镉的迁移转化
环境化学论文——重金属迁移转化
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。
2.1.1.1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。
2.1.2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。
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、Zn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。
镉污染,环境化学
一、影响重金属在土壤—植物体系中迁移的理化性质（一）pHpH的大小显著影响土壤中重金属离子的存在形态和土壤对重金属的吸附量。
由于土壤胶体一般带负电荷，而重金属在土壤中大多以阳离子形式存在，因此，一般来说，土壤pH越低，H+越多，重金属被解吸得越多，其活动性就越强，从而加大了土壤中重金属向生物体内迁移的数量。
如pH=4时，土壤中镉的溶出率超过50%；当pH达到7.5时，镉就很难溶出；pH>7.5时，94%以上的水溶态镉进入土壤中，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。
Cd(OH)2 = Cd2+ + 2OH-（Ksp = 2.0×10-14）[Cd2+][OH-]2 = 2.0×10-14[Cd2+] = 2.0×10-14/ 1.0×10-14/ [H+]2log[Cd2+] = 14.3–2pH因此，[Cd2+] 随pH 值的升高而减少.反之，pH 值下降时土壤中重金属就溶解出来，这就是酸性土壤作物受害的原因。
但对部分主要以阴离子状态存在的重金属来说，则正好相反。
（二）土壤质地土壤质地影响着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能力强，降低了重金属的迁移转化能力。
如小麦盆栽试验结果表明，随着土壤质地的改变，即从砂壤→轻壤→中壤→重壤→粘土，麦粒对汞的吸收率呈规律性减少。
（三）土壤的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，在还原条件下，很多种金属易产生难溶的硫化物，而在氧化条件下，溶解态和交换态含量增加。
但以阴离子状态存在的砷的情况正好相反。
对某些重金属来说，在不同的氧化还原条件下，不同价态的化合物的溶解性和毒性显著不同。
以镉为例，CdS是难溶物质，但在氧化条件下CdSO4的溶解度要大很多。
而实验发现镉对水稻生长的抑制与镉的溶解度有关。
（四）土壤中有机质含量土壤中有机质含量影响土粒对重金属的吸附能力和重金属的存在状态，有机质含量较高的土壤对重金属的吸附能力高于有机质低的土壤。
土壤中重金属
土壤中重金属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。
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。
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来自大气污染中的铅沉降和铅应用工业的三废排放土壤中铅的污染主要是通过空气水等介质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 2)(PbOH、3PbCO或243)(POPb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。
铬的迁移转化铬是人类和动物的必需元素，但其浓度较高时对生物有害土壤中铬的污染主要来源于铁铬电镀金属酸洗皮革鞣制耐火材料铬酸盐和三氧化铬工业的三废排放及燃煤污水灌溉或污泥施用等土壤中铬通常以四种化合形态存在，两种三价铬离子3Cr 2CrO，两种六价铬阴离子Cr2O7和Cr2O4其中3)(OHCr的溶解性较小，是铬最稳定的存在形式，而水溶性六价铬的含量一般较低，但六价铬的毒性远大于三价铬的毒性土壤中的有机质如腐殖质具有很强的还原能力，能很快地把六价铬还原为三价铬，一般当土壤有机质含量大于 2 时，六价铬就几乎全部被还原为三价铬[7-9] 由于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人土壤后，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，因而铬的生物移作用较小，故铬对植物的危害不像 Cd、Hg等重属那么严重有研究结果表明，植物从土壤溶液吸收的铬，绝大多数保留在根部，而转移到种子果实中的铬则很少。
