土壤重金属元素有效态与活性相关分析研究_任晓云
沈阳农业用地土壤重金属含量及有效性研究
１ 材 料和 方法
１ ． １ 土壤样 品 采集 与处理
选取沈阳市郊农业用地土壤为研究对象 ， 在考 虑了土壤类型、 污染源 、 植物种类的因素下， 共采集
了 ４处样 地 （ 团结 乡 、 平罗镇 、 造 化镇 、 道义 镇 ） 中 的
作物生 长产生 影响 ， 还能通 过 食物链 危 害人类 健
城郊 农用 土壤 环境 治理 提供 科学 依 据 。
量进 行 了 分 析 测 定 。ｃ ｕ 、 Ｐ ｈ 、 ｚ ｎ 、 ｃ ｒ 、 Ｎ ｉ 、 ｃ ｄ全 量 分 析采 用原 子 吸 收 分 光 光 度 法 ，Ａ ｓ 含 量 分 析方 法 应
２ ０ １ ３年 ３月 １ ８日收到 辽宁省科技计划重大
摘
要 以沈 阳市农业用地为研 究区域 ， 对土壤 重金属（ Ａ ｓ 、 Ｐ ｂ 、 Ｃ ｕ 、 Ｃ ｒ 、 Ｚ ｎ 、 Ｎ ｉ 、 Ｃ ｄ ） 的全量及 有效含量进 行分析评 价。结果表
明， 土壤 受到重金属不 同程度 的污染 ， 依次是 ： Ｐ ｂ＞ Ｚ ｎ ＞Ｃ ｕ＞Ａ ｓ ＞ Ｎ ｉ ＞Ｃ ｄ＞Ｃ ｒ ， Ｐ ｂ污染较严 重， 其 主要污染影 响因素为交通运 输。重金属全量 与有效 态含 量基本 正相关 ， 有效 系数 大小依 次为 ： Ｃ ｄ＞ Ｐ ｂ＞Ｃ ｕ＞ Ｚ ｎ＞Ｎ ｉ ＞Ａ ｓ ＞Ｃ ｒ ， 有 效态 重金 重金 属元 素 的迁移 转化 及 对 生物 的
毒害和环境的危害程度 ， 除了与土壤 中重金属 的总
量有 关 外 ， 还 与 它 在 土 壤 中 的 存 在 形 态 有 很 大 关 系 Ｊ 。已有研 究表 明 ， 土壤 中 重金 属 能 否 被 植 物 吸 收， 主要 取决 于 该 元 素 的有 效 态 ， 这 些 被 吸 收 的 重
土壤重金属元素形态分析
土壤重金属元素形态分析作者：李国权，马成有来源：《吉林农业》2018年第24期摘要：本文阐述了土壤及重金属元素形态的定义及其重金属元素形态的分类和分析方法，明确了重金属土壤元素形态定性和定量分析意义，并举例说明。
关键词：土壤；重金属；形态分析基金项目：吉林大学2017年本科教学改革研究项目中图分类号： X171.5 文献标识码： A DOI编号： 10.14025/ki.jlny.2018.24.0521土壤及元素形态分析的定义土壤附着在地球的表层，为很多动植物提供生长、生存、生活的场所。
土壤的组成部分主要有矿物质、有机质、腐殖质、土壤生物以及水分、空气，是固相、液相、气相等各种相态的复杂组合体。
当然作为人类及其他生物生存的四大要素之一，其地位和作用是非常重要的，土壤是农业生产及人类生活的根基。
然而，现代社会工业的快速发展、农业中化肥的滥用以及矿山开采等原因造成了我国部分土壤的严重污染，尤其以重金属污染最为严重。
土壤重金属的污染治理要查清土壤中重金属的含量及分布特征，而更重要的是对重金属元素形态的了解。
土壤重金属元素的形态是指土壤环境中金属元素以某种离子、分子或其他结合方式存在的物理化学形式。
如汞可有元素汞、无机汞和有机汞等不同化学状态；铁有二价态和三价态还有单质等形态存在。
2 重金属元素形态分类及分析方法金属进入土壤后，与土壤中的矿物质、有机物及微生物发生吸附、络合和矿化等作用，导致重金属元素的赋存形式的改变以及时空迁移变化。
研究表明，某一重金属在土壤中的总量并不能真实评价其环境行为和生态效应，而重金属在土壤中的形态含量及其比例，才是决定其对环境及四周生态系统造成影响的关键因素。
土壤中重金属的形态一般可分为以下几个形态：可溶态、可交换态及碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物-硫化物结合态、残渣态等五种形态。
重金属形态的分类主要是依据重金属元素在土壤具体的赋存状态以及浸取剂的种类和强度的不同而定的。
过磷酸钙对土壤重金属迁移和生物利用性的影响研究
过磷酸钙对土壤重金属迁移和生物利用性的影响研究随着工业化进程的不断发展，土壤重金属污染已经成为全球环境问题的重要组成部分，对生态环境和人类健康产生了严重的威胁。
土壤中的重金属主要来源于工业废水、农药和肥料等，其中农用肥料作为广泛使用的土壤改良剂具有重要作用。
过磷酸钙作为一种常用的磷肥，被广泛应用于农业生产中。
然而，过磷酸钙施用后对土壤中重金属的迁移和生物利用性会产生一定影响。
过磷酸钙施用对土壤重金属迁移的影响是一个复杂的过程，涉及到土壤环境条件、重金属的物化性质以及过磷酸钙本身的性质等因素。
研究表明，过磷酸钙施用后，可以通过与土壤中的重金属形成络合物或沉淀物，降低重金属的迁移性，减少其对地下水和表层水的污染风险。
此外，过磷酸钙也可以影响土壤中重金属的生物有效性，减少重金属对植物和农作物的吸收和蓄积。
这些效应主要是由于过磷酸钙在土壤中与重金属发生化学反应，形成难溶的沉淀物或稳定络合物，降低了重金属的生物利用性。
然而，需要注意的是，过量使用过磷酸钙可能导致土壤中镉和铅等重金属的富集。
镉和铅是土壤中常见的重金属污染物，对人体健康有害。
过磷酸钙中的磷酸根可以与土壤中的铅和镉形成难溶的沉淀物，但当过磷酸钙的用量超过土壤中重金属的背景值时，过磷酸钙可能会增加土壤中重金属的富集风险，进而对农作物和水体产生负面影响。
因此，在进行过磷酸钙施用时，需要根据土壤重金属含量和过磷酸钙的使用量进行科学合理的控制，以降低重金属的迁移风险。
除了影响土壤重金属迁移外，过磷酸钙对土壤中重金属的生物利用性也具有一定影响。
研究发现，过磷酸钙施用可以降低土壤中重金属的生物有效性，减少其对农作物和植物的吸收和转移。
这主要是由于过磷酸钙能形成难溶的沉淀物或稳定络合物，降低重金属的活性形态和可溶性，减少其被植物根系吸收的机会。
此外，过磷酸钙的施用还可以促进土壤微生物的活性，加速土壤中重金属的生物转化和固定，降低其在生态系统中的生物有效性。
然而，需要注意的是，过磷酸钙的施用对农作物和植物的影响可能存在一定的差异。
土壤中铬形态分析及其影响因素
土壤中铬形态分析及其影响因素刘毅勐（陕西科技大学，陕西西安710021）摘要：土壤中铬的含量受环境本底值和人为排放的影响，不同价态，不同存在形态的铬对于环境的影响是大大不同的，研究其存在形态和影响因素就有了很大的意义，本文从铬在土壤中的存在形态入手，简述了其影响因素。
关键词：铬形态土壤影响因素提取方法在冶金、电镀、印染、皮革等行业蓬勃发展之时，这些工业排放出了大量的含铬污泥或者是铬渣，由于对于含铬污泥的处理不到位，多年来，含铬污泥和铬渣被堆放，或者像很多制革污泥一样被当作农肥施用到土壤中，造成铬在土壤中的富集。
铬本身在自然界广泛存在，铬是VIB族元素，它在土壤中的含量一般为10一1501119／kg，但在某些蛇纹岩发育的土壤中，铬含量可高达12．5％[1]。
铬在土壤中主要以三价铬和六价铬两种形态存在，而六价铬主要以Cr042-、Cr2072-、Cr04-,三价铬主要以cr3+和cro2-等形式存在。
在土壤中，铬的形态受很多因素的影响。
本文将简述铬在土壤中的形态及其分类方法，以及各种影响因素对于铬形态的影响。
1铬在土壤中的形态分布及提取方法土壤中重金属形态的提取或分离主要依赖于化学试剂对不同结合态的金属元素溶解能力，这些化学试剂也就称之为提取剂。
在选择提取剂时，研究者都试图模拟自然环境中的或一些人为因素引起改变的环境条件[2]。
常用的提取剂有中性的电解质，如MgCl2、CaCl2；弱酸的缓冲溶液，如醋酸或草酸；螯合试剂，如EDTA、DTPA：还原性试剂；如NH20H·HCI：氧化性试剂，H202；以及强酸，如HCl、HN03、HCl04、I-tF。
