引起重金屬污染的因素

1、.：.； HYPERLINK blog.sina/s/blog_4acb99210100080n.html blog.sina/s/blog_4acb99210100080n.html HYPERLINK blog.sina/shandongdahan 山東鄭永軍博士的任務(wù)站重金屬元素的污染與危害 重金屬的污染是一個很嚴重的問題。以重金屬為代表的無機污染物，一旦進入環(huán)境后，不像有機污染物那樣會在環(huán)境中分解，而有能夠經(jīng)久不衰。這雖然有化學形狀方面的轉(zhuǎn)變，但很多是不可逆的過程，因此不能從環(huán)境中消除其存在，而會長期殘留于環(huán)境中。由各種途徑進入人體的重金屬，也不會在體內(nèi)分解。因此，重金屬的環(huán)境污染已引

2、起人們的極大關(guān)注。土壤都是由巖石經(jīng)過億萬年的風吹日曬雨淋逐漸風化構(gòu)成的，因此土壤中亦含有大量的巖石成分礦物質(zhì)。因此，土壤成分中都包括許多礦物元素，諸如硅、鉛、鐵、鈣、鈉、鉀、鎂、汞、鎘、鉻、砷等。在環(huán)境科學上，通常把土壤原來由自然力構(gòu)成的物質(zhì)量稱為“本底值，將土壤本身含有的化學元素就叫做元素本底值。元素在同一剖面不同層次中的含量比較近；同一地域元素在成土母質(zhì)一樣的土壤間含量也比較近；但同一地域元素母質(zhì)不同的土壤間含量的差別那么往往較大。因此，土壤中元素的天然本底值取決于構(gòu)成土壤的母質(zhì)巖石以及在構(gòu)成土壤時所閱歷的地球化學和土壤化學過程。在構(gòu)成地殼的各種母質(zhì)巖中，火成巖幾乎占 95，在其他的 5的

3、堆積巖中，約有80是頁巖， 15是砂巖， 5是石灰?guī)r。地球上的水量主要是集中在海洋里。海水的化學組成和元素平衡問題，是海洋化學的重要內(nèi)容之一。海水的化學元素，一方面是由陸地上巖石的風化經(jīng)過河流而進入海洋，以及火山的噴出物等經(jīng)由大氣的傳送而沉降于海洋，另一方面，海水里的元素伴隨無機及有機的不溶性固體向海底沉降而被除去。海水中任何一種元素的含量，尤其是有地質(zhì)和生物意義的元素，經(jīng)常以復雜的方式隨時間和空間程度的和垂直的而變化。微量元素在海水中存在的形狀和含量已被廣泛的研討和測定，在這方面已有許多資料數(shù)據(jù)，這對于了解海洋環(huán)境化學是很重要的。決議海水中元素濃度的一個化學要素是溶解度，由于海水中的微量元素

4、的濃度很低，大多數(shù)的微量元素都達不到不溶性化合物的溶度積，而呈不飽和形狀。但是，鋇那么是一個例外。由于海水中的硫酸根離子的含量較高，因此硫酸鋇處于平衡形狀。由于海水中含有大量的氯離子，金、銀、汞、鉛等元素與氯離子構(gòu)成水溶性的氯化物絡(luò)離離子。海水中的微量元素，有的作為構(gòu)成海洋生物的必需元素而轉(zhuǎn)移到生物體中去，并且逐級轉(zhuǎn)移，同時，這些生物的遺體及分解生成的固體物沉降到海底，在沉降過程中也會有微量元素溶解出來。海水中及海底的微量元素的溶出以及固定，與海洋環(huán)境的各種條件有關(guān)，因此，在不同地域的海水中或海底堆積物中，微量元素的濃度有明顯的差別。隨地域不同而濃度不同的元素有鈷、銀、鎳等，但是，鍶、鋇、銫、

5、銣、鈾、鉬等元素的含量與地域關(guān)系的差別不大。就非污染的淡水而言，其重金屬的含量大致一定，但它們的化學形狀卻有很大的不同。例如，天然水體中可溶性的鉛、鎘和鋅的化學形狀有顆粒物狀、離子形狀、無機和有機絡(luò)合物以及無機和有機膠體等。普通地說，金屬化學元素對水生生物的毒性大小依次為 Hg Ag Cu Cd Zn Pb Cr NiCo，許多實驗闡明，金屬的離子形狀要比與有機配位體結(jié)合的形狀有毒。結(jié)合的絡(luò)合物越穩(wěn)定，其毒性也越低。重金屬的根本化學特性決議重金屬在環(huán)境中的存在方式。重金屬的根本化學特性主要是構(gòu)成有機配位體和絡(luò)合物、構(gòu)成有機金屬化合物和參與氧化復原反響。構(gòu)成絡(luò)合物的電子供應體是水中或生物體內(nèi)的氨

