实验三 土壤中铬的形态与生物有效性评价-3

《土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素的研究》篇一摘要：本文重点研究了土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素。

通过对土壤中重金属的形态分析、植物对重金属的吸收机制以及环境因素对重金属生物有效性的影响进行探讨，旨在为土壤污染治理和食品安全提供理论依据。

一、引言随着工业化和城市化的快速发展，重金属污染问题日益严重，特别是在土壤—植物系统中，重金属的积累和迁移对生态环境和人类健康构成了严重威胁。

因此，研究土壤—植物系统中重金属的生物有效性及其影响因素，对于预防和控制重金属污染具有重要意义。

二、土壤中重金属的形态分析土壤中的重金属多以不同形态存在，其生物有效性受形态分布的影响。

研究表明，重金属的可交换态和碳酸盐结合态较易被植物吸收，而氧化物结合态和有机物结合态则相对稳定。

此外，重金属与土壤中矿物质的结合形式也会影响其生物有效性。

三、植物对重金属的吸收机制植物通过根系吸收土壤中的重金属。

其吸收机制包括主动吸收和被动吸收两种方式。

主动吸收主要受植物体内酶的催化作用影响，而被动吸收则与土壤中重金属的浓度梯度有关。

此外，植物根际的微生物活动也会影响重金属的吸收。

四、影响因素分析1. 土壤pH值：pH值通过影响重金属的溶解度和化学形态来影响其生物有效性。

一般来说，酸性土壤中重金属的生物有效性较高。

2. 土壤有机质：有机质可以与重金属结合形成稳定的络合物，从而降低其生物有效性。

3. 土壤类型和矿物质组成：不同类型土壤对重金属的吸附能力和解吸能力存在差异，进而影响其生物有效性。

4. 植物种类和生长状况：不同植物对重金属的吸收能力和耐受性存在差异，同时植物的生长发育状况也会影响其对重金属的吸收。

五、研究方法与实验设计本研究采用形态分析法、化学萃取法和植物培养法等多种方法相结合，对土壤中重金属的形态、植物对重金属的吸收机制以及环境因素对重金属生物有效性的影响进行探讨。

实验设计包括不同pH值、有机质含量、土壤类型和植物种类的处理组，以全面了解各种因素对土壤—植物系统中重金属生物有效性的影响。

存档日期：存档编号:土壤中元素铬形态及其含量测定北京化工大学研究生课程论文课程名称：现代环境分析技术课程代号：Env507任课教师：余江完成日期：2012年11月20日专业：环境工程学号：2011030150姓名：贺立军成绩：土壤中元素铬形态及其含量测定（贺立军环境工程2011030150 ）摘要：在硝酸介质中，Cr（Ⅵ）能显著阻抑甲基红的褪色，据此采用消化法处理土壤样品，甲基红阻抑褪色光度法来测定土壤中的痕量铬。

结果显示，土壤中总铬、Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）平均含量分别为52．2、8．4、43．8mg·kg－1。

该方法用于土壤中铬的测定，灵敏度高，结果令人满意。

关键词：甲基红阻抑褪色光度法；铬（Ⅲ）；铬（Ⅵ）；Determination of the Valence State and Content of Chromium in the SoilAbstract：The content of Chromium（Cr）in the soil was detected by inhibition of methyl red fading reaction which Cr（VI）could inhibit the fading of methyl red in HNO3medium．The total Cr，Cr（Ⅲ）and Cr （Ⅵ）were52．2，8．4and43．8mg·kg－1.The results indicated that this method was sensitive and effective to detect trace chromium in soil．Keywords：inhibition of methyl red fading reaction；chromium（Ⅲ）；chromium（Ⅵ）；Total chromium环境铬主要以无机铬和有机铬两种形态存在［1］，其中无机铬的含量远大于有机铬。

