干旱区绿洲土壤中重金属的形态分布及生物有效性研究

1、干旱区绿洲土壤中重金属的形态分布及生物有效性研究以土壤-油菜(Brassica campestris)系统实验分析为例摘要：通过野外采样调查和实验分析，对干旱区绿洲典型受污染地区油菜中的重金属镉(Cd、Pb、Zn和Ni）的形态分布特征和生物有效性进行了研究。结果表明：供试绿洲土壤原状土中，Cd、Pb、Zn和Ni均以稳定的残渣态形式存在；而在处理土壤中，重金属被钝化的量有限，Cd的存在形式主要以碳酸盐态为主，Pb、Zn和Ni则主要以铁锰氧化态为主；4种元素的活性大小依次为CdPbNiZn。根据相关性分析，油菜根部和叶部Ni含量均与土壤中Ni的各非残渣态含量几乎都有相关性，表明当土壤中Ni以非残渣

2、态存在时,活动性Ni的总浓度高,其潜在的能被生物吸收利用的可能性也最大；油菜根部的Zn含量与土壤中Zn的碳酸盐结合态含量有显著的正相关性；油菜各部位对和Pb的吸收量与土壤中各形态分配系数之间无显著相关关系。关键词：绿洲土壤；重金属Cd、Pb、Zn和Ni；形态分析；生物有效性Experiments on Speciation and bioavailability of Selected Heavy Metals in Arid Oasis Soil, Northwest ChinaAbstract: On the basic of the investigation and experimen

3、ts, collected the soil samples from Arid Oasis areas compounded with heavy metals solution and sowed Brassica campestris seeds and investigated the speciation and bioavailability of the vegetables. The results shows that the chemical form contents of Cd、Pb、Zn and Ni existed in residual fraction in u

4、ntreated soils mainly while in treated oasis soils the activity order of the four selected heavy metals was CdPbNiZn. According to the results of regression analysis, it was found that every un-residual fraction made high co relationship to the accumulation of metal Ni in the root and leaf of Brassi

5、ca campestris.Key words: Oasis soils; Cd、Pb、Zn and Ni; Speciation analysis; Bioavailability 1前言土壤-植物系统是陆地生态系统中最基本的结构单元,也是生态系统物质能量循环的枢纽1。土壤是环境要素的重要组成部分,它同时承担着环境中约90%的各种污染物2。土壤的重金属污染是当今面积最广、危害最大的环境问题之一。在土壤-植物系统中,重金属（主要包括Cd、Cr、Hg、Pb、Cu、Ag、Ni 等）污染不但影响植物产量与品质,而且也影响大气和水环境质量,并通过食物链危害人类的生命和健康,更为严重的是这种污染具有隐蔽

6、性、长期性、不可逆性及后果严重性等特点。干旱区绿洲农业是中国西北内陆地区农业的重要组成部分，随着工矿业的发展以及污灌的普及,中国干旱区部分城市农田土壤及农作物中都有一定的重金属积累3-4。虽然有的重金属如Cu和Zn是作物生长中必需元素,但过量的重金属进入农田土壤后将在作物中积累,威胁人类健康。其中蔬菜是人们生活中必不可少的食物,也是十分重要的经济作物。因而最近十几年有关作物中的重金属含量以及相关的人体健康风险受到越来越多的关注4-6。因此开展干旱区绿洲农田蔬菜及其土壤重金属污染状况及其对人体健康风险评价的研究具有重要意义。重金属污染物在环境土壤中的迁移转化规律,并不完全取决于它的总浓度,而是取

