铅会污染土壤

❶ 土壤铅含量多少是污染

地壳岩石中铅平均丰度为16mg/kg。土壤中含铅量通常为2-200mg/kg，
土壤铅污回染没有确定的标准，土答壤铅收到土壤背景值的影响，不同地方土壤铅含量不同，不同土壤铅的有效性也不同。此外，还要要看你那个土壤是用来做什么，就算是种农作物，不同农作物对土壤铅吸收量和抗性也不同。
所以污染还是不污染时相对的。

❷ 如何测定土壤中的铅污染（方法尽量详细）

有关土壤铅污染的测定方法有20多种，这些方法根据其工作原理可分为物理法、理化法、化学法．
重点分析了磁测法(物理法)和原子吸收法(理化法)的工作原理、特点．
认为磁测简便、快速，对样品无破坏，便于实现监测的自动化、连续化，磁性参数可作为土壤中铅含量简单易行的替代指标．
但磁测法准确度不如原子吸收法，原子吸收法耗费、耗时，建议将磁测法和原子吸收法结合起来可以既快速又准确地完成大量土壤样品的测定，满足现代土壤监测的要求．

❸ 土壤铅污染的治理方法有哪些

一般最好的方法载种特殊的植物，有些植物吸收铅元素能力很强，几年后铅污染就可以去除了。

❹ 土壤中含铅的标准是多少

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土壤中重金属含量标准及测定方法

无机污染物质主要有铅、铬、镉、汞、砷、锌、铜、镍、氟等重金属和非金属元素。它们大多来源于工业三废（废气、废水、废渣）排放、施用肥料及农药等农业生产活动。这些无机元素进入水体和土壤以后通过植物吸收积累在植物的根、茎、叶、果等可食部分，或通过叶面直接进入植物体，从而对植物和动物产生毒害作用。因此测定土壤、植物及农产品中无机污染物质的含量已日益重要。
无机污染物质的分析可采用比色法、原子吸收分光光度法(AAS)和等离子体发射光谱法(ICP)等。比色分析法有较高的灵敏度与准确度，能满足一般分析要求。原子吸收分光光度法(AAS)和等离子体发射光谱法(ICP)虽有很多优点，但由于仪器昂贵，很难普遍使用。
比色法具有成本低、小批量检测快速等特点，在其他实验条件不完备的情况下，多采用此法。无机污染物的分析多采用全量分析，包括土壤、肥料、植物分析，用以评价土壤污染程度和农产品质量。
铅、镉污染对植物生长发育会产生不良影响。高浓度的铅除在作物可食部分产生残毒外，还表现为幼苗萎缩、生长缓慢、产量下降。土壤铅含量大于50 mg/kg，作物根系已受到可观察到的影响。土壤铅大于100 mg/kg，铅在谷物中的积累量可能超过食品卫生标准(特别是常年污灌区)，作物产量可减产10%以上。在土壤镉含量较高或镉污染区，水稻生产常年受阻，此时植物组织中镉(Cd)的临界浓度为10mg/kg。大麦组织中镉的临界浓度为15 mg/kg。谷物类作物镉的毒害症状一般类似于缺铁的萎黄病、枯斑病、萎蔫，叶片产生红棕色斑块和茎生长受阻。
铅、镉在自然界中分布广泛。非污染表土铅(Pb)含量一般为3~189mg/kg，多数在10~67mg/kg。表土含镉(Cd)0.07~1.1mg/kg，土壤背景值一般不超过0.5mg/kg，若土壤中Cd＞1mg/kg为土壤镉临界值。几乎所有的农、畜、水产品都含有微量的铅、镉。一般食品中铅(Pb)的允许含量在0.5~2mg/kg，其中玉米0.16 mg/kg，大米0.06 mg/kg，蔬菜0.3 mg/kg。食品中镉(Cd)的允许含量一般在0.05~0.2 mg/kg，其中玉米、蔬菜0.05 mg/kg，大米0.2 mg/kg

