第一篇：土壤中鎘污染現狀與防治方法論文

土壤中鎘污染現狀與防治方法

摘 要：本文文章闡明了鎘污染的來源與現狀，同時對鎘污染治理的方法，做了系統的綜述。并提醒人們要提高土壤質量意識，保護生態環境。

關鍵詞：土壤，鎘污染，防治方法

1．引言

目前,我國受鎘、砷、鉛等重金屬污染的耕地面積 2.0×10 hm ,約占總耕地面積的 1/5；其 中工業“三廢”污染耕地 1.0×10 hm ；污水灌溉的農田面積 3.3×10 hm。我國每年因重金屬污染而減產糧食超過 1.0×10 t，另外被重金屬污染的糧食每年也多達 1.2×10 t，由此造成的經濟損失合計至少為 200 億元

。在所有重金屬污染，以鎘污染最為嚴重。尤其是近年來伴隨著采礦、冶金以及鎘處理等工業的發展，我國農業土壤受鎘污染也日趨嚴重。鎘是毒性最強的重金屬元素之一，危害極其嚴重，土壤中過量的鎘會抑制植物的正常生長，在可食部分的殘留還會通過食物鏈影響到人體的健康，因此對鎘污染土壤的治理已經引起國內外的廣泛重視。

2．土壤中鎘污染來源與分布

鎘是一種稀有分散元素，未經污染的土壤中鎘主要來源于成土的母質，一般在世界范圍 內土壤中鎘的含量為 0.01~2.00mg/kg，中值含量為 0.35mg/kg，在土壤中的鎘的來源主要 歸于自然。此外，人類工農業生產活動，也造成鎘對大氣、水體和土壤的污染。

2.1 大氣中鎘的沉降

大氣中的鎘主要來源于工業生產、汽車尾氣排放及汽車輪胎磨損產生的大量鎘的有害氣 體和粉塵等，經自然沉降 和雨淋沉降進入土壤。公路、鐵路兩側土壤中的鎘污染來自于汽 油的燃燒、汽車輪胎磨損產生的粉塵等。它們成條帶狀分布，以公路、鐵路為軸向兩側的污 染強度逐漸減弱；隨著時間的推移，公路、鐵路兩側土壤中的鎘污染具有很強的疊加性。在 法國索洛涅地區 A71 號高速公路 沿途嚴重污染重金屬鎘等，其沉降粒子濃度超過當地土壤背景值 2-8 倍，而公路旁重金屬濃度比沉降粒子中高 7-26 倍。經過自然沉降和雨淋沉降進入土壤的鎘的污染，主要以工礦煙囟、廢物堆和公路為中心，向四周及兩側擴散；由城市―郊區―農區，隨著城市距離的加大而降低，特別是城市的郊區污染較為嚴重。此外，還與城市的人口密度、城市土地利用率、機動車密度成正相關；重工業越發達，污染相對就越嚴重。

2.2 農藥、化肥和塑料薄膜的使用

施用含有鎘的農藥和不合理的施用化肥都可以導致土壤中鎘的污染。一般過磷酸鹽水

含有較多的鎘，磷肥次之，氮肥和鉀肥含量較低。經過對上海地區菜園土地、糧棉地研究，施肥后鎘的含量從 0.134mg/kg 升到 0.316mg/kg。通過新西蘭 50 年前和現今同一地點 個土樣分析，自施用磷肥后，鎘從 0.39mg/kg 升至 0.85mg/kg。在阿根廷，由于傳統無機磷肥的施入，進而導致土壤重金屬鎘的污染。農用塑料薄膜生產應用的熱穩定劑中含有鎘，在大量使用塑料大棚和地膜過程中都可以 造成土壤中鎘的污染。

2.3 污水灌溉

污水灌溉一般指使用經過一定處理的城市污水灌溉農田、森林和草地。城市污水包括生 活污水、商業污水和工業廢水。由于城市工業化的迅速發展，大量的工業廢水涌入河道，使

城市污水中含有的許多重金屬離子，隨著污水灌溉而進入土壤。在分布上，往往是靠近污染 源頭和城市工業區土壤污染嚴重，遠離污染源頭和城市工業區，土壤幾乎不污染。近年 來污水灌溉已成為農業灌溉用水的重要組成部分，中國自 60 年代至今，污灌面積迅速擴大，以北方旱作地區污灌最為普遍，約占全國污灌面積的 90%以上。南方地區的污灌面積僅占 6%，其余在西北和青藏。污灌導致土壤重金屬鎘、汞等含量的增加。淮陽污灌區自污灌 以來，鎘、汞等就逐漸增高，1995～1997 年已越過警戒線。太原污灌區的重金屬鎘、鉻 含量遠遠超過其當地背景值，且積累逐年增高。

2.4 污泥施肥

污泥中含有大量的有機質和氮、磷、鉀等營養元素，但同時污泥中也含有大量的重金屬，隨著大量的市政污泥進入農田，使農田中的重金屬的含量在不斷增高。污泥施肥可導致土壤 中鎘、汞含量的增加，且污泥施用越多，污染就越嚴重，鎘引起水稻、蔬菜的污染。污泥增 加，青菜中的鎘也增加。用城市污水、污泥改良土壤，重金屬鎘、汞等的含量也明顯增 加。

2.5 含重金屬廢棄物堆積

含重金屬廢棄物種類繁多，不同種類其危害方式和污染程度不一樣。污染的范圍一般以 廢棄堆為中心向四周擴散。通過對武漢市垃圾堆放物、杭州某路渣堆存區、城市生活 垃圾場 及車輛廢棄場 附近土壤中的重金屬污染的研究，這些區域的重金屬鎘、鉻的含 量高于當地土壤背景值。

2.6 金屬礦山酸性廢水污染

金屬礦山的開采、冶煉、重金屬尾礦、冶煉廢渣和礦渣堆放等，可以被酸溶出重金屬離 子的礦山酸性廢水，隨著礦山排水和降雨使之帶入環境（如河流等）或直接進入土壤，都可 以間接或直接地造成土壤重金屬污染。1989 年我國有色冶金工地向環境中排放重金屬鎘為 88t。礦山酸性廢水重金屬污染的范圍一般在礦山的周圍或河流的下游，在河流中不同河段 的重金屬污染往往受污染源（礦山）控制，河流同一污染源的下段自上游到下游，由于金屬 元素遷移能力減弱和水體自凈化能力的適度恢復，金屬化學污染強度逐漸降低。

3．土壤中鎘污染治理方法

關于土壤鎘污染的治理，世界各國都在研究，總的來說，目前大致有以下六種治理措施：

3.1 農業生態修復法

農業生態法是通過改變耕作制度、調整作物品種以及改變土壤的水肥條件等方法來解決 土壤污染的問題。

3.1.1 控制土壤水分

控制土壤的 Eh 及土壤的水分狀況，使土壤作物有一個較為穩定的滯水期，可以減少鎘 進入植物體內的含量，即減少進入果實和莖實中的含量。據研究，在水稻抽穗期到成熟期，減少落干，保持淹水，可明顯減少稻籽實中的鎘!鋅等金屬的含量。

