土壤重金屬離子有哪些

Ⅰ 重金屬土壤

（一）常見治理方法 土壤重金屬污染治理途徑主要有兩種，一是改變重金屬在土壤中的存在狀態，使其由活化態轉為穩定態；二是從土壤中除去重金屬。 常採用的物理及物理化學的方法時熱解吸法、電化學法和提取法。對於揮發性重金屬可用加熱方法從土壤中解吸出來。若重金屬滲透性不高且傳導性差則用電化學法除去。提取法可利用試劑和土壤中的重金屬作用，形成溶解性的重金屬離子或金屬試劑絡合物，回收再利用。 (二)工程物理化學法 工程物理化學法是利用物理、化學等方法治理重金屬污染土壤的方法。在重金屬污染的初期，由於污染較集中，這種方法較為普遍採用，主要方法有：客土法、沖洗絡合法、電動化學法、熱處理法、物理固化法等。對於污染重、面積小的土壤運用物理化學法具有治理效果明顯、迅速的優點，但對於污染面積較大的土壤則需要消耗大量的人力與財力，而且容易導致土壤結構的破壞和土壤肥力的下降，因此對於大面積重金屬污染地不宜採用這種方法。 熱處理法是將污染土壤加熱，使土壤中的揮發性污染物揮發並收集起來進行回收或處理；電解法是使土壤中重金屬在電解、電遷移、電滲和電泳等的作用下在陽極或陰極被移走。 （三）生物修復法 生物修復是指利用生物的新陳代謝活動減少土壤中重金屬的濃度或使其形態發生改變，從而使污染的土壤環境能夠部分或完全恢復到原始狀態的過程。修復措施主要包括植物修復、微生物修復和動物修復等。因其具有效果好、投資省、費用低、易於管理與操作、不產生二次污染等優點，日益受到人們的重視，成為污染土壤修復研究及工程運用的熱點。 1、植物修復措施 植物修復措施是以植物忍耐和超量積累某種或某些化學元素理論為基礎，一些重金屬污染區存在著對重金屬具耐性的植物，這些植物通過排斥或在局部使重金屬富集，使重金屬在植株根部細胞壁沉澱而「束縛」其跨膜吸收，或與某些蛋白質、有機酸結合生成不具生物活性的解毒形式，從而提高了對重金屬傷害的忍耐度。利用植物及其共存微生物體系清除環境中的污染物是一門新興起的環境應用技術。植物治理措施的關鍵是尋找合適的超積累或耐重金屬植物，超積累植物可吸收積累大量的重金屬，但植物修復措施也有局限性，如超積累植物通常生物量低，生長緩慢，效果不顯著。 2、微生物修復措施 微生物治理是利用土壤中的某些微生物對重金屬具有吸收、沉澱、氧化和還原等作用，從而降低土壤中重金屬的毒性。原核生物（細菌、放線菌）比真核生物（真菌）對重金屬更敏感，利用此原理在土壤中培養富汞細菌，將這些細菌收集後，經蒸發、活性碳吸附等方法治理受汞污染的土壤。當前運用遺傳、基因工程等生物技術，培育對重金屬具有降毒能力的微生物，並運用於污染治理，是土壤重金屬污染研究中較活躍的領域之一。 土壤重金屬污染的微生物修復主要包括2方面：即生物吸附和生物氧化-還原。生物吸附是重金屬被生物體吸附,如藍細菌、硫酸還原菌以及某些藻類能夠產生具有大量陽離子基團的胞外聚合物如多糖、糖蛋白等，並與重金屬形成絡合物；而生物氧化是微生物對重金屬離子進行氧化、還原、甲基化和脫甲基化作用，降低土壤環境中重金屬含量。 3、低等動物修復措施 土壤中的某些低等動物（如蚯蚓類）能吸收土壤中的重金屬，因而能一定程度地降低污染土壤中重金屬的含量。韓國有科學家運用蚯蚓毒理學試驗對3個廢棄的砷礦及重金屬礦區尾礦進行修復實驗，研究表明蚯蚓對鋅和鎘有良好的富集作用。由此可見，在重金屬污染的土壤中放養蚯蚓，待其富集重金屬後，採用電激、清水等方法驅出蚯蚓集中處理，對重金屬污染土壤有一定的治理效果。 （四）農業治理方法 農業治理是因地制宜的改變一些耕作管理制度來減輕重金屬的危害，在污染土壤上種植不進入食物鏈的植物。主要有：控制土壤水分是指通過控制土壤水分來調節其氧化還原電位，達到降低重金屬污染的目的；選擇化肥是指在不影響土壤供肥的情況下，選擇最能降低土壤重金屬污染的化肥；增施有機肥是指有機肥能夠固定土壤中多種重金屬以降低土壤重金屬污染的措施；選擇農作物品種是指選擇抗污染的植物和不要在重金屬污染的土壤上種植進入食物鏈的植物。 農業治理措施的優點是易操作、費用較低，缺點是周期長、效果不顯著。 目前，土壤重金屬污染治理的主要措施就是「預防為主，防治結合」。對於沒有被污染的土壤以預防為主，切斷污染源，提高土壤環境容量；對於已被污染的土壤主要是進行改造、治理，以消除污染。土壤重金屬污染物的遷移轉化非常復雜，治理極其艱難，必須引起人類的高度注重，杜絕土壤的重金屬污染。

