测试污染土壤中的Cd含量过程中，种植物前需要对土壤测什么指标？

土壤是由矿物质、有机质、土壤水分及土壤空气四个部分组成的。根据各个组分的含量的不同可以判断土壤的发育程度。红壤根据矿物质的不同阶段可分为砖红壤性红壤、砖红壤及铁质红壤。砖红壤发育在热带雨林或季雨林下强富铝化酸性土壤，在ZG分布面积较小。海南岛砖红壤的分析资料表明：风化度很高，粘粒的二氧化硅／氧化铝比值（以下同）低于1.5，粘土矿物含有较多的三水铝矿、高岭石和赤铁矿，阳离子交换量很少，盐基高度不饱和。燥红土热带干热地区稀树草原下形成的土壤，分布于海南岛的西南部和云南南部红水河河谷等地，土壤富铝化程度较低，土体或具石灰性反应。赤红壤发育在南亚热带常绿阔叶林下，具有红壤和砖红壤某些性质的过渡性土壤。红壤和黄壤均为中亚热带常绿阔叶林下生成的富铝化酸性土壤，前者分布在干湿季变化明显的地区，淀积层呈红棕色或桔红色，剖面下部有网纹和铁锰结核，二氧化硅／氧化铝比值为1.9～2.2，粘土矿物含有高岭石、水云母和三水铝矿；后者分布在多云雾，水湿条件较好的地区，以川、黔两省为主，以土层潮湿、剖面中部形成黄色或蜡黄色淀积层为其特征，粘土矿物含有较多的针铁矿和褐铁矿。红壤系列的土壤适于发展热带、亚热带经济作物、果树和林木，作物一年可二熟、乃至三熟、四熟，土壤生产潜力很大。目前尚有较大面积荒山、荒丘有待因地制宜加以改造利用。棕壤系列亦为ZG东部湿润地区发育在森林下的土壤，由南至北包括黄棕壤、棕壤、暗棕壤和漂灰土等土类。黄棕壤亚热带落叶阔叶林杂生常绿阔叶林下发育的弱富铝化、粘化、酸性土壤，分布于长江下游，界于黄、红壤和棕壤地带之间，土壤性质兼有黄、红壤和棕壤的某些特征。棕壤主要分布于暖温带的辽东半岛和山东半岛，为夏绿阔叶林或针阔混交林下发育的中性至微酸性的土壤，特点是在腐殖质层以下具棕色的淀积粘化层，土壤矿物风化度不高，二氧化硅／氧化铝比值3.0左右，粘土矿物以水云母和蛭石为主，并有少量高岭石和蒙脱石，盐基接近饱和。暗棕壤又称暗棕色森林土，是发育在温带针阔混交林或针叶林下的土壤，分布在东北地区的东部山地和丘陵，介于棕壤和漂灰土地带之间，与棕壤的区别在于腐殖质累积作用较明显，淋溶淀积过程更强烈，粘化层呈暗棕色，结构面上常见有暗色的腐殖质斑点和二氧化硅粉末。漂灰土过去称为棕色泰加林土和灰化土，分布在大兴安岭中北部，是北温带针叶林下发育的土壤，亚表层具弱灰化或离铁脱色的特征，常出现漂白层，强酸性，盐基高度不饱和，属于生草灰化土和暗棕壤之间的过渡性土类，可认为是在地方性气候和植被影响下的特殊土被。棕壤系列土壤均为很重要的森林土壤资源。目前，不仅分布有较大面积的天然林可供采伐利用，为ZG主要森林业生产基地；且大部分土壤，尤其是分布在丘陵平原上的黄棕壤和棕壤有很高的农用价值，多数已垦为农地和果园。有机肥有机肥料包括动物厩肥、绿肥和堆肥等，它不仅可以改善土壤的理化性状、增加土壤的肥力，而且可以影响重金属在土壤中的形态及植物对它的吸收，施用有机肥可以提高超富集植物地上部分生物量也有人研究表明使用有机肥必须注意腐殖质的性质和种类。土壤有机质的矿化可以提高土壤中重金属的活性，从而更容易被植物吸收。若长期施用人粪尿，不仅易使土壤板结，其中的cl-可络合汞，造成被汞污染的土壤汞活性增强。利用有机肥改良Cd污染土壤，由于有机肥在矿化过程中分解出的低分子量的有机酸和腐殖酸组分对土壤中的Cd起到了活化作用，从而有利于超富集植物对重金属的吸收。有机肥的使用要注意土壤中腐殖酸组分和土壤环境条件。