聯(lián)合浸提法測定土壤有效態(tài)鎘

郭繼斌+王莉+韓嬌+王金云

摘要： 使用聯(lián)合浸提法測定3種土壤（褐土、棕壤、黑土）有效態(tài)重金屬Cd，并與DTPA、HCl法比較，探討聯(lián)合浸提法測定土壤Cd的可行性。進(jìn)行盆栽試驗(yàn)，測定小麥全量鎘，分析我國北方3種土壤不同方法有效態(tài)Cd測定值與小麥吸收Cd的相關(guān)性。結(jié)果表明，HCl-Cd值在3種土壤間差異較大，聯(lián)合浸提法和DTPA法Cd測定值在3種土壤間差異較小。聯(lián)合浸提法比常規(guī)方法有效態(tài)Cd浸出率高。此外，聯(lián)合浸提法有效態(tài)Cd測定值與土壤Cd添加量有較好相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.993～0.999；與常規(guī)方法有效態(tài)Cd測定值有較好相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.899～0.998；與小麥吸收Cd量有較好相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.982～0.997。說明聯(lián)合浸提法適用于測定本研究中3種土壤中有效態(tài)鎘。

關(guān)鍵詞： 重金屬；鎘；土壤；聯(lián)合浸提法；相關(guān)性；DTPA法；HCl法

中圖分類號： X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A 文章編號：1002-1302（2016）03-0369-04

隨著我國重金屬污染程度日益加深，重金屬污染已經(jīng)成為我國主要土壤環(huán)境污染問題之一。我國受鎘、砷、汞、銅、鋅等重金屬污染的耕地約有0.1億hm2，每年因重金屬污染的糧食達(dá)1 000多萬t，造成直接經(jīng)濟(jì)損失達(dá)200余億元[1]。重金屬不僅會引起土壤理化性質(zhì)改變，還會通過“土壤—植物—人體”或“土壤—水體—人體”等途徑進(jìn)入人體內(nèi)，對人體健康產(chǎn)生危害[2]。重金屬污染中以重金屬鎘污染最為嚴(yán)重。長期攝入鎘污染食品會導(dǎo)致骨軟化癥發(fā)生，稱為“痛痛病”[3]。研究發(fā)現(xiàn)，土壤中全量重金屬不能反映植物吸收情況，而有效態(tài)重金屬含量能較好反映出土壤受重金屬污染程度。有效態(tài)重金屬指在土壤中易遷移、易被植物吸收的重金屬[4]。目前對重金屬有效態(tài)的研究主要集中于對浸提劑的選擇。以往研究所用的傳統(tǒng)浸提劑均為單一浸提劑（1次浸提只能測定1種重金屬元素），不能實(shí)現(xiàn)多種重金屬的聯(lián)合浸提[5]而導(dǎo)致分析速度慢且效率低下，不宜于土壤高效監(jiān)測。近年科研工作者開始對聯(lián)合浸提法進(jìn)行研究。

聯(lián)合浸提法可同時浸提測定土壤大量元素和微量元素[6]，包括土壤養(yǎng)分狀況系統(tǒng)研究法（ASI法）和M3浸提法。土壤養(yǎng)分狀況系統(tǒng)研究法是Hunter于1980年提出的一套分析土壤中養(yǎng)分狀況方法。我國引進(jìn)了這套研究方法，并在多種土壤中進(jìn)行了試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)ASI法適合在我國13個省份104種土壤中進(jìn)行應(yīng)用[7]。Mehlich-3（簡稱M3法）是1982年由Mehlich提出，方法使用的浸提劑廣泛適用于各種類型土壤元素的提取。目前我國主要將ASI法、M3法用于測定土壤養(yǎng)分[8]。本研究用聯(lián)合浸提法對土壤中有效態(tài)鎘進(jìn)行提取測定，探討聯(lián)合浸提法測定土壤重金屬Cd的可行性，從而快速、準(zhǔn)確地監(jiān)測農(nóng)耕土壤中重金屬Cd污染。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤樣品于2008年采自黑龍江（黑土）、遼寧（棕壤）、山西（褐土）的農(nóng)耕土壤。根據(jù)地塊大小采用“S”形取樣，深度為0～20 cm，取樣點(diǎn)控制10～15個，將各取樣點(diǎn)土混合制成1個土壤樣本。在各省不同地區(qū)采集10個樣本并均勻混合而得該省土樣，風(fēng)干，過5 mm尼龍篩備用，基本理化性質(zhì)見表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2015年2月4日至5月29日在山西師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院實(shí)驗(yàn)室內(nèi)進(jìn)行。本研究采用人工模擬天然Cd污染土壤。根據(jù)GB15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[9]的標(biāo)準(zhǔn)分別向3種土樣添加Cd，設(shè)為5個水平：0、2.5、5、10、20 mg/kg。以CdCl2·2.5H2O鹽溶液形式添加到土壤中，仿照田間環(huán)境馴化土壤45 d，土樣風(fēng)干后過1 mm尼龍篩備用。