3.1.2 施用有機肥

通過施用有機肥（堆肥、廄肥、植物秸桿等有機肥），增加土壤有機質有利于改良土壤

結構，可增加土壤膠體對重金屬的吸附能力，為土壤提供絡合、螯合劑，而且有機質也是良 好的還原劑，可以促進土壤中鎘形成硫化鎘。張亞麗等 研究表明，有機肥的施用可以明 顯地降低土壤中有效性鎘的含量，其中豬糞的效果優于秸桿類。與此同時還應控制常用化肥 的施用，因為化肥中的 Cl，SO4，H 可以活化土壤中的鎘，提高土壤中的交換態鎘的含量 3.1.3 選用抗污染的作物

由于作物種間和種內對鎘吸收的差異，在土壤鎘污染地區選種一些抗鎘污染性強的植

物，以降低鎘污染的危害。研究表明，菠菜、小麥、大豆對鎘的吸收量較高，不宜種植；而 玉米、水稻等較低，可以種植。云南農業大學與法國卡賽里克大學里爾高級農學院合作，經

過多年的共同努力，在云南篩選出對鎘吸收能力較強的超累積植物種類，如小花南芥、續斷 菊、巖生紫堇、中華山蓼、紅葉芨芨草等，這些植物的根系能直接把污染元素從土壤中吸走，從而修復被污染的土壤。在含鎘 100mg/kg 的土壤上種植蓖麻，五年后，土壤鎘平均降低 27.6%。柳（Salix）屬的某些植物能大量富集鎘，瑞典的 Tommy Landberg 等對不同土壤 中不同無性系的 Salix 富集鎘的情況進行了研究，發現 Salix 的不同 clones 對鎘的吸收情況

不同，而且土壤的物理化學性質（pH、有機質含量、CEC 等）對富集也有重要的因素。東南景天是我國鏡內新發現的一種鎘超積累植物 這種植物不僅生物量較大，對鎘超積累，而且具有多年生、無性繁殖和適于刈割的特點，是實施植物修復和研究超積累機制的良好材 料。另外，在污染區公路兩側盡可能種樹、種花、種草，不但可以美化環境，還可凈化 土壤。

3.1.4 改變耕作制度

為了盡可能的減少鎘污染，盡可量減少受鎘污染的產品進入食物鏈，可以在中、重度污 染地區改種非食用植物，改種一些觀賞性作物或經濟作物。如：花卉、苗木、棉花、桑麻等。王凱榮等 研究表明，污染農田種桑樹后土壤鎘的含量普遍下降，下降幅度在 8.1%~83.9%，平均為 37.1%，同時通過農田桑蠶生產模式取得了良好的經濟、生態、和社會效益。此外，還可以在鎘污染區作為良種繁育基地，張士灌區污染嚴重地塊改做水稻、玉米良種基地，收 獲的稻米不作為直接食用的商品糧，做種子，秋后糙米中含鎘量小于 0.1mg/kg，每公頃產 量達 5000kg以上，效益顯著。

3.2 生物修復方法

生物修復是利用某些特定的動、植物和微生物較快的吸走或降解土壤中的污染物質以達 到凈化土壤的目的。對于土壤鎘污染，也同樣可以應用動植物和微生物體系進行生物修復治 理。經研究蚯蚓及某些鼠類可以降解土壤中的一些農藥、吸收走土壤或污染物中的重金屬。KU-MAR 等 發現不同的土壤中某些柳屬的無性系客隆對鎘離子具有較強的吸收能力。目前的生物修復的研究中以植物修復研究的較為廣泛。比如：羊齒類鐵角蕨屬植物及富鎘莧 科植物（特別是野生莧）等對土壤鎘的吸收能力很強。蘇德純 在油菜對土壤鎘污染的 修復能力的研究得油菜溪口花籽有較強的耐鎘特性和吸收鎘的能力，是可以用于修復鎘污染 土壤的超積累物種資源。此外，劉云國 研究表明，象月季等花卉作物對重金屬鎘具有很 強的富集作用，在試驗觀測期間，植物平均每天吸收 1.7576mg/L 且生長發育良好，也可以 作為鎘污染生物整治的植物，而且不進入食物鏈不會對人體產生危害。

對土壤鎘污染進行生物修復具有良好的生態和經濟價值,結合現代分子生物學、分子遺 傳學和基因工程等新興理論，培育對污染土壤鎘具有很強吸收能力的動物、植物和微生物是 目前研究土壤鎘污染治理的一個重要方向。

3.3 化學治理方法

化學治理就是向污染土壤中投入改良劑、抑制劑、增加土壤有機質、陽離子代換量和粘 粒的含量，改變 pH和電導等理化性質，使土壤中鎘發生氧化、還原、沉淀、吸附、抑制和 拮抗等作用，以降低鎘的生物有效性。

對于土壤鎘污染，目前用的比較廣泛的方法是向土壤添加改良劑、表面活性劑、金屬拮 抗劑等，如磷酸鹽、石灰、硅酸鹽被認為是處理土壤鎘污染的常用試劑。沈陽張士污灌區進 行的大面積石灰改良實驗表明，每公頃施石灰 1500-1875kg，鎘含量下降 50%。楊景輝 研究表明，施用磷酸鹽類物質可使重金屬形成難溶性的磷酸鹽。BARBAM GWOREK 用膨潤土合成沸石等硅鋁酸鹽作為添加劑鈍化土壤中重金屬，顯著的降低了受鎘污染土壤中 的鎘的作用濃度。土壤鎘濃度 49.5mg/kg 時，加入量為土重的 1%~2%中，萵苣葉中鎘的濃 度降低量達 60%~80%。通過離子之間的拮抗作用來降低植物對鎘污染土壤中鎘的吸收，根

據法國農科院波爾多試驗站的研究結果表明在污染土壤上施加鐵豐富的物資，鐵渣、廢鐵礦 等，能明顯降低植物中鎘、鋅的含量。

3.4 物理方法

現在常用的物理方法有電化法、提取法、玻璃化法；電化法是美國路易斯安那州立大學 研究的一種凈化土壤環境污染的方法。該法是在飽和的粘土中插入石磨電極，通過低強度直 流電（1～5mA）后，使金屬陽離子流向陰極，然后采取措施回收。該技術已經被應用于清 除土壤中鎘的污染。提取法分為沖洗法、洗土法和浸濾法等。這幾種方法的原理相同，都是利用試劑和土壤中的鎘作用，形成溶解性的鎘離子——試劑絡合物，最后從提取液中回 收鎘，并循環利用提取液。玻璃化技術是利用電極加熱將污染的土壤溶化，冷卻后形成 比較穩定的玻璃物質。玻璃化技術比較復雜，實地應用中會以達到統一的溶化以及地下水的 滲透等問題。此外，熔化過程需要消耗大量的電能，這使得玻璃化技術成本很高，限制了它 的使用。

