影响土壤吸附重金属Cd的因子概述

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土壤重金属Cd迁移规律概述

土壤重金属Cd迁移规律概述引言近年来，随着经济和生产的飞速发展，现代工农业的迅速成长，人口急剧增长,人们的生活水平不断提高，环境污染物的排放与日俱增，环境污染和生态破坏给土壤带来了严重的污染，土壤中重金属积累不断的加剧,而且重金属相对稳定并难降解。

其次工矿企业的发展导致对矿产资源的过度开采使得重金属土壤污染日趋严重,一些地方生产的粮食，蔬菜,水果等食物中的重金属含量超标或接近临界值.这些农产品的重金属能够通过食物链在人或动物体内富集，成为人类生命健康的潜在威胁,清除土壤中的重金属污染，已经是社会一个十分关注的问题。

2014年4月18日,环保部、国土部两部门联合发布土壤污染状况调查公报。

公报显示，全国土壤总的超标率为16.1％，污染类型以无机型为主,其中排名前三的无机污染物依次为镉、汞、砷。

其中镉的毒性较大，1817年，德国的F．Stromeyer从不纯的氧化锌中分离出褐色粉，使它与木炭共热，制得镉.由于发现的新金属存在于锌中，就以含锌的矿石菱锌矿的名称Calamine命名它为Cadmium，元素符号定为Cd【我国农田土壤镉污染现状及防治对策】。

镉（Cd）是生物毒性最强的重金属元素，在环境中的化学活性强,移动性大，毒性持久,容易对人和周围环境造成极大的危害，会对呼吸道产生刺激,长期暴露会造成嗅觉丧失症、牙龈黄斑或渐成黄圈，对人体具有三致(致病、致癌、致突变）作用【1—2】，能诱发肾衰变、关节炎、癌症等病。

长期食用遭到镉污染的食品,可能导致“痛痛病”。

世界卫生组织（2003）和美国环保局（1994）规定人体Cd的最大允许摄人量（ADI值）均为1 μg·kg-1·d —1【3】。

20世纪初发现镉以来，镉的产量逐年增加.镉广泛应用于电镀工业、化工业、电子业和核工业等领域。

镉是炼锌业的副产品，主要用在电池、染料或塑胶稳定剂，它比其它重金属更容易被农作物所吸附.相当数量的镉通过废气、废水、废渣排入环境，造成污染.因此，找到合适的镉污染土壤防控技术是目前研究的热点。

土壤对重金属的吸附解吸的研究概况

土壤对重金属的吸附解吸的研究概况摘要：本文主要对土壤吸附重金属离子的研究现状进行了综述，介绍了土壤对重金属吸附一解吸的反应机理，以及各种环境因子的影响；同时综述了土壤对重金属吸附模式的研究情况。

关键词：土壤，重金属，吸附，解吸The study of adsorption and desorption of heavy metals on soilYAO xiao-fei(Department of Municipal and Environmental Engineering, Beijing Jiao Tong University, Beijing100044)Abstract:The adsorption and desorption of heavy metals on soil were studied in this paper，it Describes the reaction mechanism about adsorption and desorption of heavy metals in soil，and the impact of various environmental factors 。

At the same time we can have an overview of heavy metal adsorption model 。

Keywords: soil，heavy metal，absorption，desorption长期以来，土壤中的重金属污染一直是人们关注的焦点，随着人类活动的加剧，越来越多的重金属元素进入到土壤中，进入土壤的重金属可以被植物吸收，进入食物链，也可在一定的条件下向下迁移污染地下水，威胁生态环境的平衡和人类健康[1]。

