鉛在土壤里有哪些化學形態

㈠ 土壤污染物主要有幾類它們在土壤中的環境化學行為如何

主要類型
1.大量污染物，如過量施用磷肥和氮肥；2.無機污染物，如鉛、銅、鎘、鋅、鎳、鉻、鈷、汞和氟等；3.非農葯類污染物，如工業產品及廢物，城市污物和突發的化學事件；4.農葯殘留及其污染物，這類化合物包括殺蟲劑、殺菌劑、除草劑和殺蟎劑等。

環境行為：（1）被土壤膠粒及有機質吸附（2）被作物及雜草吸收（3）隨地表水徑流或向深層土壤淋溶（4）向大氣擴散、光解（5）被土壤化學降解或微生物降解 （土壤吸附是導致農葯在土壤中殘留污染的主要行為

防治措施：可以分為兩大類:物理化學法和生物學修復技術。物理化學方法又可分為隔離包埋技術，固化穩定技術，熱冶分離技術，化學穩定技術和電動修復技術等。生物學修復技術又可分為微生物修復技術和植物修復技術等。

㈡ 土壤化學指標

一、土壤酸鹼度(pH值)

土壤酸鹼度對土壤肥力及植物生長影響很大，我國西北、北方不少土壤pH值大，南方紅壤pH值小。因此可以種植和土壤酸鹼度相適應的作物和植物。如紅壤地區可種植喜酸的茶樹，而苜蓿的抗鹼能力強等。土壤酸鹼度對養分的有效性影響也很大，如中性土壤中磷的有效性大；鹼性土壤中微量元素(錳、銅、鋅等)有效性差。在農業生產中應該注意土壤的酸鹼度，積極採取措施，加以調節。

1.電位法

土壤實驗室基本上都採用電位法測定土壤pH值，電位法有準確、快速、方便等優點。其基本原理是：用pH計測定土壤懸濁液的pH值時，由於玻璃電極內外溶液H^＋離子活度的不同產生電位差。

2.比色法

取土壤少許(約黃豆大)，弄碎後放在白磁碟中，滴入土壤混合指示劑數滴，到土壤全部濕潤，並有少量剩餘。震盪磁碟，使指示劑與土壤充分作用，靜置1min，和標准比色卡比色，即得出土壤的酸鹼度。

3.原位酸鹼度感測器法

土壤原位pH測定儀可直接埋入土壤測試，直接讀數，非常方便，在指導農業科研及農業生產中起到了非常重要的作用。

二、土壤氧化還原電位(Eh)

土壤氧化還原電位是以電位反映土壤溶液中氧化還原狀況的一項指標，用Eh表示，單位為mV。

土壤氧化還原電位的高低，取決於土壤溶液中氧化態和還原態物質的相對濃度，一般採用鉑電極和飽和甘汞電極電位差法進行測定。影響土壤氧化還原電位的主要因素有：①土壤通氣性；②土壤水分狀況；③植物根系的代謝作用；④土壤中易分解的有機質含量。

旱地土壤的正常Eh為200～750mV，若Eh﹥750mV，則土壤完全處於氧化狀態，有機質消耗過快，有些養料由此喪失有效性，應灌水適當降低Eh。若Eh﹤200mV，則表明土壤水分過多，通氣不良，應排水或鬆土以提高其Eh值。

水田土壤Eh變動較大，在淹水期間Eh值可低至-150mV，甚至更低；在排水曬田期間，土壤通氣性改善，Eh值可增至500mV以上。一般地說，稻田適宜的Eh值在200～400mV之間，若Eh經常在180mV以下或低於100mV，則水稻分櫱或生長發育受阻。若長期處於-100mV以下，水稻會嚴重受害甚至死亡，此時應及時排水曬田以提高其Eh值。

1.二電極法

測定氧化還原電位的常用方法是鉑電極直接測定法，方法是基於鉑電極本身難以腐蝕、溶解，可作為一種電子傳導體。當鉑電極與介質(土壤、水)接觸時，土壤或水中的可溶性氧化劑或還原劑，將從鉑電極上接受電子或給予電子，直至在鉑電極上建立起一個平衡電位，即該體系的氧化還原電位。由於單個電極電位是無法測得的，故須與另一個電極電位固定的參比電極(飽和甘汞電極)構成電池，用電位計測量電池電動勢，然後計算出鉑電極上建立的平衡電位，即氧化還原電位Eh值。

