皖南茶園土壤重金屬化學形態及其生物有效性

林躍勝，方鳳滿，，魏曉飛

（1.安徽師范大學 生命科學學院，安徽 蕪湖241003；2.安徽師范大學 國土資源與旅游學院，安徽 蕪湖241003）

近年來，重金屬污染呈現加重的趨勢，受到各界越來越多的關注［1－3］。重金屬可通過食物、水等媒介對人體健康造成直接或間接的危害。茶是世界三大無酒精飲料之一，而近幾年關于茶葉重金屬超標的報道引起了越來越多人對茶葉重金屬污染關注。茶葉中重金屬的主要來源為土壤，而土壤中能被茶樹吸收利用的是土壤中具有活性部分的重金屬。已有研究［4］表明，土壤中重金屬元素的遷移轉化及對植物的影響程度，與其在土壤中的化學形態有很大的關系。近年來對于茶園土壤重金屬的化學形態及生物有效性的研究取得了一定的成果［5－12］。李張偉等［6］報道粵東鳳凰山茶園土壤中Zn，Mn的形態分布規律為：殘渣態＞鐵錳氧化物結合態＞有機結合態＞可交換態＞碳酸鹽結合態，土壤有機質含量及pH值對重金屬形態分布有著重要影響。章明奎等［8］研究表明土壤酸化會促進土壤中其他形態Pb向可交換態Pb轉化，增加土壤中Pb的水溶性和生物有效性。謝忠雷等［11］報道茶園土壤中Ni的形態分布規律為：殘渣態＞可交換態＞鐵錳氧化物結合態＞有機結合態＞碳酸鹽結合態，其分布主要受土壤有機質含量、pH值、陽離子交換量以及土壤黏粒含量等的影響。本研究選取了Pb，Zn，Ni，Cu這4種元素對茶園土壤重金屬污染進行研究，研究區域則選擇皖南茶區，該地區是我國十大名茶的毛峰及猴魁產地，但目前對于該地區的土壤重金屬含量、化學形態、生物有效性以及茶葉中重金屬含量報道較少。通過Tessier連續提取分級法對皖南茶園土壤重金屬形態進行提取，分析其分布特征，并利用活性態重金屬占全量之比來評價其生物有效性，以期為皖南地區茶園重金屬污染評價及其治理提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集及處理

根據實地調查及資料收集選擇采集地，選擇的茶園主要分布于黃山區太平湖鎮、新明鄉、桃源鄉、龍門鄉、焦村鎮。采用梅花布點法采集土壤樣品44個。土壤樣品采集后進行前處理、風干，用瑪瑙研缽研磨全部樣品過10目尼龍網篩，由于測定有效磷，然后用四分法將樣品分成3份，一部分過20目篩用于測定pH值，一部分用過60目尼龍網篩用于堿解氮的測定，同樣取一部分樣品用瑪瑙研缽研磨過100目尼龍網篩用于有機質、重金屬全量及其形態測定。

1.2 樣品測定

土壤基本理化性質根據魯如坤主編的《土壤農業化學分析方法》來測定，土壤有機質采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化—容量法測定［13］；pH值測定：水土比為2.5∶1，利用pH 電極法測定［13］；堿解氮采用堿解擴散法測定；有效磷采用鹽酸—氟化銨法測定。重金屬全量采用HF—HNO3—HClO4三酸消解定容［13］。

重金屬形態的測定根據Tessier［14］提出的方法，并在此基礎改進后的形態提取法［4］，其連續提取具體的操作步驟為：（1）可交換態的測定。稱取土壤樣品1.000 0g于離心管中，加人1mol／L MgCl2溶液8ml（pH＝7.0），在20℃恒溫振蕩器中振蕩1h，然后進行離心沉淀分離，提取上清液，將分離出的溶液定容，過濾保存待測重金屬，沉淀物留在離心管中；（2）碳酸鹽結合態的測定。在原離心管中加入1.0mol／L NaAc溶液8ml（用 HAc調pH＝5），在20℃恒溫振蕩器中振蕩6h，用與上述相同的方法離心分離，清液待測，沉淀留在原離心管中；（3）鐵錳氧化物結合態的測定。在原離心管中加人0.04mol／L NH2OH·HCl的 HAc（4.5mol／L）溶液20ml，在96℃的水浴恒溫器中保持6h，用前述的方法離心分離 清液待測，沉淀留在離心管中；（4）有機物結合態的測定。在原離心管中加入0.02mol／L HNO3溶液3ml，再加入30%的H2O2溶液5ml（HNO3調pH＝2），在83℃的水浴恒溫器中保持2h；然后再加入30%的H2O2溶液3ml，繼續在83℃的水浴恒溫器中保持2h；取出冷卻到室溫后加入3.2mol／L NH4Ac溶液3ml，放入20℃水浴恒溫振蕩器中震蕩30min。用前述的方法離心分離，清液待測；（5）殘渣態的測定。將離心管中的殘渣轉移至聚四氟乙烯坩堝中，利用 HF—HNO3—HClO4三酸消解，定容并過濾轉入塑料瓶中待測。

茶葉重金屬采用 HNO3—HClO4雙酸消解定容［13］，稱取樣品1.000g于100ml三角瓶中，加15ml混合酸（HNO3∶HClO4＝4∶1）在電熱板上消解，待樣品消解后用2%的HNO3定容待測。

