土壤汞污染及其治理措施的研究综述
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ＤＯＭ 的形成也是影响土壤对 Ｈｇ２＋吸附量的主要因 素之 一。许多研究表明土壤中无机胶体吸附有机汞， 而有机质则 吸无机汞化合物。Ａｎｄｅｒｓｓｏｎ［５］认 为 在 酸 性 土 壤 中 （ ｐＨ＜４．５） ， 吸附无机汞离子的有效物质是有机质， 而在中性土壤中铁氧 化物和粘土矿物的作用则更显著。到达一定的 ｐＨ 以后， 如 果继续提高土 壤的 ｐＨ 值， 将导致土壤 对 Ｈｇ２＋的吸附量少， 但 是 减 少 的 程 度 要 小 于 未 去 除 有 机 质 处 理 的 变 化 量 。ｐＨ＝４￣ １０ 时， Ｈｇ２＋的吸附量随着 ｐＨ 的上 升而减少， 这很好的 证 明 了有机质能减少 Ｈｇ２＋的吸附， 并且随着 ｐＨ 升 高， 作用减弱。 ＤＯＭ 对吸附量的影响也依赖于土壤中 Ｈｇ 的含量， 在较低的 Ｈｇ 浓度下， 大量的 Ｈｇ 可能被 ＤＯＭ 结合， 呈有机态。Ｈｇ 含量 提高会导致土壤固体吸附土壤中无机态 Ｈｇ２＋的有效性提高， 由 ＤＯＭ 引起的吸附量则相应减少。
土壤对重金属离子的吸附除了决定于土壤的本身性质 外， 还受环境因素的影响。罗志刚等［９］在研究红壤吸附汞的特 征时考察了温度对吸 附量的影响作用， 认 为温度低于 ２５℃ 时， 吸附量随温度升高而减少， 说明土壤对汞的吸附是一个 放 热 过 程 ， 因 而 升 高 温 度 对 解 吸 有 利 ； 当 温 度 高 于 ２５℃时 ， 升高温度而吸附量不再减少， 这是因为土壤对汞的吸附℃还有 进一步的研究。
一般具 有 强 亲 和 力 的 基 团 能 与 Ｈｇ２＋形 成 高 溶 解 度 的 化 合物， 从而提高汞化合物的溶解度。有研究表明， Ｈｇ２＋对 Ｃｌ－ 、 ＯＨ－ 、ＮＨ３、Ｆ－ 、ＳＯ４２－ 、ＮＯ３－ 有较高的稳定常数， 但 Ｆ－ 、ＳＯ４２－ 、ＮＯ３ 在自然状况下浓度较低， 虽然 Ｃｌ－ 、ＯＨ－ 在多数自然体系有较 高的浓度和稳定常数， 但 只 有 在 土 壤 中 Ｈｇ２＋＞１０７μｇ·ｇ－ １ 时 ， 才 会 形 成 Ｈｇ（ＯＨ）２， 而 Ｃｌ－ 对 Ｈｇ 而言是最易移动和最常见的 结合试剂， Ｃｌ－ 对 Ｈｇ２＋有很强的亲和力 ， 因此， Ｃｌ－ 也是影响土 壤 Ｈｇ２＋吸附的一个重要因子。 ２．４ 土壤 Ｅｈ 的影响
研究与探讨
能源与环境
ＩＳ Ｓ Ｎ１６７２－ ９０６４ ＣＮ３５－ １２７２／ＴＫ
土壤汞污染及其治理措施的研究综述
杨燕娜 温小乐 （ 福州大学环境资源学院 福建福州 ３５０００２）
摘要： 影响汞在土壤环境中存在形态与迁移转化的因素主要有 ｐＨ 值、有机质、氧化还原电位、温度等， 对当前土壤汞污染的
治理措施进行总结。
土壤氧化还原电位 Ｅｈ 也是影响重金属元素行为的关键
因 子［７］。土 壤 中 重 金 属 的 形 态 、化 合 价 和 离 子 浓 度 都 会 随 土 壤 氧化还原状况的变化而变化。进入土壤环境中的重金属， 开 始可能以可溶态存在于土壤溶液中， 在还原条件下， Ｓ２－ 可使 重金属以难溶硫化物的形式沉积， 或者使难溶的重金属氢氧 化物转化为更难溶的硫化物； 相反， 在氧化条件下， 铁离子和 锰离子则以氧化难溶物的形式沉积。
