鉛會污染土壤

❶ 土壤鉛含量多少是污染

地殼岩石中鉛平均豐度為16mg/kg。土壤中含鉛量通常為2-200mg/kg，
土壤鉛污回染沒有確定的標准，土答壤鉛收到土壤背景值的影響，不同地方土壤鉛含量不同，不同土壤鉛的有效性也不同。此外，還要要看你那個土壤是用來做什麼，就算是種農作物，不同農作物對土壤鉛吸收量和抗性也不同。
所以污染還是不污染時相對的。

❷ 如何測定土壤中的鉛污染（方法盡量詳細）

有關土壤鉛污染的測定方法有20多種，這些方法根據其工作原理可分為物理法、理化法、化學法．
重點分析了磁測法(物理法)和原子吸收法(理化法)的工作原理、特點．
認為磁測簡便、快速，對樣品無破壞，便於實現監測的自動化、連續化，磁性參數可作為土壤中鉛含量簡單易行的替代指標．
但磁測法准確度不如原子吸收法，原子吸收法耗費、耗時，建議將磁測法和原子吸收法結合起來可以既快速又准確地完成大量土壤樣品的測定，滿足現代土壤監測的要求．

❸ 土壤鉛污染的治理方法有哪些

一般最好的方法載種特殊的植物，有些植物吸收鉛元素能力很強，幾年後鉛污染就可以去除了。

❹ 土壤中含鉛的標準是多少

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技術解決方案
土壤中重金屬含量標准及測定方法

無機污染物質主要有鉛、鉻、鎘、汞、砷、鋅、銅、鎳、氟等重金屬和非金屬元素。它們大多來源於工業三廢（廢氣、廢水、廢渣）排放、施用肥料及農葯等農業生產活動。這些無機元素進入水體和土壤以後通過植物吸收積累在植物的根、莖、葉、果等可食部分，或通過葉面直接進入植物體，從而對植物和動物產生毒害作用。因此測定土壤、植物及農產品中無機污染物質的含量已日益重要。
無機污染物質的分析可採用比色法、原子吸收分光光度法(AAS)和等離子體發射光譜法(ICP)等。比色分析法有較高的靈敏度與准確度，能滿足一般分析要求。原子吸收分光光度法(AAS)和等離子體發射光譜法(ICP)雖有很多優點，但由於儀器昂貴，很難普遍使用。
比色法具有成本低、小批量檢測快速等特點，在其他實驗條件不完備的情況下，多採用此法。無機污染物的分析多採用全量分析，包括土壤、肥料、植物分析，用以評價土壤污染程度和農產品質量。
鉛、鎘污染對植物生長發育會產生不良影響。高濃度的鉛除在作物可食部分產生殘毒外，還表現為幼苗萎縮、生長緩慢、產量下降。土壤鉛含量大於50 mg/kg，作物根系已受到可觀察到的影響。土壤鉛大於100 mg/kg，鉛在穀物中的積累量可能超過食品衛生標准(特別是常年污灌區)，作物產量可減產10%以上。在土壤鎘含量較高或鎘污染區，水稻生產常年受阻，此時植物組織中鎘(Cd)的臨界濃度為10mg/kg。大麥組織中鎘的臨界濃度為15 mg/kg。穀物類作物鎘的毒害症狀一般類似於缺鐵的萎黃病、枯斑病、萎蔫，葉片產生紅棕色斑塊和莖生長受阻。
鉛、鎘在自然界中分布廣泛。非污染表土鉛(Pb)含量一般為3~189mg/kg，多數在10~67mg/kg。表土含鎘(Cd)0.07~1.1mg/kg，土壤背景值一般不超過0.5mg/kg，若土壤中Cd＞1mg/kg為土壤鎘臨界值。幾乎所有的農、畜、水產品都含有微量的鉛、鎘。一般食品中鉛(Pb)的允許含量在0.5~2mg/kg，其中玉米0.16 mg/kg，大米0.06 mg/kg，蔬菜0.3 mg/kg。食品中鎘(Cd)的允許含量一般在0.05~0.2 mg/kg，其中玉米、蔬菜0.05 mg/kg，大米0.2 mg/kg

❺ 鉛的哪些物理化學性質影響污染土壤修復

土壤鉛污染具有隱蔽性、長期性和不可逆性等特點，已經受到廣泛關注，鉛污染土壤的回高效修復技術一直是研究答的熱點與難點。目前，鉛污染土壤的修復技術大體可分為兩類:物理化學修復技術和生物修復技術。物理化學修復又可分為客土深耕法、隔離法、淋濾法、固化穩定法、電化學法、氧化還原法、螯合劑法及重金屬拮抗法等