3.5 工程治理方法

工程治理是指用物理或物理化學的原理來治理鎘污染。對于鎘污染土壤常用排土客地 法、清洗法、電泳法等。

3.5.1 排土客地法

排土客地法也稱客土法，就是向污染土壤加入大量的干凈土壤，覆蓋在表層或混勻，使 污染物濃度下降到臨界危害濃度以下或減少污染物與根系的接觸從而達到減輕危害的目的。這種方法被認為是改良土壤的根本措施，吳燕玉 等在張士灌區調查土壤中鎘的含量，發現 77%~86.6%土壤鎘累積在 30cm 以上的土層，尤其在 0~5cm，5~10cm 內含量很高，去表層土 15~30cm 可使米鎘下降 50%左右。但是這種方法耗費大量的資金、人力、物力，排出的污染土壤又很容易引起污染，而且土壤肥力會有所下降，所以對換出的土壤應妥善處理同時還應對土壤多施肥以補充土壤肥力。

3.5.2 清洗法

清洗法就是用清水或含有能增加金屬水溶性的某些化學物質的水把污染物沖至根部外 層，再用含有一定配位體化合物或陰離子與金屬形成比較穩定的絡合物或生成沉淀以防止污 染地下水。

日本用稀鹽酸或 EDTA(450kg/hm)撒在稻田或旱地(土壤含鎘量分別為 10.4，27.98mg/kg)淹水或小雨淋洗，清洗 1~2 次,水量以能到達根層以外而未達到地下水為宜。試驗表明清洗

次可使耕層鎘降低 50%，2 次使米鎘減少 80%，但蔣先軍等 研究得，EDTA加入土壤僅 1 周,水溶態的鎘增加數百倍,交換態的鎘增加了數十倍，可能由于 EDTA提高了土壤鎘的移動 性，增加了對植物的毒害，而且還會由于水溶態和交換態鎘劇增帶來了地下水污染的風險，因此，使用 EDTA或其它絡合劑時要慎重。

3.5.2 電泳法

電泳法是目前新興的重金屬處理方法，即在土壤中插入兩個石墨電極,在穩定的電流作 用下，金屬離子在電壓的驅動下向兩極移動積聚，然后再進行處理。

3.6 微波輻照技術

微波輻照技術是通過加熱土壤，使其中的鎘得以收集破壞或固定，從而達到治理的目的，該項技術目前僅處于實驗室研究階段。ABRAMOVITCH 等 對質量濃度為 11.40mg/kg 的 鎘污染土壤進行了間歇式的微波照射。配制好的土壤樣品在經微波輻照前先將一小段鉛筆芯 插入其中，但勿插至土壤底部，并保證約有 0.5cm的鉛筆芯露出土壤表面，然后鋪置一層松

散的玻璃絲，在微波間歇輻照過程中發現土壤變紅并偶爾發出火花，照射結束后，測其質量 濃度為 4.59mg/kg。

4．總結

綜上所述，國內外對于土壤鎘的污染現狀與治理，取得了一定成績，也存在一些理論上 和技術上的問題，如土壤中鎘與土壤中礦物之間的吸附與解吸。固定與釋放的平衡關系的研 究，土壤中鎘的形態特征、轉化與遷移規律的系統研究，土壤中二次污染的及時處理等。總 而言之，土壤中鎘的污染問題，應從源頭抓起，控制污染源。對于我國這樣一個人多地少的 農業大國，開展綜合治理措施，顯得更為必要和迫切。

參考文獻

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湖南農業大學課程論文

學 院： 東方科技學院 班 級：08環工一班 姓 名： 高超 學 號：200841912104 課程論文題目：土壤中鎘污染現狀與防治方法 課程名稱：環境修復理論與技術 評閱成績： 評閱意見：

成績評定教師簽名： 日期： 年 月 日

第二篇：珠三角土壤重金屬污染現狀、來源及防治措施

珠三角土地重金屬污染現狀、來源及防治措施

改革開放以來，中國經濟迅速騰飛，環境污染和生態破壞問題也隨之而來，并且已經嚴重危及到人類的健康與生存空間。在環境污染和生態破壞問題中，尤為嚴重的便是土地重金屬污染。在珠三角及經濟發展地區，Pb、Cd、Hg、Cu等重金屬及其化合物對土地的污染極為突出。突然中的重金屬無法被土壤中的微生物降解，反倒會不斷積累，達到一定程度后，被植物吸收，或通過食物鏈富集，進而對人的健康造成嚴重損害。

珠江三角洲是我國鄉鎮工業的密集地之一，該地區以輕工業為主，鄉鎮工業數量多，密度大，行業覆蓋面廣，對礦產資源及金屬的消耗非常巨大，而對于廢棄金屬的處理卻相對滯后，由此而造成的環境污染十分嚴重。

通過收集相關資料，筆者對珠三角地區土地重金屬污染進行了相關研究，將從三個方面展開，分別是現狀、原因及防治措施。

一、珠三角土地重金屬污染現狀

由于珠三角地區主要為輕工業聚集地，五金、化工、電鍍企業較多，對重金屬的處理和加工較為密集，一旦未能妥善處理，這些企業及其周圍土壤就會受到了嚴重污染。據廣東統計年鑒資料，2008年以粵北、粵東、粵西采礦區為代表的土壤污染呈帶狀重金屬污染特征，其中粵北山區規模以上礦山采選企業占全省的43%。在東莞，2005年工業廢水的排放量為2.25億噸，工業廢氣的排放量為1674.5億方，固體廢棄物的產生量為266.89萬噸，工業“三廢”沒有經過有效的處理而直接排放，以及垃圾或河涌底泥的農用，導致含重金屬污染物直接或間接進入到土壤里。

選取東莞市石龍鎮與佛山市容桂鎮為例，石龍工業區與容桂工業區土壤的重金屬污染都以Hg、As、Cu污染為主，其中，Hg污染地區的比例最高，達到58.8％與78.3%，而As與Cu污染區域都比例也占了相對較大的比例。從以上的結果可以看出，工業區在主要污染元素類型和綜合污染程度上比較相似。而對佛山市整體的調查研究表示：佛山水道底泥重金屬的質量比處于較高水平，Hg的平均質量比已達到背景值的20倍，為各種重金屬中最高；As的平均質量比是背景值的2倍多，為最低。由此可知，珠三角的工業園區重金屬污染不然樂觀。

在珠江三角洲地區農村地區，土壤重金屬污染狀況同樣應該引起重視。據調查結果表明，珠江三角洲地區工業型農村耕地銅超標率達22.2%，種植型農村耕地以鎘超標為主，超標率達16.7%；其余重金屬超標率低或不超標；耕地中農田的重金屬污染程度重于菜地。工業型農村污染場地以銅超標為主，超標率達33.3%；其次是鎘和鋅，超標率均為11.1%；其余重金屬不超標。種植型農村污染場地以鎘、鎳超標為主，超標率均為26.1%；其次為銅和砷，超標率分別為17.4%和8.7%；其余重金屬不超標。三類污染場地中，工業型農村土壤重金屬超標情況相對最重的是垃圾點周邊，而種植型農村土壤重金屬超標程度相對最重的是養殖場周邊。

二、珠三角土地重金屬污染來源

珠三角土壤重金屬污染的來源很多，但主要包含以下幾種： 1.大氣沉降

工業生產及運輸產生的廢氣，建筑材料的粉塵以及汽車產生的尾氣包含較多的重金屬，重金屬在大氣運動中沉降，滯留在土壤中，經過一段時間，日積月累，土壤中的重金屬含量就會嚴重超標。并且，越是靠近工業區與城市交通擁擠的地區，影響更為深大。