电解质、弱酸以及螯合试剂主要以离子交换的方式将金属元素释放出来，而强酸和氧化剂则以破坏土壤基质的方式释放出金属元素。
自二十世纪的七八十年代以来许多学者针对沉积物和土壤中重金属形态的提取和分离，建立了大量的方法。
根据其操作的过程，可将其分为单一形态的单独提取法和多种形态的连续提取法。
最新 土壤中重金属钴的存在形态和生物有效性变化-精品
土壤中的重金属移动性差，滞留性强，难以被微生物降解，通过地下水循环和植物传递而影响生物圈环境的健康发展。
一种或几种不同金属的形态对环境的毒性也有所不同。
因此，金属形态的存在、分布所产生的毒性程度也影响着重金属在环境中的迁移。
重金属在进入土壤后会发生复杂反应。
化学作用包括络合、吸附以及淋溶等。
重金属在土壤中的吸附不仅与土壤类型、基本理化性质有关，还与重金属本身的离子特性相关。
重金属离子间的相互作用可由土壤的酸碱度、离子强度的影响而改变。
其中，酸碱度对金属形态的影响很大。
通过室内静态吸附方法和 Tessier连续提取法，对新疆荒漠区某石化污水库周边的农田土壤 pH、外源钴浓度、离子强度进行考察，研究土壤中重金属钴的存在形态和生物有效性变化，从而得出钴在供试土壤中的形态再分配及生物活性变化，得出该区域的环境行为，为新疆荒漠区钴污水影响下农田重金属修复提供试验基础与依据。
1、材料与方法1． 1 土壤样品的采集。
土壤采自新疆荒漠区域某石化污水库附近的油葵种植田。
将采来的土壤样品在室内风干，过100 目筛，待用。
对照土的基本理化性质为: 土壤碱化度41． 63% ，pH 8． 86，阳离子交换量 7． 68 cmol /kg，钴 9． 00mg /kg，土壤有机碳 443 mg /kg，土壤有机质 760 mg /kg。
1． 2 静态吸附试验。
称量 2． 500 0 g 土样于 100 ml 锥形瓶中，按照 4 种条件进行处理，每个处理设置 3 个平行。
①对土样施加配制初始浓度为 100 mg/L 钴溶液(pH 为 2 ～13) ;②对土样施加配制考察浓度范围内(100、125、150、200、250、300、400 mg /L) 的硝酸钴溶液; ③将加入 100 mg /L 硝酸钴溶液的土壤进行老化5、10、20、40、70 d; ④对土样施加 pH 为7，离子强度为 0、0．001、0．01、0．1、0．2、0．5、1．0 mg/L，重金属浓度为100 mg/L 的硝酸钴溶液。
最新 土壤中重金属钴的存在形态和生物有效性变化-精品
土壤中的重金属移动性差，滞留性强，难以被微生物降解，通过地下水循环和植物传递而影响生物圈环境的健康发展。
一种或几种不同金属的形态对环境的毒性也有所不同。
因此，金属形态的存在、分布所产生的毒性程度也影响着重金属在环境中的迁移。
重金属在进入土壤后会发生复杂反应。
化学作用包括络合、吸附以及淋溶等。
重金属在土壤中的吸附不仅与土壤类型、基本理化性质有关，还与重金属本身的离子特性相关。
重金属离子间的相互作用可由土壤的酸碱度、离子强度的影响而改变。
其中，酸碱度对金属形态的影响很大。
通过室内静态吸附方法和 Tessier连续提取法，对新疆荒漠区某石化污水库周边的农田土壤 pH、外源钴浓度、离子强度进行考察，研究土壤中重金属钴的存在形态和生物有效性变化，从而得出钴在供试土壤中的形态再分配及生物活性变化，得出该区域的环境行为，为新疆荒漠区钴污水影响下农田重金属修复提供试验基础与依据。
1、材料与方法1． 1 土壤样品的采集。
土壤采自新疆荒漠区域某石化污水库附近的油葵种植田。
将采来的土壤样品在室内风干，过100 目筛，待用。
对照土的基本理化性质为: 土壤碱化度41． 63% ，pH 8． 86，阳离子交换量 7． 68 cmol /kg，钴 9． 00mg /kg，土壤有机碳 443 mg /kg，土壤有机质 760 mg /kg。
1． 2 静态吸附试验。
称量 2． 500 0 g 土样于 100 ml 锥形瓶中，按照 4 种条件进行处理，每个处理设置 3 个平行。
①对土样施加配制初始浓度为 100 mg/L 钴溶液(pH 为 2 ～13) ;②对土样施加配制考察浓度范围内(100、125、150、200、250、300、400 mg /L) 的硝酸钴溶液; ③将加入 100 mg /L 硝酸钴溶液的土壤进行老化5、10、20、40、70 d; ④对土样施加 pH 为7，离子强度为 0、0．001、0．01、0．1、0．2、0．5、1．0 mg/L，重金属浓度为100 mg/L 的硝酸钴溶液。
铜川煤矿区重金属污染对土壤微生物群落代谢和酶活性的影响
应用生态学报2012年3月第23卷第3期Chinese Journal of Applied Ecology，Mar．2012，23（3）：798－806铜川煤矿区重金属污染对土壤微生物群落代谢和酶活性的影响*郭星亮1谷洁2＊＊陈智学1高华2秦清军2孙薇2张卫娟2（1西北农林科技大学理学院，陕西杨凌712100；2西北农林科技大学资源与环境学院，陕西杨凌712100）摘要研究了陕西省铜川煤矿矿区的重金属污染状况以及不同程度的重金属污染对土壤微生物代谢、微生物群落功能以及土壤酶活性的影响．结果表明：铜川矿区土壤中重金属Cu、Zn、Cd、Pb全量及有效量均显著高于非矿区土壤，其中Cd污染最为严重．采用Biolog方法结合主成分分析和聚类分析发现，随着污染程度的增加，不同土壤微生物群落间的代谢特征发生显著变化，而且这种变化主要体现在糖类和氨基酸类碳源的利用差异．在轻度、中度污染情况下，土壤微生物群落对碳源的利用表现出激活效应；而在重度污染的情况下，土壤微生物群落对碳源的利用表现出抑制效应．随着污染程度的增加，脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶的活性均呈现降低的趋势，矿区土壤脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶活性分别是非矿区土壤中相应酶活性的50．5% 65．1%、19．1% 57．1%、87．2% 97．5%、77．3%86．0%；蔗糖酶和纤维素酶在中等污染程度以下的土壤中表现为激活效应，而在重度污染的土壤中表现为抑制效应．关键词重金属污染土壤微生物群落代谢Biolog方法聚类分析和PCA分析酶活性文章编号1001－9332（2012）03－0798－09中图分类号Q14文献标识码AEffects of heavy metals pollution on soil microbial communities metabolism and soil enzymeactivities in coal mining area of Tongchuan，Shaanxi Province of Northwest China．GUOXing-liang1，GU Jie2，CHEN Zhi-xue1，GAO Hua2，QIN Qing-jun2，SUN Wei2，ZHANG Wei-juan2（1College of Sciences，Northwest A＆F University，Yangling712100，Shaanxi，China；2College of Resources and Environment，Northwest A＆F University，Yangling712100，Shaanxi，China）．-Chin．J．Appl．Ecol．，2012，23（3）：798－806．