土壤中铬的形态分析铬（Cr）是自然界中广泛存在的一种金属元素，且通常以三种形态存在于土壤中：Cr（VI）、Cr（III）和有机结合态。

这些不同形态的铬对土壤环境和生态系统有着不同的影响和行为。

因此，对土壤中铬的形态进行分析和研究具有重要的科学价值和实际意义。

1.Cr（VI）Cr（VI）是一种强氧化剂，在土壤中具有良好的可溶性和活性。

它对生物活性高，并且能够通过土壤孔隙迅速迁移。

由于其高毒性和危险性，Cr（VI）在土壤中的含量普遍受到严格的监管和控制。

常用的Cr（VI）形态分析方法主要包括离子交换色谱、荧光光谱、原子吸收光谱和X射线荧光光谱等。

这些方法能够精确地测定土壤中Cr（VI）的含量和分布，为环境监测和风险评估提供重要的数据支持。

2.Cr（III）Cr（III）是一种相对较稳定的铬形态，在土壤中普遍存在。

与Cr （VI）相比，Cr（III）具有较低的生物活性和迁移性。

Cr（III）对土壤和植物的毒性较小，但在高浓度下仍然会对生态系统产生不良影响。

常用的Cr（III）形态分析方法主要包括原子吸收光谱、电感耦合等离子体质谱和电感耦合等离子体发射光谱等。

这些方法能够准确测定土壤中Cr （III）的含量和分布，为土壤质量评价和环境管理提供依据。

3.有机结合态铬在土壤中还可以以有机结合形式存在，主要以有机酸和腐殖质的形式结合。

有机结合态的铬相对较稳定，对环境和生态系统的影响较小。

但在一些特殊情况下，有机结合态的铬可能会被还原为Cr（VI），从而增加了环境污染的风险。

有机结合态铬的分析方法主要包括红外光谱、X射线吸收光谱等。

这些方法能够确定土壤中有机结合态铬的含量和特征，并为了解土壤中铬的迁移和转化过程提供参考。

总之，对土壤中铬的形态进行分析是研究土壤环境和生态系统的关键环节。

不同形态的铬在土壤中的分布和活动特征对环境质量和生物安全产生直接影响。

因此，通过合理选择和应用适当的分析方法，可以准确测定土壤中铬的含量和分布，为土壤污染防控和资源利用提供科学依据。

第３０卷第２期　２０１３年６月 广东工业大学学报ＪｏｕｒｎａｌｏｆＧｕａｎｇｄｏｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｖｏｌ．３０Ｎｏ．２ Ｊｕｎｅ２０１３收稿日期：２０１２ １２ １４基金项目：环保部公益性行业科研专项（２０１１０９０２４）；广东省教育部产学研结合项目（２０１１Ｂ０９０４００２５５，２０１０Ｂ０９０４００４１８）作者简介：林亲铁（１９７２ ），男，副教授，博士，主要研究方向为污染控制与环境评价通讯作者：陈志良（１９７６ ），男，副研究员，博士，主要研究方向为城市污染场地修复与生态学，Ｅｍａｉｌ：ｚｈｉｌｉａｎｇｃｈｅｎ５２１＠１２６．ｃｏｍ．ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．１００７ ７１６２．２０１３．０２．０２２土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展林亲铁１，朱伟浩１，陈志良２，彭晓春２，赵述华２（１．广东工业大学环境科学与工程学院，广东广州５１０００６；２．环境保护部华南环境科学研究所，广东广州５１０６５５）摘要：阐述了当前国内外土壤重金属形态的主要分析方法，归纳了重金属形态和生物有效性的主要影响因素，并对今后的发展方向进行了展望，为正确评估土壤重金属的生物毒害作用提供参考．关键词：土壤；重金属；形态；生物有效性中图分类号：Ｘ１３１．３ 文献标志码：Ａ 文章编号：１００７ ７１６２（２０１３）０２ ０１１３ ０６ＰｒｏｇｒｅｓｓｉｎＳｐｅｃｉｅｓａｎｄＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＨｅａｖｙＭｅｔａｌｓｉｎＳｏｉｌＬｉｎＱｉｎ ｔｉｅ１，ＺｈｕＷｅｉ ｈａｏ１，ＣｈｅｎＺｈｉ ｌｉａｎｇ２，ＰｅｎｇＸｉａｏ ｃｈｕｎ２，ＺｈａｏＳｈｕ ｈｕａ２（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＧｕａｎｇｄｏｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０００６，Ｃｈｉｎａ；２．ＳｏｕｔｈＣｈｉｎａＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０６５５，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓａｖａｉｌａｂｌｅｆｏｒｔｈｅｓｅｐａｒａｔｉｏｎｏｆｓｐｅｃｉｅｓａｎｄｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔ ａｌｓｉｎｓｏｉｌｗｅｒｅｂｒｉｅｆｌｙｄｅｓｃｒｉｂｅｄ．Ｔｈｅｍａｉｎｆａｃｔｏｒｓａｆｆｅｃｔｉｎｇｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉｅｓａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｗｅｒｅａｎａｌｙｚｅｄ，ａｎｄｔｈｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｐｒｏｓｐｅｃｔｓｆｏｒｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｉｎｔｈｉｓｄｏｍａｉｎｗｅｒｅａｌｓｏｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｓｏｉｌ；ｈｅａｖｙｍｅｔａｌ；ｓｐｅｃｉｅｓ；ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ 土壤作为生物可利用重金属的一个重要蓄积库，其所含的重金属可以通过食物链被植物、动物数１０倍地富集，再由食物链的传递，危害人体健康．土壤重金属的生物有效性不仅与其总量有关，更大程度上由其形态分布决定．通过对重金属形态的研究，将重金属活性进行分级，揭示土壤重金属的存在状态、迁移转化规律、生物有效性、毒性及可能产生的环境效应，从而预测重金属的长期变化和环境风险［１ ３］．因此研究重金属的形态和生物有效性，对于诠释重金属在环境中的迁移转化规律和污染风险具有重要意义．１　土壤重金属的形态分析１．１　土壤重金属存在形态与提取方法重金属离子作为一种重要的污染物进入土壤后，经过一系列的反应，如吸附、络合、淋溶和还原等，形成不同的化学形态［４］，产生的负面效应也存在较大的差异．重金属的形态分析就是利用一定的物理、化学方法测定重金属的含量、各种价态、络合态及其组分的形态，其目的是确定生物毒性及生物有效性［５］，为土壤重金属的污染评价、生物修复及农产品的安全生产等提供理论依据．目前化学形态的分析方法主要包括３大类：１）模型计算法通过采用相关分析和主成分分析等统计学方法，分析重金属与其他元素的统计学关系，从而推测重金属可能的结合形态［６］．这种方法适用于单一基质中单个重金属元素的吸附质／结合物，但不适用于多种基质、吸附质以及多种重金属化合物存在时的情景［７］．２）电化学测定法电化学测定法主要有两种：一种是离子选择性电极法，即利用离子选择性电极电位与特定离子浓度的直接相关性，通过测试电极电位确定自由态离子浓度．这种方法容易受到溶液环境条件的影响，离子选择性电极不易获得．另一种是伏安法，即根据指示电极电位与通过电解池的电流之间的关系，通过测定电流密度确定金属浓度．这种方法确定的某形态重金属实际上是一组在动力学、迁移性和稳定性方法有相似行为的重金属物质［８］．电化学测定法通常可将重金属分为４类组分：自由态离子、电活性态（易迁移的和不稳定的）、无电活性态（惰性或不易迁移的）以及重金属总量．３）化学提取法（１）单级提取法单级提取法主要是指生物可利用萃取法，其评估对象为土壤颗粒中能被生物（动物、植物和微生物）吸收利用或者对生物活性产生影响的重金属，这一部分重金属通常被称为有效态［９］．常用的萃取剂分为酸、螯合剂、中性盐和缓冲剂４类，根据样品的组成、性质、重金属种类及萃取目的进行选取．（２）多级连续提取法多级连续提取法就是利用反应性不断增强的萃取剂对不同物理化学形态重金属的选择性和专一性，逐级提取土壤样品中不同有效性的重金属元素的方法．目前常用的多级连续提取法包括：Ｔｅｓｓｉｅｒ五步连续提取法、Ｆｏｒｓｔｎｅｒ法、欧共体标准物质局ＢＣＲ法．其中Ｔｅｓｓｉｅｒ五步连续提取法和ＢＣＲ法这两种方法因其适用性强、效果好和实验方法成熟，成为国内外研究土壤重金属形态的主要方法．表１中列举了Ｔｅｓｓｉｅｒ五步法与ＢＣＲ三步法的提取方案、形态分类以及它们的优缺点．表１　Ｔｅｓｓｉｅｒ五步法和ＢＣＲ三步法形态提取、分类与特点Ｔａｂ．１　Ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ、ｃｌａｓｓｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｍｅｔａｌｓｂｙＴｅｓｓｉｅｒａｎｄＢＣＲ方法步骤提取剂（１ ００００ｇ样品）时间／ｈ形态特点Ｔｅｓｓｉｅｒ法［１０ １２］１８ｍＬ１ｍｏｌ／ＬＭｇＣｌ２１可交换态２８ｍＬ１ｍｏｌ／ＬＮａＡｃ／ＨＡｃ，ｐＨ５ ０５碳酸盐态３２０ｍＬ，０ ０４ｍｏｌ／ＬＮＨ２ＯＨ·ＨＣｌ，２５％ＨＡｃ（ｖ／ｖ）ｐＨ２ ０，９６℃６氧化物结合态４①３ｍＬ０ ０２ｍｏｌ／ＬＨＮＯ３＋５ｍＬ３０％Ｈ２Ｏ２，ｐＨ２ ０，８５℃２有机结合态②３ｍＬ３０％Ｈ２Ｏ２，８５℃３③冷却后，加５ｍＬ３ ２ｍｏｌ／ＬＮＨ４ＯＡＣ稀释至２０ｍＬ０．５５５∶１（ｖ／ｖ）４０％ＨＦ／７０％ＨＣｌＯ４混合液消解２残渣态划分详细、运用广泛，但重复性与结果可比性差ＢＣＲ法［１１ １４］１０ １１ｍｏｌ／ＬＨＯＡｃ１６乙酸可提取态２０．５ｍｏｌ／ＬＮＨ２ＯＨ·ＨＣｌ１６可还原态３①８ ８ｍｏｌ／ＬＨ２Ｏ２，ｐＨ２．０～３．０，８５℃水浴１可氧化态②１ ０ｍｏｌ／ＬＮＨ４Ａｃ，ｐＨ２．０１６４王水（ＨＣｌ∶ＨＮＯ３３∶１）１１５℃２４残余态方法成熟、适用性广，但易再次吸附 多级连续提取法中各级提取步骤得到的结果与重金属所结合的某一特定化学组分（如碳酸盐、氢氧化铁、氢氧化锰）或重金属的赋存方式（如溶解态、交换态、吸附态）密切相关，根据此固相形态可推测重金属在环境中可能的行为（如迁移性和生物活性）［１５］．但由于提取剂对目标组分很难完全溶解且添加的化学药剂可能会破坏样品原有的重金属化学结构和溶液化学平衡等，因此这种方法不能区分多重环境因素和重金属本身形态控制的重金属分子化学机制，无法表示重金属的真实化学形态［８］．上述３种方法虽然容易获得实验数据，但从其得到的重金属分级和分配信息不能真正鉴别出化学相态组成．近年来现代光学检测技术开始辅助用于重金属形态的测试，从分子尺度原位观察环境样品表面的重金属化学结构和与其他吸附质之间的键合作用等相关信息．１．２　土壤重金属形态的主要影响因素土壤重金属形态的影响因素较多，主要是重金属自身含量和特性、土质成分（黏土矿物、有机质、铁锰铝氧化物等）和土壤ｐＨ值、氧化还原电位、温度和湿度等环境条件影响［１６］．１）重金属种类和总量同一环境中不同种类的重金属，其形态相差较大．张朝阳等［１７］发现，电子垃圾回收地区土壤中，Ｈｇ和Ｃｒ主要以残渣态形式存在，而Ｃｕ的可还原态、可氧化态和残渣态含量相差不大．重金属总量也会影响其存在形态．Ｍａ等［１８］研究发现，Ｃｄ、Ｃｕ、Ｐｂ、Ｎｉ等重金属元素各形态的相对分布与其总量有关．