作者简介： 杨燕娜（ １９８２￣） ， 女， 硕士研究生， 研究方向为环境污染生物修复研究。
２００６．ＮＯ．３． ９
能源与环境
ＩＳ Ｓ Ｎ１６７２－ ９０６４ ＣＮ３５－ １２７２／ＴＫ
研究与探讨
２．２ 有机质的影响 最近的研究表明， 土壤可溶性的有机质（ ＤＯＭ） 比固相有
机质具有更多的活性点位， 是土壤生态系统中一种重要的活 性 组分， 能够充当污染 物的“配位体”和“迁移载 体 ”， 使 有 机 和无机污 染物的水溶性和迁移 性提高［４］。土壤 ＤＯＭ 含有大 量的功能基因， 可以与土壤中的重金属通过络合和螯合作 用， 形成有机－ 金属配合物， 提高重金属的可溶性， 同时， ＤＯＭ 可以 通 过 与 土 壤 、水 体 和 沉 积 物 中 金 属 离 子 、氧 化 物 、 矿物和有机物之间的离子交换、吸附、氧化还原等反应， 改变 重金属活性， 迁移规律、生物毒性及空间分布。
土壤中存在的无机化合态汞有 ＨｇＳ、ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－ 、Ｈｇ－ ＣＯ３、ＨｇＨＣＯ３－ 、ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ （ＮＯ３）２、ＨｇＳＯ４、ＨｇＯ 和 ＨｇＨＰＯ４ 等， 它们因土壤类型不同而各有所差异。盐碱土中， 无机化合态 汞主要 以 ＨｇＣＩ２、ＨｇＤＩ４２－ 等 形 式 为 主 ； 在 含 有 硫 酸 盐 的 土 壤 中 ， 则 以 ＨｇＳ、ＨｇＳＯ４ 等 形 式 为 主 ； 在 肥 沃 的 水 稻 土 中 ， 以 ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ（ＮＯ３）２、ＨｇＨＰＯ４ 等形态为主。在无机化合态汞中， 并不是所有赋存形态对生物体都有效。例如： ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－ 是植物易吸收利用 的汞化合物， 但是 ＨｇＳ 则 是一种难以被 植物吸收利用的无机化合物。盐碱土一旦受到汞污染， 危害
调节土壤酸碱度、增施 有机肥 、加 入 硫 化 钠 等 都 可 以 使 土壤中的汞以难被作物吸收的形态存在， 从而减轻汞对作物 的危害， 这些方法可称为固汞法［１０］。土壤中可给态汞可 以被 作物吸收利用， 而固定态汞则不能被作物吸收， 但两者在一 定条件下可互相转化， 因此可以对土壤中可给态汞含量进行 调节和控制， 使其转化成难溶性的汞化合物， 固定于土壤中 而不易被作物吸收。通常的调节方法是增加抑制剂， 如有机 肥料、过 磷 酸 钙 和 碳 酸 钙［１１、１２］。Ｍｅｎｇ 等［１３］报 道 了 用 旧 轮 胎 橡
性比酸性土壤更大， 因 为其中的 ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－ 对生物具 有 高度的有效性。
土 壤 中 存 在 的 有 机 化 合 态 汞 包 括 ＣＨ３ＨｇＳ－ 、ＣＨ３ＨｇＣＮ、 ＣＨ３ＨｇＳＯ３、ＣＨ３ＨｇＮＨ３＋和腐殖 质结合汞等， 其中以腐 殖质结 合汞最为重要。土壤中有机化合态汞通常只占总汞的 ２％。在 各种有机化合态汞中， 以甲基形式存在的汞的生物有效性较 高， 毒性较大， 易被植物吸收并通过食物链在生物体内逐级 富集， 易对生物和人体健康造成危害； 而腐殖质结合汞的生 物有效性较低， 不易被作物吸收， 而且毒性也较低。