Abstract：This paper studied the metabolism of soil microbes，functions of soil microbial communi-ties，and activities of soil enzymes in a coal mining area of Tongchuan．In the coal mining area，theconcentrations of soil Cu，Zn，Cd，and Pb were significantly higher than those in the non-miningarea，of which，Cd contributed most to the heavy metals pollution．By adopting Biolog method com-bining with principal component analysis（PCA）and cluster analysis，it was found that the meta-bolic characteristics of different soil microbial communities varied significantly with increasing soilheavy metals pollution，and the variation was mainly manifested in the metabolic patterns of carbonsources such as saccharides and amino acids．In slightly and moderately polluted soils，the utiliza-tion of carbon sources by soil microbial communities was activated；while in heavily polluted soils，the carbon sources utilization was inhibited．The activities of soil urease，protease，alkaline phos-phatase，and catalase all tended to decline with intensifying soil heavy metals pollution．The soilurease，protease，alkaline phosphatase，and catalase activities in the coal mining area were50.5%－65．1%，19．1%－57．1%，87．2%－97．5%，and77．3%－86．0%higher than thosein the non-mining area，respectively．The activities of soil sucrase and cellulase were activated inslightly and moderately polluted soils，but inhibited in heavily polluted soils．Key words：heavy metals pollution；soil microbial communities metabolism；Biolog；cluster analy-sis and principal component analysis；enzyme activity．*国家自然科学基金项目（40771109，40871119）、科技部星火计划项目（2008GA850013）和农业部“948”项目（2010-Z20）资助．＊＊通讯作者．E-mail：gujoyer@sina．com2011-05-17收稿，2011-12-24接受．随着煤矿资源的开采，特别是不合理的开发、利用，对煤矿周围土壤环境造成了严重污染，不仅破坏了生态环境，威胁到人民生命安全，还制约着我国国民经济的可持续发展［1］．煤矿开采所引起的矿区土壤重金属污染现象，已经成为现代土壤生态环境保护的一个突出问题［2－3］．近年来，国内外学者对矿区土壤状况的研究主要集中在矿区（铅锌银尾矿、铜尾矿区、煤矿）土壤重金属含量［2］、形态［3－4］及重金属污染对矿区植被、土壤微生物群落活性［5］、生态恢复［6］等的影响．有关煤矿矿区这一特定生境中土壤微生物代谢活性、微生物群落多样性及土壤酶活性的研究却鲜见报道．土壤微生物是维持土壤生物活性的重要组分．它们不仅调节着土壤动、植物残体和土壤有机物质及其他有害化合物的分解、生物化学循环和土壤结构的形成等过程，而且对外界干扰比较灵敏，微生物活性和群落结构的变化能敏感的反映出土壤质量和健康状况，是土壤环境质量评价不可缺少的重要生物学指标［7］．铜川煤矿是陕西省建成最早的煤炭生产基地，由于矿区在开发与发展中缺乏长远的地质环境规划，煤矿开采过程中矿粉尘的迁移沉降、煤矸石和采矿污泥的不合理处置，引起了大气污染、固体废弃物污染和重金属污染［8］等一系列的环境问题．本试验对陕西省铜川煤矿区土壤微生物活性、群落功能多样性及酶活性进行了研究，旨在探讨该矿区重金属污染程度与土壤微生物学特征指标及酶活性之间的内在关系，为同类矿区土壤环境质量评价及土壤改良提供科学依据．1研究地区与研究方法1.1矿区自然概况铜川煤矿位于陕西省中部的铜川市（包括宜君县、耀州区）境内，渭北石炭二叠纪煤田西部，东临蒲白矿区，西接旬邑、淳化矿区，地理位置为35ʎ01'—35ʎ22'N ，108ʎ48'—109ʎ26'E ，全区总含煤面积为387.2km 2．矿区内地貌为低山、丘陵，海拔在740 880m．受地形所控盛行山谷风，主导风向为东北风．矿区属大陆性季风气候，年均日照2345.7h ，年平均气温10.6ħ，≥10ħ年积温2700 3500ħ，年无霜期160 180d ，年降水量589 650mm ，年蒸发量1640mm．土壤类型主要是黄土母质的黑垆土．1.2样品采集与处理样地植被主要为草丛，其中以野艾蒿（Artemisia vulgaris ）、针叶蒿（Tripolium vulgare ）、小蓬草（Erig-eron annuu ）群落为主，茂盛且群集生长，盖度为0.6 0.8，也有少量狗尾草（Setara viridis ）、荩草（Arthraton hispidus ）等．参照课题组前期对铜川煤矿区土壤重金属污染状况的调查结果（矿区土壤中重金属浓度随着与矿井中心距离的增大而减小，且由于矿区主导风向为东北风，在矿井西南方向土壤污染较为严重），于2010年8月5日（夏季且汛期刚过，季均气温为24.8ħ）以矿井为中心，向西南方向根据受重金属污染程度及地上部分生物多样性状况及植被的盖度，选4个取样点，即重度污染（简称H ，其植被盖度仅有0.6，存在大片裸露土地，距矿井中心20m ）、中度污染（简称M ，其植被盖度为0.7，虽存在裸露土地，但面积较小且分散，距矿井中心100m ）、轻度污染（简称L ，其植被盖度为0.8，距矿井中心200m ）和对照土壤（简称CK ，非矿区土壤，其植被盖度为0.9）．对照土壤的植被以野艾蒿、狗尾草、荩草为主，对照样地也在矿井西南方向距矿井中心3km．在每个取样点按“S ”型路线采集12个点的非根际土壤并混合土样，采样深度为0 20cm．土壤样品装入无菌塑料袋，立即带回实验室．将一部分新鲜土壤研磨过2mm 筛，0 4ħ保存，用于测定土壤微生物群落功能多样性、酶活性；另一部分土壤风干后，用于测定土壤基本理化性质（表1）和重金属含量．