２）土壤ｐＨ值土壤ｐＨ值通过影响金属化合物在土壤中的溶４１１ 广　东　工　业　大　学　学　报 第３０卷　解度来影响重金属形态．研究表明［５，１９］：土壤中交换态重金属随ｐＨ值升高而减少，且呈现显著负相关，碳酸盐结合态、铁锰化物结合态和残渣态重金属都与ｐＨ值呈正相关．３）土壤有机质土壤有机质（富里酸、胡敏酸等）有着很强的表面络合能力，可以直接改变土壤中重金属形态分布，以至影响土壤中重金属的移动性和生物有效性．微生物以及土壤酶的活性等生物作用，改变植物根基环境导致了对不同重金属形态的吸收有明显差异．水溶态最易被植物吸收富集，其次是交换态和络合态，残渣态基本上不被吸收［１６，１９ ２０］．４）化学作用化学作用主要是指重金属被土壤理化性质吸附反应作用，其中沉淀－溶解作用是金属化学迁移的主要方式，表现在可溶性盐类的离子与土壤溶液中的离子，因化学反应生成难溶解的化合物而保存在土壤中［２０］．５）土壤中重金属的形态还受温度、湿度、光照等气候因子季节性变化的影响．２　土壤重金属的生物有效性重金属的生物有效性指重金属能被生物吸收或对生物产生毒害的性状，可由间接的毒性数据或生物体浓度数据评价［２１］，它与污染物的存在形态有直接关系，反映了对环境动植物以及人类的危害．研究发现，不同形态的重金属释放的难易程度不同，生物可利用性也不同，可交换态的重金属在中性条件下最活跃，最易被释放也最易发生反应转化为其他形态，最易为生物利用；碳酸盐结合态重金属在不同ｐＨ条件下能够发生移动，可能造成环境的二次污染．铁锰氧化态可在还原条件下释放；有机物结合态释放过程缓慢，而残渣态重金属与沉积物结合最牢固，用一般的提取方法不能提取出来，它的活性最小，有效性也最小［２２］．影响重金属生物有效性的因素主要有土壤理化性质、生物类型、重金属特性和根际环境等［１９］．２．１　土壤理化特性土壤中含有大量的无机、有机和无机－有机复合的化学物质以及大量的生物活性物质，使土壤具有特殊的吸附性、酸碱性、氧化－还原性和生物活性．而土壤的温度、湿度和ｐＨ值以及有机质含量都会影响土壤的生物有效性．１）土壤质地及土壤密度土壤质地又称土壤机械组成，指的是土壤中矿物颗粒的大小及其组成比例．土壤质地直接关系着土壤紧实程度、孔隙数量，进而影响着土壤通气、透水及土壤环境背景值等性能，从而影响了重金属的生物有效性．郭观林等［２３］研究发现，重金属元素在黑土中生物活性的大小为Ｃｄ＞Ｃｕ＞Ｚｎ＞Ｐｂ．同一地点的土壤，重金属在耕层的生物有效性系数高于非耕层，人类活动与外源重金属会改变重金属在土壤中的生物活性，污染愈严重的土壤，其重金属元素的生物活性也愈高．胡星明等［２４］发现，磷肥和稻草可改变土壤紧实程度、孔隙数量，从而改变重金属Ｃｕ、Ｃｄ、Ｚｎ和Ｐｂ在土壤中的化学分布形态，并降低重金属的生物有效性．２）土壤ｐＨ值土壤ｐＨ值是许多化学性质的综合反映，它影响土壤重金属的生态效应、环境效应．在自然条件下，土壤的酸碱度主要受土壤盐基状况所支配，而土壤的盐基状况决定着淋溶过程和吸附过程的相对强度．廖敏等［２５］发现，土壤中当ｐＨ小于６时被吸附的镉生物有效态随着ｐＨ的升高而增加，当ｐＨ大于６时被吸附的镉生物有效态随ｐＨ升高而降低，在土壤中加入粉煤灰使土壤ｐＨ上升，重金属生物有效性下降．３）有机质土壤有机质含量是影响重金属生物有效性的最主要因素之一．土壤有机质通过两方面影响重金属的有效性［２６ ２７］：一是有机质通过吸附重金属而形成稳定的复合物；二是有机质给土壤溶液提供螫合剂，从而影响土壤重金属的活性．有研究表明，高有机质环境的土壤中，ＥＤＴＡ提取态的重金属含量比低有机质土壤要高，有机质的矿化可能导致土壤中重金属流失风险增大，说明可溶态有机质浓度增大有增加重金属溶解度的风险．张亚丽等［２８］发现不同类型有机肥的施用明显降低了土壤中有效性Ｃｄ的含量；有机肥的施用促使交换态Ｃｄ向松结合有机态、锰氧化物结合态Ｃｄ转化．Ｃｏｖｅｌｏ等［２９］研究也表明，有机物可通过吸附、螯合等作用固定重金属，同时有机物分解形成的还原条件有利于ＣｄＳ沉淀的形成，从而降低土壤Ｃｄ的有效性．２．２　重金属特性土壤重金属污染往往是２种或２种以上的重金属并存的复合污染，重金属相互之间产生的生物毒性一般表现为加和效应、拮抗效应和协同效应３种．一般来说，周期系同族理化性质相似的元素之间容５１１　第２期 林亲铁，等：土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展 易出现拮抗作用，同周期元素化学性质极其相似可相互竞争结合部位［３０］．Ｃｈｅｎ［３１］等研究Ｃｄ，Ｐｂ，Ｃｕ，Ｚｎ和Ａｓ５种元素交互作用时发现，相互作用促进了Ｃｄ、Ｐｂ、Ｚｎ的活化，对Ａｓ反而有所抑止．可见，土壤中重金属的复合污染直接影响其生物有效性．重金属复合污染所导致的生物有效性，主要表现为植物根际环境中土壤微生物以及土壤酶的变化，从而影响整个土壤生物有效性［３２］．２．３　根际环境植物根际环境会因根的深度和分枝的伸展模式不同而不同，较广的根际环境可以使微生物和污染物有较大、较多的空间接触，从而加强生物降解作用和对污染物质的固定．植物根不断地向根际环境输入光合作用产物，且枯死的根细胞和植物分泌物的积累使根际圈演变成为一块十分富饶的土壤，从而使根际环境成为由土壤为基质，以植物根系为中心，聚集了大量的细菌、真菌等微生物的独特“生态修复单元”．根际环境保持微生物大量繁殖，植物根得到营养物质，有利于对重金属污染物的吸收和吸附．植物根系特征和植物根际环境中重金属离子形态，是影响重金属植物吸收的关键因子．许秀琴等［３３］研究重金属形态对茎叶类蔬菜的生物有效性时发现，重金属形态对蔬菜有效性最高的是有机态和硫化态结合物．活性态重金属含量与比例是影响蔬菜累积重金属的重要因素，但不同重金属的形态对蔬菜生物有效性的影响差异较大．Ｐｂ、Ｃｄ、Ｃｕ等各重金属残渣态与蔬菜均无显著相关性，只有活性态才易被蔬菜吸收积累，对其产生毒害．２．４　生物类型土壤中微生物、植物和动物，能够利用它们的新陈代谢改变重金属的活性或在土壤中的结合态，从而影响重金属在环境中的迁移和转化．１）微生物环境中重金属离子的长期存在使自然界中形成一些特殊的微生物，它们对有毒金属离子具有抗性，可以使重金属离子发生转化．微生物抗重金属机制包括生物吸附、胞外沉淀、生物转化、生物累积和外排作用．通过这些作用，微生物可以吸附、吸收重金属并固化之．汞、铅、锡、砷等金属或类金属离子都能在微生物的作用下通过氧化、还原和甲基化作用而失去毒性．目前，大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究还不多．２）植物植物新陈代谢活动对土壤中的重金属有不同程度的吸收、挥发、积累和固定作用．不同植物对重金属生物有效性有不同的影响．魏世强和陈事荣等［３４ ３５］研究发现，种植不同的作物会改变土壤重金属的生物可利用性，种植水稻会促进土壤中的锌向非活性的残余态转化，使土壤重金属的生物有效性降低；种植油菜后土壤锌的有效态增加、活性增加．陈素华等［３６］对重金属复合污染影响小麦种子根活力的研究表明：重金属对根活力的影响顺序Ｐｂ＞Ｃｕ＞Ｃｄ＞Ｚｎ．植物修复法也是目前研究最多的生物修复法．３）动物利用土壤中的某些低等动物如蚯蚓能吸收重金属的特性，在一定程度上降低污染土壤中重金属比例，达到动物修复重金属污染土壤的目的．有研究表明，当土壤中Ｐｂ的质量分数为１７０～１８０ｍｇ／ｋｇ时，蚯蚓的富集系数为０ ３６［３７］．３　展望土壤重金属污染往往是区域性的，土壤又是一个复杂、综合的生态系统，它所涉及的内外因素众多，即使同一区域的各种土壤物理化学性质也存在很大差异，因此很难找到一个通用的重金属生物有效性评价方法．针对传统研究方法的局限性，今后的研究应侧重于化学形态分析方法的研究，利用现代的高科技术，如电子技术、超分子化学以及纳米技术等最新成果寻找灵敏度更高、特异性更强且能够快速检测、分析重金属的方法．同时，将目前已有的研究方法通过优势互补设计一些新型的联用技术，比如化学发光酶分析方法，将酶分析结合发光方法，从而提高重金属形态分析的灵敏度和准确性．此外，应考虑重金属复合污染的影响，确定重金属形态与生物有效性之间的关系，建立准确可靠的重金属生物有效性评价技术方法．参考文献：［１］周建民，党志，司徒粤，等．大宝山矿区周围土壤重金属污染分布特征研究［Ｊ］．农业环境科学学报，２００４，２３（６）：１１７２ １１７３．ＺｈｏｕＪｉａｎ ｍｉｎ，ＤａｎｇＺｈｉ，ＳｉｔｕＹｕｅ，ｅｔａｌ．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｓｉｎｓｏｉｌｓｆｒｏｍＤａｂａｏｓｈａｎｍｉｎｅａｒｅａ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｏ ｅｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ，２００４，２３（６）：１１７２ １１７３．［２］钟晓兰，周生路，黄明丽，等．土壤重金属的形态分布特征及其影响因素［Ｊ］．生态环境学报，２００９，１８（４）：６１１ 广　东　工　业　大　学　学　报 第３０卷　１２６６．ＺｈｏｎｇＸｉａｏ ｌａｎ，ＺｈｏｕＳｈｅｎｇ ｌｕ，ＨｕａｎｇＭｉｎｇ ｌｉ，ｅｔａｌ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｆｏｒｍｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｏｆｓｏｉｌｈｅａｖｙｍｅｔ ａｌｓａｎｄｉｔｓｉｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇｆａｃｔｏｒｓ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎ ｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，１８（４）：１２６６．［３］韩春梅，王林山，巩宗强，等．土壤中重金属形态分析及其环境学意义［Ｊ］．生态学杂志，２００５，２４（１２）：１４９９ １５０２．ＨａｎＣｈｕｎ ｍｅｉ，ＷａｎｇＬｉｎ ｓｈａｎ，ＧｏｎｇＺｏｎｇ ｑｉａｎｇ，ｅｔａｌ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｆｏｒｍｓｏｆｓｏｉｌｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓａｎｄｔｈｅｉｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｃｅ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｌｏｇｙ，２００５，２４（１２）：１４９９ １５０２．［４］韩张雄，王龙山，郭巨权，等．土壤修复过程中重金属形态的研究综述［Ｊ］．岩石矿物学志，２０１２（３）：２７１ ２７８．ＨａｎＺｈａｎｇ ｘｉｏｎｇ，ＷａｎｇＬｏｎｇ ｓｈａｎ，ＧｕｏＪｕ ｑｕａｎ，ｅｔａｌ．Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｆｏｒｍｓｉｎｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆｓｏｉｌｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＡｃｔａＰｅｔｒｏｌｏｇｉｃａＥｔＭｉｎｅｒａｌｏｇｉｃａ，２０１２（３）：２７１ ２７８．