环境化学论文—典型重金属在农业环境中的迁移转化模型研究

1、典型重金属在农业环境中的迁移转化模型研究重金属元素是一类具有潜在危害的化学污染物，通过污水灌溉、农药和化肥施用、工业“三废”排放以及大气沉降等途径进入生态系统，导致环境质量恶化。重金属在环境中难以降解，易在动物和植物体内积累，通过食物链逐步富集，最后进入人体造成危害，是危害人类最大的污染物。进入环境的重金属经过溶解、沉淀、凝聚、络合、吸附等各种反应，形成了不同形态的重金属。重金属的迁移能力因其形态不同而存在较大差异。相同含量的元素在不同性质的环境中，当环境条件（pH、Eh、有机质、粘粒）发生改变时，可表现出完全不同的形态特征，这又决定了生物有效性和对生态环境的危害程度。因此，研究重金属元素的形

2、态分布特征及其转化因素具有重要意义。1.典型重金属重金属是指密度在4.0以上的约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属元素，但是它们的毒性及某些性质与重金属类似，所以也将砷、硒列入重金属范畴内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷、还包括具有毒性的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等污染物。2. 典型重金属污染的来源和危害重金属是构成地壳的元素、在自然界中分布广泛，而且重金属作为有色金属，在人类生产活动中被广泛应用，污染源遍布，另外重金属大多属于过渡元素，在自然界中有不同价态，具有活性和毒性效应，这是重金属污染的主要特征。重金属对健康的危害首先取

3、决于其化学活性，其次才取决于其含量，而重金属的环境行为、迁移能力和对生物有效性在很大程度上取决于该元素的存在形态。2.1 土壤中重金属的主要来源及危害2.1.1 土壤中重金属的来源土壤中重金属元素主要有自然来源和人为干扰输入两种途径。在自然因素中，成土母质和成土过程对土壤重金属含量的影响很大。在各种人为因素中，则主要包括工业、农业和交通等来源引起的土壤重金属污染。以下主要就受人为作用影响的土壤重金属污染来源进行介绍。2.1.1.1 不同工矿企业对重金属积累的影响工业过程中广泛使用重金属元素，工矿企业将未经严格处理的废水直接排放，使得它们周围的土壤容易富集高含量的有毒重金属。企业排放的烟尘、废气

4、中也含有重金属，并最终通过自然沉降和雨淋沉降进入土壤。矿业和工业固体废弃物在堆放或处理过程中，由于日晒、雨淋、水洗等，重金属极易移动，以辐射状、漏斗状向周围土壤扩散，固体废弃物也可以通过风的传播而使污染范围扩大。2.1.1.2 农业生产活动影响下的土壤重金属污染农业生产，尤其是近代农业生产过程中含重金属的化肥、有机肥、城市废弃物和农药的不合理施用以及污水灌溉等，都可以导致土壤中重金属的污染。重金属元素是肥料中报道最多的污染物质，化肥中品位较差的过磷酸钙和磷矿粉中含有微量的As、Cd重金属元素。与传统的有机肥肥源相比，当前有机肥肥源大多来源于集约化的养殖场，大多使用饲料添加剂。据报道，目前的饲料

5、添加剂中常含有高含量的Cu和Zn，这使得有机肥料中的Cu、Zn含量也明显增加并随着肥料施入农田。许多农用化学品如Cu制剂，含Hg、As的制剂使用后也会使土壤遭受污染。随着规模养殖业的发展，其对周围土壤的污染也越来越严重，其原因是使用的配方饲料中往往添加适当比例的重金属元素，饲料本身也存在被污染的问题，饲料中过量的重金属元素通过所饲养动物排泄到土壤或水域中，或通过有机肥的形式施入农田。2.1.1.3 交通运输对土壤重金属污染的影响交通运输产生的重金属类污染物主要来源于汽车行驶中产生的汽车尾气、轮胎和机械部件磨损污染物、燃料油、润滑油的泄漏及机动车运载货物导致的扬尘，污染元素则主要为Pb、Cu、Z

6、n等元素。它们一般以道路为中心成条带状分布，强度因距离公路、铁路、城市以及交通量的大小有明显的差异。2.1.2土壤中重金属危害土壤的重金属污染具有长期性、累积性和不可逆性等特点，一旦污染就很难消除，而且会通过生物链条传递下去，造成不可逆转的影响。重金属进入植物并且累积到一定程度后就会产生毒害症状，表现出生长受到抑制、植株矮小及失绿等现象，导致农作物减产;土壤污染还会影响生长在其上面的农作物的品质，如蔬菜的味道变差、易烂，甚至出现难闻的异味等，还会在农作物体内造成重金属元素的累积污染，严重影响食品安全。土壤中重金属在植物体内积累，通过食物链进入人体，并且富集，危害人体健康，是主要的致癌元凶之一。

