土壤重金属离子有哪些

Ⅰ 重金属土壤

（一）常见治理方法 土壤重金属污染治理途径主要有两种，一是改变重金属在土壤中的存在状态，使其由活化态转为稳定态；二是从土壤中除去重金属。 常采用的物理及物理化学的方法时热解吸法、电化学法和提取法。对于挥发性重金属可用加热方法从土壤中解吸出来。若重金属渗透性不高且传导性差则用电化学法除去。提取法可利用试剂和土壤中的重金属作用，形成溶解性的重金属离子或金属试剂络合物，回收再利用。 (二)工程物理化学法 工程物理化学法是利用物理、化学等方法治理重金属污染土壤的方法。在重金属污染的初期，由于污染较集中，这种方法较为普遍采用，主要方法有：客土法、冲洗络合法、电动化学法、热处理法、物理固化法等。对于污染重、面积小的土壤运用物理化学法具有治理效果明显、迅速的优点，但对于污染面积较大的土壤则需要消耗大量的人力与财力，而且容易导致土壤结构的破坏和土壤肥力的下降，因此对于大面积重金属污染地不宜采用这种方法。 热处理法是将污染土壤加热，使土壤中的挥发性污染物挥发并收集起来进行回收或处理；电解法是使土壤中重金属在电解、电迁移、电渗和电泳等的作用下在阳极或阴极被移走。 （三）生物修复法 生物修复是指利用生物的新陈代谢活动减少土壤中重金属的浓度或使其形态发生改变，从而使污染的土壤环境能够部分或完全恢复到原始状态的过程。修复措施主要包括植物修复、微生物修复和动物修复等。因其具有效果好、投资省、费用低、易于管理与操作、不产生二次污染等优点，日益受到人们的重视，成为污染土壤修复研究及工程运用的热点。 1、植物修复措施 植物修复措施是以植物忍耐和超量积累某种或某些化学元素理论为基础，一些重金属污染区存在着对重金属具耐性的植物，这些植物通过排斥或在局部使重金属富集，使重金属在植株根部细胞壁沉淀而“束缚”其跨膜吸收，或与某些蛋白质、有机酸结合生成不具生物活性的解毒形式，从而提高了对重金属伤害的忍耐度。利用植物及其共存微生物体系清除环境中的污染物是一门新兴起的环境应用技术。植物治理措施的关键是寻找合适的超积累或耐重金属植物，超积累植物可吸收积累大量的重金属，但植物修复措施也有局限性，如超积累植物通常生物量低，生长缓慢，效果不显著。 2、微生物修复措施 微生物治理是利用土壤中的某些微生物对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用，从而降低土壤中重金属的毒性。原核生物（细菌、放线菌）比真核生物（真菌）对重金属更敏感，利用此原理在土壤中培养富汞细菌，将这些细菌收集后，经蒸发、活性碳吸附等方法治理受汞污染的土壤。当前运用遗传、基因工程等生物技术，培育对重金属具有降毒能力的微生物，并运用于污染治理，是土壤重金属污染研究中较活跃的领域之一。 土壤重金属污染的微生物修复主要包括2方面：即生物吸附和生物氧化-还原。生物吸附是重金属被生物体吸附,如蓝细菌、硫酸还原菌以及某些藻类能够产生具有大量阳离子基团的胞外聚合物如多糖、糖蛋白等，并与重金属形成络合物；而生物氧化是微生物对重金属离子进行氧化、还原、甲基化和脱甲基化作用，降低土壤环境中重金属含量。 3、低等动物修复措施 土壤中的某些低等动物（如蚯蚓类）能吸收土壤中的重金属，因而能一定程度地降低污染土壤中重金属的含量。韩国有科学家运用蚯蚓毒理学试验对3个废弃的砷矿及重金属矿区尾矿进行修复实验，研究表明蚯蚓对锌和镉有良好的富集作用。由此可见，在重金属污染的土壤中放养蚯蚓，待其富集重金属后，采用电激、清水等方法驱出蚯蚓集中处理，对重金属污染土壤有一定的治理效果。 （四）农业治理方法 农业治理是因地制宜的改变一些耕作管理制度来减轻重金属的危害，在污染土壤上种植不进入食物链的植物。主要有：控制土壤水分是指通过控制土壤水分来调节其氧化还原电位，达到降低重金属污染的目的；选择化肥是指在不影响土壤供肥的情况下，选择最能降低土壤重金属污染的化肥；增施有机肥是指有机肥能够固定土壤中多种重金属以降低土壤重金属污染的措施；选择农作物品种是指选择抗污染的植物和不要在重金属污染的土壤上种植进入食物链的植物。 农业治理措施的优点是易操作、费用较低，缺点是周期长、效果不显著。 目前，土壤重金属污染治理的主要措施就是“预防为主，防治结合”。对于没有被污染的土壤以预防为主，切断污染源，提高土壤环境容量；对于已被污染的土壤主要是进行改造、治理，以消除污染。土壤重金属污染物的迁移转化非常复杂，治理极其艰难，必须引起人类的高度注重，杜绝土壤的重金属污染。

