典型岩溶地质高背景土壤镉生物有效性及其控制因素研究
Factors controlling the bioavailability of soil cadmium in typical karst areas with high geogenic background
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收稿日期: 2019-06-13 网络出版日期: 2019-07-17
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Received: 2019-06-13 Online: 2019-07-17
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郭超, 文宇博, 杨忠芳, 李伟, 管冬兴, 季峻峰.
Guo Chao, Wen Yubo, Yang Zhongfang, Li Wei, Guan Dongxing, Ji Junfeng.
全球碳酸盐岩的分布面积占据了陆地面积的12%,我国是世界上岩溶面积最大的国家,总面积达到344.3×104 km2,占世界岩溶面积的64%[1,2].广西是我国最大的岩溶省区之一,其碳酸盐岩分布面积9.87×104 km2,占全区总面积的41.57%[3].研究表明发育于我国碳酸盐区的土壤与下伏基岩在矿物学和微量元素方面具有继承性的演化关系[4],灰岩风化土壤中重金属含量往往异常富集,严重超标[5—7].这是因为在风化和成土过程中,钙、镁等成分溶于水而淋失,不溶的粘土性风化物残留下来,许多元素在此过程中相对地浓缩[8].2015年《中国耕地地球化学调查报告》显示,我国土壤重金属的超标与地质成因关系密切,西南岩溶区土壤重金属超标主要与地质高背景和成土过程有关[9].这类地质高背景土壤重金属的污染生态风险如何仍不清楚.
重金属化学形态及其在土壤中的分配是影响土壤-植物系统中重金属的归趋和生物有效性的关键因素[10].目前评估土壤重金属生物有效性的方法之一就是化学提取法,即利用特定的化学试剂提取出活动态或潜在活动态的元素.对土壤重金属的生物有效性研究表明,0.01 mol·L-1的CaCl2提取法和0.05 mol·L-1 EDTA提取法能有效预测作物中的重金属含量[11—12].此前有部分研究关注于岩溶区地质高背景土壤中重金属的富集,但对其土壤中重金属的生物有效性及控制因素的研究相对缺乏,土壤重金属的生物有效性研究可以为土壤污染生态风险评价和污染土壤的修复提供理论依据和技术手段.选择广西典型地质高背景岩溶区的土壤样品,采用目前广泛使用的CaCl2及EDTA提取方法分析土壤中镉的生物有效态含量及其影响因素,并将其与人类活动污染(矿业及工业)区土壤镉的生物有效性进行了对比.
1 材料与方法
1.1 研究区概况
图1
1.2 样品处理及分析
表层土壤样品的采集按照中国地质调查局实施的土地质量地球化学评价规范(DZ/T 0295⁃2016)[15]技术要求执行,每个样品均与至少四个0~20 cm表层土壤子样品混合均匀组成一个点的土壤样.土壤样品经过自然风干后,用橡胶锤碾碎,过2 mm尼龙筛后装入自封袋保存.常量元素的分析方法如下:用X射线荧光光谱仪(XRF)测定Al2O3,SiO2,Ti,TFe2O3等;用HCl,HNO3,HF,HClO4分解后经处理,用电感耦合等离子体光谱仪(ICP⁃AES)测定Na2O,MgO,K2O,CaO,Mn;用电感耦合等离子体质谱仪(ICP⁃MS)测定Cd,Cr,Cu,Ni,Pb,Zn;用原子荧光光谱法(AFS)测定As,Hg,Se;采用国家标准物质以及重复样的测试进行质量监控,各类指标分析的准确度(ΔlgC)为0.10~0.12,精密度(RSD)为10%~20%.
分别用CaCl2提取法和EDTA提取法[11,12]测定土壤样品中重金属的有效态浓度.将2 g干重的土壤放入50 mL塑料离心管中分别加入20 mL 0.01 mol·L-1 CaCl2溶液和20 mL 0.05 mol·L-1 EDTA (浓氨水中和至pH=7.0)溶液,在室温下震荡2 h(140 r·min-1)后离心5 min(5000 r·min-1),抽取上清液过0.45 μm微孔滤膜,用超纯HNO3酸化后利用ICP–MS分析溶液中金属元素含量.每个样品均设置三个重复.标准土壤样品GBW07416a(ASA–5a),GBW07460(ASA–9),GBW07444(GSF–4)用于验证提取态中的元素浓度测试质量.重复样的标准偏差小于10%.
