土壤金属含量有哪些

『壹』 国家土壤重金属含量标准 \

GB 15618-1995 土壤环境质量标准 扫描版 810KB
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『贰』 土壤对人体有危害的重金属元素主要有几种

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。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。

『叁』 土壤中重金属元素有效量

(一)土壤中重金属元素有效量提取剂及提取方法

土壤中重金属元素全量只是评价土壤重金属元素生物有效性和环境效应的基本前提，而对环境产生直接或潜在影响，或能被农作物吸收利用的，是土壤中重金属元素全量中有效量。土壤中重金属元素的有效量，并不是指以某个特定形态存在的组分，而是指以各种形态存在的组分中的活性部分。如果采用化学提取的方法，就是指能被某种提取剂提取的部分;如果采用农作物有效性的方法，就是指能够被农作物直接利用的部分。因此，有效提取土壤中重金属元素的有效量，并将其与农作物中重金属元素含量结合起来揭示其间的必然联系，是开展土壤重金属元素生态效应评价的首要前提，也是建立重金属元素生态效应评价体系和标准的基础。要进行重金属元素有效量提取，首先需要试制出有效的重金属元素有效量提取剂及相应的提取方法。

在勘查地球化学、土壤化学和环境化学研究领域，通常采用连续提取的方法研究介质中元素的存在形态，并以此来判断元素的活动性。连续提取法根据提取步骤和每一步所使用的提取剂的化学特性，将土壤中元素的存在形态划分为5种相态或7种相态，这种划分方法对于研究元素地球化学特性具有重要意义。如何根据形态分析结果确定元素的有效量尚不明确。因为在元素的各种存在形态中，水溶态和离子交换态的活动性较强，容易被农作物吸收;而其他各相态虽然不能被农作物直接吸收，但在一定环境条件下其中的一部分也可以转化为农作物可以吸收的形态。很显然，根据形态分析结果无法确定能被农作物吸收的有效量到底是多少。

在土壤中重金属元素有效量研究方面，农业部门广泛应用的元素有效态提取方法从理论到操作都比较成熟;但是有效态提取方法存在的一个缺憾是每一种方法只能针对某一种元素，至多两种元素，难以在大规模土壤重金属元素生态效应评价中推广应用。因为土壤重金属元素生态效应评价样品数量大，分析测试指标多。有效态提取方法更侧重农作物营养元素，对重金属元素，如As、Cd、Hg、Pb等的研究不多，而这些元素则是重金属元素生态效应评价中最重要的指标。

在有关元素有效态提取方法的试验研究中，关于通用型提取剂的研究已经有几十年的历史。所谓通用提取剂就是指能够同时提取一个以上可评价土壤肥力或有毒元素有效态部分的提取剂，也称为联合提取剂(VanRaij，1994)。这一思路和相应的方法可以在重金属元素有效量提取剂研制中借鉴。在通用型提取剂中，影响较大的有Mehlich3提取剂和AB－DTPA提取剂，这两种提取剂被认为是可以测定任何类型土壤中元素有效态的通用提取剂(Jones，1990)。这两种提取剂仍然是以提取农作物营养元素为重点，如Mehlich3提取剂把对有效P的提取放在首位;AB－DTPA主要针对Cu、Zn两个元素，也是从农作物营养元素来考虑的。近年来，有研究者尝试在土壤重金属元素生态效应评价中使用AB－DTPA提取剂，取得了一些进展(冯两蕊，2004;肖灵等，2004)。参考元素存在形态、有效态提取剂及提取方法研究应用现状，结合生态效应评价的现实需要，重金属元素有效量提取剂的研制即围绕AB－DTPA展开。