第次镉
镉污染的提出与案例
日本痛痛病(itai-itai disease)发生地 痛痛病(itai-itai disease)患者病状
• 土壤、水体中的镉污染主要来自工业、农业所排放的含镉废水及废渣；空气 中的镉污染主要来自含镉矿的开采和冶炼，煤、石油的燃烧以及城市垃圾、 废弃物的燃烧、汽车尾气等均可造成大气镉污染。
镉的背景值
• 在世界范围内，未污染土壤中镉的含量不是很高， 大致在0.01-0.7mg/kg，平均为0.5mg/kg。在中国， 土壤镉的背景值为0.097mg/kg。
24 3.0
样本来源：根据所测的土壤和水源中镉含量，选择重污染区的2个村，其 平均地面水镉含量为0.0117mg/L，农田土壤镉含量为0.8291mg/kg；在非 污染区抽取1个与污染区自然地理状况、生活习惯相近的村作为对照，其 平均地面水镉含量为0.0007mg/L，农田土壤镉含量为0.0115mg/kg；以各 村中年龄≥15岁的全部村民作为调查对象。
镉污染区与非污染区的比较
污染区主要死因/死亡率及死因构成
疾病分类 恶性肿瘤 呼吸系病 脑血管病 损伤和中毒 新生儿病 心脏病 消化系病
死亡率 (1/10万)
105.52 89.11 79.73 72.69 49.90 39.86 23.45
顺位
1 2 3 4 5 6 7
镉污染的来源
{镉的来源
（自然来源）镉在自然界中相当稀少，常伴生 于硫化铅、锌矿特别是闪锌矿(ZnS)之中。
• 生活饮用水中含镉最高容 许浓度为0.01 mg/L （GB5749-85 ）
海洋环境中重金属的迁移与转化
海洋环境中重金属的迁移与转化重金属是指密度大于等于5g/cm³的金属元素，如汞、铅、铬、镉等。
它们的存在对海洋环境中的生态系统和生物多样性产生了深远的影响。
本文将探讨海洋环境中重金属的迁移与转化机制，以及对环境和生物的潜在影响。
一、重金属的来源重金属的来源多种多样，主要包括工业废水、农业农药、矿产开采和大气沉降等。
这些重金属经过排放和泄漏进入海洋环境，成为海洋系统的潜在污染源。
二、重金属的迁移与转化重金属在海洋环境中经历多种迁移与转化过程。
其中，溶解状态和颗粒态是两种主要形式。
1. 溶解态迁移与转化溶解态重金属主要以有机和无机形式存在于海水中。
其迁移与转化受到溶解度、络合反应、沉降和再悬浮等因素的影响。
有机物的存在会促进重金属的络合形成胶状颗粒，从而影响重金属的生物有效性。
2. 颗粒态迁移与转化颗粒态的重金属主要以悬浮粒子的形式存在。
它们的迁移与转化受到水体运动、沉积作用、颗粒形态和化学性质等因素的影响。
颗粒态重金属可以通过沉降沉积于底栖生物的生境中，进而影响海洋生态系统的结构和功能。
三、环境中重金属的生物效应海洋环境中的重金属对生物产生潜在的毒性影响。
它们可以通过积累和生物放大作用逐级转化，最终进入人体食物链。
重金属对海洋生物的影响主要通过氧化应激、细胞毒性和基因毒性等途径实现。
当海洋生物受到重金属的暴露时，可能引发代谢紊乱、生殖障碍、免疫抑制和发育异常等不良影响。
四、减少重金属污染的方法为了保护海洋环境和生态系统，必须采取有效的措施减少重金属污染的发生和传播。
以下是一些可行的方法：1. 排放控制：建立严格的排放标准，对工业废水和农药进行监测和限制，避免过量排放。
2. 废弃物管理：加强废弃物的分类处理，特别是针对含有重金属的产业废弃物，选择合适的处理技术。
3. 环境监测：建立完善的海洋环境监测网络，对重金属进行实时监测，及时发现异常情况并采取相应的措施。
4. 生态修复：采用生态修复技术，如植物吸附和海洋湿地的建设，有助于减少重金属的迁移和转化。
土壤中主要重金属污染物的迁移转化及治理
１ 土壤 中主要重金属污染物的迁移转
化
１ 汞 的迁移 转化 ３