2.工業污水

工業生產中必定會產生污水，而在珠三角地區污水的偷排現象十分嚴重，污水中的重金屬隨著水循環進入江河湖泊，那么不可避免地會導致江河湖泊中重金屬的含量嚴重超標。

3.廢棄物

廢棄物以礦業和工業固定廢棄物污染最為嚴重。近年來，城市生活垃圾也成為污染的主要來源之一。這些廢棄物以電池與電子產品為主，在堆放或處理過程中，由于日曬、雨淋、水洗等，使重金屬在周圍土壤中擴散開來。

三、珠三角土地重金屬污染防治措施

1.相關法律法規：

解決問題要從根本上著手。珠三角地區的土地重金屬污染問題已較為嚴重，應迅速完善并動態更新相關法律法規，并將其落實到實處。通過宣傳等方式，加強公民的環保意識，使防治土壤重金屬污染深入人心。對相關工廠及排污事業單位實施限時整改，采取誰污染，誰處理，誰開發，誰保護的原則。對違反法律法規的行為，及時制止，并對相關責任人依法嚴肅處理。

2.物理處理方法

在已經污染了的土地上，可采取物理處理方法。運用容土法，可降低土壤中重金屬的含量，減少重金屬對土壤-植物系統產生的毒害，從而使農產品達到食品衛生標準。而淋洗法可將土壤固相中的重金屬轉移到土壤液相中，再將富含重金屬的廢水進一步回收處理即可。另外還有電動力學法，可以控制污染物的流動方向，污染物被吸收到土壤表層而得以去除。

3.化學處理方法

由于土壤中的重金屬大多以離子態或化合態存在，物理方法難以根除，此時可采用化學處理方法。化學處理方法主要有使用改良劑法，沉淀法以及拮抗法。根據土壤緩沖性原理，可施用改良劑可降低土壤重金屬污染物的水溶性、擴散性和生物有效性，減輕重金屬對生態環境的危害；而沉淀法是利用一些物質與重金屬的特點，降低土壤溶液中重金屬離子的溶解度，從而有效地降低植物體的重金屬濃度；拮抗法則利用離子間拮抗作用來降低植物對重金屬的吸收。

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第三篇：重金屬鎘污染的治理方法

重金屬鎘污染治理的有效方法

隨著工農業生產中大量鎘的使用，農業生產過程中污灌、施肥等行為的加劇，受污染環境中的鎘含量也逐年上升，據統計，每年在世界范圍內進入土壤的鎘總量為2.2萬t。

重金屬鎘在土壤中以水溶態和難溶態的形式存在．水溶性鎘主要以離子態或絡合態存在，如 鎘2+、鎘C1+、鎘SO4等；難溶性鎘以交換態(粘土交換及腐殖質交換)、化學沉淀態及難溶性螯合態存在于土壤顆粒中，如鎘S、鎘CO3等。

一、鎘的來源土壤中鎘的來源方式主要是自然過程、采礦、冶煉、污灌、施肥、大氣沉降等，自然過程對土壤中鎘的輸入主要通過巖石風化和火山活動等地質和環境地球化學過程．每年來自農業和動物廢物鎘的含量為0.22萬t、城市污水和廢水等0.438萬t、礦物灰0.72萬t、肥料和殺蟲劑0.02萬t、工廠廢棄物0.12萬t、大氣沉降物0.5萬t等。

二、修復技術目前，對于重金屬污染土壤的治理主要包穩定固化法、括工程措施、化學化、生物修復措施等方面，對于鎘污染土壤的治理也是使用這些方法，在實際應用中，一般會根據土壤中鎘污染濃度、存在形態以及土壤特性等情況選擇合適的方法進行修復，以達到較高的修復效率。

（1）穩定固化法利用藥劑治理，由科創重金屬博士公司聯合各大知名大學及國外大學研發的一種藥劑，該藥劑能有效對污染物質的重金屬吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用,能有效降低重金屬的生物有效性，使重金屬顆粒礦化，失去與外界反應的條件，從而降低土壤重金屬濃度。該技術也廣泛使用在污泥回用，工業廢渣等重金屬污染領域。這種方法最大的優點就是按照需要進行治理的不同污染程度來配置藥劑的功效，對癥下藥從而達到符合國家標準的治理目標。不會造成環境的二次污染，處理效率高，簡單易操作等。不足就是治理費用是按照需要治理的污染物含金屬的數量及治理工程的大小來定。可能價格要比較稍高。

重金屬穩化劑治理鎘污染土壤前后對比：

重金屬穩化劑的治理原理圖：

（2）工程措施工程措施包括客土法、換土法、深耕翻土法、電動力修復法等，工程措施具有穩定、見效快的優點，但存在工程量大、投資費用高、二次污染隱患等缺點，不適宜大面積污染土壤的治理，因此，其不是一種理想修復土壤鎘污染的方法。

（3）化學治理措施化學治理措施包括淋溶法、施用改良劑等方法，這些方法能夠在短期內降低土壤中重金屬的毒性和生物有效性，但此方法因人為向土壤中施加化學藥劑，易造成二次污染，且該方法是一種原位修復方法，重金屬鎘仍存留在土壤中，容易再度活化危害植物，其潛在威脅并未消除。此外，就修復后土壤的長期有效性和生態系統的長期穩定性來說，還缺乏深入細致的研究。

（4）植物修復：植物修復的概念和類型植物修復是指利用植物轉移、容納或轉化環境介質中有毒有害污染物，使其對環境無害，使污染環境得到修復與治理。它是一項新興的污染環境治理技術，屬于生物修復的范疇。廣義上的植物修復技術是指利用植物吸收、提取、分解、轉化或固定土壤、沉積物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物的技術的總稱。而狹義上的植物修復技術是指將某種特定的植物種植在重金屬污染的土壤上，該種植物對土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，將植物收獲并進行妥善處理(如灰化回收)后即可將該種重金屬移出土體，達到污染治理與生態修復的目的。與傳統的修復方法相比，植物修復具有綠色、環保、經濟等優勢。植物去除土壤中重金屬的機理主要依靠植物萃取作用、根系過濾作用、植物揮發作用和植物固定化作用。

鎘污染土壤植物修復技術的優點與不足與傳統的化學修復、物理和工程修復相比，植物修復技術有一些顯著的優點：植物修復技術是一種原位修復技術，對土壤擾動小，可永久解決土壤污染問題，并可大面積修復受污染土壤。另外，在污染土壤上種植植物對環境有綠化和美化作用，并利于生態系統的保持，易于被人們接受，目前已有學者開始研究用觀賞性植物進行修復。此外，與其他修復技術相比，植物修復技術成本較低。植物修復技術目前仍處在實驗階段，對于污染環境治理的具體應用而言，還存在一些局限性。植物修復技術目前受其局限性制約，無法大面積應用于實地修復。