Ⅱ 土壤中重金屬污染有哪些

一、土壤重金屬危害
1、影響植物根和葉的發育。
2、破壞人體神經系統、免內疫系統、骨骼系統等，如水俁病等。容
3、污染飲用水。
二、土壤重金屬污染特點
1、重金屬不能被微生物降解，是環境長期、潛在的污染物；
2、因土壤膠體和顆粒物的吸附作用，長期存在於土壤中，濃度多成垂直遞減分布；
3、與土壤中的配位體(氯離子、硫酸離子、氫氧離子、腐蝕質等)作用，生成絡合物或螯合物，導致重金屬在土壤中有更大的溶解度和遷移活性；
4、土壤重金屬可以通過食物鏈被生物富集，產生生物放大作用；
5、重金屬的形態不同，其活性與毒性不同，土壤pH、Eh、顆粒物以及有機質含量等條件深刻影響它在土壤中的遷移和轉化。
註：土壤重金屬污染（heavy metal pollution of the soil）是指由於人類活動，土壤中的微量金屬元素在土壤中的含量超過背景值，過量沉積而引起的含量過高，統稱為土壤重金屬污染。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。
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Ⅲ 土壤重金屬形態分析的分類有哪些

Tessier重金屬形態分析(五步連續萃取法)
五步連續萃取法
: S$ P, z7 i" c3 v8 p

（1）可交換態（S1）

取經過乾燥、過篩的底泥樣品1.0g0 c& Z* k4 H$ _: z8 U7 x, S
於100 ml 錐形瓶中，加入1. 0 mol·L - 1MgCl2溶液（ 稀氨水和稀鹽酸調節pH 7. 0）15. 0ml，不斷振盪下萃取1 h，轉移到50ml離心管3 000 r ·min -1 離心30min，過濾上清液，用去離子水清洗殘余物，再離心，倒掉清洗液。用試劑空白，原子吸收測定上層清液中各重金屬的濃度。

（2）碳結合態（S2）

將上步離心分離後所得的殘渣全部轉入一個100 ml
* V4 T% `2 R) ]6 E4 e8 p錐形瓶中，加入1. 0mol·L - 1 CH3COONa" F) L/ e0 G- j6 B/ A5 _
溶液（1: 1的CH3COOH* Q8 B% s- L& ^
調節pH 5. 0）15. 0 ml，萃取5 h，轉移到50ml離心管3000 r·min - 1 離心30min，過濾上清液，用去離子水清洗殘余物，再離心，倒掉清洗液。用試劑空白，原子吸收測定上層清液中各重金屬的濃度。

（3）鐵錳氧化物結合態（S3）

向上步離心殘渣的離心管中加入0. 04mol·L - 1
& `0 C0 n6 Z* v. }9 RNH2OH·HCl 溶液（25% （v/v）CH3COOH）定容）20. 0 ml，水浴保溫96 ± 3℃，間歇攪拌，萃取6 h，3 000 r·min - 1 離心30 min，過濾上清液，用去離子水清洗殘余物，再離心，倒掉清洗液。試劑空白，原子吸收測定上層清液中各重金屬的濃度。