吸附是重金属元素在土壤中积累的一个主要过程，是一个溶质由液相转移到固相的物理化学过程，其决定着重金属在土壤中的移动性、生物有效性和毒性［2］。

土壤对重金属离子的吸附

土壤对重金属离子的吸附土壤对重金属离子的吸附是环境污染和生态修复领域的重要研究内容。

重金属离子如铜、铅、锌、镉等在环境中含量过高时，会对人类和生态系统产生危害。

土壤作为环境中重金属离子的重要“过滤器”和“储存库”，对其吸附行为的研究有助于深入理解重金属离子的环境行为和生态风险。

首先，土壤对重金属离子的吸附主要取决于土壤的理化性质。

土壤的有机质、pH值、阳离子交换容量（CEC）等都是影响其吸附重金属离子的关键因素。

有机质可以通过配位作用与重金属离子形成络合物，增强土壤对重金属的吸附能力。

pH 值则通过影响土壤表面的电负性来影响吸附，而CEC则反映了土壤对阳离子的吸附能力。

其次，重金属离子的性质如离子半径、电荷数和极化率等也对其在土壤中的吸附有影响。

一般来说，离子半径小、电荷数高、极化率低的重金属离子更易被土壤吸附。

此外，重金属离子的浓度、吸附时间、温度等也会影响其在土壤中的吸附行为。

关于土壤对重金属离子的吸附机制，主要有离子交换、专性吸附和表面络合等。

离子交换是土壤表面离子与重金属离子在静电作用下的交换，专性吸附则是土壤表面的特定基团与重金属离子形成配位键的吸附。

表面络合则是土壤表面的配位基团与重金属离子形成稳定的络合物的吸附。

在实际的环境中，土壤对重金属离子的吸附还受到许多环境因素的影响。

例如，土壤中的水分含量会影响土壤表面的湿润程度，从而影响其吸附能力。

土壤中的氧化还原状态会影响重金属离子的溶解度和化学形态，从而影响其吸附行为。

此外，土壤中的生物活动和微生物群落也会影响其对重金属离子的吸附。

土壤对重金属离子的吸附过程是一个复杂的多相反应过程，涉及物理、化学和生物等多个方面。

这一过程受到多种因素的影响，包括前述的土壤理化性质、重金属离子性质和环境因素等。

对这一过程的深入理解和研究，有助于我们更好地理解和预测土壤环境中的重金属行为，对于环境保护和污染治理等方面具有重要的意义。

对于土壤对重金属离子的吸附研究，未来的研究方向也很多。

不同冻融处理土壤对镉的吸附能力及其影响因子分析

王展，张玉龙，虞娜，张玉玲，刘畅
（沈阳农业大学土地与环境学院，沈阳１１０８６６）
摘
要：为了探讨冻融对土壤镉吸附能力的影响及其机理，通过人工控温、室内分析的实验方法，采用相关分析和通径分析等统计
方法，研究了不同水分条件下，冻融处理土壤镉的吸附能力及其与土壤理化性质之间的关系。结果表明，Ｈｅｎｒｙ模型（Ｙ＝ａ＋ｋｄＣ）可以
ＳｏｉｌＣｄＡｄｓｏｒｐｔｉｏｎＡｂｉｌｉｔｙＵｎｄｅｒＤｉｆｅｒｅｎｔＦｒｅｅｚｅ／ＴｈａｗｉｎｇＴｒｅａｔｍｅｎｔｓａｎｄＩｓｔＩｎｌｕｆｅｎｃｉｎｇＦａｃｔｏｒｓ
ｓｏｉｌＣｄａｄｓｏｐｔｒｉｏｎａｂｉｌｉｔｙ（ｋｄ）ｕｎｄｅｒｄｉｆｅｒｅｎｔｆｒｅｅｚｅ／ｔｈａｗｉｎｇｔｒｅａｔｍｅｎｔｓａｎｄｉｔｓｉｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇｆａｃｔｏｒｓｂｙａｒｔｉｉｆｃｉａｌｃｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ，ｉｎｄｏｏｒｅｘｐｅｉｒｍｅｎｔａｎｄｔｈｅｍｅｔｈｏｄｏｆｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｎｄｐａｔｈａｎａｌｙｓｉｓ．ＴｈｅｒｅｓｕｌｔｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｔｈｅＨｅｎｒｙｍｏｄｅｌ（Ｙ＝ａ＋ｋ）ｃｏｕｌｄｉｍｉｔａｔｅｔｈｅｐｒｏｇｒｅｓｓｏｆ

土壤重金属Cd迁移规律概述

土壤重金属C d迁移规律概述集团文件版本号：（M928-T898-M248-WU2669-I2896-DQ586-M1988）土壤重金属Cd迁移规律概述引言近年来，随着经济和生产的飞速发展，现代工农业的迅速成长，人口急剧增长，人们的生活水平不断提高，环境污染物的排放与日俱增，环境污染和生态破坏给土壤带来了严重的污染，土壤中重金属积累不断的加剧，而且重金属相对稳定并难降解。

其次工矿企业的发展导致对矿产资源的过度开采使得重金属土壤污染日趋严重，一些地方生产的粮食，蔬菜，水果等食物中的重金属含量超标或接近临界值。

这些农产品的重金属能够通过食物链在人或动物体内富集，成为人类生命健康的潜在威胁，清除土壤中的重金属污染，已经是社会一个十分关注的问题。

2014年4月18日，环保部、国土部两部门联合发布土壤污染状况调查公报。

公报显示，全国土壤总的超标率为16.1%，污染类型以无机型为主，其中排名前三的无机污染物依次为镉、汞、砷。

其中镉的毒性较大，1817年，德国的F．Stromeyer从不纯的中分离出褐色粉，使它与共热，制得镉。

由于发现的存在于锌中，就以含锌的矿石菱的名称Calamine命名它为Cadmium，定为Cd【我国农田土壤镉污染现状及防治对策】。

镉(Cd)是生物毒性最强的重金属元素，在环境中的化学活性强，移动性大，毒性持久，容易对人和周围环境造成极大的危害，会对呼吸道产生刺激，长期暴露会造成症、牙龈或渐成黄圈，对人体具有三致(致病、致癌、致突变)作用【1-2】，能诱发肾衰变、关节炎、癌症等病。

长期食用遭到镉污染的食品，可能导致“”。

世界卫生组织(2003)和美国环保局(1994)规定人体Cd的最大允许摄人量(ADI值)均为1 μg·kg-1·d-1【3】。

20世纪初发现镉以来，镉的产量逐年增加。

镉广泛应用于电镀工业、化工业、电子业和核工业等领域。

镉是炼锌业的副产品，主要用在电池、染料或，它比其它重金属更容易被农作物所吸附。

土壤Cd污染的治理方法及解决稻米Cd超标对策

土壤pH与植物Cd含量呈明显负相关，pH主要影响土壤对Cd的吸附容量，在pH4.0～7.7之间每上升一个pH单位，土壤对Cd吸附容量增加3倍，大大降低植物对Cd的吸收。施用石灰、硅肥、钙镁磷肥等可显著提高土壤pH值，降低土壤中有效Cd含量，从而能有效地抑制水稻对Cd的吸收。
1.2 土壤Eh值
水稻根系具有向根际释放氧气和氧化性物质的能力，使渍水土壤中大量的Fe2+，Mn2+等还原性物质在水稻根表及根质外体被氧化而形成铁锰氧化物胶膜。由于这层铁锰氧化物胶膜的特殊电化学性质，它对土壤中的重金属离子有极强的富集能力，加之其紧密包被在根表，可发生离子的吸附与解吸反应，因而对重金属离子进入水稻体内起着重要作用；不同基因型水稻由于氧化力不同，在根表淀积了不同数量的铁锰氧化物，从而影响了水稻对Cd的吸收。
1.7作物的生理状况
除上述因素影响Cd吸收外，造成植物耗水量增加，根冠比增大，生长减慢的环境和各种因素都可能造成植物产品重金属浓度增加。常用的N，P，K化肥对植物吸Cd也有明显影响。例如，在Cd污染
的水稻土中施3种不同K肥（KCl，K2SO4，KNO3），结果发现，KCl 对水稻吸收Cd有促进作用，而施K2SO4显著降低水稻对Cd的吸收。
菌根真菌与植物共生形成菌根后，能有效地缓解有毒金属对植物的危害。大多数微生物细胞壁都具有结合污染物的能力，这种能力与细胞壁的化学成分和结构有关。同时，微生物在环境污染胁迫下，能够从体内分泌出具有络合或分解转化污染物能力的有机物质，与植物根分泌的粘胶物质（如多糖）共同形成粘胶层，粘胶层的扩大有利于将大量金属离子滞留于根外。真菌细胞壁分泌的粘液和真菌组织中的聚磷酸和有机酸等均能够络合Cd等重金属，从而减少重金属向地上部的运输。某些硫细菌产生的H2S与Cd反应，生成水不溶的CdS沉淀，也能降低作物对Cd的吸收。

