环境化学作业

　是指在不受或很少受人类活动影响和不受或很少受现代工业污染与破坏的情况下，土壤原来固定有的化学组成和结构特征。

在一定区域一定期限内不使环境污染，保证植物正常生长时土壤可能容纳污染物的最大负荷量
近年来，由于人口急剧增长，工业迅猛发展，固体废物不断向土壤表面堆放和倾倒，有害废水不断向土壤中渗透，大气中的有害气体及飘尘也不断随雨水降落在土壤中，导致了土壤污染。
土壤自净作用是土壤本身通过吸附、分解、迁移、转化而使土壤污染物浓度降低甚至消失的过程。

土壤净化，是指通过物理、化学，以及生物的作用达到降低或消除土壤中的污染物质和毒素的措施和过程。土壤本身通过吸附、分解、迁移、转化，而使土壤污染浓度降低而消失的过程。
土壤是由固体、液体和气体三类物质组成的。固体物质包括土壤矿物质、有机质和微生物等。液体物质主要指土壤水分。气体是存在于土壤孔隙中的空气。土壤中这三类物质构成了一个矛盾的统一体。它们互相联系，互相制约，为作物提供必需的生活条件，是土壤肥力的物质基础。

土壤污染具有隐蔽性和滞后性。大气污染、水污染和废弃物污染等问题一般都比较直观，通过感官就能发现。而土壤污染则不同，它往往要通过对土壤样品进行分析化验和农作物的残留检测，甚至通过研究对人畜健康状况的影响才能确定。因此，土壤污染从产生污染到出现问题通常会滞后较长的时间。如日本的“痛痛病”经过了10～20年之后才被人们所认识。
累积性
污染物质在大气和水体中，一般都比在土壤中更容易迁移。这使得污染物质在土壤中并不象在大气和水体中那样容易扩散和稀释，因此容易在土壤中不断积累而超标，同时也使土壤污染具有很强的地域性。
不可逆转性
重金属对土壤的污染基本上是一个不可逆转的过程，许多有机化学物质的污染也需要较长的时间才能降解。譬如：被某些重金属污染的土壤可能要100～200年时间才能够恢复。
难治理
如果大气和水体受到污染，切断污染源之后通过稀释作用和自净化作用也有可能使污染问题不断逆转，但是积累在污染土壤中的难降解污染物则很难靠稀释作用和自净化作用来消除。
土壤污染一旦发生，仅仅依靠切断污染源的方法则往往很难恢复，有时要靠换土、淋洗土壤等方法才能解决问题，其他治理技术可能见效较慢。因此，治理污染土壤通常成本较高、治理周期较长。 鉴于土壤污染难于治理，而土壤污染问题的产生又具有明显的隐蔽性和滞后性等特点，因此土壤污染问题一般都不

太容易受到重视。
辐射污染
大量的辐射污染了土地，使被污染的土地含有了一种毒质。这种毒质会使植物生长不了，停止生长！
焚烧树叶:树叶里含有一种有毒物质，在一般情况下是不会散发出来的。但一遇火，就会蒸发毒物。人一呼吸，就会中毒。


治理土壤农药残留物主要有以下几种方式：

1、 焚烧处理技术以焚烧炉处理农药废弃物，是除污处理比较有效的一种。它可以大规模进行处理，焚烧进程可以控制，还可回收废热，农药废弃物的体积可大量压减。

2、生物处理法：
①活性污泥法：可向农药废水中吹人空气来供氧，并且加速污泥与水的循环接触。来自活性污泥的微生物可迅速分解有毒物质；
②生物滤池：用砂石或合成材料铺成过滤床，床上由于生长着一层微生物膜，农药废水从上面喷淋下来与空气接触，可通过微生物膜的作用降解；
③生物氧化塘：来自塘内活性污泥的微生物降解塘内农药废弃物，提供微生物的氧气由塘内水藻进行光合作用从二氧化碳转化而来；
④厌气处理：利用厌氧微生物降解农药废弃物；⑤土壤消化法：把农药废弃物喷洒到地面上或者翻耕到地面以下，在表土中的农药可以受到生物降解。