主要是由于有机肥在矿化过程中分解出的低分子量的有机酸和腐殖酸组分对土壤中的cd起到了活化作用，关键取决于腐殖酸组分和土壤环境条件，如果能够系统地掌握不同pH， Eh，质地等土壤条件下，腐殖酸组分对cd的移动性和生物有效性的影响，就能够合理利用有机肥更好的应用于植物修复。 2．3．2化肥不同形态的N，P，K化肥，对土壤理化性质和根际环境具有明显的影响，选择适宜的化肥，既是一种简便的提高植物生物量的方式又有利于植物修复中超累积植物对土壤中重金属的吸收。氮肥施入土壤后，首先改变了土壤的pH，一般情况下pH降低，土壤溶液电导值增大，离子强度增强，植物从土壤中吸收重金属的能力就会增强。因此，如果施氮肥使土壤变酸，就会增大土壤中重金属的溶解度，减少了土壤中吸附重金属的量，提高了超富集植物对重金属的积累量。从根际环境看，当植物吸收NH和N0，根系分泌不同的离子，吸收NH-N时引起H+的分泌，造成根际周围酸化。而吸收NO2-N植物分泌OH－，造成根际碱化。利于超富集植物累积重金属的氮肥其作用强度顺序为(NH4)2SO4> NH4N03>ca(NO3)2。即不同形态的氮肥，由于对土壤酸化、根际环境及竞争作用的影响程度不同，对超富集植物累积重金属的量也不同。一般情况下施加氮肥能增加土壤中重金属的植物活性，利于超富集植物对土壤中重金属的吸收。磷肥对植物吸收重金属的作用有所不同，有促进植物活性，也有YZ。磷肥对土壤重金属的作用机制之一就是沉淀效应，使土壤溶液中的重金属离子发生沉淀，降低植物的吸收。磷还通常用来改良砷污染土壤，使生长的蔬菜可食部分砷含量降至食品卫生标准以下。但Z新的研究表明，施人较多的磷时，砷超富集植物蜈蚣草对磷砷(V价盐)的吸收表现为协同作用。说明磷肥的种类对重金属在土壤中的形态有不同的影响。因此合理的选用磷肥才能增加超富集植物对土壤中重金属的吸收。研究表明能提高超富集植物地上部分生物量和重金属镉浓度的积累量的化肥形态是：①氮肥： (NH4)2S04>CO(NH2)2> NH4HC03>Ca(N03)2；②磷肥：Ca(H2P04)2>钙镁磷肥；③钾肥：KCI>K2S04。综上所述，由于N，P肥和有机肥能改变土壤重金属的化学行为，因而植物对其吸收也会有所不同。一般来说，参与根际环境中污染物降解的微生物群落结构复杂，往往包含微生物多种类型。N，P肥和有机质对土壤重金属的影响离不开环境条件。所以，实践中通过施肥来增加超富集植物对土壤中重金属的吸收应考虑土壤环境条件，从而提高超富集植物地上部的生物量，进而更好的应用到重金属污染土壤的植物修复中。 2．4土壤中施用螯合剂和改良剂向土壤中施用螯合剂和改良剂能诱导、强化植物超富集作用，提高超富集植物地上部的生物量和重金属积累量。理想的螯合剂应具有3个特点：专一性靶络合金属；促进植物对重金属的吸收和转移；降解快，无残留毒性。生产中常用的螯合剂如：EDTA，DTPA，EG-TA，柠檬酸等。施用螯合剂可提高超积累植物对重金属的吸收，如在铅污染的土壤中，能被植物利用的Ph仅为0．1％，增施螯合剂以后，可显著提高土壤中植物可利用Pb的量达100倍以上；Pb在土壤中的移动性和生物可利用性增强，使某些植物超富集Pb，达到修复Pb污染土壤的目的。螯合剂的主要作用体现在：增加了土壤中的Pb溶解度；提高了Pb的根际扩散能力；增加了Pb从根系向地上部的转运系数。近年来，施加螯合剂不但提高了某些植物对Pb的吸收量，更重要的是促进了 Pb在植物地上部分的生物量和累积量。己研究过的影响Pb迁移性的螯合剂有：乙二胺四乙酸(EDTA)、环己烷二胺四乙酸(CD— TA)、二次乙基三胺五乙酸(DTPA)、乙二胺(氧乙基氮基)四乙酸(EGTA)、乙二胺二(0一羟基苯)乙酸(EDDHA)、羟乙基替乙二胺三乙酸(HEDTA)和氮川三乙酸(NTA)等。