地球巖石圈經(jīng)歷了千百萬年的漫長的地質(zhì)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(guān)系, 土壤和其他
        環(huán)境因素一樣對人類起作用, 人類活動也可以影響土壤環(huán)境, 他
        們之間互相依賴、 互相制約、 緊密地聯(lián)系在一起, 人通過生產(chǎn)活
        動從自然界取得資源和能量, 再以 “三廢” 形式向土壤系統(tǒng)排放,
        造成土壤污染, 然后被植物吸收并在體內(nèi)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(chǎn)生各種危害, 所
        以充分認(rèn)識土壤污染及危害, 保護(hù)土壤, 防治污染是十分重要的
        任務(wù)。
        1 土壤重金屬污染
        在土壤的無機(jī)污染物中, 突出表現(xiàn)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(zhuǎn)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(nèi)蓄積, 嚴(yán)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(jìn)行討論。就對植物需要而言, 可分為兩類:一類是植物生長發(fā)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(fā)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(fā)生污染, 妨礙植物生長發(fā)育。同種金屬, 由于它們在土壤中存在的形態(tài)不同, 其遷移轉(zhuǎn)化特點(diǎn)和污染性質(zhì)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(tài)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(yè))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(yīng)用、 用汞做原料的工廠、 含汞農(nóng)藥的施用等也是重要的汞污染源。汞進(jìn)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(jī)質(zhì)有強(qiáng)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(tài)有金屬汞、 無機(jī)態(tài)與有機(jī)態(tài), 并在一定條件下相互轉(zhuǎn)化。在正常EH 和PH 范圍內(nèi), 汞能以零價狀態(tài)存在是土壤中汞的重要特點(diǎn)。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(zhuǎn)化為金屬汞或甲基汞后才能被植物吸收。無機(jī)汞有HgSO 4、 Hg (OH) 2、 HgCL 2、 HgO , 它們因溶解度低, 在土壤中遷移轉(zhuǎn)化能力很弱, 但在土壤微生物作用下, 轉(zhuǎn)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(jìn)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(zhuǎn)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(huán)境中, 二甲基汞也可轉(zhuǎn)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(chǎn), 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(tài)有關(guān), 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(nèi)累積, 還會對植物產(chǎn)生毒害, 引起植物汞中毒, 嚴(yán)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(dāng)重復(fù)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(fā)性強(qiáng), 以污
        染源為中心可波及數(shù)千米遠(yuǎn)。鎘工業(yè)廢水灌溉農(nóng)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(tài)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(tài)可劃分為可給態(tài)和代換態(tài), 它們易于遷移轉(zhuǎn)化, 而且能被植物吸收, 不溶態(tài)鎘在土壤中累積, 不易被植物吸收, 但隨環(huán)境條件的改變二者可互相轉(zhuǎn)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(qiáng)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(nèi)累積。 累積量取決于環(huán)境中的鎘的含量和形
        態(tài)。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(guī)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(nèi)殘留, 而且也會對植物
        的生長發(fā)育產(chǎn)生明顯的危害。 鎘能使植物葉片受到嚴(yán)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(chǎn)
        量, 在高濃度鎘的毒害下發(fā)生死亡。
        鎘對農(nóng)業(yè)最大的威脅是產(chǎn)生 “鎘米” 、 “鎘菜” , 人食用這種被
        鎘污染的農(nóng)作物, 則會得骨痛病。 另外, 鎘會損傷腎小管, 出現(xiàn)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(cè)數(shù)百米范圍內(nèi)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(dá)
        1500cm? kg 以上[3 ]
        。隨著我國鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)的快速發(fā)展,“三廢” 中的鉛也大量進(jìn)入農(nóng)田, 一般進(jìn)入土壤中的鉛在土壤中易與有機(jī)物
        結(jié)合, 不易溶解, 土壤鉛大多發(fā)現(xiàn)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(huán)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(shù)才轉(zhuǎn)移到地上部分。積累在根、 莖和葉內(nèi)的鉛, 可影響