綜合上面的幾種土壤鎘污染的治理方法，比較有效的是穩定固化的方法還是不錯的。工程投入不需要很大、操作上相對要比較簡單、主要的是治理效果能符合國家要求的標準、不會造成環境的二次污染、也是目前比較受關注的治理方法。使用穩定固化法治理這里引薦科創重金屬博士，實戰經驗比較豐富，有一定的可信度。

第四篇：土壤重金屬污染危害及防治措施

土壤的重金屬污染危害及防治措施

長沙環境保護職業技術學院 周 敏 王安群

1.前言

地球巖石圈經歷了千百萬年的漫長的地質變化后才形成了土壤。土壤和人類之間保持著一種自然平衡關系，土壤和其他環境因素一樣對人類起作用，人類活動也可以影響土壤環境，他們之間互相依賴、互相制約、緊密地聯系在一起，人通過生產活動從自然界取得資源和能量，再以“三廢”形式向土壤系統排放，造成土壤污染，然后被植物吸收并在體內積累，人吃了污染的糧食、蔬菜等食物后，重金屬元素就在人體蓄積，產生各種危害，所以充分認識土壤污染及危害，保護土壤，防治污染是十分重要的任務。

2.土壤重金屬污染 2.1.概論

在土壤的無機污染物中，突出表現為重金屬的污染。重金屬不能為土壤微生物所分解，而易于積累，轉化為毒性更大的甲基化合物，甚至有的通過食物鏈以有害濃度在人體內蓄積，嚴重危害人體健康。土壤重金屬污染物主要有鉛、鎘、汞、砷、鉻、銅、鐵、鋅等，砷雖不屬于重金屬，但因其行為與來源及危害都與重金屬相似，故通常列入重金屬類進行討論。就對植物需要而言，可分為兩類：一類是植物生長發育不需要的元素，而對人體健康危害比較明顯，如鎘、汞、鉛等，另一類是植物正常發育所需元素，且對人體又有一定生理功能，如銅、鋅等，但過多會發生污染，妨礙植物生長發育。同種金屬，由于它們在土壤中存在的形態不同，其遷移轉化特點和污染性質也不同，因此在研究土壤中重金屬的危害時，不僅要注意它們的總含量，還必須重視各種形態的含量。

2.2.汞

土壤的汞污染主要來自于污染灌溉、燃煤、汞冶煉廠和汞制劑廠(儀表、電氣、氯堿工業)的排放。如一個700兆瓦的熱電站，每天可排放汞215公斤，估計全世界僅由燃煤而排放到大氣中的汞，一年就有3000噸左右。含汞顏料的應用、用汞做原料的工廠、含汞農藥的施用等也是重要的汞污染源。汞進入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定，這主要是土壤的粘土礦物和有機質有強烈的吸附作用，因此汞容易在表層積累，并沿土壤的縱深垂直分布遞減。土壤中汞的存在形態有金屬汞、無機態與有機態，并在一定條件下相互轉化。在正常EH和pH范圍內，汞能以零價狀態存在是土壤中汞的重要特點。植物能直接通過根系吸收汞，在很多情況下，汞化合物可能是在土壤中先轉化為金屬汞或甲基汞后才能被植物吸收。無機汞有HgSO4、Hg OH

2、HgCl2、HgO，它們因溶解度低，在土壤中遷移轉化能力很弱，但在土壤微生物作用下，轉化為具有劇烈毒性的甲基汞，也稱汞的甲基化。微生物合成甲基汞在好氧或厭氧條件下都可以進行。在好氧條件下主要形成脂溶性的甲基汞，可被微生物吸收、積累而轉入食物鏈，造成對人體的危害；在厭氧有酶催化下，主要形成二甲基汞，它不溶于水，在微酸性環境中，二甲基汞也可轉化為甲基汞。汞對植物的危害因作物的種類不同而異，汞在一定濃度下使作物減產，較高濃度下甚至可使作物死亡。植物吸收和累積與汞的形態有關，其順序是：氯化甲基汞>氯化乙基汞>醋酸苯汞>氯化汞>氧化汞>硫化汞。不同植物對汞吸收能力是：針葉植物>落葉植物；水稻>玉米>高果>小麥；葉菜類>根菜類>果菜類。土壤中汞含量過高，汞不但能在植物體內累積，還會對植物產生毒害，引起植物汞中毒，嚴重情況下引起葉子和幼蕾掉落。汞化合物侵入人體，被血液吸收后可迅速彌散到全身各器官，當重復接觸汞后，就會引起腎臟損害。

2.3.鎘

鎘主要來源于鎘礦、冶煉廠。因鎘與鋅同族，常與鋅共生，所以冶煉鋅的排放物中必有ZnO、CdO，它們揮發性強，以污染源為中心可波及數千米遠。鎘工業廢水灌溉農田也是鎘污染的重要來源。鎘被土壤吸附，一般在0-15cm的土壤層累積，15cm以下含量顯著減少。土壤中的鎘以CdCO3、Cd PO4

2、及Cd OH 2的形態存在，其中以CdCO3為主，尤其是在pH>7的石灰性土壤中，土壤中的鎘的形態可劃分為可給態和代換態，它們易于遷移轉化，而且能被植物吸收，不溶態鎘在土壤中累積，不易被植物吸收，但隨環境條件的改變二者可互相轉化。如土壤偏酸時，鎘的溶解度增高，而且在土壤中易于遷移；土壤處于氧化條件下(稻田排水期及旱田)鎘也易變成可溶性，被植物吸收也多。土壤對鎘有很強的吸著力，因而鎘易在土壤中造成蓄積。鎘在土壤中吸附遷移還受伴隨離子如Zn2+、Pb2+、Cu2+、Fe2+、Ca2+等的影響，如鋅的存在就可抑制植物對鎘的吸收。

鎘是植物體不需要的元素，但許多植物均能從水中和土壤中攝取鎘，并在體內累積。累積量取決于環境中的鎘的含量和形態。鎘在植物各部分分布基本上是：根>葉>枝的干皮>花、果、籽粒。水稻研究表明同樣規律，即主要在根部累積，為總量的82.5%，地上部分僅占17.5%，其順序：為根>莖葉>稻米>糙米。

土壤中過量的鎘，不僅能在植物體內殘留，而且也會對植物的生長發育產生明顯的危害。鎘能使植物葉片受到嚴重傷害，致使生長緩慢，植株矮小，根系受到抑制，造成生物障礙，降低產量，在高濃度鎘的毒害下發生死亡。

鎘對農業最大的威脅是產生“鎘米”、“鎘菜”，人食用這種被鎘污染的農作物，則會得骨痛病。另外，鎘會損傷腎小管，出現糖尿病，鎘還會造成肺部損害，心血管損害，甚至還有致癌、致畸、致突變[2]的報道。

2.4.鉛

鉛是土壤污染較普遍的元素。污染源主要來自汽油里添加抗爆劑烷基鉛，汽油燃燒后的尾氣中含大量鉛，飄落在公路兩側數百米范圍內的土壤中。另外礦山開采、金屬冶煉、煤的燃燒等也是重要的污染源。在礦山、冶煉廠附近土壤含鉛量高達1500mg/kg以上[3]。隨著我國鄉鎮企業的快速發展，“三廢”中的鉛也大量進入農田，一般進入土壤中的鉛在土壤中易與有機物結合，不易溶解，土壤鉛大多發現在表土層，表土鉛在土壤中幾乎不向下移動。