6、基、羧基、磷酸根及SH等配位基，其結(jié)合有不可逆的，但是，原那么上來講是可逆的。有機金屬化合物是金屬與碳原子共價結(jié)合所構(gòu)成的化合物，與無機形狀的化合物相比，其生理活性有顯著的不同。參與氧化復原反響的金屬，由于其價態(tài)發(fā)生變化，因此，許多重金屬的作用也相應地發(fā)生很大的變化?？傊?，金屬元素在環(huán)境中存在的形狀和轉(zhuǎn)化，是環(huán)境化學研討的重要課題之一。目前，研討最多的重金屬是汞、鎘、鉻、鉛和砷等。這些重金屬是重要的環(huán)境污染物，對環(huán)境的污染具有潛在的危險性，所以遭到人們特別優(yōu)先的留意。汞地球巖石圈內(nèi)汞的豐度約0.03ppm。自然環(huán)境中汞的本底值不高，森林土壤約為0.0290.10ppm，耕作土壤約為0.030.

7、07ppm，粘質(zhì)土壤約為0.030.034ppm。土壤中的汞含量與土壤的構(gòu)成過程及利用情況有關(guān)。隨著人類消費活動的不斷開展，土壤中的汞含量也在逐漸地發(fā)生變化。汞及汞化物廣泛地用在制堿、催化、儀表等工業(yè)中，因此含汞廢水、廢碴等均可進入土壤。含汞農(nóng)藥的運用那么更直接地使土壤遭到汞污染。汞在土壤中的行為主要表如今土壤對汞的固定和釋放作用上。汞的固定和釋放受土壤條件的影響和制約。如土壤中腐殖質(zhì)和粘粒的含量不同，對汞的固定作用也呈現(xiàn)出明顯的差別。土壤中的腐殖質(zhì)對汞有很大的親和性，尤其在pH值較低時，汞更易于為土壤有機物所吸收。當pH值偏高時，土壤中礦物質(zhì)對汞的吸附作用相應地加強。土壤去除有機質(zhì)后，對汞的

8、固定作用會下降。由于土壤對汞有固定作用，使得土壤中相當一部分汞轉(zhuǎn)化為難溶的汞，不易為植物吸收，起到固定儲存的作用。因此可以說，土壤是汞的一個宏大的儲存庫。在一定的條件下，土壤中固定態(tài)的汞還能夠釋放出來，轉(zhuǎn)變?yōu)橐子诒蛔魑镂盏目山o態(tài)汞。汞的釋放不是單純的化學過程，而是一個復雜的生物化學過程。用黃土作水稻和小麥的盆栽實驗闡明，作物各個生長時期，可給態(tài)的汞量是不同的，如拔節(jié)期達14.4ppb，齊穗期為6ppb。最后作物中的含汞量可高達205ppb。土壤中汞的固定和釋放以及作物吸收汞的過程可概括如下：土壤中汞的固定與釋放隨條件不同而相互轉(zhuǎn)化。為了減少汞對糧食的污染，往往對土壤采取適當?shù)募夹g(shù)措施，使土壤

9、中可給態(tài)的汞轉(zhuǎn)化為固定態(tài)的汞。例如，施用磷肥一方面可添加土壤的磷素營養(yǎng)，同時還與土壤中的可給態(tài)汞作用而生成難溶性的磷酸汞，起固定汞的作用。施用含硫的有機肥料或者硫酸銨，在復原性條件下，也可將土壤中的汞轉(zhuǎn)化為難溶的硫化汞。此外，在酸性土壤中施用石灰來調(diào)理土壤的酸度，也有利于構(gòu)成難溶性的氧化汞。汞在自然界分布很廣，但普通豐度不高。水體中的汞濃度約在ppb級的程度。如河水中的汞濃度為1.0ppb，海水中約為0.3ppb，雨水中約為0.2ppb等。但是，受污染的水中濃度往往很高。污染水體中的汞主要工業(yè)排放的廢水以及汞礦床的分散等。汞在水體中的存在形狀與水體的氧化復原特性親密相關(guān)。汞在水體中能夠存在的化