土壤对重金属的吸附 -回复

土壤对重金属的吸附-回复土壤对重金属的吸附是指土壤颗粒表面吸附重金属离子的过程，是土壤对环境中重金属污染的重要防止和治理方式之一。

本文将逐步回答土壤对重金属的吸附过程、影响因素、吸附机制以及提高土壤对重金属吸附能力的方法。

一、土壤对重金属的吸附过程土壤对重金属的吸附过程是一个动态平衡过程。

一方面，土壤中的各种成分如有机质、粘粒、孔隙等具有较大的表面积和表面活性，能够吸附大量的重金属离子。

另一方面，重金属离子在土壤中通过水解、配位等化学反应形成各种离子态和络合物，从而被土壤吸附。

二、影响土壤对重金属吸附的因素1. pH值：土壤pH值是影响土壤对重金属吸附的重要因素。

一般来说，土壤的pH值越低，其对重金属的吸附能力越强，因为在酸性条件下，重金属离子更容易与土壤颗粒表面的负电荷区域发生吸附反应。

2. 有机质含量：土壤有机质含量高的地区，其对重金属的吸附能力较弱。

这是因为有机质中的功能基团能够与重金属形成胶体或络合物，从而减少重金属离子与土壤颗粒间的相互作用。

3. 孔隙度：土壤孔隙度越大，其吸附重金属的能力越强。

这是因为孔隙度的增大能够提供更多的吸附位置，从而增加重金属与土壤颗粒的接触机会。

4. 重金属浓度：重金属离子浓度越高，其在土壤中的吸附量越大。

但当重金属浓度超过一定范围时，由于土壤吸附位点饱和，进而导致重金属向土壤颗粒孔隙中扩散和迁移。

三、土壤对重金属的吸附机制1. 离子交换：土壤中的可交换性阳离子如钠(Na+)、钙(Ca2+)等能够与重金属离子发生交换反应，从而使重金属被土壤颗粒吸附。

2. 静电吸附：土壤颗粒表面具有一定数量的负电荷，而重金属离子通常带有正电荷，因此重金属离子能够通过静电作用与土壤颗粒发生吸附。

3. 配位反应：重金属离子与土壤颗粒表面的氧、氮、硫等功能基团发生配位反应，形成络合物或胶体颗粒，从而吸附重金属。

四、提高土壤对重金属吸附能力的方法1. 改善土壤质地：增加土壤的有机质含量，改善土壤颗粒的结构，提高土壤的孔隙度，从而增加土壤对重金属的吸附能力。

重金属Cd、Pb离子对土壤酶活性的抑制影响

摘要：本文通过向土壤中添加不同浓度的重金属Cd 、Pb ，采用模拟法研究了重金属污染对土壤中脲酶、酸性磷酸酶活性的抑制影响作用。

结果表明：不同浓度的Cd 、Pb 对土壤酶活性均有一定抑制作用，且随着浓度的升高，抑制效果逐渐显著，土壤酶活性也逐渐降低。

其中，脲酶对于镉污染的敏感程度最高，可以作为镉污染的预警指标；酸性磷酸酶对于铅污染的敏感程度最高，可以作为铅污染的预警指标。

关键词：重金属污染；土壤酶活性；比色法；抑制率基金项目：中国矿业大学双一流建设自主创新项目-生态环境修复与保护（2018ZZCX12）中图分类号：x833文献标识码：ADOI 编号：10.14025/ki.jlny.2019.16.040杨廷章，李龙飞，谭添，姚菁华，肖雷*（中国矿业大学化工学院/煤炭加工与高效洁净利用教育部重点实验室，江苏徐州221116）shi yan yanjiu随着矿工业的高速发展，有色金属冶炼产量急剧扩张，同时矿业废弃物的排放和堆放使得重金属污染问题愈发严重。

在这样的形势下，土壤重金属污染问题成为环境和土壤学工作者的研究热点。

Chaney [1]利用超富集植物对土壤中重金属进行吸收和转化。

Meshalikna 等[2]研究了俄罗斯一硫酸生产厂周围土壤中元素的污染及其空间变异后发现，在距烟囱1～2km 外的土壤中仍能监测到高含量的S 、V 和As 。

Kunkel 等[3]研究汞污染土壤时发现,土壤中超过99%的汞可通过电热法在不超过土壤沸点的温度下去除。

王巧红等[4]研究了四川地区紫色土、冲积土和黄壤酶活性对Cd 污染的响应特征,发现Cd 污染对紫色土、黄壤酶活性的影响较小，对冲积土酶活性影响较大,且冲积土和黄壤中的重金属元素更易被作物吸收。

张晓宇等[5]研究发现，重金属Cd 污染条件下土壤各菌群活性抑制率由小到大为真菌＜放线菌＜细菌。

土壤微生物的呼吸是土壤呼吸的一个重要的组成部分。

沈秋悦等[6]的研究也表明,过氧化氢酶活性对重金属污染有强烈的反应机制。

土壤重金属镉（Cd）污染现状及治理

土壤重金属镉（Cd）污染现状及治理杜琳 1208100124摘要；随着科技发展与进步，越来越的金属应用于我们的日常生活，同时也带来很大的重金属污染土壤问题，造成土壤的可利用性，安全性降低。