❺ 铅的哪些物理化学性质影响污染土壤修复

土壤铅污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性等特点，已经受到广泛关注，铅污染土壤的回高效修复技术一直是研究答的热点与难点。目前，铅污染土壤的修复技术大体可分为两类:物理化学修复技术和生物修复技术。物理化学修复又可分为客土深耕法、隔离法、淋滤法、固化稳定法、电化学法、氧化还原法、螯合剂法及重金属拮抗法等

❻ 论文 重金属铅在对土壤的污染及其迁移转化

土壤重金属是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。重金属是指比重等于或大于5.0的金属，如Fe、Mn、Zn、Cd、Hg、Ni、Co等；As是一种准金属，但由于其化学性质和环境行为与重金属多有相似之处，故在讨论重金属时往往包括砷，有的则直接将其包括在重金属范围内。由于土壤中铁和锰含量较高，因而一般认为它们不是土壤污染元素，但在强还原条件下，铁和锰所引起的毒害亦引起足够的重视。
土壤一旦遭受重金属污染就很难恢复，因而应特别关注Cd、Hg、Cr、Pb、Ni、Zn、Cu等对土壤的污染，这些元素在过量情况下有较大的生物毒性，并可通过食物链对人体健康带来威胁。
1、重金属的土壤化学行为
进入土壤中的重金属的归宿将由一系列复杂的化学反应和物理与生物过程所控制。虽然不同重金属之间某些化学行为有相似之处，但它们并不存在完全的一致性。当它们加入土壤后，最初的可动性将在很大程度上依赖添加重金属的形态，也就是说这将依赖于金属的来源。在消化泥污中，与有机质相缔合的金属占有相当大的比例，仅有一小部分以硫化物、磷酸盐和氧化物而存在。熔炼厂的颗粒排放物含有金属氧化物；燃烧石油时，铅以溴代氯化物形式排出，但在大气和土壤中容易转化为硫酸铅和含氧硫酸铅。由于形态的不同，进入土壤中的金属离子的形态和量也很不相同，并直接影响重金属在土体的迁移、转化及植物效应。考试大环保工程师，值得您收藏的好站点！
在不同土壤条件下，包括土壤的重金属类型、土地利用方式（水田、旱地、果园、林地、草场等），土壤的物理化学性状（土壤的酸碱度、氧化还原条件、吸附作用、络合作用等）的影响，都能引起土壤中重金属元素存在形态的差异，从而影响重金属的转化和作物对重金属的吸收。
1）土壤氧化-还原条件与重金属的迁移转化：土壤是一个氧化-还原体系，土壤水分状况，土壤中有机质和硫的含量都处于动态变化之中。土壤中的氧化还原体系是一个由众多无机的和有机的单质氧化-还原体系组成的复杂体系。在无机体系中，重要的有氧体系、铁体系、硫体系和氢体系等。由起主导作用的决定电位体系控制。其中O2－H2O体系和硫体系在土壤氧化还原反应中作用明显，对重金属元素价态变化起重要作用。
（1）O2－H2O体系：土壤中的氧主要来源于大气。降水和灌溉水也可带进以部分溶解氧。在水稻田中，稻根分泌的氧以及某些藻类光合作用放出的氧气也是来源之一。