7、决于化学形态本性, 因此只有借助形态分析才能阐明重金属进入土壤环境的方式、迁徙、转化过程的本质,才能揭示重金属污染物在土壤中的行为特性,为重金属污染土壤提供经济、有效的修复方法。对于重金属的形态分析，具有代表性的形态分析方法是由Tiesser 等人提出的7-8，将土壤或者沉积物中的金属元素分为可交换态、碳酸盐结合态、铁- 锰氧化物结合态、有机物结合态与残渣态。生物有效性的概念首次出现的时候是基于物理化学的概念,认为它是在水体环境中,污染物在生物传输或生物反应中被利用的程度9。而如何确定环境中重金属元素的生物有效性是环境科学领域里的热点问题，Helegesen10 等将生物有效性定义为提取态中元

8、素的含量与植物中富集该元素之比。土壤中的重金属元素的生物有效性在很大程度上取决于元素的存在形态,从某种角度上讲,形态分析是生物有效性的基础,而生物有效性是形态分析的延伸。目前大多数生物有效性的研究方法还都是通过确定污染物在环境中的形态和分布,再将这些形态分布与生物体中污染物的富集量通过Pearson相关系数进行统计分析。本文以干旱区绿洲典型受污染土壤-蔬菜系统为研究对象，采用实地调查和实验的方法，重点讨论了干旱区绿洲地区重金属污染对该地区蔬菜的污染程度及其对人体造成的健康风险，为典型区域的农田土壤重金属的含量阈值的确定及制定区域土壤修复方案和土壤污染防治政策提供科学依据。2研究方法2.1盆栽试

9、验试验土壤为甘肃河西城郊绿洲土，主要理化性质见表。试验采集绿洲耕作土壤晾干后过筛。按表将不同剂量组合的重金属硝酸盐溶液加入干土中拌匀装入花盆，加水使土壤含水量为田间持水量的，按照农作制度播入菜种；每种组合设个平行。天后分别取回土壤和油菜样品。新鲜油菜经清洗后分别称取根、株鲜重，并测其根长和株长。鲜样在杀青小时后，再在下烘干小时，恒重后称量、粉碎过目筛待用。土壤样品经风干、磨细后过目筛，四分法取其中待用。表试验区土壤理化性质Table 1 some physical and chemical properties of the experimental soils土壤类型PH值有机质%阳离子交换

10、量cmol/kgCd mg/kgZn mg/kgNimg/kg灌漠土8.161.548.10.5562.9753.86试验采集绿洲耕作土壤晾干后过筛。按表将不同剂量组合的重金属硝酸盐溶液加入干土中拌匀装入花盆，加水使土壤含水量为田间持水量的，按照农作制度播入菜种；每种组合设个平行。天后分别取回土壤和油菜样品。新鲜油菜经清洗后分别称取根、株鲜重，并测其根长和株长。鲜样在杀青小时后，再在下烘干小时，恒重后称量、粉碎过目筛待用。土壤样品经风干、磨细后过目筛，四分法取其中待用。表试验土壤中重金属处理浓度设计（单位：）Table2 Design of the experiment and treatme

11、nt concentration of heavy metals added (units: mg/kg)剂量水平 0 1 2 3 4 5 6 7 8Cd 0 0.35 0.75 1.25 1.8 2.5 3.5 5 7.5Pb 0 75 150 230 320 450 700 1000 1350Zn 0 50 100 180 300 450 600 800 1000Ni 0 60 110 170 250 350 500 750 11002.2.样品分析测试2.2.1全量分析土壤重金属全量分析采用HNO3-HF-HCLO4三酸法消解11，其中Zn用BG/T17138-1997标准,Pb和Cd用

12、BG/T17141-1997,Ni用BG/T17139-1997。 油菜样品采用GB/T5009中规定的HNO3-HCLO4体系进行消解.菜样全量分析，其中 Zn根据GB/T5009.14-1996，Pb根据GB/T5009.12-1996，Cd根据GB/T5009. 15-1996， Ni根据:GB/T16343-1996。测定含量均为全量。所有消解液经0.5%的硝酸溶液定容至50ml容量瓶，利用美国Thermo Fisher的SOLLAR AA M6 原子吸收光谱仪测定各重属含量，土壤中的Zn、Ni和油菜中的Zn采用火焰法测定，土壤中的Cd和油菜中的Cd、Ni采用石墨炉法进行测定。采用平行