其中重金属Cd对土壤的污染是目前世界上需要解决的一大问题。

Cd的来源较为广泛，有工业、矿业、农业、生活等。

本文针对Cd目前在我国的一些背景值、污染现状、形态、性质做一些介绍其严重，并针对其特征提出一些治理建议，本文主要介绍一些植物修复技术在实践中的应用。

关键字；镉背景值污染现状植物修复土壤与土地是不同的，所谓土壤是指覆盖于地球陆地表面，具有肥力特征的，能够生长绿色植物的疏松物质层，是人类赖以生存的自然资源，与人类生产生活息息相关。

目前世界上人口快速增长，粮食日益短缺，人类所需的自然资源与矿产资源也不断的随着人们的开采减少，而这一切都离不开土壤。

人们对土壤的需求量不断增加，特别是土壤的可利用性、高效性、安全性也日益受到人们的重视。

在许多发达国家和发展中国家都面临着同样的严重的土壤受重金属污染的问题。

由于农业生产活动中污水的灌溉、污泥的利用、施肥以及工业生产活动中矿山的开采冶炼、汽车尾气的排放等，土壤Cd污染现象日趋严重.在1955年日本富山县神通川发生闻名于世的骨痛病以来，镉污染及其防治就引起世界各国的十分关注。

一直到2009年6月，世界上每年生产的镉为2万吨左右。

人们发现Cd极其容易被植物根系所吸收并在籽实富集，通过食物链迁移到人体，最终导致人类健康出现状况。

随后人们就不断的研究和探讨Cd在环境中的形态、迁移、治理等一系列的问题，为人类创造一个更加安全的社会环境。

1土壤中Cd背景值及其污染现状1.1土壤中Cd的背景值Cd并不是人体所必需的元素，它在地壳中含量较少，一般含量是0.01-2mg/kg，一般我国背景值为0.097mg/kg。

【1】但是由于不同地区所处的地质背景不同导致一些地区土壤中Cd背景浓度明显高于这个正常值，所以我们不能说明该地区受到Cd的污染。

影响植物积累重金属Cd的研究综述

影响植物积累重金属Cd的研究综述Cadmium(Cd)是与环境有重要关系的重金属之一。

它在地球外壳部分自然形成。

事实上，它以各种浓度存在于组成了淡水、海水、陆地生态系统。

它以岩石风化和火山喷发和形式进入环境，但是近代以来，由于采矿业和农业的活动，导致Cd进入环境的量迅速增加。

地壳内的Cd通常伴随的金属有zinc(Zn)、lead(Pb)、copper(Cu)等(Elinder 1992)。

矿石开采和冶炼、石化燃料的燃烧等以气态Cd的形式进入大气，溶入水后，污染了陆地水资源(Alloway 1995)。

同时，含Cd物质以大气沉降和雨水等形式污染土壤。

加上含Cd磷酸盐化肥的使用，农业含Cd污水的大量灌溉，大大地增加了土壤中的Cd含量(McGrath 1987)。

土壤中的Cd积累通过污染食物链而影响人类健康。

人类通过食物摄入和吸烟的两条途径导致Cd在肝和肾脏器内和积累，从而危害这些器官。

许多国家，如澳大利亚，已通过立法的形式限定了人类食品内的Cd最高含量。

虽然所有的植物体内含有包括Cd在内的痕量元素(Page et al. 1981)，但是主要是由于土壤内Cd的积累，导致了植物体内Cd的积累(Williams and David 1977) 。

由于Cd大部分在根、植物贮藏部分、叶中积累，所以农作物类，如根叶类蔬菜等与人类的关系更加密切(Page et al. 1981)。

如在澳大利亚，成人约有50以上的饮食摄入量与马铃薯有关，所以马铃薯叶内Cd含量水平受到有关学者的极大关注(Stenhouse 1991)。

目前Cd 在蔬菜中的鲜重最高允许含量(MPC, the maximum permitted concentration)为0.1mg/kg(ANZFA 1997)。

但是澳大利亚相当一部分马铃薯Cd含量接近或超过这个水平(McLaughlin et al. 1997)。

这个问题学术界已集中在限定Cd在马铃薯块根上积累。

土壤重金属Cd毒害的评价方法

土壤重金属Cd毒害的评价方法作者：高利娟,李吉进,孙钦平,刘本生,许俊香来源：《现代农业科技》2011年第22期摘要土壤重金属Cd污染已成为人们广泛关注的全球性的环境问题之一。

因此要评价Cd在土壤中所能产生的毒害作用，首先必须了解Cd对植物的生物有效性。

该文对国内外评价土壤重金属Cd生物有效性的方法进行了简要综述，旨在为这一领域的研究提供参考。

关键词土壤；重金属Cd；毒害；评价方法中图分类号X53文献标识码A文章编号 1007-5739（2011）22-0287-02随着工业和农业生产现代化的发展，土壤—植物生态系统中的Cd等重金属污染问题日趋严重。