土壤中汞的存在形态 分为 ３ 大 类 ： 金 属 汞 、无 机 化 合 态 汞和有机化合态汞， 其生物有效性差异很大。
土壤中的金属汞一部分是由化合态汞经过氧化还原反 应转化而来的， 一部分是直接来自金属汞挥发的大气沉降。 金属汞仅占不到土壤总汞的 １％， 但是它对生物体是高度有 效的。不仅能被植物叶片吸收， 而且能被植物根系直接吸收 利用。
关键词： 土壤 汞污染 修复
中图分类号： Ｘ５３
文献标识码： Ａ
文章编号： １６７２－ ９０６４（ ２００６） ０３－ ０００９－ ０３
汞是常温下唯一呈液态的重金属元素， 同时具有较高的 蒸汽压， 对环境及人体健康极具危害， 它被各国政府以及 ＵＮＥＰ、ＷＨＯ 和 ＦＡＯ 等 国 际 组 织 列 为 优 先控制的环 境污染 物， 一直受到人们的关注和重视［１］。因 此， 研究汞及其化合 物 在环境中的行为、效应及其控制是当今环境化学的重要课 题。本文综合介绍了汞在土壤环境中的吸咐转化行为， 以及 汞污染土壤的修复技术。
３ 土壤汞污染的治理措施
目前， 治理土壤重金属汞污染的途径主要有两种： 一种 是改变重金属在土壤中的存在形态， 使其固定， 降低其在环 境中的迁移性和生物可利用性； 另一种是从土壤中去除重金 属 。常 用 方 法 有 客 土 法 、施 用 改 良 剂 法 、水 洗 法 、热 解 析 法 、生 物修复法。 ３．１ 客土法
腐殖质是土壤中常见的有机质， 它通过非生物作用 （ Ｈｇ２＋和 Ｈｇ０） 的非生物 还原和 Ｈｇ２＋的非生物甲 基化） 和与 Ｈｇ 形成的大量稳定化合物而影响 Ｈｇ 在环境中的化学行为。土 壤中 １／３ 的腐殖质用于离子交换， ２／３ 形成金属化合物， 土壤 中汞的形态也依赖于腐殖质的特性。Ｈｇ 和腐殖酸有很强的 结合力， 可能是腐殖酸中含的硫蛋白与汞结合牢固， 不能被 其它金属离子移动。有机态汞与腐殖酸有很好的相关关系， 而残渣态的 Ｈｇ 含量随腐殖酸含量提高而下降。经过 Ｙ 射线 照射处理的土壤中残 渣态 Ｈｇ 比未经照射的 多， 在腐殖酸的 低处理中的残留 Ｈｇ 多于腐殖 酸的高处理， 这个结果 表明微 生物通过影响腐殖酸的活性从而影响土壤 Ｈｇ 的吸附［６］。 ２．３ 氯离子的影响
例如， 在富氧状态下， 会出现 Ｈｇ０ 被氧化成 Ｈｇ２＋的过 程。 Ｈｇ２＋与 Ｓ２－ 相遇， 便迅速结合成 ＨｇＳ。由于土壤中硫酸盐还原 菌的存在， 这样就促进了 Ｈｇ２＋形成 ＨｇＳ 能力。有时， Ｈｇ２＋甚至 可以夺取 ＦｅＳ 或者 ＣａＳ 中的 Ｓ２－ 生 成 ＨｇＳ。但是 ＨｇＳ 也可以 和过 量的 Ｓ２－ 发生作用， 生成 可 溶 性 的 ＨｇＳ２２－ ， 也 可 以 缓 慢 氧 化成 ＨｇＳＯ３ 和进一步氧化成 ＨｇＳＯ４， 使 ＨｇＳ 也能转化迁移［８］。 总之， 由于氧化还原作用的结果， 使得重金属在土壤中以不 同的价态存在， 而价态不同， 其活性与毒性也不同。 ２．５ 温度的影响
１ 土壤中汞的主要来源及危害
我国土壤中汞的几何平均值为 ０．０４ｍｇ／ｋｇ， 含量范围为 ０．００１￣４５．９ｍｇ／ｋｇ， 高于世界土壤中汞的自然含量的平均值。 汞的天然释放是土壤中汞的重要来源， 而人为污染主要来自 工业和农业污染。其中农业污染大部分是有机汞农药所致； 工 业污染是由于含汞废 水、废气、废渣的排放 而污 染 土 壤 所 致。用含汞废水灌溉农田， 含汞废气沉降到土壤， 含汞废渣淋 溶， 都会使土壤含汞量增加而造成土壤的汞污染。