1.3微生物群落生理轮廓（CLPPs ）测定取5g 土样加入装有45mL 无菌生理盐水的三表1土壤基本理化性质Table 1Soil basic physical and chemical properties样地SitepH （H 2O ）有机质Organic matter （g ·kg －1）全N Total N （g ·kg －1）碱解氮Alkali-hydrolysable N （mg ·kg －1）速效磷Available P （mg ·kg －1）阳离子交换量CEC （cmol ·kg －1）机械组成Particle size composition （%）2 0.02mm 0.02 0.002mm ＜0.002mm CK 8.38113.820.4688.9215.8123.9348.631.320.1L 8.36113.990.4588.6715.9724.0149.827.822.4M 8.26114.350.4387.8315.0223.8950.030.519.5H8.08114.630.4789.0215.5924.1353.029.018.4CK ：非矿区土壤Non-mine soil ；L ：轻度污染Light pollution ；M ：中度污染Moderate pollution ；H ：重度污染Heavy pollution.下同The same below.9973期郭星亮等：铜川煤矿区重金属污染对土壤微生物群落代谢和酶活性的影响角瓶中，160r·min－1振荡1h，得到样品微生物悬浮液，静置片刻后取上清，采用十倍稀释法，将其用无菌生理盐水稀释至浓度为10－3．在超净工作台上，接种微生物悬浮液于ECO微平板（ECO Micro-Plate，美国Marix Technologies Corporation）中，每孔150μL．将接种的ECO板装入聚乙烯盒中置于25ħ暗箱培养（每个土样做3次重复）；连续培养240 h，每12h在ELISA微平板读数器上读数一次［9］．1.4土壤酶活性测定土壤酶活性的测定参考关松荫［10］的相关方法．土壤蔗糖酶和纤维素酶活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定，以24h后1g土中生成葡萄糖的毫克数表示，单位为mg glucose·g－1·d－1；脲酶活性活性采用次氯酸钠-苯酚钠比色法测定，以24h后1g土中生成NH3-N的毫克数表示，单位为mg NH3-N·g－1·d－1．蛋白酶活性采用茚三酮比色法测定，以24h后1g土中生成甘氨酸的毫克数表示，单位为mg gly-cine·g－1·d－1．碱性磷酸酶活性采用氯代二溴对苯醌亚胺比色法，以24h后1g土中释出的酚的毫克数表示，单位为mg hydroxybenzene·g－1·d－1．过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法，以1g土消耗0.2mol·L－1KMnO4毫升数表示，单位为0.2mol·L－1KMnO4mL·g－1·20min－1．每个处理均设无基质对照，且每个处理3次重复，整个试验设无样品无基质对照．1.5土壤重金属含量及理化性质测定土壤pH值用pH计（PDS-3C）测定，电导率（EC）用电导率仪（DDS-11A）测定，有机碳用重铬酸钾法，全氮用凯氏法，重金属Cu、Zn、Cd、Pb全量采用HCl+HF+HNO3+HClO4消化、原子吸收分光光度计（AA320，上海分析仪器总厂）测定，重金属Cu、Zn、Cd、Pb有效态含量采用0.005mol·L－1 DTPA-TEA浸提、原子吸收分光光度计（AA320，上海分析仪器总厂）测定（测定过程中加标准物质进行测定质量控制）［11］．1.6数据处理96h的读数结果用平均色度值校正后，用于聚类分析和主成分分析．多样性指数的计算参考文献［12］，试验数据的方差、差异显著性比较、显著性水平及相关性分析分别采用Excel2003、SAS8.1、SPSS16.0等软件完成．2结果与分析2.1铜川煤矿矿区土壤重金属污染特征及其土壤因子分析供试土壤的Cu、Zn、Cd、Pb全量和有效含量分析结果（表2）可知，铜川矿区Cu、Zn、Cd、Pb含量随污染程度增加逐渐升高，重度污染样地Cu、Zn、Cd、Pb全量及有效态含量均最高，其相应全量分别是非矿区样地的10.40、2.47、13.69和4.57倍，有效态含量分别是非矿区土壤8.30、2.28、13.00和10.69倍．4块样地中重金属Cu、Cd、Pb全量及有效态含量的差异均达到显著水平（P＜0.05）．参照《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）［13］可知：非矿区土壤Cu、Zn、Cd、Pb均未超过国家一级标准；在轻度污染到重度污染样地，土壤Cu全量超过国家二级标准，但未超过国家三级标准，土壤Zn、Pb超过国家一级标准但未超过国家二级标准，土壤Cd全量超过国家三级标准上限1.0mg·kg－1，分别是此上限值的1.15、1.39、1.78倍．表明铜川矿区存在不同程度的Cu、Zn、Cd、Pb污染，其中Cu污染较为严重，Cd污染最严重．为进一步分析上述重金属污染对煤矿矿区土壤质量环境变异贡献的大小，将供试土壤的重金属含量及土壤的基本理化性质进行了主成分分析．结果表明，第一主成分的方差贡献率为98.0%，且第一主成分除重金属Zn的有效态含量的贡献系数比土壤有机质稍低外，其他几个重金属的全量和有效量的贡献系数均高于土壤理化性质的贡献系数，土壤全Cu、Zn、Cd、Pb在第一主成分上的贡献系数分别为0.998、0.989、0.982、0.969，有效Cu、Zn、Cd、Pb 在第一主成分上的贡献系数分别为0.992、0.935、表2矿区土壤重金属含量Table2Heavy metal contents in the soils（meanʃSE，mg·kg－1）样地Site全量TotalCu Zn Cd Pb有效量AvailableCu Zn Cd PbCK20.81ʃ0.51a64.07ʃ1.55a0.13ʃ0.02a29.99ʃ1.03a 1.13ʃ0.03a 1.97ʃ0.05a0.01ʃ0.00a 2.14ʃ0.06a L120.87ʃ1.21b112.03ʃ2.27b 1.15ʃ0.05b54.09ʃ1.89b 6.25ʃ0.55b 3.26ʃ0.11b0.07ʃ0.00b7.59ʃ0.17b M157.18ʃ3.77c117.18ʃ1.88b 1.39ʃ0.04c94.31ʃ2.62c8.18ʃ0.24c 3.52ʃ0.19b0.10ʃ0.01c17.66ʃ0.88c H216.33ʃ3.32d158.25ʃ3.79c 1.78ʃ0.08d137.20ʃ2.37d10.51ʃ0.32d 6.46ʃ0.20c0.14ʃ0.01d25.01ʃ1.03d 同列不同字母表示差异显著（P＜0.05）Different letters in the same column meant significant differences among treatments at0.05level.008应用生态学报23卷0.999、0.968．表明重金属污染是影响该煤矿矿区土壤环境质量变异的主要因素．2.2微生物群落的代谢结构分析2.2.1平均吸光值（AWCD）的变化Biolog系统是根据微生物利用碳源引起指示剂的颜色变化来检测和判断不同土壤的微生物群落结构．AWCD反映微生物的活性，是表征微生物利用单一碳源能力的一个重要指标［14］．