（4）有機物結合態（S4）

向上步離心殘渣的離心管中加入0. 02 mol·L-1HNO3 3. 0 ml
3 E3 ^( }% e6 ^6 l$ ~9 {: r和30% H2O2 （ HNO3調節pH 2. 0）5. 0ml，水浴保溫85 ± 2 ℃，間歇攪拌，萃取2 h；再加30% H2O2 （ HNO3調節pH 2. 0）3. 0 ml，水浴保溫85 ± 2 ℃，間歇攪拌條件下，萃取3 h；冷卻後，加入3. 2 mol·L - 1 CH3COONH4 （ 20%（v/v） HNO3定容）5. 0 ml，並繼續振盪30 min；3 000 r·min - 1 離心30min，過濾上清液，用去離子水清洗殘余物，再離心，倒掉清洗液。試劑空白，原子吸收測定上層清液中各重金屬的濃度。

（5）殘渣（S5）

向上步離心殘渣的離心管加入混酸HNO3，HF，HClO4，HCl，其體積分別為8. 0，2. 0，2. 0，2. 0 ml，水浴保溫85 ± 2 ℃，間歇攪拌，消化3 h，3000 r·min - 1
, S# n9 ]: A+ w離心30 min，過濾上清液，試劑空白，原子吸收測定上層清液中各重金屬的濃度。

Ⅳ 土壤中含有哪些重金屬元素

據報道，目前我國受鎘、砷、鉻、鉛等重金屬污染的耕地面積近
2000
萬公頃，約占總耕地面積的
1/5，

Ⅳ 在什麼土壤中 重金屬離子多數變成易溶於水的化合物

在酸性土壤中，金屬可被氧化成金屬離子，形成易溶於水的化合物。

Ⅵ 土壤重金屬形態組成

1.典型異常區土壤重金屬形態組成

浙北、浙東、浙中多目標區域地球化學調查發現了一系列的區域性土壤重金屬異常區，其中杭州市及其近郊、紹興市及其近郊、寧波盆地為Cd、Hg、Pb、Cu、Zn等多種重金屬的復合異常區。對這些異常的查證工作，取得了土壤重金屬形態組成特徵，見表5-6。

表5-6 杭州、紹興、寧波異常區土壤Cd、Hg、Cu、Pb、Zn形態含量平均值

註：含量單位Cd、Hg為ng/g，Cu、Pb、Zn為mg/kg；樣品數杭州5件，紹興13件，寧波13件。

由表可見，盡管浙北、浙東、浙中3地區成土地質背景不同，對於某個具體的重金屬元素來說，雖在各個異常區的形態含量及其占總量的比例有所不同，但在浙江地區土壤中總體形態組成是基本相似的。

1）各種形態組分中，離子交換態Cd百分比最高，弱有機結合態、鐵錳氧化態占據相當比例，而殘渣態占總量約1/5，是5種重金屬元素中殘渣態比例最低的元素。這表明Cd是現時條件下土壤中活動性最強、最容易活化進入生態食物鏈的有害重金屬元素。

2）離子交換態Hg占總量的比例很小，而殘渣態比例卻很高，其次為有機結合態。由此可見，盡管土壤Hg含量較高（污染累積較為嚴重），由於其活動性弱，引發生態危害的可能性並不大。由於其主要賦存於比較穩定的殘渣態中，土壤環境變化對土壤Hg的活化溶出的影響相對較輕。

3）Cu、Pb、Zn離子交換態占總量的比例不是很高，以Cu較低。這3種元素在土壤中主要以殘渣態、弱有機結合態、鐵錳氧化態存在，另外碳酸鹽結合態也占據一定的比例。因此，土壤經受氧化作用、酸化作用將使土壤中一定量的Cu、Pb、Zn活化溶出，從而易於引發較為嚴重的生態環境效應。