7、2.2 水体中重金属的主要来源及危害2.2.1 水中重金属危害的来源水体中的重金属污染主要来自两部分：自然因素和人为因素。自然因素主要是岩石风化的碎屑产物。在没有人为污染的情况下，水体中的重金属的含量取决于水与土壤、岩石的相互作用，其值一般很低，不会对人体健康造成危害，但导致水体受到重金属污染。人为污染源主要包括采矿冶炼、金属加工、化工、废电池处理、电子、造革和染料、大气干湿沉降、农药和化肥的使用等，都使水体重金属含量急剧升高。城市发展过程中化石燃料的燃烧、采矿和冶炼向环境释放重金属是最主要污染源；金属开采、冶炼导致Pb、Zn、Cd在环境介质中的积累相当高；尾矿渣堆放，随着雨水地表径流进入水体

8、，造成水体中金属污染；各种工业废水和固体废弃物的渗出液直接排入水体，以及被重金属污染的土壤颗粒被地面径流带到水体，使水体中金属含量升高。目前，工业污染和交通污染是重金属污染的主要原因之一，Zn、Al、Ti、Sn主要来自纺织工业，Co、Cr、Cd、Hg来自塑料工业以及Cu、Ni、Cd、Zn、Sb来自微电子业。城市道路雨水径流中富含交通活动所产生的大量石油类、悬浮固体和重金属等污染物，能够对接受水体的水质造成明显的破坏并影响水生生态。2.2.2 水中重金属的危害水体中重金属浓度很小时即产生毒性，具有高度危害性和难治理性，其毒性和稳定性取决于它的存在形态，随水环境条件改变，各种存在形态之间可相互转化

9、，具有形态多变性。重金属离子在自然环境中不能被破坏、来源广、残留时间长、可在微生物作用下转化为毒性更强的金属化合物、能沿着食物链转移富集，有放大作用，最终在人体中累计导致慢性中毒。2.3 大气中重金属的主要来源及危害2.3.1大气中重金属来源大气重金属污染是困扰世界城市环境与发展的严重环境污染之一。大气中重金属来源广泛，其中自然源主要来自土壤尘、浪花、火山爆发等，人为源主要来自化石燃料燃烧、机动车尾气、工业废气排放等。工业生产如金属冶炼厂、火力发电厂以及各种化学工业产生大量含有重金属的颗粒物，通过风的输送使得重金属物质从工厂区扩散至周围地区。在风力的运输过程中，多数重金属物质发生化学转化，生成

10、毒性更强的二次污染物。这既扩大了污染范围，又加重了危害。同时，大气中的重金属可以通过自然沉降和雨水淋溶作用进入土壤和水体，产生交叉污染。道路交通的重金属污染源呈带状分布，主要来自含铅汽油和汽车轮胎磨损产生的含锌、铜、铁等粉尘。近年来由于机动车尾气排放量的迅猛增加， 城市大气中以Pb、Cd、Cu、Zn为代表的重金属污染物含量急剧上升，在一些重工业和发达城市地区表现尤为明显。这些重金属物质不断地进入大气，不可避免地造成大气重金属污染。2.3.2 大气中重金属危害人为源是大气中重金属的主要来源，重金属污染物进入大气后，吸附在颗粒物表面被人体直接吸入，或进行长程传输及通过干湿沉降回到地表，污染水体、土

11、壤，改变地球化学循环，继而通过生物链富集，影响人类健康。在不同的区域，大气中有毒重金属含量的变化与人类某些疾病有着一定的关系。龙潭等研究发现，大气中重金属含量的增加可导致高血压、心脏病发病率的上升。吴涛等指出，燃烧石油和煤炭使得环境中钒的含量增加，钒含量的增加与某些癌症的死亡率有着相关性。大气颗粒物越小，则越能携带更多污染物。大气悬浮颗粒物中的PM10和PM2.5可以通过呼吸系统进入人体肺部组织，尤其是PM2.5。它不但含有较多的重金属污染物，而且含有多种致癌的持久性有机污染物。它与重金属物质的协同作用可以产生很强的协同毒理作用，危害人体健康。这一方面的探索已逐渐成为大气重金属污染物催化与协同