2.去極化測定儀法

對復雜的介質，可採用去極化法測定氧化還原電位。可以在較短時間內得到較為精確的結果，用去極化法測得的平衡Eh值，與直接電位法平衡48h後測得的穩定Eh值，差數一般﹤10mV。所以去極化法能縮短測定時間，並有較高的測定精度。

將鉑電極接到極化電壓的正端(極化電壓為600mV或750mV)，以銀-氯化銀電極作為輔助電極，接到電源的負端，陽極極化10 s以上(自由選擇)。接著切斷極化電源，進行去極，時間在20 s以上(視極化曲線而定)，在去極化後監測鉑電極的電位(對甘汞電極)，對於大多數的測試樣品，電極電位E(mV)和去極化時間的對數log t間存在直線關系。以相同的方法進行陰極極化和隨後的去極化和監測電位。陽極去極化曲線與陰極去極化曲線的延長線的交點相當於平衡電位。

三、土壤陽離子交換量(CEC)

CEC的大小，基本上代表了土壤可能保持的養分數量，即保肥性的高低。陽離子交換量的大小，可作為評價土壤保肥能力的指標。陽離子交換量是土壤緩沖性能的主要來源，是改良土壤和合理施肥的重要依據。

1.乙酸銨交換法

適用於酸性與中性土壤陽離子交換量的測定。原理：用1mol/L乙酸銨溶液(pH7.0)反復處理土壤，使土壤成為銨離子飽和土。過量的乙酸銨用95%乙醇洗去，然後加氧化鎂，用定氮蒸餾方法進行蒸餾，蒸餾出的氨用硼酸溶液吸收，然後用鹽酸標准溶液滴定，根據銨離子的量計算土壤陽離子交換量。

2.EDTA——銨鹽法

銨鹽法不僅適用於中性、酸性土壤，並且適用於石灰性土壤陽離子交換量的測定。採用0.005mol/L EDTA與1mol/L的醋酸銨混合液作為交換劑，在適宜的pH條件下(酸性土壤pH7.0，石灰性土壤pH8.5)，這種交換配合劑可以與2價鈣離子、鎂離子和3價鐵離子、鋁離子進行交換，並在瞬間即形成電離度極小而穩定性較大的配合物，不會破壞土壤膠體，加快了2價以上金屬離子的交換速度。同時由於醋酸緩沖劑的存在，對於交換性氫和1價金屬離子也能交換完全，形成銨質土，再用95%酒精洗去過剩的銨鹽，用蒸餾法測定交換量。對於酸性土壤的交換液，同時可以用作為交換性鹽基組成的待測液用。

3.氯化鋇-硫酸強迫交換法

土壤中存在的各種陽離子可被氯化鋇(BaCl₂)水溶液中的陽離子(Ba^2＋)等價交換。土壤用BaCl₂溶液處理，使之和Ba^2＋飽和，洗去剩餘的BaCl₂溶液後，再用強電解質硫酸溶液把交換到土壤中的Ba^2＋交換下來，由於形成了硫酸鋇(BaSO₄)沉澱，而且氫離子(H^＋)的交換吸附能力很強，使交換反應基本趨於完全。這樣可以通過計算消耗硫酸的量，計算出陽離子交換量。

四、土壤鹼化度(ESP)

土壤的鹼化度是用Na^＋的飽和度來表示，它是指土壤膠體上吸附的交換性Na^＋占陽離子交換量的百分率。當鹼化度達到一定程度時，土壤的理化性質會發生一系列的變化，土壤呈極強的鹼性反應pH﹥8.5甚至超過10.0，且土粒分散、濕時泥濘、不透氣、不透水、干時硬結、耕性極差，土壤理化性質所發生的這一系列變化稱為鹼化作用。鹼化度是鹽鹼土分類、利用、改良的重要指標。一般把鹼化度﹥20%定為鹼土，5%～20%定為鹼化土(15%～20%為強鹼化土，10%～15%為中度鹼化土，5%～10%為輕度鹼化土)。

計算公式：

鹼化度＝(交換性鈉/陽離子交換量)× 100%

式中：交換性鈉[cmol(Na^＋)/kg]用乙酸銨-氫氧化鈉銨交換-火焰光度法測得；陽離子交換量[cmol(＋)/kg]用氯化銨-乙酸銨交換法測得。

五、土壤水溶性全鹽量(易溶鹽)