13、样和GSS-1标准土样和GSB-6标准油菜样进行监控质量，误差控制在5%以内,分析时采用国标溶液控制工作曲线。实验试剂均选用优级纯试剂，实验用器皿在使用前均经过10硝酸浸泡24h以上。采用SPSS11.5统计软件和Microsoft Excel软件开展数据处理。2.2.2形态分析按照tessier的五步提取法7开展形态分析，即将重金属形态分为可交换态(EXC)、碳酸盐结合态(CAB)、铁-锰氧化物结合态(FMO)、有机物结合态(OM)和残渣(RES) 5 种形态，各个形态的具体提取过程为：（1）可交换态：称取1g过100目筛土壤样品，放入离心管中并同时标记，（因为过程中没有标准物质全程监控，所

14、以每隔8个样做一个平行样，或采取每一个样用两个平行），加入8ml1mol/l的Mgcl2，调节PH值为7.0，在室温下（25±5）振荡2h，然后在4000r离心机上离心20min。取上清液移入50ml容量瓶，定容待测。（注意滤纸和离心管中溶液的二次洗涤）。（2）碳酸盐结合态：取上次剩下的残渣，加入1mol/l的NaAC8ml，PH值为5.0，在25±5振荡5h，然后在4000r离心机上离心20min。取上清液移入50ml容量瓶，定容待测。（3）铁锰氧化态：在残渣中加入20mol/l0.04mol/l盐酸羟铵，以及25（体积比）的醋酸，调节PH值为2，在96的水浴下6h，偶尔

15、振荡，取出放入离心机离心20min，移取上清液入50ml容量瓶，定容待测。（4）有机物结合态：在残渣中加入5ml30的双氧水，3ml0.02mol/l的硝酸，慢慢搅拌，待反应平缓后，置于恒温水浴中间歇搅拌，在86±1下提取2h，然后取出冷却，再补加上述混合溶液在水浴中（86±1）提取3h，使样品氧化完全，然后加入5ml3.2mol/l的NH4AC溶于体分数为20的硝酸中，在室温下提取30min，离心20min，移取上清液入50ml容量瓶，定容待测。（5）残渣态：用全量与以上4种可提取态总和的差值计算。3结果与分析3.1土壤中重金属Cd、Pb、Zn和Ni的形态含量及其分布规律

16、图18分别为供试绿洲土壤不同剂量组合下Cd、Pb、Zn和Ni在土壤中的形态含量及其赋存形态分布系数的变化图，其中图2、图4、图6和图8依次为Cd、Pb、Zn和Ni在原状土、最接近干旱区绿洲土壤本底值的2号水平（Cd：0.75； Pb：150；Zn：100；Ni：110）较接近干旱区绿洲受污染土壤平均含量的5号水平（Cd：2.50； Pb：450；Zn：450；Ni：350）和最高浓度剂量8号水平（Cd：7.5； Pb：1350；Zn：1000；Ni：1100）时的赋存形态分布比例图。由图可见，与原状土相比，在各剂量水平下土壤中Cd、Zn、Pb和Ni 4金属的赋存形态各有特征但有共同的趋势，即原

17、状土壤中的Cd、Zn、Pb和Ni 主要以稳定的残渣态形式存在，随着可溶态金属浓度的增加，非残渣态含量逐渐增大，所占百分比也明显提高，但残渣态含量基本上没有发生明显的变化。在Cd、Pb、Zn和Ni的添加变异系数分别为 80.07%、78.67%、73.76% 和81.52%时，各重金属的非残渣态含量变率依次为23.74%、42.55%、12.89% 和17.92%。这表明在本研究中，碱性绿洲土壤在重金属外源污染下，随着剂量的增加残渣态含量并无明显的变化，即可被钝化的重金属量有限，更多的重金属量则直接或者间接与生物吸收之间产生一定的关联，也使土壤-油菜系统受到的潜在污染危害程度逐渐加深。此外，对照