植物對鉛的吸收與積累，決定于環境中鉛的濃度、土壤條件、植物的葉片大小和形狀等。植物吸收的鉛主要累積在根部，只有少數才轉移到地上部分。積累在根、莖和葉內的鉛，可影響植物的生長發育，使植物受害。鉛對植物的危害表現為葉綠素下降。阻礙植物的呼吸及光合作用。谷類作物吸鉛量較大，但多數集中在根部，莖稈次之，籽實較少。因此，鉛污染的土壤所生產的禾谷類莖稈不易作飼料。

鉛對動物的危害則是積累中毒。鉛是作用于人體各個系統和器官的毒物，能與體內的一系列蛋白質、酶和氨基酸內的官能團絡合，干擾機體多方面的生化和生理活動，導致對全身器官產生危害。

2.5.鉻

鉻的污染源主要是鉻電鍍、制革廢水、鉻渣等。鉻在土壤中主要有兩種價態：Cr+6和Cr3+。土壤中主要以三價鉻化合物存在，當它們進入土壤后，90%以上迅速被土壤吸附固定，在土壤中難以再遷移。Cr+6毒性大，其毒害程度比Cr3+大100倍。而Cr3+則恰恰相反，Cr3+主要存在于土壤與沉積物中。土壤膠體對三價鉻具有強烈的吸附作用，并隨pH的升高而增強。土壤對六價鉻的吸附固定能力較低，僅有8.5%~36.2%。不過普通土壤中可溶性六價鉻的含量很小，這是因為進入土壤中的六價鉻很容易還原成三價鉻，這其中，有機質起著重要作用，并且這種還原作用隨著pH的升高而降低。值得注意的是，實驗已證明，在pH6.5—8.5的條件下，土壤的三價鉻能被氧化為六價鉻，同時，土壤中存在氧化錳也能使三價鉻氧化成六價鉻，因此，三價鉻轉化成六價鉻的潛在危害不容忽視。

植物對鉻的吸收，95%蓄積于根部。據研究，低濃度Cr+6能提高植物體內酶活性與葡萄糖含量，高濃度時，則阻礙水分和營養向上部輸送，并破壞代謝作用。

鉻對人體與動物也是有利有弊。人體含鉻過低會產生食欲減退等癥狀。而Cr+6具有強氧化作用，對人體主要是慢性危害，長期作用可引起肺硬化、肺氣腫、支氣管擴張，甚至引發癌癥[5]。

2.6.砷

土壤砷污染主要來自大氣降塵、尾礦與含砷農藥，燃煤是大氣中砷的主要來源。通常砷集中在表土層10cm左右，只有在某些情況下可淋洗至較深土層，如施磷肥可稍增加砷的移動性。土壤中砷的形態按植物吸收的難易劃分，一般可分為水溶性砷、吸附性砷和難溶性砷，通常把水溶性砷、吸附性砷總稱為可給性砷，是可被植物吸收利用的部分。土壤中砷大部分為膠體吸收或和有機物絡合——螯合或和磷一樣與土壤中鐵、鋁、鈣離子相結合，形成難溶化合物，或與鐵、鋁等氫氧化物發生共沉。pH和EH值影響土壤對砷的吸附，pH值高，土壤砷吸附量減少而水溶性砷增加；土壤在氧化條件下，大部分是砷酸，砷酸易被膠體吸附，而增加土壤固砷量。隨EH降低，砷酸轉化為亞砷酸，可促進砷的可溶性，增加砷害。植物在生長過程中，吸收有機態砷后可在體內逐漸降解為無機態砷。砷可通過植物根系及葉片的吸收并轉移至體內各部分，砷主要集中在生長旺盛器官。作物根莖葉、籽粒含砷量差異很大，如水稻含砷量分布順序是稻根>莖葉>谷殼>糙米，呈自下而上遞降變化規律。

砷中毒可影響作物生長發育，砷對植物危害的最初癥狀是葉片卷曲枯萎，進一步是根系發育受阻，最后是植物根、莖、葉全部枯死。砷對人體危害很大，在體內有明顯的蓄積性，它能使紅血球溶解，破壞正常的生理功能，并具有遺傳性、致癌性和致畸性等[5]。

3.治理措施

土壤受污染后，蓄積在土壤中的有害物質能遷移到水、空氣和植物中，最終進入人體。土壤污染一旦形成，就會造成長遠的影響，而且難以消除。因此，我們應以“預防為主”，積極做好土壤的保護工作。

土壤污染的防護要采取綜合措施，首先要控制和消除土壤的污染源，同時對已經污染的土壤采取措施，消除土壤中的污染物或控制污染物遷移轉化，使其不能進入食物鏈。

生物防治土壤污染物質可通過生物降解或植物吸收而凈化土壤。如羊齒鐵角蕨屬的一種植物，有較強的吸收土壤重金屬能力，對土壤中鎘的吸收率可達到10%，連種多年可使土壤鎘含量降低50%。

施加抑制劑輕度污染的土壤，施加某種抑制劑，可改變污染物在土壤中的遷移轉化，減少作物吸收，如使用石灰可增加土壤pH，使銅、鋅、汞、鎘等金屬或氫氧化物沉淀。據實驗，施用石灰后稻米含鎘量可降低30%。堿性磷酸鹽可與土壤中的鎘形成磷酸鎘沉淀，對消除鎘污染具有重要意義。

增施有機肥有機膠體和粘土礦物膠體，對土壤中重金屬和農藥有一定吸附力。因此增加土壤有機質，改良砂性土壤，能促進土壤對土壤有毒物的吸附作用，增加土壤容量，提高土壤的自凈能力。

加強水漿管理水稻土壤的氧化還原狀態可影響水稻土中重金屬的遷移轉化。淹水可明顯抑制水稻對鎘、銅、鉛、鋅的吸收，落干將促進水稻的吸收。

客土、深翻被重金屬嚴重污染的土壤，若面積不大，可用客土換土法，對換出土壤要妥善處理，防止次生污染。亦可將污染土壤翻到下層，深埋程度以不污染作物而定。

參考文獻

[1]吳沈春等環境與健康北京人民衛生出版社1982.9 [2]陳炳卿等食品污染與健康北京化學工業出版社.環境科學與工程出版中心2002.7 [3]劉靜玲等環境污染與控制北京化學工業出版社.環境科學與工程出版中心2001.2 [4]胡望鈞等常見有毒化學品環境事故應急處置技術與監測方法北京中國環境科學出版社1993.3 [5]徐厚恩等中國污染物有毒危險性評價北京北京醫科大學.中國協和醫科大學聯合出版社1997.5