不同螯合剂促进植物对Pb吸收的效应与螯合剂对土壤 Pb的活化效应相一致，其强弱顺序为：EDTA> HEDTA>CDTA：DTPA>EGTA>EDDH>NAT．因此，EDTA被证明是Z有效的螯合剂。土壤酸化与施加螯合物相结合可显著增加印度芥菜对Ph的吸收效率。VASSIL等报道用Pb和EDTA共同处理印度芥菜，其地上部分Pb含量高达55 mmol／kg(干重)，相当于培养液Pb浓度的75倍，对印度芥菜茎部提取液的直接测定证明，茎部的大部分Pb是以与EDTA结合的形式存在的。在土壤中施加改良剂可降低重金属在土壤中的活性。由于污染土壤结构较差，养分缺乏，重金属以毒性较强的形态存在，从而影响植物的生长。通常要加入各种改良剂以改善土壤的物理化学性质，促进植物生长，增加生物量，增强植物修复的效果。除了必要的氮、磷、钾肥料外，常用的改良剂包括石灰、磷矿物、铁锰氧化物、粉煤灰、生物活性污泥、合成锆石等。不同改良剂适用于不同的重金属污染土壤，石灰适用大多数重金属的稳定化过程，但不适用砷的稳定，因为砷在碱性土壤环境中吸附性降低而趋于释放，二巯基丁二酸盐是一种砷的螯合剂，加入后可促进印度芥菜对砷的吸收。 2．5土壤水分条件合理的灌水是促进超富集植物生长和增加地上部生物量的主要因素，了解超富集植物需水的关键期，对于科学用水和提高超富集植物地上部生物量具有重要意义的。从超富集植物生育前期、中期和后期的需水量情况看，是一个由少到多再到少的变化过程。因此，要根据植物生长发育的不同时期及生理特性进行灌溉，营养生长初期阶段应适量浇水，营养生长和生殖生长阶段应保证植株充足的水分，开花以后随耗水量降低而减少水量。过量灌水既浪费资源也不利于植物生长，直接影响土壤的pH和氧化还原条件，还可能引起土壤中重金属的扩散。湿地中微量和有毒金属元素的移动性较旱地条件下高，淹水(厌氧)条件下普通植物对土壤中重金属的吸收较非淹水条件下的低。 2．6群落构建要合理做好乔、灌、草的搭配，乔木、灌木、草本植物、藤本植物都有其特定的植物生态功能，各自在自然界中发挥着自身的作用，可以充分利用周围的环境资源。通过这种方式可以提高生物量和重金属积累量。重金属污染土壤多是几种重金属混合在一起的复合污染，而超富集植物往往只对其中一种重金属具有提取作用，只种植一种超富集植物每次仅能治理一种重金属，待这一种重金属治理完之后再种植理一种超富集植物去治理其余的重金属，如此进行下去既费工又耗时。因此，根据土壤污染的情况，将几种具有不同修复功能的超富集植物搭配种植，既可以提高修复效果又可以节省修复时间。在cu，Zn污染的土壤上可种植印度芥菜、黑麦草、海州香薷、天蓝遏蓝菜、东南景天等。对于Cd，Pb，zn和Cu含量较高的污染土壤，可种植野菊花、旋鳞莎草和五节芒3种植物。在cd污染的植物修复中，已筛选出了湖桑、苎麻、红麻、棉花等一批耐cd作物品种，种植后使土壤cd含量普遍下降。通过套种超富集植物天蓝遏蓝菜Thlaspi caerulescens和非超富集植物 Thlaspi arvense，发现当这两种植物的根系交织在一起时，Thlaspi carulescens对zn的富集能力显著提高。通过盆栽试验研究了套种超富集植物 Thlaspi carullesce和非超富集植物黑麦草(Lolium perence L)对重金属污染土壤的处理效果，结果表明Thlaspi carulescens对土壤中Cd的去除率3个月达35％，是黑麦草吸收能力的10倍。对于 Thlaspi carulescens和非超富集植物玉米处理zn和 Cu超标的城市污泥进行研究，结果表明，植物修复半年后，污泥体积降低为原来的1／4，EDTA浸取zn明显降低。而且用该处理技术产出的玉米，经多次试验均表明符合食品卫生标准(cu