❻ 論文 重金屬鉛在對土壤的污染及其遷移轉化

土壤重金屬是指由於人類活動將金屬加入到土壤中，致使土壤中重金屬明顯高於原生含量、並造成生態環境質量惡化的現象。重金屬是指比重等於或大於5.0的金屬，如Fe、Mn、Zn、Cd、Hg、Ni、Co等；As是一種准金屬，但由於其化學性質和環境行為與重金屬多有相似之處，故在討論重金屬時往往包括砷，有的則直接將其包括在重金屬范圍內。由於土壤中鐵和錳含量較高，因而一般認為它們不是土壤污染元素，但在強還原條件下，鐵和錳所引起的毒害亦引起足夠的重視。
土壤一旦遭受重金屬污染就很難恢復，因而應特別關注Cd、Hg、Cr、Pb、Ni、Zn、Cu等對土壤的污染，這些元素在過量情況下有較大的生物毒性，並可通過食物鏈對人體健康帶來威脅。
1、重金屬的土壤化學行為
進入土壤中的重金屬的歸宿將由一系列復雜的化學反應和物理與生物過程所控制。雖然不同重金屬之間某些化學行為有相似之處，但它們並不存在完全的一致性。當它們加入土壤後，最初的可動性將在很大程度上依賴添加重金屬的形態，也就是說這將依賴於金屬的來源。在消化泥污中，與有機質相締合的金屬佔有相當大的比例，僅有一小部分以硫化物、磷酸鹽和氧化物而存在。熔煉廠的顆粒排放物含有金屬氧化物；燃燒石油時，鉛以溴代氯化物形式排出，但在大氣和土壤中容易轉化為硫酸鉛和含氧硫酸鉛。由於形態的不同，進入土壤中的金屬離子的形態和量也很不相同，並直接影響重金屬在土體的遷移、轉化及植物效應。考試大環保工程師，值得您收藏的好站點！
在不同土壤條件下，包括土壤的重金屬類型、土地利用方式（水田、旱地、果園、林地、草場等），土壤的物理化學性狀（土壤的酸鹼度、氧化還原條件、吸附作用、絡合作用等）的影響，都能引起土壤中重金屬元素存在形態的差異，從而影響重金屬的轉化和作物對重金屬的吸收。
1）土壤氧化-還原條件與重金屬的遷移轉化：土壤是一個氧化-還原體系，土壤水分狀況，土壤中有機質和硫的含量都處於動態變化之中。土壤中的氧化還原體系是一個由眾多無機的和有機的單質氧化-還原體系組成的復雜體系。在無機體系中，重要的有氧體系、鐵體系、硫體系和氫體系等。由起主導作用的決定電位體系控制。其中O2－H2O體系和硫體系在土壤氧化還原反應中作用明顯，對重金屬元素價態變化起重要作用。
（1）O2－H2O體系：土壤中的氧主要來源於大氣。降水和灌溉水也可帶進以部分溶解氧。在水稻田中，稻根分泌的氧以及某些藻類光合作用放出的氧氣也是來源之一。
（2）H2體系：在旱地土壤中氫氣是很少的，但在淹水狀態下的強烈還原狀態的土層中，往往有H2的積累。
O2-H2O體系和H2體系是組成土壤氧化－還原體系的兩個極端體系，土壤中其它的氧化－還原體系則介於兩者之間。因此，這兩個體系就構成了土壤氧化-還原電位的上限和下限。
（3）硫體系：土壤中的硫以無機和有機兩種形態存在，其含量一般在0.05%。在氧化條件下以硫酸鹽的形式存在；在還原條件下以硫化氫或金屬硫化物形式存在。
金屬元素按其性質一般可以大致分為難溶性（氧化固定）元素和還原難溶性（還原固定）元素，例如，鐵、錳等屬於前者；鎘、銅、鋅、鉻則屬於後者。氧化-還原作用不僅會使重金屬元素還發生價態變化，而且還會使重金屬元素的形態發生變化。例如，在氧化還原電位低時（+100mv左右）砷酸鐵可還原成亞鐵形態，電位進一步降低，以致使砷還原為亞砷酸鹽，增強砷的移動性。相反，土壤中鐵、鋁組分的增加，又可能使水溶性砷轉化為不溶態砷。
2）土壤酸鹼度與重金屬遷移轉化：土壤的pH對重金屬的溶解度有密切關系。在鹼性條件下，進入土壤的重金屬多呈難溶態的氫氧化物，也可能以碳酸鹽和磷酸鹽的形態存在。它們的溶解度都比較小，因此土壤溶液中重金屬的離子濃度也較低。例如，銅、鎘、鋅、鉛等重金屬氫氧化物的溶解度直接受土壤pH值控制。
根據溶度積便能從理論上推求重金屬離子濃度與pH的關系。隨著pH值增大，重金屬離子的濃度則下降。但對於兩性化合物氫氧化銅和氫氧化鋅來說，pH值高到一定程度時，它們又會溶解。
3）土壤膠體的吸附作用與重金屬遷移轉化：土壤中含有豐富的無機和有機膠體。對進入土壤中的重金屬元素具有明顯的固定作用。一般地講，在土壤重金屬元素呈兩種存在形式：