第五篇：土壤重金屬污染危害及防治措施

土壤的重金屬污染危害及防治措施

長沙環境保護職業技術學院 周 敏 王安群

地球巖石圈經歷了千百萬年的漫長的地質變化后才形成 了土壤。土壤和人類之間保持著一種自然平衡關系, 土壤和其他 環境因素一樣對人類起作用, 人類活動也可以影響土壤環境, 他 們之間互相依賴、互相制約、緊密地聯系在一起, 人通過生產活 動從自然界取得資源和能量, 再以 “三廢” 形式向土壤系統排放, 造成土壤污染, 然后被植物吸收并在體內積累, 人吃了污染的糧 食、蔬菜等食物后, 重金屬元素就在人體蓄積, 產生各種危害, 所 以充分認識土壤污染及危害, 保護土壤, 防治污染是十分重要的 任務。土壤重金屬污染

在土壤的無機污染物中, 突出表現為重金屬的污染。重金屬不能為土壤微生物所分解, 而易于積累, 轉化為毒性更大的甲基化合物, 甚至有的通過食物鏈以有害濃度在人體內蓄積, 嚴重危害人體健康。土壤重金屬污染物主要有鉛、鎘、汞、砷、鉻、銅、鐵、鋅等, 砷雖不屬于重金屬, 但因其行為與來源及危害都與重金屬相似, 故通常列入重金屬類進行討論。就對植物需要而言, 可分為兩類:一類是植物生長發育不需要的元素, 而對人體健康危害比較明顯, 如鎘、汞、鉛等, 另一類是植物正常發育所需元素, 且對人體又有一定生理功能, 如銅、鋅等, 但過多會發生污染, 妨礙植物生長發育。同種金屬, 由于它們在土壤中存在的形態不同, 其遷移轉化特點和污染性質也不同, 因此在研究土壤中重金屬的危害時, 不 僅要注意它們的總含量, 還必須重視各種形態的含量。汞 土壤的汞污染主要來自于污染灌溉、燃煤、汞冶煉廠和汞制劑廠(儀表、電氣、氯堿工業)的排放。如一個700 兆瓦的熱電站, 每天可排放汞215 公斤, 估計全世界僅由燃煤而排放到大氣中的汞, 一年就有3000 噸左右。含汞顏料的應用、用汞做原料的工廠、含汞農藥的施用等也是重要的汞污染源。汞進入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定, 這主要是土壤的粘土礦物和有機質有強烈的吸附作用, 因此汞容易在表層積累, 并沿土壤的縱深垂直分布遞減。土壤中汞的存在形態有金屬汞、無機態與有機態, 并在一定條件下相互轉化。在正常EH 和PH 范圍內, 汞能以零價狀態存在是土壤中汞的重要特點。植物能直接通過根系吸收汞, 在很多情況下, 汞化合物可能是在土壤中先轉化為金屬汞或甲基汞后才能被植物吸收。無機汞有HgSO

4、Hg(OH)

2、HgCL

2、HgO , 它們因溶解度低, 在土壤中遷移轉化能力很弱, 但在土壤微生物作用下, 轉化為具有劇烈毒性的甲基汞, 也稱汞的甲基化。微生物合成甲基汞在好氧或厭 氧條件下都可以進行。在好氧條件下主要形成脂溶性的甲基汞,可被微生物吸收、積累而轉入食物鏈, 造成對人體的危害;在厭氧有酶催化下, 主要形成二甲基汞, 它不溶于水, 在微酸性環境中, 二甲基汞也可轉化為甲基汞。汞對植物的危害因作物的種類不同而異, 汞在一定濃度下使作物減產, 較高濃度下甚至可使作物死亡。植物吸收和累積與汞的形態有關, 其順序是: 氯化甲基汞 > 氯化乙基汞 > 醋酸苯汞 > 氯化汞 > 氧化汞 > 硫化汞。不同植物對汞吸收能力是: 針葉植物 > 落葉植物;水稻 >玉米 > 高果 > 小麥;葉菜類 > 根菜類 > 果菜類。土壤中汞含量過高, 汞不但能在植物體內累積, 還會對植物產生毒害, 引起植物汞中毒, 嚴重情況下引起葉子和幼蕾掉落。汞化合物侵入人體, 被血液吸收后可迅速彌散到全身各器官, 當重復接觸汞后, 就會引起腎臟損害。鎘 鎘主要來源于鎘礦、冶煉廠。因鎘與鋅同族, 常與鋅共生, 所以冶煉鋅的排放物中必有ZnO、CdO , 它們揮發性強, 以污 染源為中心可波及數千米遠。鎘工業廢水灌溉農田也是鎘污染的重要來源。鎘被土壤吸附, 一般在0-15cm 的土壤層累積, 15cm 以下含量顯著減少。土壤中的鎘以CdCO

3、Cd(PO 4)

2、及Cd(OH)2 的形態存在, 其中以CdCO 3 為主, 尤其是在PH> 7 的石灰性土壤 中, 土壤中的鎘的形態可劃分為可給態和代換態, 它們易于遷移轉化, 而且能被植物吸收, 不溶態鎘在土壤中累積, 不易被植物吸收, 但隨環境條件的改變二者可互相轉化。如土壤偏酸時, 鎘的溶解度增高, 而且在土壤中易于遷移;土壤處于氧化條件下(稻田排水期及旱田)鎘也易變成可溶性, 被植物吸收也多。土壤對鎘有很強的吸著力, 因而鎘易在土壤中造成蓄積。鎘在土壤中吸附遷移還受伴隨離子如Zn2+、Pb2、Cu2+、Fe2+、Ca2+等的影響, 如鋅的存在就可抑制植物對鎘的吸收。

鎘是植物體不需要的元素, 但許多植物均能從水中和土壤

中攝取鎘, 并在體內累積。累積量取決于環境中的鎘的含量和形 態。鎘在植物各部分分布基本上是: 根 > 葉 > 枝的干皮 > 花、果、籽粒。水稻研究表明同樣規律, 即主要在根部累積, 為總 量的8215% , 地上部分僅占1715% , 其順序: 為根 > 莖葉 > 稻 米 > 糙米。

土壤中過量的鎘, 不僅能在植物體內殘留, 而且也會對植物 的生長發育產生明顯的危害。鎘能使植物葉片受到嚴重傷害, 致 使生長緩慢, 植株矮小, 根系受到抑制, 造成生物障礙, 降低產 量, 在高濃度鎘的毒害下發生死亡。

鎘對農業最大的威脅是產生 “鎘米”、“鎘菜” , 人食用這種被 鎘污染的農作物, 則會得骨痛病。另外, 鎘會損傷腎小管, 出現糖 尿病, 鎘還會造成肺部損害, 心血管損害, 甚至還有致癌、致畸、致突變[2 ] 的報道。

鉛 鉛是土壤污染較普遍的元素。污染源主要來自汽油里添 加抗爆劑烷基鉛, 汽油燃燒后的尾氣中含大量鉛, 飄落在公路兩 側數百米范圍內的土壤中。另外礦山開采、金屬冶煉、煤的燃燒 等也是重要的污染源。在礦山、冶煉廠附近土壤含鉛量高達 1500cm? kg 以上[3 ]。隨著我國鄉鎮企業的快速發展,“三廢” 中的鉛也大量進入農田, 一般進入土壤中的鉛在土壤中易與有機物

