張 璠，趙玉杰，馬秀蘭，周其文，劉瀟威，張鐵亮，郭新蕾，王祖光，宋志廷，王繼軍

（1.吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，長春130118；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，天津300191；3.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全環(huán)境因子控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津300191）

我國是受重金屬污染影響較為嚴(yán)重的國家，“鎘米”和“鎘麥”都源于農(nóng)田重金屬鎘（Cd）污染[1-3]。與銅（Cu）、鉛（Pb）等重金屬相比，鎳（Ni）易被作物吸收[4]，個(gè)別地區(qū)土壤Ni 的高蓄積風(fēng)險(xiǎn)對農(nóng)產(chǎn)品安全造成較大的危害[5-6]。農(nóng)田土壤Cd、Ni 污染源主要來自工業(yè)、礦業(yè)“三廢”和含Cd 含Ni 化肥的大量使用，Cd、Ni 可通過灌溉水進(jìn)入土壤，也可通過大氣干濕沉降進(jìn)入農(nóng)田土壤。進(jìn)入土壤中的重金屬受土壤環(huán)境因子的影響，會逐步與土壤膠體、有機(jī)質(zhì)及鐵錳氧化物等結(jié)合而活性逐漸減弱，這一過程稱之為重金屬老化[7-9]。重金屬在不同土壤中的老化由于其自身特性以及土壤理化性質(zhì)而存在著明顯的差異。研究表明，可交換態(tài)Ni 雖在酸性土壤中含量較高，但相比Cu 更容易老化[10]。土壤中pH、陽離子交換量（CEC）[11]和土壤黏粒[12]等也控制著外源重金屬在土壤中的老化，如外源Cd、Cu 和Zn在土壤中的老化主要受土壤pH 控制[13-14]?？傮w而言，重金屬老化速率都存在一個(gè)由快向慢最后平衡的轉(zhuǎn)化過程。可以根據(jù)實(shí)際情況選用一階指數(shù)衰減函數(shù)方程[15]、偽二價(jià)模型[10]、Elovich 方程[16]及同位素稀釋方程[17]等模擬這一變化過程。

重金屬老化過程中常用一步或多步化學(xué)提取法測定重金屬活性的變化。一步提取法是采用無機(jī)鹽（氯化鈣[18]、硝酸鎂、氯化鎂、硝酸銨、醋酸銨等）、重金屬螯合劑（DTPA、EDTA）、稀酸（硝酸、檸檬酸）和復(fù)合試劑等作為重金屬活性態(tài)提取劑來評估老化過程。多步提取法是采用BCR 提取[19]和五步提取法[20-21]評估老化過程中重金屬形態(tài)的變化?；瘜W(xué)提取法多為破壞性采樣方法，對土壤擾動大，在提取過程中加入了新的影響重金屬活性的物質(zhì)，導(dǎo)致評估結(jié)果與土壤中真實(shí)情況產(chǎn)生差異；且不同的化學(xué)提取劑提取重金屬活性態(tài)的效率不同，很難判斷土壤中的重金屬真實(shí)老化狀態(tài)。梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)（DGT）是一種原位監(jiān)測技術(shù)[22-23]，與其他傳統(tǒng)提取及分析技術(shù)相比，DGT能夠?qū)ν寥肋M(jìn)行原位監(jiān)測，在不擾動土壤環(huán)境的情況下，連續(xù)測定土壤重金屬活性態(tài)變化。DGT監(jiān)測的重金屬含量不僅包括水溶性重金屬，還考慮了重金屬在土壤體系中的運(yùn)移過程及固液吸附-解離、有機(jī)結(jié)合態(tài)吸附-解離的動態(tài)補(bǔ)充過程，因此DGT 是表征重金屬活性態(tài)濃度最重要的工具之一。將DGT 技術(shù)應(yīng)用于外源重金屬在土壤中老化特征研究已有相關(guān)報(bào)道，如彭琴[24]通過對比DGT 技術(shù)和連續(xù)提取技術(shù)分析硒在土壤中的老化過程，結(jié)果表明DGT 技術(shù)在土壤老化特征研究中有著良好的適用性。但綜合以往的研究，DGT僅作為有效態(tài)監(jiān)測的技術(shù)手段應(yīng)用于土壤重金屬老化研究，尚未突顯出其在土壤重金屬老化連續(xù)性監(jiān)測中的優(yōu)越性，DGT 測定濃度（CDGT）與影響重金屬老化速率的環(huán)境因子、老化平衡時(shí)間和老化平衡濃度之間的相關(guān)性也未見報(bào)道。