（1）重金屬元素在土壤溶液中呈膠體狀態。這主要發生在濕潤氣候地區和富含有機質的酸性條件下，如鐵、錳、鉻、鈦、釩、砷等元素可呈膠體形式存在，銅、鉛、鋅等也部分呈膠體形態遷移；
（2）土壤中存在的有機和無機膠體對金屬離子的吸附固定，它是許多金屬離子和分子從不飽和溶液中轉入固相的主要途徑，是重金屬在土壤積累而被污染的重要原因。
土壤膠體能吸附重金屬的數量，主要取決於土壤膠體的代換能力和重金屬離子在土壤溶液中的濃度與酸鹼度。
在膠體對金屬離子吸附時，金屬離子可以由同晶替代作用吸附在晶格中，作為吸著離子，這種金屬離子保持在膠體晶格中，則很難釋放。
總之，重金屬元素被膠體的吸附固定，可分為兩種方式，如金屬元素吸附在膠體表面的交換點上，則較易釋放；如保持在膠體礦物的晶格中，則很難釋放，不利於金屬元素的遷移。
4）土壤中重金屬的絡合－螯合作用：重金屬元素在土壤中除了吸附作用以外，還存在著絡合、螯合作用。一般認為，當金屬離子濃度高時，以吸附交換作用為主，而土壤溶液中重金屬離子濃度低時，則以絡合-螯合作用為主。
在無機配位體中，人們比較多地重視金屬與羥基和氯離子的絡合作用。認為這兩者是影響一些重金屬難溶鹽類溶解度的重要因素。
羥基離子對重金屬的絡合作用實際上是重金屬離子的水解反應。重金屬在較低的pH值條件下可以水解。汞、鎘、鉛、鋅等離子的水解作用表明，羥基與重金屬的絡合作用可大大提高重金屬氫氧化物的溶解度。
氯絡合重金屬離子的形式只會出現在含鹽土壤中氯離子濃度較高時。一般土壤中氯離子濃度很低時，則不會形成重金屬離子的氯絡合物。
土壤中腐殖質具有很強的螯合能力，具有與金屬離子牢固螯合的配位體，如氨基、亞氨基、酮基、羥基及硫醚等基團。土壤中螯合物的穩定性受金屬離子性質的影響。在金屬離子與螯合基以離子鍵結合時，中心離子的離勢越大，越有利於配位化合物的形成。
5）土壤微生物對重金屬的固定和活化
土壤中微生物的種類和數量都是相當大的，它在重金屬的歸宿中也起著不可忽視的作用，有實驗表明，鎘與微生物體或它們的代謝產物絡合能固定鎘，並影響它們的生物有效性。有些微生物還通過生物轉化作用或生理代謝活動使金屬由高毒狀態變為低毒狀態。關於微生物對土壤重金屬離子的影響主要可歸納為以下幾方面：
（1）胞外絡合作用
一些微生物能夠產生胞外聚合物如多糖、糖蛋白、脂多糖等，具有大量的陰離子基團，與金屬離子結合；某些微生物產生的代謝產物，如檸檬酸是一種有效的金屬螯合劑，草酸則與金屬形成不溶性草酸鹽沉澱。
（2）胞外沉澱作用
在厭氧條件下，硫酸鹽還原菌及其它微生物產生的硫化氫與金屬離子作用，形成不溶性的硫化物沉澱。
（3）金屬的微生物轉化
微生物能夠通過氧化、還原，甲基化和去甲基化作用轉化重金屬。大量的研究表明，微生物對重金屬的抗性在很多情況下是由細胞中染色體的遺傳物質－質粒或轉座子抗性基因決定的。由抗性基因編碼的金屬解毒酶催化高毒性金屬轉化成為低毒狀態。細菌、放線菌及某些真菌可以把汞離子還原成單質汞，從而使汞從土壤中揮發出去或以沉澱方式存在。有機汞化合物首先被有機汞裂解酶分解為Hg+和相應的有機基團，離子汞隨後被還原成單質汞。汞及其它金屬諸如鉛、硒、砷等能被微生物甲基化。硒的甲基化產物毒性降低，但汞的甲基化產物則是劇毒的。六價鉻能被細菌還原成為三價鉻，高毒的As+能被微生物氧化成為As5+，更易於被Fe3+沉澱。
6）土壤根際的富集和降毒
根際微區是一個只有0.1－4mm左右的區域，在該區域中，由於植物根系的存在，從而在物理、化學、生物特徵方面有異於土體的現象，顯著影響重金屬在土壤中的活性和生物有效性。
（1）根際氧化還原屏障形成
許多重金屬元素的溶解度是由氧化還原狀態來決定的，還原態鐵、錳離子比其氧化態離子的溶解度高，因此，當生長在還原性基質上的植物根際產生氧化態微環境時，土體中還原態離子穿越這一氧化區到達根表時，游離金屬離子的活度由於被氧化成溶解度很低的氧化態而明顯下降，從而降低了其毒害能力。反之，生長在氧化性基質上的植株根際由於根系和根際微生物呼吸耗氧，根系分泌物中含有還原性物質。土壤的還原條件將會影響變價金屬元素的活性和有效性，如六價鉻的還原去除，微生物的固定等。有研究表明，細菌細胞壁和原生質膜陰離子能結合溶液中的鎘，但在好氧條件下又會釋放回溶液中，在還原條件下則不發生鎘的遷移。