12、作用的研究热点。3.重金属存在状态3.1典型重金属在土壤中存在状态3.1.1 影响土壤中典型重金属存在状态的因素.1 土壤理化性质土壤的理化性质通过影响重金属在土壤中的存在形态而影响重金属的生物有效性。土壤的理化性质主要包括pH值、土壤质地、土壤氧化还原电位、有机质含量、CEC等。1.1.1 pH值pH值的大小显著影响土壤中重金属的存在形态川和土壤对重金属的吸附量田。由于土壤胶体一般带负电荷，而重金属在土壤一农作物系统中大都以阳离子的形式存在，因此， 一般来说，土壤pH值越低，H+越多，重金属被解吸的越多，其活动性就越强，从而加大了土壤中的重金属向生物体内迁移的数量。但对部分主要以阴离子状态存

13、在的重金属来说，情况正好相反。如As，在土壤中，砷主要是通过阴离子交换机制而被专性吸附，当体系的PH值升高时，有利于砷的解吸困。大量的试验证明，pH值升高，土壤对重金属的吸附量增加。如在pH7.5时，94%以上的水溶态镉进人土壤中，这时的镉主要以粘土矿物和氧化物结合态及残留态形式存在。1，1.2 土壤质地土壤质地影响着土壤颗粒对重金属的吸附。一般来说，质地粘重的土壤对重金属的吸附力强，降低了重金属的迁移转化能力。随着土壤质地从砂变粘，土粒对汞的吸收率呈规律性减少。1.1.3 氧化还原电位土壤的氧化还原电位影响重金属的存在形态，从而影响重金属化学行为、迁移能力及对生物的有效性。一般来说，在还原条

14、件下，很多重金属易产生难溶性的硫化物，而在氧化条件下，溶解态和交换态含量增加。Cd、As是难溶物质，而在氧化条件下的Cd溶解度要大得多。但主要以阴离子状态存在的砷的情况正相反，对砷而言，在还原条件下，一方面，As6+被还原为As3+，而亚砷酸盐的溶解度大于砷酸盐，从而增加了土壤溶液中的As浓度，使As的迁移能力增强，另一方面，与砷酸盐结合的Fe3+被还原为Fe2+，使与Fe3+结合的砷酸盐溶解。对某些重金属来说，在不同的氧化还原电位条件下，有不同的价态，其化合物的溶解度和毒性显著不同。如Cr3+是农作物所需要的微量元素，但其化合物的溶解度较低，而Cr6+对农作物来说，是有毒元素，其化合物的溶解

15、度也较大。1.1.4 土壤中有机质含量土壤中的有机质含量影响土壤颗粒对重金属的吸附能力和重金属的存在形态，有机质含量高的土壤有较高的CEC，它们对重金属的吸附能力高于有机质含量低的土壤。对于有机质含量是否影响重金属在土壤中的存在形态却有不同的观点。朱燕婉等人的研究表明，土壤中各种元素的含量都与有机质含量呈正相关，但重金属各组分占全量的比例一般与有机质含量的大小没有密切关系图。武少兴等人的研究表明，土壤剖面中，水溶态硒含量随剖面深度的增加而迅速降低，与有机质变化趋势一致。3.1.2典型重金属土壤中的存在状态重金属形态是指重金属的价态、化合态、结合态和结构态四个方面，即某一重金属元素在环境中以某种

16、离子或分子存在的实际形式。重金属可以因形态中某一个或几个方面不同而表现出不同的毒性和环境行为，尤其是重金属在土壤和沉积层中的形态更具有重要意义，因为土壤和沉积层媒质理化性质非常复杂，和重金属可以发生多种类型的反应和作用。因此土壤和沉积层中重金属的形态分析也成为环境土壤学中的一个重要内容。对于重金属形态，目前还没有统一的定义及分类方法。常见土壤和沉积层中重金属形态分析方法有以下几种：Tessier等将沉积物或土壤中重金属元素的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁-锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态5种形态：Cambrell认为土壤和沉积物中的重金属存在7种形态，即水溶态、易交换态、无机化合物沉淀

17、态、大分子腐殖质结合态、氢氧化物沉淀吸收态或吸附态、硫化物沉淀态和残渣态；Shuman将其分为交换态、水溶态、碳酸盐结合态、松结合有机态、氧化锰结合态、紧结合有机态、无定形氧化铁结合态和硅酸盐矿物态8种形态；为融合各种不同的分类和操作方法，欧洲参考交流局(The Community Bureau of Refer-ence)即BCR法提出了较新的划分方法，将重金属的形态分为4种，即酸溶态(如碳酸盐结合态)、可还原态(如铁锰氧化物态)、可氧化态(如有机态)和残渣态，所用提取方法称为BCR提取法。以上几种土壤重金属的形态分析方法中共有的或是比较重要的形态的定义如下：1)可交换态重金属是指吸附在粘土