土壤水溶性鹽是鹽鹼土的一個重要屬性，是限製作物生長的障礙因素。我國的鹽鹼土分布廣，面積大，類型多。在乾旱、半乾旱地區鹽漬化土壤，以水溶性的氯化物和硫酸鹽為主。濱海地區由於受海水浸漬，生成濱海鹽土，所含鹽分以氯化物為主。在我國南方(福建、廣東、廣西等省區)沿海還分布著一種反酸鹽土。鹽土中含有大量水溶性鹽類，影響作物生長，同一濃度的不同鹽分危害作物的程度也不一樣。鹽分中以碳酸鈉的危害最大，增加土壤鹼度和惡化土壤物理性質，使作物受害。其次是氯化物，氯化物又以MgCl₂的毒害作用較大，另外，氯離子和鈉離子的作用也不一樣。

土壤(及地下水)中水溶性鹽的分析，是研究鹽漬土鹽分動態的重要方法之一，對於了解鹽分對種子發芽和作物生長的影響以及擬訂改良措施都是十分必要的。

1.電導法

土壤中的水溶性鹽是強電介質，其水溶液具有導電作用，導電能力的強弱可用電導率表示。在一定濃度范圍內，溶液的含鹽量與電導率呈正相關，含鹽量愈高，溶液的滲透壓愈大，電導率也愈大。土壤水浸出液的電導率用電導儀測定，直接用電導率數值表示土壤的含鹽量。

2.質量法

吸取一定量的土壤浸出液放在瓷蒸發皿中，在水浴上蒸干，用過氧化氫(H₂O₂)氧化有機質，然後在105～110℃烘箱中烘乾，稱重，即得烘乾殘渣質量。

六、土壤養分元素

土壤養分元素是指由土壤提供的植物生長所必需的營養元素，能被植物直接或者轉化後吸收。土壤養分可大致分為大量元素、中量元素和微量元素，包括氮(N)、磷(P)、鉀(K)、鈣(Ca)、鎂(Mg)、硫(S)、鐵(Fe)、硼(B)、鉬(Mo)、鋅(Zn)、錳(Mn)、銅(Cu)和氯(Cl)等13種。在自然土壤中，土壤養分主要來源於土壤礦物質和土壤有機質，其次是大氣降水、坡滲水和地下水。在耕作土壤中，還來源於施肥和灌溉。

根據在土壤中存在的化學形態，土壤養分的形態分為：①水溶態養分，土壤溶液中溶解的離子和少量的低分子有機化合物；②代換態養分，水溶態養分的來源之一；③礦物態養分，大多數是難溶性養分，有少量是弱酸溶性的(對植物有效)；④有機態養分，礦質化過程的難易強度不同。

根據植物對營養元素吸收利用的難易程度，土壤養分又分為速效性養分和遲效性養分。一般來說，速效養分僅占很少部分，不足全量的1%。應該注意的是速效養分和遲效養分的劃分是相對的，兩者是處於動態平衡之中。

土壤養分的總儲量中，有很小一部分能為當季作物根系迅速吸收同化的養分，稱速效性養分；其餘絕大部分必須經過生物的或化學的轉化作用方能為植物所吸收的養分，稱遲效性養分。一般而言，土壤有效養分含量約占土壤養分總儲量的百分之幾至千分之幾或更少。故在農業生產中，作物經常出現因某些有效養分供應不足而發生缺素症的現象。

1.全氮測定法

(1)開氏定氮法。土壤、植株和其他有機體中全氮的測定通常都採用開氏消煮法，用硫酸鉀-硫酸銅-硒粉做加速劑。此法雖然消煮時間長，但控制好加速劑的用量，不易導致氮素損失，消化程度容易掌握，測定結果穩定，准確度較高，適用於常規分析。

土壤中的含氮有機化合物在加速劑的參與下，經濃硫酸消煮分解，有機氮轉化為銨態氮，鹼化後把氨蒸餾出來，用硼酸吸收，標准酸滴定，求出全氮含量。硫酸鉀起提高硫酸溶液沸點的作用，硫酸銅起催化劑作用，加速有機氮的轉化，硒粉是一種高效催化劑，用量不宜過多，否則會引起氮素損失。

(2)半微量開氏法。樣品在加速劑的參與下，用濃硫酸消煮時，各種含氮有機化合物，經過復雜的高溫分解反應，轉化為銨態氮。鹼化後蒸餾出來的氨用硼酸吸收，以標准酸溶液滴定，求出土壤全氮含量(不包括全部硝態氮)。

