研究与探讨
能源与环境
ＩＳＳＮ１６７２－９０６４ＣＮ３５－１２７２／ＴＫ
土壤汞污染及其治理措施的研究综述
杨燕娜
温小乐福建福州
（福州大学环境资源学院
３５０００２）
摘要：影响汞在土壤环境中存在形态与迁移转化的因素主要有ｐＨ值、有机质、氧化还原电位、温度等，对当前土壤汞污染的治理措施进行总结。
关键词：土壤
汞污染
修复
文献标识码：Ａ
文章编号：１６７２－９０６４（２００６）０３－０００９－０３
中图分类号：Ｘ５３
汞是常温下唯一呈液态的重金属元素，同时具有较高的蒸汽压，对环境及人体健康极具危害，它被各国政府以及
性比酸性土壤更大，因为其中的ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－对生物具有高度的有效性。
土壤中存在的有机化合态汞包括ＣＨ３ＨｇＳ－、ＣＨ３ＨｇＣＮ、
ＵＮＥＰ、ＷＨＯ和ＦＡＯ等国际组织列为优先控制的环境污染
物，一直受到人们的关注和重视［１］。因此，研究汞及其化合物在环境中的行为、效应及其控制是当今环境化学的重要课题。本文综合介绍了汞在土壤环境中的吸咐转化行为，以及汞污染土壤的修复技术。
ＣＨ３ＨｇＳＯ３、ＣＨ３ＨｇＮＨ３＋和腐殖质结合汞等，其中以腐殖质结
合汞最为重要。土壤中有机化合态汞通常只占总汞的２％。在各种有机化合态汞中，以甲基形式存在的汞的生物有效性较高，毒性较大，易被植物吸收并通过食物链在生物体内逐级富集，易对生物和人体健康造成危害；而腐殖质结合汞的生物有效性较低，不易被作物吸收，而且毒性也较低。
１土壤中汞的主要来源及危害
我国土壤中汞的几何平均值为０．０４ｍｇ／ｋｇ，含量范围为
０．００１￣４５．９ｍｇ／ｋｇ，高于世界土壤中汞的自然含量的平均值。
汞的天然释放是土壤中汞的重要来源，而人为污染主要来自工业和农业污染。其中农业污染大部分是有机汞农药所致；工业污染是由于含汞废水、废气、废渣的排放而污染土壤所致。用含汞废水灌溉农田，含汞废气沉降到土壤，含汞废渣淋溶，都会使土壤含汞量增加而造成土壤的汞污染。
土壤中汞的存在形态分为３大类：金属汞、无机化合态汞和有机化合态汞，其生物有效性差异很大。
土壤中的金属汞一部分是由化合态汞经过氧化还原反应转化而来的，一部分是直接来自金属汞挥发的大气沉降。金属汞仅占不到土壤总汞的１％，但是它对生物体是高度有效的。不仅能被植物叶片吸收，而且能被植物根系直接吸收利用。
土壤中存在的无机化合态汞有ＨｇＳ、ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－、Ｈｇ－
２影响土壤中汞存在形态的主要因素
ｐＨ值是影响重金属汞有效性的最重要因素，因为它不
２．１ｐＨ值的影响
仅影响重金属汞在土壤溶液中的形态，而且通过影响土壤颗粒表面交换性能而影响其有效性。在酸性条件下，土壤对
Ｈｇ２＋的吸附量较大。在ｐＨ＝３￣５时，随着ｐＨ的升高，Ｈｇ的氢
氧化物形式的浓度也呈指数提高，同时，由于汞的氢氧化物形式比Ｈｇ－ＣＩ形式更易被吸附，因此，土壤中Ｈｇ２＋的吸附量提高。但ｐＨ值超过５继续升高时，Ｈｇ２＋的吸附量却会降低，这是因为当达到一定的ｐＨ以后，ｐＨ继续升高，ＯＨ浓度也增加，使得Ｈｇ（ＯＨ）ＣＩ的活性比Ｈｇ（ＯＨ）２活性更高，同时土壤中的矿物高岭石、斑脱石、含水铁氧化物、二氧化硅吸附Ｈｇ２＋的量也降低，因此，土壤中Ｈｇ２＋的吸付量也随之降低。然而，由于土壤的组成不同，在较高的ｐＨ条件下，对土壤吸附
ＣＯ３、ＨｇＨＣＯ３－、ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ（ＮＯ３）２、ＨｇＳＯ４、ＨｇＯ和ＨｇＨＰＯ４等，
它们因土壤类型不同而各有所差异。盐碱土中，无机化合态汞主要以ＨｇＣＩ２、ＨｇＤＩ４２－等形式为主；在含有硫酸盐的土壤中，则以ＨｇＳ、ＨｇＳＯ４等形式为主；在肥沃的水稻土中，以
Ｈｇ２＋起重要作用的因子可能是可溶性的有机质（ＤＯＭ）。当除
去ＤＯＭ时，出现土壤Ｈｇ２＋的最大吸附量的ｐＨ不同，如粘土矿物、含水铁氧化物、高岭石等，粘土矿物对Ｈｇ２＋的吸附量在
ｐＨ＝８￣９时，随着ｐＨ的上升而上升，因此粘土矿物含量高的
土壤对Ｈｇ２＋的最大吸附量可能发生在较高范围的ｐＨ；而
ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ（ＮＯ３）２、ＨｇＨＰＯ４等形态为主。在无机化合态汞中，
并不是所有赋存形态对生物体都有效。例如：ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－是植物易吸收利用的汞化合物，但是ＨｇＳ则是一种难以被植物吸收利用的无机化合物。盐碱土一旦受到汞污染，危害
Ｆｅ２Ｏ３・ｎＨ２Ｏ对Ｈｇ２＋的吸附量在ｐＨ＝６．２￣８．５范围内也随着ｐＨ的升高而增大，由此可能导致一些含铁氧化物的土壤对Ｈｇ２＋的最大吸附量的ｐＨ值较高［３］。
作者简介：杨燕娜（１９８２￣），女，硕士研究生，研究方向为环境污染生物修复研究。
能源与环境
ＩＳＳＮ１６７２－９０６４ＣＮ３５－１２７２／ＴＫ
研究与探讨
２．２有机质的影响
最近的研究表明，土壤可溶性的有机质（ＤＯＭ）比固相有
因子［７］。土壤中重金属的形态、化合价和离子浓度都会随土壤氧化还原状况的变化而变化。进入土壤环境中的重金属，开始可能以可溶态存在于土壤溶液中，在还原条件下，Ｓ２－可使重金属以难溶硫化物的形式沉积，或者使难溶的重金属氢氧化物转化为更难溶的硫化物；相反，在氧化条件下，铁离子和锰离子则以氧化难溶物的形式沉积。
例如，在富氧状态下，会出现Ｈｇ０被氧化成Ｈｇ２＋的过程。
机质具有更多的活性点位，是土壤生态系统中一种重要的活性组分，能够充当污染物的“配位体”和“迁移载体”，使有机和无机污染物的水溶性和迁移性提高［４］。土壤ＤＯＭ含有大量的功能基因，可以与土壤中的重金属通过络合和螯合作用，形成有机－金属配合物，提高重金属的可溶性，同时，水体和沉积物中金属离子、氧化物、ＤＯＭ可以通过与土壤、
矿物和有机物之间的离子交换、吸附、氧化还原等反应，改变重金属活性，迁移规律、生物毒性及空间分布。
Ｈｇ２＋与Ｓ２－相遇，便迅速结合成ＨｇＳ。由于土壤中硫酸盐还原
菌的存在，这样就促进了Ｈｇ２＋形成ＨｇＳ能力。有时，Ｈｇ２＋甚至可以夺取ＦｅＳ或者ＣａＳ中的Ｓ２－生成ＨｇＳ。但是ＨｇＳ也可以和过量的Ｓ２－发生作用，生成可溶性的ＨｇＳ２２－，也可以缓慢氧化成ＨｇＳＯ３和进一步氧化成ＨｇＳＯ４，使ＨｇＳ也能转化迁移［８］。总之，由于氧化还原作用的结果，使得重金属在土壤中以不同的价态存在，而价态不同，其活性与毒性也不同。
ＤＯＭ的形成也是影响土壤对Ｈｇ２＋吸附量的主要因素之
一。许多研究表明土壤中无机胶体吸附有机汞，而有机质则吸无机汞化合物。Ａｎｄｅｒｓｓｏｎ［５］认为在酸性土壤中（ｐＨ＜４．５），吸附无机汞离子的有效物质是有机质，而在中性土壤中铁氧化物和粘土矿物的作用则更显著。到达一定的ｐＨ以后，如果继续提高土壤的ｐＨ值，将导致土壤对Ｈｇ２＋的吸附量少，但是减少的程度要小于未去除有机质处理的变化量。ｐＨ＝４￣
２．５温度的影响
土壤对重金属离子的吸附除了决定于土壤的本身性质
外，还受环境因素的影响。罗志刚等［９］在研究红壤吸附汞的特征时考察了温度对吸附量的影响作用，认为温度低于２５℃时，吸附量随温度升高而减少，说明土壤对汞的吸附是一个放热过程，因而升高温度对解吸有利；当温度高于２５℃时，升高温度而吸附量不再减少，这是因为土壤对汞的吸附从物理过程转变为化学吸附，而这个转变温度是否为２５℃还有进一步的研究。
１０时，Ｈｇ２＋的吸附量随着ｐＨ的上升而减少，这很好的证明
了有机质能减少Ｈｇ２＋的吸附，并且随着ｐＨ升高，作用减弱。
ＤＯＭ对吸附量的影响也依赖于土壤中Ｈｇ的含量，在较低的Ｈｇ浓度下，大量的Ｈｇ可能被ＤＯＭ结合，呈有机态。Ｈｇ含量
提高会导致土壤固体吸附土壤中无机态Ｈｇ２＋的有效性提高，由ＤＯＭ引起的吸附量则相应减少。
腐殖质是土壤中常见的有机质，它通过非生物作用（Ｈｇ２＋和Ｈｇ０）的非生物还原和Ｈｇ２＋的非生物甲基化）和与Ｈｇ形成的大量稳定化合物而影响Ｈｇ在环境中的化学行为。土壤中１／３的腐殖质用于离子交换，２／３形成金属化合物，土壤中汞的形态也依赖于腐殖质的特性。Ｈｇ和腐殖酸有很强的结合力，可能是腐殖酸中含的硫蛋白与汞结合牢固，不能被其它金属离子移动。有机态汞与腐殖酸有很好的相关关系，而残渣态的Ｈｇ含量随腐殖酸含量提高而下降。经过Ｙ射线照射处理的土壤中残渣态Ｈｇ比未经照射的多，在腐殖酸的低处理中的残留Ｈｇ多于腐殖酸的高处理，这个结果表明微生物通过影响腐殖酸的活性从而影响土壤Ｈｇ的吸附［６］。