Ⅱ 土壤中重金属污染有哪些

一、土壤重金属危害
1、影响植物根和叶的发育。
2、破坏人体神经系统、免内疫系统、骨骼系统等，如水俣病等。容
3、污染饮用水。
二、土壤重金属污染特点
1、重金属不能被微生物降解，是环境长期、潜在的污染物；
2、因土壤胶体和颗粒物的吸附作用，长期存在于土壤中，浓度多成垂直递减分布；
3、与土壤中的配位体(氯离子、硫酸离子、氢氧离子、腐蚀质等)作用，生成络合物或螯合物，导致重金属在土壤中有更大的溶解度和迁移活性；
4、土壤重金属可以通过食物链被生物富集，产生生物放大作用；
5、重金属的形态不同，其活性与毒性不同，土壤pH、Eh、颗粒物以及有机质含量等条件深刻影响它在土壤中的迁移和转化。
注：土壤重金属污染（heavy metal pollution of the soil）是指由于人类活动，土壤中的微量金属元素在土壤中的含量超过背景值，过量沉积而引起的含量过高，统称为土壤重金属污染。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。
求赞！

Ⅲ 土壤重金属形态分析的分类有哪些

Tessier重金属形态分析(五步连续萃取法)
五步连续萃取法
: S$ P, z7 i" c3 v8 p

（1）可交换态（S1）

取经过干燥、过筛的底泥样品1.0g0 c& Z* k4 H$ _: z8 U7 x, S
于100 ml 锥形瓶中，加入1. 0 mol·L - 1MgCl2溶液（ 稀氨水和稀盐酸调节pH 7. 0）15. 0ml，不断振荡下萃取1 h，转移到50ml离心管3 000 r ·min -1 离心30min，过滤上清液，用去离子水清洗残余物，再离心，倒掉清洗液。用试剂空白，原子吸收测定上层清液中各重金属的浓度。

（2）碳结合态（S2）

将上步离心分离后所得的残渣全部转入一个100 ml
* V4 T% `2 R) ]6 E4 e8 p锥形瓶中，加入1. 0mol·L - 1 CH3COONa" F) L/ e0 G- j6 B/ A5 _
溶液（1: 1的CH3COOH* Q8 B% s- L& ^
调节pH 5. 0）15. 0 ml，萃取5 h，转移到50ml离心管3000 r·min - 1 离心30min，过滤上清液，用去离子水清洗残余物，再离心，倒掉清洗液。用试剂空白，原子吸收测定上层清液中各重金属的浓度。