本研究基于DGT 技術(shù)，著重研究外源Cd 和Ni 在6 種土壤中的老化過程以及不同土壤理化性質(zhì)對老化平衡濃度、老化速率的影響。研究結(jié)果對于正確認(rèn)識外源Cd、Ni進(jìn)入土壤后的化學(xué)行為，合理確定外加重金屬在土壤中的老化平衡狀況，正確評估重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 土壤選擇及理化性質(zhì)測定

為探究不同土壤理化性質(zhì)對外源Cd、Ni 在土壤中老化態(tài)勢的影響，本研究供試土樣分別采自陜西西安（黃綿土）、廣西刁江（紅壤土）、湖南祁陽（水稻土）、重慶北碚（紫色土）、河南鄭州（棕壤土）和江蘇蘇州（黃泥土），土壤統(tǒng)一取自耕作層0～20 cm，取樣過程中用環(huán)刀法測定土壤容重[25]。土壤自然風(fēng)干后取3 kg研磨過2 mm篩，貯存?zhèn)溆?。四分法?00 g備用土壤研磨過20 目篩后分別用電位法、重鉻酸鉀滴定法、氯化鋇-硫酸強(qiáng)迫交換法、連二亞硫酸鈉（Na2S2O4）還原法、草酸銨緩沖液提取法和比重計(jì)法測定土壤pH、土壤有機(jī)質(zhì)（SOM）、土壤陽離子交換量（CEC）、游離鐵、活性鐵及黏粒。四分法取10 g 土壤過100 目篩，采用氫氟酸-高氯酸-硝酸消解，電感耦合等離子體質(zhì)譜[ICP-MS（安捷倫7700）]法測定Cd、Ni 全量[26]，具體參數(shù)見表1。研究所用土壤在土壤酸堿性、肥力狀況、土壤質(zhì)地以及重金屬Cd、Ni含量方面存在著明顯差異，采集的土壤覆蓋我國華北、西北、西南、東南、華東等區(qū)域，具有較好的代表性。

表1 供試土壤相關(guān)理化性質(zhì)Table 1 Selected properties of tested soil samples

1.2 重金屬Cd、Ni老化試驗(yàn)

根據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[27]，設(shè)定不同的重金屬添加濃度，分別為標(biāo)準(zhǔn)限值和標(biāo)準(zhǔn)限值的兩倍，其中Cd添加濃度分別為0.3 mg·kg-1和0.6 mg·kg-1，Ni 添加濃度分別為50 mg·kg-1和100 mg·kg-1。試驗(yàn)過程簡述如下：稱取800 g土壤，通過噴施的方式均勻添加不同濃度的Cd、Ni 硝酸鹽溶液。加超純水至含水量60%，混勻后加蓋培養(yǎng)48 h，再次加水至土壤含水量100%，混勻后再培養(yǎng)24 h，用DGT 法測定初始活性態(tài)濃度。期間通過稱質(zhì)量法定期添加超純水保持土壤含水量不變，于恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)25 ℃持續(xù)培養(yǎng)120 d，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行。測定初始有效態(tài)濃度后，分別在5、15、35、45、60、75、90、120 d時(shí)用DGT原位提取土壤重金屬活性態(tài)濃度，ICP-MS 檢測。DGT 裝置的制作說明參考文獻(xiàn)[22]，DGT 提取土壤重金屬有效態(tài)方法簡述如下：將DGT 自密封袋取出，超純水清洗DGT 窗口表面NaNO3溶液后，用木片將適量待測土樣輕輕涂抹在窗口表面，將DGT 扣于土壤表面，左右輕微旋轉(zhuǎn)使其與土壤充分接觸。密封培養(yǎng)24 h后取出，用去離子水沖洗窗口表面附著的土壤，打開裝置，用碳素纖維鑷子取出結(jié)合膜，于1 mL 1 mol·L-1HNO3中解離24 h，稀釋10倍于ICP-MS測定[28]。