客土法是指在被污染的土壤表面覆盖上大量的未被污染 的干净土壤， 使汞浓度降低到临界限度以下。这种方法是治理 土壤重金属严重污染的切实有效的方法。在一般情况下， 覆盖 土厚度越大， 降低作物中重金属含量的效果越显著。不足之处 是需花费大量的人力与财力， 因此， 只适用小面积严重污染土 壤的治理。 ３．２ 固汞法
２ 影响土壤中汞存在形态的主要因素
２．１ ｐＨ 值的影响 ｐＨ 值是影响重金属汞有效性的最重要因素， 因为它不
仅影响重金属汞在土壤溶液中的形态， 而且通过影响土壤颗 粒表面交换性能而影响其有效性。在酸性条件下， 土壤对 Ｈｇ２＋的吸附量较大。在 ｐＨ＝３￣５ 时， 随着 ｐＨ 的升高， Ｈｇ 的氢 氧化物形式的浓度也呈指数提高， 同时， 由于汞的氢氧化物 形式比 Ｈｇ－ ＣＩ 形式更易被吸附， 因 此， 土壤中 Ｈｇ２＋的 吸 附 量 提高。但 ｐＨ 值超过 ５ 继续升高时， Ｈｇ２＋的吸附量却会降低， 这是因为当达到 一 定 的 ｐＨ 以 后 ， ｐＨ 继 续 升 高 ， ＯＨ 浓 度 也 增加， 使得 Ｈｇ（ＯＨ）ＣＩ 的活性比 Ｈｇ（ＯＨ）２ 活性更高， 同时土壤 中的矿物高岭石、斑脱石、含水铁氧化物、二氧化硅吸附 Ｈｇ２＋ 的量也降低， 因此， 土壤中 Ｈｇ２＋的吸付量也随之降低。然而， 由 于 土 壤 的 组 成 不 同 ， 在 较 高 的 ｐＨ 条 件 下 ， 对 土 壤 吸 附 Ｈｇ２＋起重要作用的因子可能是可溶性的有机质（ ＤＯＭ） 。当除 去 ＤＯＭ 时， 出现土壤 Ｈｇ２＋的最大 吸附量的 ｐＨ 不同， 如粘 土 矿物、含水铁氧化物、高岭石等， 粘土矿物对 Ｈｇ２＋的吸附量在 ｐＨ＝８￣９ 时， 随着 ｐＨ 的上升而上升， 因此粘土矿物含量高的 土 壤 对 Ｈｇ２＋的 最 大 吸 附 量 可 能 发 生 在 较 高 范 围 的 ｐＨ； 而 Ｆｅ２Ｏ３·ｎＨ２Ｏ 对 Ｈｇ２＋的 吸 附 量 在 ｐＨ＝６．２￣８．５ 范 围 内 也 随 着 ｐＨ 的升高而增大， 由此可能导致一些含铁氧化物的土壤对 Ｈｇ２＋的最大吸附量的 ｐＨ 值较高［３］。
土壤对重金属离子的吸附除了决定于土壤的本身性质 外， 还受环境因素的影响。罗志刚等［９］在研究红壤吸附汞的特 征时考察了温度对吸 附量的影响作用， 认 为温度低于 ２５℃ 时， 吸附量随温度升高而减少， 说明土壤对汞的吸附是一个 放 热 过 程 ， 因 而 升 高 温 度 对 解 吸 有 利 ； 当 温 度 高 于 ２５℃时 ， 升高温度而吸附量不再减少， 这是因为土壤对汞的吸附℃还有 进一步的研究。
一般具 有 强 亲 和 力 的 基 团 能 与 Ｈｇ２＋形 成 高 溶 解 度 的 化 合物， 从而提高汞化合物的溶解度。有研究表明， Ｈｇ２＋对 Ｃｌ－ 、 ＯＨ－ 、ＮＨ３、Ｆ－ 、ＳＯ４２－ 、ＮＯ３－ 有较高的稳定常数， 但 Ｆ－ 、ＳＯ４２－ 、ＮＯ３ 在自然状况下浓度较低， 虽然 Ｃｌ－ 、ＯＨ－ 在多数自然体系有较 高的浓度和稳定常数， 但 只 有 在 土 壤 中 Ｈｇ２＋＞１０７μｇ·ｇ－ １ 时 ， 才 会 形 成 Ｈｇ（ＯＨ）２， 而 Ｃｌ－ 对 Ｈｇ 而言是最易移动和最常见的 结合试剂， Ｃｌ－ 对 Ｈｇ２＋有很强的亲和力 ， 因此， Ｃｌ－ 也是影响土 壤 Ｈｇ２＋吸附的一个重要因子。 ２．４ 土壤 Ｅｈ 的影响