（3）铁锰氧化物结合态（S3）

向上步离心残渣的离心管中加入0. 04mol·L - 1
& `0 C0 n6 Z* v. }9 RNH2OH·HCl 溶液（25% （v/v）CH3COOH）定容）20. 0 ml，水浴保温96 ± 3℃，间歇搅拌，萃取6 h，3 000 r·min - 1 离心30 min，过滤上清液，用去离子水清洗残余物，再离心，倒掉清洗液。试剂空白，原子吸收测定上层清液中各重金属的浓度。

（4）有机物结合态（S4）

向上步离心残渣的离心管中加入0. 02 mol·L-1HNO3 3. 0 ml
3 E3 ^( }% e6 ^6 l$ ~9 {: r和30% H2O2 （ HNO3调节pH 2. 0）5. 0ml，水浴保温85 ± 2 ℃，间歇搅拌，萃取2 h；再加30% H2O2 （ HNO3调节pH 2. 0）3. 0 ml，水浴保温85 ± 2 ℃，间歇搅拌条件下，萃取3 h；冷却后，加入3. 2 mol·L - 1 CH3COONH4 （ 20%（v/v） HNO3定容）5. 0 ml，并继续振荡30 min；3 000 r·min - 1 离心30min，过滤上清液，用去离子水清洗残余物，再离心，倒掉清洗液。试剂空白，原子吸收测定上层清液中各重金属的浓度。

（5）残渣（S5）

向上步离心残渣的离心管加入混酸HNO3，HF，HClO4，HCl，其体积分别为8. 0，2. 0，2. 0，2. 0 ml，水浴保温85 ± 2 ℃，间歇搅拌，消化3 h，3000 r·min - 1
, S# n9 ]: A+ w离心30 min，过滤上清液，试剂空白，原子吸收测定上层清液中各重金属的浓度。

Ⅳ 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，

Ⅳ 在什么土壤中 重金属离子多数变成易溶于水的化合物

在酸性土壤中，金属可被氧化成金属离子，形成易溶于水的化合物。

Ⅵ 土壤重金属形态组成

1.典型异常区土壤重金属形态组成

浙北、浙东、浙中多目标区域地球化学调查发现了一系列的区域性土壤重金属异常区，其中杭州市及其近郊、绍兴市及其近郊、宁波盆地为Cd、Hg、Pb、Cu、Zn等多种重金属的复合异常区。对这些异常的查证工作，取得了土壤重金属形态组成特征，见表5-6。

表5-6 杭州、绍兴、宁波异常区土壤Cd、Hg、Cu、Pb、Zn形态含量平均值

注：含量单位Cd、Hg为ng/g，Cu、Pb、Zn为mg/kg；样品数杭州5件，绍兴13件，宁波13件。

由表可见，尽管浙北、浙东、浙中3地区成土地质背景不同，对于某个具体的重金属元素来说，虽在各个异常区的形态含量及其占总量的比例有所不同，但在浙江地区土壤中总体形态组成是基本相似的。

1）各种形态组分中，离子交换态Cd百分比最高，弱有机结合态、铁锰氧化态占据相当比例，而残渣态占总量约1/5，是5种重金属元素中残渣态比例最低的元素。这表明Cd是现时条件下土壤中活动性最强、最容易活化进入生态食物链的有害重金属元素。

2）离子交换态Hg占总量的比例很小，而残渣态比例却很高，其次为有机结合态。由此可见，尽管土壤Hg含量较高（污染累积较为严重），由于其活动性弱，引发生态危害的可能性并不大。由于其主要赋存于比较稳定的残渣态中，土壤环境变化对土壤Hg的活化溶出的影响相对较轻。

3）Cu、Pb、Zn离子交换态占总量的比例不是很高，以Cu较低。这3种元素在土壤中主要以残渣态、弱有机结合态、铁锰氧化态存在，另外碳酸盐结合态也占据一定的比例。因此，土壤经受氧化作用、酸化作用将使土壤中一定量的Cu、Pb、Zn活化溶出，从而易于引发较为严重的生态环境效应。