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应该测一下PH，污灌农田土壤镉污染状况及分布特征研究王芸1 ，张建辉2 ，赵晓军2 (1. 北京科技大学土木与环境工程学院，北京100083;2. ZG环境监测总站，北京100029) 摘要: 对沈阳郊区某河沿岸部分乡镇的污灌农田土壤中重金属全镉含量进行了分析，评价了土壤镉污染状况，并探讨了该河沿岸土壤中镉的沿程分布特征、横向分布特征和垂向分布特征。结果表明，农田土壤重金属镉含量范围为0115～8123mgPkg，均值为1175mgPkg。用土壤环境质量标准二级标准值对土壤中的全镉含量进行评价，平均镉污染指数为5195，为重度污染;用土壤背景值标准评价，平均镉污染指数为5195，超过当地背景值水平8139 倍，污灌已造成该地区重金属镉污染，且污染程度十分严重。该河渠从上游到下游，沿岸土壤镉含量呈降低趋势;横向分布上，距离该河渠越远，镉含量有逐渐减少的趋势;垂收稿日期:2006212229 作者简介:王芸(1982- ) ，女，湖北荆州人，硕士研究生. 引用污水灌溉农田在我国尤其是北方缺水地区曾经被广泛采用，工业及城市生活污水中有较高含量的N 和P 等营养物质[1] ，会对农作物生长起到一定的促进作用[2] 。污灌缓解了农业生产用水资源不足，解决了城市污水排放问题，同时也造成了土壤中镉等重金属的积累，进而导致农作物重金属含量超标，并且危害灌区居民人体健康[3] ，成为影响农村生态环境安全和制约农业可持续发展的重要因素之一。位于沈阳市郊区的某河，自1957 年开始接纳城市工业废水和生活污水，水质受到严重污染，已经失去天然水体的功能，成为一条城市排污河渠。而沿岸地区引用该河河水灌溉农田长达40 多年，使部分农田土壤呈现典型的累积性重金属污染，尤其以重金属镉污染Z为严重。本研究对沈阳郊区某河渠沿岸部分乡镇农田土壤的镉污染状况进行了评价，并且分析了表层(0～20cm) 土壤沿程分布、横向分布及土壤的垂向分布特征，为该区域镉污染土壤的治理和灌区土地资源的合理利用提供科学、准确的依据。 1 研究方法 111 样点布设研究区域位于沈阳市西郊，属浑河冲击平原，表层亚粘土厚度为012～6125m，表层土以下为砂和砂砾石，层厚达100m 以上，渗透性较强。上世纪五十年代，为解决农业生产缺水问题，该河与卫工、肇工明渠接通，接纳沈阳市西部污水，用来灌第23 卷第5 期2007 年10 月 ZG环境监测 . http://www.cnki.net 溉该河沿岸的农田，近年来监测发现，土壤受到严重污染，尤其镉污染超标严重。 11111 镉污染状况研究选择沿岸具有代表性的四个乡镇(A、B、C、D，采用网格法布点，即每个面积为1km2 的网格内布设1 个采样点，共布设18 个点位，采集表层0～20cm 土样分析镉污染状况。 11112 镉污染分布特征研究对沿岸上游、中游、下游土壤进行了采样并分析镉含量;沿途选取6 个采样点，分别采集0～20、 20～40、40～60、60～80、80～100cm 五个剖面层的土壤样品;选取河渠的两条断面线路，对距河渠不同距离(015、110、115、210、215、3km) 的土壤进行了表层采样。每个点位按梅花形取样法，取5 点土样均匀混合，反复四分法弃取后，自然风干，过 100 目尼龙筛，装瓶备用，测定土壤样品中全镉含量。 