10、學價態(tài)有零價的元素汞 Hg0、一價的汞 Hg+、二價的汞 Hg2+。主要是元素汞和二價汞。由于汞有很高的電離勢，因此它轉(zhuǎn)化為離子的傾向小于其它金屬。在水體復原性較高的區(qū)域中，汞不僅以硫絡(luò)合物及沉淀存在，而且還可以復原為金屬汞。在普通情況下，水體中的汞主要是金屬汞、氯化汞和氫氧化汞。水體中的無機汞可隨著水的流動作遷移運動，或沉降于水底并吸附在底泥中。在微生物作用下，無機汞可以轉(zhuǎn)化為有機汞，即主要轉(zhuǎn)化為一甲基汞和二甲基汞。這就是所謂汞的甲基化作用。汞的甲基化作用可在厭氧條件下發(fā)生，也可在好氧條件下發(fā)生。在厭氧條件下，主要轉(zhuǎn)化為二甲基汞。二甲基汞難溶于水，但它具有揮發(fā)性，易于逸散到大氣中。在弱酸性的

11、水環(huán)境中，二甲基汞還可轉(zhuǎn)化為一甲基汞；在好氧條件下，那么主要轉(zhuǎn)化為一甲基汞。一甲基汞是水溶性物質(zhì)，易于被生物吸收而進入食物鏈。當汞排入水體后，其中的一部分為硅藻等浮游生物吸收，而硅藻又是飛蛄等小昆蟲的食物，汞于是隨硅藻進入昆蟲體內(nèi)并積存起來。昆蟲死亡后，沉入河底，成為石斑魚等底層魚的餌料，汞再次被富集。鱔魚等食肉魚類又以石斑魚為食，于是再一次進展富集。最后，使鯰魚體內(nèi)的含汞量可高達5060毫克千克。比原來水體中的濃度高萬倍以上，比普通魚類體內(nèi)含汞量亦高900多倍。普通來說，汞經(jīng)過食物鏈富集可使某些生物體內(nèi)的含汞量比水體中的濃度添加幾倍至幾十萬倍。普通水生生物食物鏈是：浮游植物浮游動物貝類、蝦、

12、小魚大魚。我國第二松花江汞污染也較嚴重，魚體含汞平均達0.74毫克干克。漁民含汞量已到達水誤病患者的低限程度。這是一個很值得注重的問題。汞可經(jīng)過吸入、飲水和食物攝入，其中最主要的是經(jīng)過食物鏈攝入。由于甲基汞能在食物鏈中被高度濃集，因此，即使環(huán)境中甲基汞的濃度異常低微，經(jīng)過食物鏈后，也能將較大量的甲基汞保送到人體內(nèi)，從而呵斥宏大危害。汞在體外與硫化物有高度親和性，可結(jié)合成不溶解的硫比汞。汞進入人體后，也有類似的特性。汞離子與體內(nèi)的流基-SH有很強的親和性，結(jié)合構(gòu)成巰醇鹽。體內(nèi)含巰基最多的是蛋白質(zhì)，如腦的灰質(zhì)部分含量最多，因此汞也就最易積存在大腦中，引起以神經(jīng)損害為主的病癥。急性汞中毒常由于誤食含

13、汞物質(zhì)引起，表現(xiàn)為腹痛、嘔吐、水和電解質(zhì)喪失及休克等。假設(shè)吸入高濃度的汞那么可發(fā)生胸痛、咳嗽、呼吸困難等病癥。慢性汞中毒多由職業(yè)性接觸引起，表現(xiàn)為神經(jīng)系統(tǒng)病癥和胃腸道反響。環(huán)境污染導致的中毒以甲基汞中毒最為重要。由于甲基汞主要損害神經(jīng)系統(tǒng)，因此出現(xiàn)諸如頭痛、疲憊、健忘、心情異常等普通病癥，隨后出現(xiàn)覺得異常、言語妨礙、運動失調(diào)、視野減少、聽力妨礙等甲基汞中毒病癥。但是，接觸甲基汞量即使很少而未出現(xiàn)中毒病癥者，亦能夠?qū)ι眢w呵斥潛在的危害。如婦女攝入少量甲基汞可導致流產(chǎn)、死產(chǎn)，或分娩的嬰兒精神愚鈍，甚至患先天性水俁病。在水俁病流行期間，曾出現(xiàn)過不少這類先天性癡呆兒。汞污染呵斥的危害是駭人聽聞的，因此

14、有人將汞稱為環(huán)境污染的“元兇。汞有機化后的甲基汞也有明顯的致畸作用。曾有用甲基汞殺菌劑污染的種子喂豬，孕婦食用含汞豬肉后，其嬰兒發(fā)生腦麻木病癥者。注射甲基汞也可引起子鼠嚴重畸形，體外實驗還闡明，有機汞可使淋巴細胞染色體碎裂。鉻土壤中含鉻最估計約為100ppm左右。不同類型的土壤含鉻量的差別非常懸殊。大致范圍在53000ppm。鉻及鉻化物在工業(yè)上運用較多，如印染、電鍍、皮革、化工等行業(yè)，都有含鉻的廢水廢碴排出，從而使部分地域遭到鉻的污染。鉻在土壤中的行為受土壤的pH值和氧化復原電位的制約。在正常的pH值和氧化復原電位Eh條件下，鉻通常以四種化學形狀存在著：三價態(tài)的鉻有Cr3+陽離子型和CrO2-