3、物理法或化学法处理
①气相处理法：用微波等离子破坏有机化合物的原理进行农药废弃物的去毒，或利用光对农药的分解作用进行去毒；
②液相催化处理法：用硼化镍催化脱氯法处理含氯农药废弃物或金属电还原降解法分解农药废弃物；
③液相处理法：可用活性炭吸附法，或用加热、加压、加碱、加氯、加次氯酸盐等破坏分解农药废弃物；也可用臭氧降解法，利用臭氧与紫外线结合，对农药废弃物进行解毒。

4、陆上抛弃处理法可地下深埋，或注入深井内，也可用水泥、沥青、塑料严密包好深埋。

不同种类农药废弃物可选用以上不同方法进行。


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土壤中农药的迁移转化
基本途径：
1.有微生物参与的降解包括脱氯作用、脱烷基作用、换裂作用、氧化还原作用、水解作用；
2.沿孔道挥发散失；
3.不溶于水，在土壤中存在与土壤水分含量呈负相关（水解）。
农药在土壤中的降解：
降解是土壤中农药净化的主要途径，是以土壤微生物与酶为主对农药的分解作用。该过程受含水量的影响，含水量增加，农药在土壤中的分解能加速。根据分解作用的性质，农药在土壤中的降解过程主要包括：脱氯作用、脱烷基作用、氧化还原作用和水解作用。

例如：DDT经过脱氯变成DDD再经过氧化变成氯苯乙酸
农药在土壤中的挥发散失：
受气体扩散定律的制约。
影响因素：凡是影响蒸气分压变化的因素都对农药的挥发散失将产生影响。例如农药本身的浓度，大气的相对湿度，地表的风力，植被状况，土壤对农药的吸附能力，土壤的湿度，酸度，氧化还原条件等等。
大气和土壤的湿度愈高，农药的挥发速度就愈快。
土壤本身的吸附能力是农药挥发的一大阻碍。我们对吸附能力的相对大小已有了解：粘土>壤土>砂土有机质土>矿质土
不同的农药挥发能力是不一样的，一般可用挥发指数来衡量，数值愈大，挥发损失愈快，残留愈少。


重金属的来源非常广泛，传统上可以分为工业来源和农业来源。随着我国城市化进程的加快，一些有别于以往的为城市所特有的污染来源也随之产生。重金属来源如下：
工业来源：工业能源大都以煤、石油类为主，它们是环境中汞、铅、镉、铬、砷等重金属污染的主要来源。在采矿、选矿、冶炼、锻造、加工、运输等工业生产过程中会产生大量的重金属污染。排放的废水、废渣等直接进入水体及土壤中，废气中的重金属经沉降也进入土壤等环境中，从而使得环境中重金属浓度严重超标。
农业来源：在农业生产中，污水灌溉、农药、劣质化肥等的不合理使用是重金属污染的重要途径。以磷肥为例，生产磷肥的磷矿石成分复杂，含有较多的重金属如锌、铬、镍、铜、镉、铅等，因此如不合理的使用，劣质化肥中的重金属杂质会直接导致土壤被污染。
城市来源：城市日益变成重金属污染的重要来源之一，污染过程主要包括污水处理中产生污泥的堆放、垃圾渗滤液的泄漏、含铅汽油的使用以及汽车交通等。污水处理厂产生的污泥中含有大量的重金属，如不经处理直接排放或者灌溉，会对土壤环境造成二次污染。城市垃圾在焚烧过程中产生的飞灰及堆放填埋过程中产生的渗滤液中的重金属通常也会严重超标。含铅汽油的燃烧是城市铅污染的一个重要来源，汽车轮胎添加剂中使用的锌也导致城市土壤的锌污染。
环境事故污染：近年来突发性的环境污染事件骤增，其中重金属污染的案例占很大比例。突发性的环境事件会导致重金属在短时间内高浓度地进入环境，从而产生严重的污染。