馴化后土壤進(jìn)行盆栽試驗(yàn)，營養(yǎng)元素以N ∶ P2O5 ∶ K2O=1 ∶ 0.67 ∶ 1加入，100 mg/kg N[Ca（NO3）2·4H2O]、87 mg/kg P（KH2PO4）、249 mg/kg K（K2SO4）。1 kg土中加入微量元素0.5 mg B、0.5 mg Mn、0.5 mg Zn、0.02 mg Cu、0.01 mg Mo、5.6 mg Fe、0.5 mg Mg。每盆裝400 g土，播種小麥種子20粒，出苗后選取長勢一致的苗，定苗10株，生長45 d 后收獲，將小麥烘干，磨碎后備用。

1.3 儀器與設(shè)備

AAS nov A 400原子吸收光譜儀、石墨高溫消解儀、電子天平、SIGMA 3K15冷凍離心機(jī)、普通搖床。

1.4 試驗(yàn)方法

1.4.1 土樣中有效態(tài)鎘的提取 （1）M3法[0.2 mol/L CH3COOH -0.25 mol/L NH4NO3 -0.015 mol/L NH4F-0.013 mol/L HNO3-0.001 mol/L EDTA ，pH值=2.5±01]，土液比1 ∶ 10，溫度25 ℃，振蕩5 min；（2）ASI法[0.25 mol/L NaHCO3-0.01 mol/L EDTA-0.01 mol/L NH4F]，土液比1 ∶ 10，溫度25 ℃，振蕩5 min ；（3）DTPA法[0.005 mol/L DTPA -0.01 mol/L CaCl2-0.1 mol/L TEA，pH值=7.3]，土液比1 ∶ 2，溫度20 ℃，振蕩30 min；（4）0.1 mol/L HCl法，土液比1 ∶ 5，溫度20 ℃，振蕩1 h。

1.4.2 小麥中全量鎘浸提 將植物磨碎后放入消解管中，加入10 mL濃硝酸和4 mL高氯酸，在石墨高溫消解儀上進(jìn)行消解。

1.4.3 重金屬測定方法 重金屬經(jīng)提取后，用德國nov AA400原子吸收分光光度計(jì)測定吸光值。

1.5 數(shù)據(jù)處理方法

測定所得數(shù)據(jù)用Excel和SPSS 17.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 4種方法有效態(tài)Cd測定值與浸出率分析

圖1-a顯示，Cd添加量為0 mg/kg時ASI-Cd值為0；其他Cd添加量的ASI-Cd值均表現(xiàn)為棕壤>黑土>褐土。圖1-b顯示，Cd添加量為0 mg/kg時M3-Cd值為0；在Cd低添加量（2.5、5 mg/kg）時M3-Cd值表現(xiàn)為棕壤> 褐土>黑土；在Cd高添加量（10、20 mg/kg）時M3-Cd值表現(xiàn)為褐土>棕壤 >黑土。圖1-c顯示，Cd添加量為0 mg/kg時DTPA-Cd值為0；Cd添加量為2.5、10 mg/kg時DTPA-Cd值表現(xiàn)為黑土>棕壤> 褐土；Cd添加量為5、20 mg/kg時DTPA-Cd值表現(xiàn)為棕壤 >黑土>褐土。圖1-d顯示，Cd添加量為0 mg/kg時HCl-Cd值為0；其他Cd添加量時HCl-Cd值均表現(xiàn)為棕壤>黑土>褐土。綜上所述，同種方法有效態(tài)Cd 測定值在不同土壤間存在差異。圖1顯示，HCl-Cd值在3種土壤間差異較大，聯(lián)合浸提法和DTPA法Cd測定值在3種土壤間差異較小。

圖2顯示，同種類型土壤4種方法Cd浸出率大小排序，褐土為M3>ASI>DTPA>HCl；棕壤和黑土均為ASI>DTPA>M3>HCl?？梢娡N土壤類型不同方法有效態(tài)Cd浸出率存在差異，其中聯(lián)合浸提法Cd浸出率高于傳統(tǒng)方法。