❼ 土壤被重金屬（如鉛）污染後，對作物和水的影響會持續多少年自來水都被污染了，那麼在那生活是否就不好了

在那生活肯定不好，水被污染，肯定不能飲用。象那些建過電池廠的地方，電池廠不生產後，場地被還原為土地後，那是不能種植糧食作物，可種植一些花卉之類的植物。

❽ 土壤鉛污染怎樣進行治理

鉛污染土壤的治理修復技術分為物理 化學和生物修復 3種方法
1 物理方法
物理方法是利用重金屬鉛在土壤中的遷移速度比較慢的特點，將含有重金屬鉛的土壤轉移出去的一種修復技術，主要包括換土法 隔離法 淋濾法 玻璃化法 電化學法和吸附固定法等
1.1換土法 換土法就是把受重金屬污染的土壤替換成未被污染的土壤，它又可分為翻土法 換土法和客土法3種。
1.2 隔離法 隔離法是向土壤中加入固化劑，使土壤中的鉛被固定住，防止因為鉛的遷移而對附近土壤造成污染
1.3 淋濾法 淋濾法是使用淋洗劑清洗受污染的土壤，使土壤中的污染物隨淋洗劑流出，從而達到修復污染土壤的目的它是修復污染土壤的一種新方法
1.4 玻璃化法 玻璃化法是將受污染的土壤加熱使之熔化，冷卻後能形成穩定的玻璃態物質，受土壤中的污染物能有效地被固定
1.5 電化學法 電化學法是在受污染的土壤中加入陰陽 2個電極，利用鉛離子的帶電性，將土壤中的鉛離子去除，並且能達到回收的目的 此方法是由美國路易斯州立大學研究發
現的
1.6 吸附固定法 吸附固定法是指向受污染的土壤中加入一種材料，將土壤中有效態的鉛離子吸附並且能夠固定，以免其對人體造成的傷害物理方法能取得比較好的治理效果，但是由於上述方法勞動量比較大，浪費大量的人力 物力和財力，而且對轉移的含鉛土壤的處理也是一個亟待解決的問題
2 化學方法
化學方法是利用改良劑與鉛之間的化學反應，從而對污染土壤中的鉛進行固定 分離提取[18]等，主要包括化學固定法 螯合劑調節法 土壤 pH 控製法 土壤氧化還原電位調節法和土壤重金屬離子拮抗法等
2.1 化學固定法 化學固定法就是在受污染的土壤中加入化學試劑，發生化學反應，降低鉛在土壤中的有效性和遷移性，達到治理的目的，如有的研究在含鉛 3 000 mg/kg的土壤上投加鈣鎂磷肥 117g/kg後，白菜心葉的含鉛量由 285 mg/kg降至 76mg/kg，就是一個很好的例子
2.2 螯合劑調節法 螯合劑調節法是向受污染的土壤中加入螯合劑，螯合劑與土壤中的鉛離子發生反應，增強了鉛在土壤中的有效性
2.3 土壤pH 控製法 土壤 pH控製法是通過調節土壤中的pH值來調節鉛離子的有效性和遷移性
2.4 土壤氧化還原電位調節法 土壤氧化還原電位調節法是基於土壤中存在的氧化物質和還原物質之間進行氧化還原反應時所產生的電位值，通過調節電位值來改變鉛離子在土壤中的活性
2.5 土壤重金屬離子拮抗法 土壤重金屬離子拮抗法是通過土壤中某些無機態的離子之間存在拮抗作用，通過向土壤中加入一種對作物危害較輕的，且對植物生長有益的元素，來抑制對鉛離子的吸收化學方法對鉛污染土壤治理效果要好於物理方法，但向土壤中加入化學試劑對土壤環境擾動較大 花費很高，更重要的是極易造成土壤的二次污染
3 生物方法生物修復技術是在
20 世紀 90 年代迅速發展的一種治理土壤污染的新技術，是一種環境友好型治理技術，以其高效安全持久價廉等特點得到學者和政府的認可 隨著科學技術的不斷發展，生物修復技術將會具有廣闊的應用空間 生物修復主要包括微生物和植物修復
3.1 微生物修復法 微生物修復法是利用土壤中的某些微生物，或者土壤中生活的小動物對重金屬鉛具有吸收 沉澱 氧化和還原等作用，從而降低土壤鉛的毒性，有人測量出當土壤中鉛的含量170~180 mg/kg時，蚯蚓的富集系數為 0.36[20]；研究發現，經蚯蚓處理後，垃圾的重金屬的溶出量明顯增加； 發現蚯蚓糞中水溶態鉛比重金屬污染土壤中增加了 50%； 有人研究發現蚯蚓通過腸道消化和養分富集 2 個過程可以提高土壤中植物養分和金屬元素的有效性
3.2 植物修復法 植物修復法是利用植物及其根系圈微生物體系的吸收 揮發 轉化和降解的作用機制，來清除環境中污染物質的一項新興的污染治理技術，它以費用低 不破壞場地結構 凈化環境等優點成為修復鉛污染土壤的熱門技術 具體地說，利用植物本身特有的利用污染物 轉化污染物，通過氧化 還原或水解作用，使污染物得以降解和脫毒的能力，利用植物根系圈特殊的生態條件，加速土壤微生物的生長，顯著提高根系圈微環境中微生物的生物量和潛能，從而提高對土壤中有機污染物的分解作用的能力，以及利用某些植物特殊的積累與固定能力，去除土壤中某些無機和有機污染物的能力，稱為植物修復。Brooks於1977 年提出了超富集植物的概念，1983年， Chaney[又提出了利用超富集植物清除土壤重金屬污染的思想，從此以後，有關重金屬植物與超積累植物的研究逐漸增多 植物修復技術又可分為植物提取 植物揮發 根際過濾和植物固定4 種類型 一般將前3種統稱為去除過程，而將第4種稱為穩定過程 現在研究最多的是植物提取技術 植物提取技術又分為連續植物提取和誘導植物提取2種，前者依賴超積累植物在其整個生命周期能夠吸收 轉運和忍耐高含量重金屬，後者是利用螯合劑來促進植物對重金屬的吸收和運輸[27]目前已發現 400 多種植物能超量積累土壤中 CA Co Cn PbNi Se Mn 和 Zn 等重金屬，由於鉛具有較高的負電性，被認為是弱酸，易與土壤中的有機質和鐵錳氧化物等形成共價鍵，不易被植物吸收 所以，目前已見報道的鉛超積累植物並不多，而且主要都是在鉛鋅礦區發現的。