重金属污染土壤的治理方法
丁园
( 南京农业大学资源环境学院, 江苏南京 210095)
2 工程措施
工程措施是用物理或物理化学的原理来治理重金属污染
土壤. 这种措施一般工程量较大.
2. 1 客土、换土、翻土和去表土
客土是在污染土壤上加入未污染的新

土; 换土是将已污染
的土壤移去, 换上未污染的新土; 翻土是将污染的表土翻至下
层; 去表土是将污染的表土移去. 这些方法能使耕作层土壤中
重金属的浓度降至临界浓度以下, 或减少重金属污染物与植物
根系的接触而达到控制危害的目的.
据日本学者研究, 在镉污染土壤去表土15 cm 并压实心
土, 在连续淹水条件下可生产含镉, < 0. 4 mg/ kg 的稻米; 去表
土后再客土20 cm, 间歇灌溉也不会产生镉超标的稻米; 如客土
厚度超过30 cm, 无论什么水份条件均能生产合格的稻米. 据
此, 日本从1980 年起对痛痛病发源地) ) ) 神通川流域的镉污
染土壤进行了治理. 至1997 年, 耗资306 亿日元治理了43 hm2.
每公顷农田的治理费用约250 万元人民币.
2. 2 淋洗法[ 3, 8,11~ 15]
淋洗法是用淋洗液( 水或含有能提高重金属可溶性试剂的
溶液) 来淋洗污染土壤, 使吸附固定在土壤颗粒上的重金属形
成溶解性的离子或金属一试剂络合物, 然后收集淋洗液回收重
金属并循环利用淋洗液. 此法的关键是试剂的选择.Wang Xiaojiang
和Brussean 发现羧甲基- B- 环状糊精( CMCD) 分子外侧
的羧甲基可以螯合重金属离子, 它不仅可将污染土壤中的重金
属离子洗脱出来, 而且对土壤盐分和pH 不敏感; 无毒; 可被生
物降解及不易被土壤吸持. 日本将EDTA( 0. 3 kg/ m2) 撒在稻田
或旱地( 土壤含Cd 分别为10. 4 和27. 9 mg/ kg) , 淹水或小雨淋
洗( 水量以能达到根层以外又未到达地下水为宜) , 清洗一次可
使耕层土壤含Cd 降低50% 左右. 美国曾对四个被As, Cd, Cr,
Cu, Pb, Ni 和Zn 污染的土壤用酸淋洗法进行治理也取得了良
好的效果.
具体实施又可分为洗土法、堆摊浸滤法和冲洗法三种.
2. 3 热处理法[ 3, 8,11, 16]
热处理法是将污染土壤加热( 常用的加热方法有蒸汽、红
外幅射、微波和射频) , 使土壤中的挥发性污染物( 对重金属主
要是Hg) 挥发并收集起来进行回收或处理. R. Michael 等人在
粉碎的土壤中混入促使难溶Hg 分解的物质, 然后分两个阶段
分别向土壤通入低温和高温蒸汽, 并收集挥发出来的Hg 蒸
第15 卷第2 期 环 境 与 开 发 2000
气. 试验表明: 砂性土、粘土和壤土中的Hg 含量分别从1 500,
900 和200 mg/ kg 降至0. 07, 0. 12 和0. 5 mg/ kg; 通过气体净化
装置收集的Hg 蒸气纯度可达99%. 美国的一家Hg 回收服务
公司将此方法成功地用于现场治理, 至今已治理了2 300 t Hg
污染土壤, 治理后土壤含Hg 均小于1 mg/ kg. 热处理法除Hg 通
常包括将土壤挖掘后破碎、加添加剂、土壤加热和活性吸附回
收Hg 四个程序. 为防止Hg 的意外散发, 操作系统采用双层空
间, 中存负压.
2. 4 电解法[ 3, 8, 11, 17~ 20]
电解法是基于: 电流能打开所有的金属)