18、、腐殖质及其它成分上的金属，对环境变化敏感，易于迁移转化，能被植物吸收。可交换态重金属反映人类近期排污影响及对生物毒性作用。2)碳酸盐结合态重金属是指土壤中重金属元素在碳酸盐矿物上形成的共沉淀结合态。对土壤环境条件特别是pH值最敏感，当pH值下降时易重新释放出来而进入环境中。相反，pH值升高有利于碳酸盐的生成。3)铁锰氧化物结合态重金属一般是以矿物的外囊物和细粉散颗粒存在，活性的铁锰氧化物比表面积大，吸附或共沉淀阴离子而成。土壤中pH值和氧化还原条件变化对铁锰氧化物结合态有重要影响，pH值和氧化还原电位较高时，有利于铁锰氧化物的形成。铁锰氧化物结合态则反映人文活动对环境的污染。4)有机结合态重

19、金属是土壤中各种有机物如动植物残体、腐殖质及矿物颗粒的包裹层等与土壤中重金属鏊合而成。有机结合态重金属反映水生生物活动及人类排放富含有机物的污水的结果。5)残渣态重金属一般存在于硅酸盐、原生和次生矿物等土壤晶格中，是自然地质风化过程的结果，在自然界正常条件下不易释放，能长期稳定在沉积物中，不易为植物吸收。残渣态结合的重金属主要受矿物成分及岩石风化和土壤侵蚀的影响。3.2典型重金属水体中存在状态3.2.1 影响典型重金属水体中存在状态的因素重金属污染物进入水体后，以悬浮态被径流水所携带，吸附在矿物碎粒、氧化的碳酸盐或氢氧化物沉淀、腐殖质上以及与含水的氧化铁、氧化锰形成共沉淀。然后，悬浮物随水迁移

20、，重金属在悬浮物和水体间处于平衡和亚平衡状态。在不同的水力学作用及物化过程中，部分通过絮凝作用沉降到水底形成沉积物。当环境条件发生改变，沉积物则通过溶解、络合、水解等物化过程重新进入水中，形成二次污染。影响迁移和富集的因素很多，其中既包括元素自身性质(价态和形态)等内部因素，也包括一些影响元素迁移的外部条件，如：水体性质、有机物、温度、pH 值和氧化还原电位等。(1)pH 值的影响：天然水体的pH值通常在6.5-8.5之间，在弱酸性-弱碱性之间。pH 值的变化能够影响元素的价态和迁移能力，往往会导致一些元素的溶解和沉淀，从而对元素的迁移和富集产生影响。有研究表明，在酸性区，沉积物中的重金属释放

21、率随pH值的升高而迅速降低，转折点一般在pH=45；在碱性区，其释放率随pH 值的升高而略有升高；在中性区，释放率一般很低。这是因为重金属元素在酸性区释放主要是解吸作用和沉淀的溶解作用，而在碱性区一般认为是由于有机质的分解使与之结合的重金属重新释放出来。(2)Eh和溶解氧的影响：溶解氧的含量能影响水体中氧化还原电位，水环境的氧化还原状态会改变重金属的形态和溶解度，从而影响其毒性和迁移能力。(3)温度：温度作为水环境中基本物理量，对重金属的吸附-解析、沉淀-溶解、氧化还原、络合、螯合等一系列化学和物理化学过程都有不同程度的影响。重金属在固体颗粒上的吸附-解吸过程中，由于吸附为放热过程，而解吸为吸

22、热过程，温度升高一般有利于重金属的物理解吸；对于离子交换吸附，由于表面电荷几乎不随温度变化，所以离子交换吸附产生的重金属释放作用基本不受温度的影响。总的来说，温度升高有利于沉积物中重金属的释放，如在夏季，河流沉积物、悬浮物将向水体释放出更多的重金属。（4）离子强度：离子强度对重金属离子解吸-吸附的影响是由于离子浓度的增加将会与重金属离子竞争吸附点位，溶液中离子强度的增加将降低溶液的活化系数，从而降低重金属的吸附；另外，较高的离子强度对吸附剂表面双电层的压缩将使其解体，从而提高重金属离子的解吸几率。在较低的pH条件下，随着离子强度的增加，重金属在粘土矿物上的吸附量会增加，而腐殖质在矿物上的吸附量