❾ 土壤鉛污染 能不能種農作物

現代農業生產中農葯和化肥的大量使用，汽車尾氣的大量排放，城市污水及垃圾處理不當，工業生產所產生的「三廢」的不合理排放以及因采礦造成的廢棄地等問題，導致土壤中重金屬含量急劇增加，土壤一植物系統中重金屬污染問題日趨嚴重。1955～1972年，日本富山縣的「骨痛病」，就是由於居民食用了含cd量高的稻米和引用含cd量高的水中毒而引起的。因此，重金屬污染土壤的修復問題日益引起了社會的普遍關注。植物修復技術具有成本低、工程量小、無二次污染、能減少土壤侵蝕、美化景觀、提高土壤有機質和培肥地力等優點，受到科學家們的普遍關注。目前對於超富集植物的研究大多停留在對野外品種的篩選階段，多集中於植物對重金屬的積累量、耐性及積累機理，究竟如何有效地將其應用到實踐當中的研究並不多見。影響植物修復效果好壞的一個重要因素就是超富集植物地上部生物量的大小，通過改善栽培技術，提高超富集植物地上部生物量和重金屬積累量，是值得關注的一個重要方面。
1 超富集植物在植物修復方面存在的問題

植物修復技術主要是通過超富集植物根系吸收固定重金屬，並轉移到地面部分，採用收割植物的方式去除土壤中重金屬。這項技術具有越來越廣闊的前景。

植物修復中使用的修復植物是一類超富集植物(hyperaccumulators)。超富集植物是能超量吸收重金屬並將其運移到地上部的植物。通常，超富集植物的界定可考慮以下兩個主要因素：①植物體內富集的重金屬應達到一定的量；②植物地上部的重金屬含量應高於根部，由於各種重金屬在地殼中的豐度及在土壤和植物中的背景值存在較大差異，因此，對不同重金屬，其超富集植物富集濃度界限也有所不同。目前，採用較多的是BAKER和BROOKSt提出的參考值，即把植物葉片或地上部(乾重)中含Cd達到100μg，含Co，Cu，Ni，Ph達到l
000
t~g／g，Mn，zn達到10000μg／g以上的植物稱為超富集植物。同時這些植物還應滿足植物地上部重金屬的含量／根部重金屬的含量>1。
理想的超富集植物應具有生長速率快、生長周
期短、地上部生物量大、能同時富集兩種或兩種以上重金屬的特點，但現實中其應用具有一定的局限性。一般認為植物修復技術在污染量較低和中等地塊或污染處於相對淺表層的區域最為有效。採取適宜的栽培調控措施可以促進超富集植物對土壤中重金屬吸收是值得研究的重要問題。例如，通過調節諸如土壤水分、土壤養分、土壤pH值以及利用土壤改良劑和生物螯合劑促進土壤結構、生物多樣性以提高超富集植物的修復效果。
2超富集植物的栽培措施
2．1 品種選擇

首先要調查土壤的污染程度和污染土壤主要重金屬的類型，根據土壤的污染程度和污染重金屬的類型選擇相應的超富集植物品種進行修復。從金屬礦區篩選來的重金屬超富集植物是一個有效途徑。ZU等從Pb，zn礦區篩選到了多種具有明顯效果的重金屬超富集植物，如中華山蓼(Oxyria
isnensis Var．Hemsl)、圓葉無心菜(Are— TtaT~a rotumdifolia