３土壤汞污染的治理措施
目前，治理土壤重金属汞污染的途径主要有两种：一种
是改变重金属在土壤中的存在形态，使其固定，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性；另一种是从土壤中去除重金属。常用方法有客土法、施用改良剂法、水洗法、热解析法、生物修复法。
３．１客土法
客土法是指在被污染的土壤表面覆盖上大量的未被污染的干净土壤，使汞浓度降低到临界限度以下。这种方法是治理土壤重金属严重污染的切实有效的方法。在一般情况下，覆盖土厚度越大，降低作物中重金属含量的效果越显著。不足之处是需花费大量的人力与财力，因此，只适用小面积严重污染土壤的治理。
２．３氯离子的影响
一般具有强亲和力的基团能与Ｈｇ２＋形成高溶解度的化
合物，从而提高汞化合物的溶解度。有研究表明，Ｈｇ２＋对Ｃｌ－、
３．２固汞法
调节土壤酸碱度、增施有机肥、加入硫化钠等都可以使土壤中的汞以难被作物吸收的形态存在，从而减轻汞对作物的危害，这些方法可称为固汞法［１０］。土壤中可给态汞可以被作物吸收利用，而固定态汞则不能被作物吸收，但两者在一定条件下可互相转化，因此可以对土壤中可给态汞含量进行调节和控制，使其转化成难溶性的汞化合物，固定于土壤中而不易被作物吸收。通常的调节方法是增加抑制剂，如有机
１２］肥料、过磷酸钙和碳酸钙［１１、。Ｍｅｎｇ等［１３］报道了用旧轮胎橡
ＯＨ－、ＮＨ３、Ｆ－、ＳＯ４２－、ＮＯ３－有较高的稳定常数，但Ｆ－、ＳＯ４２－、ＮＯ３
在自然状况下浓度较低，虽然Ｃｌ－、ＯＨ－在多数自然体系有较高的浓度和稳定常数，但只有在土壤中Ｈｇ２＋＞１０７μ・ｇｇ－１时，才会形成Ｈｇ（ＯＨ）２，而Ｃｌ－对Ｈｇ而言是最易移动和最常见的结合试剂，Ｃｌ－对Ｈｇ２＋有很强的亲和力，因此，Ｃｌ－也是影响土壤Ｈｇ２＋吸附的一个重要因子。
２．４土壤Ｅｈ的影响
土壤氧化还原电位Ｅｈ也是影响重金属元素行为的关键
研究与探讨
能源与环境
ＩＳＳＮ１６７２－９０６４ＣＮ３５－１２７２／ＴＫ
胶可固化污染土壤中的二价汞，用乙酸浸提经旧轮胎橡胶固化的土壤，沥滤液中汞的浓度可从未处理的３５００μｇ／ｋｇ降至这样可以抑制土壤汞进入植物。虽然施用各种抑制３４μｇ／ｋｇ。剂的确能减少土壤汞对作物的危害，但存在汞的再污染问题，即当土壤性质发生变化时，汞有可能重新转化为易被作物吸收的形态，土壤汞污染仍没得到彻底治理。
在过去的十几年里，生物修复、特别是植物修复已经从一种概念转变成清除环境中有机和重金属的一种现实可行的商业性技术。对污染的植物修复的成败和将来的发展完全取决于选取合适的植物，这种植物必须具有最理想和可开发的生长特性、生理特性、形态特性和农业应用的适应性。植物修复过程的效率取决于植物对重金属的吸收和累积、根际或体内降解、根际稳定以及挥发。将来植物选择和育种工作的重点是把那些能进一步提高植物修复效率的特性结合起来。生化技术在土壤净化中的应用，为去除土壤中的金属污染物并使土壤的其他方面不受影响提供了可能，然而，对这种技术的期望还是远远超出了我们现有的能力，还需要我们不懈地努力。参考文献
１２３４
汤庆合，丁振华，王文化，不同垃圾填埋单元土壤—植物系统中汞的污染和迁移．上海环境科学，２００３，２２（１１）：７６８￣７７１
李俊莉，宋华明．土壤理化性质对重金属行为的影响分析．环境科学动态，２００３（１）
丁疆华，温琰茂，舒强．土壤汞吸附和甲基化探讨．农业环境与发展，
３．３水洗法
水洗法［１４］是指采用清水灌溉稀释或洗去重金属离子，使重金属离子迁移至较深土壤中，以减少表土中重金属离子的浓度；或者将含重金属离子的水排出田外。但采用这种方法应严格遵守防止次生污染的原则，将毒水排入一定的储水池或特制的净化装置中，进行净化处理，切忌排入江河或鱼塘中。此法只适用于小面积严重污染土壤的治理。
３．４热解析法
由于汞具有挥发性，常温下即有极微量的汞从土壤中挥发出，采用加热的方法可以将汞从土壤中解吸出来，然后回收利用。此方法一般应用于土壤汞含量极高的情况，而且此方法技术复杂，投资非常大。目前我国尚未应用。
