农产品产地环境安全评估-DGT实验分析结果

7.1.6.1　土壤的选择及理化性质的测定

本研究的供试土样分别采自于河南郑州（棕壤）、陕西西安（黄绵土）、江苏苏州（黄泥土）、广西刁江（红壤）及重庆北碚（紫色土），土壤pH、有机质、CEC、游离铁、活性铁、容重等测试方法分别为电位法、重铬酸钾滴定法、氯化钡—硫酸强迫交换法、连二亚硫酸钠还原法、草酸铵缓冲液提取法、环刀法等（鲁如坤，2000），具体数据见表7-1（郑顺安等，2013）。土壤过2mm筛后通过喷施方式均匀添加金属Cd、Ni盐溶液，添加量为Cd 0.6mg/kg、Ni 80mg/kg，添加后再次搅拌，加水达80％持水量，保持90d后备用。土壤重金属全量检测前处理方法为HNO3-HClO4-HF联合消解，检测仪器为ICP-MS（安捷伦7500）（李野等，2012）。

表7-1　供试土壤相关理化性质

7.1.6.2　凝胶的制作及DGT组装

分别制作0.4mm、0.8mm、1.2mm、1.4mm及1.6mm厚度的扩散相凝胶。凝胶的制备参见文献（Zhang et al.，1995）的制作方法。向10mL丙烯酰胺凝胶（15％丙烯酰胺，0.3％凝胶交联剂）溶液中加入70μL 10％过硫酸铵溶液充分搅拌后加入25μL四甲基乙二胺，搅拌均匀。将溶液快速注入一定厚度的玻璃容器内，并将其平移至恒温恒湿培养箱于42℃条件下培养1h，而后取出放在超纯水中，30 min后取出凝胶，24h内换水至少3次制得。将制好的扩散相凝胶储存在0.01mol/L的硝酸钠溶液中备用。

结合相凝胶的准备方法简述为：将6g用去离子水处理过的200～400目的Chelex-100树脂加入15mL丙烯酰胺凝胶溶液中充分搅拌，超声2～3 min后加入90μL 10％过硫酸铵溶液，并加入22.5μL四甲基乙二胺，超声1～3 min后将悬浊液快速注入一定厚度的玻璃槽内，用玻璃盖板盖好并转入4～10℃低温培养箱静止20 min后将其平移至恒温恒湿培养箱于42℃条件下培养1h，而后取出放在超纯水中，30 min后取出凝胶，24h内换水至少3次制得，将制好的结合相凝胶储存在超纯水中备用。

将制备好的扩散相凝胶膜与结合相凝胶膜切割并组装，并将组装好的DGT储藏于4℃冰箱中备用。

7.1.6.3　DGT实验

将采集好的土样研磨并过2mm筛，平行称取4份不同地区土壤100 g于带密封盖的塑料盒中，添加超纯水使待测土壤含水量达到60％，混匀，密封后25℃条件下放置48h；再次添加超纯水使土壤含水量达到100％，混匀，使容器内土壤表面平滑，密封后25℃条件下培养24h得到土壤检测试样。将DGT取出后用超纯水冲洗去除开口表面NaNO3溶液，而后用竹片将待测土壤轻轻涂抹在DGT开口直至与装置表面平齐，然后将DGT水平轻轻旋入土壤使其与待测土壤充分接触，避免产生气泡，随后密封于25℃条件下培养24h后将装置取出。将取出的DGT装置用去离子水洗净窗口表面，打开装置将结合相用碳纤维镊子取出放于2mL塑料离心管中并加入1mL 1mol/L HNO3，解离24h后测定DGT吸附的重金属Cd、Ni含量。

