1樓：匿名使用者
水體中重金屬的汙染的程度與對生物危害的作用，與其存在形態的不同有直接關係；重金屬汙染對生物活性及毒性的影響大小，決定於其中影響最大的某種形態的含量（或濃度），所以重金屬形態研究與分析水體中重金屬的遷移轉化、生物效應是非常重要的內容。有機態毒性大於無機態，溶解態大於膠體態，金屬羰基化合物大多數劇毒，六價鉻毒性大於三價鉻。
為什麼要進行土壤中重金屬元素的形態分析
2樓：匿名使用者
優質解答
水體中重金屬的汙染的程度與對生物危害的作用,與其存在形態的不同有直接關係；重金屬汙染對生物活性及毒性的影響大小,決定於其中影響最大的某種形態的含量（或濃度）,所以重金屬形態研究與分析水體中重金屬的遷移轉化、生物效應是非常重要的內容.有機態毒性大於無機態,溶解態大於膠體態,金屬羰基化合物大多數劇毒,六價鉻毒性大於三價鉻.
為什麼要對土壤中重金屬形態分析？分析需注意什麼
3樓：
icp應該可以一次測4種金屬，icp是根據每種元素發出特定波長的譜線強度來計算其含量的，不管元素是什麼形態。我做畢業**就用的這個方法，我一次測得是cu,cd,pb,al,fe,ti,mg,ca八種元素。我想hg應該也可以一次測出來，icp法可以測所有的金屬元素和一部分非金屬元素
為什麼要對土壤中重金屬進行形態分析
4樓：tpu薄膜專賣
水體中重金屬的汙染的程度與對生物危害的作用,與其存在形態的不同有直接關係；重金屬汙染對生物活性及毒性的影響大小,決定於其中影響最大的某種形態的含量（或濃度）,所以重金屬形態研究與分析水體中重金屬的遷移轉化、生物效應是非常重要的內容.有機態毒性大於無機態,溶解態大於膠體態,金屬羰基化合物大多數劇毒,六價鉻毒性大於三價鉻.
土壤重金屬元素形態及轉化
5樓：中地數媒
自然界存在100多種元素，其中約80多種是金屬元素，而密度≥5g/cm3的重金屬元素約有45種。而像as，se等處於金屬與非金屬之間具有過渡性質的元素，根據環境效應和對生命體的毒性作用，也被稱為重金屬元素。重金屬是一類具有潛在危害的化學汙染物，通過汙水灌溉、農藥和化肥施用、工業「三廢」排放及大氣沉降等途徑進入生態系統，導致土壤環境質量惡化。
20世紀50年代，日本出現了由汞引起的「水俁病」和由鎘汙染引起的「骨痛病」後，重金屬汙染的環境問題引起公眾和各級地方**的關注。
進入土壤環境的重金屬經過溶解、沉澱、凝聚、配合、吸附等各種反應，形成了不同形態的重金屬。土壤中重金屬的遷移能力因其形態不同而存在較大差異，而元素在土壤中的存在形態則受到多種因素影響，包括土壤型別、土壤環境條件（如 ph，eh、有機質、黏粒、磁化率）和含重金屬的化合物等。相同含量的元素在不同性質的土壤中，當上述條件發生改變時，可表現出完全不同的形態特徵，這又決定了生物有效性和對生態環境的危害程度。
因此，研究土壤中重金屬元素的形態分布特徵及其轉化因素具有重要意義。根據研究區86件小麥根系土資料，對根系土重金屬形態組成及遷移轉化的影響因素進行了討論。
一、土壤重金屬元素形態及生物可利用性
土壤中重金屬形態具有一定的空間、時間分布規律，區域土壤條件不同，其土壤重金屬形態含量組成具有極大差異。
研究區土壤cd，pb，hg等重金屬元素形態統計結果見圖5-1。由圖5-1 可見，cr，ni，cu，hg等重金屬元素多以殘渣態賦存於土壤中，其中以cr元素尤為突出，殘渣態平均含量佔總量的87.68%；鐵錳氧化態及腐殖酸態優於碳酸鹽態及強有機結合態，離子交換態和水溶態含量很低。
與其他元素不同，離子交換態的cd佔總量的37.05%，殘渣態cd僅佔總量的17.41%左右，其次為腐殖酸態、鐵錳氧化態、碳酸鹽態、強有機結合態和水溶態。
土壤中不同形態重金屬的遷移能力和毒性不同，從而決定了作物對重金屬的吸收量和對生態環境的危害程度。研究表明，水溶態和離子交換態（活動態）最容易被生物吸收，對生態系統影響最大，而殘渣態的活性最小（穩定態），其他形態屬次穩定態。若用生物可利用係數k（即水溶態和離子交換態所佔總量的百分比）來描述重金屬對作物的危害性，則研究區cd，pb等生物可利用係數計算結果見圖5-2。
由圖5-2可見，研究區cd的生物可利用係數最高，平均值為38.84%；hg，pb，zn和ni接近，平均值在3.42%～3.