由图1可见，4种土壤AWCD都随时间的延长而升高，但其AWCD间存在明显差异．在整个培养过程中，L、M处理土壤微生物群落始终高于CK处理，且M处理最高，而H处理始终低于CK处理．这说明轻度污染和中度污染对土壤微生物群落代谢活性具有一定的刺激效应，而重度污染则有一定的抑制效应．2.2.2土壤微生物群落代谢主成分分析用培养96h的数据进行主成分分析（PCA），31个主成分因子前11个的累积方差贡献率达到100%，其中前5个主成分方差贡献率为54.7%、10.5%、9.0%、7.0%和5.3%．从中提取可以聚集单一碳源变量的数据变异（累积方差贡献率）为65.2%的前2个主成分（PC1、PC2）来进行微生物群落功能多样性分析．由图2可见，4种土壤在主成分坐标体系中分布差异十分明显．PC1主要综合了H处理与其他处理之间的变异，PC2将M处理与L和CK明显区分．L处理处于PC1的正端，典型变量值达0.89，M处理处于PC2的最正端，典型变量值达1.93．在PC1上H处理典型变量值跟其他3个处理间的差异达极显著水平（F=9.91），而其他三者差异不显著．在PC2上M处理典型变量值与CK、L处理间的差异也达图1培养过程中土壤微生物群落AWCD变化Fig．1AWCD of soil microbial community during the incuba-tion.CK：非矿区土壤Non-mine soil；L：轻度污染Light pollution；M：中度污染Moderate pollution；H：重度污染Heavy pollution.下同The samebelow.图2不同土壤微生物群落主成分分析Fig．2PCA analysis on microbial community in different soils.到极显著水平（F=9.36）．提取PCA分析中31种碳源在2个主成分上的因子载荷作图，以分析31种碳源对2个主成分的贡献率（图3）．由图3可见，对PC1贡献大的碳源（系数＞0.80）有3种，糖类占2种，分别为N-乙酰-D葡萄糖氨和D-纤维二糖，氨基酸占1种、为L-丝氨酸，可见影响PC1的主要为糖类和氨基酸类；对PC2贡献大的碳源（系数＞0.80）有1种，为D-木糖/戊醛糖，即影响PC2的主要为糖类．主成分分析结果表明，不同土壤微生物群落间的代谢特征随着矿区污染程度的变化而变化，而且这种变化主要体现在对糖类和氨基酸类碳源的利用上．2.2.3土壤微生物群落代谢聚类分析为了更清晰的了解不同处理间土壤微生物群落代谢的特征，对4种不同污染程度下土壤微生物群落的Biolog检测数据实施了聚类分析，结果如图4所示．当聚类距离≤5时，CK、L处理聚为一类，而M、H处理分别单独聚为一类．当聚类距离≤10时，CK、L、M处理聚为一类，而H处理仍单独聚为一类．说明CK、L、M处图331种碳源对PC1和PC2贡献的特征向量系数Fig．3Contribution-eigenvector coefficients of the31carbonsources to PC1and PC2.1083期郭星亮等：铜川煤矿区重金属污染对土壤微生物群落代谢和酶活性的影响图4不同土壤微生物群落代谢聚类图Fig．4Clustering analysis dendrogram on the metabolisms of microbial community in different soils.理微生物群落代谢特性趋于一类，并且CK 、L 处理在聚类关系上趋同性更强，而H 处理微生物群落代谢特性与其他处理间差异较大．表明土壤的污染程度与土壤微生物群落的代谢特性关系密切，随着污染程度的增加，不同土壤微生物群落间代谢特性的差异增强．这与PCA 结果相吻合．2.2.4土壤微生物群落多样性指数比较由图5可以看出，反映土壤微生物群落多样性、丰富度的H'（Shannon 多样性）［14－15］、R （丰富度）［16］，基于群落物种多维空间距离的U （McIntosh ）［14－15］，以及基于图5不同处理土壤微生物群落功能多样性指数Fig．5Functional diversity indices of microbial community in different soils.不同字母表示处理间差异显著（P ＜0.05）Different letters meant sig-nificant difference at 0.05level.H 和U 得出的JH （Shannon 均匀度）、JU （McIntosh均匀度）［14］5个指数在数值上均为M ＞L ＞CK ＞H ，表明M 处理土壤微生物群落中物种最丰富且均匀度也最高，而H 处理土壤微生物群落中物种多样性最低且均匀度也最差，反映出轻度和中度污染提高了土壤微生物群落的的丰富度、多样性及均匀度，而重度污染则对土壤微生物群落丰富度、多样性及均匀度产生一定的抑制效应．反映土壤微生物群落优势度的指数（Gini ）则与上述指数有所不同，表现为H ＞M ＞L ＞CK ，在重度污染条件下土壤中微生物种群优势度最高，而CK 处理中土壤微生物群落优势度最低，说明重度污染条件下土壤微生物群落中有明显优势菌种出现．比较不同处理间多样性指数的变异系数（CV ）可以看出，H'、U 、JH 指数作为度量不同污染程度土壤中微生物群落构成的参数，其差异比较显著，分别为35.7%、32.4%、27.9%，其中不同处理间H'值的变异系数最大，表明群落丰富度是本试验中最为敏感的指标．JU 、Gini 的变异系数分别为1.9%、2.5%，说明其在不同处理间变化不显著，对重金属污染不敏感．2.3土壤中酶活性的变化土壤酶活性是土壤生物学活性的体现，它表征了土壤的综合肥力特征及土壤养分转化进程［17－18］，对重金属污染敏感［19］，常用作判断污染物对生物潜在毒性的手段［20］．土壤脲酶能够催化土壤中尿素分解生成氨，对土壤氮素利用及氮循环具有重要作用［10］；蛋白酶参与土壤中存在的氨基酸、蛋白质、以及其他含蛋白质氮的有机化合物的转化［10］；磷酸酶活性是评价土壤磷素生物转化方向与强度的指标，可加速有机磷的脱磷速度［19］；蔗糖酶参与碳水化合物的转化，为植物和微生物提供营养［21］；纤维素酶是参与纤维素循环的关键酶，对土壤有机质的循环具有重要作用［10］；过氧化氢酶参与生物的呼吸代谢，其活性与好氧微生物数量、土壤肥力有密切联系［10］．由表3可以看出，随着污染程度的增加，脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶活性均呈现降低的趋势，除脲酶外，其他3种酶在不同处理间差异均达到显著水平，矿区土壤脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶和脱氢酶活性分别是对照土壤的50.5% 65.1%、19.1% 57.1%、87.2% 97.5%和77.3% 86.0%．