［５］关天霞，何红波，张旭东，等．土壤中重金属元素形态分析方法及形态分布的影响因素［Ｊ］．土壤通报，２０１１，４２（４）：５０４ ５１０．ＧｕａｎＴｉａｎ ｘｉａ，ＨｅＨｏｎｇ ｂｏ，ＺｈａｎｇＸｕ ｄｏｎｇ，ｅｔａｌ．Ｔｈｅｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙｏｆｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓａｎｄｔｈｅｆａｃｔｏｒｓａｆｆｅｃｔ ｉｎｇｔｈｅｓｐｅｃｉｅｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｉｌＳｃｉｅｎｃｅ，２０１１，４２（４）：５０４ ５１０．［６］ＹｕＫＣ，ＴｓａｉＬＪ，ＣｈｅｎＳＨ，ｅｔａｌ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｂｉｎｄｉｎｇｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎａｎｏｘｉｃｒｉｖｅｒｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅ ｓｅａｒｃｈ，２００１，３５（１７）：４０８６ ４０９４．［７］章骅，何品晶，吕凡，等．重金属在环境中的化学形态分析研究进展［Ｊ］．环境化学，２０１１，３０（１）：１３０ 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１７４８．ＺｈａｎｇＣｈａｏ ｙａｎｇ，ＰｅｎｇＰｉｎｇ ａｎ，ＬｉｕＣｈｅｎ ｓｈｕａｉ，ｅｔａｌ．Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｓａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｏｆｆａｒｍｌａｎｄｓｏｉｌｓｉｎａｎｅ ｗａｓｔｅｒｅｃｙｃｌｉｎｇｔｏｗｎｉｎＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，２０１２，２１（１０）：１７４２ １７４８．［１８］ＭａＬＱ，ＲａｏＧＮ．Ｃｈｅｍｉｃａｌｆｒａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎｏｆｃａｄｍｉｕｍ，ｃｏｐｐｅｒ，ｎｉｃｋｅｌ，ａｎｄｚｉｎｃｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＱｕａｌｉｔｙ，１９９７，２６（１）：２５９ ２６４．［１９］刘霞，刘树庆．土壤重金属形态分布特征与生物效应的研究进展［Ｊ］．农业环境科学学报，２００６，（３）：４０７ ４１０．ＬｉｕＸｉａ，ＬｉｕＳｈｕＱｉｎｇ．Ｐｒｏｇｒｅｓｓｉｎｒｅｓｅａｒｃｈｏｎｒｅｌａｔｉｏｎ ｓｈｉｐｂｅｔｗｅｅｎｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｉｎｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｏ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ，２００６，（３）：４０７ ４１０．［２０］王亚平，鲍征宇，侯书恩．尾矿库周围土壤中重金属存在形态特征研究［Ｊ］．岩矿测试，２０００，１（３）：７ １２．ＷａｎｇＹａ ｐｉｎｇ，ＢａｏＺｈｅｎｇ ｙｕ，ＨｏｕＳｈｕ ｅｎ．Ｓｔｕｄｙｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｐｅｃｉｅｓｉｎｔｈｅｓｏｉｌｓｎｅａｒｔｈｅｔａｉｌｉｎｇｓ［Ｊ］．ＲｏｃｋａｎｄＭｉｎｅｒａｌＡｎａｌｙｓｉｓ，２０００，１（３）：７７１１　第２期 林亲铁，等：土壤重金属的形态分析及生物有效性研究进展 １２．［２１］朱阓婉，沈壬水，钱钦文．土壤中金属元素的五个组分的连续提取法［Ｊ］．土壤，１９８９，１０（５）：１６３ １６６．ＺｈｕＹａｎ ｗａｎ，ＳｈｅｎＲｅｎ ｓｈｕｉ，ＱｉａｎＱｉｎ ｗｅｎ．Ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｆｉｖｅｃｏｍｐｏｎｅｎｔｏｆｍｅｔａｌｅｌｅｍｅｎｔｓｉｎｔｈｅｓｏｉｌ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ，１９８９，１０（５）：１６３ 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９１．［２７］ＫａｒｉＹｌｉｖａｉｎｉｏ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｉｒｏｎｃｈｅｌａｔｅｓｏｎｔｈｅｓｏｌｕｂｉｌｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｃａｌｃａｒｅｏｕｓｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌ ｌｕｔｉｏｎ，２０１０，１５８：３１９４ ３２００．［２８］张亚丽，沈其荣，姜洋．有机肥料对镉污染土壤的改良效应［Ｊ］．土壤学报，２００１，３８（２）：２１２ ２１８．ＺｈａｎｇＹａ ｌｉ，ＳｈｅｎＱｉ ｒｏｎｇ，ＪｉａｎｇＹａｎｇ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎ ｉｃｍａｎｕｒｅｏｎｔｈｅａｍｅｌｉｏｒａｔｉｏｎｏｆＣｄ ｐｏｌｌｕｔｅｄｓｏｉｌ［Ｊ］．ＡｃｔａＰｅｄｏｌｏｇｉｃａＳｉｎｉｃａ，２００１，３８（２）：２１２ ２１８．［２９］ＣｏｖｅｌｏＥＦ，ＶｅｇａＦＡ，ＡｎｄｒａｄｅＭＬ．Ｃｏｍｐｅｔｉｔｉｖｅｓｏｒｐ ｔｉｏｎａｎｄｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｂｙｉｎｄｉｖｉｄｕａｌｓｏｉｌｃｏｍ ｐｏｎａｎｔｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，２００７，１４０（１ ２）：３０８ ３１５．［３０］王学锋，杨艳琴．土壤－植物系统重金属形态分析和生物有效性研究进展［Ｊ］．化工环保，２００４，２４（１）：２４ ２８．ＷａｎｇＸｕｅ ｆｅｎｇ，ＹａｎｇＹａｎ ｑｉｎ．Ｐｒｏｇｒｅｓｓｅｓｉｎｒｅｓｅａｒｃｈｏｎｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌ ｐｌａｎｔｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎｏｆＣｈｅｍｉｃａｌＩｎｄｕｓ ｔｒｙ，２００４，２４（１）：２４ ２８．［３１］ＣｈｅｎＨｕａｉ ｍａｎ，ＺｈｅｎｇＣｈｕｎ ｒｏｎｇ，ＷａｎｇＳｈｅｎ ｑｉａｎｇ，ｅｔａｌ．Ｃｏｍｂｉｎｅｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎａｎｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｉｎｄｅｘｏｆｈｅａｖｙｍｅｔ ａｌｓｉｎＲｅｄＳｏｉｌ［Ｊ］．Ｐｅｄｏｓｐｈｅｒｅ，２０００，１０（２）：１１７ １２４．［３２］许嘉林，杨居荣．陆地生态系统中的重金属［Ｍ］．北京：中国环境科学出版社，１９９５．［３３］许秀琴，朱勇，孙亚米，等．土壤重金属的形态特征及其对蔬菜的影响研究［Ｊ］．安徽农学通报，２０１２，１８（９）：９１ ９２．ＸｕＸｉｕ ｑｉｎ，ＺｈｕＹｏｎｇ，ＳｕｎＹａ ｍｉ，ｅｔａｌ．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｆｏｒｍｓｉｎｓｏｉｌａｎｄｔｈｅｉｒｅｆｆｅｃｔｓｏｎｖｅｇｅｔａｂｌｅｓ［Ｊ］．ＡｎｈｕｉＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＢｕｌｌｅｔｉｎ，２０１２，１８（０９），９１ ９２．［３４］魏世强，陈事荣，刘陈．水稻对紫色土锌的形态转化和有效性影响的研究［Ｊ］．西南农业大学学报，１９９０，１２（６）：６０４ ６０８．ＷｅｉＳｈｉ ｑｉａｎｇ，ＣｈｅｎＳｈｉ ｒｏｎｇ，ＬｉｕＣｈｅｎ．Ｔｈｅｓｔｕｄｙｏｎｚｉｎｃｆｏｒｍｓ，ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎａｎｄａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｉｎｔｈｅｓｏｉｌｕｎ ｄｅｒｒｉｃｅｃｒｏｐ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｕｔｈｗｅｓｔＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉ ｖｅｒｓｉｔｙ，１９９０，１２（６）：６０４ ６０８．［３５］陈事荣，魏世强，刘陈，等．油菜对紫色土锌的形态转化和有效性影响的研究［Ｊ］．西南农业大学学报，１９９０，１２（６）：６１３ ６１６．ＣｈｅｎＳｈｉ ｒｏｎｇ，ＷｅｉＳｈｉ ｑｉａｎｇ，ＬｉｕＣｈｅｎ，ｅｔａｌ．Ｔｈｅｅｆｆｅｃｔｏｆｒａｐｅｃｕｌｔｉｖａｔｉｏｎｏｎｆｏｒｍｓｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎａｎｄａｖａｉｌ ａｂｉｌｉｔｙｏｆｓｏｉｌｚｉｎｃ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｕｔｈｗｅｓｔＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，１９９０，１２（６）：６１３ ６１６．［３６］陈素华，孙铁珩，周启星．重金属复合污染对小麦种子根活力的影响［Ｊ］．应用生态学报，２００３，１４（４）：５７７ ５８０．ＣｈｅｎＳｕ ｈｕａ，ＳｕｎＴｉｅ ｈｅｎｇ，ＺｈｏｕＱｉ ｘｉｎｇ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｏｍｂｉｎｅｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｏｎｒｏｏｔｖｉｔａｌｉｔｙｏｆｗｈｅａｔｓｅｅｄｓ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｐｐｌｉｅｄＥｃｏｌｏｇｙ，２００３，１４（４）：５７７ ５８０．［３７］宋于侬．土壤重金属污染的生物修复法研究［Ｊ］．广东化工，２０１１，３８（９）：１２２ １２３．ＳｏｎｇＹｕ ｎｏｎｇ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｒｅｐａｉｒｉｎｇｍｅｔｈｏｄｔｏｔｒｅａｔｈｅａｖｙｍｅｔａｌｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｉｎｓｏｉｌ［Ｊ］．ＧｕａｎｇｄｏｎｇＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１１，３８（９）：１２２ １２３．８１１ 广　东　工　业　大　学　学　报 第３０卷　。

