喀斯特林地土壤重金屬形態(tài)特征及其評價

張家春, 曾憲平, 張珍明, 文錫梅, 張清海, 林昌虎

(1.貴州省植物園, 貴陽 550004; 2.遵義市環(huán)境保護(hù)監(jiān)測中心站, 貴州 遵義563000; 3.貴州省生物研究所, 貴陽 550009; 4.貴州省山地資源研究所, 貴陽 550002; 5.貴州醫(yī)科大學(xué), 貴陽 550025)

重金屬是對人體有害的微量元素，由于受人類生產(chǎn)活動的影響，重金屬不斷被暴露于土壤表層中，導(dǎo)致表層土壤中重金屬含量過高，且在土壤中的含量超過背景值，使土壤受到重金屬的污染[1]。土壤中重金屬含量超標(biāo)時，會造成現(xiàn)存的或潛在的土壤質(zhì)量退化、生態(tài)與環(huán)境惡化，危害土壤—植物系統(tǒng)[2-4]。同時土壤重金屬的污染具有不可逆性、長期性、隱蔽性與毒性等特點(diǎn)，土壤中重金屬含量超標(biāo)能夠通過徑流和淋洗作用來污染地表水和地下水，或通過土壤—農(nóng)作物—食物的途徑進(jìn)入人體，最終進(jìn)入食物鏈直接、間接危害人類生命健康，對土壤重金屬的研究逐漸成為國內(nèi)外學(xué)者關(guān)注的熱點(diǎn)問題之一[5-6]。

土壤重金屬在土壤中的遷移、轉(zhuǎn)化規(guī)律及和植物毒性不僅與其全量有關(guān)，而且還與其在土壤中各形態(tài)的分布特征有相關(guān)[7]。研究表面，重金屬進(jìn)入土壤后通過溶解、吸附、絡(luò)合、沉淀、凝聚等反應(yīng)形成不同形態(tài)的重金屬，而各形態(tài)重金屬的活性、遷移特點(diǎn)和植物毒性以及環(huán)境效應(yīng)都存在差異[8-9]。以土壤中易被植物吸收利用的有效態(tài)重金屬作為評價重金屬污染程度的指標(biāo)，能更好地反映土壤的污染狀況，特別是其對植物的毒性危害[1]。因此，對土壤重金屬中形態(tài)分析的研究有利于進(jìn)一步了解其轉(zhuǎn)化遷移的機(jī)理和對生物作用的特征，為土壤重金屬污染的修復(fù)提供理論。

貴州省是我國乃至世界上最大、最為集中的喀斯特地貌分布區(qū)，巖溶面積占全省國土面積的70%左右[10]。喀斯特地區(qū)由于生態(tài)條件脆弱，生態(tài)環(huán)境易遭受破壞但難于恢復(fù)，因此對喀斯特地區(qū)土壤重金屬的研究對保持喀斯特地區(qū)生態(tài)環(huán)境至關(guān)重要。貴州作為一個山地公園省，山地和丘陵面積占國土面積的92.5%。隨著2015年綠色貴州建設(shè)3年行動計劃啟動，林業(yè)產(chǎn)業(yè)已成為貴州經(jīng)濟(jì)發(fā)展新的增長極。土壤是林業(yè)產(chǎn)業(yè)安全的基礎(chǔ)保障，但目前針對貴州土壤重金屬的研究更多的集中于農(nóng)業(yè)、中藥材及茶葉等領(lǐng)域[11-13]，而針對喀斯特林地土壤重金屬形態(tài)的研究尚缺乏。因此，本研究以喀斯特林地土壤為研究對象，檢測不同土壤pH值下喀斯特林地土壤重金屬全量，討論不同土壤pH值下喀斯特林地土壤重金屬形態(tài)構(gòu)成，評價不同土壤pH值下喀斯特林地土壤重金屬質(zhì)量及有效性。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