包括硝態和亞硝態氮的全氮測定，在樣品消煮前，需先用高錳酸鉀將樣品中的亞硝態氮氧化為硝態氮後，再用還原鐵粉使全部硝態氮還原，轉化為銨態氮。

2.全磷硫酸-高氯酸消煮測定法

在高溫條件下，土壤中含磷礦物及有機磷化合物與高沸點的硫酸和強氧化劑高氯酸作用，使之完全分解，全部轉化為正磷酸鹽而進入溶液，然後用鉬銻抗比色法測定。

3.全鉀測定法

土壤中的有機物先用硝酸和高氯酸加熱氧化，然後用氫氟酸分解硅酸鹽等礦物，硅與氟形成四氟化硅逸去。繼續加熱至剩餘的酸被趕盡，使礦質元素變成金屬氧化物或鹽類。用鹽酸溶液溶解殘渣，使鉀轉變為鉀離子。經適當稀釋後用火焰光度法或原子吸收分光光度法測定溶液中的鉀離子濃度，再換算為土壤全鉀含量。

4.鹼解氮測定法

土壤水解性氮或稱鹼解氮包括無機態氮(銨態氮、硝態氮)及易水解的有機態氮(氨基酸、醯銨和易水解蛋白質)。用鹼液處理土壤時，易水解的有機氮及銨態氮轉化為氨，硝態氮則先經硫酸亞鐵轉化為銨。以硼酸吸收氨，再用標准酸滴定，計算水解性氮含量。

5.速效磷測定法

(1)碳酸氫鈉法。石灰性土壤由於存在大量的游離碳酸鈣，不能用酸溶液來提取速效磷，可用碳酸鹽的鹼溶液。由於碳酸根的同離子效應，碳酸鹽的鹼溶液降低了碳酸鈣的溶解度，也就降低了溶液中鈣的濃度，這樣就有利於磷酸鈣鹽的提取。同時由於碳酸鹽的鹼溶液也降低了鋁和鐵離子的活性，有利於磷酸鋁和磷酸鐵的提取。此外，碳酸氫鈉鹼溶液中存在著OH^-，

，

等陰離子有利於吸附態磷的交換，因此，碳酸氫鈉不僅適用於石灰性土壤，也適用於中性和酸性土壤中速效磷的提取。待測液用鉬銻抗混合顯色劑在常溫下進行還原，使黃色的銻磷鉬雜多酸還原成為磷鉬藍進行比色。

(2)鉬銻抗比色法。酸性土壤中的磷主要是以Fe—P、Al—P的形態存在，利用氟離子在酸性溶液中有配合Fe^3＋，Al^3＋的能力，可使這類土壤中比較活性的磷酸鐵鋁鹽被陸續活化釋放，同時由於H^＋的作用，也能溶解出部分活性較大的Ca—P，然後用鉬銻抗比色法進行測定。

6.速效鉀測定法

用1mol/L NH₄OAc浸提土壤，可將膠體表面吸附的鉀離子全部浸提出來，而與黏土礦物晶格固定的鉀截然分開。

7.有機質重鉻酸鉀容量測定法

在加熱的條件下，用過量的重鉻酸鉀-硫酸(K₂Cr₂O₇-H₂SO₄)溶液，來氧化土壤有機質中的碳，

等被還原成Cr^＋3，剩餘的重鉻酸鉀(K₂Cr₂O₇)用硫酸亞鐵(FeSO₄)標准溶液滴定，根據消耗的重鉻酸鉀量計算出有機碳量，再乘以常數1.724，即為土壤有機質量。

七、土壤重金屬

土壤的重金屬主要包括汞(Hg)、鎘(Cd)、鉛(Pb)、鉻(Cr)和類金屬砷(As)等生物毒性顯著的元素，以及有一定毒性的鋅(Zn)、銅(Cu)、鎳(Ni)等元素。主要來自農葯、廢水、污泥和大氣沉降等，如汞主要來自含汞廢水，鎘、鉛污染主要來自冶煉排放和汽車廢氣沉降，砷則被大量用作殺蟲劑、殺菌劑、殺鼠劑和除草劑。過量重金屬可引起植物生理功能紊亂、營養失調，鎘、汞等元素在作物子實中富集系數較高，即使超過食品衛生標准，也不影響作物生長、發育和產量，此外汞、砷能減弱和抑制土壤中硝化、氨化細菌活動，影響氮素供應。重金屬污染物在土壤中移動性很小，不易隨水淋濾，不為微生物降解，通過食物鏈進入人體後，潛在危害極大，應特別注意防止重金屬對土壤的污染。一些礦山在開采中尚未建立石排場和尾礦庫，廢石和尾礦隨意堆放，致使尾礦中富含難降解的重金屬進入土壤，加之礦石加工後餘下的金屬廢渣隨雨水進入地下水系統，造成嚴重的土壤重金屬污染。