84%之間，而as，cu的生物可利用係數低，分別為1.40%和1.22%，cr的生物可利用係數最低，為0.
53%。表明研究區cd的生態危害性明顯高於as，cu和cr元素。研究區農作物生態效應評價也證明了這一點：
在本區採集的84件小麥樣品中，籽實cd元素超標11件，超標率13.10%，其次hg超標3件，而其他元素則沒有出現超標現象。
圖5-1 cr，as，ni等重金屬元素各分量所佔總量百分比累計圖
圖5-2 土壤中cr，as，ni等重金屬生物可利用性係數圖
魯東地區農業生態地球化學研究
式中：f1為水溶態；f2為離子交換態；f3為碳酸鹽結合態；f4為腐殖酸態；f5為鐵錳氧化態；f6為強有機結合態；f7為殘渣態。
二、土壤重金屬元素形態轉化的影響因素
影響土壤重金屬元素存在形態的因素很多，一是與土壤元素總量水平密切相關；二是土壤理化性質，如土壤ph，eh、有機質、土壤質地、陽離子交換量、其他元素含量等；三是人類活動，如重金屬輸入土壤中的方式（大氣降塵、工業「三廢」、灌溉水和施肥等）。下面分別研究了土壤元素總量、ph、有機質、土壤質地和磁化率對cd，pb等重金屬元素各形態間轉化遷移的影響。
（一）總量對重金屬元素形態的影響
對研究區土壤中活動態（水溶態＋離子交換態）cr及穩定態（殘渣態）cr含量與總量cr做相關性散點圖（圖5-3），從圖5-3可以看出，活動態cr與總量cr之間的相關性不明顯，而穩定態cr與總量cr顯著正相關；和cr一樣，hg，pb，zn，as等元素穩定態也和總量顯著正相關，其相關係數分別為 0.996，0.863，0.
939，0.987（相關係數臨界值 r=0.352，置信度p ﹤0.
01），而活動態與總量間的相關係數僅為 0.093，0.054，-0.
003，0.342。說明當外源重金屬元素（cr，hg，pb等）進入土壤後，土壤中重金屬元素總量的增加主要引起穩定態含量增加，而活動態受總量的影響較小。
與上述元素變化不同，活動態cd與總量cd之間呈顯著正相關（圖5-4），且活動態cd隨總量的增加速率（k =0.5633）明顯高於cr（k =0.0012）等其他元素，而穩定態cd與總量cd相關性則較差。
這說明外源cd主要是以活動態形式輸入土壤中的，cd總量增加可引起土壤中活動態cd含量迅速增加，土壤中cd總量是cd汙染的乙個不可忽視的指標。
圖5-3 土壤中活動態cr（a）及穩定態cr（b）與總量cr的相關關係圖
圖5-4 土壤中活動態cd（a）及穩定態cd（b）與總量cd的相關關係圖
（二）重金屬元素形態隨土壤ph變化規律
土壤ph是土壤酸鹼度的反映，同時也是影響重金屬元素及其形態分布的最重要因素之一。統計分析表明，ni，zn，cd，hg等多數元素的離子交換態和碳酸鹽態對土壤酸鹼度的反應敏感，ph公升高會使離子交換態形成碳酸鹽沉澱，當ph下降時，碳酸鹽態、殘渣態等向離子交換態、水溶態轉化，使其重新釋放進入環境中，易被生物利用。
土壤ph對as和p b形態的影響具有特殊性。圖5-5為as的離子交換態、碳酸鹽態和腐殖酸態佔總量的百分比與土壤ph相關關係圖。從圖5-5可以看出：
當土壤在弱酸性至中性（5.5～7.5）範圍內時，離子交換態as佔總量的比例在0.
3%以下，對生態系統的危害性很小。當土壤開始酸化（ph＜5.5）時，離子交換態和碳酸鹽態略微增加；而當土壤鹼化（ph 值從7.
5公升高至9.0）時，離子交換態和碳酸鹽態as佔總量的比例迅速上公升，ph為8.5時離子交換態as佔總量的比例可達到2.