貴州省植物園地處貴州省貴陽市北郊鹿沖關(guān)，位于東經(jīng)106°42′，北緯36°24′，海拔1 210～1 411 m；年平均氣溫14℃，1月份平均氣溫4.6℃，極端最低氣溫-6.4℃，7月份平均氣溫23.8℃，極端最高氣溫32.1℃；年平均降水量1 200 mm，年平均相對濕度80%。全年日照時數(shù)1 174 h，無霜期289 d。成土母巖為石灰?guī)r和沙巖，土壤為山地黃壤和棕壤。規(guī)劃總面積為210 hm2，其中森林植被區(qū)面積122 hm2，為貴州省植物園的背景林區(qū)和自然保護(hù)區(qū)，由馬尾松林、華山松林、常綠落葉混交林、藤刺灌叢坡、草灌叢坡和沼澤地組成。森林植被區(qū)是以含有落葉成分的亞熱帶常綠闊葉林地段性植被和次生山地針葉林為主。

1.2 土壤樣品采集與制備

于2018年8月，根據(jù)研究區(qū)森林植被區(qū)土壤面積、地形地貌、植被類型分布特征等實(shí)際情況，在保證取樣具有典型性和代表性，兼顧空間分布均勻性等原則的基礎(chǔ)上，采用GPS對采樣點(diǎn)進(jìn)行定位。采用梅花型采樣方式，在20 m×20 m樣方的4個頂點(diǎn)和中心共5處各采集1 kg表層土(土層厚度0—20 cm)組成混合樣，充分混合后利用四分法反復(fù)取舍，最后保留1 kg土樣作為該樣方的混合樣品，共采集土壤(黃壤)樣品20個，其中馬尾松林、常綠落葉混交林各10個。

土壤樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，按對角線四分取土法分取50 g鮮土保存于密封袋中，并將密封袋放置于冰箱中冷藏。剩余樣品在半干狀態(tài)下把土塊壓碎，并除去石礫、殘根等雜物，均勻鋪開，置于陰涼通風(fēng)處自然晾干。晾干后充分混勻，按對角線四分取土法分取一半樣品研磨，另一半作為備用樣品保存。樣品全部過2 mm尼龍網(wǎng)篩，備用；取過2 mm篩的土樣20 g左右經(jīng)瑪瑙研缽研細(xì)全部過0.15 mm尼龍網(wǎng)篩，充分混合均勻供分析測試用。為防止樣品制備產(chǎn)生二次污染，樣品采集、混合、裝袋、粉碎、研磨等處理過程均采用木頭、塑料、瑪瑙等用具。

1.3 土壤重金屬測定方法

1.3.1 土壤重金屬全量測定 準(zhǔn)確稱取樣品0.5 g，在聚四氟乙烯消解罐中用HNO3—HClO4—HF混酸消化，用5%硝酸轉(zhuǎn)移至50 ml容量瓶中，稀釋定容后用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP—MS)測定As，Cd，Cu，Ni，Pb，Zn，Cr共7種重金屬。所有測定均由空白樣和加標(biāo)回收樣進(jìn)行質(zhì)量控制[14]。

1.3.2 土壤重金屬形態(tài)測定

(1) 稱取鮮土5 g，加入50 ml的0.11 mol/L的醋酸溶液，于22℃水域恒溫振蕩16 h，3 000 g離心20 min，收集上清液待測，(清洗)加入20 ml超純水，振蕩器振蕩15 min，3 000 g離心20 min，棄上清液，固體進(jìn)入下一步。

(2) 加入50 ml的0.5 mol/L鹽酸羥胺于22℃水域恒溫振蕩16 h，3 000 g 離心20 min，收集上清液待測，清洗步驟同上。

(3) 加入10 ml雙氧水，22℃消解1 h，85℃消解1 h后，去掉蓋子蒸發(fā)至體積小于3 ml，重復(fù)加入10 ml雙氧水，22℃消解1 h，85℃消解1 h后，去掉蓋子蒸發(fā)至體積小于1 ml，冷至室溫，加入50 ml的1 mol/L醋酸氨(pH值=2.0)，消解、分離和清洗過程同上。

(4) 蒸干、研磨后稱取0.5 g全消解方法處理。

前3步分析結(jié)果已經(jīng)含水量校正[15]。

1.4 土壤重金屬污染評價方法

采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法對土壤重金屬污染情況進(jìn)行評價[16]。

單因子污染指數(shù)法能分別反映各個污染物的污染程度，是其他環(huán)境質(zhì)量指數(shù)、環(huán)境質(zhì)量分級和綜合評價的基礎(chǔ)，這種方法僅適用于單一因子污染特定區(qū)域的評價。