2.土壤重金属形态含量的垂向变化

以宁波盆地2条土壤剖面Hg、Cd元素为例，说明土壤元素形态组成的垂向变化。Hg相态组成在垂向上的变化见表5-7。由表可见，与杭州、绍兴、宁波3个异常区表层土壤中Hg的形态组成相类似，土壤垂向剖面上残渣态Hg占绝对主导地位，尤其是在Hg全量很高的表层土壤中残渣态Hg达80%以上。从表层向深层残渣态Hg的含量及其所占总量的比例呈逐渐下降的趋势。其次为有机结合态Hg，尤其是弱有机结合态Hg的比例从地表向深层呈增长趋势。不同深度土壤中离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰结合态Hg含量变化不大，所占比例也很小。

表5-7 宁波盆地土壤Hg形态组成垂向变化特征

注：Hg含量单位为ng/g。

由表5-8可见，与Hg元素形态组成明显不同的是，离子交换态、碳酸盐结合态Cd含量比例明显增加，而残渣态比例大大下降。且离子交换态Cd比例随深度增加而呈下降的趋势。这表明表层土壤不仅累积了高含量Cd（从其全量得到反映），而且表层土壤中Cd在整个土壤剖面上最具活动性，表层土壤以Cd的累积及其高的活性有效比例，使土壤Cd污染具有较大的生态危害风险。

表5-8 宁波盆地土壤Cd形态组成垂向变化特征

注：Cd含量单位为mg/kg。

Ⅶ 土壤中有那些有害重金属

铜，Hg,

Ⅷ 土壤中的碱金属离子有哪些各个离子的主要作用

在地壳中碱金属中，钾、钠的丰度较大，为常量元素，锂、铷、铯丰度很小，为微量元素。而海水中，钠的质量克拉克为1.062%，钾的质量克拉克为0.038%，钾、钠同样是海水中的常量元素。
碱金属在自然界的矿物是多种多样的，常见的如下
·锂：锂辉石、锂云母、透锂长石
·钠：氯化钠、碳酸钠、硝酸钠、芒硝
·钾：光卤石、氯化钾、钾长石
·铷：红云母、铷铯矿
·铯：铷铯矿、铯榴石