土壤键, 且在电
压固定时, 金属的脱除率与通电时间成正比. 因此, 在污染土壤
中插入电极并通直流电, 使土壤升温并降低电阻, 土壤中的重
金属在电解、电迁移、电渗和电泳等的作用下在阳( 或阴) 极被
移走.
R. Lageman 的试验表明: 每天通电10 h, 43 d 后泥炭土中的
Cu 和Pb 分别被除去80%和70%, 此时能耗为65 kwh/ m3. Cox-
ChrisD 等人在阴极区加入碘/ 碘化钾, 使土壤中的难溶汞化合
物转化为Hgl4 络离子向阳极迁移, 结果土壤中的Hg 99%以上
被除去.
由于本法具有水流慢、金属离子电迁移速度不够大等缺
点. 因此, 不适用于渗透性好、传导性差的砂性土壤. 此外, 到达
阴极的重金属离子会与阴极产生的OH
- 生成沉淀, 不利于重
金属从土壤中除去. 对此, Lutful I. K 等人将电解法和淋洗法联
合使用, 使Zn, Mn, Pb 含量分别是1 875, 634 和178 mg/ kg 的污
染土壤, 在电压为200V 和水流为1 mL/ min 的情况下, Zn, Mn,
Pb 的除去率分别为72, 72 和46%.
用工程措施来治理重金属污染土壤, 具有效果彻底、稳定
等优点, 是一种治本的措施. 但由于存在实施繁复、治理费用高
和易引起土壤肥力减弱等缺点. 因而一般适用于小面积、重污
染的土壤.
3 生物措施
生物措施是利用生物的某些特性来适应、抑制和改良重金
属污染土壤的措施.
3. 1 动物治理[ 8, 21~ 23]
土壤中的某些低等动物( 如蚯蚓和鼠类) 能吸收土壤中的
重金属. 因而能一定程度地降低污染土壤中重金属的含量.
K. Czarnowska 等人对华沙交通要道附近三个草坪采集土
壤和蚯蚓进行测定, 土壤中Cu, Pb, Zn, Cd 的含量分别为26~
53, 170~ 180, 170~ 250 和0. 62~ 1. 1 mg/ kg , 而相应的蚓体富集
系数为0. 56, 0. 36, 7. 3 和17. 1. 可见, 蚯蚓对锌和镉有良好的
富集作用. 杨居荣等用威廉环毛蚓进行试验, 发现向土壤投加
Hg10 mg/ kg, 蚯蚓能存活; 投加As 100~ 300 mg/ kg 及同时投加
Cd, Cu, Pb 各10, 300 和300 mg / kg, 蚯蚓已不能成活; 蚓体对重
金属的富集系数以砷为最大, 其次为Cd, Hg, Cu.
由此可见, 在重金属污染的土壤中放养蚯蚓, 待其富集重
金属后, 采用电激、灌水等方法驱出蚯蚓集中处理, 对重金属污
染土壤也有一定的治理效果.
3. 2 微生物治理[ 8, 14~ 26]
微生物治理是利用土壤中的某些微生物对重金属具有吸
收、沉淀、氧化和还原等作用, 从而降低土壤中重金属的毒性.
据报导: 专性微生物区系能促进重金属参与微生物体的组
成, 因而向污染土壤接种专性微生物能促进微生物吸收重金
属; 产硫化氢细菌产生的硫化氢能使许多重金属生成硫化物沉
淀; Citrobacter sp. 产生的酶能使Pb 和Cd 生成难溶性磷酸盐; 无
色杆菌和假单胞菌能使亚砷酸盐氧化成砷酸盐而