Pi=Ci/Si

(1)

式中：Pi為土壤中污染物i的環(huán)境質(zhì)量指數(shù)；Ci為污染物i的實(shí)測含量；Si為i種污染物的評價標(biāo)準(zhǔn)。

若Pi≤1.0，則土壤沒有受到人為污染；若Pi>1.0，則土壤已受到人為污染，指數(shù)越大則表明農(nóng)作物污染物累積污染程度越高。

當(dāng)評定區(qū)域內(nèi)農(nóng)作物質(zhì)量作為一個整體與外區(qū)域農(nóng)作物質(zhì)量比較，或土壤同時被多種污染物污染時，需將單因子污染指數(shù)按一定方法綜合起來應(yīng)用綜合污染指數(shù)法進(jìn)行評價。綜合污染評價采用兼顧單元素污染指數(shù)平均值和最大值的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法計算公式為：

(2)

式中：P綜為土壤綜合污染指數(shù)；Pi(max)為土壤中單項污染物的最大污染指數(shù)。根據(jù)內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)的大小對土壤環(huán)境質(zhì)量進(jìn)行分級。土壤污染分級的評價標(biāo)準(zhǔn)見表1。

表1 土壤污染分級標(biāo)準(zhǔn)

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬全量

不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬全量檢測結(jié)果統(tǒng)計見表2，酸性(土壤pH值為5.6)和中性(土壤pH值為7.0)下土壤重金屬全量不同，中性土壤中土壤重金屬As，Cd，Cu，Ni，Pb，Zn及Cr全量均大于酸性土壤，且土壤重金屬Cd，Cu，Pb及Cr全量在中性土壤中高出酸性土壤中44.16%，32.33%，21.25%，27.83%。酸性和中性下土壤重金屬全量變化規(guī)律不同，在酸性土壤中Zn>Pb>As>Cu>Cr>Ni>Cd，中性土壤中Zn>Pb>Cu>As>Cr>Ni>Cd。參照貴州省土壤背景值，土壤重金屬Cd，Ni，Zn及Cr全量在酸性和中性土壤中均沒有超過貴州土壤背景值，土壤重金屬Pb全量在酸性和中性土壤中都大于貴州土壤背景值；土壤重金屬As和Cu全量變化規(guī)律相同，在酸性土壤中As和Cu全量均低于貴州土壤背景值，而在中性土壤中As和Cu全量均高于貴州土壤背景值。以土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值為參照，中性和酸性下土壤重金屬Pb，Zn和Cr全量均低于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值，中性和酸性下土壤重金屬As，Cd和Ni全量均大于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值；土壤重金屬Cu全量在酸性土壤中超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值，而在中性土壤中低于土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值。

2.2 土壤重金屬構(gòu)成特征

不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬的化學(xué)形態(tài)構(gòu)成見表3，不同土壤重金屬其化學(xué)形態(tài)構(gòu)成特征不同，土壤重金屬As其化學(xué)形態(tài)構(gòu)成以酸溶態(tài)為主，而土壤重金屬Cd，Cu，Ni，Pb，Zn及Cr化學(xué)形態(tài)構(gòu)成卻以殘渣態(tài)為主。在酸性和中性下土壤重金屬化學(xué)形態(tài)構(gòu)成也不同，殘渣態(tài)土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例表現(xiàn)為中性土壤高于酸性土壤，以土壤重金屬As和Cd 2種重金屬元素差異較大；酸溶態(tài)土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例，除土壤重金屬Cu外，其余土壤重金屬酸溶態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例均為酸性土壤大于中性土壤；可還原態(tài)土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例，除土壤重金屬Cd外，其余土壤重金屬酸溶態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例均為酸性土壤大于中性土壤；可氧化態(tài)土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例，除土壤重金屬Ni和Pb外，其余類型土壤重金屬酸溶態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例均為酸性土壤大于中性土壤，且以土壤重金屬Cd差異較大。

表2 不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬全量統(tǒng)計

表3 不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤不同形態(tài)重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占比例 %