2.2 聯(lián)合浸提法與常規(guī)方法測定值比較

2.2.1 聯(lián)合浸提法與常規(guī)方法測定值差異性分析 圖3顯示，同種方法有效態(tài)Cd測定值隨土壤Cd添加量增加而增加，其中褐土、黑土的HCl-Cd值與土壤Cd添加量呈顯著線性相關(guān)（n=5，P<0.05），其余均呈極顯著線性相關(guān)（n=5，P<0.01）。ASI法測定值與土壤Cd添加量相關(guān)方程為：褐土：y=0.559 8x-0.150 5；r=0.999* *；棕壤：y=0.795 3x-0.152 8，r=0.999* *；黑土：y=0.729 1x+0.087 8，r=0.999* *。M3法測定值與土壤Cd添加量相關(guān)方程為：褐土：y=0.677 4x+0.153 5，r=0.993* *；棕壤：y=0.670 3x+0.156 7，r=0.996* *；黑土：y=0.618 1x+0.108 2，r=0.994* *。HCl法測定值與土壤Cd添加量相關(guān)方程為：褐土：y=0.029 7x+0.237 2，r=0.892*；棕壤：y=0.430 9x+1.044 3，r=0.969* *；黑土：y=0.404 6x+0.925 5，r=0.952*。DTPA法測定值與土壤Cd添加量相關(guān)方程為：褐土：y=0.248 2x+0.014 5，r=0.998* *；棕壤：y=0.295 1x+0.156 7，r=0.997* *；黑土：y=0.302 6x+0.430 5，r=0.981* *?？梢?種方法測定土壤有效態(tài)Cd均有較好穩(wěn)定性。

2.2.2 聯(lián)合浸提法與常規(guī)方法測定值相關(guān)性分析 由表2可知，M3法與常規(guī)方法測得3種土壤有效態(tài)Cd值均有較好相關(guān)性，其中褐土的HCl法達(dá)顯著相關(guān)（n=5，P<0.05），其他均呈極顯著相關(guān)（n=5，P<0.01），相關(guān)系數(shù)r的范圍為 0.932～0.998。由表3可知，ASI法與常規(guī)方法測得3種土壤有效態(tài)Cd值均有較好相關(guān)性，其中褐土和黑土的HCl法測定值呈顯著相關(guān)（n=5，P<0.05），其他均呈極顯著相關(guān)（n=5，P<0.01），相關(guān)系數(shù)r的范圍為0.899～0.996。

2.3 聯(lián)合浸提法測定值與植物吸收Cd含量相關(guān)性分析

2.3.1 小麥吸收Cd含量結(jié)果分析 圖4顯示，相同Cd添加量的不同類型土壤小麥吸收Cd含量存在差異：其中Cd添加量為5 mg/kg時小麥吸收Cd含量為：褐土>棕壤>黑土；其余處理小麥吸收Cd含量均為：棕壤>褐土>黑土。小麥在不同土壤上Cd積累量存在差異：褐土中小麥重金屬鎘富集系數(shù)均值為4.2；棕壤中小麥重金屬鎘富集系數(shù)均值為 4.72；黑土中小麥重金屬鎘富集系數(shù)均值為3.94。

2.3.2 聯(lián)合浸提法測定值與植物吸收的Cd含量的回歸分析 由表4可知，3種土壤M3-Cd值與植物吸收Cd量的相關(guān)性均達(dá)到極顯著水平（n=5，P<0.01），相關(guān)系數(shù)范圍為 0.982～0.993。由表5可知，3種土壤ASI-Cd值與植物吸收Cd量的相關(guān)性均達(dá)到極顯著水平（n=5，P<0.01），相關(guān)系數(shù)范圍為0.985～0.997。由此可知，聯(lián)合浸提法測定值能較好反映小麥吸收Cd含量。

3 討論

本研究使用4種方法對3種類型土壤有效態(tài)鎘進(jìn)行浸提測定，不同土壤類型測得有效態(tài)Cd含量存在差異，可能是由于褐土、棕壤和黑土3種土壤理化性質(zhì)不同所導(dǎo)致。土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量會影響重金屬在土壤中的存在狀態(tài)，從而影響土壤中有效態(tài)重金屬含量[10]。張開軍等[11]和劉洋等[12]研究表明，土壤pH值會直接影響重金屬活性，土壤pH值與有效態(tài)重金屬鎘之間存在顯著負(fù)相關(guān)，重金屬生物有效性隨pH值的降低而增大，這可能是由于pH值下降時土壤黏粒礦物和有機(jī)質(zhì)表面負(fù)電荷減少，導(dǎo)致對重金屬的吸附能力下降，增加活性重金屬含量。本研究中棕壤pH值最低（pH值=6.47），聯(lián)合浸提法測定3種土壤中有效態(tài)鎘時，測得棕壤中有效態(tài)鎘值較高，與張開軍和劉洋的研究相吻合。