（2）H2体系：在旱地土壤中氢气是很少的，但在淹水状态下的强烈还原状态的土层中，往往有H2的积累。
O2-H2O体系和H2体系是组成土壤氧化－还原体系的两个极端体系，土壤中其它的氧化－还原体系则介于两者之间。因此，这两个体系就构成了土壤氧化-还原电位的上限和下限。
（3）硫体系：土壤中的硫以无机和有机两种形态存在，其含量一般在0.05%。在氧化条件下以硫酸盐的形式存在；在还原条件下以硫化氢或金属硫化物形式存在。
金属元素按其性质一般可以大致分为难溶性（氧化固定）元素和还原难溶性（还原固定）元素，例如，铁、锰等属于前者；镉、铜、锌、铬则属于后者。氧化-还原作用不仅会使重金属元素还发生价态变化，而且还会使重金属元素的形态发生变化。例如，在氧化还原电位低时（+100mv左右）砷酸铁可还原成亚铁形态，电位进一步降低，以致使砷还原为亚砷酸盐，增强砷的移动性。相反，土壤中铁、铝组分的增加，又可能使水溶性砷转化为不溶态砷。
2）土壤酸碱度与重金属迁移转化：土壤的pH对重金属的溶解度有密切关系。在碱性条件下，进入土壤的重金属多呈难溶态的氢氧化物，也可能以碳酸盐和磷酸盐的形态存在。它们的溶解度都比较小，因此土壤溶液中重金属的离子浓度也较低。例如，铜、镉、锌、铅等重金属氢氧化物的溶解度直接受土壤pH值控制。
根据溶度积便能从理论上推求重金属离子浓度与pH的关系。随着pH值增大，重金属离子的浓度则下降。但对于两性化合物氢氧化铜和氢氧化锌来说，pH值高到一定程度时，它们又会溶解。
3）土壤胶体的吸附作用与重金属迁移转化：土壤中含有丰富的无机和有机胶体。对进入土壤中的重金属元素具有明显的固定作用。一般地讲，在土壤重金属元素呈两种存在形式：
（1）重金属元素在土壤溶液中呈胶体状态。这主要发生在湿润气候地区和富含有机质的酸性条件下，如铁、锰、铬、钛、钒、砷等元素可呈胶体形式存在，铜、铅、锌等也部分呈胶体形态迁移；
（2）土壤中存在的有机和无机胶体对金属离子的吸附固定，它是许多金属离子和分子从不饱和溶液中转入固相的主要途径，是重金属在土壤积累而被污染的重要原因。
土壤胶体能吸附重金属的数量，主要取决于土壤胶体的代换能力和重金属离子在土壤溶液中的浓度与酸碱度。
在胶体对金属离子吸附时，金属离子可以由同晶替代作用吸附在晶格中，作为吸着离子，这种金属离子保持在胶体晶格中，则很难释放。
总之，重金属元素被胶体的吸附固定，可分为两种方式，如金属元素吸附在胶体表面的交换点上，则较易释放；如保持在胶体矿物的晶格中，则很难释放，不利于金属元素的迁移。
4）土壤中重金属的络合－螯合作用：重金属元素在土壤中除了吸附作用以外，还存在着络合、螯合作用。一般认为，当金属离子浓度高时，以吸附交换作用为主，而土壤溶液中重金属离子浓度低时，则以络合-螯合作用为主。
在无机配位体中，人们比较多地重视金属与羟基和氯离子的络合作用。认为这两者是影响一些重金属难溶盐类溶解度的重要因素。
羟基离子对重金属的络合作用实际上是重金属离子的水解反应。重金属在较低的pH值条件下可以水解。汞、镉、铅、锌等离子的水解作用表明，羟基与重金属的络合作用可大大提高重金属氢氧化物的溶解度。