Ⅸ 土壤认证的重金属有哪几样

重金属汞污染
土壤的汞污染主要来自于污染灌溉、 燃煤、 汞冶炼厂和汞制剂厂(仪表、 电气、 氯碱工业)的排放。如一个700 兆瓦的热电站, 每天可排放汞215 公斤, 估计全世界仅由燃煤而排放到大气中的汞, 一年就有3000 吨左右。含汞颜料的应用、 用汞做原料的工厂、 含汞农药的施用等也是重要的汞污染源。汞进入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定, 这主要是土壤的粘土矿物和有机质有强烈的吸附作用, 因此汞容易在表层积累, 并沿土壤的纵深垂直分布递减。
土壤中汞的存在形态有金属汞、 无机态与有机态, 并在一定条件下相互转化。在正常Eh 和pH 范围内, 汞能以零价状态存在是土壤中汞的重要特点。植物能直接通过根系吸收汞, 在很多情况下, 汞化合物可能是在土壤中先转化为金属汞或甲基汞后才能被植物吸收。无机汞有HgSO4、 Hg(OH)2、 HgCl2、 HgO , 它们因溶解度低, 在土壤中迁移转化能力很弱, 但在土壤微生物作用下, 转化为具有剧烈毒性的甲基汞, 也称汞的甲基化。 微生物合成甲基汞在好氧或厌氧条件下都可以进行。在好氧条件下主要形成脂溶性的甲基汞,可被微生物吸收、 积累而转入食物链, 造成对人体的危害; 在厌氧有酶催化下, 主要形成二甲基汞, 它不溶于水, 在微酸性环境中, 二甲基汞也可转化为甲基汞。 汞对植物的危害因作物的种类不同而异, 汞在一定浓度下使作物减产, 较高浓度下甚至可使作物死亡。
植物吸收和累积与汞的形态有关, 其顺序是: 氯化甲基汞 > 氯化乙基汞 > 醋酸苯汞 > 氯化汞 > 氧化汞 > 硫化汞。不同植物对汞吸收能力是: 针叶植物 > 落叶植物; 水稻 >玉米 > 高果 > 小麦; 叶菜类 > 根菜类 > 果菜类。土壤中汞含量过高, 汞不但能在植物体内累积, 还会对植物产生毒害, 引起植物汞中毒, 严重情况下引起叶子和幼蕾掉落。汞化合物侵入人体, 被血液吸收后可迅速弥散到全身各器官, 当重复接触汞后, 就会引起肾脏损害。
重金属镉污染
镉主要来源于镉矿、冶炼厂。因镉与锌同族,常与锌共生, 所以冶炼锌的排放物中必有ZnO、CdO,它们挥发性强,以污染源为中心可波及数千米远。镉工业废水灌溉农田也是镉污染的重要来源。镉被土壤吸附,一般在0-15cm的土壤层累积,15cm以下含量显著减少。土壤中的镉以CdCO3、Cd(PO4)2、及Cd(OH)2的形态存在,其中以CdCO3为主,尤其是在pH>7的石灰性土壤中,土壤中的镉的形态可划分为可给态和代换态,它们易于迁移转化,而且能被植物吸收,不溶态镉在土壤中累积, 不易被植物吸收, 但随环境条件的改变二者可互相转化。
如土壤偏酸时, 镉的溶解度增高, 而且在土壤中易于迁移;土壤处于氧化条件下(稻田排水期及旱田)镉也易变成可溶性, 被植物吸收也多。 土壤对镉有很强的吸着力, 因而镉易在土壤中造成蓄积。 镉在土壤中吸附迁移还受伴随离子如Zn2+、 Pb2+、 Cu2+、 Fe2+、 Ca2+等的影响,如锌的存在就可抑制植物对镉的吸收。镉是植物体不需要的元素, 但许多植物均能从水中和土壤中摄取镉, 并在体内累积。累积量取决于环境中的镉的含量和形态。镉在植物各部分分布基本上是: 根 > 叶 > 枝的干皮 >花、 果、 籽粒。水稻研究表明同样规律, 即主要在根部累积, 为总量的82.15% , 地上部分仅占17.15% , 其顺序: 为根 > 茎叶 > 稻米 > 糙米。
土壤中过量的镉, 不仅能在植物体内残留, 而且也会对植物的生长发育产生明显的危害。 镉能使植物叶片受到严重伤害, 致使生长缓慢, 植株矮小, 根系受到抑制, 造成生物障碍, 降低产量, 在高浓度镉的毒害下发生死亡。镉对农业最大的威胁是产生 “镉米” 、 “镉菜” , 人食用这种被镉污染的农作物, 则会得骨痛病。 另外, 镉会损伤肾小管, 出现糖尿病, 镉还会造成肺部损害, 心血管损害, 甚至还有致癌、 致畸、致突变的报道。
重金属铅污染