結合, 不易溶解, 土壤鉛大多發現在表土層, 表土鉛在土壤中幾乎不向下移動。植物對鉛的吸收與積累, 決定于環境中鉛的濃度、土壤條

件、植物的葉片大小和形狀等。植物吸收的鉛主要累積在根部, 只有少數才轉移到地上部分。積累在根、莖和葉內的鉛, 可影響 植物的生長發育, 使植物受害。鉛對植物的危害表現為葉綠素 下降。阻礙植物的呼吸及光合作用。谷類作物吸鉛量較大, 但多 數集中在根部, 莖稈次之, 籽實較少。因此, 鉛污染的土壤所生產 的禾谷類莖稈不易作飼料。

鉛對動物的危害則是積累中毒。鉛是作用于人體各個系統

和器官的毒物, 能與體內的一系列蛋白質、酶和氨基酸內的官能 團絡合, 干擾機體多方面的生化和生理活動, 導致對全身器官產 生危害。

鉻 鉻的污染源主要是鉻電鍍、制革廢水、鉻渣等。鉻在土壤 中主要有兩種價態: Cr 6+ 和Cr 3+。土壤中主要以三價鉻化合物存

在, 當它們進入土壤后, 90%以上迅速被土壤吸附固定, 在土壤 中難以再遷移。Cr 6+ 很穩定, 毒性大, 其毒害程度比Cr 3+ 大100 倍。而Cr 3+ 則恰恰相反, Cr 3+ 主要存在于土壤與沉積物中。土壤

膠體對三價鉻具有強烈的吸附作用, 并隨PH 的升高而增強。土 壤對六價鉻的吸附固定能力較低, 僅有815%—3612%。不過普 通土壤中可溶性六價鉻的含量很小, 這是因為進入土壤中的六 價鉻很容易還原成三價鉻, 這其中, 有機質起著重要作用, 并且 這種還原作用隨著PH 的升高而降低。值得注意的是, 實驗已證 明, 在PH 615—815 的條件下, 土壤的三價鉻能被氧化為六價 鉻, 同時, 土壤中存在氧化錳也能使三價鉻氧化成六價鉻, 因此, 三價鉻轉化成六價鉻的潛在危害不容忽視。

植物對鉻的吸收, 95%蓄積于根部。據研究, 低濃度Cr6+能提高植物體內酶活性與葡萄糖含量, 高濃度時, 則阻礙水分和營 養向上部輸送, 并破壞代謝作用。

鉻對人體與動物也是有利有弊。人體含鉻過低會產生食欲 減退等癥狀。而Cr 6+ 具有強氧化作用, 對人體主要是慢性危害, 長期作用可引起肺硬化、肺氣腫、支氣管擴張, 甚至引發癌癥[5 ]。

砷 土壤砷污染主要來自大氣降塵、尾礦與含砷農藥, 燃煤 是大氣中砷的主要來源。通常砷集中在表土層10cm 左右, 只有 在某些情況下可淋洗至較深土層, 如施磷肥可稍增加砷的移動 性。土壤中砷的形態按植物吸收的難易劃分, 一般可分為水溶性 砷、吸附性砷和難溶性砷, 通常把水溶性砷、吸附性砷總稱為可 給性砷, 是可被植物吸收利用的部分。土壤中砷大部分為膠體吸 收或和有機物絡合——螯合或和磷一樣與土壤中鐵、鋁、鈣離子 相結合, 形成難溶化合物, 或與鐵、鋁等氫氧化物發生共沉。PH 和 EH 值影響土壤對砷的吸附, PH 值高, 土壤砷吸附量減少而 水溶性砷增加;土壤在氧化條件下, 大部分是砷酸, 砷酸易被膠 體吸附, 而增加土壤固砷量。隨EH 降低, 砷酸轉化為亞砷酸, 可 促進砷的可溶性, 增加砷害。植物在生長過程中, 吸收有機態砷 后可在體內逐漸降解為無機態砷。砷可通過植物根系及葉片的 吸收并轉移至體內各部分, 砷主要集中在生長旺盛器官。作物根

莖葉、籽粒含砷量差異很大, 如水稻含砷量分布順序是稻根 >莖葉 > 谷殼 > 糙米, 呈自下而上遞降變化規律。

砷中毒可影響作物生長發育, 砷對植物危害的最初癥狀是

葉片卷曲枯萎, 進一步是根系發育受阻, 最后是植物根、莖、葉全 部枯死。

砷對人體危害很大, 在體內有明顯的蓄積性, 它能使紅血球 溶解, 破壞正常的生理功能, 并具有遺傳性、致癌性和致畸性 等[5 ]。治理措施

土壤受污染后, 蓄積在土壤中的有害物質能遷移到水、空氣 和植物中, 最終進入人體。土壤污染一旦形成, 就會造成長遠的

影響, 而且難以消除。因此, 我們應以 “預防為主” , 積極做好土壤 的保護工作。

土壤污染的防護要采取綜合措施, 首先要控制和消除土壤 的污染源, 同時對已經污染的土壤采取措施, 消除土壤中的污染 物或控制污染物遷移轉化, 使其不能進入食物鏈。

生物防治 土壤污染物質可通過生物降解或植物吸收而凈

化土壤。如羊齒鐵角蕨屬的一種植物, 有較強的吸收土壤重金屬 能力, 對土壤中鎘的吸收率可達到10% , 連種多年可使土壤鎘含 量降低50%。

施加抑制劑 輕度污染的土壤, 施加某種抑制劑, 可改變污

染物在土壤中的遷移轉化, 減少作物吸收, 如使用石灰可增加土

壤PH, 使銅、鋅、汞、鎘等金屬或氫氧化物沉淀。據實驗, 施用石 灰后稻米含鎘量可降低30%。堿性磷酸鹽可與土壤中的鎘形成 磷酸鎘沉淀, 對消除鎘污染具有重要意義。

增施有機肥 有機膠體和粘土礦物膠體, 對土壤中重金屬和農藥有一定吸附力。因此增加土壤有機質, 改良砂性土壤, 能促

進土壤對土壤有毒物的吸附作用, 增加土壤容量, 提高土壤的自 凈能力。

加強水漿管理 水稻土壤的氧化還原狀態可影響水稻土中

重金屬的遷移轉化。淹水可明顯抑制水稻對鎘、銅、鉛、鋅的吸 收, 落干將促進水稻的吸收。

客土、深翻 被重金屬嚴重污染的土壤, 若面積不大, 可用客 土換土法, 對換出土壤要妥善處理, 防止次生污染。亦可將污染 土壤翻到下層, 深埋程度以不污染作物而定。參考文獻

[1 ]吳沈春等 環境與健康 北京 人民衛生出版社 1982.9 [2 ]陳炳卿等 食品污染與健康 北京 化學工業出版社.環境 科學與工程出版中心 2002.7 [3 ]劉靜玲等 環境污染與控制 北京 化學工業出版社.環境 科學與工程出版中心 2001.2 [4 ]胡望鈞等 常見有毒化學品環境事故應急處置技術與監 測方法 北京 中國環境科學出版社 1993.3 [ 5 ]徐厚恩等 中國污染物有毒危險性評價 北京 北京醫科 大學.中國協和醫科大學聯合出版社 1997.5