        植物的生長發(fā)育, 使植物受害。鉛對植物的危害表現(xiàn)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(shù)集中在根部, 莖稈次之, 籽實(shí)較少。 因此, 鉛污染的土壤所生產(chǎn)
        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(tǒng)
        和器官的毒物, 能與體內(nèi)的一系列蛋白質(zhì)、 酶和氨基酸內(nèi)的官能
        團(tuán)絡(luò)合, 干擾機(jī)體多方面的生化和生理活動, 導(dǎo)致對全身器官產(chǎn)
        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(tài): Cr
        6+
        和Cr
        3+
        。 土壤中主要以三價鉻化合物存
        在, 當(dāng)它們進(jìn)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(wěn)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(qiáng)烈的吸附作用, 并隨PH 的升高而增強(qiáng)。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?yàn)檫M(jìn)入土壤中的六
        價鉻很容易還原成三價鉻, 這其中, 有機(jī)質(zhì)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(shí)驗(yàn)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(zhuǎn)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(jù)研究, 低濃度Cr6+能提高植物體內(nèi)酶活性與葡萄糖含量, 高濃度時, 則阻礙水分和營
        養(yǎng)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(chǎn)生食欲
        減退等癥狀。而Cr
        6+
        具有強(qiáng)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(kuò)張, 甚至引發(fā)癌癥[5 ]
        。
        砷 土壤砷污染主要來自大氣降塵、 尾礦與含砷農(nóng)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(tài)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(jī)物絡(luò)合--螯合或和磷一樣與土壤中鐵、 鋁、 鈣離子
        相結(jié)合, 形成難溶化合物, 或與鐵、 鋁等氫氧化物發(fā)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(zhuǎn)化為亞砷酸, 可
        促進(jìn)砷的可溶性, 增加砷害。植物在生長過程中, 吸收有機(jī)態(tài)砷
        后可在體內(nèi)逐漸降解為無機(jī)態(tài)砷。砷可通過植物根系及葉片的
        吸收并轉(zhuǎn)移至體內(nèi)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(guī)律。
        砷中毒可影響作物生長發(fā)育, 砷對植物危害的最初癥狀是
        葉片卷曲枯萎, 進(jìn)一步是根系發(fā)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(nèi)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 ]
        。
        2 治理措施
        土壤受污染后, 蓄積在土壤中的有害物質(zhì)能遷移到水、 空氣
        和植物中, 最終進(jìn)入人體。土壤污染一旦形成, 就會造成長遠(yuǎn)的
        影響, 而且難以消除。 因此, 我們應(yīng)以 “預(yù)防為主” , 積極做好土壤
        的保護(hù)工作。
        土壤污染的防護(hù)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(jīng)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(zhuǎn)化, 使其不能進(jìn)入食物鏈。
        生物防治 土壤污染物質(zhì)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(qiáng)的吸收土壤重金屬
        能力, 對土壤中鎘的吸收率可達(dá)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(zhuǎn)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(jù)實(shí)驗(yàn), 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(jī)肥 有機(jī)膠體和粘土礦物膠體, 對土壤中重金屬和農(nóng)藥有一定吸附力。因此增加土壤有機(jī)質(zhì), 改良砂性土壤, 能促
        進(jìn)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(qiáng)水漿管理 水稻土壤的氧化還原狀態(tài)可影響水稻土中
        重金屬的遷移轉(zhuǎn)化。淹水可明顯抑制水稻對鎘、 銅、 鉛、 鋅的吸
        收, 落干將促進(jìn)水稻的吸收。
        客土、 深翻 被重金屬嚴(yán)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(xiàn)
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        科學(xué)與工程出版中心 2002 . 7
        [3 ]劉靜玲等 環(huán)境污染與控制 北京 化學(xué)工業(yè)出版社. 環(huán)境
        科學(xué)與工程出版中心 2001 . 2
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        測方法 北京 中國環(huán)境科學(xué)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(yī)科
        大學(xué). 中國協(xié)和醫(yī)科大學(xué)聯(lián)合出版社 1997 . 5