為確保數(shù)據(jù)精確，所有試驗(yàn)均采用優(yōu)級純試劑。試驗(yàn)前，玻璃器皿均經(jīng)稀酸浸泡24 h后再用去離子水清洗。檢測過程中每10個(gè)樣品間添加10 μg·L-1標(biāo)準(zhǔn)溶液，回收率控制在80%～120%之間，樣品平行間RSD≤10%。

1.3 土壤重金屬有效態(tài)的計(jì)算及動力學(xué)模型

土壤重金屬有效態(tài)（CDGT）計(jì)算方法見公式（1）：

式中：M 為DGT 結(jié)合膜中吸附的Cd、Ni 的量，ng；C 為洗脫液+結(jié)合膜的濃度，μg·L-1；V 為洗脫液與結(jié)合膜體積之和，mL；fe 為解離系數(shù)，本研究中結(jié)合相的解離系數(shù)為1；A 為DGT 窗口面積，cm2；D 為Cd、Ni 在擴(kuò)散相中的擴(kuò)散系數(shù)，cm2·s-1；Δg 為擴(kuò)散膜厚度與硝酸纖維素膜之和，cm；t 為DGT 提取時(shí)間，h；本研究DGT裝置窗口面積為3.15 cm2；擴(kuò)散膜厚度為0.089 cm；硝酸纖維素膜厚度為0.013 cm；Cd 和Ni 在擴(kuò)散膜中的擴(kuò)散系數(shù)分別為6.02×10-6cm2·s-1和5.77×10-6cm2·s-1[29]。

為更有效地探尋外源金屬Cd、Ni 在6 種類型土壤中的老化規(guī)律，評估老化特征差異性，以及計(jì)算外源Cd、Ni在土壤中的老化平衡濃度和平衡時(shí)間，本研究采用同位素稀釋方程對重金屬老化過程進(jìn)行擬合[30]，模型形式如下：

式中：Ct為土壤老化過程中t（d）相對應(yīng)的土壤中Cd、Ni的CDGT濃度，μg·L-1；C1、C2、C3分別為不同處理?xiàng)l件下的擬合模型參數(shù)，可通過DPS 軟件中的一般非線性回歸模型擬合得到，通過此參數(shù)得到外源Cd、Ni在6 種典型土壤中老化平衡濃度和相應(yīng)的平衡時(shí)間。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)基本運(yùn)算及數(shù)據(jù)擬合采用DPS 16.05 軟件，制圖采用Excel 2016軟件。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬老化試驗(yàn)不同時(shí)期有效態(tài)含量

模型擬合參數(shù)及決定系數(shù)R2如表2 所示，模型P值均小于0.05，說明擬合曲線均具有顯著的統(tǒng)計(jì)學(xué)意義。

Crout 等[30]指出C1、C2等方程參數(shù)與pH 呈現(xiàn)良好的相關(guān)性，但由于本文土壤類型較少，參數(shù)之間差異較大，C1、C2與pH之間無相關(guān)性。如圖1所示，重金屬Cd、Ni 實(shí)際監(jiān)測值和模型估算值呈現(xiàn)極顯著的線性相關(guān)，說明同位素稀釋方程能夠很好地模擬外源Cd、Ni在土壤中的老化態(tài)勢。運(yùn)用模型擬合參數(shù)C1、C2以及C3可計(jì)算外源Cd、Ni 在不同類型土壤中的老化平衡時(shí)間，以確定相應(yīng)的老化平衡濃度。如表2 平衡時(shí)間所示，外源重金屬添加后，活性態(tài)Cd 相對于Ni 更先達(dá)到平衡，Cd、Ni濃度越高，所需老化時(shí)間越長。