氯络合重金属离子的形式只会出现在含盐土壤中氯离子浓度较高时。一般土壤中氯离子浓度很低时，则不会形成重金属离子的氯络合物。
土壤中腐殖质具有很强的螯合能力，具有与金属离子牢固螯合的配位体，如氨基、亚氨基、酮基、羟基及硫醚等基团。土壤中螯合物的稳定性受金属离子性质的影响。在金属离子与螯合基以离子键结合时，中心离子的离势越大，越有利于配位化合物的形成。
5）土壤微生物对重金属的固定和活化
土壤中微生物的种类和数量都是相当大的，它在重金属的归宿中也起着不可忽视的作用，有实验表明，镉与微生物体或它们的代谢产物络合能固定镉，并影响它们的生物有效性。有些微生物还通过生物转化作用或生理代谢活动使金属由高毒状态变为低毒状态。关于微生物对土壤重金属离子的影响主要可归纳为以下几方面：
（1）胞外络合作用
一些微生物能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白、脂多糖等，具有大量的阴离子基团，与金属离子结合；某些微生物产生的代谢产物，如柠檬酸是一种有效的金属螯合剂，草酸则与金属形成不溶性草酸盐沉淀。
（2）胞外沉淀作用
在厌氧条件下，硫酸盐还原菌及其它微生物产生的硫化氢与金属离子作用，形成不溶性的硫化物沉淀。
（3）金属的微生物转化
微生物能够通过氧化、还原，甲基化和去甲基化作用转化重金属。大量的研究表明，微生物对重金属的抗性在很多情况下是由细胞中染色体的遗传物质－质粒或转座子抗性基因决定的。由抗性基因编码的金属解毒酶催化高毒性金属转化成为低毒状态。细菌、放线菌及某些真菌可以把汞离子还原成单质汞，从而使汞从土壤中挥发出去或以沉淀方式存在。有机汞化合物首先被有机汞裂解酶分解为Hg+和相应的有机基团，离子汞随后被还原成单质汞。汞及其它金属诸如铅、硒、砷等能被微生物甲基化。硒的甲基化产物毒性降低，但汞的甲基化产物则是剧毒的。六价铬能被细菌还原成为三价铬，高毒的As+能被微生物氧化成为As5+，更易于被Fe3+沉淀。
6）土壤根际的富集和降毒
根际微区是一个只有0.1－4mm左右的区域，在该区域中，由于植物根系的存在，从而在物理、化学、生物特征方面有异于土体的现象，显著影响重金属在土壤中的活性和生物有效性。
（1）根际氧化还原屏障形成
许多重金属元素的溶解度是由氧化还原状态来决定的，还原态铁、锰离子比其氧化态离子的溶解度高，因此，当生长在还原性基质上的植物根际产生氧化态微环境时，土体中还原态离子穿越这一氧化区到达根表时，游离金属离子的活度由于被氧化成溶解度很低的氧化态而明显下降，从而降低了其毒害能力。反之，生长在氧化性基质上的植株根际由于根系和根际微生物呼吸耗氧，根系分泌物中含有还原性物质。土壤的还原条件将会影响变价金属元素的活性和有效性，如六价铬的还原去除，微生物的固定等。有研究表明，细菌细胞壁和原生质膜阴离子能结合溶液中的镉，但在好氧条件下又会释放回溶液中，在还原条件下则不发生镉的迁移。