15、陰離子型；六價態(tài)的鉻有Cr2O2-7型和CrO2-4型兩種。在適當?shù)耐寥拉h(huán)境條件下，三價形狀的鉻和六價形狀的鉻可以相互轉(zhuǎn)化。影響轉(zhuǎn)化的主要要素是土壤的氧化復原形狀。普通情況下，土壤中的鉻主要以三價態(tài)的難溶的氧化物方式存在著，它對作物的可給性比較低。普通在土壤中難以檢測出六價態(tài)的鉻，由于六價態(tài)的鉻受有機質(zhì)作用而轉(zhuǎn)化為三價態(tài)。當土壤中有機質(zhì)含量大于2以上時，六價態(tài)的鉻幾乎全部被復原為三價態(tài)。土壤中有機質(zhì)復原鉻的才干隨有機質(zhì)含量的添加而加強。在種植作物的土壤中，普通都存在著有機質(zhì)，特別是在大量施用有機肥料的土壤中，有機質(zhì)更多，六價態(tài)的鉻也就更難檢出。鉻在土壤水溶液中的溶解度還取決于pH值。對于三價態(tài)

16、的鉻來說，當土壤水溶液的pH值上升到4以上時，三價鉻的溶解度減小；當pH值到達5.5時，三價鉻幾乎完全沉淀。對于六價態(tài)的鉻來說，在溶液中有鉛存在時，當pH值添加到45以上，六價鉻就開場沉淀析出；當pH值接近于6時，六價鉻化物幾乎完全不溶解，生成沉淀物。但是，當pH值上升到8以上時，六價鉻的溶解度又開場增大。從實際上講，在通氣良好的土壤中，三價鉻有能夠轉(zhuǎn)化為六價鉻，但在實踐上，很少發(fā)現(xiàn)土壤中有六價鉻存在。土壤中的鉻對農(nóng)作物的影響與其價態(tài)有關(guān)。例如，在栽培水稻的水培中參與鉻，發(fā)現(xiàn)5ppm的六價鉻便開場對水稻的生長發(fā)生危害；10ppm以上時可察看到明顯的危害；六價鉻的濃度進一步升高，便發(fā)生水稻枯死。

17、然而三價鉻的濃度達50ppm時方可察看到水稻的枯死景象。植物吸收了土壤中的鉻以后，主要積存在莖葉里，籽實中的鉻含量普通都很少。有人曾研討過用含鉻廢水灌溉的植物體的含鉻量，與用河水灌溉的植物相比較，發(fā)現(xiàn)胡蘿卜含鉻要高10倍，白菜高4倍，番茄也高4倍。由于鉻攝入過量是有毒的，因此我國規(guī)定灌溉污水中鉻的含量不得超越0.1毫克升。鉻在水環(huán)境中最重要的形狀是價態(tài)轉(zhuǎn)化，在水環(huán)境中，三價鉻和六價鉻相互之間可以發(fā)生價態(tài)轉(zhuǎn)化。六價鉻能被二價的鐵、溶解的硫化物以及某些帶疏基基團的有機化合物復原為三價鉻；同時，三價鉻又能被水中的溶解氧緩慢地氧化為六價鉻。假設(shè)水體的pH值為6.58.5時，三價鉻可發(fā)生如下反響：在同樣

18、條件下，六價鉻又可被二價鐵復原：所以，水體中三價鉻與六價鉻存在著一個氧化復原的動態(tài)過程，不斷變化著的水環(huán)境的復雜要素影響著鉻的遷移轉(zhuǎn)化行為和形狀分布。在江河中，一些難溶的三價的鉻化物被水體中的固體物質(zhì)吸附之后，主要以三價態(tài)的鉻積累于河流的堆積物中。但是，假設(shè)水環(huán)境條件發(fā)生了變化，那么三價鉻就開場轉(zhuǎn)化為六價態(tài)的鉻，變?yōu)榭扇苄缘你t而在水中積累。因此，當我們測定或評價水體受鉻的污染情況時，就不能僅僅根據(jù)水中六價鉻的濃度程度作出評價，還要思索究竟質(zhì)中難溶的三價鉻的程度。也就是必需思索到既包括三價鉻又包括六價鉻在內(nèi)的總的含鉻量。海水含鉻化物普通在1ppb級程度，主要是三價鉻和六價鉻。在海洋中，隨著水深的

