腐殖酸活性組分含量和比例對(duì)紫色潮土中鉛的形態(tài)轉(zhuǎn)化及生物有效性的影響.pdf

1、鉛是對(duì)人體健康危害較大的重金屬元素，尤其對(duì)兒童的身體發(fā)育和神經(jīng)系統(tǒng)影響顯著。土壤鉛的環(huán)境危害作用不僅與其總鉛含量有關(guān)，更大程度上取決于其在土壤中的賦存形態(tài)及分布狀況。腐殖酸廣泛分布于自然環(huán)境中，因其復(fù)雜的結(jié)構(gòu)和較高的反應(yīng)活性而在影響土壤重金屬形態(tài)與生物活性的眾多因素中扮演著特殊而又十分重要的角色，施用含腐殖酸類物質(zhì)的有機(jī)物料常作為土壤重金屬污染修復(fù)措施之一，但有機(jī)物料（如腐殖酸、有機(jī)肥等）中活性組分組成因其物料來(lái)源、腐熟化條件的不同而異

2、，施用含腐殖質(zhì)物質(zhì)等有機(jī)物料對(duì)土壤重金屬的活性調(diào)控效果常不一致。有機(jī)物料組成復(fù)雜，其對(duì)重金屬活性的影響方向和程度是其各種組分綜合作用的結(jié)果。腐殖酸是有機(jī)物料的主要活性組分，包括胡敏酸（HA）和富里酸（FA），兩者均可與土壤重金屬發(fā)生絡(luò)合（螯合）作用，但高分子量的胡敏酸在土壤中移動(dòng)性差，與土壤礦物結(jié)合緊密，而FA等低分子組分則能保持較高的移動(dòng)性和生物活性，因此，兩者在有機(jī)物料中含量和比例可能是決定其最終效應(yīng)的重要原因。同時(shí)，污染土壤中的鉛

3、可通過(guò)直接暴露對(duì)人群健康產(chǎn)生危害，而降低土壤中重金屬植物有效性的措施，能否同時(shí)降低人體直接接觸土壤的健康風(fēng)險(xiǎn)還有待考究。為此，本研究通過(guò)室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)，探討腐殖酸的兩大活性組分含量和比例對(duì)鉛在土壤中的吸附解吸特性、形態(tài)轉(zhuǎn)化和化學(xué)可提取性的影響，并結(jié)合體外胃腸模擬試驗(yàn)方法研究測(cè)定不同腐殖酸狀態(tài)土壤中鉛的生物有效性，闡明不同種類和比例的腐殖酸影響下土壤鉛生物有效性與其吸附解吸和形態(tài)轉(zhuǎn)化之間的關(guān)系，為深入了解腐殖酸環(huán)境化學(xué)行為及利用含腐殖酸有機(jī)

4、物料修復(fù)土壤鉛污染提供科學(xué)依據(jù)。主要研究結(jié)果如下：
　　腐殖酸（HAs）對(duì)土壤鉛的吸附解吸特性的影響受其種類、含量和比例的制約。HA能有效促進(jìn)土壤鉛的吸附，顯著增加土壤鉛的平衡吸附量和吸附速率常數(shù)，而FA和HA/FA為5/5的HAs則顯著降低了土壤鉛的吸附能力，平衡吸附量未達(dá)到對(duì)照（CK）的50％，土壤鉛吸附速率常數(shù)較CK分別降低了18.92%、29.12%。供試土壤對(duì)鉛具有強(qiáng)力吸附能力，添加外源鉛濃度最高為1500mg·L-1時(shí)

5、，CK及HA處理土壤還未達(dá)到飽和吸附，而FA及HA/FA為5/5的HAs處理土壤鉛均達(dá)吸附平衡狀態(tài)，最大吸附量分布在21.44～36.52 mg·g-1，且隨著FA含量或HA/FA比值的增加，土壤鉛的吸附能力均有所提升。鉛在所有腐殖酸處理后的紫色潮土中的解吸率均不超過(guò)15%，但與CK相比，HA處理土壤所吸附的鉛難以解吸，而FA處理土壤則降低了鉛的吸附強(qiáng)度，解吸率較CK增加了1.60～14.12個(gè)百分點(diǎn)。在等量HAs（1%C）條件下，當(dāng)H