降低砷的毒
性; 假单胞菌和大肠杆菌体内存在的MMP 酶系, 能将甲基汞、
乙基汞和硝基汞还原为元素汞. 此外, 微生物细胞内的金属硫
蛋白(MT) 是一种对Hg, Zn, Cd, Cu 等重金属具有强烈亲合性的
一种低分子量的细胞蛋白质, 它的重要功能是对重金属有富集
和抑制毒性的作用.
3. 3 植物治理[ 3~ 4,8, 11,27~ 29]
植物治理是利用有些植物能忍耐和超量累积某种或某些
重金属的特性来清除污染土壤中的重金属. 通常, 它有三个部
分组成:
1) 植物萃取技术: 利用能积累或超积累重金属的植物将土
壤中的重金属萃取出来, 富集并搬运到植物的可收割部份;
2) 根际过滤技术: 利用超积累植物或耐重金属植物吸收、
沉淀和富集重金属;
3) 植物固化技术: 利用超积累植物或耐重金属植物降低重
金属的活性, 以减少重金属被淋滤进入地下水或通过空气进一
步扩散污染环境的可能性.
由此可见, 植物治理的关键是寻找合适的超积累或耐重金
属植物. 通常, 对镉污染土壤可种植柳属的某些品种、羊齿类铁
角蕨、野生苋和十字花科遏蓝菜属, 其中遏蓝菜属的Thlaspi、
Cacrulesaus 可使其体内含镉高达5 000~ 7000 mg/ kg; 对Pb, Zn
污染土壤可种植紫叶花苕; 对Pb 污染土壤可种植蒿属和芥菜;
对Ni 污染土壤可种十字花科和庭芥属植物; 在Cu 污染土壤可
种植酸模草, 其植株含Cu 可达1 850 mg/ kg. 此外, 瑞典的Tommy
Landberg 等发现, 植物对重金属的吸收与电渗滤有关; 磷营
养与土壤中的金属螯合有类. 因此, 向植物根系通直流电能加
强植物对重金属的吸收; 向污染土壤施硫酸盐和磷酸盐, 能使
植物枝干部分对Cr, Cd, Ni, Zn 和Cu 的富集系数分别达58, 52,
31, 17 和7.
生物措施的优点是实施较简便、投资较少和对环境拢动
少. 缺点是治理效率低( 如超积累植物通常都矮小、生物量低、
生长缓慢且周期长) , 不能治理重污染土壤( 因高耐重金属植物
不易寻找) 和被植物摄取的重金属因大多集中在根部而易重返
土壤等.
4 改良措施
改良措施是向污染土壤投加改良剂, 增加土壤有机质, 阳
离子代换量和粘粒的含量, 以及改变pH、Eh 和电导等理化性
质, 使土壤中的重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗
等作用, 以降低重金属的生物有效性.
4. 1 沉淀法[ 4, 8,30~ 31]
大多数重金属( 除As, Sb, Mo 和Mn 外) 在土壤溶液中, 主
要以阳离子存在. 因此, 提高土壤pH 值, 能使大多数重金属生
成氢氧化物沉淀. 此外, PO4
3- 能使Cd, Pb, Zn; SO4
2- 能使Pb, Ti;
硫化氢能使Cu, Zn, Cd, Hg, Pb, Ni, Fe; 铁氧化物能使V, Mn, Ni,
Cu, Zn, Mo; 锰氧化能使Fe, Co , Ni, Zn, Pb; 碳酸钙能使V,Mn, Fe,
Co, Cd; 粘土矿物能使V, Ni, Co, Cr, Zn, Cu, Pb, Ti, Mn, Fe