研究与探讨
能源与环境
ＩＳ Ｓ Ｎ１６７２－ ９０６４ ＣＮ３５－ １２７２／ＴＫ
土壤汞污染及其治理措施的研究综述
杨燕娜 温小乐 （ 福州大学环境资源学院 福建福州 ３５０００２）
摘要： 影响汞在土壤环境中存在形态与迁移转化的因素主要有 ｐＨ 值、有机质、氧化还原电位、温度等， 对当前土壤汞污染的
治理措施进行总结。
土壤氧化还原电位 Ｅｈ 也是影响重金属元素行为的关键
因 子［７］。土 壤 中 重 金 属 的 形 态 、化 合 价 和 离 子 浓 度 都 会 随 土 壤 氧化还原状况的变化而变化。进入土壤环境中的重金属， 开 始可能以可溶态存在于土壤溶液中， 在还原条件下， Ｓ２－ 可使 重金属以难溶硫化物的形式沉积， 或者使难溶的重金属氢氧 化物转化为更难溶的硫化物； 相反， 在氧化条件下， 铁离子和 锰离子则以氧化难溶物的形式沉积。
作者简介： 杨燕娜（ １９８２￣） ， 女， 硕士研究生， 研究方向为环境污染生物修复研究。
２００６．ＮＯ．３． ９
能源与环境
ＩＳ Ｓ Ｎ１６７２－ ９０６４ ＣＮ３５－ １２７２／ＴＫ
研究与探讨
２．２ 有机质的影响 最近的研究表明， 土壤可溶性的有机质（ ＤＯＭ） 比固相有
机质具有更多的活性点位， 是土壤生态系统中一种重要的活 性 组分， 能够充当污染 物的“配位体”和“迁移载 体 ”， 使 有 机 和无机污 染物的水溶性和迁移 性提高［４］。土壤 ＤＯＭ 含有大 量的功能基因， 可以与土壤中的重金属通过络合和螯合作 用， 形成有机－ 金属配合物， 提高重金属的可溶性， 同时， ＤＯＭ 可以 通 过 与 土 壤 、水 体 和 沉 积 物 中 金 属 离 子 、氧 化 物 、 矿物和有机物之间的离子交换、吸附、氧化还原等反应， 改变 重金属活性， 迁移规律、生物毒性及空间分布。
土壤中存在的无机化合态汞有 ＨｇＳ、ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－ 、Ｈｇ－ ＣＯ３、ＨｇＨＣＯ３－ 、ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ （ＮＯ３）２、ＨｇＳＯ４、ＨｇＯ 和 ＨｇＨＰＯ４ 等， 它们因土壤类型不同而各有所差异。盐碱土中， 无机化合态 汞主要 以 ＨｇＣＩ２、ＨｇＤＩ４２－ 等 形 式 为 主 ； 在 含 有 硫 酸 盐 的 土 壤 中 ， 则 以 ＨｇＳ、ＨｇＳＯ４ 等 形 式 为 主 ； 在 肥 沃 的 水 稻 土 中 ， 以 ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ（ＮＯ３）２、ＨｇＨＰＯ４ 等形态为主。在无机化合态汞中， 并不是所有赋存形态对生物体都有效。例如： ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－ 是植物易吸收利用 的汞化合物， 但是 ＨｇＳ 则 是一种难以被 植物吸收利用的无机化合物。盐碱土一旦受到汞污染， 危害