据报道，目前每年世界范围内进入土壤的Cd总量为2.2万 t，而我国受重金属污染的耕地面积近2 000万hm2，约占总耕地面积的1/5。

其中土壤重金属Cd污染最为严重，土壤环境一旦被Cd污染，土壤微生物等的生物活性降低，从而影响作物产量、品质。

由于重金属在土壤环境中不易降解，滞留时间长，因而在土壤或植物可食部位累积，并进一步通过食物链对动物和人体产生毒害[1-4]。

特别是重金属Cd一旦通过各种方式进入人体，就会在人体内蓄积起来，其生物学半衰期长达10~30年。

近几年来，世界范围内研究土壤环境中Cd通过食物链对人类造成的危害并有报道[5]，表明人体摄入过量的Cd易引起前列腺癌、肾癌和痛痛病等疾病[6]。

因此，须对土壤重金属Cd污染进行治理，而前提是建立评价体系，从而采取合理的治理方式。

1土壤中Cd的来源土壤中的Cd污染主要来源有2种途径：一是自然来源。

土壤原生矿物受常年累月的风化作用，导致Cd自然矿化或自然富集，致使局部地区土壤中的Cd含量过高；二是人为来源。

由于城市垃圾产生量大、矿山开发、农业生产中肥料和农药的使用、工业排放的大量“三废”等，使污染量超过环境系统的承载能力，导致土壤中Cd含量日益增加。

鲁如坤等根据欧共体国家1975年的统计数字推算，在土壤外源Cd中，57%来自使用Cd为原料的工业，有6%来自生产Cd的工业，37%来自其他工业来源[7]。

土壤对镉_Cd_生物有效性影响的研究_赵宁

第27卷第9期2009年9月河南科学HENAN SCIENCE Vol.27No.9Sep.2009收稿日期：2009-03-15作者简介：赵宁（1981-），男，河南滑县人，助教，硕士，主要从事生态学方向研究寇渊博（1980-），男，河南偃师人，助理实验师，主要从事环境科学方向研究.文章编号：1004-3918（2009）09-1089-04土壤对镉（Cd ）生物有效性影响的研究赵宁，寇渊博（河南农业大学国际教育学院，郑州450002）摘要：论述了土壤对Cd 生物有效性的影响，具体说明了土壤pH 、不同土壤种类、污水灌溉、土壤养分状况4个方面指标对Cd 生物有效性的影响，并展望了研究方向.关键词：土壤；镉；生物有效性中图分类号：X 171文献标识码：ACd 是一种稀有分散元素，未污染土壤的Cd 主要来源于成土母质.土壤Cd 含量范围一般为0.01～2mg/kg ，我国土壤Cd 背景值为0.097mg/kg ，略低于日本和英国[1].但是现代工农业的发展，使Cd 通过多种途径进入土壤.Cd 进入土壤的途径主要是农业泥肥、堆肥、化肥的使用.即使是受到严格的资源控制，人类生活产生的污水、污泥还是要进入土壤.土壤中含有大量Cd 的原因，很可能是由于人类大量使用廉价的含Cd 磷酸盐化肥.Cd 进入土壤－植物系统生态过程后，经过一系列物理化学过程，包括吸附－解吸，固定－释放，沉淀－溶解，改变了Cd 的离子形态，影响了它的活度，导致Cd 迁移速度和运动方式的变化，影响了Cd 在土壤－植物系统中迁移、转化、积累等[2].1土壤中镉（Cd ）的存在形态Cd 在土壤中以交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物、有机结合态、残渣态等5个形态存在.残渣态往往不对环境构成影响，其他4种称为非残渣态[3].有效态的Cd 包括以下几类：①水溶态的Cd ：利用水来提取土壤固相表面弱吸附的Cd ，代表植物真正吸收的速效Cd ；②离子交换类的Cd ：可用NH 4Ac ，NH 4NO 3，CaCl 2，NaNO 3等进行交换的部分Cd ；③稀酸类提取的Cd ：可用HCl ，HA ，HNO 3利用H ＋交换反应和酸溶作用来提取土壤中的Cd .④螯合剂类的Cd ：可用DTPA ，EDTA 提取剂与溶液中的游离金属离子形成可溶络合物，或使固相上活性库中的金属离子发生继续解离.最常用的是测定Cd 对植物有效性的方法有两种.一为Lindsay and Novell （1978）所采用的DTPA （die -thylenetriaminepentaacetic acid ）测试法[4]；另外一个为扩散梯度薄膜技术DGT （the diffusive gradients in thinfilms）用来检测从土壤固体组分中扩散到土壤溶液中金属离子的流量.2土壤pH 对Cd 生物有效性的影响土壤pH 是影响植物对Cd 吸收的重要因素.一般来说，pH 降低，植物Cd 含量升高，两者有明显的线性关系[5]，甚至自由金属离子浓度产生的毒性可以用pH 的高低来表示[6].在对162种小麦（Triticum aestivum ）和215种大麦（Hordeum vulgare ）的多元回归分析表明土壤全Cd 含量和pH 对谷物Cd 含量影响关系极显著[7].许多文献都指出pH 值是是Cd 生物利用率的主要因素.但是加拿大的两个研究表明却指出了有机物质的重要性.研究发现，加拿大的有机林地土壤在固相和液相时，pH 值和全金属含量并不能对重金属分配作出可靠的预测，土壤表现出了有机物质对Cd 的比较高的吸附亲和性，其高出矿质土壤对Cd 吸附力的30倍.研究表明了土壤有机质的性质是影响土壤对Cd 固定和积累的重要因素[8].另一项研究表明在北温带地区（如加拿大地盾）有机质是重金属的基础吸附剂，该地区由于酸性土壤的环境和冲积作用具有灰化土特性[9].有机质通常在土壤表层和剖面土壤上层，有机质是维持该类土壤中金属阳离子状态的重要原因.在一些矿质腐殖质土壤金属吸附研究文献也表明了与矿质土壤相比，这种腐殖质土壤金属固定金属离子数量要高.第27卷第9期河南科学3不同土壤种类对Cd 生物有效性的影响McLaren ，et al.运用加Cd 污泥施入5种不同的土壤[10]，3种为林地土壤，2种为草地土壤.3年内对土壤重金属沥出液不断地监测，发现不加污泥的土壤沥出液的pH 值比加入污泥的pH 值要高.对照地（一种草地土壤）的土壤沥出液pH 值一般在6.0～6.5之间波动，而污泥土壤的pH 值一般在5.0以下.而且沥出液中全Cd 量四种污泥土壤要高于对照土壤，林地土壤Cd 沥出量要高于草地土壤，这可能为林地土壤的pH 值较低的原因.在另一试验中，把污泥施于林地土壤表面和把污染混合与草地土壤表层10cm 充分混合，三年后发现与草地土壤充分混合的土壤中Cd 几乎没有发生移动，而施入表层的林地土壤的Cd 向下渗透了0.25m .Li ，et al.的盆栽试验说明了土壤类型与水稻基因型对土壤中Cd 的生物有效性的关系[11].两种不同的土壤里栽植了两个不同植物品种.一种土壤为典型为湿老成土，其pH 值为4.59，另一种为普通潮始成土以，其pH 值为6.54，两种土壤上种植的稻米Cd 含量均超过了中国食品中Cd 含量不超过0.2mg /kg 的标准.其Cd 含量值为0.250～0.623mg /kg .进行的盆栽试验中加入了Cd 的氯化盐，大田条件下，Cd 的生物利用率可能要比试验室的要低.中国稻米Cd 的吸收不仅与中国南方红粘土低的pH 值有关，还与肥沃的中国北部土壤有关.这些土壤上生长的稻米重金属含量达到了3mg/kg ，远远地超过了世界卫生组织不超过0.2mg/kg 的要求[12].4污水灌溉对Cd 含量及其生物有效性的影响城市工业废水及生活污水含有不同浓度的Cd ，不用特殊处理直接与土壤接触时，它是一个重要的土壤Cd 污染来源.同时污水中由于硝化反应和微生物作用，大大地降低了土壤的pH 值，也使得土壤中原有固相Cd 转化为交换类，提高了Cd 的生物有效性.Bergkvist and Jarvis 建立了模型来描述可耕地长期使用污水后不确定的结果[13].模型主要以定量变化的方式描述了连续41年使用污泥的一种粘性土壤中Cd 的变化.其中最重要影响土壤沥出和植物吸收的参数为Cd 的荷载量，不同污泥来源的土壤无机物分配系数，对吸附作用效果有调整的pH 值.在芝加哥市城市某处污泥长期堆放地点，1974—1984连续10年用这些泥肥施入土壤，之后测定土壤中的Cd 含量[14].