土壤中铬形态分析摘要：综述了分析铬在土壤中形态的几种方法，介绍了土壤中铬形态分析的研究方法。

讨论了土壤中铬的常见存在形态和转化，概括了土壤中铬的分析方法，介绍了铬的危害。

展望了土壤中铬的形态分析的发展前景。

关键字：土壤铬形态分析1、引言铬在自然界广泛存在，铬是 VIB 族元素，它在土壤中的含量一般为 10～150mg/kg，但在某些蛇纹岩发育的土壤中，铬含量可高达 12.5%。

工业上主要用于制造各种优质合金，也广泛用于皮革、印染、电镀、制药、油漆和涂料制造业等工业，受腐蚀后以各种排放液进入环境，使土壤环境受到不同程度污染。

土壤中铬通常是以 Cr（Ⅵ）和 Cr（Ⅲ）2 种价态存在的，两者的毒性和化学行为相差甚大，Cr（Ⅵ）以阴离子的形态存在，一般不易被土壤所吸附，具有较高的活性，对植物易产生毒害，Cr（Ⅵ）被认为具有致癌作用；而 Cr（Ⅲ）极易被土壤胶体吸附和形成沉淀，其活动性差，产生的危害相对较轻，对动植物和微生物的毒性一般 Cr（Ⅵ）比 Cr（Ⅲ）大得多。

但单从价态来区分并不能反映土壤环境中铬的真实存在形态。

环境中的铬分为无机铬和有机铬，其中无机铬的含量远比有机铬大得多。

无机铬中常见的形态为 Cr（Ⅵ）和 Cr（Ⅲ）。

三价铬是人体必需的微量元素，是葡萄糖耐量因子( GTF)的主要组成部分。

人体缺铬会使糖代谢紊乱，导致糖耐量异常及糖尿病。

六价铬由于其氧化性和对皮肤的高渗透性,毒害很大,被确认有致癌作用。

另外铬形态分布也影响铬在环境中的迁移转化规律。

因此铬的形态分析在环境科学、生命科学和生理医学等方面都具有重要的意义。

土壤是一个多组分多相的复杂体系，存在着各种结合态的铬，它们对环境的毒性和植物的有效性也是不一样的，所以，必须选用合适的提取剂把不同结合态逐级提取区分开来进行研究。