３．５生物修复法
由于汞在微生物的作用下可烷基化或脱烷基及还原挥发，同时也存在着一些耐汞微生物，因此通过生物作用去除汞污染是可能的［１５］。近年，关于利用微生物治理含汞废水的报道已有不少，但对土壤中汞污染的微生物去除的报导却不多。微生物在被污染土壤环境去毒方面具有独特的作用，可以通过土壤生物改造或土壤生物改良，提高微生物活性从而净化污染土壤，这对去除汞污染应该是可行的。
目前，利用植物来固定或消除土壤中汞污染的原位生物修复技术已引起人们广泛的重视。有许多植物能吸收大量的汞贮存在体内，如纸皮桦可富集１００００μｇ／ｋｇ的汞；加拿大杨体内汞的耐受阈值约为（９５￣１００）×１０－６，每株体内最大汞吸收积累量约为７０００μｇ
［１６］
２００１，６７（１）：３４￣３６
李延强，杨肖娥．土壤中水溶性有机质及其对重金属化学与生物行为的影响．应用生态学报，２００４，１５（６）：１０８３￣１０８７
５ＡｎｄｅｒｓｓｏｎＡＭｅｒｃｕｒｙｉｎｓｏｉｌｓ．Ｉｎ：Ｏ．Ｎｒｉａｇｕ（ｅｄ）．ＴｈｅＢｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙｏｆ
ｍｅｒｃｕｒｙｉｎｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．Ｅｌｓｅｖｉｅｒ，ＮｏｒｔｈＨｏｌｌａｎｄＢｉｏｍｅｄｉｃａｌＰｒｅｓｓ，Ａｍｓｔｅｒｄａｍ，ＴｈｅＮｅｔｈｅｒｌａｎｄｓ，１９７９．７９￣１１２
６ＷａｎｇＤＹ，ｅｔａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｈｕｍｉｃａｃｉｄｏｎｔｒａｎｓｐｏｒｔａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆ
ｍｅｒｃｕｒｙｉｎｓｏｉｌ－ｐｌａｎｔｓｙｓｔｅｍ．ＷａｔｅｒＡｉｒａｎｄＳｏｉｌＰｏｌｌ，１９９７（９５）：３５￣４３７８９１０１１１２
马耀华，刘树应．环境土壤学．西安：陕西科学技术出版社，１９９８．１９８￣
２０１
廖白基编著．环境中微量重金属元素的污染危害与迁移转化．北京：科学出版社，１９８９
罗志刚，游植萍．红壤对汞的吸附特性研究．农业环境保护，１９９６，１５（５）：２２８￣２３０
王剑，等．农田土壤汞污染治理技术的应用探讨．北方环境，１９９９（４）陈怀满．土壤－植物系统中的重金属污染．北京：科学出版社，１９９６．２０６青长乐，牟树森．抑制土壤汞进入陆生食物链．环境科学学报，１９９５，
。吸入汞的植物可作为某些工业与建
筑用材。红树植物对汞也有很强的吸收积累作用，能将大量的汞贮藏在植物体内，可有效地净化土壤中的汞。例如，汞污染的稻田改种苎麻，土壤汞的年净化率高达４１％，土壤自净恢复年限比种植水稻缩短８．５倍。当土壤中汞含量在５～
１５（２）：１４８￣１５５
１３ＭＥＮＧＸＧ，ＨＵＡＺ．Ｉｍｍｏｂｌｉｚａｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙ（Ⅱ）ｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌ
ｗｉｔｈｕｓｅｄｔｉｒｅｒｕｂｂｅｒ．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，１９９８（５７）：２３１￣２４１１４１５１６１７
程英，王俭，等．农田土壤重金属汞、镉污染的治理措施．北方环境，
１３０ｍｇ／ｋｇ范围内，汞对苎麻产量和品质不会造成显著影响。
汞随苎麻的收获而脱离土壤。改种苎麻后切断了土壤汞通过食物链对人体的危害［１７］。利用植物治理土壤汞污染不仅可以大量去除土壤汞，还可美化环境，并且还能带来一定的经济效益。它将是今后治理土壤汞及其它重金属污染的最有前景的一种方法。
２００２（２）
夏立江，等．原位生物修复治理汞害的机制及作用．环境科学进展，
１９９８，６（３）：４８￣５２
林治庆，黄会一．木本植物对土壤汞污染防治功能的研究．生态学报，
４结论
目前，在重金属污染地区，土壤和沉积物的生物修复
１９８９，９（４）：３１５￣３１９
陈荣华，林鹏．红树幼苗对汞的吸收与净化．环境科学学报，１９８９，９（２）：２１８￣２２２