汞 是 一 种对 动 植 物 及 人 体无 生 物 学作 用 的有 毒元 素 。土壤 中汞 的重要 特点 是能 以零价 ｆ 质汞 ） 单
吸附还受土壤 的 ｐ Ｈ值及土壤中汞的浓度影响。当 土 壤 ｐ 值在 １ Ｈ ～８的范 围 内时 ，其 吸附量 随着 ｐ Ｈ 值的增大而逐渐增大 ； ｐ 当 Ｈ＞８ ， 时 吸附的汞量基 本不 变 。 １１ 配位 体对 汞的配 合 一螯合 作用 ．＿ ３ 土 壤 中 配位 体 与 汞 的 配 合 一螯 合作 用 对汞 的 迁移转 化有 较大 的影 响 。Ｏ ， 一 汞 的配合 作用 Ｈ－Ｃ１对 可大大 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 。通过生物小 循环及土壤上层腐殖质的形成 ， 并借助腐殖质对汞 的螯合 及 吸 附作用 ， 使 土壤 中的汞 在 土壤 上层 累 将
屠存 金
（ 商丘职业技术学院， 河南 商丘 １６０ ） ７００
摘 关 键
要： 介绍 了土壤中主要重金属污染物汞 、 、 、 、 镉 铅 铬 砷在土壤 中的主要存 在形式 、 来源 、 迁移及转化 词 ： 重金属 ； 污染物 ； 治理方法 文献标识码： Ａ 文章编号： １７ — ４ ０ ２ １ ）４ ０５ — ３ ６ １０ ６ （０ ０ ０ — ４ ８ ０
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 。 １ 铬 的迁移 转化 ． ４
土壤 中挥 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 。 １１ 土壤胶 体对汞 的 吸附 ．． ２ 土壤 中 的胶体 对汞 有 强烈 的表 面吸 附 （ 理 吸 物 附 ） 离子 交换 吸附作 用 。从 而使 汞 及其 他微 量 重 和 金 属从被 污染 的水体 中转入 土壤 固相 。土壤对 汞 的
大气中重金属的迁移与转化机制
大气中重金属的迁移与转化机制随着工业化进程的加速，大气中重金属的排放量也在不断增加。
重金属污染对环境和人类健康产生了严重影响，因此研究重金属在大气中的迁移与转化机制至关重要。
本文将从几个方面介绍这一问题。
首先，重金属在大气中的来源多种多样。
工业生产过程中的大气排放是主要来源之一，例如铅、汞、镉等重金属在燃煤和冶炼过程中会释放出来。
此外，车辆尾气和城市垃圾焚烧等直接排放也会导致重金属进入大气。
另外，土壤和水体中的重金属通过挥发、气溶胶和颗粒物的方式进入大气。
综上所述，重金属在大气中的来源复杂多样，需要针对不同来源采取不同的监测和控制措施。
其次，重金属在大气中的迁移主要通过气溶胶和颗粒物的方式进行。
重金属物质可以与大气中的其他颗粒物结合形成复合颗粒物，而这些颗粒物可以通过降水或沉积作用来迁移到地面。
气溶胶颗粒物的迁移主要受到大气环境因素的影响，例如风速、温度、湿度等。
此外，气溶胶颗粒物对重金属的迁移也具有选择性，不同颗粒物的特性会导致重金属的迁移途径与速率有所不同。
重金属在大气中的转化机制是重要的研究内容之一。
一方面，重金属可以通过化学反应与大气中的其他物质发生转化。
例如，重金属可以与硫酸根、硝酸根等形成络合物，并在此过程中改变其形态和活性。
另一方面，重金属还可以经历生物地球化学过程的影响，例如与生物质燃烧产生的有机物质相互作用。
这些转化过程会对重金属的迁移和毒性产生重要影响，因此需要进一步的研究以更好地了解其机制。
此外，不同季节、地理位置和大气环境条件也会影响重金属在大气中的迁移与转化。
温度、湿度和风速等因素会对气溶胶颗粒物的运动和迁移起到重要调节作用。
此外，大气中的酸碱度也会影响重金属的溶解度和活性。
因此，在开展大气重金属迁移与转化机制的研究时，需要全面考虑这些因素的影响。
在监测与治理重金属污染方面，了解重金属在大气中的迁移与转化机制也具有重要意义。
通过监测大气中的重金属含量和组分，可以更准确地评估其对环境的影响和危害程度。
重金属镉(Cd)在植物体内转运途径研究进展