在1985—1987年间土壤中、作物叶片（Zea mays ），作物收获物的Cd 浓度分别为53，10，0．2mg /kg ，在1995—1997年中，上述Cd 浓度为50，5．6，0．1mg /kg ．土壤中总Cd 浓度变化相对较小，可利用Cd 浓度没有测定．但是从作物叶子和收获物中Cd 的浓度下降几乎一半，可以推测土壤中可利用Cd 的浓度也随时间的推移而下降，即使是Cd 的总含量变化不太大的情况．而在德国砂土上堆放40年城市废泥地上，土壤作物马铃薯（Solanum tuberosum ），甜菜（Beta vulgaris ），冬小麦中（Triticum aestivum ）的Cd 含量与土壤溶液中的Cd 浓度有明显的线性关系[15].Granato ，et al.与Ingwersen and Streck 两项研究的结论没有明显的对比关系，因为一个研究对象为全Cd 含量，而另一个为土壤溶液中的Cd 含量.Degryse ，et al.在研究Cd 的植物萃取时，使用了“labile Cd poor ”一词，这很可能是Cd 处于吸附能力弱或交换能力差的时间段[16].由于Cl －的配位作用和Ca 2＋对土壤表面阳离子的竞争作用，试验中选用了1M CaCl 2.研究结果表明CaCl 2不大可能使矿物固定的Cd 溶解，从而增大溶液浓度.尽管一系列的植物萃取试验都来评估了土壤重金属的有效性，但Degryse ，et al.认为很难用有效性来解释试验结果.他们提出了the isotopically exchangeable pool of metals ，also called the ‘E ’value ，E 值可能更好地描绘处于动力平衡时溶液里金属离子.测定E 值时，少数量的合适的放射性同位素加入水溶液或稀释的萃取盐液内，静置平衡后，可以测定特定活性的金属离子.E 值和金属全含量的比值（％E ）表明了目标金属的可能发生变化的部分.Degryse ，et al.测定了Cd 污染土壤的Cd 的%E 范围为9%～92%，平均为61%.在富含可溶态的金属（盐）的土壤中，pH 值和%E 有显著的负相关关系.如土壤中加入的金属Cd 仅的少量的溶解，则相关关系不显著，并且%E 值通常小于土壤中加入金属盐的土壤.这说明了不同来源的污染物控制着Cd 可改变的部分.Gray ，et al.也研究说明了同位素交换动力学方法是描述土壤Cd 有效性的一个较可行的方法[17].Nolan ，et al.认为处于动力易变的固态金属在小麦（Triticum aestivum ）对Cd 和其他金属的吸收中起重要作用[18].如GDP 所测定的，植物中Cd 浓度与金属浓度（植物可吸收的浓度）高度相关，但同位素稀释法测定的E 值和金属浓度并不完全相关.1090--2009年9月赵宁等：土壤对镉（Cd ）生物有效性影响的研究5土壤养分状况对Cd 生物有效性的影响营养水平同样影响着生物有效性，Pearson and Kirkham （1981）在蒸馏水，1/2Hoagland 培养液浓度，5倍Hoagland 培养液浓度培育小麦（Triticum aestivum ）[19]．1/2培养液中加入1mg /kg 的Cd （CdSO 4），1/2不加Cd ．加入Cd 溶液后，渗透压降低，细胞膨压升高，Cd 明显地增加了离子与水之间隔膜的渗透性．生长在5倍加Cd 液中的植物比无Cd 5倍液具有高的细胞膨压和干重．G觟thberg ，et al．把亚洲西南部广泛种植的植物菠菜（Ipomoea aquatica）用不同浓度（1%，10%，25%，50%，100%）的Hoagland 培养液培养，加入Cd 的硫酸盐，浓度为（0，0.9，9，27，45μmol Cd ）.并在植物的叶、茎、根中测定Cd ，发现Cd 的吸收与培养液浓度有关.在一定限度内，培养液浓度越低，被植物吸收不同部位的Cd 浓度越高.与之相反的是，没有加入经过处理的培养液的植物，叶、茎、根中的Cd 的浓度是培养液浓度越低，Cd 浓度也低.G 觟thberg ，et al.认为外部培养液的浓度对菠菜重金属积累和毒性是一个关键因素[20].植物的成熟和衰老也是影响生物有效性的一个因素.作为一个长期的化学过程，土壤中总金属含量没有减少的情况下，其有效性也会随时间地推移而降低[21].但由于环境参量（如，温度、干湿交替、土壤水分含量、ph 、全金属浓度）同时也影响植物老化的过程，所以难以测定生物有效性降低的比率和金属变化和程度.ph 可能是影响植物成熟过程中的重要的因素.Lock and Janssen 认为对于特定的土壤，通过计算加入金属后被土壤迅速吸附部分和以ph 为依据的植物老化过程中预测被土壤吸收的部分，植物成熟过程对金属生物有效性的影响可以估计[21].如，在酸性土壤里，加入金属离子后，金属存在于一个较低的ph 值，被土壤吸附的部分金属量将维持不变；与之相对应，高ph 值土壤，如果土壤吸附量起始比较低，植物成熟老化过程对对金属有效性的影响将比较大，但如起始时吸附量比较大，则成熟老化过程对对金属有效性的影响将比较小.这将为金属生物有效性的定量化研究提供一种较新的思路.6研究展望本综述最引人关注的是有关研究中的植物中增高的Cd 的浓度.最好的维持无污染土壤和植物的方案为在环境中移除Cd 的污染源，但这是不可能的.进一步的研究需要测定土壤和植物对污染土壤里Cd 的生物利用性的影响，进一步的研究需要明确Cd 怎样被土壤所束缚，而减少了生物利用性.参考文献：［1］许嘉琳，杨居荣．陆地生态系统中的重金属［M ］．北京：中国环境科学出版社，1995：24-36.［2］周启星，宋玉芳．污染土壤修复原理与方法［M ］．北京：科学出版社，2004.［3］孙铁珩，李培军，周启星，等．土壤污染形成的机理与修复技术［M ］．北京：科学出版社，2005.［4］Lindsay W L ，Novell W A．Development of a DTPA soil test for zinc ，iron ，manganese ，and copper ［J ］．Soil Science Society ofAmerica Journal ，1978，42：421-428．［5］Tudoreanu L ，Phillips C J C．Modeling cadmium uptake and accumulation in plants ［J ］．Advances in Agronomy ，2004，84：121-157．［6］Loft S ，Spurgeon D J ，Svendsen C ，et al ．Deriving soil critical limits for Cu ，Zn ，Cd ，and Pb ：a method based on free ion concent-rations ［J ］．Environmental Science and Technology ，2004，38：3623-3631．［7］Adams M L ，Zhao F J ，McGrath S P ，et al ．Predicting cadmium concentrations in wheat and barley grain using soil properties ［J ］．Journal of Environmental Quality ，2004，33：532-541．［8］Naidu R ，Bolan N S ，Kookana R S ，et al ．Ionic-strength and pH effects on 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area is expected in this paper .Key words ：s oil ；cadmium ；bioavailability 1092--。