圖1 活性態(tài)Cd、Ni實(shí)際監(jiān)測值與模型擬合值的相關(guān)性Figure 1 Correlation between actual monitoring values of active Cd and Ni and model fitting values

圖2 所示為外源Cd、Ni在6 種典型土壤中有效態(tài)變化情況及式（2）擬合結(jié)果。6 種土壤中有效態(tài)Cd、Ni 隨時(shí)間都表現(xiàn)為先快速下降后緩慢降低的趨勢。在老化過程前20～30 d，全部土壤中CDGT-Cd、CDGT-Ni均迅速下降，活性態(tài)濃度與初始濃度相比降幅明顯，CDGT濃度均降低50%以上，這與Huang 等[31]所描述的老化過程一致。不同土壤中CDGT-Cd和CDGT-Ni濃度變化差異較大，外源Cd、Ni 的老化速率依次為水稻土＞黃泥土＞棕壤土＞紫色土＞黃綿土＞紅壤土。其中水稻土下降最快，15 d 內(nèi)高、低濃度外源Cd 處理的土壤活性態(tài)濃度分別下降了87%和79%，添加高、低濃度外源Ni的水稻土分別下降了97%和95%，隨后緩慢降低，60 d 內(nèi)，水稻土中CDGT-Cd、CDGT-Ni均達(dá)到平衡狀態(tài)。大約60 d 后，多數(shù)土壤中CDGT濃度不再有明顯的變化，僅棕壤土、黃綿土、紅壤土和紫色土中添加高濃度外源重金屬的CDGT濃度仍然緩慢下降。由此表明，由于土壤理化背景的不同，外源Cd、Ni在土壤中老化的時(shí)間延長，距離達(dá)到平衡狀態(tài)仍需要一個(gè)漫長的過程。其中，紅壤土的老化速率遠(yuǎn)小于其他土壤，高、低濃度外源Cd 處理的土壤活性態(tài)濃度在20～30 d 內(nèi)分別下降了61%和43%，添加高、低濃度外源Ni 的紅壤土分別下降了62%和43%。根據(jù)擬合方程的迭代計(jì)算，可獲得外源Cd、Ni在土壤中的老化平衡時(shí)間（表2）。然而在老化的75～90 d 期間，CDGT濃度有所增加。分析可能原因是試驗(yàn)期間處于夏季，試驗(yàn)后期DGT 提取間隔時(shí)間較長，土壤水分蒸發(fā)的較快，水分未及時(shí)補(bǔ)充，土壤含氧量增加造成的。這一變化也表明，DGT技術(shù)可以捕捉到老化過程中重金屬活性態(tài)變化的細(xì)節(jié)，從而更有利于研究重金屬的老化機(jī)制。

表2 老化動力學(xué)方程對Cd、Ni老化過程中的擬合參數(shù)及相應(yīng)的老化平衡時(shí)間Table 2 Parament of kinetic requations used to describe aging of available Cd,Ni fractions in soils

圖2 外源添加Cd、Ni在土壤中的老化動態(tài)趨勢Figure 2 Dynamic trend of aging of Cd and Ni added to soil by external sources

從CDGT濃度變化趨勢來看，外源添加重金屬在土壤中變化趨勢一致，但不同土壤類型中的CDGT變化速率差異較大。Cd 在水稻土、黃泥土和紫色土中的老化速率較快，而在棕壤土、紅壤土和黃綿土中的速率較低。與Cd不同，Ni在水稻土、黃泥土和黃綿土中的老化速率較快，棕壤土、紫色土和紅壤土次之。通過對比高低外源Cd、Ni 的老化速率發(fā)現(xiàn)，高濃度外源Cd、Ni 的老化速率相對于低濃度的老化速率更快。以往的研究認(rèn)為pH是影響外源重金屬老化的主要因素，如徐明崗等[12]研究Cu、Zn 在紅壤土、水稻土和褐土等3 種典型土壤中的老化時(shí)，發(fā)現(xiàn)pH 與重金屬有效態(tài)老化速率呈顯著負(fù)相關(guān)。這與本研究中Cd、Ni在黃綿土和水稻土中的結(jié)果相吻合。但此結(jié)論并不能完全適用于其他類型土壤，如在pH 較低的紫色土中，Cd、Ni 的老化速率較其他土壤低。這是由于土壤中其他理化性質(zhì)也同時(shí)影響著重金屬的老化，為解決這一問題，需要對土壤性質(zhì)在重金屬老化中所占的影響權(quán)重作進(jìn)一步的分析。