1.3 数据分析
样点分布图采用ArcGIS 10.5软件绘制,数据描述性统计,多元统计包括逐步多元线性回归和皮尔森相关性分析等利用SPSS 23.0完成,图形绘制由Sigmaplot 12.5及Excel 2016完成.
2 结果与讨论
2.1 研究区土壤重金属含量特征
研究区土壤常量和微量元素及其他指标的含量见表1.土壤中常量元素明显富集CaO,其平均值是全国土壤背景值的1.48倍.TiO2,TFe2O3,MgO,Na2O,K2O则相对于全国土壤背景值及地壳丰度亏损.土壤中重金属元素As,Cd,Cr,Cu,Hg,Ni,Pb,Se和Zn的平均含量分别为14.27,1.78,160.39,33.82,0.62,32.05,30.30,0.61和112.51 mg·kg-1,均高于上地壳对应元素丰度值及中国土壤背景值,其平均值分别是全国土壤背景值的1.27,18.36,2.63,1.50,9.52,1.13,1.23,2.09和1.52倍.根据最新的土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB15618⁃2018)[18],研究区Cd超标严重,79.2%的土壤中Cd含量超过土壤污染风险筛选值,有18.9%的土壤中Cd含量超过土壤污染风险管控值.As,Cr,Hg,Zn分别有5.66%,7.55%,1.89%,1.89%的样品超过土壤污染风险筛选值,其中Hg和Cr分别有一个样品含量超过管控值.Cu,Ni,Pb均不超标.研究区土壤Cd的富集应重点关注.
表1 研究区土壤基本理化性质(n=53)
Table 1
项目 | 最小值 | 最大值 | 平均值 | 标准差 | 变异系数 | 全国土壤背景值[16] | 地壳丰度[17] | 富集系数 |
---|---|---|---|---|---|---|---|---|
SiO2 (%) | 27.12 | 86.16 | 66.61 | 13.3 | 0.2 | 66.62 | ||
TiO2 (%) | 0.1 | 0.96 | 0.4 | 0.17 | 0.42 | 0.51 | 0.64 | 0.8 |
Al2O3 (%) | 5.43 | 22.28 | 12.62 | 3.12 | 0.25 | 12.5 | 15.4 | 1.01 |
TFe2O3 (%) | 1.29 | 12.64 | 5.09 | 2.04 | 0.4 | 4.2 | 5.6* | 1.21 |
MgO (%) | 0.27 | 1.21 | 0.56 | 0.19 | 0.35 | 1.3 | 2.48 | 0.43 |
CaO (%) | 0.29 | 23.5 | 3.19 | 5.98 | 1.87 | 2.16 | 3.59 | 1.48 |
Na2O (%) | 0.07 | 0.53 | 0.17 | 0.1 | 0.62 | 1.37 | 3.27 | 0.12 |
K2O (%) | 0.14 | 2.27 | 1.13 | 0.6 | 0.53 | 2.23 | 2.8 | 0.5 |
As (mg·kg-1) | 2.55 | 56.15 | 14.27 | 9.98 | 0.7 | 11.2 | 4.8 | 1.27 |
Cd (mg·kg-1) | 0.17 | 7.69 | 1.78 | 2.03 | 1.14 | 0.097 | 0.09 | 18.36 |
Cr (mg·kg-1) | 50.2 | 1442.7 | 160.39 | 198.11 | 1.24 | 61 | 92 | 2.63 |
Cu (mg·kg-1) | 15 | 59.1 | 33.82 | 9.65 | 0.29 | 22.6 | 28 | 1.5 |
Hg (mg·kg-1) | 0.06 | 22.5 | 0.62 | 3.04 | 4.9 | 0.065 | 0.05 | 9.52 |
Mn (mg·kg-1) | 71.6 | 966.5 | 292.43 | 218.97 | 0.75 | 583 | 774.6 | 0.5 |
Ni (mg·kg-1) | 15.5 | 64 | 30.3 | 11.98 | 0.4 | 26.9 | 47 | 1.13 |
Pb (mg·kg-1) | 19.6 | 74.3 | 32.05 | 11.84 | 0.37 | 26 | 17 | 1.23 |
Se (mg·kg-1) | 0.22 | 1.53 | 0.61 | 0.28 | 0.47 | 0.29 | 0.09 | 2.09 |
Zn (mg·kg-1) | 58.4 | 250.8 | 112.51 | 49.66 | 0.44 | 74.2 | 67 | 1.52 |
有机质 (%) | 2.54 | 6.95 | 4.71 | 1.03 | 0.22 | 3.1 | ||