蔗糖酶和纤维素酶有所不同，二者的活性均表现为M ＞L ＞CK ＞H ，即M 处理蔗糖酶和纤维素酶活性最208应用生态学报23卷表3矿区土壤酶活性Table3Activities of the soil enzymes样地Site.Ure Pro Alkali-pho Suc Cel CatCK 1.03ʃ0.04a0.21ʃ0.01a 2.53ʃ0.9a32.71ʃ2.78a 5.61ʃ0.08a 2.78ʃ0.16aL0.67ʃ0.07b0.12ʃ0.01b 2.37ʃ0.04b44.19ʃ5.44b 6.25ʃ0.06b 2.19ʃ0.08bM0.65ʃ0.03b0.07ʃ0.00c 2.22ʃ0.08c93.61ʃ8.12c14.11ʃ1.00c 1.83ʃ0.12cH0.52ʃ0.05c0.04ʃ0.01d 2.12ʃ0.14c22.53ʃ2.17d 2.74ʃ0.40d 1.79ʃ0.11c Ure：脲酶Urease（mg NH3-N·g－1·d－1）；Pro：蛋白酶Protease（mg glycine·g－1·d－1）；Alkali-pho：磷酸酶Alkaline phosphatase（mg hydroxy-benzene·g－1·d－1）；Suc：蔗糖酶Sucrase（mg glucose·g－1·d－1）；Cel：纤维素酶Cellulase（mg glucose·g－1·d－1）；Cat：过氧化氢酶Cata-lase（mL·g－1·20min－1）.同列不同字母表示差异显著（P＜0.05）Different letters in the same column meant significant difference at0.05level.表4土壤酶活性与重金属含量的相关系数Table4Correlation coefficients of soil enzyme activity and heavy metal content酶活性Enzyme activity全量TotalCu Zn Cd Pb有效量AvailableCu Zn Cd PbUre－0.967*－0.993＊＊－0.863－0.982*－0.845－0.962*－0.868Pro－0.990＊＊－0.957*－0.990＊＊－0.936－0.996＊＊－0.858－0.989*－0.950* Alkali-pho－0.985*－0.955*－0.966*－0.977*－0.983*－0.898－0.992＊＊－0.986* Suc0.096－0.0570.1580.0130.152－0.2810.0950.0965 Cel－0.012－0.1670.045－0.0760.042－0.374－0.0100.007 Cat－0.965*－0.914－0.976*－0.891－0.978*－0.782－0.962*－0.916 *P＜0.05；＊＊P＜0.01.高，而H处理最低，且这两种酶在不同处理间差异均达到显著水平．这说明中等程度以下的污染对土壤蔗糖酶和纤维素酶表现出激活效应，而重度污染对土壤蔗糖酶和纤维素酶表现出抑制效应．这可能是由于中等污染下，微生物需要更多的能量、更多地利用有机碳作为能源［22－23］，从而使土壤微生物的代谢活性提高，促进了微生物对蔗糖酶和纤维素酶的分泌，并导致二者活性有所提高；也可能是中等污染条件下，重金属浓度正好处于对酶活性具有激活效应的范围之内，导致了二者活性的提高［24］．2.4土壤中酶活性和重金属含量的相关性相关性分析表明（表4），脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶及过氧化氢酶的活性均与重金属的全量即有效量呈负相关．除Pb全量和有效量及Zn有效量外，重金属的全量和有效量与脲酶活性的相关性均达显著水平，其中Cd全量与脲酶相关性达到极显著水平．重金属Cu全量及有效量和Cd全量与蛋白酶的相关性达极显著水平，Zn全量和Pb有效量与蛋白酶活性达显著水平．除Zn有效量外，其他重金属的全量和有效量与碱性磷酸酶活性的相关性达到显著水平，其中Cd有效量与碱性磷酸酶活性的相关性达到极显著水平．重金属Cu、Cd的全量和有效量与过氧化氢酶活性的相关性达到显著水平．蔗糖酶和纤维素酶活性与土壤重金属全量和有效量的相关性不显著．3讨论煤矿开采所引起的矿区土壤重金属污染现象，已经成为现代土壤生态环境保护的一个突出问题［2－3］．土壤微生物是维持土壤生物活性的重要组分且对外界干扰比较敏感，是土壤环境质量评价不可缺少的重要生物学指标［7］．滕应等［22］研究了铅锌银尾矿区土壤微生物活性，发现该尾矿区重金属复合污染会导致土壤微生物群落利用有关碳源底物的能力下降，重金属污染最严重的土壤平均颜色变化率最低．龙健等［25］研究了浙江哩铺铜矿废弃地土壤微生物生态特征和群落结构发现，矿区土壤微生物群落利用碳源的能力均受抑制，而且随着污染程度的增加抑制效应增强．而本研究显示，在轻度、中度污染的情况下，土壤微生物群落对碳源的利用表现出激活效应，而在重度污染的情况下，土壤微生物群落对碳源的利用表现出抑制效应，其中中度污染平均颜色变化率（AWCD）最高，重度污染下平均颜色变化率最低．这可能是由于不同的矿区重金属污染状况、土壤类型及气候条件不同的缘故．首先，矿区土壤重金属含量不同，龙健等［25］研究的铜矿区中度污染的土壤中，除Cu浓度低于铜川煤矿区中度污染土壤外，其重金属Zn以及毒性较大的Cd、Pb浓度均远高于铜川煤矿区中度污染土壤，分别是铜川煤矿区相应重金属浓度的10.89、3.71、4.69倍，铜3083期郭星亮等：铜川煤矿区重金属污染对土壤微生物群落代谢和酶活性的影响川煤矿区中度污染土壤中较低重金属浓度可能对微生物群落代谢产生了一定的激活效应，也可能是在较低重金属胁迫下微生物需要更多的能量来维持生存而加快了碳源消耗；其次，龙健等［25］研究的土壤是黄色砂页岩发育的红壤和山地黄红壤，而本文研究的土壤是黄土母质的黑垆土；第三，龙健等［25］研究的铜的尾矿区属亚热带季风气候，与铜川煤矿所属的温带大陆性季风气候特征也存在显著性差异．同时，本研究结果表明，轻度和中度污染可以提高土壤微生物群落的丰富度、多样性及均匀度，而重度污染则对土壤微生物群落丰富度、多样性及均匀度产生一定的抑制效应．滕应等［22］研究铅锌银尾矿区土壤微生物群落多样性时也发现，尾矿区重金属污染引起了土壤微生物群落功能多样性下降．本研究主成分分析表明，不同污染程度矿区土壤微生物群落间的代谢特征发生一定程度的变化，且起分异作用的主要碳源是糖类和氨基酸类．土壤酶活性是土壤中生物学活性的总体现，对重金属反映敏感［19］，常用作判断污染物对生物潜在毒性的手段［20］．张涪平等［23］研究了藏中拉屋矿（Cu-Zn-Pb矿）区重金属污染对土壤微生物学特性的影响，认为该矿区土壤重金属含量高，使得蔗糖、酶脲、酶脱氢酶、酸性磷酸酶4种土壤酶活性均降低．王涵等［26］研究了重金属污染区土壤酶活性的变化，发现在Cd污染较严重而Cu、Zn只是轻度污染的土壤中对脲酶、纤维素酶、碱性磷酸酶和多酚氧化酶均表现出激活效应．本研究发现，随着污染程度的增加，脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶以及过氧化氢酶活性均呈现降低的趋势，而蔗糖酶和纤维素酶在中等污染程度以下的土壤中表现出激活效应，重度污染的土壤蔗糖酶和纤维素酶表现出抑制效应．重金属对酶产生激活效应可能是由于Cu、Zn等可作为酶的辅基而提高酶活性［27］；或者是由于重金属刺激了微生物的生长或繁殖增加了体内酶的合成和分泌，进而提高了酶活性；或者可能是堆肥微生物群落演替的过程中，在重金属选择压力下，某些耐受性微生物成为优势菌群，进而提高了酶的合成与分泌；也可能是由于在轻度胁迫下，微生物需要更多能量维持生存，因此加大了纤维素和蔗糖酶等与能量代谢有关的酶的分泌量，以使其有效利用糖类这种优势碳源．重金属对酶的抑制效应可能是由于重金属抑制了微生物的生长和繁殖，影响了微生物体内酶的合成和分泌，进而导致酶活性下降［28］；或者可能是由于重金属与酶分子活性中心的功能基团（巯基和含咪唑等）配位结合，形成稳定的络合物，与底物间产生了竞争性抑制作用［29］；也可能是由于微生物为了从生理上去适应重金属的胁迫环境，将更多的能量用于合成胞内或胞外金属耦合蛋白或参与微生物表层的生物化学反应，从而减少了酶的合成和分泌［30－31］，进而导致酶活性下降．