23、减少；在较高的pH 值条件下，随着离子强度的增加被吸附的腐殖质水力厚度将被压缩而减小，因此得到最终结果是利于重金属离子向内层的渗透，直接被吸附于矿物上。(5)有机质含量：有机质一般包覆于沉积物表面，并且有机质的吸附活性很高，能增加沉积物中重金属的释放量。3.2.2典型重金属水体中的存在状态水体中重金属存在形态首先分为溶解态和颗粒态(包括悬浮于水相的悬浮颗粒态和底泥的沉积颗粒态)。溶解态是指水样以0.45mm滤膜过滤、酸化后测得的重金属总量(水相)。溶解态包括不经酸化而直接测得的游离态、络合态和有机态。采用Tessier等人提出的逐级化学提取法可将颗粒态重金属分为离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰水

24、合氧化物结合态、有机一硫化物结合态和残渣态。各种存在形态结合强度不同，其稳定性亦不同，生物效应绝然不同，对环境变化最繁感、最易被生物吸收的是离子交换态(可代换态)；其次是在PH变化时较易重新释放进入水体的碳酸盐结合态；铁锰水合氧化物结合态(简称铁锰氧化态)，在环境变化时会部分释放，对生物有潜在有效性；有机一硫化物结合态不易被生物吸收利用；残渣态主要来源于天然矿物，稳定存在于矿物晶格里，对生物无效应，所以也称惰性态。考虑到重金属的生物效应，可将沉积物中重金属各种形态分为易可给态(离子交换态)、中等可给态(碳酸盐结合态、铁锰氧化态)和惰性态(有机质和硫化物结合态、残渣态)。笔者对包头市昆河下游沉积

25、物中重金属形态分布研究表明，河水中Cu、Pb、Zn主要以悬浮颗粒态为主(占总量的95%)，溶解态很少，在水流中沉积于河床底，降低了Pb、Zn在污水灌溉中的毒性。从沉积物中Cu、Pb、Zn的存在形态分析可看出，沉积物中Cu-228、Pb-636、Zn-3182(总量，单位：mg/kg)与农用污泥中污染物标准相比，锌已超标，铅含量也较高；与天然水体沉积物中Cu、Pb、Zn 背景值相比，Zn已有明显积累。从各形态分布来看，易可给态占总量百分率为：Pb-14.83%、Cu-11.73%、Zn-5.23%；中等可给态为：Pb-54.65%、Zn-42.81%、Cu-22.84%；惰性态为：Cn-65.4

26、3%、Zn-51.92%、Pb-30.53%。从以上三类形态而言，各种金属占总量的百分比次序为：易可给态：PbCuZn，中等可给态：PbZuCn，惰性态：CuZuPb由此可见，从生物效应来看，铅的污染是不可忽视的，要进一研究铅在土壤中的形态分布，以探求治理铅污染的目标和途径。3.3典型重金属大气中存在状态3.3.1 影响典型重金属大气中存在状态的因素PH值是影响大气中重金属元素存在形态的重要因素之一。当大气环境条件发生变化时，颗粒物表面上的重金属元素将会以不同的存在形态而溶出，具有潜在生态危害性。冯素萍等和周琳等分别研究了济南和成都降尘中重金属元素的形态及其在模拟酸雨下的溶出规律，发现随模拟溶

27、液值PH降低，重金属元素的释放强度显著提高。重金属元素在环境和生物体内的溶解、吸收很大程度上取决于其环境活性和生物有效性，而生物有效性主要决定于其可溶性尤其是水可溶性）。形态不同，重金属元素的环境活性和生物有效性也就各不相同。了解沉降中重金属的形态特征对于评价其生物有效性、环境化学行为、地球化学循环迁移特性，以及人类健康的影响都有非常重要的作用。3.3.2典型重金属大气中存在状态大气中的重金属元素主要以大气颗粒物与大气水为重要载体，以不同的化学形态进入城市环境生态系统。Hlavay等将大气颗粒物中的金属分为环境可迁移态、碳酸盐和氧化物态、有机结合态和硅酸盐结合态。赵美萍把重金属的形态分为：溶解

28、态和难溶态；无机态和有机态；离子态和络合态；氧化态和还原态；李显芳等采用序列提取的方法把铅的总量分成环境可迁移态、碳酸盐和氧化物态、有机质和残渣态3个分量；Fernandez从人体生理环境考虑设计分析方案，研究了城市细颗粒物中11种痕量金属的形态分布。已有研究表明，尽管各重金属化学形态分布与粒径的关系各有其独自特征，但总体上仍表现为颗粒越小，环境活性越大的特点。4 典型重金属迁移转化模型4.1典型重金属在土壤迁移转化4.1.1 土壤中主要重金属污染物的迁移转化污染物在环境中所发生的空间转移及其引起的富集、分散和消失的过程称为污染物的迁移；而污染物在环境中通过物理、化学或生物的作用改变存在形态或