19、添加，三價鉻的濃度相應添加，這能夠是由于海洋中有機物的復原作用使六價鉻被復原所致。海洋底質(zhì)對三價鉻吸附較劇烈，對六價鉻吸附甚弱。當含有六價鉻的廢水排入海洋后，海水中的有機物能將六價鉻迅速地復原為三價鉻，而底質(zhì)又把三價鉻吸附并沉降到海底，因此，海水有相當可觀的凈化鉻污染的才干。經(jīng)動物實驗證明，鉻化物的毒性與其存在的化學形狀有關(guān)。六價鉻比三價鉻的毒性約高100倍左右。目前，鉻被當作致癌的金屬之一，除了六價的鉻化物如三氧化鉻、鉻酸鈣、鉻酸鋅外，三價的鉻化物如三氧化二鉻也對實驗動物誘發(fā)出肺癌。因此，鉻的污染是須仔細對待的問題。我國的工業(yè)“三廢排放試行規(guī)范規(guī)定，六價鉻的最高允許濃度為0.5毫克升，而飲用

20、水中六價鉻不得超越0.05毫克升。此外，由于鉻可被植物吸收，因此也規(guī)定灌溉污水中的總鉻量不得超越0.1毫克升。鎘在元素周期表中，鎘與鋅是同族元素。在天然礦物中，鎘與鋅、鉛、銅、錳等元素共生、主要以硫化鎘和碳酸鎘的方式存在于鋅礦中。鋅礦普通都含鎘0.10.5左右，有的甚至高達25。因此在鋅等金屬冶煉過程中，就有鎘化物排出，呵斥污染。土壤中鎘的濃度普通約為0.4ppm左右，受鎬污染的土壤中含鎘量可高達幾十個ppm。同其它重金屬污染物一樣，水溶性的鎘在土壤環(huán)境中的行為受土壤pH值和氧化復原電位等要素的制約。在不同的pH值和氧化復原電位的條件下，鎘的溶解度是不斷地變化的。普通水溶性鎘的溶解度隨土壤懸浮

21、液中的氧化復原電位的增大而添加，并且隨pH值的降低而相應地添加。鎘的這種行為，能夠是由于在低氧化復原電位的條件下生成硫化鎘沉淀物所引起的。土壤懸浮液中氧化復原電位的高低不僅影響鎘等重金屬的溶解度，而且還影響到植物對鎘的吸收。例如，當土壤中的氧化復原電位在+200至+400毫伏和pH值在 58的條件下，總的說來，水稻的總鎘吸收情況是隨氧化復原電位的增大和pH值的減小而相應地添加。鎘在水稻中是很容易遷移的。假設(shè)鎘被水稻的根組織吸收，鎘能很快地從根部遷移到幼苗。水稻吸收的鎘大部分積累在幼苗中，這能夠是由于水溶性的鎘容易隨水分挪動的緣故。鎘在地殼中的豐度為0.2ppm左右，海水中鎘的豐度約為0.11p

22、pb。在大部分地面水體中，鎘的濃度約為1微克升。某些地方的自來水也含有鎘，甚至到達幾十個ppb程度，這是由自來水管道含有的鎘污染引起。鎘同汞和鉻一樣，在水體中的遷移轉(zhuǎn)化行為依賴于水體的pH值，膠體顆粒物對鎘化物的吸附作用，水體的氧化復原電位特性等要素的影響。如水體中鎘化物濃度的變化，在很大程度上受水體中各種氧化物、碳酸鹽、硫酸鹽和硫化物的溶解度的制約。特別是鎘的絡(luò)合和螯協(xié)作用使鎘化物溶于水中，提高了鎘在水中的溶解度。此外，土壤微粒、各種氧化物和氫氧化物構(gòu)成的膠體顆粒物以及有機物腐植酸，都對水體中的鎘化物有很強的吸附作用。顯示出三氧化二鋁Al2O3與二氧化硅SiO2對鎘的吸附形狀。當水體的pH降

23、到一定范圍時，三氧化二鋁和二氧化硅對鎘呈負吸收形狀，這闡明，被這些氧化物吸附的鎘在降低水體pH值的情況下，解吸而重新溶解到水體中。水體中的有機物腐植酸對鎘的吸附作用隨著水體pH值的添加而加強，腐植酸對鎘的吸附才干與含有羧基的合成吸附劑的吸附才干類似。鎘在水體中的形狀分布也受水環(huán)境氧化復原電位的影響。如吸附在堆積物外表的鎘化物，隨著水體氧化性加強，會逐漸解吸而釋放在水體中，從而添加了水體中鎘的濃度。與此相反，假設(shè)水體的復原性加強，那么有利于堆積物對鎘的吸附。鎘化物是毒性很大的物質(zhì)。水中含鎘濃度達0.21.1毫克升時，就可使魚類死亡；即使飲水中鎘濃度低至0.1毫克升，也能在人體組織內(nèi)積累，并導致疾