2.3 土壤重金屬質(zhì)量與有效性評價

不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬單因子和綜合污染指數(shù)評價見表4，從單因子污染指數(shù)來看，喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬As，Cd和Ni單因子污染指數(shù)大于1；其中以中性土壤中土壤重金屬Cd單因子污染指數(shù)最高為3.70，屬于重度污染；酸性和中性下喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬單因子污染指數(shù)Cd>As>Ni>Zn>Pb>Cu>Cr。喀斯特地區(qū)森林酸性黃壤土壤重金屬綜合污染指數(shù)表現(xiàn)為，酸性土壤為1.99，屬于輕度污染；中性土壤為2.79，屬于中度污染。以可提取態(tài)(即酸溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài))質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占總量比例對不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬的生物有效性進(jìn)行評價，結(jié)果如圖1所示。喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬生物有效性表現(xiàn)為As>Cd>Cr>Ni>Pb>Zn>Cu，其中酸性土壤As生物有效性指數(shù)最高；酸性和中性土壤重金屬生物有效性不同，從土壤重金屬生物有效性指數(shù)看，酸性土壤重金屬生物有效性高。

表4 不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬污染評價指數(shù)

2.4 土壤重金屬與土壤pH值相關(guān)性分析

喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬與土壤pH值相關(guān)性分析結(jié)果見表5，從相關(guān)性系數(shù)可知，喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬Cu全量與土壤pH值呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.61。喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬不同形態(tài)與土壤pH值相關(guān)性分析顯示，酸溶態(tài)Zn與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)，酸溶態(tài)土壤重金屬Cr與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)；可還原態(tài)土壤重金屬與土壤pH值相關(guān)性不顯著；可氧化態(tài)土壤重金屬Pb與土壤pH值呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)性系數(shù)為0.60；殘渣態(tài)Cu與土壤pH值呈極顯著正相關(guān)，殘渣態(tài)土壤重金屬As與土壤pH值呈顯著正相關(guān)。土壤重金屬除與土壤pH值之間存在相關(guān)性，土壤重金屬元素之間也存在相關(guān)性。酸溶態(tài)土壤重金屬Cu與As呈顯著負(fù)相關(guān)，Cu與Cd呈顯著正相關(guān)；可還原態(tài)土壤重金屬Cr與Pb呈顯著負(fù)相關(guān)；可氧化態(tài)土壤重金屬Ni與Cd和Cr與Zn呈極顯著負(fù)相關(guān)，Zn與Ni和Zn與Pb為顯著負(fù)相關(guān)，Cr與Pb為顯著正相關(guān)；土壤重金屬全量之間，土壤重金屬Pb與Cu為極顯著正相關(guān)，Cu與As，Pb與Cd和Cr與Cu為極顯著正相關(guān)。

圖1 不同土壤pH值下喀斯特地區(qū)森林土壤重金屬生物有效性指數(shù)

表5 喀斯特地區(qū)森林黃壤土壤重金屬與土壤pH相關(guān)性分析

注：*為顯著性相關(guān)(顯著性水平<0.05)，**為極顯著性相關(guān)(顯著性水平<0.01)。

3 討論與結(jié)論

森林土壤作為林業(yè)生產(chǎn)的基礎(chǔ)物質(zhì)，森林土壤環(huán)境質(zhì)量是林業(yè)生產(chǎn)的保障。本研究中喀斯特森林土壤重金屬As，Cd，Cu，Ni，Pb，Zn，Cr全量分別為77.96，0.94，75.06，48.99，164.09，196.54，55.72 mg/kg。以土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)為參照標(biāo)準(zhǔn)，本研究中喀斯特森林土壤As，Cd，Cu，Ni這4種土壤重金屬全量超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)；以《綠色食品產(chǎn)地環(huán)境技術(shù)條件》為標(biāo)準(zhǔn)，本研究中喀斯特森林土壤重金屬As，Cd，Pb全量超過標(biāo)準(zhǔn)值；以《無公害食品林果類產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境條件》為標(biāo)準(zhǔn)，本研究中喀斯特森林土壤重金屬As，Cd全量超過標(biāo)準(zhǔn)值。何勇田等[18]指出，當(dāng)同時存在2種或2種以上不同類型不同性質(zhì)的污染物，或同種污染物的來源不同，或在同一環(huán)境中同時含有2種及2種以上的不同種類污染物時所形成的綜合污染問題稱為復(fù)合污染。從土壤重金屬全量結(jié)果來看，本研究中喀斯特森林土壤主要受到As，Cd，Cu，Ni這4種土壤重金屬的影響，其中是屬于以Cd和As為主的復(fù)合污染。