微生物的代谢活动是在胞内酶及其分泌到土壤中的胞外酶的参与下进行的．土壤中重金属对微生物群落代谢影响的实质可能是：首先重金属对微生物的胞内酶及其分泌到土壤中的胞外酶产生一定的效应（激活或抑制），变化了的酶活性又会影响相应的生理功能的正常执行，最终体现在微生物代谢活性的变化上．同时，在信号转导作用下，对体内相应酶蛋白的转录和翻译做出调控，使微生物分泌到土壤中的酶量发生了变化，最终对酶活性产生了一定的影响．在土壤生态系统中，微生物群落及其分泌的胞外酶是一个复杂的、统一的有机整体．在重金属污染程度较轻的情况下，虽然微生物群落的代谢能力和一些酶活性会表现出激活效应，进而加快土壤中相应基质的转化，但是由于重金属会被植物吸收并富集，进而通过食物链危及人类健康．因此，我们应该谨慎对待土壤微生物和酶活性这些环境生物学评价指标．4结论铜川矿区受到Cu、Zn、Cd、Pb不同程度的复合污染，Cd污染最为严重．主成分分析和聚类分析表明，铜川矿区污染程度与土壤微生物群落的代谢特性有密切的关系，随着污染程度的增加，不同土壤微生物群落间的代谢特征发生显著变化，而且这种变化主要体现在对糖类和氨基酸类碳源利用的差异上．在轻度、中度污染下，土壤微生物群落对碳源的利用表现出激活效应；而在重度污染下，土壤微生物群落对碳源的利用表现出抑制效应．轻度和中度污染可以提高土壤微生物群落的丰富度、多样性及均匀度，而重度污染则对土壤微生物群落丰富度、多样性及均匀度产生一定的抑制效应．微生物群落的优势度有所不同，随着污染程度的增加，微生物群落的优势度有增加的趋势．群落丰富度指数对重金属污染影响最为敏感，可作为反映类似煤矿区的土壤环境质量变化的有效指标．随着污染程度的增加，土壤中脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶及过氧化氢酶活性均呈现降低的趋势；而蔗糖酶和纤维素酶在中等污染以下表现为激活效408应用生态学报23卷。
土壤中有效态镍提取研究
新疆大学毕业论文(设计)题目: 土壤中有效态镍的提取研究指导老师:学生姓名：所属院系：化学化工学院专业：化学班级：09-1完成日期：2013-5-26声明本人郑重声明：本文是在李的指导下由本人独立完成，本人拥有自主知识产权，本文没有抄袭、剽窃他人的成果，他人也不得抄袭和篡改本文，由此造成的知识产权纠纷均由本人负责。
文中依法引用他人成果均已做出明确标注，或得到许可。
本人签名：2013-5-27摘要本论文选用新疆荒漠区某石化污水库周边土壤作为研究对象，采用室内模拟分析测定的方法，分别考察EDTA，HCl，NaNO3不同浓度，不同pH，不同土液比，不同提取时间对土壤中有效态重金属镍提取量的影响。
关键词：有效态；镍离子；提取条件AbstractThis thesis used desert Xin Jiang petrochemical wastewater reservoir surrounding desert soil as the research object, using the method of determination of indoor simulation analysis were investigated EDTA, HCl, NaNO3 different concentrations and pH, different soil-liquid ratio, extraction time on the soil of different effective state Nickel extraction amount of heavy metals.Keywords: active state; nickel ions; extraction conditions目录1前言 (5)1.1土壤重金属来源 (5)1.1.1 随着大气沉降进入土壤的重金属 (5)1.1.2 随污水进入土壤的重金属 (5)1.1.3 随固体废弃物进入土壤的重金属 (5)1.1.4 随农用物资进入土壤的重金属 (5)1.2土壤中重金属的污染 (6)1.3镍的危害 (6)1.4有效态重金属提取 (7)1.4.1 土壤中有效态重金属的几类常用提取剂 (7)1.5土壤重金属提取率的影响因素 (7)1.6提取剂的选取 (8)1.7本课题的研究意义和内容 (8)2.实验部分 (9)2.1实验主要仪器和试剂 (9)2.2 土壤预处理 (9)2.2.1土壤样品的制备与处理 (9)2.3标准曲线的测定 (10)2.3.1 标准系列的配制 (10)3结果和讨论 (12)3.1提取剂浓度对土壤中有效态镍的提取影响 (12)3.2不同提取时间对土壤中有效态镍的提取影响 (13)3.3 不同土液比对土壤中有效态镍的提取影响 (14)3.4溶液pH对土壤中镍的提取影响 (15)4结论 (16)参考文献 (17)1前言1.1土壤重金属来源1.1.1 随着大气沉降进入土壤的重金属大气中的重金属主要来源于能源、运输、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘。
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
收稿日期:2009-05-20文章编号:1002-2724(2009)04-0042-03土壤重金属元素有效态与活性相关分析研究
任晓云,肖传勇,董玉梅,王朝霞(德州市农业局,山东德州253015)
摘要:定量分析了33个土壤耕层和11个土壤剖面样品中的As、Cd、Cu、Pb、Ni、Hg、Zn、Cr8种重金属全量及其有效态,对采样点土壤重金属元素有效态与活性的相关性进行分析。结果表明,采样点耕地土壤重金属元素Cr、Cu、Ni和Zn的活性与有效态之间相关系数(R2)分别为0.7939、0.87、0.8956和0.9795,相关性均为极显著;As、Hg和Pb的活性与有效态之间相关性为显著;重金属元素Cd的活性与有效态相关性不明显。采样点剖面土壤重金属全量随着土层加深变化不一致,重金属As、Cd、Hg随着土层加深含量有递减的趋势;重金属元素的活化率随着土层深度加深而递减的趋势比较明显,底层土壤重金属的活化率是上层土壤中的1/5～1/3,同时表层土壤重金属元素Cd、Cu、Pb的活化率最高。关键词:土壤;剖面;重金属元素;有效态;重金属活性中图分类号:S714 文献标识码:A