1.原子吸收分光光度法

原子吸收分光光度法的測量對象是呈原子狀態的金屬元素和部分非金屬元素，是由待測元素燈發出的特徵譜線通過供試品經原子化產生的原子蒸氣時，被蒸氣中待測元素的基態原子所吸收，通過測定輻射光強度減弱的程度，求出供試品中待測元素的含量。原子吸收一般遵循分光光度法的吸收定律，通常借比較對照品溶液和供試品溶液的吸光度，求得供試品中待測元素的含量。所用儀器為原子吸收分光光度計，它由光源、原子化器、單色器、背景校正系統、自動進樣系統和檢測系統等組成。

2.X射線熒光光譜(XRF)法

XRF法是介於原子發射光譜(AES)和原子吸收光譜(AAS)之間的光譜分析技術。它的基本原理是基態原子(一般蒸氣狀態)吸收合適的特定頻率的輻射而被激發至高能態，而後激發過程中以光輻射的形式發射出特徵波長的熒光。該方法可定量分析測量待測元素的原子蒸氣在一定波長的輻射能激發下發射的熒光強度。原子熒光的波長在紫外、可見光區。氣態自由原子吸收特徵波長的輻射後，原子的外層電子從基態或低能態躍遷到高能態，經10～8 s，又躍遷至基態或低能態，同時發射出熒光。若原子熒光的波長與吸收波長相同，稱為共振熒光；若不同，則稱為非共振熒光。共振熒光強度大，分析中應用最多。在一定條件下，共振熒光強度與樣品中某元素濃度成正比。該法的優點是靈敏度高，譜線簡單；在低濃度時校準曲線的線性范圍寬達3～5個數量級，特別是用激光做激發光源時更佳。主要用於金屬元素的測定，在環境科學、高純物質、礦物、水質監控、生物製品和醫學分析等方面有廣泛的應用。

3.電感耦合等離子光譜(ICP)法

高頻振盪器發生的高頻電流，經過耦合系統連接在位於等離子體發生管上端，銅制內部用水冷卻的管狀線圈上。石英製成的等離子體發生管內有3個同軸氫氣流經通道。冷卻氣(Ar)通過外部及中間的通道，環繞等離子體起穩定等離子體炬及冷卻石英管壁，防止管壁受熱熔化的作用。工作氣體(Ar)則由中部的石英管道引入，開始工作時啟動高壓放電裝置讓工作氣體發生電離，被電離的氣體經過環繞石英管頂部的高頻感應圈時，線圈產生的巨大熱能和交變磁場，使電離氣體的電子、離子和處於基態的氖原子發生反復猛烈的碰撞，各種粒子的高速運動，導致氣體完全電離形成一個類似線圈狀的等離子體炬區面，此處溫度高達6000～10 000℃。樣品經處理製成溶液後，由超霧化裝置變成全溶膠由底部導入管內，經軸心的石英管從噴嘴噴入等離子體炬內。樣品氣溶膠進入等離子體焰時，絕大部分立即分解成激發態的原子、離子狀態。當這些激發態的粒子回收到穩定的基態時要放出一定的能量(表現為一定波長的光譜)，測定每種元素特有的譜線和強度，和標准溶液相比，就可以知道樣品中所含元素的種類和含量。

發射光譜分析方法只要將待測原子處於激發狀態，便可同時發射出各自特徵譜線同時進行測定。ICP-AES儀器，不論是多道直讀還是單道掃描儀器，均可以在同一試樣溶液中同時測定大量元素(30～50個，甚至更多)。已有文獻報道的分析元素可達78個，即除He，Ne，Ar，Kr，Xe惰性氣體外，自然界存在的所有元素，都已有用ICP-AES法測定的報告。