为了保障实验的精确性及准确性，所有实验用药品全部为优级纯，实验器皿实验前均经稀酸处理。实验平行误差控制在10％以内。

7.1.6.4　数据的分析处理

数据基本计算及拟合计算采用DPS 16.05软件，制图采用微软Excel 2010软件。

7.1.6.5　实验结果分析

（1）土壤金属解离动力学特征 采用式（7-8）首先计算扩散膜厚度为0.4mm（实际计算时需增加硝酸纤维素保护膜厚度0.13mm，即0.53mm）的DGT的CDGT（0.53）值，然后根据CDGT（0.53）值采用式（7-8）分别计算扩散膜厚度为0.8mm、1.2mm、1.4mm及1.6mm的DGT理论计算值Mab，再根据实际检测值Mab＋采用式（7-9）计算获得不同厚度扩散膜DGT解离金属ML浓度差，从而获得式（7-10）的5个实现，采用DPS软件的非线性拟合中的全局优化法获得式（7-10）中CML及K－1值，并根据CML及K－1，计算最大有效厚度Δg，进而结合式（7-4）、式（7-7）及式（7-11）计算重金属离子态浓度CM及易动态浓度C。方程拟合结果及计算获得的各模型参数及拟合显著性决定系数R2分别如图7-7及表7-2。

图7-7　不同厚度扩散膜DGT解离重金属ML浓度差及拟合结果（黄绵土为纵轴次坐标）

表7-2　模型回归拟合参数及计算值表(www.xing528.com)

图7-8和图7-9结果表明，虽然两种模式计算的金属解离K－1值有所差别，但两种模式计算的K－1变化趋势一致，且对于Ni而言，差别并不明显。

不同区域土壤Cd解离速率常数K－1的大小顺序为：西安黄绵土＜河南棕壤＜江苏黄泥土＜重庆紫色土＜广西红壤。不同区域土壤Ni的解离速率常数K－1的大小顺序为：西安黄绵土＜重庆紫色土＜江苏黄泥土＜广西红壤＜河南棕壤。比较两种金属的K－1值表明，土壤中两种金属解离速率常数变化范围在2.0E-04至4.0E-04之间，其值阈范围与Shafaei等（2013）计算的水体中与富里酸螯合的有效态K－1值相当。北方地区的棕壤、黄绵土Ni的K－1值大于Cd，而南方地区土壤Ni的K－1值小于Cd。Ernstberger等（2005）采用基于DGT技术的DGT土壤诱导通量（DIFS模型）计算了不同理化性质的5种土壤添加Cd、Ni老化3年后的K－1值，结果表明，Cd的K－1值明显大于Ni，综合本研究的结果说明Ni在土壤中更易于老化。

图7-8　不同方法计算的不同区域土壤配体镉解离K－1值比较

图7-9　相同方法计算的不同区域配体镍解离K－1值比较

采用多元线性回归分析土壤理化性质对土壤Cd、Ni解离动力学的影响，结果见式（7-16）、式（7-17）所示，式（7-16）、式（7-17）模型决定系数R2均为0.99。结果表明，影响Cd解离速率常数K－1的主要土壤因子为pH、CEC和Cd含量，3个因子标准化回归系数值分别为－0.07、－1.07和－0.17，说明CEC对Cd解离速率常数影响最大，CEC越大，K－1越小。影响Ni解离速率常数K－1的主要土壤因子为土壤有机质（SOM）、游离铁（Fed）及土壤Ni全量，标准化回归系数分别为－1.50、0.57及0.90，其中SOM对Ni解离速率常数影响最大，SOM越大，K－1越小，同时Ni对K－1的影响也较为突出。两者相比，Ni的解离受SOM影响更大些，而Cd受CEC的影响更加突出。CEC对土壤Cd解离释放作用为负，即土壤CEC越大则Cd解离越弱，且CEC对Cd的影响所占权重较大。CEC反映了土壤胶体的负电荷量，CEC越高则负电荷量越高，通过静电吸附而固持在土壤颗粒表面的Cd2＋也越多，因此，土壤CEC的高低可作为判定Cd解离速率高低的重要指标（Ernstberger et al.，2005）。有机质的羟基、酚基、氨基、羰基、氢硫基等在与金属键合反应中起到路易酸硬碱的作用，Ni2＋与Cu2＋同属于交界酸，较软酸Cd2＋易于与有机质基团结合，因此，其解离速率K－1更受有机质的影响（李学桓，2001）。