Cd、Pb污染土壤中重金属有效性及其影响因素的研究

论文题目：Cd、Pb污染土壤中重金属有效性及其影响因素的研究目录摘要： (1)关键词： (1)Abstract: (1)Key words: (1)引言 (1)1 材料与方法 (3)1.1试验材料 (3)1.1.1供试土壤 (3)1.1.2土壤样品的采集 (3)1.1.3土壤样品的处理 (3)1.2土壤理化性质的测定 (3)1.2.1土壤pH值的测定 (3)1.2.2土壤样品重金属全量的测定 (4)1.2.3土壤样品重金属有效量的测定 (4)1.2.4土壤样品有机质含量的测定 (4)1.2.5土壤样品中粘粒含量的测定 (4)1.3实验数据 (4)2 结果与分析 (5)2.1土壤理化性质及重金属含量 (5)2.2土壤重金属全量对有效量的影响 (5)2.3PH值对重金属有效量的影响 (8)2.4有机质含量对重金属有效性的影响 (10)2.5粘粒含量对重金属有效量的影响 (12)3 结论 (14)参考文献： (15)致谢 (16)摘要：土壤重金属污染已成为人们关注的全球性的环境问题之一,重金属生物有效性已成为污染生态学研究的前沿,污染土壤中重金属形态分析是土壤修复的关键所在。

本文主要研究了龙岩特钢厂附近农田中Pb、Cu、Zn、Cd四种重金属污染状况以及土壤理化性质对土壤重金属及其有效性的影响。

结果表明龙岩特钢厂附近农田土壤中重金属全量与重金属有效性存在着一定的相关关系，土壤的理化性质：pH值，有机质含量，粘粒组成也对重金属有效性的影响很大。

关键词：重金属有效性影响因素土壤理化性质Abstract:Soil heavy metal pollution has become concerned about global environmental problems. The bioavailability of heavy metals has become the forefront of pollution ecology .The analysis of the heavy metals'conformation in pollution soil is the key to soil remediation.This paper studied the Pb, Cu, Zn, Cd, as well as four types of heavy metal pollution in the farmland's soil near by The Special Steel Plant in Longyan, and the physical and chemical properties of soil and the effectiveness of the impact of heavy metals.The results demonstrate that there is a certain degree of relationship between the quantity of the heavy metals and the bioavailability of heavy metals.The physical and chemical properties of soil: ph value, organic matter content, and clay composition also have a great influence on the bioavailability of heavy metals.Key words:Bioavailability of Heavy Metals Influencing factor Physical and Chemical Properties of Soil引言近年来，随着人口的增长和工业化进程的加快,土壤与环境的保护及农业可持续发展成为当今世界人类面临的重要课题。