24、病。我國規(guī)定，在工業(yè)車間排水口，鎘及其無機化合物的最高允許排放濃度不得大于0.1毫克升，而且不得以稀釋方法替代必要的處置。1944年前后，在日本富山縣神通川流域發(fā)現(xiàn)一種奇異的“疼痛病，后來患病的人逐漸增多?；颊叨酁槔夏陭D女，病狀慘不忍睹。起初，患者開場腰痛、下肢肌肉痛，繼那么渾身骨節(jié)疼痛，稍受碰撞或咳嗽打噴嚏就可導致骨折，甚至一呼一吸都劇痛不已，到后來骨骼嚴重變形，在劇痛中凄慘致死。起初有人以為這能夠是鉛中毒引起，后來又以為是風濕病、骨軟化、重金屬慢性中毒癥等。直到1968年，日本才確認“骨痛病是鎘中毒引起的一種公害病。鎘主要經(jīng)過飲水和食物攝入人體。在日本富山縣骨痛病病區(qū)，井水中含鎬0.001

25、ppm，河水中含鎘0.0010.009ppm，河流底質(zhì)中含鎘在0.165.0ppm范圍?；疾〉膵D女每日經(jīng)消化道攝入的食品含鎘達0.6毫克，從飲水攝入的鎘達11.4毫克。鎘也可經(jīng)吸入而攝入人體，并且吸入后的吸收比食入后的吸收大得多，吸入的毒性比經(jīng)口攝入的毒性大約60倍之多。從這點看，該當留意職業(yè)性的防護。此外，香煙也是人體攝入鎬的重要途徑。每支香煙含鎘在1微克以上，有的高達30微克，據(jù)估計，每天吸20支煙的人吸入鎘約1416微克，而普通人經(jīng)飲水攝入的鎘量在020微克，因此吸煙的攝入量不可忽略。在消費中，吸入大量鎘塵或鎘蒸氣后，會引起急性中毒，表現(xiàn)為口干、頭痛、眩暈、呼吸道刺激引起急性肺炎、肺水腫

26、等，死亡率達 1520。食入大量鎘亦會引起中毒。長期吸入低濃度的鎘可導致慢性中毒。鎘被吸入后，在肺細胞中堆積，然后經(jīng)過血液進入肝和腎，引起肺氣腫、腎功能損害、支氣管炎、高血壓、貧血等。鎘的慢性中毒能在門牙和犬齒的根部出現(xiàn)黃色的“鎘環(huán)。經(jīng)口長期攝入，也可在體內(nèi)蓄積，引起中毒。上述的日本發(fā)生的“骨痛病就是長期食入含鎘的米與飲用含鎘的水逐漸蓄積的結(jié)果，其埋伏期達1030年。此外，還發(fā)現(xiàn)鎘有致癌、致畸和致突變作用。有調(diào)查發(fā)現(xiàn)，消費鎘電池的工人易發(fā)生前列腺癌。有人指出，腎癌與接觸鎘親密相關(guān)。動物實驗證明，氯化鎘可引起大鼠胎仔的畸變。對骨痛病患者進展的研討亦闡明，鎘能引起人的染色體畸變。這些研討闡明，鎘除

27、能引起骨痛病一類的慢性中毒癥外，對人類還有更大的潛在性的危害。鉛地球巖石圈內(nèi)鉛的豐度為16ppm。土壤中含鉛量普通為16ppm左右，已耕作的土地的含鉛量約為300ppm。由于鉛早已被煉制出來并制成用品，因此鉛對環(huán)境的污染已相當廣泛。目前，由于把四乙基鉛用作汽油的防爆劑，因此使大氣里含有不少鉛。土壤中的鉛除天然本底外能夠是由含鉛的飄塵的降落，含鉛的油漆等途徑來的。土壤中水溶性鉛的濃度同樣也遭到土壤氧化復原電位和pH值的制約。水溶性鉛的濃度隨氧化復原電位和pH值的增大而逐漸減少。呵斥這種景象的緣由是多方面的，但是以氫氧化鉛PbOH2和碳酸鉛PbCO3形狀而出現(xiàn)的鉛沉淀，能夠是支配土壤溶液中鉛濃度的