㈢ 鉛的物理、化學性質，以及鉛的危害（環境、人體）、毒性。

鉛是最軟的重金屬，呈灰白色。熔點低（327.4℃）、密度大（11.68g/m3）、展性好、延性差。對電和熱的傳遞性能不好。高溫下易揮發。鉛在空氣中表面能生成氧化鉛膜，在潮濕和含有二氧化碳的空氣中，表面生成鹼式碳酸鉛膜，這兩種化合物均能阻止鉛的繼續氧化，鉛是兩性金屬，既能生成鉛酸鹽，又能與鹽酸、硫酸作用生成PbCl2和PbSO4的表面膜。因其膜幾乎不再溶解，而能起到阻止繼續被腐蝕的鈍化作用。鉛還具有吸收放射線的性能。
鉛進入人體後，除部分通過糞便、汗液排泄外，其餘在數小時後溶入血液中，阻礙血液的合成，導致人體貧血，出現頭痛、眩暈、乏力、睏倦、便秘與肢體酸痛等；有的口中有金屬味，動脈硬化、消化道潰瘍與眼底出血等症狀也與鉛污染有關。小孩鉛中毒則出現發育遲緩、食慾不振、行走不便與便秘、失眠；若是小學生，還伴有多動、聽覺障礙、注意不集中、智力低下等現象。這是因為鉛進入人體後通過血液侵入大腦神經組織，使營養物質與氧氣供應不足，造成腦組織損傷所致，嚴重者可能導致終身殘廢。特別是兒童處於生長發育階段，對鉛比成年人更敏感，進入體內的鉛對神經系統有很強的親與力，故對鉛的吸收量比成年人高好幾倍，受害尤為嚴重。鉛進孕婦體內則會通過胎盤屏障，影響胎兒發育，造成畸形等。