Var．Bieberstein)、續斷菊(Son— chus
asper(L．)Var．Hill)和小花南芥(Arabis alpinal
Var．parviflora Franch)等。
國內外對此方面作了較多的研究，現將部分常見的超富集植物及其積累的重金屬含量歸納於表1。

2．2 幼苗繁育

超富集植物多數是野生植物，人們對它們的生活習性了解甚少，幾乎沒有完善的幼苗繁育技術。通常可以借鑒農作物的馴化栽培經驗對其幼苗進行繁育。野生植物的種子一般都很小，可以利用種子包衣技術促進超富集植物種子萌發。首先採用收集種子的方式進行直接繁育，如果沒有採到成熟的種子可以移栽植物待其成熟後進行採收。育苗的過程中要保證充足的養分、濕度和溫度，土壤不可過於貧瘠、板結，培育出健壯的小苗是試驗能否繼續的關鍵因素。其次可以將收集到的苗進行組織培養，以頂芽或帶節的嫩莖為材料，用這種繁育方法可以生產無病毒種苗，有的植物要靠分株來增加數量是非常難的，此時可以利用組織培養的方法在短期時間內迅速而且大量的繁殖與母株一模一樣的種苗，以組織培養繁殖的種苗與母株有著相同的遺傳基因。這項技術可讓優良的品種不斷地延續。
一般情況下，為了縮短植物修復的周期，在育苗方面還可以採取移栽的方法縮短植物的生育期。在植物收割前的一段時間培育秧苗，等到植物收割後，將適宜移栽的秧苗移栽到污染土壤區，可以節省種子播種到出苗之間的時間。例如在塑料大棚內，利用其適宜的溫度、濕度等條件對植物進行繁育，若是喜蔭植物則可利用遮蔭設備促進其萌發生長，還可施乾冰提高二氧化碳的濃度，進而提高植物的光和強度促進植物幼苗生長。
2．3施肥措施
超富集植物的施肥研究主要包括施有機肥和化肥對超富集植物吸收重金屬效果的影響。
2．3．1有機肥

有機肥料包括動物廄肥、綠肥和堆肥等，它不僅可以改善土壤的理化性狀、增加土壤的肥力，而且可以影響重金屬在土壤中的形態及植物對它的吸收，施用有機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機肥必須注意腐殖質的性質和種類。土壤有機質的礦化可以提高土壤中重金屬的活性，從而更容易被植物吸收。若長期施用人糞尿，不僅易使土壤板結，其中的cl-可絡合汞，造成被汞污染的土壤汞活性增強。利用有機肥改良Cd污染土壤，由於有機肥在礦化過程中分解出的低分子量的有機酸和腐殖酸組分對土壤中的Cd起到了活化作用，從而有利於超富集植物對重金屬的吸收。
有機肥的使用要注意土壤中腐殖酸組分和土壤環境條件。主要是由於有機肥在礦化過程中分解出的低分子量的有機酸和腐殖酸組分對土壤中的cd起到了活化作用，關鍵取決於腐殖酸組分和土壤環境條件，如果能夠系統地掌握不同pH，
Eh，質地等土壤條件下，腐殖酸組分對cd的移動性和生物有效性的影響，就能夠合理利用有機肥更好的應用於植物修復。
2．3．2化肥

不同形態的N，P，K化肥，對土壤理化性質和根際環境具有明顯的影響，選擇適宜的化肥，既是一種簡便的提高植物生物量的方式又有利於植物修復中超累積植物對土壤中重金屬的吸收。