29、转变为另一种物质的过程称为污染物的转化。迁移和转化常常是相伴进行的。土壤中2个最活跃的组分是微生物和土壤胶体，它们对污染物的迁移转化及生物降解有重要的作用。重金属污染物的迁移能力很大程度上由它们的化学形态和结合状态所决定。重金属向植物体内转移的过程与重金属的种类、价态、存在形式以及土壤和植物的种类、特性有关，这些都决定了各种重金属的生物有效性和对生态环境的危害程度不同。如离子态的镉可被植物吸收，经食物链对人体造成危害，非水溶性或难溶性的镉化合物不易迁移，也不易被植物所吸收。4.1.1.1 镉的迁移转化由于土壤的强吸附作用，镉很少发生向下的再迁移而累积于土壤表层。在降水的影响下，土壤表层的镉的可

30、溶态部分随水流动就可能发生水平迁移，进入界面土壤和附近的河流或湖泊而造成次生污染。土壤中水溶性镉和非水溶镉在一定的条件下可相互转化，其主要影响因素为土壤的酸碱度、氧化还原条件和碳酸盐的含量。土壤中的镉非常容易被植物所吸收。土壤中镉的含量稍有增加，就会使植物体内镉的含量相应增高。在被镉污染的水田中种植的水稻其各器官对镉的浓缩系数按根杆枝叶鞘叶身稻壳糙米的顺序递减。镉在植物体内可取代锌，破坏参与呼吸和其他生理过程的含锌酶的功能，从而抑制植物生长并导致其死亡。与铅、铜、锌、砷及铬等相比较，土壤中镉的环境容量要小得多，这是土壤镉污染的一个重要特点。4.1.1.2 汞的迁移转化汞是有毒元素。土壤中的汞常

31、以零价(单质汞)、无机化合态汞和有机化合态汞形式存在. 除甲基汞、HgCl2、Hg(NO3)2外，大多数为难溶化合物，甲基汞和乙基汞的毒性在含汞化合物中最强。土壤中汞的迁移转化主要有如下几种途径：(1)土壤中汞的氧化还原，土壤中的汞有三种价态形式：Hg、Hg2+和Hg22+。汞的三种价态在一定的条件下可以相互转化，二价汞和有机汞在还原条件下的土壤中可以被还原为零价的金属汞。金属汞可挥发进入大气环境，而且会随着土壤温度的升高，其挥发的速度加快，土壤中的金属汞可被植物的根系和叶片吸收。(2)土壤胶体对汞的吸附，土壤中的胶体对汞有强烈的表面吸附(物理吸附)和离子交换吸附作用。从而使汞及其他微量重金属

32、从被污染的水体中转入土壤固相。(3)配位体对汞的配合螯合作用，土壤中配位体与汞的配合螯合作用对汞的迁移转化有较大的影响，OH-、C1-对汞的配合作用能提高汞化合物的溶解度。土壤中的腐殖质对汞离子有很强的螯合能力及吸附能力。4)汞的甲基化作用，在土壤中的嫌气细菌的作用下，无机汞化合物可转化为甲基汞(CH3Hg+)和二甲基汞(CH3)2Hg。当无机汞转化为甲基汞后，随水迁移的能力就会增大。由于二甲基汞(CH3)2Hg的挥发性较强，而被土壤胶体吸附的能力相对较弱，因此二甲基汞较易进行气迁移和水迁移。汞的甲基化作用还可在非生物的因素作用下进行，只要有甲基给予体，汞就可以被甲基化。铬是人类和动物的必需元

33、素，但其浓度较高时对生物有害。 4.1.1.3 铬的迁移转化土壤中的铬多为难溶性化合物，其迁移能力一般较弱，而含铬废水中的铬进入土壤后，也多转变为难溶性铬，故通过污染进入土壤中的铬主要残留积累于土壤表层。铬在土壤中多以难溶性且不能被植物所吸收利用的形式存在。因而铬的生物迁移作用较小，故铬对植物的危害不像Cd、Hg等重金属那么严重。有研究结果表明，植物从土壤溶液中吸收的铬，绝大多数保留在根部，而转移到种子或果实中的铬则很少。4.1.1.4 砷的迁移转化砷是类金属元素，不是重金属。但从它的环境污染效应来看，常把它作为重金属来研究。砷主要以正三价和正五价存在于土壤环境中。其存在形式可分为水溶性砷、吸