❼ 土壤被重金属（如铅）污染后，对作物和水的影响会持续多少年自来水都被污染了，那么在那生活是否就不好了

在那生活肯定不好，水被污染，肯定不能饮用。象那些建过电池厂的地方，电池厂不生产后，场地被还原为土地后，那是不能种植粮食作物，可种植一些花卉之类的植物。

❽ 土壤铅污染怎样进行治理

铅污染土壤的治理修复技术分为物理 化学和生物修复 3种方法
1 物理方法
物理方法是利用重金属铅在土壤中的迁移速度比较慢的特点，将含有重金属铅的土壤转移出去的一种修复技术，主要包括换土法 隔离法 淋滤法 玻璃化法 电化学法和吸附固定法等
1.1换土法 换土法就是把受重金属污染的土壤替换成未被污染的土壤，它又可分为翻土法 换土法和客土法3种。
1.2 隔离法 隔离法是向土壤中加入固化剂，使土壤中的铅被固定住，防止因为铅的迁移而对附近土壤造成污染
1.3 淋滤法 淋滤法是使用淋洗剂清洗受污染的土壤，使土壤中的污染物随淋洗剂流出，从而达到修复污染土壤的目的它是修复污染土壤的一种新方法
1.4 玻璃化法 玻璃化法是将受污染的土壤加热使之熔化，冷却后能形成稳定的玻璃态物质，受土壤中的污染物能有效地被固定
1.5 电化学法 电化学法是在受污染的土壤中加入阴阳 2个电极，利用铅离子的带电性，将土壤中的铅离子去除，并且能达到回收的目的 此方法是由美国路易斯州立大学研究发
现的
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种材料，将土壤中有效态的铅离子吸附并且能够固定，以免其对人体造成的伤害物理方法能取得比较好的治理效果，但是由于上述方法劳动量比较大，浪费大量的人力 物力和财力，而且对转移的含铅土壤的处理也是一个亟待解决的问题
2 化学方法
化学方法是利用改良剂与铅之间的化学反应，从而对污染土壤中的铅进行固定 分离提取[18]等，主要包括化学固定法 螯合剂调节法 土壤 pH 控制法 土壤氧化还原电位调节法和土壤重金属离子拮抗法等
2.1 化学固定法 化学固定法就是在受污染的土壤中加入化学试剂，发生化学反应，降低铅在土壤中的有效性和迁移性，达到治理的目的，如有的研究在含铅 3 000 mg/kg的土壤上投加钙镁磷肥 117g/kg后，白菜心叶的含铅量由 285 mg/kg降至 76mg/kg，就是一个很好的例子
2.2 螯合剂调节法 螯合剂调节法是向受污染的土壤中加入螯合剂，螯合剂与土壤中的铅离子发生反应，增强了铅在土壤中的有效性
2.3 土壤pH 控制法 土壤 pH控制法是通过调节土壤中的pH值来调节铅离子的有效性和迁移性
2.4 土壤氧化还原电位调节法 土壤氧化还原电位调节法是基于土壤中存在的氧化物质和还原物质之间进行氧化还原反应时所产生的电位值，通过调节电位值来改变铅离子在土壤中的活性
2.5 土壤重金属离子拮抗法 土壤重金属离子拮抗法是通过土壤中某些无机态的离子之间存在拮抗作用，通过向土壤中加入一种对作物危害较轻的，且对植物生长有益的元素，来抑制对铅离子的吸收化学方法对铅污染土壤治理效果要好于物理方法，但向土壤中加入化学试剂对土壤环境扰动较大 花费很高，更重要的是极易造成土壤的二次污染
3 生物方法生物修复技术是在
20 世纪 90 年代迅速发展的一种治理土壤污染的新技术，是一种环境友好型治理技术，以其高效安全持久价廉等特点得到学者和政府的认可 随着科学技术的不断发展，生物修复技术将会具有广阔的应用空间 生物修复主要包括微生物和植物修复
3.1 微生物修复法 微生物修复法是利用土壤中的某些微生物，或者土壤中生活的小动物对重金属铅具有吸收 沉淀 氧化和还原等作用，从而降低土壤铅的毒性，有人测量出当土壤中铅的含量170~180 mg/kg时，蚯蚓的富集系数为 0.36[20]；研究发现，经蚯蚓处理后，垃圾的重金属的溶出量明显增加； 发现蚯蚓粪中水溶态铅比重金属污染土壤中增加了 50%； 有人研究发现蚯蚓通过肠道消化和养分富集 2 个过程可以提高土壤中植物养分和金属元素的有效性
3.2 植物修复法 植物修复法是利用植物及其根系圈微生物体系的吸收 挥发 转化和降解的作用机制，来清除环境中污染物质的一项新兴的污染治理技术，它以费用低 不破坏场地结构 净化环境等优点成为修复铅污染土壤的热门技术 具体地说，利用植物本身特有的利用污染物 转化污染物，通过氧化 还原或水解作用，使污染物得以降解和脱毒的能力，利用植物根系圈特殊的生态条件，加速土壤微生物的生长，显著提高根系圈微环境中微生物的生物量和潜能，从而提高对土壤中有机污染物的分解作用的能力，以及利用某些植物特殊的积累与固定能力，去除土壤中某些无机和有机污染物的能力，称为植物修复。Brooks于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属污染的思想，从此以后，有关重金属植物与超积累植物的研究逐渐增多 植物修复技术又可分为植物提取 植物挥发 根际过滤和植物固定4 种类型 一般将前3种统称为去除过程，而将第4种称为稳定过程 现在研究最多的是植物提取技术 植物提取技术又分为连续植物提取和诱导植物提取2种，前者依赖超积累植物在其整个生命周期能够吸收 转运和忍耐高含量重金属，后者是利用螯合剂来促进植物对重金属的吸收和运输[27]目前已发现 400 多种植物能超量积累土壤中 CA Co Cn PbNi Se Mn 和 Zn 等重金属，由于铅具有较高的负电性，被认为是弱酸，易与土壤中的有机质和铁锰氧化物等形成共价键，不易被植物吸收 所以，目前已见报道的铅超积累植物并不多，而且主要都是在铅锌矿区发现的。