氮肥施入土壤後，首先改變了土壤的pH，一般情況下pH降低，土壤溶液電導值增大，離子強度增強，植物從土壤中吸收重金屬的能力就會增強。因此，如果施氮肥使土壤變酸，就會增大土壤中重金屬的溶解度，減少了土壤中吸附重金屬的量，提高了超富集植物對重金屬的積累量。從根際環境看，當植物吸收NH和N0，根系分泌不同的離子，吸收NH-N時引起H+的分泌，造成根際周圍酸化。而吸收NO2-N植物分泌OH－，造成根際鹼化。利於超富集植物累積重金屬的氮肥其作用強度順序為(NH4)2SO4>
NH4N03>ca(NO3)2。即不同形態的氮肥，由於對土壤酸化、根際環境及競爭作用的影響程度不同，對超富集植物累積重金屬的量也不同。一般情況下施加氮肥能增加土壤中重金屬的植物活性，利於超富集植物對土壤中重金屬的吸收。

磷肥對植物吸收重金屬的作用有所不同，有促進植物活性，也有抑制。磷肥對土壤重金屬的作用機制之一就是沉澱效應，使土壤溶液中的重金屬離子發生沉澱，降低植物的吸收。磷還通常用來改良砷污染土壤，使生長的蔬菜可食部分砷含量降至食品衛生標准以下。但最新的研究表明，施人較多的磷時，砷超富集植物蜈蚣草對磷砷(V價鹽)的吸收表現為協同作用。說明磷肥的種類對重金屬在土壤中的形態有不同的影響。因此合理的選用磷肥才能增加超富集植物對土壤中重金屬的吸收。研究表明能提高超富集植物地上部分生物量和重金屬鎘濃度的積累量的化肥形態是：①氮肥：
(NH4)2S04>CO(NH2)2>
NH4HC03>Ca(N03)2；②磷肥：Ca(H2P04)2>鈣鎂磷肥；③鉀肥：KCI>K2S04。
綜上所述，由於N，P肥和有機肥能改變土壤重金屬的化學行為，因而植物對其吸收也會有所不同。一般來說，參與根際環境中污染物降解的微生物群落結構復雜，往往包含微生物多種類型。N，P肥和有機質對土壤重金屬的影響離不開環境條件。所以，實踐中通過施肥來增加超富集植物對土壤中重金屬的吸收應考慮土壤環境條件，從而提高超富集植物地上部的生物量，進而更好的應用到重金屬污染土壤的植物修復中。
2．4土壤中施用螯合劑和改良劑

向土壤中施用螯合劑和改良劑能誘導、強化植物超富集作用，提高超富集植物地上部的生物量和重金屬積累量。理想的螯合劑應具有3個特點：專一性靶絡合金屬；促進植物對重金屬的吸收和轉移；降解快，無殘留毒性。生產中常用的螯合劑如：EDTA，DTPA，EG-TA，檸檬酸等。

施用螯合劑可提高超積累植物對重金屬的吸收，如在鉛污染的土壤中，能被植物利用的Ph僅為0．1％，增施螯合劑以後，可顯著提高土壤中植物可利用Pb的量達100倍以上；Pb在土壤中的移動性和生物可利用性增強，使某些植物超富集Pb，達到修復Pb污染土壤的目的。螯合劑的主要作用體現在：增加了土壤中的Pb溶解度；提高了Pb的根際擴散能力；增加了Pb從根系向地上部的轉運系數。近年來，施加螯合劑不但提高了某些植物對Pb的吸收量，更重要的是促進了
Pb在植物地上部分的生物量和累積量。
己研究過的影響Pb遷移性的螯合劑有：乙二胺四乙酸(EDTA)、環己烷二胺四乙酸(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(0一羥基苯)乙酸(EDDHA)、羥乙基替乙二胺三乙酸(HEDTA)和氮川三乙酸(NTA)等。不同螯合劑促進植物對Pb吸收的效應與螯合劑對土壤
Pb的活化效應相一致，其強弱順序為：EDTA>
HEDTA>CDTA：DTPA>EGTA>EDDH>NAT．因此，EDTA被證明是最有效的螯合劑。

土壤酸化與施加螯合物相結合可顯著增加印度芥菜對Ph的吸收效率。VASSIL等報道用Pb和EDTA共同處理印度芥菜，其地上部分Pb含量高達55
mmol／kg(乾重)，相當於培養液Pb濃度的75倍，對印度芥菜莖部提取液的直接測定證明，莖部的大部分Pb是以與EDTA結合的形式存在的。
在土壤中施加改良劑可降低重金屬在土壤中的活性。由於污染土壤結構較差，養分缺乏，重金屬以毒性較強的形態存在，從而影響植物的生長。通常要加入各種改良劑以改善土壤的物理化學性質，促進植物生長，增加生物量，增強植物修復的效果。除了必要的氮、磷、鉀肥料外，常用的改良劑包括石灰、磷礦物、鐵錳氧化物、粉煤灰、生物活性污泥、合成鋯石等。不同改良劑適用於不同的重金屬污染土壤，石灰適用大多數重金屬的穩定化過程，但不適用砷的穩定，因為砷在鹼性土壤環境中吸附性降低而趨於釋放，二巰基丁二酸鹽是一種砷的螯合劑，加入後可促進印度芥菜對砷的吸收。
2．5土壤水分條件