pH | 5.2 | 8.02 | 6.66 | 0.96 | 0.14 | 6.7 | ||
CEC (cmol(+)/kg) | 5.47 | 16.48 | 11.04 | 2.56 | 0.23 | |||
CaCl2⁃Cd (mg·kg-1) | 0 | 0.38 | 0.04 | 0.06 | 1.63 | |||
EDTA⁃Cd (mg·kg-1) | 0.08 | 3.21 | 0.84 | 0.81 | 0.95 |
enrichment coefficient: average of elements /national soil background value
* represents the value calculated by the TFeO transformation
图2
图3
土壤Cd含量与土壤理化性质及元素含量的Pearson相关系数见表2.土壤中的Cd与常量元素密切相关,其中与CaO呈显著正相关,相关系数高达0.833(p<0.01),与Na2O,SiO2,K2O呈显著负相关(p<0.05),说明研究区土壤中Cd随着碳酸钙含量升高而增加.土壤Cd与pH呈显著正相关(p<0.01,R2=0.567),Cd含量高的土壤pH偏碱性.土壤Cd与其他重金属元素Cr,Ni,Zn,Pb,As具有显著正相关性,这说明土壤中Cd与这些重金属元素伴生存在. Quezada–Hinojosa et al[20]研究发现瑞士侏罗纪灰岩风化的土壤中除Cd含量超标外,Zn,Pb,Cr含量也异常富集.Biasioli et al[21]研究发现碳酸盐岩风化土壤中Cr,Ni,Co之间有密切的关系,证明它们来自共同的岩石母质.在岩石风化成土过程中这些重金属共同富集.
表2 土壤重金属生物有效性与土壤性质和元素含量的相关系数
Table 2
Soil⁃Cd | CaCl2⁃Cd | CaCl2提取率 | EDTA⁃Cd | EDTA提取率 | |
---|---|---|---|---|---|
Na2O | -0.373** | 0.185 | 0.368** | -0.381** | 0.115 |
MgO | 0.116 | -0.316 | -0.325 | 0.066 | -0.187 |
Al2O3 | -0.043 | -0.065 | -0.018 | -0.080 | -0.091 |
SiO2 | -0.711** | 0.264 | 0.364** | -0.593** | 0.568** |
K2O | -0.599** | 0.167 | 0.344 | -0.587** | 0.398** |
CaO | 0.833** | -0.242 | -0.360** | 0.722** | -0.555** |
TFe2O3 | 0.246 | -0.237 | -0.300 | 0.177 | -0.389** |
Mn | 0.175 | -0.258 | -0.425** | 0.241 | -0.034 |
Cd | 1.000 | -0.149 | -0.393** | 0.962** | -0.476** |
Corg | 0.327 | -0.070 | -0.223 | 0.320 | 0.041 |
pH | 0.567** | -0.581** | -0.855** | 0.568** | -0.274 |
CEC | -0.094 | -0.109 | -0.117 | -0.052 | 0.227 |
** indicates a significant correlation at 0.01 level(two⁃sided test)
2.2 土壤镉的生物有效性
图4
图4
研究区土壤Cd总量与提取态Cd含量相关图
Fig.4
The correlation diagram of total concentration of Cd and extracted Cd concentration in soils from the study area
CaCl2溶液属于中性盐溶液,它主要提取溶解态和离子交换态,这是最具生物有效性的组分[25—26].因此研究区土壤CaCl2提取态Cd含量低说明Cd的生物可直接利用态含量较低.土壤CaCl2提取态Cd与土壤Cd总量则没有明显的线性关系,当土壤Cd总量较低(<1 mg·kg-1)时,CaCl2提取态Cd含量基本随着土壤Cd的增加而增加,而当土壤Cd含量越高,CaCl2提取态Cd含量反而越低(图4).与岩溶区土壤不同的是,人为污染地区土壤Cd总量与CaCl2提取态Cd含量有较好的线性关系(图5).岩溶区CaCl2提取态Cd平均提取率为4.84%,也低于人为污染地区相应的土壤提取率平均值[22—24],说明研究区土壤Cd中活性态的组分占比较低.