已成为环境研究和解决环境问题最激动人心的挑战之一。
研究与探讨
能源与环境
ＩＳＳＮ１６７２－９０６４ＣＮ３５－１２７２／ＴＫ
土壤汞污染及其治理措施的研究综述
杨燕娜
温小乐福建福州
（福州大学环境资源学院
３５０００２）
摘要：影响汞在土壤环境中存在形态与迁移转化的因素主要有ｐＨ值、有机质、氧化还原电位、温度等，对当前土壤汞污染的治理措施进行总结。
关键词：土壤
汞污染
修复
文献标识码：Ａ
文章编号：１６７２－９０６４（２００６）０３－０００９－０３
中图分类号：Ｘ５３
汞是常温下唯一呈液态的重金属元素，同时具有较高的蒸汽压，对环境及人体健康极具危害，它被各国政府以及
性比酸性土壤更大，因为其中的ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－对生物具有高度的有效性。
土壤中存在的有机化合态汞包括ＣＨ３ＨｇＳ－、ＣＨ３ＨｇＣＮ、
ＵＮＥＰ、ＷＨＯ和ＦＡＯ等国际组织列为优先控制的环境污染
物，一直受到人们的关注和重视［１］。因此，研究汞及其化合物在环境中的行为、效应及其控制是当今环境化学的重要课题。本文综合介绍了汞在土壤环境中的吸咐转化行为，以及汞污染土壤的修复技术。
ＣＨ３ＨｇＳＯ３、ＣＨ３ＨｇＮＨ３＋和腐殖质结合汞等，其中以腐殖质结
合汞最为重要。土壤中有机化合态汞通常只占总汞的２％。在各种有机化合态汞中，以甲基形式存在的汞的生物有效性较高，毒性较大，易被植物吸收并通过食物链在生物体内逐级富集，易对生物和人体健康造成危害；而腐殖质结合汞的生物有效性较低，不易被作物吸收，而且毒性也较低。
１土壤中汞的主要来源及危害
我国土壤中汞的几何平均值为０．０４ｍｇ／ｋｇ，含量范围为
０．００１￣４５．９ｍｇ／ｋｇ，高于世界土壤中汞的自然含量的平均值。
汞的天然释放是土壤中汞的重要来源，而人为污染主要来自工业和农业污染。其中农业污染大部分是有机汞农药所致；工业污染是由于含汞废水、废气、废渣的排放而污染土壤所致。用含汞废水灌溉农田，含汞废气沉降到土壤，含汞废渣淋溶，都会使土壤含汞量增加而造成土壤的汞污染。
土壤中汞的存在形态分为３大类：金属汞、无机化合态汞和有机化合态汞，其生物有效性差异很大。
土壤中的金属汞一部分是由化合态汞经过氧化还原反应转化而来的，一部分是直接来自金属汞挥发的大气沉降。金属汞仅占不到土壤总汞的１％，但是它对生物体是高度有效的。不仅能被植物叶片吸收，而且能被植物根系直接吸收利用。
土壤中存在的无机化合态汞有ＨｇＳ、ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－、Ｈｇ－
２影响土壤中汞存在形态的主要因素
ｐＨ值是影响重金属汞有效性的最重要因素，因为它不
２．１ｐＨ值的影响
仅影响重金属汞在土壤溶液中的形态，而且通过影响土壤颗粒表面交换性能而影响其有效性。在酸性条件下，土壤对
Ｈｇ２＋的吸附量较大。在ｐＨ＝３￣５时，随着ｐＨ的升高，Ｈｇ的氢
氧化物形式的浓度也呈指数提高，同时，由于汞的氢氧化物形式比Ｈｇ－ＣＩ形式更易被吸附，因此，土壤中Ｈｇ２＋的吸附量提高。但ｐＨ值超过５继续升高时，Ｈｇ２＋的吸附量却会降低，这是因为当达到一定的ｐＨ以后，ｐＨ继续升高，ＯＨ浓度也增加，使得Ｈｇ（ＯＨ）ＣＩ的活性比Ｈｇ（ＯＨ）２活性更高，同时土壤中的矿物高岭石、斑脱石、含水铁氧化物、二氧化硅吸附Ｈｇ２＋的量也降低，因此，土壤中Ｈｇ２＋的吸付量也随之降低。然而，由于土壤的组成不同，在较高的ｐＨ条件下，对土壤吸附
ＣＯ３、ＨｇＨＣＯ３－、ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ（ＮＯ３）２、ＨｇＳＯ４、ＨｇＯ和ＨｇＨＰＯ４等，
它们因土壤类型不同而各有所差异。盐碱土中，无机化合态汞主要以ＨｇＣＩ２、ＨｇＤＩ４２－等形式为主；在含有硫酸盐的土壤中，则以ＨｇＳ、ＨｇＳＯ４等形式为主；在肥沃的水稻土中，以
Ｈｇ２＋起重要作用的因子可能是可溶性的有机质（ＤＯＭ）。当除
去ＤＯＭ时，出现土壤Ｈｇ２＋的最大吸附量的ｐＨ不同，如粘土矿物、含水铁氧化物、高岭石等，粘土矿物对Ｈｇ２＋的吸附量在
ｐＨ＝８￣９时，随着ｐＨ的上升而上升，因此粘土矿物含量高的