合理的灌水是促進超富集植物生長和增加地上部生物量的主要因素，了解超富集植物需水的關鍵期，對於科學用水和提高超富集植物地上部生物量具有重要意義的。
從超富集植物生育前期、中期和後期的需水量情況看，是一個由少到多再到少的變化過程。因此，要根據植物生長發育的不同時期及生理特性進行灌溉，營養生長初期階段應適量澆水，營養生長和生殖生長階段應保證植株充足的水分，開花以後隨耗水量降低而減少水量。過量灌水既浪費資源也不利於植物生長，直接影響土壤的pH和氧化還原條件，還可能引起土壤中重金屬的擴散。濕地中微量和有毒金屬元素的移動性較旱地條件下高，淹水(厭氧)條件下普通植物對土壤中重金屬的吸收較非淹水條件下的低。
2．6群落構建

要合理做好喬、灌、草的搭配，喬木、灌木、草本植物、藤本植物都有其特定的植物生態功能，各自在自然界中發揮著自身的作用，可以充分利用周圍的環境資源。通過這種方式可以提高生物量和重金屬積累量。

重金屬污染土壤多是幾種重金屬混合在一起的復合污染，而超富集植物往往只對其中一種重金屬具有提取作用，只種植一種超富集植物每次僅能治理一種重金屬，待這一種重金屬治理完之後再種植理一種超富集植物去治理其餘的重金屬，如此進行下去既費工又耗時。因此，根據土壤污染的情況，將幾種具有不同修復功能的超富集植物搭配種植，既可以提高修復效果又可以節省修復時間。在cu，Zn污染的土壤上可種植印度芥菜、黑麥草、海州香薷、天藍遏藍菜、東南景天等。對於Cd，Pb，zn和Cu含量較高的污染土壤，可種植野菊花、旋鱗莎草和五節芒3種植物。在cd污染的植物修復中，已篩選出了湖桑、薴麻、紅麻、棉花等一批耐cd作物品種，種植後使土壤cd含量普遍下降。通過套種超富集植物天藍遏藍菜Thlaspi
caerulescens和非超富集植物 Thlaspi
arvense，發現當這兩種植物的根系交織在一起時，Thlaspi
carulescens對zn的富集能力顯著提高。通過盆栽試驗研究了套種超富集植物 Thlaspi
carullesce和非超富集植物黑麥草(Lolium perence
L)對重金屬污染土壤的處理效果，結果表明Thlaspi
carulescens對土壤中Cd的去除率3個月達35％，是黑麥草吸收能力的10倍。對於
Thlaspi carulescens和非超富集植物玉米處理zn和
Cu超標的城市污泥進行研究，結果表明，植物修復半年後，污泥體積降低為原來的1／4，EDTA浸取zn明顯降低。而且用該處理技術產出的玉米，經多次試驗均表明符合食品衛生標准(cu<lO
mg／kg)。MOUSSA等通過套種Thlaspi carules-
cens和非超富集植物玉米(Huidan-4)，收獲的玉米子粒中含cu 4．72
mg／kg，符合食品衛生標准(Cu<10
mg／kg)。這種套種生物量大的富集植物和經濟植物的方法為zn污染污泥的植物修復與利用提供了新的思路。目前，人工濕地常用的植物為水生或半水生的維管植物，如鳳眼蘭、破銅錢、印度葵等，它們能在水中長期吸收zn，cd和Cu等金屬。
3展望
在重金屬超富集植物中，應注意以下方面：
(1)將轉基因技術應用於超富集植物品種的培育中，培育出生物量大、重金屬累積量大的超富集植物。

(2)加強對已經發現的超富集植物栽培措施的研究，使超富集植物能夠最大限度增加生物量累積重金屬，從而提高超富集植物的修復效果。

❿ 土壤鉛含量多少是污染

按國標15618-1995的要求。1級土壤（自然保護區）鎘含量0.20毫克每公斤以下，鉛含量35毫克每公斤。
二級土壤（農業種植），ph值6.5以下，鎘0.3以下，鉛含量250以下
ph值6.5到7.5.鎘0.6以下，鉛含量300以下，
ph值7.5及以上，鎘1.0以下，鉛含量350以下
三級土壤（農林業）鎘不檢測，鉛含量500以下