此外，土壤中有機(jī)質(zhì)含量同樣會影響重金屬有效性，萬麗娟等[13]、潘勝強(qiáng)等[14]和周國華[15]研究表明，有機(jī)質(zhì)中腐殖質(zhì)不同分子量分級組成會造成金屬離子的絡(luò)合作用及絡(luò)合物穩(wěn)定性的差異。小分子量腐殖質(zhì)與金屬離子形成可溶性化合物，增加重金屬離子遷移能力，而大分子固體腐殖質(zhì)對金屬元素的螯合作用使金屬固定下來，小分子量和大分子量腐殖質(zhì)的組成比例決定了有機(jī)質(zhì)對土壤中重金屬活動性的作用效果[16]。本研究在用聯(lián)合浸提法對3種土壤中有效態(tài)鎘進(jìn)行浸提測定時，有機(jī)質(zhì)含量高的黑土Cd測定值偏低，可能是由于供試黑土有機(jī)質(zhì)成分中大分子量腐殖質(zhì)較多，使更多重金屬鎘被螯合而固定下來，降低了土壤中有效態(tài)鎘含量。

使用不同浸提劑對同一土壤進(jìn)行浸提時，有效態(tài)鎘測定值有差異，褐土中HCl-Cd值較低，棕壤和黑土中HCl-Cd值較高。可能是由于棕壤和黑土為酸性，增強(qiáng)了H+置換重金屬陽離子的能力，因此HCl浸提劑適合于酸性土壤的浸提，這與李亮亮等[17]、易磊等[18]的研究吻合。而聯(lián)合浸提劑有效態(tài)Cd測定值較大，可能是由于ASI、M3浸提劑中EDTA-Na2和F-可螯合重金屬將更多不易遷移的重金屬提取出來，增大了測定值；這與顧國平等[19]的研究吻合。因此M3、ASI法對有效態(tài)重金屬Cd的浸提效率高。

不同方法對同一土壤有效態(tài)Cd浸出率不同（褐土：M3>ASI>DTPA>HCl；棕壤：ASI>M3>HCl>DTPA；黑土：ASI>M3>HCl>DTPA）。肖振林等[20]研究表明，不同提取劑對同一酸性土壤中鎘的提取率明顯不同，但都存在提取率隨全鎘含量升高而降低的趨勢，使用HCl浸提的提取率最大。熊禮明等[21]研究表明，各種浸提劑對Cd提取能力差異較大，且取決于土壤類型，紅壤和黃棕壤0.1 mol/L HCl浸提率最高，在石灰性土壤中DTPA法的提取率明顯高于HCl法。綜上所述，不同土壤類型HCl和DTPA浸提劑浸提能力差異較大，HCl浸提劑在浸提不同類型土壤時存在一定局限性。而本研究中聯(lián)合浸提法在浸提不同類型土壤Cd時測定值差異較小，說明實(shí)踐應(yīng)用中聯(lián)合浸提劑適用范圍廣，穩(wěn)定性較好。

本研究對聯(lián)合浸提法Cd測定值與小麥吸收量進(jìn)行相關(guān)性分析，2種方法均達(dá)到極顯著相關(guān)（n=5，P<0.01）。ASI-Cd值與小麥吸收Cd相關(guān)系數(shù)范圍為0.985～0.997，M3-Cd值與小麥吸收Cd的相關(guān)系數(shù)范圍為0.982～0.993。聯(lián)合浸提法與常規(guī)方法測定值有較好相關(guān)性，ASI法與常規(guī)方法測定值相關(guān)系數(shù)范圍為0.899～0.996，M3法與常規(guī)方法測定值相關(guān)系數(shù)范圍為0.932～0.998。說明聯(lián)合浸提法適用于本研究褐土、棕壤和黑土中有效態(tài)鎘浸提，浸提效果較好。