112 测试分析方法全镉的分析方法采用KI-MIBK 火焰原子吸收分光光度法(GBPT17140-1997 ) 测定。 113 评价标准以沈阳市土壤中镉元素的背景值[4] 和土壤境质量标准( GB15618-1995 ) 中的二级标准(保障农业生产，维护人体健康的土壤限制值) 作为评价标准[5] (表1) 。土壤中镉的含量采用单因子评价模式: Pi = Ci PSi ，式中Pi 为污染物i 的单项污染指数; Ci 为污染物i 的实测浓度; Si 为污染物i 的评价标准。按照土壤环境质量标准，污染等级的划分按照表2 划分成4 级[6] 。表1 土壤环境背景值及土壤环境质量标准二级标准值元素土壤环境质量标准(mgPkg) pH<6 15 pH6 15～715 pH>7 15 背景值(mgPkg) Cd ≤0130 ≤0130 ≤0160 0119 表2 土壤中镉污染的污染程度分级级别1 2 3 4 污染指数P ≤1 1

3 污染程度未污染轻度污染中度污染重度污染 2 结果和分析 211 沿岸乡镇农田土壤中镉污染的状况四个乡镇农田土壤表层中重金属全镉含量及其评价结果见表3。其中，P1 是以土壤环境质量标准评价的镉污染指数，P2 是以当地土壤背景值评价的镉污染指数。表3 土壤全镉含量及其评价结果乡镇名称采样点pH 全镉(mgPkg) 按照二级质量标准按照当地背景值标准P1 污染等级P2 超过背景值倍数 A 1 # 6153 116 5133 重污染8142 7142 2 # 315 319 13 重污染20153 19153 3 # 612 3106 1012 重污染16111 15111 4 # 6151 1143 4177 重污染7153 6153 5 # 6 211 7 重污染11105 10105 6 # 6102 8123 27143 重污染43132 42132 7 # 614 1196 6153 重污染10132 9132 8 # 6109 1128 4127 重污染6174 5174 B 9 # 5165 112 4 重污染6132 5132 10 # 6116 0176 2153 中污染4 3 11 # 5175 1119 3197 重污染6126 5126 12 # 6111 0144 1147 轻污染2132 1132 C 13 # 6118 119 6133 重污染10 9 14 # 6186 0125 0183 未污染1132 0132 15 # 5135 0115 015 未污染0179 - D 16 # 5189 1159 513 重污染8137 7137 17 # 5142 0121 017 未污染1111 0111 18 # 5193 0186 2187 中污染4153 3153 平均值5192 1178 5195 重污染9139 8139 7 2 ZG环境监测第23 卷第5 期 2007 年10 月 ?? 1994-2008 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net 以土壤环境质量二级标准( GB15618-1995 ) 进行评价，四个乡镇农田土壤的18 个监测点位的平均镉污染指数为5195，属于重度污染。其中6#点位镉污染Z重，污染指数为27143，15 # 点位Z轻为015。根据表2 中污染等级的划分，受到重度污染的点位占6617%，中度污染占1111%，轻度污染的占516%，未受污染的占1617% 。可见大部分土壤都受到重度的镉污染，应予充分重视。