AB－DTPA(碳酸氢氨－二乙三胺五乙酸)提取剂的化学组成为1mol/LNH₄HCO₃－0.005mol/LDTPA(pH=7.6)。其中的DTPA可以配位Fe、Cu、Mn、Zn、Pb、Ni、Cd等重金属阳离子;浸提剂中的NH⁺₄能够交换Na、K、Ca、Mg等碱土金属阳离子;振荡过程中，浸提剂中的HCO^－₃转化为CO^2－₃后，与Ca₃(PO₄)₂中的Ca²⁺生成沉淀并释放出其中的PO^3－₄。同样原理，也可以释放出MoO^3－₄、BO^3－₃、AsO^3－₄、SeO^2－₄等含氧酸根阴离子(Soltanpour，1985)，这些阴离子恰好是对作物有效的存在形态。对于酸性土壤，由于AB－DTPA提取剂为pH=7.6的近中性溶液，加入土壤后不会明显改变土壤酸碱性及元素存在形态，仍然能够以离子交换和配位作用方式提取各种阳离子和阴离子。从理论上分析，AB－DTPA就可以同时满足对不同酸碱类型土壤中元素有效量的提取。

AB－DTPA提取剂的有效性和实用性，通过AB－DTPA提取量与国家标准有效态提取方法提取量之间的相关性研究来确定。出于对比研究的需要，选择有国家标准有效态提取方法的Cu、Zn、B、Mo和Si等几个元素开展试验。结果证明，对于石灰性和酸性土壤，AB－DTPA提取的Cu、Zn有效量与国家标准有效态提取方法提取的Cu、Zn有效态含量相关性均达到极显著水平(α<0.01)(图6－22)，说明用AB－DTPA提取剂能够反映土壤中这两个元素的有效量状况。

利用AB－DTPA法与国家标准有效态提取方法提取的土壤Mo、S、Si有效量含量的相关关系也都达到了极显著水平(α<0.01)，说明AB－DTPA提取剂也可以用来表征土壤中Mo、S、Si等的有效量。

影响根系土中能被农作物直接吸收利用元素有效量的土壤理化特性包括pH值、电导率(EC)、有机碳(Org.C)含量、黏粒含量(nl)、阳离子交换量(CEC)等。在很多情况下，正是由于土壤理化特性的影响使得农作物中元素含量与根系土中元素含量之间的关系变得复杂和不确定。要了解农作物根系土与籽实中元素含量间的关系，就具体的某种重金属元素来说，首先要明确的是哪种或哪些土壤理化特性指标在影响其有效量与全量关系中起主导作用。

从现有的试验条件和试验研究需要出发，研究中对土壤pH值、有机碳含量、阳离子交换量、电导率、黏粒含量等几项能够量化的土壤理化特性指标进行了分析测试，在分析测试结果基础上应用SAS统计软件，在考虑了土壤理化特性影响的前提下，对农作物根系土中重金属元素有效量与全量间的关系进行了统计分析，统计结果的置信限α为5%，结果见表6－30。

为了保证方差的同质性，在进行统计分析之前，先将每一项指标的分析值转换为log₁₀对数的形式(除pH外，因为pH已经是［H⁺］的对数)。这样，表6－30中所列示的农作物根系土中有效量与全量关系统计结果实际上是各项指标对数函数间的关系。表6－30展示出的对农作物根系土中有效量与全量关系产生影响的土壤理化特性指标，均是在第一步回归分析中显示出来的有显著影响的因子。

表6－30 农作物根系土中重金属元素有效量与全量相关关系

注:“—”表示土壤理化特性对元素有效态与全量间相关性的影响没有达到显著水平(α<0.05);EC为电导率，单位mS/cm;CEC为阳离子交换量，单位cmol/kg;Org.C为有机碳，单位%;nl为粒径小于2μm的土壤颗粒(黏粒)的百分含量，单位%。表中Cd、Hg含量单位为10^－9，其余为10^－6。