土壤中cd的存在价态

土壤中的镉（Cd）可以存在多种价态，包括+2价和+4价。

在自然环境中，Cd的化学行为主要受其氧化还原状态的控制。

在还原条件下，如淹水土壤中，Cd主要以+2价形式存在，这是因为Cd易于被还原成+2价状态。

在氧化条件下，Cd可以以+4价形式存在。

土壤中的Cd价态对其生物可利用性和环境行为有重要影响。

+2价的Cd更容易被植物根系吸收，而+4价的Cd则相对不活跃，不易被植物吸收。

因此，在评估Cd对环境和生物体的影响时，了解土壤中Cd的存在价态是非常重要的。

为了测定土壤中Cd的形态，科学家们开发了多种提取和分析方法，如BCR（Boliden Process Sequential）四步提取法和Tessier五步提取法。

这些方法可以帮助区分土壤中Cd的不同形态，从而更好地理解Cd在土壤—植物系统中的迁移和转化规律。

在这个过程中，液氮无氧冷冻和冷冻真空干燥等技术被用来保持土壤样品在还原条件下的原始状态，避免Cd 因暴露在空气中而发生氧化。

土壤Cd污染的治理方法及解决稻米Cd超标对策

对水稻根际Cd形态的研究发现，根际富集的有机结合态Cd和铁锰氧化物结合态Cd远高于非根际土壤。有机酸对重金属Cd的络合作用及其对植物有效性的研究表明，柠檬酸、酒石酸和草酸等与Cd的络合作用影响土壤对Cd的吸附量，减轻了Cd对小麦和水稻幼苗的毒害作用。另外，一些有机磷酸可与Cd结合，形成植物难以吸收的形态。
另外，研究表明，土壤的Cd污染集中在表层土，0—20 cm土层 Cd含量高于20～40cm和40～60 cm土层，而表层土壤是作物根系最集中的土层，因此Cd的污染危害极大。
土壤中Cd的存在形态很多，有离子态、可交换态、吸附态、化学沉淀态和难溶络合态等，大致可分为水溶性Cd和非水溶性Cd两大类。其络合态和离子态的水溶性Cd能为作物所吸收，对生物危害大；而非水溶性Cd不易迁移和难以被植物吸收，但随着环境条件的改变，二者可互相转化。常见的非水溶性的Cd化合物主要是CdS， Cd（OH）2和CdCO3，其中CdS的溶解度最低，Cd（OH）2次之。在有 Cd污染的地区，植物含Cd量都偏高，并通过食物链危害动物和人类。
1.1土壤pH值
pH值是影响土壤中重金属元素溶解度及生物有效性的主要因素之一。在环境中常见的pH范围内，土壤pH越低，重金属的溶解度越
大，活性越高。pH值下降，氢离子增多，被胶体和粘土矿物颗粒吸附的Cd2+与H+发生交换，Cd2+被解吸下来，从而使介质溶液中 Cd2+的浓度增加，提高了Cd的有效性。
1.6根分泌物
根分泌物是植物在生长过程中通过根的不同部位向生长基质中溢泌或分泌的一组种类繁多的物质。植物生长过程中大约一半的光合产物被转移到根部，其中有不少通过根系分泌到根际中。分泌物中含有有机配位体（如碳水化合物、有机酸、腐殖酸、多肽、蛋白质、氨基酸、核酸等）和无机配位体（如Cl-，SO42-，CO32-， PO43-等），这些物质不仅作为微生物的能源，而且能与重金属形成配位络和物，从而影响根际pH和Eh环境，对根际化学特征产生重要影响。

土颗粒浓度对cd(ⅱ)吸附影响的试验研究

土颗粒浓度对cd(ⅱ)吸附影响的试验研究引言：土壤是地球上最重要的自然资源之一，它不仅是植物生长的基础，还是环境中重金属元素的主要吸附介质。

其中，Cd(Ⅱ)是一种有毒的重金属元素，它的存在对环境和人类健康都会造成严重的影响。

因此，研究土颗粒浓度对Cd(Ⅱ)吸附的影响，对于了解土壤中重金属元素的迁移和转化规律，以及保护环境和人类健康具有重要的意义。

正文：本次试验选取了不同土颗粒浓度下的Cd(Ⅱ)溶液，通过静态吸附实验，研究了土颗粒浓度对Cd(Ⅱ)吸附的影响。

实验结果表明，土颗粒浓度对Cd(Ⅱ)的吸附量有着显著的影响。

随着土颗粒浓度的增加，Cd(Ⅱ)的吸附量逐渐增加，但是吸附速率却逐渐降低。

这是因为土颗粒的增加会增加Cd(Ⅱ)与土颗粒之间的接触面积，从而增加Cd(Ⅱ)的吸附量。

但是，土颗粒的增加也会增加Cd(Ⅱ)与土颗粒之间的扩散距离，从而降低Cd(Ⅱ)的吸附速率。

此外，实验还发现，土颗粒的粒径对Cd(Ⅱ)的吸附量也有着一定的影响。

当土颗粒的粒径较大时，Cd(Ⅱ)的吸附量会随着土颗粒浓度的增加而增加；但是当土颗粒的粒径较小时，Cd(Ⅱ)的吸附量则会随着土颗粒浓度的增加而减少。

这是因为当土颗粒的粒径较大时，Cd(Ⅱ)与土颗粒之间的接触面积较大，从而增加Cd(Ⅱ)的吸附量；但是当土颗粒的粒径较小时，Cd(Ⅱ)与土颗粒之间的接触面积较小，从而减少Cd(Ⅱ)的吸附量。

结论：本次试验研究了土颗粒浓度对Cd(Ⅱ)吸附的影响，发现土颗粒浓度对Cd(Ⅱ)的吸附量有着显著的影响。

随着土颗粒浓度的增加，Cd(Ⅱ)的吸附量逐渐增加，但是吸附速率却逐渐降低。

此外，土颗粒的粒径也对Cd(Ⅱ)的吸附量有着一定的影响。

这些研究结果对于了解土壤中重金属元素的迁移和转化规律，以及保护环境和人类健康具有重要的意义。