34、附态砷和难溶性砷。三者之间在一定的条件下可以相互转化。当土壤中含硫量较高且在还原性条件下，可以形成稳定的难溶性As2S3。在土壤嫌气条件下，砷与汞相似，可经微生物的甲基化过程转化为二甲基砷(CH3)2AsH之类的化合物，由于土壤中砷主要以非水溶性形式存在，因而土壤中的砷，特别是排污进入土壤的砷，主要累积于土壤表层，难于向下移动。一般认为，砷不是植物、动物和人体的必需元素。但植物对砷有强烈的吸收积累作用，其吸收作用与土壤中砷的含量、植物品种等有关。砷在植物中主要分布在根部。在浸水土壤中生长的作物，砷含量较高。4.1.1.5 铅的迁移转化铅是人体的非必需元素。土壤中铅的污染主要是通过空气、水等介质

35、形成的二次污染。铅在土壤中主要以二价态的无机化合物形式存在，极少数为四价态。多以Pb(OH)2、PbCO3或Pb3(PO4)2 等难溶态形式存在，故铅的移动性和被作物吸收的作用都大大降低。在酸性土壤中可溶性铅含量一般较高，因为酸性土壤中的H+可将铅从不溶的铅化合物中溶解出来。植物吸收的铅是土壤溶液中的可溶性铅。绝大多数积累于植物根部，转移到茎叶、种子中的很少。植物除通过根系吸收土壤中的铅以外，还可以通过叶片上的气孔吸收污染空气中的铅。4.2典型重金属在水体迁移转化重金属污染物，进入水中主要通过沉淀溶解、氧化还原、配合络合、胶体形成、吸附解析等一系列化学作用迁移转化，参与和干扰各种环境化学过程和

36、物质循环，最终以一种或多种形态长期存留在环境中，造成永久性的潜在危害。重金属在水体中的迁移转化可以概括为三种类型：(1)机械迁移和转化。重金属的机械迁移和转化是指重金属污染物被水流或气流机械搬运而引起的空间位置的移动和存在形态的转化，其主要形式是重金属被包含于矿物颗粒或有机胶体内，或者被吸附于无机、有机悬浮物上、随水流动而被迁移转化。也有随空气而运动的，如元素汞可转化为汞蒸汽扩散。(2)物理-化学迁移和转化。重金属的物理-化学迁移和转化是指重金属通过吸附与解吸、沉淀与溶解、氧化与还原、络合、鳌合、水解等一系列物理化学作用而实现的迁移和转化。这些过程决定了重金属在水中存在的形态，积累的状况和潜在

37、危害程度，是重金属在水中最重要的运动形态。(3)生物迁移和转化。重金属的生物迁移和转化是指重金属通过生物体的新陈代谢、生长、死亡等过程所进行的迁移，主要是指植物通过根系从底泥中吸收某些化学形态的重金属，并在其体内积累起来。这种含有一定量重金属的植物如被动物或人体食用，就有可能通过食物链造成对人体健康的危害。所有重金属均能通过生物体迁移、富集，并随着食物链的相互作用造成。4.3典型重金属在空气迁移转化迁移是空间位置的变化，而转化则是化学形态的改变。大气重金属物质主要借助风力作用进行迁移，干湿沉降作用使得重金属物质进入土壤和水体中，并且通过生物食物链的传递与富集作用危害人类健康。大气重金属是向生态

38、系统中输入与富集重金属最重要的外源因子之一。陈甫华等探讨了大气重金属在大气和天然湖水表面间的迁移，指出基于不同的大气重金属沉降速率，通过分析大气重金属向水体表层迁移的滞留时间和迁移浓度估算部分重金属的气水迁移通量。在模拟酸雨和湖水2种浸泡的条件下，不同重金属的可交换态、铁锰氧化结合态、有机化合态、溶解态和残渣态的含量会发生明显的迁移改变，表明在不同的氧化还原条件下重金属的化学形态可发生转化。5.1重金属在土壤环境（固、液、气三相）中迁移转化模型重金属在土壤环境（固、液、气三相）中的迁移、转化主要是由土壤水运移及重金属与土粒间的各种物理、化学吸附引起的，当然，土壤的类型、孔隙率、含水率等亦会对重

39、金属的迁移、转化有很大的影响。假定下包气带土壤为均匀的多孔介质，水流为稳态条件，考虑推流、弥散及重金属与土壤介质的吸附一解吸作用,则迁移、转化模型为： Ct = D2CZ2 - VCZ - nSt (1)式中,C重金属在液相中的浓度；t时间；n土壤有效孔隙率；Z垂向坐标；土壤干容重；S重金属在固相中的含量(即土壤吸附量)；D弥散系数；V水的平均空隙流速。当重金属浓度不高时，其吸附适合线性模型，即： S=KdC (2)式中，Kd吸附分配系数，L/kg或cm3/g.此时，式（1）可以简化为 RCt = D2CZ2 - VCZ (3)式中，R迟滞因子，定义为：R=1+nKd5.2重金属在水中迁移转化