2.土壤重金屬形態含量的垂向變化

以寧波盆地2條土壤剖面Hg、Cd元素為例，說明土壤元素形態組成的垂向變化。Hg相態組成在垂向上的變化見表5-7。由表可見，與杭州、紹興、寧波3個異常區表層土壤中Hg的形態組成相類似，土壤垂向剖面上殘渣態Hg占絕對主導地位，尤其是在Hg全量很高的表層土壤中殘渣態Hg達80%以上。從表層向深層殘渣態Hg的含量及其所佔總量的比例呈逐漸下降的趨勢。其次為有機結合態Hg，尤其是弱有機結合態Hg的比例從地表向深層呈增長趨勢。不同深度土壤中離子交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳結合態Hg含量變化不大，所佔比例也很小。

表5-7 寧波盆地土壤Hg形態組成垂向變化特徵

註：Hg含量單位為ng/g。

由表5-8可見，與Hg元素形態組成明顯不同的是，離子交換態、碳酸鹽結合態Cd含量比例明顯增加，而殘渣態比例大大下降。且離子交換態Cd比例隨深度增加而呈下降的趨勢。這表明表層土壤不僅累積了高含量Cd（從其全量得到反映），而且表層土壤中Cd在整個土壤剖面上最具活動性，表層土壤以Cd的累積及其高的活性有效比例，使土壤Cd污染具有較大的生態危害風險。

表5-8 寧波盆地土壤Cd形態組成垂向變化特徵

註：Cd含量單位為mg/kg。

Ⅶ 土壤中有那些有害重金屬

銅，Hg,

Ⅷ 土壤中的鹼金屬離子有哪些各個離子的主要作用

在地殼中鹼金屬中，鉀、鈉的豐度較大，為常量元素，鋰、銣、銫豐度很小，為微量元素。而海水中，鈉的質量克拉克為1.062%，鉀的質量克拉克為0.038%，鉀、鈉同樣是海水中的常量元素。
鹼金屬在自然界的礦物是多種多樣的，常見的如下
·鋰：鋰輝石、鋰雲母、透鋰長石
·鈉：氯化鈉、碳酸鈉、硝酸鈉、芒硝
·鉀：光鹵石、氯化鉀、鉀長石
·銣：紅雲母、銣銫礦
·銫：銣銫礦、銫榴石