从表6－30中可以看出，在4个研究区中，对农作物根系土中有效量与全量关系产生最显著影响的土壤理化指标首推pH值，在第一步回归分析中共出现了12次，充分说明土壤pH值是影响根系土中元素有效量与全量之间关系的最主要土壤理化指标。除江苏研究区的As以外(该元素有效态主要以含氧酸根形式存在，因此随pH升高而升高)，农作物根系土中其他元素的有效量都是随着土壤pH值升高而降低，二者呈现出负相关关系。已有研究证明，通常情况下pH值主要是通过影响元素在土壤中的存在形态进而影响其行为。对中性和酸性土壤而言，pH值的改变能使重金属元素以水溶态和离子交换态存在的量发生变化，从而改变元素的生物有效性;在石灰性土壤中，pH值变化对元素活动性的影响主要通过改变碳酸盐结合态与水溶态和离子交换态之间的转化方向而体现出来。大量盆栽试验和田间小区试验中用石灰调节土壤pH值，都有效控制了土壤溶液中的元素离子的浓度，从而降低了农作物对毒害元素的吸收(邵孝侯等，1993;李瑞美等，2003;Bujnovsky，1999)，这些研究成果都证明了土壤pH值改变对元素有效量的调控功能。

在土壤pH值之后，对农作物根系土中有效量与全量关系产生显著影响的土壤理化指标依次是有机碳(Org.C)、黏粒(nl)等，其中有机碳(Org.C)在黑龙江－吉林研究区是最主要的影响因子。

土壤中元素的存在形态受土壤理化特性等因素影响，外部环境条件的改变只是影响土壤中元素存在形态及形态转变的外部因素，内因的影响也不可忽视，即自然风化、成壤过程中元素固有的存在形态特征。就表层土壤中累积的重金属元素而言，其叠加到土壤中的载体固有的存在形态，是决定其活动性的最根本因素。有研究结果证实，叠加到土壤中的重金属元素或以固体颗粒物为载体，或以矿物的形式存在(朱立新等，2004;马生明等，2004;Zhuetal，2005;马生明等，2007)，这种稳定的存在形式是土壤理化性质变化所难改变的，由此就限制了这部分重金属元素的生态效应。

综上所述，土壤中元素的有效量受多方面因素的综合影响，这些因素既有自然环境方面的，也有土壤理化性质方面的，还有叠加物载体特性等。通过试验研究发现，无论哪一影响因素，均是通过控制元素的存在形态及形态转化进而影响重金属元素的有效量及其生态效应。

农作物根系土中，包括其他类型的土壤中重金属元素含量、有效量之间的相关性复杂多样，受到土壤理化特性等的影响;但是对某些重金属元素而言两者间的相关关系毕竟还是存在的，而且还与极个别农作物中重金属元素含量表现出一定的相关性。由此说明，土壤中重金属元素还是会对农作物的食品卫生质量等造成影响。土壤中重金属元素异常普遍存在，土壤中多数重金属元素含量与农作物食品卫生质量间的关系并不确定，在这种情况下如何评价普遍存在于土壤中的重金属元素异常的生态效应就成为亟待破解的难题。一条可能的有效途径是针对土壤中重金属元素异常的成因机理、异常组分存在形态特点等，以异常生态效应试验结果为基础，建立相应的评价标准，据此至少可以对存在于土壤中的重金属元素异常进行定性评价。

『肆』 土壤中含有哪些重金属元素

据报道，目前我国受镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近
2000
万公顷，约占总耕地面积的
1/5，

『伍』 标准土壤中各主要元素的成分比例是多少

土壤，是由一层层厚度各异的矿物质成分所组成大自然主体。它是矿物和有机物的混合组成部分，存在着固体，气体和液体状态。疏松的土壤微粒组合起来，形成充满间隙的土壤的形式。这些孔隙中含有溶解溶液(液体)和空气(气体) 。因此，土壤通常被视为有多种状态 。
土壤由岩石风化而成的矿物质、动植物，微生物残体腐解产生的有机质、土壤生物（固相物质）以及水分（液相物质）、空气（气相物质），腐殖质等组成。固体物质包括土壤矿物质、有机质和微生物等。液体物质主要指土壤水分。气体是存在于土壤孔隙中的空气。
土壤的成分并不是单一的，而且不同地方的土壤成分也大有不同，比如东北三江平原的黑土富含各种有机物，而华南常见的红土却富含铁的氧化物，所以要想确切知道土壤到底是由什么元素构成几乎是不可能的。
不过从广义来说，元素周期表上所包含的所有稳定的、不稳定的元素（不包括表后面的部分人造放射性元素）几乎都可以在土壤中找到，只是不同的土壤中各种元素的含量不同而已。