当前已有大量的文献报道了铬的形态分析，目前铬形态分析方法主要包括原子吸收光谱法、分子光谱法、电化学法和质谱法等。

2、土壤中铬的常见形态及其转化土壤中铬通常是以 Cr（Ⅵ）和 Cr（Ⅲ）2 种价态存在，除此之外土壤中还存在着各种结合态的铬。

土壤中铬形态分析土壤中铬（Cr）形态分析是研究土壤中铬的化学形态特征、转化过程和环境行为的重要手段。

土壤中的铬主要存在于六价铬（Cr(VI)）和三价铬（Cr(III)）两种形态，它们具有不同的毒性和迁移性。

本文将重点论述土壤中铬形态的主要分析方法和影响因素，并介绍土壤中铬形态转化和迁移的机制。

土壤中铬形态的分析通常包括样品的提取、预处理和测定三个步骤。

铬的提取方法可以分为无机提取法和生物有效性提取法两类。

无机提取法主要使用酸性提取剂（如硫酸、盐酸等）将土壤中的铬转化为水溶性形态，然后通过离子色谱、原子吸收光谱等方法测定提取液中的铬含量。

生物有效性提取法则使用一些生物液体（如人体胃液模拟液、弱酸溶液等）模拟生物胃肠道条件，提取土壤中可被植物吸收的铬形态。

影响土壤中铬形态的主要因素有土壤pH值、有机质含量、土壤氧化还原环境等。

土壤pH值对铬形态的影响比较明显，土壤呈酸性条件时，Cr(III)形态较多；而在碱性条件下，Cr(VI)形态较为主要。

有机质可以与铬形成稳定的配合物，降低Cr(VI)形态的毒性。

土壤氧化还原环境的改变也会影响土壤中Cr(III)和Cr(VI)的转化。

在氧化环境下，Cr(III)可能被氧化为Cr(VI)，而在还原环境下，Cr(VI)可能被还原为Cr(III)。

土壤中铬形态的转化和迁移涉及多种因素和机制。

土壤微生物是铬形态转化的主要调控因素之一、一些铬还原细菌和铬氧化细菌能够通过代谢过程将Cr(III)和Cr(VI)相互转化。

土壤中的铁锰氧化物也能够与Cr(III)和Cr(VI)发生复杂的吸附和解吸过程，影响铬的迁移。

此外，土壤的物理结构和水文条件也会影响铬的迁移。

例如，土壤中的有机质和含磷化合物可以与铬形成复合物，影响其迁移性。

综上所述，土壤中铬形态的分析是研究土壤环境中铬污染问题的重要手段。

通过分析土壤中铬的化学形态，可以评估铬的毒性风险和环境行为，并为土壤重金属污染的防治提供科学依据。

土壤中铬形态的分析土壤中铬形态的分析是研究土壤中铬存在形式及其转化过程的重要内容。

土壤中铬的形态主要包括可交换态铬、氧化态铬和有机态铬等。

了解土壤中铬的形态有助于评估铬在土壤环境中的行为规律，为土壤重金属污染治理提供科学依据。

下面将就土壤中铬形态的分析方法进行详细探讨。

首先，可交换态铬是指在土壤中以离子形式与土壤颗粒表面或胶体上的交换位点结合的铬形态。

可交换态铬通常与土壤颗粒表面的氧化铁胶体、有机质、铝和锰氧化物等反应形成，具有较高的活性。

常用的提取方法包括酸提取法和配位试剂提取法。

其中，酸提取法主要是利用酸的溶解作用将土壤中的可交换态铬溶解出来，常用的酸包括盐酸、硝酸和乙酸等。

而配位试剂提取法则通过使用一些特定的配位试剂与可交换态铬反应，形成配合物溶解出来。

常用的配位试剂有二乙草酸、丙二胺四乙酸（DTPA）等。

提取后的铬溶液可以通过原子荧光光谱仪（ICP-OES）或原子吸收光谱仪（AAS）等仪器测定铬的浓度。

其次，氧化态铬是指土壤中以铬酸根（CrO42-）和二价铬离子（Cr2+）等形式存在的铬，它们通常与土壤颗粒表面的氧化性物质发生反应而形成。

氧化态铬的测定方法主要有碳酸氢钠法、亚硝酸钠法和氨水法等。

碳酸氢钠法是将土壤样品与碳酸氢钠溶液反应，使土壤中的Cr（VI）完全还原为Cr（III），然后通过酸提取法提取出土壤中的Cr（III），最终通过原子吸收光谱仪测定Cr（III）的浓度。

亚硝酸钠法则是利用亚硝酸钠还原土壤中的Cr（VI）为Cr（III），再以配位试剂进行络合反应，形成有色络合物，最后通过分光光度计测定颜色的强度，从而确定Cr（VI）的浓度。

氨水法是利用氨水与土壤中的Cr（VI）发生反应生成有色络合物，然后通过分光光度计测定颜色的强度，计算Cr（VI）的浓度。

最后，有机态铬通常是指与有机质形成的铬配合物存在的铬形态。

土壤中的有机态铬通常跟随有机质的分离和提取而被提取出来。

有机态铬的分析方法主要有酸提取法、溶剂萃取法和闪烁计数法等。

土壤中铬形态分析铬（Cr）是一种重要的痕量元素，在大气、土壤、水体和生物体中发挥着重要的作用。

近年来，研究表明，土壤中铬的形态与铬的土壤污染强度、污染物的毒性机制、和污染物的风险评价有关。

因此，弄清土壤中铬的形态，对土壤污染物的风险评估以及环境治理具有重要意义。

一般来说，铬的形态可以分为氧化态、络合态和有机态三种。

氧化态的铬是土壤中最主要的形态，它在土壤中的比重大约占80%左右，其中以氧化铬（Cr(VI)）占最多。

从环境的角度来看，氧化铬在气体中的浓度更容易被人类吸入，对人体健康和环境造成毒性，几乎所有的铬污染物都是氧化态铬。

络合态的铬比氧化态多，分布于土壤中较高，但与氧化态相比，络合态的毒性是低的，涉及的环境风险较低。

有机态铬是土壤中最为稀少的铬形态，铬的有机化合物的水溶解度极低，毒性也极低。

就土壤中铬形态分析而言，目前采用的常用技术包括X射线衍射（XRD）分析、紫外光谱（UVVis）分析、原子吸收分光光度计（AAS）法、原子吸收原子荧光光谱（FAAS）法、化学发光（CL）分析等。

这些技术都可以检测出土壤中不同形态铬的含量。

X射线衍射（XRD）是目前衡量土壤铬形态的最常用技术，它是鉴定晶体结构的基本实验技术，也是检测非金属晶体结构的实用技术。

在X射线衍射的实验条件下，可以将铬的氧化态（Cr（VI）和Cr（III））和络合态（Cr（H2O）2+）区分开来。

紫外光谱（UVVis）分析是通过利用原子或分子中的激发态，利用光学传感器测量物质中吸收紫外光的色谱方法。

由于紫外光谱（UVVis）分析与原子吸收相比，可以用来测量溶液中微量元素含量，因此在测定小分子中的Cr含量时被用作比较常用的技术。

原子吸收分光光度计（AAS）法是一种利用原子吸收原理测定溶液中微量物质含量的常用技术，它可以用来直接测定溶液中的氧化态铬。

原子吸收原子荧光光谱（FAAS）法是一种基于单根原子吸收原理的技术，它能够检测出溶液中的有机铬。

土壤中铬形态分析从生态系统的角度来看，土壤是人类及其生活环境的重要组成部分。

作为土壤中最重要的元素之一，铬对土壤和其中存在的生物活态有着重要的意义。

随着经济发展和社会进步，铬在污染环境中的活动性也在增加。

因此，对土壤中不同形态的铬元素进行结构分析，可以为环境保护和生态建设提供新的参考依据。

一般来讲，土壤中的铬分为三种形式：氧化态、有机态和无机态。

据研究表明，氧化态的铬以Cr6+(即六价铬)的形式存在，是土壤中最活跃的形态；有机态铬以含氧有机化合物的形式存在，包括非植物和植物两类；无机态铬是棕土中最常见的形式，以铬酸盐和金属铬颗粒的形式存在。