重金属镉(Cd)在植物体内转运途径研究进展宋瑜;马艳华;唐希望;何鑫【摘要】对Cd在植物体内的转运途径进行了综述.二价金属离子与重金属Cd离子竞争特异性离子通道会影响植物对重金属Cd的吸收,这种影响与植物基因型、土壤溶液金属离子的种类和浓度密切相关.重金属Cd在植物根部完成木质部装载后需要通过木质部和韧皮部进行长距离运输,但重金属Cd趋向于在植物根部积累,仅有一小部分会转移运往地上部.Cd的螯合形态对植物耐受性和区域化影响尚待进一步明晰和阐明.【期刊名称】《中国环境管理干部学院学报》【年(卷),期】2019(029)003【总页数】4页(P56-59)【关键词】镉;转运;竞争;区域化;木质部装载;长距离运输【作者】宋瑜;马艳华;唐希望;何鑫【作者单位】河北环境工程学院秦皇岛市农村生态环境重点实验室,河北秦皇岛066102;河北科技师范学院,河北秦皇岛 066004;河北环境工程学院秦皇岛市农村生态环境重点实验室,河北秦皇岛 066102;河北环境工程学院秦皇岛市农村生态环境重点实验室,河北秦皇岛 066102【正文语种】中文【中图分类】X173镉（Cd）是一种有毒重金属，属于植物正常生长、繁殖的非必需元素。
植物在遭受轻度Cd胁迫后会出现叶片枯黄、茎间缩短、根系生物量减少等现象，在遭受重度Cd胁迫时植物体内酶的活性、植物叶片叶绿素含量、光合作用效率都会降低，抑制对养分的吸收甚至引起植物死亡[1]。
植物各器官对重金属Cd的富集能力不同，通常是根>茎>叶>花>果实，重金属Cd可以通过植物生物富集作用进入食物链，对人体造成伤害，如引起慢性中毒和诱发癌症等[2-3]。
重金属Cd对植物产生毒害作用的关键在于其被根系吸收并运往地上部，这一系列的过程受到植物自身及其外部环境的影响，如土壤重金属Cd浓度、pH值、温度等。
重金属Cd进入植物根部时势必会受到根部外皮层、皮层、内皮层、木质部、韧皮部的影响，而重金属Cd从根部运往地上部又要通过茎木质部和韧皮部，直到进入叶片。
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镉一般在土壤表层0~15cm处积累。
在土壤中，镉主要以CdCO3，Cd（PO4）2，
Cd（OH）2的形态存在，其中以CdCO3为主，尤其在碱性土壤中。
镉在土壤-植物系统中的迁移转化
1．2．1镉在土壤环境中的存在形态
镉在土壤中以水溶性镉和非水溶性镉两种形式存在。
水溶性镉常以简单离子或简单配离子的形式存在，如Cd2+、CdCl+,CdSO3，石灰性土壤中还有CdHCO3+。
非水溶性镉主要为CdS、CdCO3及胶体吸附态镉等。
其中，镉在旱地土壤中以CdCO3、Cd3(P04)2和Cd(OH)2的形态存在，并以CdCO3为主，尤其是在pH值>7的石灰性土壤中更以CdCO3居多；CdCO3形成的反应为
Cd2++CO2+H2O=== CdCO3+2H+lgK=-6.07
可导出土壤中为–lg[Cd2+]=-6.07+2pH+lg[CO2]
可见旱地土壤中Cd2+浓度与pH呈负相关。
而镉在淹水土壤中则多以CdS的形态存在。
由于土壤对镉的吸附能力很强，土壤中呈吸附交换态的所占比例较大。
但土壤胶体吸附的镉一般随pH值的下降其溶出率增加，当pH=4时，溶出率超过50％，而当pH=7．5时，交换吸附态的镉则很难被溶出。
1．2．2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。
镉一般在土壤表层0~15cm处积累。
大多数土壤对镉的吸附率为80%~95%。
不同土壤吸附顺序为：腐殖质土>重壤土壤>壤质土>砂质冲积土。
因此镉的吸附与土壤中胶体的性质有关。
在降水的影响下，土壤表层的镉的可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、氧化一还原条件和碳酸盐的含量。
1．2．3镉的生物迁移
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。
镉在同一作物的各部位分布是不均匀的，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。
不同种类的植物对镉的吸收存在着明显的差异，谷类作物如小麦、玉米、水稻、燕麦和栗子都可通过根系吸收镉，其吸收量依次是玉米>小麦>水稻。
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。
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。