ThecorrelationofavailablecontentsandtheactivityofheavymetalRenXiaoyun,XiaoChuanyong,DongYumei,WangZhaoxia(DezhouBureauofAgriculture,Dezhou253015,Shandong)Abstract:Thetotalcontentsofheavymetals(As,Cd,Cu,Pb,Ni,Hg,Zn,Cr)wereanalyzedandtheiravailablecon-tentswerestudiedin33soilsamplesofagriculturalsurfacesoilsand11soilprofilesgratheredfrom11countriesinDezhou,Shandong.Tounderstandthecorrelationoftheavailabilityandavailablecontentsofheavymetals.Theresultsshowedthatthecorrelationcoefficientsbetweentheavailabilityandavailablecontentsofheavymetals(Cr,Cu,NiandZn)were0.7939,0.87,0.8956and0.9795,theywereverysignificantpositivecorrelation.Thecontentsofheavymetals(As,Cd,Hg)inthedeeperlayerwerelessthaninthesurfacelayer.Theavailabilityofallheavymetalsinbottomlayerwerethe1/5～1/3ofthesufacelayer.Theavailablesequenceofheavymetalsinthesurfacelayerwasinarankof:Cu>Pb>Cd>Cr>Zn>Ni>Hg>As.Keywords:Soil;Soilprofile;Heavymetalelement;Availablecontent;Heavymetalavailability
对于土壤本身而言,其受污染具有不可逆性、隐蔽性和后果的严重性,不但会影响土壤本身的理化性质,对生态环境和人类的生存健康都具有较大的威胁[1]。环境污染方面所指的重金属主要是指生物
毒性显著的Cd、Pb、Cr、Hg以及类金属As,还包括具有毒性的Zn、Cu、Co、Ni、Sn、V等污染物。土壤重金属污染可导致作物产量和质量的下降,作物积累的重金属可通过食物链进入人体而给人类健康带来潜在危害,如Cd污染可造成贫血、高血压、骨痛病等疾病[2]。而土壤中重金属元素的有效态易于转
化和迁移,最容易被农作物吸收利用而进入食物链,从而对环境和人畜造成危害[3]。
因此密切关注耕地土壤重金属元素的全量、有效态及其活性,分析其相关性,能够在一定程度上表征土壤中某一重金属元素的生物活性,为不同土地利用及不同土壤类型下的土壤重金属污染提供客观数据评价,对明确重金属污染特点,确定其活性和防止农产品被污染,具有十分重要的意义。1 材料与方法1.1 调查区概况土壤质地,砂质土占84.34%,粘质土占4.63%;土壤pH值范围7.20～8.65;有机质范围为2.61～23.05g/kg。1.2 样品采集共采集表层土样33个和11个剖面土壤,即德州市共11个县市区,每个县市区取3个表层土壤和1个剖面土壤。1.3 仪器及试剂北京海光仪器公司AFS-230E原子荧光度计;美国热电公司S2原子吸收光谱仪(火焰、石墨炉);意大利Ethos-A型微波消解;国家标准土壤参比物质GBW07419和GBW07421作为质控;分析所用试剂均为优级纯;所用水均为超纯水。1.4 样品前处理及方法土壤样品经风干、磨碎,过100目尼龙网筛后,
·42·
山东林业科技 2009年第4期 总183期 SHANDONGFORESTRYSCIENCEANDTECHNOLOGY 2009.No.4用于测试土壤的重金属元素,包括As、Cd、Cu、Pb、Ni、Hg、Zn、Cr8种重金属。As、Hg采用原子荧光法测定;其余重金属经氢氟酸—硝酸—高氯酸三酸在微波消解后,Cd、Pb、Cd采用石墨炉原子吸收分光光度法测定,Cu、Zn、Ni采用火焰原子吸收法测定;以0.1mol/LHCl(固液比=1:1)作为提取液,提取液上机测定重金属元素的有效态含量。1.5 数据处理数据剔除采用四倍法(4d法)[4];数据处理由Excel和DPS数据处理软件完成。2 结果与分析2.1 采样点土壤重金属有效态与活性相关分析曾有研究表明土壤重金属元素活化率(有效态/全量)与生物毒性和环境效应之间存在相关性,潘根兴等(1999,2000)曾用活性作为苏南土壤中重金属污染影响指标[5];元素活性是有效态含量、全量值、土类、有机质、黏粒、pH值等土壤理化性状的函数[6]。土壤中重金属元素的有效态易于转化和迁移,最易被农作物吸收利用而进入食物链,从而对环境和人畜造成危害[3]。因此,了解重金属有效态的含量及其与全量之间的关系,对于更深入客观地了解德州耕地土壤重金属污染有着重要的意义。由于有效态自身的复杂性,牵涉到不同土类之间提取剂的差异,同一提取剂在不同土类之间提取量的差异以及提取量与生态效应的差异等[6],考虑到样本耕地土壤类型与作物根系作用等特性,以0.1mol/LHCl(固液比=1:1)作为提取液,所提取的浓度与样品全量之比为活化率[7],即 Ac(%)=Aci
Bci
×100%(2-1)
式中,Ac为土壤中i元素的活性,Aci为i元素的有效态浓度,Bci为i元素的全量值。结果表明,经过对德州市0～30cm耕地土壤33个点位重金属有效态进行定量分析,8种重金属元素(As、Cd、Cu、Pb、Ni、Hg、Zn、Cr)的活性(%,Y)与有效态(浓度mg/kg,X)之间的相关性公式如下:YAs=12.872X-8×10-5 R2=0.6078＊
n=33 (2-2)YCd=319.25X+1.1677R2=0.3215
n=33 (2-3)YCr=1.3091X+0.7964R2=0.7939
＊＊
n=33 (2-4)YCu=3.5252X+2.4995R2=0.87
＊＊
n=27 (2-5)YHg=1367.7X+0.0445R2=0.5297＊
n=27 (2-6)YNi=4.7885X-0.1547R2=0.8956＊＊
n=33 (2-7)YPb=3.6353X+1.6475R2=0.554＊
n=33 (2-8)YZn=1.7164X-0.2462R2=0.9795＊＊
n=30 (2-9)由上述公式表明,采样点耕地土壤重金属元素Cr、Cu、Ni和Zn的活性与有效态之间相关系数(R2)分别为0.7939、0.87、0.8956和0.9795,相关性均为极显著;As、Hg和Pb的活性与有效态之间相关系数为0.6078、0.5297和0.554,相关性为显表1 采样点剖面土壤全量(mg/kg)及有效性系数
剖面项目AsCdCrCuHgNiPbZn含量范围5.13～8.540.12～0.2720.0～28.411.6～20.10.02～0.1019.3～26.212.7～24.557.9～3420～30cm平均值6.580.2024.6514.330.0521.9916.77143.58标准差1.010.042.352.550.032.024.5496.45有效性系数(%)0.4×10-35.172.397.970.250.796.321.4330～60cm含量范围5.12～8.210.12～0.2126.4～34.113.8～27.10.01～0.0423.4～38.415.6～24.561.4～210平均值6.410.1830.3618.160.0327.3418.12114.78标准差1.110.032.753.490.014.082.8342.34有效性系数(%)0.2×10-31.481.252.450.070.241.231.2460～90cm含量范围4.21～7.340.13～0.2115.4～53.115.3～20.80.02～0.0420.5～32.415.2～18.275.3～304平均值5.730.1827.3718.080.0325.6116.48193.30标准差0.940.0310.351.620.013.421.0370.45有效性系数(%)0.2×10-30.751.241.490.070.271.151.17
·43·
山东林业科技 任晓云等:土壤重金属元素有效态与活性相关分析研究 2009年第4期