土壤有机质、ph值、p、n对水稻pb、cd富集的影响

土壤有机质、ph值、p、n对水稻pb、cd富集的影响

土壤是人类生存的基础，是人类不可或缺的自然资源，不容忽视。土壤组成成分反映了母岩的性质和风化过程中的分解、淋溶程度等,所以其组成随不同的地域变化很大。这些组成的不同会使土壤的许多基本性质如pH值、TOC等不同,从而影响到金属元素Pb在土壤中的含量、形态的变化和作物中Pb的富集程度。Pb是生态系统中一类具有潜在危害的化学污染物,且Pb的污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性。与其他种类的化合物不同,Pb不能为土壤微生物所分解,相反微生物可富集重金属Pb,并且在一定条件下可以转化为毒性更强的金属有机化合物。在自然界复合污染普遍存在,例如污泥农用、污水灌溉、大气干湿沉降等往往都是复合污染。20世纪90年代以来,对重金属污染的研究已从单一元素研究进入复合污染研究,国内一批学者已在这方面进行了盆栽苗期试验,认为元素间的联合作用对作物的产量及元素分配有着重大影响。自60年代以来,Cd、Pb污染及由此引起的中毒已成为全球环境与人类发展的重要问题。而Cd、Pb复合污染产生的影响更是不容忽视的。复合污染的概念是近年提出的,许多学者称之为交(相)互作用。所谓交互作用,是指在一定条件下2个或多个元素的结合效应等于、小于或超过它们各自效应之和,即所谓的加和作用、拮抗作用或协同作用。元素间的联合作用对作物的产量及元素在作物体内的再分配有着至关重要的影响。因此,对土壤-植物系统的重金属污染进行深入的研究尤为重要。本文以湖南洞庭湖地区的农田土壤为研究对象,分析水稻体内Pb的含量与土壤有机质、pH值、P、N的关系,并研究Pb、Cd交互作用对水稻籽实Pb富集系数的影响。1湖南农林渔业概况研究区位于湖南省北部,地理坐标为东经111°03′~113°44′、北纬27°12′30″~29°57′00″,包含长沙市区、宁乡(局部)、常德市区(2区)等地,共涉及40个县(区)和15个县级国营农林渔场,面积3.96×104km2,占湖南省总面积的18.41%。2样品采集与分析2.1土壤养分含量在研究区范围内划分了6个采样工区,每个工区采集30件0~20cm的表层土壤样品。土壤样品采集重量为1000g,经室温风干混匀后过20目筛,取土壤试样200g,送至安徽省地质实验分析中心,分析土壤的pH值、Corg及Cd、Pb等元素的含量。采集水稻样品时,首先了解整个田块面积、地形及生长状况。通常在0.33hm2内长势整齐的水稻田中选取50cm×(播幅+幅距)cm的样方4~5个,样点距地边1m以上。样品采集加工按照《1∶25万多目标地球化学调查规范》（1）和《区域生态地球化学评价样品分析技术要求》（1）执行。2.2试验方法及过程用玛瑙无污染样品制备机具将土壤样品粉碎至100目(<0.25mm),采用顺序提取法依次分析元素的不同形态（2）:以水为提取剂提取水溶态、以氯化镁为提取剂提取离子交换态、以醋酸-醋酸钠为提取剂提取碳酸盐结合态、以焦磷酸钠为提取剂提取腐殖酸结合态、以盐酸羟胺为提取剂提取铁锰结合态、以过氧化氢为提取剂提取强有机结合态和残渣态。采用全谱直读电感耦合等离子发射光谱法和原子荧光光度法分别对水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐殖酸结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣态分析液中的Cd、Pb进行测定。将洗净的稻谷去壳后按下列要求处理:在80~90℃鼓风烘箱中烘15~30min,然后降温至60~70℃,逐尽水分,时间大约12~24h。将水稻样品在550℃下灰化,再以王水分解,用原子吸收分光光度法、等离子光源全谱法进行样品中Pb含量的测定。分析方法的准确度和精密度采用分析国家一级标准物质GBW(GSS系列)的方法进行检验。经过检测,数据质量符合要求。3结果与讨论3.1影响土壤系统pb偏移转化的因素分析3.1.1相关系数的确定如图2,水稻土离子交换态Pb含量与土壤有机质的相关系数为-0.75,为显著的负相关关系;水稻籽实的Pb富集系数与土壤有机碳显著相关,相关系数为0.33。这是因为Pb与土壤有机质之间存在着特殊的亲和力,土壤有机质含量越高,越能增加土壤对Pb的吸附固定能力,减少土壤表层中的Pb向其他土壤层次的迁移量。虽然土壤中离子交换态Pb含量随土壤有机质含量的增加而减少,但有机质结合态Pb可以通过转化被植物吸收利用,因此土壤表层有机质含量的增加可以使土壤表层,即根系层的Pb含量高于有机质含量低的其他土壤层次,进而增加了水稻对土壤Pb的吸收量。