由于不同形态的铬元素对土壤和其中存在的生物活态有着不同的影响，所以对土壤中的铬元素形态进行准确的分析非常重要。

常用的分析方法中，色谱法是最常见的方法。

它可以用于快速准确地测定土壤中不同形态的铬含量。

它的原理是，在适当的条件下，将铬经由一定的色谱剂溶于溶剂中，通过不同大小的衍生物经由色谱来分离。

在色谱上，铬组分以分离出来的不同衍生物体现出来，从而可以检测出各种形态的铬含量。

另外，在分析有机态铬含量时，还可以采用氯化物-硫酸法。

它可以用来测定有机态铬的含量，或是土壤中有机态铬的生物处置程度。

它的工作原理是：土壤中的有机物与氯化铬结合生成有机铬，再经过硫酸处理生成无机铬，在有机物完全处理后，有机铬会由溶液中被完全提取出来，从而确定有机铬的含量及其处理状况。

虽然上述两种方法也有一定的局限性，但它们仍然在土壤铬形态分析中发挥着重要作用，可以为环境保护和生物建设提供新的参考依据。

综上所述，土壤中铬元素的形态分析对环境保护和生物建设具有重要的意义。

不同的分析方法也能更好地帮助我们分析出土壤中不同形态的铬含量，以便更好地控制铬污染并保护环境。

土壤中Cr(Ⅲ)和Cr(VI)化合物的溶解度及其对植物的可用性摘要：植物中高浓度Cr（Ⅲ）的奥秘已经被揭示。

这归因于低分子量的存在于植物生长的土壤中的有机酸（LMWOA）。

除此之外，也有研究调查了影响Cr（VI）在土壤中溶解度的因素。

研究发现当大气中的二氧化碳溶解在土壤溶液中时，Cr （VI）物质的溶解度受土壤中CO32-离子控制。

测定生长在不同地理区域的未污染土壤上的植物中的Cr（VI）和Cr（Ⅲ）的浓度，研究发现植物中六价铬的浓度与土壤中的可溶部分的六价铬相关，而植物中三价铬的浓度受限于土壤中LMWOA的浓度。

因此可以得出这样的结论：植物中三价铬的高含量也是由于其在富含有机酸的土壤中直接吸收物质。

1.引言：了解污染物在陆地生态系统中的生物地球化学循环是预测环境中元素行为的基础，这一点特别适用铬（Cr），因为它的毒性取决于它的氧化情况。

Cr（Ⅲ）又是一种必需的微量元素[1-3]，而Cr（VI）被认为是一种致癌剂[4,5]。

在几个评论[6-10]以及政府组织[11,12]和国际组织[13]的文件中都广泛提到了含Cr（VI）化合物的致癌性。

Cr（VI）化合物的有毒和致癌的特性体现在铬酸盐（CrO42-）离子通过自由扩散通过细胞膜和并且具有氧化性，也体现在在细胞内Cr（VI）还原成Cr （Ⅲ）生成自由基[14-16]。

根对微量元素的吸收取决于土壤和植物中元素的化学形式，pH，有机物等因素以及物质和植物的种类。

因此，在评估土壤污染对植物吸收金属的影响和相关的植毒性效果时，元素的流动性和植物的可用性是非常重要的。

根系吸收元素需要其物质存在并与根膜相邻[17]。

一般来说，植物吸收微量元素与土壤的组成(土壤中金属浓度、矿物、粒度分布)和土壤过程(如矿物风化、微生物活动等)有关，这些影响金属在土壤溶液中的浓度和化学形式。

因此元素的迁移和对植物的可用性是多种因素共同作用的结果，这同样适用于含Cr(Ⅲ)和Cr(VI)的化合物。

环境监测土壤中总铬的监测目录一、背景资料 (2)1、土壤中铬的来源 (2)2、土壤中铬的存在形态 (3)3、铬对人体的作用及危害 (3)二、土壤中总铬的测定原理 (3)三、监测方案设计 (3)1、现场取样方案 (3)2、实验室测定方案 (4)四、监测数据分析 (5)五、参考文献 (5)一、背景资料1、土壤中铬的来源1.1城市郊区的铬主要来源于工业“三废”和城市生活废弃物的污染1.1.1随着大气沉降进入土壤大气中的重金属主要来源于能源、运输、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘。

除汞以外，重金属基本上是以气溶胶的形态进入大气，经过自然沉降和降水进入土壤。

据报道，煤含Ce、Cr、Pb、Hg、Ti等金属，石油中含有相当量的Hg，这类燃料在燃烧时，部分悬浮颗粒和挥发金属随烟尘进入大气。

运输，特别是汽车运输对大气和土壤造成严重污染。

主要以Pb、Zn、Cd、Cr、Cu等的污染为主。

它们来自于含铅汽油的燃烧和汽车轮胎磨损产生的粉尘，据有关材料报道，汽车排放的尾气在公路两侧的土壤中形成Pb、Cr、Co污染带，且沿公路延长方向分布，自公路两侧污染强度减弱。

经自然沉降和雨淋沉降进入土壤的重金属污染，与重工业发达程度、城市的人口密度、土地利用率、交通发达程度有直接关系，距城市越近污染的程度就越重。

1.1.2随污水灌溉重金属进入农田土壤利用污水灌溉是灌区农业的一项古老的技术，主要把污水作为灌溉水源来利用。

天津市是全国水资源最为缺乏的大城市之一，人均水资源占有量不足200m3，农业用水资源更为缺乏，致使我市近郊大面积引用污水灌溉。

我市在40多年的污灌历程中，已形成大沽、北塘、北京三条排污河，由此形成的三大污水灌溉区是我市近郊农田土壤重金属污染的主要来源，造成近郊农田土壤大面积污染。

污水中Cr有4种形态，一般以3价和6价为主，3价Cr很快被土壤吸附固定，而6价Cr进入土壤中被有机质还原为3价Cr，随之被吸附固定。

因此，污灌区土壤Cr也会逐年累积。

土壤中铬形态分析及其影响因素刘毅勐（陕西科技大学，陕西西安710021）摘要：土壤中铬的含量受环境本底值和人为排放的影响，不同价态，不同存在形态的铬对于环境的影响是大大不同的，研究其存在形态和影响因素就有了很大的意义，本文从铬在土壤中的存在形态入手，简述了其影响因素。

关键词：铬形态土壤影响因素提取方法在冶金、电镀、印染、皮革等行业蓬勃发展之时，这些工业排放出了大量的含铬污泥或者是铬渣，由于对于含铬污泥的处理不到位，多年来，含铬污泥和铬渣被堆放，或者像很多制革污泥一样被当作农肥施用到土壤中，造成铬在土壤中的富集。

铬本身在自然界广泛存在，铬是VIB族元素，它在土壤中的含量一般为10一1501119／kg，但在某些蛇纹岩发育的土壤中，铬含量可高达12．5％[1]。

铬在土壤中主要以三价铬和六价铬两种形态存在，而六价铬主要以Cr042-、Cr2072-、Cr04-,三价铬主要以cr3+和cro2-等形式存在。

在土壤中，铬的形态受很多因素的影响。

本文将简述铬在土壤中的形态及其分类方法，以及各种影响因素对于铬形态的影响。

1铬在土壤中的形态分布及提取方法土壤中重金属形态的提取或分离主要依赖于化学试剂对不同结合态的金属元素溶解能力，这些化学试剂也就称之为提取剂。

在选择提取剂时，研究者都试图模拟自然环境中的或一些人为因素引起改变的环境条件[2]。

常用的提取剂有中性的电解质，如MgCl2、CaCl2；弱酸的缓冲溶液，如醋酸或草酸；螯合试剂，如EDTA、DTPA：还原性试剂；如NH20H·HCI：氧化性试剂，H202；以及强酸，如HCl、HN03、HCl04、I-tF。

电解质、弱酸以及螯合试剂主要以离子交换的方式将金属元素释放出来，而强酸和氧化剂则以破坏土壤基质的方式释放出金属元素。

自二十世纪的七八十年代以来许多学者针对沉积物和土壤中重金属形态的提取和分离，建立了大量的方法。

根据其操作的过程，可将其分为单一形态的单独提取法和多种形态的连续提取法。

土壤中铬形态分析铬是人类健康中被广泛使用的重要元素之一，因其在土壤中的含量受到许多环境因素的影响而有很大的变化，所以在环境中铬的形态分析显得格外重要。

有许多方法可以用来分析土壤中的铬形态，这些方法中有些是根据铬的物理性质和化学性质来分类的，还有些则是根据铬的毒性来分类的。

首先，按照物理性质和化学性质可以将土壤中的铬分为溶解态铬和固定态铬。

溶解态铬是指铬离子在土壤溶液中的结构，可以被自由移动，受此种影响，它们可以被吸收更多，而且也具有毒性；而固定态铬是指它们与大分子元素形成牢固的结合，不受溶解性影响，也不容易被吸收，具有较低的毒性。