40、模型研究重金属污染物进入水体后由于水体中悬浮物的吸附作用，大部分从水相转移至悬浮物中随之迁移，当悬浮物负荷量超过其搬用能力时就逐步沉降下来，蓄积在沉积物中。水环境条件等因素改变时，重金属又可能再次释放，重新进入水体中。由此可见，重金属在水体中的迁移转化是一个复杂的过程，包括了水体中的各种物理、化学及生物反应，并且其中有些过程是可逆的，所以在研究重金属在水体中的迁移转化规律时，必须综合考虑各过程以及主要影响因素。在重金属迁移转化中有两个环节是十分重要的：重金属被吸附，这是重金属污染物沉降的前提条件。重金属如何被吸附，吸附量和吸附速率受哪些因素的影响，都直接关系到重金属能否很快的迁移到沉积物中；重

41、金属的释放。重金属从悬浮物或沉积物中重新释放，造成二次污染，对其释放规律和影响因素的研究十分必要。天然水体中，悬浮物、沉积物、泥沙性质、温度、Ph、离子强度分别对重金属吸附产生影响，当要综合分析它们对重金属吸附过程的影响时，人们发现可用三种等温吸附模式， 即Henry型、Langmuir 型和Freundich 型，来描述重金属的吸附过程，三种吸附模式分别有不同的适用条件。吸附等温式和吸附动力学方程是三种模式的数学表达形式，其中，吸附等温式是在温度固定条件下表达重金属平衡吸附量和水相平衡浓度之间关系的数学式，根据这种关系绘制的曲线称为吸附等温线，通过该曲线可以研究两者之间的相关关系。吸附动力学

42、方程描述的重金属吸附量随时间的变化过程， 主要通过分析吸附和解吸速率来实现。5.2.1 Henry 型适合于研究重金属污染很低时的吸附情况。吸附动力学方程dN/dt=k1C-k2N （1）吸附等温式 =keC1n （2）式中：k1为吸附速率系数；k2为解吸速率系数；k3为吸附解吸系数常数 （=k1/k2）；为平衡吸附量；为水相平衡浓度。由式（1）可见和水相重金属浓度C 成正比，与吸附量N 成反比；式（2）表明，吸附平衡时，平衡吸附量和水相平衡浓度成正比例。5.2.2 Freundich 型该模式限于中等浓度的情况。吸附动力学方程 dN/dt=k1Cn-k2N （3）吸附等温式 =kbC1n （

43、4）式中kb和n 为常数， 没有明确的物理意义，k1、k2、C同上。5.2.3 Langmuir 型该模式适合于研究高浓度的重金属吸附情况。吸附动力学方程 dN/dt=k1C（b-N）-k2N (5)吸附等温式 =b Ck+N (6)式中N、C、意义同上；b 为吸附达到饱和时的最大极限吸附量；k 值为吸附系数，相当于吸附量1/2 时的水相平衡浓度（=k2/k1）。式（5）表明吸附速率和水相浓度C 及剩余吸附能力（b-N）的乘积成正比，与吸附量N 成反比。6 典型重金属修复措施6.1土壤中典型重金属目前土壤重金属污染土壤的治理途径主要体现在以下3个方面：降低土壤中浓度；降低在土壤中的迁移性；清除

44、土壤中。污染土壤的修复措施很多，从原理上可以分为物理修复、化学修复、生物修复和农艺修复四大类。6.1.1物理修复物理修复（经典和传统方法）包括客土、换土、翻土及去表土法，电化学法，淋洗法，热处理法。客土是在污染土壤上，加入未污染的新土；换土是将污染的土壤移去，换上未污染的新土；翻土是将污染土壤翻至下层；去表土是将污染的表土移去。深耕翻土常用于轻度污染的土壤，而客土和换土多用于重污染区。通过这些措施，可以降低土壤中锌的含量，减少过量的锌对土壤-植物系统产生毒害，从而使农产品达到食品卫生标准。物理工程措施治理效果最为显著、稳定，是一种治本措施，而且适应性广，但投资大，存在二次污染和肥力降低问题，适于小面积的重度污染土壤的治理。6.1.2化学修复化学修复是通过对土壤中的重金属进行吸附、溶解、沉淀、氧化还原、络合螯合等来降低土壤中重金属迁移性或生物有效性的方法。常用的重金属污染土壤化学修复技术主要包括固化法、稳定化法、淋洗法、改良法。固化法是指通过向土壤中添加固化剂，在固化剂的作用下形成渗透性较低的固体混合物，将重金属封存在固化物中，从而降低重金属元素在土壤中的迁移性。