土壤背景值是以未受污染的土壤为依据实际测定的，是反映区域土壤质量比较真实的数据，也是当前人类保护土壤环境质量的目标。我国土壤镉的背景值为01097mgPkg[4] ，而沈阳市土壤镉的背景值为0119mgPkg[4] ，极显著高于全国水平，属于Cd 高背景区。采用沈阳市土壤重金属镉的背景值对沿岸乡镇农田土壤镉污染状况进行评价，除了15# 点位外，其余的点位镉含量均超过了当地的土壤镉元素背景值水平，且大部分都远远超过当地背景值，Z高超标倍数达42132。土壤由于地区背景差异较大，因此用当地背景值标准评价更反映出土壤的人为污染程度。以上可以看出，沿岸乡镇农田土壤已经受到了不同程度的镉污染，大部分地区镉污染十分严重，须采取环境修复技术或其它措施进行污染治理，否则会给当地居民的生活和生产造成危害。 212 土壤中镉污染的分布特征 21211 表层(0～20cm) 土壤镉污染的沿程分布如表4 所示，该河上游土壤重金属镉平均含量达到1198mgPkg，几乎是中游和下游的3 倍，超标率(按照土壤环境质量标准评价) 也为中游和下游地区的212 倍和3 倍，处于重污染水平。中游和下游地区土壤重金属镉平均含量均处于中污染水平，但超标率中游地区比下游地区高出十个百分点。土壤镉污染呈沿程降低趋势，即上游污染Z重，向下游逐渐减轻，但下游地区也超标2814%，镉污染不可忽视。在灌溉的过程中，水体中镉主要以悬浮物形式输送，在上游流程较短，重金属净化效果不大;到达下游时，经过沿途的净水沉积，会降低水体中重金属的含量[5] ，使得上游地区镉含量高于中游和下游。表4 某河沿程土壤中镉污染及评价结果点位含量范围(mgPPkg) 含量均值(mgPkg) P1 平均超标倍数超标率( %) 污染等级上游0115～40110 1198 616 516 8617 重度污染中游0115～16134 0163 211 111 3816 中度污染下游0115～13193 0161 2 1 2814 中度污染 21212 表层(0～20cm) 土壤镉污染的横向分布如图1 所示，两条断面线路中，距离河渠015km以内的土壤镉含量都相当高，分别达到13120 和8171mgPkg，0 15km 以外范围的土壤镉含量均小于4mgPkg，远远低于015km 以内的含量，且015km以外范围的镉含量都相差不大，这表明015km 以内的土壤为主要受污染的区域。对土壤中的镉含量与距某河的不同距离作回归分析，计算二者之间的相关性。1 号线和2 号线的相关方程和相关系数分别为 y1 = 919633 -3 14400x ， r1 = - 017031 y2 = 617133 -2 12543 x ， r2 = - 01716 (r0101 = 01917 ， r0105 = 01811) 结果表明，土壤中的镉含量与距河岸的距离负相关，但相关性未达到显著，二者并不呈线性相关。由此得出，距某河距离越远，土壤中的镉含量有逐渐减少的趋势。 21213 土壤镉污染的垂向分布不同剖面层土壤全镉含量如图2 所示。总体图1 距某河不同距离的表层土壤全镉含量来看， 0～100cm 深度的5 个层面中，土壤中镉含量由上至下呈下降趋势，且梯度变化较大;其中Z高含量均分布在0～20cm 的土壤表层，且表层土壤的含镉量大部分都远高于20～40cm 土层。这与多数研究者认为重金属在土壤中主要累积在0～20cm 耕层，纵向向下迁移较慢的研究结果[7，8] 是相符的。6 个采样点中，40～60cm 的下层土壤镉含量均高于该地区镉的土壤背景值(0119mgP 王芸等: 污灌农田土壤镉污染状况及分布特征研究7 3 ?? 