Ⅸ 土壤認證的重金屬有哪幾樣

重金屬汞污染
土壤的汞污染主要來自於污染灌溉、 燃煤、 汞冶煉廠和汞制劑廠(儀表、 電氣、 氯鹼工業)的排放。如一個700 兆瓦的熱電站, 每天可排放汞215 公斤, 估計全世界僅由燃煤而排放到大氣中的汞, 一年就有3000 噸左右。含汞顏料的應用、 用汞做原料的工廠、 含汞農葯的施用等也是重要的汞污染源。汞進入土壤後95%以上能迅速被土壤吸持或固定, 這主要是土壤的粘土礦物和有機質有強烈的吸附作用, 因此汞容易在表層積累, 並沿土壤的縱深垂直分布遞減。
土壤中汞的存在形態有金屬汞、 無機態與有機態, 並在一定條件下相互轉化。在正常Eh 和pH 范圍內, 汞能以零價狀態存在是土壤中汞的重要特點。植物能直接通過根系吸收汞, 在很多情況下, 汞化合物可能是在土壤中先轉化為金屬汞或甲基汞後才能被植物吸收。無機汞有HgSO4、 Hg(OH)2、 HgCl2、 HgO , 它們因溶解度低, 在土壤中遷移轉化能力很弱, 但在土壤微生物作用下, 轉化為具有劇烈毒性的甲基汞, 也稱汞的甲基化。 微生物合成甲基汞在好氧或厭氧條件下都可以進行。在好氧條件下主要形成脂溶性的甲基汞,可被微生物吸收、 積累而轉入食物鏈, 造成對人體的危害; 在厭氧有酶催化下, 主要形成二甲基汞, 它不溶於水, 在微酸性環境中, 二甲基汞也可轉化為甲基汞。 汞對植物的危害因作物的種類不同而異, 汞在一定濃度下使作物減產, 較高濃度下甚至可使作物死亡。
植物吸收和累積與汞的形態有關, 其順序是: 氯化甲基汞 > 氯化乙基汞 > 醋酸苯汞 > 氯化汞 > 氧化汞 > 硫化汞。不同植物對汞吸收能力是: 針葉植物 > 落葉植物; 水稻 >玉米 > 高果 > 小麥; 葉菜類 > 根菜類 > 果菜類。土壤中汞含量過高, 汞不但能在植物體內累積, 還會對植物產生毒害, 引起植物汞中毒, 嚴重情況下引起葉子和幼蕾掉落。汞化合物侵入人體, 被血液吸收後可迅速彌散到全身各器官, 當重復接觸汞後, 就會引起腎臟損害。
重金屬鎘污染
鎘主要來源於鎘礦、冶煉廠。因鎘與鋅同族,常與鋅共生, 所以冶煉鋅的排放物中必有ZnO、CdO,它們揮發性強,以污染源為中心可波及數千米遠。鎘工業廢水灌溉農田也是鎘污染的重要來源。鎘被土壤吸附,一般在0-15cm的土壤層累積,15cm以下含量顯著減少。土壤中的鎘以CdCO3、Cd(PO4)2、及Cd(OH)2的形態存在,其中以CdCO3為主,尤其是在pH>7的石灰性土壤中,土壤中的鎘的形態可劃分為可給態和代換態,它們易於遷移轉化,而且能被植物吸收,不溶態鎘在土壤中累積, 不易被植物吸收, 但隨環境條件的改變二者可互相轉化。
如土壤偏酸時, 鎘的溶解度增高, 而且在土壤中易於遷移;土壤處於氧化條件下(稻田排水期及旱田)鎘也易變成可溶性, 被植物吸收也多。 土壤對鎘有很強的吸著力, 因而鎘易在土壤中造成蓄積。 鎘在土壤中吸附遷移還受伴隨離子如Zn2+、 Pb2+、 Cu2+、 Fe2+、 Ca2+等的影響,如鋅的存在就可抑制植物對鎘的吸收。鎘是植物體不需要的元素, 但許多植物均能從水中和土壤中攝取鎘, 並在體內累積。累積量取決於環境中的鎘的含量和形態。鎘在植物各部分分布基本上是: 根 > 葉 > 枝的干皮 >花、 果、 籽粒。水稻研究表明同樣規律, 即主要在根部累積, 為總量的82.15% , 地上部分僅佔17.15% , 其順序: 為根 > 莖葉 > 稻米 > 糙米。
土壤中過量的鎘, 不僅能在植物體內殘留, 而且也會對植物的生長發育產生明顯的危害。 鎘能使植物葉片受到嚴重傷害, 致使生長緩慢, 植株矮小, 根系受到抑制, 造成生物障礙, 降低產量, 在高濃度鎘的毒害下發生死亡。鎘對農業最大的威脅是產生 「鎘米」 、 「鎘菜」 , 人食用這種被鎘污染的農作物, 則會得骨痛病。 另外, 鎘會損傷腎小管, 出現糖尿病, 鎘還會造成肺部損害, 心血管損害, 甚至還有致癌、 致畸、致突變的報道。
重金屬鉛污染