2.2 影響重金屬老化過程的關(guān)鍵因子分析

為了分析老化過程中影響土壤老化的關(guān)鍵因子，采用DPS 數(shù)據(jù)處理系統(tǒng)，以老化平衡狀態(tài)時(shí)CDGT-Cd、CDGT-Ni濃度為因變量對土壤因子以及初始CDGT濃度進(jìn)行廣義線性模型LASSO 建模。圖3為高、低濃度外源Cd、Ni 在土壤中老化后平衡濃度與土壤中各參數(shù)以及初始濃度等變量引入過程路線圖，路線圖直觀地顯示了每個(gè)變量的重要程度，可見，初始CDGT濃度是決定老化平衡濃度的關(guān)鍵因素。平行縱坐標(biāo)的紅色線為黃金分割線，凡在黃金分割線左邊引入的變量均可被認(rèn)定為“重要因子”。模型結(jié)果表明，初始濃度、Cd全量和CEC 為影響外源Cd 在土壤中老化的關(guān)鍵因素，相對Ni 而言影響其老化的關(guān)鍵因素為初始濃度、CEC 和土壤容重。土壤容重指一定容積的土壤烘干后的質(zhì)量與原始含水質(zhì)量的比值，對Ni 在土壤中老化的影響大于Cd，土壤容重是土壤質(zhì)地、壓實(shí)狀況、土壤顆粒密度、土壤有機(jī)質(zhì)含量及各種土壤管理措施的綜合表現(xiàn)，不同影響因子對Ni 的作用在本研究中暫不明確，仍需進(jìn)行進(jìn)一步的討論。

圖3 Cd、Ni老化平衡濃度受土壤環(huán)境因子影響LASSO分析圖Figure 3 LASSO analysis of aging balance of Cd and Ni affected by soil environmental factors

圖4 是外源Cd、Ni 在土壤中老化后平衡濃度與初始濃度的關(guān)系圖，Cd、Ni 初始濃度與老化后平衡濃度的關(guān)系分別用線性模型和指數(shù)模型進(jìn)行擬合，線性模型決定系數(shù)分別為0.97和0.90，指數(shù)模型決定系數(shù)分別為0.978和0.972，表明老化平衡濃度與初始濃度的關(guān)系更符合指數(shù)模型，模型可以解釋平衡濃度變異性的97%以上，對平衡濃度有著主導(dǎo)作用。與上述LASSO 分析研究結(jié)果一致，模型分析結(jié)果表明，老化平衡后的CDGT濃度隨土壤初始CDGT濃度的增加而增加，在初始濃度較低時(shí)平衡濃度上升緩慢，而隨初始濃度的升高，平衡濃度快速升高。這說明，隨著污染濃度的加重，重金屬的危害會呈指數(shù)增加，這一結(jié)論與費(fèi)楊等[32]的研究結(jié)論一致。模型的結(jié)果表明，外源重金屬在土壤中的老化平衡濃度可以通過DGT 技術(shù)監(jiān)測初始濃度估算獲取，而這一結(jié)論有助于評估外源重金屬在土壤中的老化程度。為探究土壤理化性質(zhì)對初始濃度大小的影響，以外源Cd、Ni添加后的初始濃度對土壤理化性質(zhì)作逐步線性回歸分析，線性回歸方程分別為：

Cd高=1 325.97-72.20×CEC（R2=0.67）

Cd低=619.81-33.49×CEC（R2=0.64）

Ni高=193.83-10.24×CEC（R2=0.67）

Ni低=76.19-4.02×CEC（R2=0.68）

結(jié)果表明，外源重金屬進(jìn)入土壤后的初始濃度主要由土壤CEC決定。

圖4 老化前后有效態(tài)Cd、Ni濃度的相關(guān)性分析Figure 4 Correlation analysis of effective Cd and Ni concentrations before and after aging