调节土壤酸碱度、增施 有机肥 、加 入 硫 化 钠 等 都 可 以 使 土壤中的汞以难被作物吸收的形态存在， 从而减轻汞对作物 的危害， 这些方法可称为固汞法［１０］。土壤中可给态汞可 以被 作物吸收利用， 而固定态汞则不能被作物吸收， 但两者在一 定条件下可互相转化， 因此可以对土壤中可给态汞含量进行 调节和控制， 使其转化成难溶性的汞化合物， 固定于土壤中 而不易被作物吸收。通常的调节方法是增加抑制剂， 如有机 肥料、过 磷 酸 钙 和 碳 酸 钙［１１、１２］。Ｍｅｎｇ 等［１３］报 道 了 用 旧 轮 胎 橡
性比酸性土壤更大， 因 为其中的 ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－ 对生物具 有 高度的有效性。
土 壤 中 存 在 的 有 机 化 合 态 汞 包 括 ＣＨ３ＨｇＳ－ 、ＣＨ３ＨｇＣＮ、 ＣＨ３ＨｇＳＯ３、ＣＨ３ＨｇＮＨ３＋和腐殖 质结合汞等， 其中以腐 殖质结 合汞最为重要。土壤中有机化合态汞通常只占总汞的 ２％。在 各种有机化合态汞中， 以甲基形式存在的汞的生物有效性较 高， 毒性较大， 易被植物吸收并通过食物链在生物体内逐级 富集， 易对生物和人体健康造成危害； 而腐殖质结合汞的生 物有效性较低， 不易被作物吸收， 而且毒性也较低。
土壤中汞的存在形态 分为 ３ 大 类 ： 金 属 汞 、无 机 化 合 态 汞和有机化合态汞， 其生物有效性差异很大。
土壤中的金属汞一部分是由化合态汞经过氧化还原反 应转化而来的， 一部分是直接来自金属汞挥发的大气沉降。 金属汞仅占不到土壤总汞的 １％， 但是它对生物体是高度有 效的。不仅能被植物叶片吸收， 而且能被植物根系直接吸收 利用。
关键词： 土壤 汞污染 修复
中图分类号： Ｘ５３
文献标识码： Ａ
文章编号： １６７２－ ９０６４（ ２００６） ０３－ ０００９－ ０３
汞是常温下唯一呈液态的重金属元素， 同时具有较高的 蒸汽压， 对环境及人体健康极具危害， 它被各国政府以及 ＵＮＥＰ、ＷＨＯ 和 ＦＡＯ 等 国 际 组 织 列 为 优 先控制的环 境污染 物， 一直受到人们的关注和重视［１］。因 此， 研究汞及其化合 物 在环境中的行为、效应及其控制是当今环境化学的重要课 题。本文综合介绍了汞在土壤环境中的吸咐转化行为， 以及 汞污染土壤的修复技术。
３ 土壤汞污染的治理措施
目前， 治理土壤重金属汞污染的途径主要有两种： 一种 是改变重金属在土壤中的存在形态， 使其固定， 降低其在环 境中的迁移性和生物可利用性； 另一种是从土壤中去除重金 属 。常 用 方 法 有 客 土 法 、施 用 改 良 剂 法 、水 洗 法 、热 解 析 法 、生 物修复法。 ３．１ 客土法
腐殖质是土壤中常见的有机质， 它通过非生物作用 （ Ｈｇ２＋和 Ｈｇ０） 的非生物 还原和 Ｈｇ２＋的非生物甲 基化） 和与 Ｈｇ 形成的大量稳定化合物而影响 Ｈｇ 在环境中的化学行为。土 壤中 １／３ 的腐殖质用于离子交换， ２／３ 形成金属化合物， 土壤 中汞的形态也依赖于腐殖质的特性。Ｈｇ 和腐殖酸有很强的 结合力， 可能是腐殖酸中含的硫蛋白与汞结合牢固， 不能被 其它金属离子移动。有机态汞与腐殖酸有很好的相关关系， 而残渣态的 Ｈｇ 含量随腐殖酸含量提高而下降。经过 Ｙ 射线 照射处理的土壤中残 渣态 Ｈｇ 比未经照射的 多， 在腐殖酸的 低处理中的残留 Ｈｇ 多于腐殖 酸的高处理， 这个结果 表明微 生物通过影响腐殖酸的活性从而影响土壤 Ｈｇ 的吸附［６］。 ２．３ 氯离子的影响