❾ 土壤铅污染 能不能种农作物

现代农业生产中农药和化肥的大量使用，汽车尾气的大量排放，城市污水及垃圾处理不当，工业生产所产生的“三废”的不合理排放以及因采矿造成的废弃地等问题，导致土壤中重金属含量急剧增加，土壤一植物系统中重金属污染问题日趋严重。1955～1972年，日本富山县的“骨痛病”，就是由于居民食用了含cd量高的稻米和引用含cd量高的水中毒而引起的。因此，重金属污染土壤的修复问题日益引起了社会的普遍关注。植物修复技术具有成本低、工程量小、无二次污染、能减少土壤侵蚀、美化景观、提高土壤有机质和培肥地力等优点，受到科学家们的普遍关注。目前对于超富集植物的研究大多停留在对野外品种的筛选阶段，多集中于植物对重金属的积累量、耐性及积累机理，究竟如何有效地将其应用到实践当中的研究并不多见。影响植物修复效果好坏的一个重要因素就是超富集植物地上部生物量的大小，通过改善栽培技术，提高超富集植物地上部生物量和重金属积累量，是值得关注的一个重要方面。
1 超富集植物在植物修复方面存在的问题

植物修复技术主要是通过超富集植物根系吸收固定重金属，并转移到地面部分，采用收割植物的方式去除土壤中重金属。这项技术具有越来越广阔的前景。

植物修复中使用的修复植物是一类超富集植物(hyperaccumulators)。超富集植物是能超量吸收重金属并将其运移到地上部的植物。通常，超富集植物的界定可考虑以下两个主要因素：①植物体内富集的重金属应达到一定的量；②植物地上部的重金属含量应高于根部，由于各种重金属在地壳中的丰度及在土壤和植物中的背景值存在较大差异，因此，对不同重金属，其超富集植物富集浓度界限也有所不同。目前，采用较多的是BAKER和BROOKSt提出的参考值，即把植物叶片或地上部(干重)中含Cd达到100μg，含Co，Cu，Ni，Ph达到l
000
t~g／g，Mn，zn达到10000μg／g以上的植物称为超富集植物。同时这些植物还应满足植物地上部重金属的含量／根部重金属的含量>1。
理想的超富集植物应具有生长速率快、生长周
期短、地上部生物量大、能同时富集两种或两种以上重金属的特点，但现实中其应用具有一定的局限性。一般认为植物修复技术在污染量较低和中等地块或污染处于相对浅表层的区域最为有效。采取适宜的栽培调控措施可以促进超富集植物对土壤中重金属吸收是值得研究的重要问题。例如，通过调节诸如土壤水分、土壤养分、土壤pH值以及利用土壤改良剂和生物螯合剂促进土壤结构、生物多样性以提高超富集植物的修复效果。
2超富集植物的栽培措施
2．1 品种选择