土壤对Ｈｇ２＋的最大吸附量可能发生在较高范围的ｐＨ；而
ＨｇＮＯ３＋、Ｈｇ（ＮＯ３）２、ＨｇＨＰＯ４等形态为主。在无机化合态汞中，
并不是所有赋存形态对生物体都有效。例如：ＨｇＣＩ２、ＨｇＣＩ４２－是植物易吸收利用的汞化合物，但是ＨｇＳ则是一种难以被植物吸收利用的无机化合物。盐碱土一旦受到汞污染，危害
Ｆｅ２Ｏ３・ｎＨ２Ｏ对Ｈｇ２＋的吸附量在ｐＨ＝６．２￣８．５范围内也随着ｐＨ的升高而增大，由此可能导致一些含铁氧化物的土壤对Ｈｇ２＋的最大吸附量的ｐＨ值较高［３］。
作者简介：杨燕娜（１９８２￣），女，硕士研究生，研究方向为环境污染生物修复研究。
能源与环境
ＩＳＳＮ１６７２－９０６４ＣＮ３５－１２７２／ＴＫ
研究与探讨
２．２有机质的影响
最近的研究表明，土壤可溶性的有机质（ＤＯＭ）比固相有
因子［７］。土壤中重金属的形态、化合价和离子浓度都会随土壤氧化还原状况的变化而变化。进入土壤环境中的重金属，开始可能以可溶态存在于土壤溶液中，在还原条件下，Ｓ２－可使重金属以难溶硫化物的形式沉积，或者使难溶的重金属氢氧化物转化为更难溶的硫化物；相反，在氧化条件下，铁离子和锰离子则以氧化难溶物的形式沉积。
例如，在富氧状态下，会出现Ｈｇ０被氧化成Ｈｇ２＋的过程。
机质具有更多的活性点位，是土壤生态系统中一种重要的活性组分，能够充当污染物的“配位体”和“迁移载体”，使有机和无机污染物的水溶性和迁移性提高［４］。土壤ＤＯＭ含有大量的功能基因，可以与土壤中的重金属通过络合和螯合作用，形成有机－金属配合物，提高重金属的可溶性，同时，水体和沉积物中金属离子、氧化物、ＤＯＭ可以通过与土壤、
矿物和有机物之间的离子交换、吸附、氧化还原等反应，改变重金属活性，迁移规律、生物毒性及空间分布。
Ｈｇ２＋与Ｓ２－相遇，便迅速结合成ＨｇＳ。由于土壤中硫酸盐还原
菌的存在，这样就促进了Ｈｇ２＋形成ＨｇＳ能力。有时，Ｈｇ２＋甚至可以夺取ＦｅＳ或者ＣａＳ中的Ｓ２－生成ＨｇＳ。但是ＨｇＳ也可以和过量的Ｓ２－发生作用，生成可溶性的ＨｇＳ２２－，也可以缓慢氧化成ＨｇＳＯ３和进一步氧化成ＨｇＳＯ４，使ＨｇＳ也能转化迁移［８］。总之，由于氧化还原作用的结果，使得重金属在土壤中以不同的价态存在，而价态不同，其活性与毒性也不同。
ＤＯＭ的形成也是影响土壤对Ｈｇ２＋吸附量的主要因素之
一。许多研究表明土壤中无机胶体吸附有机汞，而有机质则吸无机汞化合物。Ａｎｄｅｒｓｓｏｎ［５］认为在酸性土壤中（ｐＨ＜４．５），吸附无机汞离子的有效物质是有机质，而在中性土壤中铁氧化物和粘土矿物的作用则更显著。到达一定的ｐＨ以后，如果继续提高土壤的ｐＨ值，将导致土壤对Ｈｇ２＋的吸附量少，但是减少的程度要小于未去除有机质处理的变化量。ｐＨ＝４￣
２．５温度的影响
土壤对重金属离子的吸附除了决定于土壤的本身性质
外，还受环境因素的影响。罗志刚等［９］在研究红壤吸附汞的特征时考察了温度对吸附量的影响作用，认为温度低于２５℃时，吸附量随温度升高而减少，说明土壤对汞的吸附是一个放热过程，因而升高温度对解吸有利；当温度高于２５℃时，升高温度而吸附量不再减少，这是因为土壤对汞的吸附从物理过程转变为化学吸附，而这个转变温度是否为２５℃还有进一步的研究。
１０时，Ｈｇ２＋的吸附量随着ｐＨ的上升而减少，这很好的证明
了有机质能减少Ｈｇ２＋的吸附，并且随着ｐＨ升高，作用减弱。
ＤＯＭ对吸附量的影响也依赖于土壤中Ｈｇ的含量，在较低的Ｈｇ浓度下，大量的Ｈｇ可能被ＤＯＭ结合，呈有机态。Ｈｇ含量
提高会导致土壤固体吸附土壤中无机态Ｈｇ２＋的有效性提高，由ＤＯＭ引起的吸附量则相应减少。
腐殖质是土壤中常见的有机质，它通过非生物作用（Ｈｇ２＋和Ｈｇ０）的非生物还原和Ｈｇ２＋的非生物甲基化）和与Ｈｇ形成的大量稳定化合物而影响Ｈｇ在环境中的化学行为。土壤中１／３的腐殖质用于离子交换，２／３形成金属化合物，土壤中汞的形态也依赖于腐殖质的特性。Ｈｇ和腐殖酸有很强的结合力，可能是腐殖酸中含的硫蛋白与汞结合牢固，不能被其它金属离子移动。有机态汞与腐殖酸有很好的相关关系，而残渣态的Ｈｇ含量随腐殖酸含量提高而下降。经过Ｙ射线照射处理的土壤中残渣态Ｈｇ比未经照射的多，在腐殖酸的低处理中的残留Ｈｇ多于腐殖酸的高处理，这个结果表明微生物通过影响腐殖酸的活性从而影响土壤Ｈｇ的吸附［６］。