18、比较4种金属各形态分布系数可知，在不同剂量水平组合下，可交换态和碳酸盐结合态对不同元素的吸附次序为CdPbNiZn；铁锰氧化态和有机物结合态对不同元素的吸附次序为NiZnPbCd，说明这4种元素在土壤中的活性大小依次为CdPbNiZn12。3.1.1 Cd 在土壤中的形态分布规律由图1可知，绿洲土中各形态 Cd 的含量随着添加量的变化规律如下：在原状土中，Cd 主要呈现为残渣态，随着添加量的增加，残渣态含量稍有降低，其变异系数（Cv）为23.74%，其它四种形态含量均呈增长趋势：其中可交换态变异系数最大，Cv 值为 114.1%，其次为铁锰氧化态，Cv 值为 80.96%，碳酸盐结合态和有机物

19、结合态的变异系数分别为69.74%和51.07%。从图可知，在原状土壤中，残渣态是 Cd 的主要赋存形式，其分布系数为54.49，其次为碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态，分布系数分别为22.87和21.66，可交换态所占比例最少，只占0.98。随着添加量的增加，残渣态和有机物结合态含量逐步减少，其中残渣态呈锐减趋势；可交换态、铁锰氧化态分布系数呈增长趋势，其中可交换态分配系数显著增加，且在非原状土中Cd元素的非残渣态含量都占据绝对优势，说明在较高的剂量情况下，土壤中可被固定在晶格内部的Cd的数量有限，大部分Cd（64.61%）还是以酸可提取态（可交换态和碳酸盐结合态）形式存在,该形态迁移性强,可

20、以直接被生物利用,因此可以对食物链产生巨大的影响13。图1 Cd 随土壤中添加处理水平的形态含量变化趋势Fig.1 The concentration tendency of five forms in different levels of Cd图 2土壤中Cd的赋存形态分布百分比Fig.2 Percentage of various forms in total amounts of Cd3.1.2 Pb 在土壤中的形态分布规律据图3，在原状土中，残渣态Pb含量也是最高。随着添加量的增加，各形态含量均呈现增长态势，种形态含量的变异系数依次为EXC (172.9%)CAB(87.71%) O

21、M(68.6%)FMO(66.1%)RES(42.55%),可交换态含量变幅最大，其次是碳酸盐结合态，而残渣态含量变幅最小。由图4可知，在原状土中，残渣态是Pb 的主要赋存形式，其分布系数为68.70，其次为铁锰氧化态和有机结合态，分布系数分别为20.40和10.90，可交换态含量几乎为零。随着添加量的增加，残渣态和有机物结合态含量逐步减少，其中残渣态呈锐减趋势；可交换态、碳酸盐结合态分布系数呈增长趋势，在剂量水平5和剂量水平8的土壤中，铁锰氧化态是Pb的主要存在形式之一，这同Pb易与铁锰氧化物形成稳定的螯合物有关14。图3 Pb 随土壤中添加处理水平的形态含量变化趋势Fig.3 The co

22、ncentration tendency of five forms in different levels ofPb图 4 土壤中Pb的赋存态分布百分比Fig.4 Percentage of various forms in total amounts of Pb3.1.3 Zn在土壤中的形态分布规律由图5可见，在原状土中，残渣态Zn含量仍然最高，碳酸盐结合态含量最少。随着添加量的增加，各非残渣态含量均呈现增长态势，种形态含量的变异系数依次为EXC (88.39%)CAB（86.64）OM（78.95）FMO(66.1%)RES (12.89%)，残渣态含量的变异系数依然是最小的。由图6可知