首先要调查土壤的污染程度和污染土壤主要重金属的类型，根据土壤的污染程度和污染重金属的类型选择相应的超富集植物品种进行修复。从金属矿区筛选来的重金属超富集植物是一个有效途径。ZU等从Pb，zn矿区筛选到了多种具有明显效果的重金属超富集植物，如中华山蓼(Oxyria
isnensis Var．Hemsl)、圆叶无心菜(Are— TtaT~a rotumdifolia
Var．Bieberstein)、续断菊(Son— chus
asper(L．)Var．Hill)和小花南芥(Arabis alpinal
Var．parviflora Franch)等。
国内外对此方面作了较多的研究，现将部分常见的超富集植物及其积累的重金属含量归纳于表1。

2．2 幼苗繁育

超富集植物多数是野生植物，人们对它们的生活习性了解甚少，几乎没有完善的幼苗繁育技术。通常可以借鉴农作物的驯化栽培经验对其幼苗进行繁育。野生植物的种子一般都很小，可以利用种子包衣技术促进超富集植物种子萌发。首先采用收集种子的方式进行直接繁育，如果没有采到成熟的种子可以移栽植物待其成熟后进行采收。育苗的过程中要保证充足的养分、湿度和温度，土壤不可过于贫瘠、板结，培育出健壮的小苗是试验能否继续的关键因素。其次可以将收集到的苗进行组织培养，以顶芽或带节的嫩茎为材料，用这种繁育方法可以生产无病毒种苗，有的植物要靠分株来增加数量是非常难的，此时可以利用组织培养的方法在短期时间内迅速而且大量的繁殖与母株一模一样的种苗，以组织培养繁殖的种苗与母株有着相同的遗传基因。这项技术可让优良的品种不断地延续。
一般情况下，为了缩短植物修复的周期，在育苗方面还可以采取移栽的方法缩短植物的生育期。在植物收割前的一段时间培育秧苗，等到植物收割后，将适宜移栽的秧苗移栽到污染土壤区，可以节省种子播种到出苗之间的时间。例如在塑料大棚内，利用其适宜的温度、湿度等条件对植物进行繁育，若是喜荫植物则可利用遮荫设备促进其萌发生长，还可施干冰提高二氧化碳的浓度，进而提高植物的光和强度促进植物幼苗生长。
2．3施肥措施
超富集植物的施肥研究主要包括施有机肥和化肥对超富集植物吸收重金属效果的影响。
2．3．1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，也有抑制。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。但最新的研究表明，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被证明是最有效的螯合剂。

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<lO
mg／kg)。MOUSSA等通过套种Thlaspi carules-
cens和非超富集植物玉米(Huidan-4)，收获的玉米子粒中含cu 4．72
mg／kg，符合食品卫生标准(Cu<10
mg／kg)。这种套种生物量大的富集植物和经济植物的方法为zn污染污泥的植物修复与利用提供了新的思路。目前，人工湿地常用的植物为水生或半水生的维管植物，如凤眼兰、破铜钱、印度葵等，它们能在水中长期吸收zn，cd和Cu等金属。
3展望
在重金属超富集植物中，应注意以下方面：
(1)将转基因技术应用于超富集植物品种的培育中，培育出生物量大、重金属累积量大的超富集植物。

(2)加强对已经发现的超富集植物栽培措施的研究，使超富集植物能够最大限度增加生物量累积重金属，从而提高超富集植物的修复效果。

❿ 土壤铅含量多少是污染

按国标15618-1995的要求。1级土壤（自然保护区）镉含量0.20毫克每公斤以下，铅含量35毫克每公斤。
二级土壤（农业种植），ph值6.5以下，镉0.3以下，铅含量250以下
ph值6.5到7.5.镉0.6以下，铅含量300以下，
ph值7.5及以上，镉1.0以下，铅含量350以下
三级土壤（农林业）镉不检测，铅含量500以下