３土壤汞污染的治理措施
目前，治理土壤重金属汞污染的途径主要有两种：一种
是改变重金属在土壤中的存在形态，使其固定，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性；另一种是从土壤中去除重金属。常用方法有客土法、施用改良剂法、水洗法、热解析法、生物修复法。
３．１客土法
客土法是指在被污染的土壤表面覆盖上大量的未被污染的干净土壤，使汞浓度降低到临界限度以下。这种方法是治理土壤重金属严重污染的切实有效的方法。在一般情况下，覆盖土厚度越大，降低作物中重金属含量的效果越显著。不足之处是需花费大量的人力与财力，因此，只适用小面积严重污染土壤的治理。
２．３氯离子的影响
一般具有强亲和力的基团能与Ｈｇ２＋形成高溶解度的化
合物，从而提高汞化合物的溶解度。有研究表明，Ｈｇ２＋对Ｃｌ－、
３．２固汞法
调节土壤酸碱度、增施有机肥、加入硫化钠等都可以使土壤中的汞以难被作物吸收的形态存在，从而减轻汞对作物的危害，这些方法可称为固汞法［１０］。土壤中可给态汞可以被作物吸收利用，而固定态汞则不能被作物吸收，但两者在一定条件下可互相转化，因此可以对土壤中可给态汞含量进行调节和控制，使其转化成难溶性的汞化合物，固定于土壤中而不易被作物吸收。通常的调节方法是增加抑制剂，如有机
１２］肥料、过磷酸钙和碳酸钙［１１、。Ｍｅｎｇ等［１３］报道了用旧轮胎橡
ＯＨ－、ＮＨ３、Ｆ－、ＳＯ４２－、ＮＯ３－有较高的稳定常数，但Ｆ－、ＳＯ４２－、ＮＯ３
在自然状况下浓度较低，虽然Ｃｌ－、ＯＨ－在多数自然体系有较高的浓度和稳定常数，但只有在土壤中Ｈｇ２＋＞１０７μ・ｇｇ－１时，才会形成Ｈｇ（ＯＨ）２，而Ｃｌ－对Ｈｇ而言是最易移动和最常见的结合试剂，Ｃｌ－对Ｈｇ２＋有很强的亲和力，因此，Ｃｌ－也是影响土壤Ｈｇ２＋吸附的一个重要因子。
２．４土壤Ｅｈ的影响
土壤氧化还原电位Ｅｈ也是影响重金属元素行为的关键
研究与探讨
能源与环境
ＩＳＳＮ１６７２－９０６４ＣＮ３５－１２７２／ＴＫ
胶可固化污染土壤中的二价汞，用乙酸浸提经旧轮胎橡胶固化的土壤，沥滤液中汞的浓度可从未处理的３５００μｇ／ｋｇ降至这样可以抑制土壤汞进入植物。虽然施用各种抑制３４μｇ／ｋｇ。剂的确能减少土壤汞对作物的危害，但存在汞的再污染问题，即当土壤性质发生变化时，汞有可能重新转化为易被作物吸收的形态，土壤汞污染仍没得到彻底治理。
在过去的十几年里，生物修复、特别是植物修复已经从一种概念转变成清除环境中有机和重金属的一种现实可行的商业性技术。对污染的植物修复的成败和将来的发展完全取决于选取合适的植物，这种植物必须具有最理想和可开发的生长特性、生理特性、形态特性和农业应用的适应性。植物修复过程的效率取决于植物对重金属的吸收和累积、根际或体内降解、根际稳定以及挥发。将来植物选择和育种工作的重点是把那些能进一步提高植物修复效率的特性结合起来。生化技术在土壤净化中的应用，为去除土壤中的金属污染物并使土壤的其他方面不受影响提供了可能，然而，对这种技术的期望还是远远超出了我们现有的能力，还需要我们不懈地努力。参考文献
１２３４
汤庆合，丁振华，王文化，不同垃圾填埋单元土壤—植物系统中汞的污染和迁移．上海环境科学，２００３，２２（１１）：７６８￣７７１
李俊莉，宋华明．土壤理化性质对重金属行为的影响分析．环境科学动态，２００３（１）
丁疆华，温琰茂，舒强．土壤汞吸附和甲基化探讨．农业环境与发展，
３．３水洗法
水洗法［１４］是指采用清水灌溉稀释或洗去重金属离子，使重金属离子迁移至较深土壤中，以减少表土中重金属离子的浓度；或者将含重金属离子的水排出田外。但采用这种方法应严格遵守防止次生污染的原则，将毒水排入一定的储水池或特制的净化装置中，进行净化处理，切忌排入江河或鱼塘中。此法只适用于小面积严重污染土壤的治理。
３．４热解析法
由于汞具有挥发性，常温下即有极微量的汞从土壤中挥发出，采用加热的方法可以将汞从土壤中解吸出来，然后回收利用。此方法一般应用于土壤汞含量极高的情况，而且此方法技术复杂，投资非常大。目前我国尚未应用。
３．５生物修复法