㈣ 重金屬在土壤中的存在形式

重金屬進入土壤中會發生遷移轉化 存在形式變化多樣
以下為主要重金屬在土壤中的遷移轉化：
1）鎘的遷移轉化：重金屬元素鎘一旦進入土壤便會長時間滯留在耕作層中。由於它移動緩慢，故一般不會對地下水產生污染。
土壤中鎘的存在形態分為水溶性和非水溶性鎘。離子態cdcl2、cd(no3)2、cdco3和絡合態的如cd(oh)2呈水溶性的，易遷移，可別植物吸收，而難溶性鎘的化合物如鎘沉澱物、膠體吸附態鎘等，不易遷移和為植物吸收。但兩種在一定條件下可相互轉化。
在旱地土壤中多以碳酸鎘、磷酸鎘和氫氧化鎘形態存在，其中以碳酸鎘為主，尤其在ph大於7的石灰性土壤中明顯。
淹水土壤，如水稻土則是另一情況，當土壤內積水時，在水下形成還原環境，有機物不能完全分解而產生硫化氫，當施用硫酸銨肥料時，由於硫還原細菌的作用，也大量生成硫化氫。在含硫化氫的還原環境中，鎘多以硫化鎘的形式存在於土壤中，而溶解度下降形成難溶性硫化鎘形態。所以，在單一種植水稻的土壤中硫化鎘積累將占優勢。
作物對鎘的吸收，隨土壤ph 值的增高而降低，土壤中的有機質能與鎘合成螯合物，從而降低鎘的有效性；其次氧化-還原電位也影響作物對鎘的吸收，氧化-還原電位（eh）降為0時，則有利於形成難溶性的硫化鎘和其它難溶性化合物。當水田落干時，硫化鎘則會氧化成硫酸鎘，或通過其它氧化還原反應，而增加其溶性。
另一方面s2- 氧化為硫酸，使ph降低，硫化鎘的溶解度增加。
據研究，鎘和鋅、鉛、銅的含量存在一定的關系，鎘含量高的地方鋅、鉛、銅也相應高，所以鎘還受鋅、鉛、銅（ⅱ）、鐵（ⅱ）、錳（ⅱ）、鈣、磷酸根等伴生離子的影響。
2）汞的遷移轉化：土壤中汞的存在形態有離子吸附和共價吸附的汞、可溶性汞（氯化汞），難溶性汞（磷酸氫汞、碳酸汞及硫化汞）。影響汞遷移轉化的因素主要有：
（1）吸附劑的種類：土壤中汞的腐殖質膠體和無機膠體對汞有很強的吸附力，進入土壤的汞由於吸附等作用使絕大部分汞積累在耕作層土壤，不易向深層遷移，除沙土或土層極薄的耕地以外，汞一般不會通過土壤污染地下水。
粘土礦物對氯化汞的吸附能力其順序是：伊利石> 蒙脫石>高嶺石；對醋酸汞的吸附順序是蒙脫石>水鋁英石>高嶺石 。ph值等於7時，無機膠體對汞的吸附量最大；而研究膠體在ph值較低時，就能達到最大的吸附量。非離子態汞也可被膠體吸附。此外，當土壤溶液含很少的氯化亞汞、氯化汞和不溶性硫化汞時，如果溶液中含有大量的氯離子，就會生成的hgcl42- ，即可大大提高汞的遷移能力。在酸性土壤中有機質以富里酸為主，它與汞絡合和吸附時，也可以成溶解狀態遷移。
（2）氧化-含有狀態
無機汞（hg、hg2+、hgs）之間在微生物作用下可以相互轉化。在氧化環境，hg在抗汞細菌的參與下可以被氧化成hg2+。土壤溶液中存在一定的s2- 時，就可能生成hgs，hgs在嫌氣條件下是穩定的，但存在大量s2- 時，則會生成一種可溶性的hgs22- 存在於溶液中。在氧化環境某些特殊生物酶的作用下，hgs也可轉化成hg2+。
另外，無機汞和有機汞也可相互轉化。在嫌氣或好氣條件下均可以通過生物或者化學合成途徑合成甲基汞。一般在鹼性和有機氮存在的情況下有利於合成二甲基汞。在酸性介質中二甲基汞不穩定，易分解成甲基汞。
（3）植物對汞的吸收與土壤中汞含量關系：試驗證明，水稻生長的「米汞」和「土汞」之間生物吸收富集系數為0.01。土壤中汞及其化合物可以通過離子交換與植物的根蛋白進行結合，發生凝固反應。汞在作物不同部位的累積順序為：根>葉>莖>種子。不同作物對汞的吸收和積累能力是不同的，在糧食作物中的順序為：水稻>玉米>高粱>小麥。不同土壤中汞的最大允許量是有差別的，如酸性土壤為0.5ppm，石灰性土壤為1.5ppm。如果土壤中的汞超過此值，就可能生產出對人體有毒的「汞米」。
3）砷的遷移轉化：土壤中砷的形態可分為水溶性砷、交換性砷和難溶性砷。其中水溶性砷約占總砷的5～10%，大部分是交換態及難溶性砷。
自然界砷的化合物，大多數以砷酸鹽的形態存在於土壤中，如砷酸鈣、砷酸鋁、亞砷酸鈉等。砷有三價和五價，而且可在土壤中相互轉化。
由於污染而進入土壤中砷，一般都在表層積累，難於向下移動。除鹼金屬與砷反應生產的亞砷酸鹽如亞砷酸鈉溶解度較大，易於遷移外，其餘的亞砷酸鹽類溶解度均較小，限制了砷在溶液中的遷移。
土壤中的砷大部分為膠體所吸附，或與有機物絡合螯合，或與土壤中的鐵、鋁、鈣等結合形成難溶性化合物，或與鐵、鋁等氫氧化物形成共沉澱。土壤中的粘土礦物膠體不同類型對砷的吸附量明顯不同，一般是蒙脫石>高嶺石>白雲石。
吸附於粘粒表面的交換性砷，可被植物吸收，而難溶性砷化物很難為作物吸收，並積累在土壤中。增加這部分砷的比例可減輕砷對作物的毒害，並可提高土壤的凈化能力。
土壤中各種形態的砷可以發生轉化。例如，在旱田土壤中，大部分以砷酸根狀態存在，當土壤處於淹水條件時，隨著氧化-還原電位的降低，則還原成亞砷酸。一般認為亞砷酸鹽對作物的危害性比砷酸鹽類高3倍以上。為了有效地防止砷的污染及危害，提高土壤氧化-還原電位值的措施以減少低價砷酸鹽的形成，降低其活性是非常必要的。

㈤ 重金屬在土壤中以哪些結合態形式存在並簡述其環境效應 環境化學

重金屬在土壤中的存在形態受其組份以及理化特性的影響，所以其存在形式特別復雜，可以分為以下幾種形態 ：

1、交換態:

可進行離子交換以及專性吸附是這種形態重金屬的特徵。這種形態的重金屬可以在陽離子的溶液中被釋放出來，可以直接在土壤中被生物吸收 。

2、碳酸鹽結合態 ：

通過較為溫和的酸就可以將其釋放的沉澱或共沉澱的活性形態重金屬，也可以稱為生物有效態重金屬；

3、錳鐵結合態：

在土壤氧化物中共沉澱或是專性吸附，但是在還原狀態下可以被釋放到土壤里。

4、殘渣態：

在礦物晶格中包含的重金屬形態，較難遷移和被生物利用，對於環境來說是比較安全的，只有在遇到酸、螯合劑或者微生物時才會被釋放到環境中，對生態產生影響。

5、有機結合態：

重金屬在這種形態下的含量會受到土壤中有機質含量以及配位基團含量的影響，而且金屬離子的外層電子軌道形態也可以影響它。

重金屬在土壤中的環境效應：

重金屬通過溶解、凝聚、沉降等各種反應形成的存在形態及化學性質決定了重金屬在土壤中的遷移及對人體的危害程度，重金屬的存在形態決定了遷移轉化特點、危害程度以及污染的性質。