图5
图5
人为污染区土壤Cd总量与提取态Cd含量相关图[22—23,27]
Fig.5
The correlation diagram of total concentraion of Cd and extracted Cd concentration in the soils from anthropogenic polluted area[22—23,27]
EDTA溶液可以模拟植物根部分泌的有机酸对重金属的螯合[28],除了溶解态,可交换态,EDTA还能提取部分有机结合态和碳酸盐态[13,29].其中可交换态的重金属易被生物利用,碳酸盐结合态及有机结合态可被生物利用,EDTA提取态含量代表着潜在的生物有效性组分.研究区土壤EDTA提取态Cd的含量平均值为0.84 mg·kg-1,提取率为52.86%,略低于工业污染区的EDTA提取态Cd含量1.22 mg·kg-1及其提取率65.48%[23].与CaCl2提取结果相比,EDTA提取的Cd含量与土壤金属总量具有更好的相关性(p<0.01,R2=0.96),随着土壤Cd总量增加,EDTA提取组分的Cd也随之增加,说明岩溶地区土壤中这些金属元素主要为强结合态(部分有机态和碳酸盐态等).
2.3 生物有效态Cd的影响因素
研究区土壤CaCl2提取态Cd含量大于0.05 mg·kg-1的样品pH均小于6.5(图6),提取率为11.96%;而当土壤pH>6.5,尽管土壤Cd含量相对较高,但CaCl2提取态Cd含量均低于0.05 mg·kg-1,此时提取率为2.52%.
图6
图6
研究区土壤pH,Cd总量及CaCl2提取态Cd含量相关关系图
Fig.6
Correlation diagram of soil pH,total concentrations of Cd and CaCl2⁃extracted Cd in soils of the study area
The blue line is the screening value in Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of agricultural land and the red line is the control value[18].
研究区土壤Cd的CaCl2提取率与Na2O,SiO2,K2O呈显著正相关,与pH,CaO及Mn呈显著负相关(p<0.05).与CaCl2提取不同,土壤Cd的EDTA提取率受pH影响较小.当土壤偏酸性时,pH变化对Cd的CaCl2提取率影响较大(图7).当土壤为酸性土壤时(pH为5~6.5),岩溶区土壤Cd的CaCl2提取率随着pH升高而显著降低;当土壤酸碱度偏中性时(pH为6.5~7.5),斜率明显降低,CaCl2提取率变化较为平缓;当土壤偏碱性时(pH为7.5~8.5),相比中性土壤,CaCl2提取率略有降低.
图7
图7
土壤pH与Cd氯化钙提取率间的相关图
Fig.7
Correlation diagram of Cd extraction rate by CaCl2 and soil pH
土壤存在碳酸钙的情况下,pH较高,对Cd的吸附能力较大,在一定程度上降低土壤重金属的生物有效性.碳酸盐淋失后,土壤酸化导致重金属有效性增加.Wang et al[38]发现当土壤碳酸盐淋滤严重(碳酸盐浓度小于1%)时,在酸性土壤中生长的小麦籽实Cd含量相当于含碳酸盐土壤中(碳酸盐浓度大于1%)小麦籽实Cd含量的两倍.
碳酸盐是控制岩溶区土壤pH和生态风险的重要因素.石灰土中最初的碳酸盐矿物会随土壤酸化而淋失,土壤重金属总量降低,生物有效性增强,生态风险增高(图6).因此在土壤酸化严重的岩溶地质高背景地区,可补充天然石灰石提高土壤利用的安全性.
3 结 论
(1)研究区土壤中Cd,As,Cr,Cu,Zn和Zn存在不同程度的富集,其中Cd超标严重.与上部地壳相比,研究区土壤中Cd,As,Pb,Zn,Cr,Cu,Ni的平均值分别富集19.78,2.97,1.89,1.74,1.68,1.21和0.64倍,与广西灰岩中这些重金属的富集程度顺序基本一致,揭示岩溶区地质高背景土壤重金属的富集具有显著的母岩(碳酸盐岩)继承性.
(2)岩溶区土壤Cd的氯化钙提取的平均含量为0.04 mg·kg-1,平均提取率为4.84%,远低于人为污染(工矿业)区土壤Cd的平均提取率.EDTA提取态Cd的含量平均值为0.84 mg·kg-1,提取率为52.86%.与氯化钙提取不同,EDTA提取率受土壤pH影响较小.
(3)岩溶区土壤Cd的氯化钙提取态含量与土壤Cd总量没有明显的线性关系,主要受pH控制.当土壤pH>6.5时,虽然土壤Cd总量高于土壤污染风险管控值,但氯化钙提取态Cd含量偏低,生态风险低;但当土壤pH<6.5,土壤Cd总量相对偏低时(低于土壤污染风险管控值),氯化钙提取态Cd含量较高,生态风险较高.
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