為探明土壤理化參數(shù)對重金屬老化速率的影響，本研究以老化速率為因變量，以土壤各理化參數(shù)為自變量，建立廣義線性LASSO 模型。老化速率=（老化初始濃度-近似平衡濃度）∕老化天數(shù)，近似平衡濃度定義為相鄰兩次CDGT濃度差≤10%的檢測時(shí)間段的CDGT濃度。高、低濃度外源Cd、Ni 快速老化階段的老化速率與土壤中各參數(shù)以及初始濃度等變量引入過程路線圖見圖5。結(jié)果表明，外源Cd、Ni 在土壤中的老化速率均受到初始濃度的顯著影響，即土壤重金屬初始濃度越高，相對應(yīng)的老化速率越快。同時(shí)也與上文初始濃度為影響Cd、Ni 在土壤中老化的關(guān)鍵因素的研究結(jié)論一致。除初始濃度外，影響老化速率的次要因素為土壤CEC。研究表明，CEC 對于Cd、Ni 活性態(tài)的變化呈一定的正相關(guān)，隨著CEC 的上升，土壤中黏粒礦物等對Cd、Ni離子的吸附固持作用增大，致使重金屬有效性降低，老化速率變快[10，33]。LASSO 分析結(jié)果也表明，與Cd 不同，Ni 的老化速率還受到了Ni全量以及SOM 的影響，重金屬全量在一定程度上決定了土壤初始活性態(tài)濃度。與Cd 相比，土壤中的Ni更易與SOM 絡(luò)合而失去活性，從而顯著降低土壤中活性態(tài)Ni。SOM 對土壤中Ni的可利用性和流動性等表現(xiàn)出一定的正相關(guān)。一方面，有機(jī)質(zhì)通過表面吸附和與腐植酸形成穩(wěn)定化合物，致使Ni 在土壤中的構(gòu)成發(fā)生變化，減少土壤中重金屬生物可利用性；另一方面，有機(jī)物質(zhì)也為土壤溶液提供有機(jī)化學(xué)物質(zhì)，與水溶態(tài)離子產(chǎn)生螯合作用，從而減少有效態(tài)濃度[34]。本研究中外源Ni 在紅壤土、水稻土和黃泥土等具有較高SOM 含量的土壤中的老化速率相對較快，老化平衡時(shí)間較短。由于培養(yǎng)過程引起pH 發(fā)生變化，當(dāng)pH 降低，土壤黏土礦物和SOM 表面負(fù)電荷減少，對Ni 的吸附能力減弱，從而導(dǎo)致土壤老化速率較慢，老化平衡時(shí)間較長。

圖5 外源Cd、Ni老化速率受土壤環(huán)境因子影響LASSO分析圖Figure 5 External source Cd and Ni aging rate soil environmental factors affect LASSO analysis

3 結(jié)論

（1）DGT 技術(shù)可以指征活性態(tài)Cd、Ni在土壤老化進(jìn)程中的變化規(guī)律，揭示Cd、Ni在不同土壤中老化進(jìn)程的差異性。

（2）模型擬合結(jié)果表明重金屬老化過程可分為3個(gè)時(shí)期。老化初始30 d內(nèi)外源添加Cd、Ni在土壤中快速下降，隨后緩慢降低，60 d后基本達(dá)到動態(tài)平衡。

（3）外源添加Cd、Ni在土壤中的初始濃度主要受土壤CEC 控制，其決定了重金屬老化后的平衡濃度。結(jié)果符合指數(shù)模型，通過擬合模型可快速地估算出外源添加Cd、Ni 后在土壤中的老化平衡濃度。土壤理化性質(zhì)影響外源Cd、Ni在土壤中的老化速率，外源金屬污染后的CDGT濃度為老化速率的主控因素。其次CEC、重金屬全量以及SOM 對外源Cd、Ni在土壤中的老化速率也有一定的影響。