重金屬大多數是屬於具有獨特的可變價態的過渡性元素，可以在一定條件下發生氧化還原反應。重金屬價態不同，它的毒性和活性也不同。

(5)鉛在土壤里有哪些化學形態擴展閱讀：

土壤中重金屬污染

土壤中重金屬污染具有普遍性、隱蔽性、不可逆性、巨大危害性等特點。

其來源廣泛，既有自然來源，也有人為來源，主要包括采礦及冶煉活動、金屬加工工藝、農葯及肥料的不合理施用、含鉛汽油的使用、電池製造產業、工業廢棄物的隨意堆放、污水灌溉及污泥施肥、大氣沉降、電廠的運行等。

重土壤金屬污染問題是如今面臨的主要環境問題之一，對人類的健康產生不利影響，因此需要有經濟、可靠的方法進行土壤改良。重金屬污染土壤改良的主要途徑有解吸溶解途徑以及固化穩定途徑。

生物炭是在氧氣限制條件下高溫( ＜ 900 ℃) 熱分解生物質產生的一種富含碳、細粒度、多孔的材料。具有表面吸附的作用，並且能對土壤中重金屬的生物有效性和遷移性產生影響，加之其價廉、環保等優點，生物炭在處理土壤重金屬問題方面已得到越來越多的關注。

㈥ 有誰知道鉛的化學性質

鉛
化學符號是Pb
原子序數為82。鉛是一種軟的重金屬，它有毒性，是一種有延伸性的弱金屬。鉛的本色是青白色的，在空氣中它的表面很快被一層暗灰色的氧化物覆蓋。鉛被用作建築材料，用在鉛酸蓄電池中，用作槍彈和炮彈，焊錫、獎杯和一些合金中也含鉛。鉛是所有穩定的化學元素中原子序數最高的。
鉛是兩性金屬元素，它的主要氧化數為+2和+4。
（1）室溫下，鉛即與空氣中的氧、水和二氧化碳作用，表面生成一層緻密的鹼式碳酸鉛的保護膜而失去金屬光澤。
4Pb+2O2+2CO2+2H2O
===
2PbCO3.Pb(OH)2↓
（2）加熱時，鉛能與氧、硫、鹵素等非金屬直接反應生成氧化物、硫化物和鹵化物。
2Pb+O2
2PbO
Pb+S
PbS
Pb+X2
PbX2
(X=F,Cl,Br,I)
（3）在空氣存在下，鉛能與水緩慢反應生成氫氧化鉛：
Pb+O2+2H2O
===
2Pb(OH)2
（4）鉛與酸反應都生成Pb(Ⅱ)化合物。
①鉛與稀鹽酸或稀硫酸作用，因生成難溶的PbCl2和PbSO4而使反應終止：
Pb+2HCl
===
PbCl2↓+H2↑
(白色)
Pb+H2SO4
===
PbSO4↓+H2↑
(白色)
②鉛溶於熱的濃鹽酸或濃硫酸：
Pb+3HCl
H[PbCl3]+H2↑
Pb+3H2SO4
Pb(HSO4)2
+
SO2↑+2H2O
③鉛不與濃硝酸作用，與稀硝酸反應生成可溶的硝酸鉛：
3Pb+8HNO3
===
3Pb(NO3)2+2NO↑+4H2O
④在有氧存在的條件下，鉛可溶於醋酸，生成易溶的醋酸鉛，這就是醋酸從含鉛礦石浸取鉛的原理：
2Pb+O2+2H2O
===
2Pb(OH)2
2Pb(OH)2+2HAc
===
Pb(Ac)2+2H2O
Pb(Ac)2是一個假鹽，因為在水溶液中它不能像其它的鹽一樣有單獨的Pb2+和Ac-離子，它是Ac-離子與Pb2+生成的配合物：
⑤在強鹼溶液中，鉛能緩慢溶解，生成亞鉛酸鹽：
Pb+2NaOH
===
Na2PbO2+H2↑
或寫成
Pb+NaOH+2H2O
===
Na[Pb(OH)3]+H2↑