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