0%，腐殖酸態as減少，而其他形態基本不受影響。這是由於在土壤鹼性條件下，as可呈
和 水溶性陰離子形式存在於土壤溶液中，土壤鹼性越強，水溶性態as含量越高。因此，在as汙染嚴重的土壤，保持土壤中性或弱酸性，防止土壤鹽鹼化，提高土壤腐殖質含量，是降低as危害的可靠方法。
圖5-5 土壤as元素形態所佔比例與ph的相關關係圖
圖5-6 土壤離子交換態pb所佔比例與ph的相關關係圖
土壤中性至弱鹼性（6.5～8.5）範圍內，pb在土壤中主要以強有機結合態和鐵錳氧化態等穩定形態存在，離子交換態含量基本在2%以下（圖5-6），危害性很小；而當土壤開始酸化（ph＜6.
5）時，離子交換態pb佔總量的比例迅速上公升，ph為4.5時，可達8.0%以上，這是因為弱鹼性或中性土壤中pb 主要以 pb（oh）2，pbco3，pbs 形式沉澱，當土壤ph降低時，h＋將已固定的p b重新釋放出來，導致可溶性pb含量增加。
土壤鹼性範圍內，離子交換態pb佔總量的比例略有上公升趨勢，這是由於專性吸附的pb開始解吸造成的。因此，對於pb汙染嚴重的土壤，保持土壤ph在中性至弱鹼性範圍，防止土壤酸化和鹽鹼化，可有效降低pb危害。
（三）土壤有機質對重金屬元素形態的影響
土壤有機質是土壤的重要組成成分之一，也是土壤肥力的乙個重要指標。腐殖質中含有大量的氨基、羧基、環形氮化物、偶氮化合物（-n=n-）、醚和酮等官能團，在配合（螯合）物形成過程中這些官能團可將zn2
＋，ni2
＋，cd2
＋，cu2
＋等金屬離子固定在土壤中，使重金屬離子濃度降低，從而降低生物對重金屬元素的吸收。因此土壤中有機質含量的高低，不僅對土地生產力有重要意義，而且對土壤中重金屬元素的生態效應有重要影響。
圖5-7為土壤pb，ni，hg各形態佔總量百分比與有機質關係圖，從圖5-7可以看出，有機質含量增加可使土壤中pb，ni，hg的水溶態或離子交換態明顯減少，強有機結合態增加，而碳酸鹽態、鐵錳氧化態無明顯變化。因此，對於存在pb，ni，hg等重金屬元素汙染的地區，增施有機肥可有效提高農產品安全性。
圖5-7 土壤pb，ni，hg各形態所佔比例與有機質相關關係圖
（四）黏粒對重金屬形態的影響
直徑＜2 μm具有膠體性質的黏土礦物或腐殖質，表面均攜帶大量負電荷，可吸附大量可交換性陽離子。黏粒含量的多少，可改變土壤物理吸附、化學吸附及離子交換作用的強弱，影響進入土壤中的重金屬離子的吸附程度，並對土壤中重金屬元素遷移和轉化產生不同的效應。
圖5-8為研究區土壤中黏粒百分比含量與pb，zn離子交換態關係圖。從圖5-8可以看出，隨著黏粒含量增加，離子交換態佔總量的比例略有減小（影響程度遠不及有機質和ph）。這說明土壤中黏粒含量越高，土壤的物理、化學吸附和離子交換作用越強，重金屬離子被吸附在土壤表面越多，可移動性越差。
圖5-8 土壤pb，zn離子交換態所佔比例與黏粒相關關係圖
（五）磁化率與重金屬的相關性
磁化率是環境磁學研究中的重要引數。土壤磁化率測定具有便宜、簡便、快速、對樣品無破壞等特點，研究土壤磁化率與地球化學元素的相關性及環境變化對磁化率的影響，是近年環境磁學研究的發展趨勢。
圖5-9為土壤磁化率和cd，pb，ph相關關係圖，由圖5-9可見，磁化率和cd，pb顯著正相關，隨土壤cd，pb含量的增加，磁化率明顯增加，其原因是工業生產中產生的重金屬元素磁性顆粒（如pb，cd，zn，cr和cu）通過大氣沉降或汙水排放等滯留在表層土壤中使磁化率公升高。土壤酸度對磁化率也有重要影響，磁化率和 ph 正相關，土壤 ph 下降（土壤酸化）溶解了鐵氧化物，造成磁化率明顯降低。土壤磁化率不僅對土壤汙染程度有較好的指示性，同時也能反映土壤酸化狀況。
土壤磁化率不但與土壤cd，pb等總量及ph具有顯著相關性，與鐵錳氧化態zn、強有機結合態ni和殘渣態cr等穩定態也呈正相關關係（圖5-10）。這說明引起土壤磁化率增加的重金屬元素多以穩定態存在，對生物的危害性不大。
圖5-9 土壤磁化率和pb，cd，ph關係圖
圖5-10 土壤磁化率和zn，ni形態含量關係圖
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