23、，随着剂量水平提高，残渣态Zn的含量快速降低。其中，在原状土壤中，残渣态Zn的分布系数为78.58%，其次为铁锰氧化态（16.48%）和有机物结合态（4.91%），碳酸盐结合态分布系数为1.91%，而可交换态的分布系数仅为0.03%。在剂量水平2的土壤中，残渣态Zn的分布系数为 48.7%，铁锰氧化物结合态和碳酸盐结合态以及有机物结合态的分布系数分别为34.91、8.06和7.68%，可交换态含量也为最低，仅0.65%。在剂量水平5土壤中，残渣态分布系数显著降低（为12.76%）；可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化态和有机物结合态分布系数呈增长趋势，其中铁锰氧化态分布系数显著增加，在剂量水平8下

24、Zn的各赋存形态分布系数变化趋势与剂量水平5相似。Zn元素在剂量水平2下各赋存形态的分布系数关系为：RESFMOCABOMEXC；在剂量水平5、8下均为：FMOCABOMRESEXC。即在中、高浓度土壤中，Zn的非残渣态，尤其是铁锰氧化态在形态分布上占据明显优势，残渣态含量的分布系数呈现出锐降趋势，分别降至12.76%和6.7%。图5 Zn 随土壤中添加处理水平的形态含量变化趋势Fig.5 The concentration tendency of five forms in different levels of Zn图 6土壤中Zn的赋存态分布百分比Fig.6 Percentage of

25、various forms in total amounts of Zn3.1.3 Ni在土壤中的形态分布规律据图7，在原状土中，Ni主要以残渣态形式存在。随着添加量的增加，各形态含量均呈现增长态势，种形态含量的变异系数依次为FMO（89.29%）CAB（82.64%）OM(67.6%)EXC(52.27%)RES(17.92%)，铁锰氧化态含量变异系数最大，残渣态含量变异系数最小。由图8可知，在原状态土壤中，Ni的主要存在形态也是残渣态（78%），其次为有机物结合态（12.08%），而可交换态的分布系数近似为零。在剂量水平2下，铁锰氧化态和残渣态Ni是土壤中主要的存在形式，分布系数分别为37

26、.1%和34.02%，有机结合态的分布系数为16.43%，碳酸盐结合态的分布系数为11%，而交换态的分布系数仅为1.16%。在剂量5浓度土壤中，非残渣态的含量显著增加，其中，铁锰氧化态的分布系数为55.82%，其次为和碳酸盐结合态（17 %）和有机结合态（16.27%），可交换态的分布系数为1.45%，而残渣态的分布系数降至11.21%。在剂量水平8下，铁锰氧化态的分布系数为62.16%，其次为碳酸盐结合态（17.81%）有机结合态（13.2%），可交换态的分布系数为1.82%，而残渣态的分布系数降至5.74%。由此可知，随着剂量水平的提高，残渣态Ni的分布系数迅速降低，而可交换态分布系数增大

27、，表明随着污染的加重，Ni对食物链产生的影响也越来越大。图7Ni 随土壤中添加处理水平的形态含量变化趋势Fig.7 The concentration tendency of five forms in different levels of Ni图 8土壤中Ni的赋存态分布百分比Fig.8 Percentage of various forms in total amounts of Ni从以上分析还可知，总体上土壤中的Pb、Zn和Ni 的可交换态含量都很低,这可能与土壤的pH 有关,所调查的土壤pH 较高,约为8.16, 可认为土壤的pH 值与Pb、Zn和Ni可交换态含量呈负相关。3.2

28、重金属化学形态分布以及生物有效性Tessier8认为,重金属在土壤中有五种赋存形态，且各形态在水中的溶解程度不同。与土壤矿物结合的强度从小到大排列为:可交换态< 碳酸盐结合态< 铁锰氧化物结合态< 有机结合态< 残留态。排列较后面的形态通常可以转化为排列较靠前的形态,例如残留态可以转化为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机结合态,有机结合态可以转化为可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态等。植物对重金属的吸收并不能单纯以土壤中重金属总量的减少或者某一种形态的减少来衡量,其间存在复杂的关系15。植物对土壤中重金属的吸收可能是以一种形态的形式被吸收,也可能是以两