1994-2008 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net kg) ，这说明在长期的污灌条件下，受污灌水不断下渗的影响，不仅造成了该灌区表层土壤的污染，而且污染已经向纵向发展，应引起重视。图2 某河沿岸不同剖面层土壤全镉含量 3 结论 (1) 对沈阳郊区某河沿岸部分乡镇农田表层土壤中重金属全镉含量的分析结果表明，该污灌区土壤重金属镉含量范围为0115～8123mgPkg，均值为1178mgPkg。用土壤环境质量标准二级标准值对土壤中的全镉含量进行了评价，平均镉污染指数分别为5195，为重度污染; 用当地土壤背景值评价，平均镉污染指数为9139，超出当地背景值水平8139 倍，污灌已造成表层土壤重金属镉累积性污染，且污染程度较重。 (2) 土壤污染分布特征:从上游到下游，土壤镉含量呈沿程降低趋势;横向分布上，距河的距离越远，土壤中的镉含量有逐渐减少的趋势;垂向分布上，镉污染主要集中在表层，并且已向下迁移，但是迁移速度较慢。 4 讨论该河渠每年冬春两季接纳城市排放污水长达半年，城市污水进入河渠后，一些主要污染物滞留沉积，水质受到严重污染，使之失去天然水体的功能，成为一条城市排污河渠。灌溉期开始，引入外水，河槽在激流的冲击下，沉渣泛起，这时沿岸几十处泵站，抽水灌田，污水流入田间遣散，随着悬浮物下降及土壤表层有机、无机胶体的吸附作用，大量重金属沉积在0～20cm 表层中。重金属镉保持率为85% ～95%，在土壤中有很大的累积性。沿岸农田土壤经多年污水灌溉，在灌渠渠底及表层土壤中会累积相当量的镉，一旦受酸水浸洗，很易释放镉离子。土壤中重金属镉主要以酸溶性和交换态存在，具有较大活性，易被农作物吸收。土壤中80% 的镉与占无机配位体中主导地位的Cl- 结合，形成可溶性的CdCl2 及CdCl- 离子，极易为水稻等作物吸收，导致稻米中镉含量严重超标。在土壤镉污染的垂向分布的研究中还发现，2 # 、3 # 、4 # 和5 # 点位剖面层，出现下层土壤镉含量高于上层土壤的情况。这表明在某些剖面中可能存在地下水镉污染导致土壤下层含镉量的可能性，但是这一现象仍有待进一步证实。根据本次研究结果可以看出，虽然目前已经停止污水污灌，但是沿岸土壤中重金属镉污染程度仍然很严重。土壤镉污染在短期内对其进行修复十分困难，该地区的农作物以及地下水都会受到污染，严重威胁该地区人群的健康，因此污水灌溉的危害仍然存在。参考文献: [1 ] 陈竹君，周建斌. 污水灌溉在以色列农业中的应用[J]. 农业环境保护，2001 ，20(6) :462～464. [2 ] 刘丽. 小凌河污水灌溉对水稻作物影响的分析[J]. 辽宁城乡环境科技，1999 ，19(1) :43～46. [3 ] 黄正，王家玲. 城市污灌废水的致突变性检测及色谱P质谱分析[J]. 华中科技大学学报(医学版) ，1992 ，(21) :25～261 [4 ] 吴燕玉. 辽宁省土壤元素背景值研究[M]. 北京:ZG环境科学出版社，1994. [5 ] 吴燕玉，陈涛，张学询. 沈阳张士灌区镉的污染生态的研究[J]. 生态学报，1989 ，9 (1) :21～26. [6 ] 陈华勇，欧阳建平，马振东. 大冶有色冶炼厂附近农田镉污染的现状与治理对策[J]. 土壤，2003 ， (1) :76 ～82. 7 4 ZG环境监测第23 卷第5 期 2007 年10 月向分布上，表层土壤镉含量Z高。

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