28、一個重要要素。土壤的氧化復原電位不僅影響水溶性鉛的溶度，而且還影響著植物對鉛的吸收才干。例如，水稻對鉛的總吸收量隨著氧化復原電位和pH值的添加而相應地減少。隨著氧化復原電位和pH值的添加，水稻的根對鉛的吸收也相應地減少。但是，當察看土壤的pH值對水稻幼苗中鉛積累的作用時，發(fā)現(xiàn)pH值由8順序降低到5時，水稻幼苗的鉛積累相應地逐漸添加。因此，在酸性的土壤條件下，更有利于鉛向水稻幼苗的遷移。據(jù)測定闡明，土壤中含鉛量為41ppm時，生長在其上的植物根部含鉛量約為42ppm，莖葉含鉛量約為6ppm。植物生長的速度越快，其莖葉的含鉛量就會越少。由上可以看出，假設(shè)能采取有效的農(nóng)業(yè)技術(shù)措施，合理地調(diào)整土壤環(huán)境

29、的氧化復原電位與酸度，就有能夠影響鉛在土壤環(huán)境中的行為，有能夠減少植物對鉛的吸收。在天然水體中，鉛的含量普通都比較低，其濃度約為0.0010.01ppm，海水中的含鉛量約在 0.01ppm以下，河水中約為0.005ppm。鉛同其它重金屬元素一樣，也在水體中發(fā)生溶解和絡(luò)協(xié)作用，吸附和沉淀作用。鉛化物在水體中的吸附作用，受水環(huán)境的pH值的制約。例如，膠體顆粒物三氧化二鋁和二氧化硅能有效地吸附水體中的鉛化物。但是，當水體的pH值逐漸降低時，三氧化二鋁和二氧化硅對鉛的吸附作用卻呈現(xiàn)出負吸附景象，這時鉛被脫附，即從固體吸附物上解脫而釋放到水體中。與此相反，當水體pH值較高時，那么鉛就被這些氧化物所吸附。

30、水環(huán)境的氧化復原特性對鉛在水體中的形狀有重要影響。普通天然水體并不完全處于氧化復原的平衡形狀。在港灣和湖泊的水體中，與大氣相接觸的表層水，堆積物界面處的底層水，這兩種水層的氧化復原電位有著顯著的差別，并表現(xiàn)出較大的氧化復原電位梯度，同時，氧化復原還與水體的物理分散要素及水生生物的分散情況有關(guān)。在大多數(shù)水生環(huán)境中，正二價態(tài)的鉛Pb2+是鉛的穩(wěn)定氧化形狀。隨著水環(huán)境氧化復原電位的pH值的變化，對鉛離子形狀沒有多大影響，但影響鉛化物的其它陰離子基團。鉛及其化合物對人體的毒性與鉛化物在體液中的溶解度有關(guān)。鉛化物的溶解度越大，就越容易被吸收，同時鉛化物的粒徑越小，也越易于吸收，因此對人體的毒性也就越大。

31、鉛是目前最為廣泛的污染元素，它可經(jīng)吸入以及飲水和食物攝入人體。鉛及其化合物對人體很多系統(tǒng)都有毒性作用，最突出的是對造血系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)以及腎臟的毒害。鉛對造血系統(tǒng)的作用主要是抑制血紅素合成和溶血，由此呵斥貧血；鉛對神經(jīng)系統(tǒng)的毒作用主要累及大腦、小腦，也進犯脊髓和周圍神經(jīng)，神經(jīng)細胞損傷以小腦皮質(zhì)為重，這種損傷的機理還不非常清楚；鉛對腎的影響可見可逆性近曲小管功能失調(diào)，對小有機分子再吸收妨礙等。此外，鉛還能夠?qū)е卵墀d攣等病變，諸如腹絞痛、鉛中毒性腦病、神經(jīng)麻木等，都能夠是由血管痙攣引起的。目前，環(huán)境中的鉛污染日益嚴重。越來越多的證聽闡明：慢性而長期地吸入鉛，可引起一系列生理病理變化。即使攝入的鉛的

32、劑量缺乏以產(chǎn)生典型的臨床病癥，但對機體也有損害作用。如添加機體對感染的易感性，影響生殖與發(fā)育，呵斥女人的死胎、流產(chǎn)、早產(chǎn)、畸型以及嬰兒精神滯呆等。鉛的最嚴重的危害能夠是對兒童的慢性毒害作用。尤其重要的是兒童的大腦對鉛損害的敏感性要比成人高得多。據(jù)調(diào)查，鉛污染導致兒童智力低下，心思異常，學習成果下降以及一些行為上的妨礙。這個問題已引起廣泛的社會留意?？脊艑W家曾發(fā)現(xiàn)，古羅馬貴族的尸體上常有硫化鉛的黑斑。經(jīng)考證，原來古羅馬貴族曾用鉛做自來水管，水中溶解的氧與鉛起化學反響，生成微溶于水的氫氧化鉛。鉛經(jīng)飲食被攝入人體后，就取代骨中的鈣而積存在骨骼中。人死后，尸體腐爛產(chǎn)生的硫化氫與骨骼中的鉛構(gòu)成硫化鉛。在