鉛是土壤污染較普遍的元素。污染源主要來自汽油里添加抗爆劑烷基鉛, 汽油燃燒後的尾氣中含大量鉛, 飄落在公路兩側數百米范圍內的土壤中。另外礦山開采、 金屬冶煉、 煤的燃燒等也是重要的污染源。在礦山、 冶煉廠附近土壤含鉛量高達1500cm/kg以上。隨著我國鄉鎮企業的快速發展,「三廢」 中的鉛也大量進入農田, 一般進入土壤中的鉛在土壤中易與有機物結合, 不易溶解, 土壤鉛大多發現在表土層, 表土鉛在土壤中幾乎不向下移動。植物對鉛的吸收與積累, 決定於環境中鉛的濃度、 土壤條件、 植物的葉片大小和形狀等。植物吸收的鉛主要累積在根部,只有少數才轉移到地上部分。積累在根、 莖和葉內的鉛, 可影響植物的生長發育, 使植物受害。鉛對植物的危害表現為葉綠素下降。阻礙植物的呼吸及光合作用。谷類作物吸鉛量較大, 但多數集中在根部, 莖稈次之, 籽實較少。 因此, 鉛污染的土壤所生產的禾穀類莖稈不易作飼料。
鉛對動物的危害則是積累中毒。鉛是作用於人體各個系統和器官的毒物, 能與體內的一系列蛋白質、 酶和氨基酸內的官能團絡合, 干擾機體多方面的生化和生理活動, 導致對全身器官產生危害。
重金屬鉻污染
鉻的污染源主要是鉻電鍍、 製革廢水、鉻渣等。鉻在土壤中主要有兩種價態: Cr6+和Cr3+。土壤中主要以三價鉻化合物存在, 當它們進入土壤後, 90%以上迅速被土壤吸附固定, 在土壤中難以再遷移。Cr6+很穩定, 毒性大, 其毒害程度比Cr3+大100倍。而Cr3+則恰恰相反, Cr3+主要存在於土壤與沉積物中。土壤膠體對三價鉻具有強烈的吸附作用, 並隨pH 的升高而增強。土壤對六價鉻的吸附固定能力較低,僅有81.5%—36.12%。不過普通土壤中可溶性六價鉻的含量很小, 這是因為進入土壤中的六價鉻很容易還原成三價鉻, 這其中, 有機質起著重要作用, 並且這種還原作用隨著pH 的升高而降低。值得注意的是, 實驗已證明, 在pH 6.15—8.15 的條件下, 土壤的三價鉻能被氧化為六價鉻,同時, 土壤中存在氧化錳也能使三價鉻氧化成六價鉻, 因此,三價鉻轉化成六價鉻的潛在危害不容忽視。
植物對鉻的吸收95%蓄積於根部。據研究, 低濃度Cr6+能提高植物體內酶活性與葡萄糖含量, 高濃度時, 則阻礙水分和營養向上部輸送, 並破壞代謝作用。鉻對人體與動物也是有利有弊。人體含鉻過低會產生食慾減退等症狀。而Cr6+具有強氧化作用, 對人體主要是慢性危害,長期作用可引起肺硬化、 肺氣腫、 支氣管擴張, 甚至引發癌症。
重金屬砷污染
土壤砷污染主要來自大氣降塵、 尾礦與含砷農葯, 燃煤是大氣中砷的主要來源。通常砷集中在表土層10cm 左右, 只有在某些情況下可淋洗至較深土層, 如施磷肥可稍增加砷的移動性。 土壤中砷的形態按植物吸收的難易劃分, 一般可分為水溶性砷、 吸附性砷和難溶性砷, 通常把水溶性砷、 吸附性砷總稱為可給性砷, 是可被植物吸收利用的部分。 土壤中砷大部分為膠體吸收或和有機物絡合——螯合或和磷一樣與土壤中鐵、 鋁、 鈣離子相結合, 形成難溶化合物, 或與鐵、 鋁等氫氧化物發生共沉。
pH和Eh值影響土壤對砷的吸附, pH 值高, 土壤砷吸附量減少而水溶性砷增加; 土壤在氧化條件下, 大部分是砷酸, 砷酸易被膠體吸附, 而增加土壤固砷量。隨Eh降低, 砷酸轉化為亞砷酸, 可促進砷的可溶性, 增加砷害。植物在生長過程中, 吸收有機態砷後可在體內逐漸降解為無機態砷。砷可通過植物根系及葉片的吸收並轉移至體內各部分, 砷主要集中在生長旺盛器官。 作物根莖葉、 籽粒含砷量差異很大, 如水稻含砷量分布順序是稻根 >莖葉 > 谷殼 > 糙米, 呈自下而上遞降變化規律。砷中毒可影響作物生長發育, 砷對植物危害的最初症狀是葉片捲曲枯萎, 進一步是根系發育受阻, 最後是植物根、 莖、 葉全部枯死。砷對人體危害很大, 在體內有明顯的蓄積性, 它能使紅血球溶解, 破壞正常的生理功能, 並具有遺傳性、 致癌性和致畸性等。

Ⅹ 土壤對人體有危害的重金屬元素主要有幾種

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。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。