土壤中的重金屬長期停留和積累在土壤環(huán)境中，難以徹底清除。為了保持土壤環(huán)境質(zhì)量，必須加強(qiáng)對土壤重金屬進(jìn)行考查及評價。王鐵宇等[19]指出內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法可用于評價多種重金屬污染的復(fù)合污染，且此方法能夠突出高濃度重金屬對環(huán)境質(zhì)量的影響。本研究中對喀斯特森林土壤重金屬采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法相結(jié)合的評價方法進(jìn)行評價，其中土壤重金屬Cd，As，Ni的單因子污染指數(shù)大于1，分別為3.14，2.29，1.10，即土壤Cd為重度污染，As為中度污染，Ni為輕度污染；結(jié)合內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法，本研究中喀斯特森林土壤重金屬屬于以Cd和As為主的復(fù)合中污染。研究表明，復(fù)合污染中污染物之間的相互作用方式分為3種:協(xié)同作用、加和作用和拮抗作用[1]。本研究中喀斯特森林土壤重金屬As，Cd，Cu，Ni，Pb，Zn，Cr重金屬全量相關(guān)性分析表明，Pb與Cu，Cu與As，Pb與Cd和Cr與Cu間相互作用形式為協(xié)同作用。

土壤作為重金屬最主要來源，當(dāng)土壤重金屬含量過高，還會造成現(xiàn)存的或潛在的土壤質(zhì)量退化、生態(tài)與環(huán)境惡化。土壤中重金屬全量并不能表示其對土壤環(huán)境質(zhì)量影響力的大小，土壤中重金屬的遷移性和植物毒性主要取決于重金屬的形態(tài)。本研究中，對喀斯特森林土壤重金屬As，Cd，Cu，Ni，Pb，Zn，Cr元素形態(tài)構(gòu)成特征采用BCR提取法進(jìn)行形態(tài)研究。從喀斯特森林土壤重金屬形態(tài)構(gòu)成中發(fā)現(xiàn)，除土壤重金屬As外，其余6種土壤重金屬元素形態(tài)構(gòu)成均以殘渣態(tài)為主，且Cu，Ni，Pb，Zn，Cr這5種土壤重金屬元素殘渣態(tài)比例較高，分別為98.59%，89.84%，95.66%，96.67%，83.52%；與武永鋒等[7]對貴陽城市土壤重金屬元素形態(tài)分析研究調(diào)查結(jié)果相似，本研究土壤重金屬Cu，Zn，Cr元素殘渣態(tài)含量較高；吳迪等[2]研究結(jié)果顯示貴陽市蓬萊仙界生態(tài)園區(qū)土壤重金屬Pb，Cr，Cd和As以殘渣態(tài)為主，而本研究中土壤重金屬As以酸溶態(tài)為主。

BCR提取法把土壤重金屬形態(tài)分為酸可提取態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)4種形態(tài)。酸可提取態(tài)主要是指可交換的吸附的離子和碳酸鹽結(jié)合的形態(tài)，該形態(tài)遷移性強(qiáng)，可以直接被生物利用[20]。殘渣態(tài)重金屬主要存在于硅酸鹽、原生和次生礦物等土壤晶格中，性質(zhì)穩(wěn)定，在自然界正常條件下不易釋放，能長期穩(wěn)定在沉積物中，不易為植物吸收，在整個土壤生態(tài)系統(tǒng)中對食物鏈影響較小。以可提取態(tài)(即酸溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài))質(zhì)量分?jǐn)?shù)所占總量比例表示土壤重金屬的生物有效性，本研究中土壤重金屬As其可提取態(tài)比例最高為79.88%，其次為土壤重金屬Cd和Cr。本研究中喀斯特森林土壤主要受到As，Cd，Cu，Ni重金屬的影響，其中是屬于以Cd和As為主的復(fù)合污染。除土壤重金屬As外，其余3種土壤重金屬元素屬于“高背境，低活性”狀態(tài)。