所以，很难确定土壤各种元素的成分比例。

『陆』 土壤重金属铅含量镉含量各多少，

按国标15618-1995的要求。抄1级土壤（自袭然保护区）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

『柒』 土壤 重金属 含量 国家标准

GB 15618-1995 土壤环境质量标准 扫描版 810KB
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『捌』 土壤中可能含有的重金属有什么

铅、锌、铬、镉、铜，一般这几种重金属都有，我们前段时间做了兰州市土壤的重金属污染，这几种都有，但是地区不同含量不太一样。

『玖』 国家标准土壤中的重金属含量 谢谢 更加分

易启网找标准就很难找到，还有好像要是高级会员才能下载的吧？
我现在都有用《工标网》查询标准，你可以到那查询吖

『拾』 进行土壤重金属元素含量分析测试方法都有哪些

2．土壤中重金属检测方法 2.1 原子荧光光谱法
原子荧光光谱法是以原子在辐射能量分析的发射光谱分析法。利用激发光源发出的特征发射光照射一定浓度的待测元素的原子蒸气，使之产生原子荧光，在一定条件下，荧光强度与被测溶液中待测元素的浓度关系遵循Lambert-Beer定律，通过测定荧光的强度即可求出待测样品中该元素的含量。
原子荧光光谱法具有原子吸收和原子发射两种分析方法的优势[4]，并且克服了这2种方法在某些地方的不足。该法的优点是灵敏度高，目前已有20多种元素的检出限优于原子吸收光谱法和原子发射光谱法；谱线简单；在低浓度时校准曲线的线性范围宽达3~5个数量级，特别是用激光做激发光源时更佳，但其存在荧光淬灭效应，散射光干扰等问题[5]。该方法主要用于金属元素的测定，在环境科学、高纯物质、矿物、水质监控、生物制品和医学分析等方面有广泛的应用[6]。突出在土壤中的应用如何，以下各方法均是这个问题，相比之下2.5写的比较好
应用原子荧光光谱法测定土壤的重金属快速准确，测定周期约为2小时，具有检出限低、精密度好，干扰少和操作简单方便，值得推广应用。 2.2 原子吸收光谱法
原子吸收光谱法又称原子吸收分光光度分析法，是基于气态的基态原子外层电子对紫外光和可见光范围的相对应原子共振辐射线的吸收强度来定量被测元素含量为基础的分析方法，是一种测量特定气态原子对光辐射的吸收的方法[7]。其基本原理是从空心阴极灯或光源中发射出一束特定波长的入射光，通过原子化器中待测元素的原子蒸汽时，部分被吸收，透过的部分经分光系统和检测系统即可测得该特征谱线被吸收的程度即吸光度，根据吸光度与该元素的原子浓度成线性关系，即可求出待测物的含量[8]。
原子吸收光谱法在农业方面，主要应用与土壤、肥料及植物中的中微量元素分析、水质分析、土壤重金属环境污染分析、土壤背景值调查及农业环境评价分析等方面。该方法的优点是：选择性强、灵敏度高、分析范围广、抗干扰能力强、精密度高[9]。其不足之处有多元素同时测定有困难，对非金属及难熔元素的测定尚有困难，对复杂样品分析干扰也较严重，石墨炉原子吸收分析的重现性较差
[10]
。
2.3 电感耦合等离子体发射光谱法
电感耦合等离子体发射光谱是根据被测元素的原子或离子，在光源中被激发而产生特征辐射，通过判断这种特征辐射的存在及其强度的大小，对各元素进行定性和定量分析[11]。
电感耦合等离子体发射光谱法应用于环境水样、土壤样品中的微量元素进行分析，在元素分析测试中的应用技术具有简便、快速、分析速度快；检出限低，多数可达0.005μg/ml以下[12]；测量动态线性范围宽，一般可达5～6个数量级，可同时进行高含量元素和低含量元素的分析，可达到石墨炉原子吸收光谱仪的部分检出水平；可多种元素同时分析，可定性、定量分析金属元素，也可分析部分非金属元素，提高了分析效率，基体效应小，低背景干扰、高信噪比、精密度高、准确性好等优点[13]。 2.4 激光诱导击穿光谱法
激光诱导击穿光谱技术是一种最为常用的激光烧蚀光谱分析技术。其工作原理是：激光经过会聚透镜会聚，高峰值功率密度使未知样品表面物质气化、电离，激发形成高温、高能等离子体（温度可达10 000K），等离子体辐射出来的原子光谱和离子光谱被光学系统收集，通过输入光纤耦合到光谱仪的入射狭缝中，光谱数据通过数据采集控制器传输到计算机， 研究该光谱就可以分析计算出被测物质的成分与浓度[14]。原子光谱和离子光谱的波长与特定元素是一一对应的，而且光谱信号强度与对应元素的含量具有一定的定量关系。因此该技术可以实时、快速地现化学元素的定性和定量分析[15]。
激光诱导击穿光谱可以真正做到现场快速分析，无须进行样品预处理，分析方便，也不受研究对象的限制[16]。但是，其测量仪器成本较高，激光脉冲能量的起伏性，样品的不均匀性，样品的特性会直接影响测量的稳定性，也就是说研究样品的特性对结果的精确性影响较大[17]。
在激光诱导击穿光谱土壤重金属污染物检测的研究中，在光源设计上采用光学反馈减少脉冲间能量波动，在数据处理上采用一系列激光能量起伏归一化校正技术，达到克服由于激光器能量起伏造成的影响；通过选择最佳的采样延迟时间，以保证所采集到信号谱的信噪比最大；选择合适的激光脉冲的峰值功率阈值， 达到克服谱线饱和现象和避免自吸收效应的发生以获得多元素的同时分析；通过研究激光聚焦焦点与样品表面之间的距离与测得信号谱线的信噪比的关系，达到提
高系统的信噪比。通过以上措施克服上述不利影响，实现了利用LIBS 技术对土壤中Cd， Hg，As，Cr，Cu，Zn，Ni，Pb 等成分的同时测量。