4 結(jié)論

4種浸提劑對3種類型土壤（褐土、棕壤、黑土）有效態(tài)鎘進(jìn)行浸提，所得測定值差異較大，不同浸提劑有效態(tài)鎘浸出率不同。

聯(lián)合浸提法有效態(tài)Cd測定值與土壤Cd添加量呈極顯著線性相關(guān)（n=5，P<0.01），說明聯(lián)合浸提法在測定土壤中有效態(tài)重金屬Cd時較穩(wěn)定。

聯(lián)合浸提法有效態(tài)Cd測定值與植物吸收Cd含量均達(dá)到極顯著相關(guān)（n=5，P<0.01），與常規(guī)方法測定值有較好相關(guān)性，說明聯(lián)合浸提法適用于本研究褐土、棕壤和黑土中有效態(tài)鎘浸提，浸提效果較好。

參考文獻(xiàn)：

[1]周建軍，周 桔，馮仁國. 我國土壤重金屬污染現(xiàn)狀及治理戰(zhàn)略[J]. 中國科學(xué)院院刊，2014，29（3）：315-320， 350， 272.

[2]陳麗莉，俄勝哲. 中國土壤重金屬污染現(xiàn)狀及生物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科學(xué)，2009，16（3）：139-140， 146.

[3]Brown R W，Gonzales C，Hooper M J，et al. Soil Lead（Pb） in residential transects through Lubbock， Texas： a preliminary assessment[J]. Environmental Geochemistry and Health， 2008， 30（6）： 541-547.

[4]陳飛霞，魏世強(qiáng). 土壤中有效態(tài)重金屬的化學(xué)試劑提取法研究進(jìn)展[J]. 干旱環(huán)境監(jiān)測，2006，20（3）：153-158.

[5]孔文杰，魯洪娟，倪吾鐘.土壤重金屬生物有效性的評價方法[J]. 廣東微量元素科學(xué)，2005，12（2）：1-6.

[6]丁竹紅，胡 忻，郭紅巖.用通用浸提劑Mehlich 3研究城市污泥重金屬生物有效性[J]. 環(huán)境污染與防治，2006，28（7）：485-487， 525.

[7]黃德明.十年來我國測土施肥的進(jìn)展[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2003，9（4）：495-499.

[8]王永剛，趙 潔，王 莉. 聯(lián)合浸提劑在我國測土配方施肥中的應(yīng)用與發(fā)展[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2010，38（8）：4250-4254.

[9]GB 15618—1995 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S].

[10]Grispen V M J，Nelisen H J M，Verkleij J A C. Phytoextraction with Brassica napus L.：a tool for sustainable management of heavy metal contaminated soils[J]. Environmental Pollution，2006，144（1）：77-83.

[11]張開軍，魏迎春，徐友寧.小秦嶺金礦區(qū)土壤重金屬生物有效性與影響因素[J]. 地質(zhì)通報，2014，33（8）：1182-1187.

[12]劉 洋，張玉龍，張玉玲，等. 遼寧省設(shè)施土壤重金屬Cd、Ni、As有效態(tài)含量及其影響因素的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2012，31（6）：1131-1134.

[13]萬麗娟，孟寶航，鄭 坤.淺談重金屬元素在土壤中的遷移及黏土礦物對其修復(fù)作用[J]. 廣東微量元素科學(xué)，2015，22（2）：56-59.

[14]潘勝強(qiáng)，王 鐸，吳 山，等. 土壤理化性質(zhì)對重金屬污染土壤改良的影響分析[J]. 環(huán)境工程，2014，32（S1）：600-603， 633.

[15]周國華.土壤重金屬生物有效性研究進(jìn)展[J]. 物探與化探，2014，38（6）：1097-1106.

[16]Mathe-Gaspar M. Gabriella study of phytoremediation by use of willow and rape[J]. Acta Biologica Szegediensis， 2005， 49（1/2）： 73-74.

[17]李亮亮，張大庚，李天來，等. 土壤有效態(tài)重金屬提取劑選擇的研究[J]. 土壤，2008，40（5）：819-823.

[18]易 磊，張?jiān)鰪?qiáng)，沈 鋒，等. 浸提條件和浸提劑類型對土壤重金屬浸提效率的影響[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報，2012，21（1）：156-160.

[19]顧國平，章明奎. 蔬菜地土壤有效態(tài)重金屬提取方法的比較[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報，2006，22（4）：67-70.

[20]肖振林，王 果，黃瑞卿，等. 酸性土壤中有效態(tài)鎘提取方法研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2008，27（2）：795-800.

[21]熊禮明，魯如坤.土壤有效Cd浸提劑對Cd的浸提機(jī)制[J]. 環(huán)境化學(xué)，1992，11（3）：41-47.