其次，根据毒性，可以将土壤中的铬分为三种形式：有毒铬、易毒铬和不毒铬。

有毒铬是指被认为有毒，能够对人体和环境造成损害的铬，如VI型铬和III型铬；易毒铬是指具有一定毒性，但不太明显，有可能会造成一定污染的铬，如腐殖酸铬；不毒铬是指在特定条件下不具有毒性，不会对人体和环境造成损害的铬，如交联铬素。

土壤中铬的形态分析，对于环境的重要性不言而喻，只有了解土壤中各种形态的铬，才能正确分析出铬的污染情况，从而采取有效的治理措施，避免铬的污染对环境造成不可挽回的损害。

因此，要进行土壤中铬形态分析，首先要准备一定的仪器设备，如色谱仪、原子吸收分光光度仪等。

据常规说法，使用色谱仪对土壤中的铬进行分析，将土壤中的各种铬进行检出；而原子吸收分光光度仪可用于测定土壤中的溶解态铬含量，也可以用于测量易毒铬的含量，这些仪器可以有效控制铬的污染，准确地分析出各种铬的含量，有效的防止铬的超标排放。

此外，土壤中铬的分析还可以和一些土壤理化指标一起进行。

通过分析PH值、吸水率、含量，可以有效地发现土壤中的铬是否发生变化，根据土壤理化指标的分析结果，可以判断土壤中的铬形态，从而采取合理的控制措施。

综上所述，在进行土壤中铬形态分析前，必须充分准备和设计，搜集并及时分析相关数据，使用合适的测试方法来进行分析，以明确铬的种类和污染状况，有效地进行治理，以保护环境。

猱艺科枚Journal of Green Science and Technology 第24期2019年12月农田土壤重金属赋存形态和生物有效性分析----以金华市某100亩农田为例金皋琪1,傅丽萨，黄其卿，方伟1,徐妒,徐祎萌1,马景政1,马睿凌1,马嘉伟1片正钱1,柳丹1（1.浙江省土壤污染生物修复重点实验室，浙江农林大学，浙江杭州311300；2.浙江省金华市土壤肥料工作站，浙江金华321000）摘要：为了了解浙江省金华市某100亩农田土壤中重金属汾染情况，对该地进行了土壤调研。

采集了该地的30个表层土壤样殆以及3个土壤剖面，分析了6种重金属元素的含量以及pH值和有机质，初步了解了土壤重金属污染状况；同时采集各20个表层、中层土壤样品，通过BCR形态分级方法测定结果，确定了不同的重金属其污染来源；利用生物有效性分析，确定了研究区重金厲的污染情况；最后对当地进行了土壤重金属汾染评价分析。

研究结果得出研究区土壤重金属Cd含量超标，其他重金属均未超标。

根据重金属彩态分级、以及土壤剖面分析得出重金属:Pb以残渣■态和可还原态较高；Zn、Cu、Cr、Ni主要以残渣■态为主，Cd以弱酸提取态和可还原态为主。

依据生物有效性分析，得出Pb具有潜在的危害，Cd在中层的生物活性系数K1急剧上升，对作物易造成危害。

利用RSP污染评价方法得出Pb和Cd的污染程度为中度污染。

因而，提出了在下一步的修复工作中需要针对不同来源，进行土壤中相应重金属含量的控制。

关键词：源解析；土壤重金属；形态分级;投入品中图分类号：X53文献标识码：A1引言根据环保部和国土部开展的全国土壤污染状况专项调查，结果显示我国的土壤重金属总超标率为16.1%,其中重度污染点位占1.1%、耕地土壤点位超标率为19.4%e。

据不完全统计，我国目前有大约1.5亿亩农田受到了污染，每年生产的受重金属污染的粮食达1200万t,情况不容乐观，这已经成为目前重要的环境问题之一,也在近年来逐步的受到国外学者的广泛关注旳。

存档日期：存档编号:土壤中元素铬形态及其含量测定北京化工大学研究生课程论文课程名称：现代环境分析技术课程代号：Env507任课教师：余江完成日期：2012年11月20日专业：环境工程学号：2011030150姓名：贺立军成绩：土壤中元素铬形态及其含量测定（贺立军环境工程2011030150 ）摘要：在硝酸介质中，Cr（Ⅵ）能显著阻抑甲基红的褪色，据此采用消化法处理土壤样品，甲基红阻抑褪色光度法来测定土壤中的痕量铬。

结果显示，土壤中总铬、Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）平均含量分别为52．2、8．4、43．8mg·kg－1。

该方法用于土壤中铬的测定，灵敏度高，结果令人满意。

关键词：甲基红阻抑褪色光度法；铬（Ⅲ）；铬（Ⅵ）；Determination of the Valence State and Content of Chromium in the SoilAbstract：The content of Chromium（Cr）in the soil was detected by inhibition of methyl red fading reaction which Cr（VI）could inhibit the fading of methyl red in HNO3medium．The total Cr，Cr（Ⅲ）and Cr （Ⅵ）were52．2，8．4and43．8mg·kg－1.The results indicated that this method was sensitive and effective to detect trace chromium in soil．Keywords：inhibition of methyl red fading reaction；chromium（Ⅲ）；chromium（Ⅵ）；Total chromium环境铬主要以无机铬和有机铬两种形态存在［1］，其中无机铬的含量远大于有机铬。

土壤中铬形态分析作者：伍国章摘要：综述了分析铬在土壤中形态的几种方法，介绍了土壤中铬形态分析的研究方法。

讨论了土壤中铬的常见存在形态和转化，概括了土壤中铬的分析方法，介绍了铬的危害。

展望了土壤中铬的形态分析的发展前景。

关键字：土壤铬形态分析1、引言铬在自然界广泛存在，铬是VIB族元素，它在土壤中的含量一般为10～150mg/kg，但在某些蛇纹岩发育的土壤中，铬含量可高达12.5%。

工业上主要用于制造各种优质合金，也广泛用于皮革、印染、电镀、制药、油漆和涂料制造业等工业，受腐蚀后以各种排放液进入环境，使土壤环境受到不同程度污染。

土壤中铬通常是以Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）2种价态存在的，两者的毒性和化学行为相差甚大，Cr（Ⅵ）以阴离子的形态存在，一般不易被土壤所吸附，具有较高的活性，对植物易产生毒害，Cr（Ⅵ）被认为具有致癌作用；而Cr（Ⅲ）极易被土壤胶体吸附和形成沉淀，其活动性差，产生的危害相对较轻，对动植物和微生物的毒性一般Cr（Ⅵ）比Cr（Ⅲ）大得多。

但单从价态来区分并不能反映土壤环境中铬的真实存在形态。

环境中的铬分为无机铬和有机铬，其中无机铬的含量远比有机铬大得多。

无机铬中常见的形态为Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）。

三价铬是人体必需的微量元素，是葡萄糖耐量因子( GTF)的主要组成部分。

人体缺铬会使糖代谢紊乱，导致糖耐量异常及糖尿病。

六价铬由于其氧化性和对皮肤的高渗透性,毒害很大,被确认有致癌作用。

另外铬形态分布也影响铬在环境中的迁移转化规律。

因此铬的形态分析在环境科学、生命科学和生理医学等方面都具有重要的意义。

土壤是一个多组分多相的复杂体系，存在着各种结合态的铬，它们对环境的毒性和植物的有效性也是不一样的，所以，必须选用合适的提取剂把不同结合态逐级提取区分开来进行研究。

当前已有大量的文献报道了铬的形态分析，目前铬形态分析方法主要包括原子吸收光谱法、分子光谱法、电化学法和质谱法等。

2、土壤中铬的常见形态及其转化土壤中铬通常是以Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）2种价态存在，除此之外土壤中还存在着各种结合态的铬。