29、种或两种以上组合的形式被吸收。本文主要以油菜吸收重金属的量和土壤中各形态分配系数之间的相关分析来为讨论Cd、Zn、Pb和Ni 4种重金属的生物有效性，结果见表。表油菜各部位重金属含量与土壤中各形态重金属含量的 Pearson 相关系数Table 3 The Pearson coefficients between the concentration of heavy metals in tissues of cole and amounts of forms in soils元素赋存形态Cd根 叶Pd根 叶Zn根 叶Ni根 叶EXCCABFMOOMRESEXC+CAB0.449 -0.050.

30、059 0.2670.179 -0.2210.151 -0.191-0.077 -0.3350.111 -0.141-0.206 -0.3530.175 -0.5380.33 -0.3050.441 -0.1970.270 -0.5880.141 -0.527-0.098 -0.0370.724* 0.467-0.079 0.0450.105 0.223-0.751* -0.3340.702 0.6980.785* 0.5570.740* 0.733*0.771* 0.981*0.773* 0.964*-0.705* -0.920*0.723* 0.739*注：*表示显著性水平为P0.05。由

31、表可知，在显著性水平下(P0.05)，油菜根部和叶部Ni含量均与土壤中Ni的各非残渣态含量几乎都有显著相关性，表明当土壤中Ni以非残渣态存在时,活动性Ni的总浓度高,其潜在的能被生物吸收利用的可能性也最大。油菜根部的Zn含量与土壤中Zn的碳酸盐结合态含量有显著的正相关性，表明Zn的碳酸盐结合态容易被油菜的根部吸收。同时，油菜根部的Zn和Ni含量与土壤中的Zn和Ni残渣态含量呈显著负相关关系，说明土壤中残渣态Zn和Ni基本不能够被油菜吸收利用。此外，油菜各部位对和Pb的吸收量与土壤中各形态分配系数之间无显著相关关系，这可能是由于绿洲碱性土壤中和Pb活性因共存元素的相互作用而减少。同时，从表3也可

32、看出，重金属在油菜各部位中的累积量与其各器官的形态有关，遵循了根系> 茎叶的一般累积规律16，油菜根部重金属含量与土壤中金属各赋存形态含量的相关性更为紧密。重金属对植物的毒害程度,首先取决于土壤中重金属的存在形态,其次才取决于该元素的数量,而不同种类的重金属,由于其物理化学行为和生物有效性的差异,因此在土壤植物系统中的迁移转化规律明显不同。4结论 （1）原状土壤中Cd、Pb、Zn和Ni均以稳定的残渣态形式存在；随着可溶态金属处理量的增加，非残渣态含量逐渐增大，所占比例也明显提高，而残渣态含量变化幅度均不大，即在处理土壤中，重金属被钝化的量有限，Cd的存在形式主要以碳酸盐态为主，Pb、Zn

33、和Ni则主要以铁锰氧化态为主；4种元素的活性大小依次为CdPbNiZn。（2）油菜根部和叶部Ni含量均与土壤中Ni的各非残渣态含量几乎都有相关性，表明当土壤中Ni以非残渣态存在时,活动性Ni的总浓度高,其潜在的能被生物吸收利用的可能性也最大；油菜根部的Zn含量与土壤中Zn的碳酸盐结合态含量有显著的正相关性；油菜根部的Zn和Ni含量与土壤中的Zn和Ni残渣态含量呈显著负相关关系；油菜各部位对和Pb的吸收量与土壤中各形态分配系数之间无显著相关关系。这可能是与油菜（Brassica campestris）属十字花科（Brassicaceae）,是Ni的超积累植物种类有关。参考文献李艳霞,徐理超,熊雄

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