2.5 X射线荧光光谱法

X射线荧光光谱技术是一种利用样品对X射线的吸收随样品中的成分及其多少变化而变化来定性或定量测定样品中成分的方法[18]。
X射线荧光光谱仪在结构上基本由激发样品的光源、色散、探测、谱仪控制和数据处理等几部分组成。该X射线荧光光谱法和电感耦合等离子体质谱法、发射光谱法在元素分析结果之间的差异，结果显示它们的差异不显著。从检出限、准确度、精密度和回收率方面均能满足实验要求[19]。
土壤重金属X射线荧光光谱非标样测试方法具有前处理简单，无需标准样品，对样品无污染、无破坏性，检测速度快、稳定性高、再现性好等优点[20]。此方法是对土壤重金属检测和污染评价快速有效的方法。完全能够满足土壤环境受到污染时急需的快速定性、定量排查土壤中有毒有害重金属元素的要求。 3．总结
土壤重金属检测是一项长期的工作，要求各种检测手段向更高灵敏度、更高选择性、更方便快捷的方向发展，不断推出新的方法来解决遇到的新的分析问题。上述5种重金属的检测方法的优缺点如表Ⅰ。随着各种分析方法的建立和科学技术的不断进步，分析仪器逐渐由简单化向复杂化的方向发展，可以预见，各种分析仪器会向多功能、自动化、智能化以及小型化的方向发展，并且检测精度、灵敏度得到一定的提高，使得土壤环境检测变得更加简单准确。