由于汞在微生物的作用下可烷基化或脱烷基及还原挥发，同时也存在着一些耐汞微生物，因此通过生物作用去除汞污染是可能的［１５］。近年，关于利用微生物治理含汞废水的报道已有不少，但对土壤中汞污染的微生物去除的报导却不多。微生物在被污染土壤环境去毒方面具有独特的作用，可以通过土壤生物改造或土壤生物改良，提高微生物活性从而净化污染土壤，这对去除汞污染应该是可行的。
目前，利用植物来固定或消除土壤中汞污染的原位生物修复技术已引起人们广泛的重视。有许多植物能吸收大量的汞贮存在体内，如纸皮桦可富集１００００μｇ／ｋｇ的汞；加拿大杨体内汞的耐受阈值约为（９５￣１００）×１０－６，每株体内最大汞吸收积累量约为７０００μｇ
［１６］
２００１，６７（１）：３４￣３６
李延强，杨肖娥．土壤中水溶性有机质及其对重金属化学与生物行为的影响．应用生态学报，２００４，１５（６）：１０８３￣１０８７
５ＡｎｄｅｒｓｓｏｎＡＭｅｒｃｕｒｙｉｎｓｏｉｌｓ．Ｉｎ：Ｏ．Ｎｒｉａｇｕ（ｅｄ）．ＴｈｅＢｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙｏｆ
ｍｅｒｃｕｒｙｉｎｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．Ｅｌｓｅｖｉｅｒ，ＮｏｒｔｈＨｏｌｌａｎｄＢｉｏｍｅｄｉｃａｌＰｒｅｓｓ，Ａｍｓｔｅｒｄａｍ，ＴｈｅＮｅｔｈｅｒｌａｎｄｓ，１９７９．７９￣１１２
６ＷａｎｇＤＹ，ｅｔａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｈｕｍｉｃａｃｉｄｏｎｔｒａｎｓｐｏｒｔａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆ
ｍｅｒｃｕｒｙｉｎｓｏｉｌ－ｐｌａｎｔｓｙｓｔｅｍ．ＷａｔｅｒＡｉｒａｎｄＳｏｉｌＰｏｌｌ，１９９７（９５）：３５￣４３７８９１０１１１２
马耀华，刘树应．环境土壤学．西安：陕西科学技术出版社，１９９８．１９８￣
２０１
廖白基编著．环境中微量重金属元素的污染危害与迁移转化．北京：科学出版社，１９８９
罗志刚，游植萍．红壤对汞的吸附特性研究．农业环境保护，１９９６，１５（５）：２２８￣２３０
王剑，等．农田土壤汞污染治理技术的应用探讨．北方环境，１９９９（４）陈怀满．土壤－植物系统中的重金属污染．北京：科学出版社，１９９６．２０６青长乐，牟树森．抑制土壤汞进入陆生食物链．环境科学学报，１９９５，
。吸入汞的植物可作为某些工业与建
筑用材。红树植物对汞也有很强的吸收积累作用，能将大量的汞贮藏在植物体内，可有效地净化土壤中的汞。例如，汞污染的稻田改种苎麻，土壤汞的年净化率高达４１％，土壤自净恢复年限比种植水稻缩短８．５倍。当土壤中汞含量在５～
１５（２）：１４８￣１５５
１３ＭＥＮＧＸＧ，ＨＵＡＺ．Ｉｍｍｏｂｌｉｚａｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙ（Ⅱ）ｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌ
ｗｉｔｈｕｓｅｄｔｉｒｅｒｕｂｂｅｒ．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，１９９８（５７）：２３１￣２４１１４１５１６１７
程英，王俭，等．农田土壤重金属汞、镉污染的治理措施．北方环境，
１３０ｍｇ／ｋｇ范围内，汞对苎麻产量和品质不会造成显著影响。
汞随苎麻的收获而脱离土壤。改种苎麻后切断了土壤汞通过食物链对人体的危害［１７］。利用植物治理土壤汞污染不仅可以大量去除土壤汞，还可美化环境，并且还能带来一定的经济效益。它将是今后治理土壤汞及其它重金属污染的最有前景的一种方法。
２００２（２）
夏立江，等．原位生物修复治理汞害的机制及作用．环境科学进展，
１９９８，６（３）：４８￣５２
林治庆，黄会一．木本植物对土壤汞污染防治功能的研究．生态学报，
４结论
目前，在重金属污染地区，土壤和沉积物的生物修复
１９８９，９（４）：３１５￣３１９
陈荣华，林鹏．红树幼苗对汞的吸收与净化．环境科学学报，１９８９，９（２）：２１８￣２２２
已成为环境研究和解决环境问题最激动人心的挑战之一。