6、A/FA≥7/3時(shí)HAs能降低鉛的解吸率，而當(dāng)HA/FA≤5/5時(shí)HAs對(duì)土壤鉛的解吸能力顯著增加，促進(jìn)了土壤鉛的解吸，增加了土壤鉛釋放的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。
　　不同活性組分含量及比例的腐殖酸對(duì)土壤鉛形態(tài)分配的作用方向和影響程度差異較大。外源鉛進(jìn)入土壤后，隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，添加HA的土壤交換態(tài)鉛的降低速率高于FA。轉(zhuǎn)化達(dá)平衡后，HA添加量為0.5%C、1%C、3%C、5%C的土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛百分含量較CK分別降低了5.79、9.95、1

7、5.79、20.37個(gè)百分點(diǎn)，不同F(xiàn)A添加量的土壤交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛百分含量較CK分別增加了3.31～17.01和0.07～10.03個(gè)百分點(diǎn)。在相同HAs（1%C）用量水平下，HAs對(duì)于土壤鉛的鈍化或活化作用受HA/FA比的制約，當(dāng)HA/FA比≥7/3時(shí)，土壤有效態(tài)鉛含量均低于CK，而當(dāng)HA/FA比≤5/5時(shí)，其對(duì)鉛的表觀效應(yīng)與FA相似，增加了土壤鉛的有效性。HA主要通過(guò)促進(jìn)碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛向鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鉛的轉(zhuǎn)化而

8、對(duì)土壤中鉛具有鈍化作用，F(xiàn)A則通過(guò)降低鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鉛的分配比例，大幅增加交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛的分配比例而活化土壤中的鉛，且他們的鈍化或活化作用隨著HAs用量的增加而逐漸增強(qiáng)。
　　HAs對(duì)土壤鉛化學(xué)提取有效性的影響與鉛的賦存形態(tài)具有密切聯(lián)系，回歸分析表明，紫色潮土化學(xué)可提取態(tài)有效鉛含量以交換態(tài)鉛和碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛對(duì)其貢獻(xiàn)最大。通過(guò)鉛的抑制或活化百分率可知，HA對(duì)土壤鉛的鈍化作用與其用量呈顯著正相關(guān)關(guān)系：y1=5.

9、12 x+8.31（P＜0.05, n=4）；FA對(duì)土壤鉛的活化作用存在臨界點(diǎn)，當(dāng)FA用量≥1%C時(shí)，土壤鉛活化百分率急劇增加10.01%，出現(xiàn)明顯上升拐點(diǎn)，土壤鉛的生物有效性和毒性顯著增加。
　　不同HAs處理土壤的鉛在胃階段的生物可給性均遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于腸階段的生物可給性，而HAs不同活性組分含量及比例對(duì)鉛的生物可給性的影響較大。PBET方法中，不同碳含量HA處理土壤鉛在胃腸階段的生物可給性均低于CK，降幅分別為0.36%～1.54%

10、、0.99%～3.85%，而不同F(xiàn)A碳含量影響下的土壤鉛在胃階段的生物可給性較CK明顯增加，且增幅為2.20%～6.02%，當(dāng)FA≥1%C時(shí)的土壤鉛在腸階段的生物可給性顯著增加，較CK增加了5.01%～12.87%，且胃腸階段的生物可給性均與FA碳含量呈正相關(guān)關(guān)系。在等量HAs（1%C）條件下，當(dāng)HA/FA≥7/3時(shí)鉛在胃腸階段的生物可給性均低于CK，HA/FA≤5/5時(shí)均高于CK。SBET方法中，HA均降低了鉛的生物可給性，降低幅度與

11、HA添加量呈正相關(guān)關(guān)系，F(xiàn)A均增加了鉛的生物可給性，當(dāng)FA≥1%C時(shí)增幅更加明顯。
　　HAs對(duì)土壤鉛的生物可給性與鉛的賦存形態(tài)呈顯著相關(guān)性（P＜0.01），PBET（y1）和SBET（y2）兩種方法在胃階段的鉛生物可給性受交換態(tài)（x1）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（x2）、鐵錳氧化態(tài)（x3）和有機(jī)結(jié)合態(tài)鉛（ x4）的影響，關(guān)系式分別為y1=-7.827+0.968x1+1.001x2+0.574x3+0.764x4（R2=0.996），y2=