3.1.2土壤离子交换pb与土壤pb的关系土壤中的Pb可分为水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残留态。水溶态、离子交换态Pb是土壤中活动性最强的部分,对环境pH值的微小变化非常敏感,也是农作物最容易吸收的部分;其他形态除了残渣态以外都属次稳定态,一定的pH值变化能够改变它们的移动性和生物活性。如图3,研究区土壤离子交换态Pb与土壤pH值呈极显著的相关关系,相关系数为0.96;水稻籽实中Pb的富集系数与土壤pH值也具有显著的相关性,相关系数为0.59。从图3中可以看出:当土壤在弱酸性至弱碱性范围内时,土壤中离子交换态Pb的含量在2%以下,对生态系统的危害性很小;而当土壤开始酸化(即pH<6.5)时,离子交换态Pb占总量的比例呈直线上升,pH为5时可达到20%。这是因为随pH值的升高,土壤中的Pb主要形成Pb(OH)2、PbCO3、PbS沉淀,当土壤pH值降低时,土壤中的H+可以部分地将已固定的Pb重新释放出来,所以酸性土壤中的可溶性Pb含量增加。当土壤呈碱性时,离子交换态Pb占总量的比例也有上升的趋势,是由于专性吸附的Pb开始解吸造成的。从水稻的Pb富集系数来看,在土壤呈中性至碱性时,Pb的富集系数基本小于30%,而当土壤酸化至pH<6时,Pb在水稻籽实中的富集系数开始增加。3.1.3施入化肥、基肥氮肥和磷肥的施用可降低土壤中交换态Pb的含量,减少作物对Pb的吸收,同时Pb会抑制作物对N、P等营养元素的吸收,降低作物体内N和P的含量。Merry等指出,磷肥施用量需达到一定的水平时才有明显降低植物体内重金属含量的作用。曾清如等根据室内实验结果指出,各种氮肥均对土壤中Pb的溶出有明显的抑制作用,但随浓度的增加,抑制作用开始减弱。如图4,随着土壤中N、P的增加,离子交换态Pb的含量逐渐减少,即降低了Pb的植物有效性。水稻的Pb富集系数与土壤中N、P的含量呈负相关关系,相关系数分别为-0.70和-0.60(图5)。也就是说,在Pb污染较严重的土壤中增施氮肥和磷肥可以降低土壤中Pb的活性,减少作物对Pb的吸收。氮肥、磷肥具有缓冲重金属引起植物毒害的能力,可以改变重金属毒性的临界状态。这种缓解作用一方面可能是大量营养元素的施用降低了土壤中重金属的有效性,减少了植物体对它们的吸收,降低了重金属在植物体内的含量,减轻了重金属胁迫的毒害程度;另一方面,也可能是营养元素与重金属离子的相互作用(如植物对营养元素的吸收稀释效应降低了体内重金属的浓度)减轻或消除了重金属对植物体的毒害作用。当土壤中施入氮肥、磷肥后,将改变重金属在土壤中的存在形态。氮肥施入土壤后,铵盐的阴离子和Pb将形成难溶物或络合物,改变土壤中Pb的存在形态。磷肥施入土壤后,会使土壤溶液中的Pb离子发生沉淀,降低植物的吸收量。如钙镁磷肥可使土壤中交换态Pb的含量降低,碳酸盐结合态Pb和铁锰氧化物结合态Pb的含量增加。氮肥、磷肥对Pb在土壤中形态转变的作用较大,会对其植物活性产生影响。土壤中施入氮肥可改变土壤的性质,如pH值和表面电荷,或与Pb离子直接作用,从而导致Pb形态的变化,最终影响其活性,改变作物对Pb的富集状况。从根际环境看,当植物吸收NH4+和NO3-时,根系分泌不同的离子。吸收NH4+-N时引起H+的分泌,造成根际周围酸化,增加作物对Pb的富集;而吸收NO3--N时植物分泌OH-,造成根际碱化,降低作物对Pb的富集。Tu等认为,施用尿素(含N200mg/kg)使土壤pH值上升0.02~0.53个单位,显著降低了红壤中水溶交换态Pb的含量,降低了植物对Pb的富集。目前,关于磷肥影响水稻对Pb富集的化学机理有2种看法:其一,磷灰石可以将水溶液中的Pb离子吸附在其表面,然后磷灰石中的Ca离子与Pb离子发生离子交换作用,从而固定Pb离子。其二,由磷灰石溶解所产生的各种阴离子与Pb离子相互作用,从而产生了Pb的磷酸盐沉淀。磷肥影响水稻对Pb富集的生理生化机理一般认为:Pb离子与P离子形成的金属磷酸盐在植物体细胞壁与液泡中的沉淀作用降低了Pb离子在植物体内的木质部长距离输送的效果。因此,在土壤中适量施入氮肥和磷肥可以降低Pb对植物的毒害作用。中国拥有丰富的磷资源,可利用磷灰石治理土壤Pb污染。3.2pb、cd的富集随着水稻根系土中Pb/Cd比值的增加,水稻籽实中Pb、Cd的富集系数均增大(图6)。Pb促进Cd的吸收可能是由于Pb争夺Cd在土壤中的吸附位而提4农田土壤重金属含量的影响因素(1)土壤有机质、pH值、P、N是影响水稻籽实Pb含量及土壤Pb活性的重要因素。在Pb污染严重的地区可施用石灰等碱性物质,增加土壤的碱性;可适量增施磷肥和氮肥等降低作物中Pb的含量和Pb在土壤中的活性。(2)在土壤Pb、Cd复合污染的情况