沉淀.
26 环 境 与 开 发 2000
据此, 向重金属污染土壤投加石灰、碳酸钙、硅酸钙炉渣、钢渣、
粉煤灰、钙镁磷肥、硅肥、石灰硫磺合剂和硫化钠等改良剂, 均
能降低重金属污染土壤的毒性和危害. 国内外用沉淀法减轻重
金属污染危害的报导很多.
4. 2 有机质法[ 2, 8, 32~ 33]
有机质对重金属污染土壤的治理, 主要是腐殖酸中的胡敏
酸和胡敏素等能络合污染土壤中的重金属离子并生成难溶的
络合物, 从而减轻重金属离子的生物有效性. 胡敏酸和一些重
金属形成稳定络合物的常数依次为: 铜> 铁> 锰= 钴> 锌. 还
需指出的是, 当腐殖酸中的富里酸与重金属的浓度比> 2 时,
富里酸与重金属将形成易溶的络合物. 有机质还能改良土壤结
构, 有利于耕作、通气及土壤水份的运动和保持; 能促进植物的
生长和发根, 提高产量和摄取营养、促进叶绿素的合成和种子
发芽; 能刺激与细胞有关的各种生理和生化过程. 因此, 用有机
质来治理重金属污染土壤, 具有良好的前景和广泛的意义.
华珞等人在不同的Cd, Zn 污染土壤上施有机质, 当施用量
增加, 玉米茎叶中的Cd, Zn 含量明显下降, 生物量明显增加; 如
配合淋洗法, 土壤耕层中的Cd, Zn 总量也明显下降. 夏家淇等
人在含Cu 371 mg/ kg 的土壤上投加风化煤粉60 g/ 盆, 土壤有
效Cu( 2. 5%醋酸浸提) 含量降低约40%, 芝麻和黄豆的地上生
物量分别由3. 41 和6. 40 g/ 盆提高到9. 57 和16. 33 g/ 盆, 油菜
的产量由9. 36 提高到14. 82 g/ 盆. 在含Cu 531 mg/ kg 的土壤上
投加硝基胡敏酸铵60 g/ 盆, 土壤有效Cu 含量也降低40%, 芝
麻和黄豆的地上生物量分别由0. 63 和2. 15 g/ 盆提高到7. 70
和14. 71 g/ 盆, 油菜的产量也由1. 45 提高到13. 28 g/ 盆.
4. 3 吸附法[ 2, 8, 34~ 35]
几乎所有的重金属离子都能被膨润土、沸石等铝硅酸盐;
粘土矿物; 碳酸钙; 钢渣、高炉渣等铁锰质渣及有机质等吸附固
定, 从而降低其生物有效性.
Barbara Gworkek 对含镉49. 5 mg/ kg 的土壤投加土重1% ~
2%的膨润土和合成沸石, 使莴苣叶的镉降低60%~ 88%; 杨居
荣等测得粘土矿物等对Cu, Pb, Cd, Hg 的吸附强度; 蒙脱石分
别为3 315, 4 060, 2 790 和146 g/ kg、伊利石分别为757, 1 560,
1 050和335 mg/ kg、高岭石分别为475, 1 250, 825 和70 mg/ kg; 腐
殖酸分别为4 527, 4 400, 3 465 和3 861 mg / kg; 臧惠林等在镉污
染土壤上分别投加碳酸钙、钢渣和高炉渣各0. 4%, 糙米含镉
由1. 35 分别降至0. 95, 0. 72 和0. 46 mg/ kg. 麦粒含镉8. 96 分别
降至5. 31, 5. 09 和4. 17 mg/ kg; 另有报导, 多种粘土矿物均能吸
附铜, 其吸附特性因矿物表面电荷而异. 各种粘土矿物对铜的
吸附顺序是: 蛭石> 膨润土> 硅镁土高岭石> 伊利石> 三水铝
石.
4. 4 抑制剂[