（2）金属易动态含量计算 采用DGT计算土壤中金属易动态含量C，主要有4种方式：一是直接采用式（7-8）计算；二是根据不同厚度扩散膜Δg与DGT检测值Ma的倒数所拟合方程计算的斜率m求得，本研究称之为斜率法；三是根据Scally提出的方法通过拟合式（7-15）计算获得CM及CML，将两者相加获得，称之为Scally法；四是本研究所采用的方法。Scally法与本研究提出的计算重金属易动态的方法都可以把易动态重金属分为离子态与配体两种组分，是更精确计算重金属易动态的方法。

本研究计算的5种土壤Cd、Ni两种重金属的不同组分易动态CML、CM含量见表7-2。表7-2中CML与CM比值结果表明，除陕西黄绵土及重庆紫色土外，土壤重金属易动态含量中配体CML一般是离子态CM含量的1～3倍，是土壤重金属易动态中不可忽略的重要组成。

其他方法计算的易动态含量见表7-3。比较而言Scally法计算的C值最大，甚至超出了土壤重金属全量值，出现了过拟合现象，这可能是由于模型估算参数多实现少所致。其余3种方法均表现为本研究计算值最大，其次为斜率法，而采用式（7-8）计算结果最小。由此可见，采用本方法计算的重金属易动态含量C能更好地体现出金属易动态中络合易解离部分CML对全部易动态浓度的贡献，而斜率法其计算初衷不考虑配体对C的贡献，只考虑扩散边界层的影响。采用式（7-8）计算结果体现的是一定时间内金属M及ML平均供给能力的大小，计算时仅采用了金属离子态的扩散系数DM，偏大的扩散系数即不完全考虑配体的贡献是其结果偏小的原因。

就3种计算方法所得数值变化趋势而言，除重庆紫色土外，其他4种土壤重金属易动态含量C值变化趋势基本一致。斜率法因江苏黄泥土、广西红壤及重庆紫色土Ni元素不同厚度Δg与1/Ma拟合曲线斜率相同，3种土壤计算的C值相同，在此情况下，无法有效区分易动态含量的大小。重庆紫色土计算结果表明，在CML占据易动态含量主导地位时，本文计算结果为CML_Ni/CM_Ni＝14.3，CML_Cd/CM_Cd＝13.4（CML_Cd为土壤中络合态Cd的浓度，CM_Cd为土壤中离子态Cd浓度），采用DGT简易易动态含量计算式（7-8）会导致结果严重偏小。

表7-3　不同方法计算C值

（续）

采用逐步线性回归分析土壤理化参数对Cd、Ni易动态含量的影响，结果见式（7-18）及式（7-19）。两模型决定系数R2均为0.99，也就是说此模型可以解释Cd、Ni易动态变异性的99％。式（7-18）中，pH、SOM、Cd标准化回归系数分别为－0.96、0.18、0.06，式（7-19）中，pH、SOM、Cd标准化回归系数分别为－0.93、0.21、0.02。与土壤环境因子影响重金属解离速率常数K－1不同，土壤Cd、Ni易动态含量均受到pH、SOM及重金属全量3个因子的影响，且主要影响因子均为pH。

式（7-18）中，C_Cd为易动态的浓度；式（7-19）中，C_Ni为易动态Ni的浓度。

pH是土壤化学性质的综合反映，土壤pH升高，土壤中黏土矿物、水合氧化物及有机质表面的负电荷增加，对Cd2＋、Ni2＋的吸附能力也随之提高。高pH还有利于金属羟基复合物增加，降低了离子的平均电荷，使吸附反应的能障降低，有利于土壤对重金属的专性吸附；另外，OH－的增加也削弱了H＋对交换位点的竞争，提高了土壤有机质－重金属络合物的稳定性，同样会提高土壤对重金属的吸附能力，从而降低重金属的有效性（郑顺安等，2013）。