33、古羅馬，貴族方可享用鉛制品，如鉛制器皿、婦女裝飾品、加鉛丹Pb2O4的葡萄醬等，這就使古羅馬貴族遭到鉛的毒害。鉛中毒除引起神經(jīng)損害外，還會引起畸胎、流產(chǎn)和不育，即使嬰兒長大，也是低能兒。由于鉛的毒害，古羅馬貴族的出生率低。有人以為，這對古羅馬帝國的衰落有一定影響。據(jù)報道，蓄電池廠工人接觸中等劑量鉛蒸氣一個月，發(fā)現(xiàn)細胞染色體斷裂的畸變率添加。因此，鉛的廣泛污染確實值得留意。砷砷是廣泛地分布于自然界的一種化學元素，無論土壤，人體或者動、植物體內(nèi)都含有微量的砷。地殼含砷約為25ppm，普通土壤中砷的含量約為130ppm，而運用過含砷農(nóng)藥的土壤里砷往往可以積累到50ppm以上。按照土壤的性質(zhì)來說，腐植

34、土中含砷量較高，砂土的含砷量那么較低，也就是說，含有機質(zhì)成分高的土壤里砷含量也都比較高。表層土壤里的砷，易于被空氣氧化，主要構(gòu)成毒性較低的砷酸鹽化學形狀，大部分砷化物與土壤膠體和有機物相結(jié)合而存在于土壤中，而且水溶性的砷化物極少。砷在土壤中的化學形狀與土壤的氧化復原電位關(guān)系親密。在普通情況下，旱田土壤中的砷主要以砷酸方式存在，漬水土壤中由于氧化復原電位降低，因此砷主要以亞砷酸的形狀存在。亞砷酸H3AsO3的毒性要比砷酸H3AsO4大得多。由此可見，當土壤處于氧化形狀時，土壤中的砷主要是以五價態(tài)的砷酸存在，它的毒性較小，而當土壤處于漬水的復原形狀時，砷酸就被復原為亞砷酸，砷就以三價態(tài)的亞砷酸存在

35、，其毒性就猛烈添加。土壤的氧化復原電位取決于土壤整個體系的氧化復原電位，而與土壤中的各個氧化物質(zhì)和復原物質(zhì)無關(guān)，也就是說，完全受土壤中處于氧化形狀的元素和化合物以及處于復原形狀的元素和化合物的總體所支配。因此，上述方程的氧化復原電位還不能反映出土壤體系中的砷酸和亞砷酸的比率關(guān)系。實踐上，土壤的氧化復原電位和砷酸與亞砷酸的比例關(guān)系極為復雜。在作土壤的培育實驗時，當氧化復原電位約為零毫伏時0mV，就發(fā)現(xiàn)水溶性的砷添加。進一步作栽培水稻的實驗發(fā)現(xiàn)，當氧化復原電位在50毫伏以下時，砷就顯著地危害水稻的生長發(fā)育。因此，當水田土壤的氧化復原電位處于100毫伏時，就能夠構(gòu)成亞砷酸。土壤中的砷被作物吸收之后，

36、就能夠危害作物的生長發(fā)育。普通以為，砷危害作物的緣由是由于砷妨礙了作物中水分的保送，使作物根以上的地上部分氮和水分的供應遭到限制，呵斥作物枯黃。對于砷對作物的危害人們曾作過不少研討。根據(jù)普通的盆栽作物實驗的結(jié)果來看，當土壤的施砷量為 25ppm時，作物就減產(chǎn)10，施砷量為 50ppm時，作物減產(chǎn)20，施砷量達100ppm時，作物減產(chǎn)40。更大劑量的砷那么能夠呵斥作物枯黃死亡。此外，不同類型的土壤對砷的危害程度有很大的影響。例如，在吸附力弱的砂土中，砷對作物的危害最大，反之，在吸附力強的粘土中，就不大容易發(fā)生砷害。砷在作物體內(nèi)的分布也不平衡。在蔬菜的地上部分比地下部分積累的多，水稻那么是根部積累最多，莖葉次之，稻殼與糙米中最少。在天然水體中，淡水含砷量都比較低，平均濃度約為0.00150.002毫克升；海水含砷量約在 0.055微克升。各種砷化物由多種渠道進入水體以后，其物理化學行為在很大程度上受水環(huán)境氧化復緣由素的制約。由于表層水處于富氧形狀，因此，表層水中的