铅是土壤污染较普遍的元素。污染源主要来自汽油里添加抗爆剂烷基铅, 汽油燃烧后的尾气中含大量铅, 飘落在公路两侧数百米范围内的土壤中。另外矿山开采、 金属冶炼、 煤的燃烧等也是重要的污染源。在矿山、 冶炼厂附近土壤含铅量高达1500cm/kg以上。随着我国乡镇企业的快速发展,“三废” 中的铅也大量进入农田, 一般进入土壤中的铅在土壤中易与有机物结合, 不易溶解, 土壤铅大多发现在表土层, 表土铅在土壤中几乎不向下移动。植物对铅的吸收与积累, 决定于环境中铅的浓度、 土壤条件、 植物的叶片大小和形状等。植物吸收的铅主要累积在根部,只有少数才转移到地上部分。积累在根、 茎和叶内的铅, 可影响植物的生长发育, 使植物受害。铅对植物的危害表现为叶绿素下降。阻碍植物的呼吸及光合作用。谷类作物吸铅量较大, 但多数集中在根部, 茎秆次之, 籽实较少。 因此, 铅污染的土壤所生产的禾谷类茎秆不易作饲料。
铅对动物的危害则是积累中毒。铅是作用于人体各个系统和器官的毒物, 能与体内的一系列蛋白质、 酶和氨基酸内的官能团络合, 干扰机体多方面的生化和生理活动, 导致对全身器官产生危害。
重金属铬污染
铬的污染源主要是铬电镀、 制革废水、铬渣等。铬在土壤中主要有两种价态: Cr6+和Cr3+。土壤中主要以三价铬化合物存在, 当它们进入土壤后, 90%以上迅速被土壤吸附固定, 在土壤中难以再迁移。Cr6+很稳定, 毒性大, 其毒害程度比Cr3+大100倍。而Cr3+则恰恰相反, Cr3+主要存在于土壤与沉积物中。土壤胶体对三价铬具有强烈的吸附作用, 并随pH 的升高而增强。土壤对六价铬的吸附固定能力较低,仅有81.5%—36.12%。不过普通土壤中可溶性六价铬的含量很小, 这是因为进入土壤中的六价铬很容易还原成三价铬, 这其中, 有机质起着重要作用, 并且这种还原作用随着pH 的升高而降低。值得注意的是, 实验已证明, 在pH 6.15—8.15 的条件下, 土壤的三价铬能被氧化为六价铬,同时, 土壤中存在氧化锰也能使三价铬氧化成六价铬, 因此,三价铬转化成六价铬的潜在危害不容忽视。
植物对铬的吸收95%蓄积于根部。据研究, 低浓度Cr6+能提高植物体内酶活性与葡萄糖含量, 高浓度时, 则阻碍水分和营养向上部输送, 并破坏代谢作用。铬对人体与动物也是有利有弊。人体含铬过低会产生食欲减退等症状。而Cr6+具有强氧化作用, 对人体主要是慢性危害,长期作用可引起肺硬化、 肺气肿、 支气管扩张, 甚至引发癌症。
重金属砷污染
土壤砷污染主要来自大气降尘、 尾矿与含砷农药, 燃煤是大气中砷的主要来源。通常砷集中在表土层10cm 左右, 只有在某些情况下可淋洗至较深土层, 如施磷肥可稍增加砷的移动性。 土壤中砷的形态按植物吸收的难易划分, 一般可分为水溶性砷、 吸附性砷和难溶性砷, 通常把水溶性砷、 吸附性砷总称为可给性砷, 是可被植物吸收利用的部分。 土壤中砷大部分为胶体吸收或和有机物络合——螯合或和磷一样与土壤中铁、 铝、 钙离子相结合, 形成难溶化合物, 或与铁、 铝等氢氧化物发生共沉。
pH和Eh值影响土壤对砷的吸附, pH 值高, 土壤砷吸附量减少而水溶性砷增加; 土壤在氧化条件下, 大部分是砷酸, 砷酸易被胶体吸附, 而增加土壤固砷量。随Eh降低, 砷酸转化为亚砷酸, 可促进砷的可溶性, 增加砷害。植物在生长过程中, 吸收有机态砷后可在体内逐渐降解为无机态砷。砷可通过植物根系及叶片的吸收并转移至体内各部分, 砷主要集中在生长旺盛器官。 作物根茎叶、 籽粒含砷量差异很大, 如水稻含砷量分布顺序是稻根 >茎叶 > 谷壳 > 糙米, 呈自下而上递降变化规律。砷中毒可影响作物生长发育, 砷对植物危害的最初症状是叶片卷曲枯萎, 进一步是根系发育受阻, 最后是植物根、 茎、 叶全部枯死。砷对人体危害很大, 在体内有明显的蓄积性, 它能使红血球溶解, 破坏正常的生理功能, 并具有遗传性、 致癌性和致畸性等。

Ⅹ 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。