4, 8, 36~ 39]
抑制剂是能控制、约束和阻抑重金属生物有效性的离子或
化合物. 从普遍意义上看, 前述的改良剂均属抑制剂. 本节所述
的抑制剂是利用拮抗等作用的一些方法.
综合有关文献: P 与Cu, Cd, Hg, Zn, Mn 和As; Ca2+ 与Cu,
Pb, Zn, Cd, Ni 和Mo; Mn 与Cu, Zn, Ni 和Mo; Mo 与Mn; Pb 和Zn;
Fe 与Cu 和Zn; Si 与Mn; Zn 与Cd 等均能产生拮抗作用. 周鸿在
含Pb 3 000 mg/ kg 的土壤上投加钙镁磷肥1. 7 g/ kg 后, 白菜心
叶的含铅量由285 mg/ kg 降至76 mg/ kg; 宋菲等发现土壤含Zn
增加能降低菠菜对Cd 的吸收; 周启星等的试验说明: 在玉米籽
实中Cd 与Zn 表现为相互抑制, 而在大豆籽实中Cd 与Zn 则表
现为协同作用;Woolsen 发现P 能减轻As 对作物的毒性.
其他抑制剂如: 沈阳张土灌区在镉污染土壤上喷施二硝基
酚并结合淹水. 使米镉由1. 10 降至0. 4 mg/ kg; 有人在Hg 污染
土壤上施硝酸来减弱汞的甲基化过程, 以减轻Hg 的毒害等.
用改良措施来治理重金属污染土壤, 其治理效果和费用都
适中, 对污染不太重的土壤特别适用. 但需加强管理, 防止重金
属的再度活化.
5 农业措施
农业措施是因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重
金属的危害, 以及在污染土壤上种植不进入食物链的植物.
5. 1 控制土壤水份[ 2, 4,7, 8, 40~ 41]
在影响植物吸收重金属的诸多因素中, 土壤的氧化还原电
位( Eh) 是主要因素. 因此, 通过控制土壤的水份来调节其氧化
还原电位, 可达到降低重金属危害的目的.
氧化状态的土壤Eh 常在300~ 800 mv ( 大多在400~ 600
mv) , 还原状态的土壤Eh 约在+ 118~ - 414 mv. 土壤在淹水还
原态时, 有机质不易分解, 产生硫化氢, 同时SO4
2- 还原为S2-
( 特别是当Eh< - 150 mv 时更甚) , 使Cu, Pb, Zn, Cd,Hg 等重金
属离子生成硫化物沉淀而降低其生物有效性. 但As 与这些重
金属相反, 土壤Eh 降低, As 可由毒性低的五价As 转化为毒性
大的三价As, 所以, 对As 污染的土壤, 最好的改良措施是水田
改旱田、节水栽培和畦作等.
5. 2 选择合适的化肥[ 8]
不同形态的N, P, K 肥对土壤的理化性质和根际环境有不
同的影响.
研究表明: 能降低作物体内Cd 浓度的N, P, K 肥的形态顺
序是: 氮肥是Ca ( NO3 ) 2 > NH4HCO3> NH4NO3 , CO( NH2 ) 2 >
( NH4 ) 2SO4, NH4CL; 磷肥是钙镁磷肥> 磷酸二氢钙> 磷矿粉、过
磷酸钙; 钾肥是KSO4> KCL. 这些不同形态的化肥对土壤重金
属的溶解度, 特别是在根际土壤中的溶解度, 会产生明显的差
异. 所以, 应在不影响土壤供肥的情况下, 选择最能降低重金属
毒性的肥料.
5. 3 改变作物种类[ 7, 8,42]
改变作物种类通常有二个途径: 一是不要在重金属( 特别
是Hg, Cd, Zn, As, Pb 等一类污染物) 污染土壤上种植蔬菜、粮食
等进入

食物链的植物, 改种苎麻等不进入食物链的植物; 二是
选育种植抗污染植物. 有关研究表明; 菠菜、小麦、大豆易吸收
镉, 而玉米和水稻则不易吸收镉; 叶菜、块根类蔬菜易吸收重金
属, 而瓜果类蔬菜和果树则不易吸收重金属. 林匡飞等在含镉
100 mg/ kg 的土壤上种苎麻, 对产量和经济性状均无影响; 在镉
污染水稻田改种苎麻五年后, 土壤含镉平均降低27. 6%. 龙育
堂等在汞污染水稻田种苎麻, 在土壤含汞< 130 mg/ kg 时, 对苎
麻产量和质量无影响.
用农业措施来治理重金属污染土壤, 具有可与常规农事操
作结合起来进行、费用较低、实施较方便等优点. 但存在有些方
法周期长和效果不显著等缺点. 农业措施适合于中、轻度污染
土壤的治理.