例如， 在富氧状态下， 会出现 Ｈｇ０ 被氧化成 Ｈｇ２＋的过 程。 Ｈｇ２＋与 Ｓ２－ 相遇， 便迅速结合成 ＨｇＳ。由于土壤中硫酸盐还原 菌的存在， 这样就促进了 Ｈｇ２＋形成 ＨｇＳ 能力。有时， Ｈｇ２＋甚至 可以夺取 ＦｅＳ 或者 ＣａＳ 中的 Ｓ２－ 生 成 ＨｇＳ。但是 ＨｇＳ 也可以 和过 量的 Ｓ２－ 发生作用， 生成 可 溶 性 的 ＨｇＳ２２－ ， 也 可 以 缓 慢 氧 化成 ＨｇＳＯ３ 和进一步氧化成 ＨｇＳＯ４， 使 ＨｇＳ 也能转化迁移［８］。 总之， 由于氧化还原作用的结果， 使得重金属在土壤中以不 同的价态存在， 而价态不同， 其活性与毒性也不同。 ２．５ 温度的影响
１ 土壤中汞的主要来源及危害
我国土壤中汞的几何平均值为 ０．０４ｍｇ／ｋｇ， 含量范围为 ０．００１￣４５．９ｍｇ／ｋｇ， 高于世界土壤中汞的自然含量的平均值。 汞的天然释放是土壤中汞的重要来源， 而人为污染主要来自 工业和农业污染。其中农业污染大部分是有机汞农药所致； 工 业污染是由于含汞废 水、废气、废渣的排放 而污 染 土 壤 所 致。用含汞废水灌溉农田， 含汞废气沉降到土壤， 含汞废渣淋 溶， 都会使土壤含汞量增加而造成土壤的汞污染。
客土法是指在被污染的土壤表面覆盖上大量的未被污染 的干净土壤， 使汞浓度降低到临界限度以下。这种方法是治理 土壤重金属严重污染的切实有效的方法。在一般情况下， 覆盖 土厚度越大， 降低作物中重金属含量的效果越显著。不足之处 是需花费大量的人力与财力， 因此， 只适用小面积严重污染土 壤的治理。 ３．２ 固汞法
２ 影响土壤中汞存在形态的主要因素
２．１ ｐＨ 值的影响 ｐＨ 值是影响重金属汞有效性的最重要因素， 因为它不
仅影响重金属汞在土壤溶液中的形态， 而且通过影响土壤颗 粒表面交换性能而影响其有效性。在酸性条件下， 土壤对 Ｈｇ２＋的吸附量较大。在 ｐＨ＝３￣５ 时， 随着 ｐＨ 的升高， Ｈｇ 的氢 氧化物形式的浓度也呈指数提高， 同时， 由于汞的氢氧化物 形式比 Ｈｇ－ ＣＩ 形式更易被吸附， 因 此， 土壤中 Ｈｇ２＋的 吸 附 量 提高。但 ｐＨ 值超过 ５ 继续升高时， Ｈｇ２＋的吸附量却会降低， 这是因为当达到 一 定 的 ｐＨ 以 后 ， ｐＨ 继 续 升 高 ， ＯＨ 浓 度 也 增加， 使得 Ｈｇ（ＯＨ）ＣＩ 的活性比 Ｈｇ（ＯＨ）２ 活性更高， 同时土壤 中的矿物高岭石、斑脱石、含水铁氧化物、二氧化硅吸附 Ｈｇ２＋ 的量也降低， 因此， 土壤中 Ｈｇ２＋的吸付量也随之降低。然而， 由 于 土 壤 的 组 成 不 同 ， 在 较 高 的 ｐＨ 条 件 下 ， 对 土 壤 吸 附 Ｈｇ２＋起重要作用的因子可能是可溶性的有机质（ ＤＯＭ） 。当除 去 ＤＯＭ 时， 出现土壤 Ｈｇ２＋的最大 吸附量的 ｐＨ 不同， 如粘 土 矿物、含水铁氧化物、高岭石等， 粘土矿物对 Ｈｇ２＋的吸附量在 ｐＨ＝８￣９ 时， 随着 ｐＨ 的上升而上升， 因此粘土矿物含量高的 土 壤 对 Ｈｇ２＋的 最 大 吸 附 量 可 能 发 生 在 较 高 范 围 的 ｐＨ； 而 Ｆｅ２Ｏ３·ｎＨ２Ｏ 对 Ｈｇ２＋的 吸 附 量 在 ｐＨ＝６．２￣８．５ 范 围 内 也 随 着 ｐＨ 的升高而增大， 由此可能导致一些含铁氧化物的土壤对 Ｈｇ２＋的最大吸附量的 ｐＨ 值较高［３］。