属迁移转化及生物效应的因素是多方面的。 重金属可通过土壤 植物系统及食物链最终进入人体，影响人类健康。重金属不能被微生物所降解