所有樣品重金屬含量均采用ICP—AES測定。

1.3 分析質量控制

所用試劑均為優級純。洗滌和溶液配制所用水均為二次蒸餾水。玻璃等器皿在10%硝酸溶液中浸泡過夜洗凈后備用。每批實驗均做相應的試劑空白，平行樣的測定達到20%，且相對偏差均小于20%，為保證分析結果可靠性，土壤重金屬含量分析過程中插入國家標準土壤樣品GBW07403進行質量控制，結果顯示標準物質的回收率在90%～110%之間。所有樣品重金屬各形態之和與全量比值范圍為81%～117%。

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬全量分布特征

皖南茶園土壤基本理化性質詳見表1。由表1可知，該區土壤屬酸性土壤，且空間差異性較小，土壤有機質含量偏低，同時有機質、有效磷、堿解氮含量的空間差異較大，這可能與皖南山區地形有關，部分采樣地坡度較大，這可能導致了土壤中有機質等養分隨地表徑流等流失。土壤中Zn，Cu，Pb，Ni的平均含量分別為86.55，39.09，35.38，21.31mg／kg（表2）。根據國家土壤環境質量標準（GB15618—1995）中的二級標準（pH＜6.5），茶園土壤中重金屬平均含量均未超標。對照皖南山區區域背景值［15］，除Zn外，Cu，Ni，Pb平均含量均存在不同程度的超標，其中以Cu的含量變化最大，超過了區域背景值的3倍，其次為Ni超背景值近2倍；44個樣品中，Zn，Cu，Pb，Ni的 超 標 率 分 別 為 38.64%，100%，47.73% 和90.91%，Cu及Ni超標最嚴重，表明皖南茶園土壤重金屬存在較明顯的富集現象。皖南茶園土壤重金屬含量的空間變異系數大小順序為：Pb（45%）＞Zn（44%）＝Ni（44%）＞Cu（38%），根據變異系數的分級規律［16－17］，變異系數小于10%為弱變異性；變異系數在10%～100%屬于中等變異性；變異系數大于100%為強變異性，4種重金屬含量的空間變異均屬于中等變異，表明其空間分布相對較均勻，同時反映了皖南茶園土壤重金屬含量受到一定程度的人類活動干擾。茶農對茶園施肥、噴灑農藥等活動不同程度上影響了土壤重金屬含量，使得其含量較背景值有了不同程度的增加，茶園管理方式以及地形環境等因素的差異也導致了皖南茶園土壤重金屬含量空間上存在較大差異。與國內同類研究相比［6－7］，皖南茶園土壤重金屬含量明顯低于粵東鳳凰山茶區土壤中Pb及Zn含量，這可能由區域背景值以及茶園管理模式不同造成的。

表1 供試土壤的主要理化性狀

表2 皖南茶園土壤重金屬含量

2.2 土壤重金屬化學形態分析

2.2.1 土壤重金屬化學形態分布規律 由表3可以看出，Zn的各形態含量總體分布規律為：殘渣態＞鐵錳氧化物結合態＞有機結合態＞可交換態＞碳酸鹽結合態，且各形態Zn含量差異較大。土壤中Zn主要以殘渣態存在，這與謝忠雷等［10］及Lena等［17］研究結果一致。非殘渣態的平均含量占總量的近30%，在非殘渣態中鐵錳氧化物結合態明顯高于其他形態，土壤中Zn易與土壤中鐵錳氧化物結合，因此鐵錳氧化物結合態Zn含量僅次于殘渣態含量。Cu的各形態含量總體分布規律為：殘渣態＞鐵錳氧化物結合態＞有機結合態＞可交換態＞碳酸鹽結合態。其中可交換態與碳酸鹽結合態含量較接近，而鐵錳氧化物結合態與有機結合態含量較接近，殘渣態平均含量占總量90%。土壤中可交換態和碳酸鹽結合態Cu含量較低，這可能是由于土壤膠體對Cu離子的有著較強的專性吸附，導致土壤中可交換態Cu含量降低。Pb的各形態含量總體分布規律為：鐵錳氧化物結合態＞有機結合態＞殘渣態＞可交換態＞碳酸鹽結合態，土壤中Pb以鐵錳氧化物結合態為主，而李張偉［7］對鳳凰山茶園的研究結果顯示，土壤中以殘渣態為主，其次為鐵錳氧化物結合態，而含量最少的形態與本研究結果一致，均為碳酸鹽結合態。本研究與李張偉等［7］及杜兵兵等［5］的研究結果差異主要可能與地理環境以及土壤質地的差異性有關。Ni的各形態含量總體分布規律為：殘渣態＞鐵錳氧化物結合態＞有機結合態＞可交換態＞碳酸鹽結合態，土壤中其余4種形態Ni含量與殘渣態含量差異較顯著。可交換態以及碳酸鹽結合態Ni含量較其他3種重金屬含量明顯偏低，這可能與土壤中Ni背景值較低，土壤中Ni主要來源為自然源有關。皖南茶園土壤中Ni形態分布規律除可交換態Ni外，其他形態分布規律與謝忠雷［11］所研究的結果基本一致，其差異可能與土壤的生態環境及采樣時間有關，皖南山區土壤Ni背景值明顯低于謝忠雷所研究的區域。

2.2.2 土壤中重金屬不同形態分布規律的原因分析由表4可知，土壤有機質含量與土壤中Zn，Cu，Pb，Ni的碳酸鹽結合態之間均呈現負相關關系；而與有機結合態之間則呈現出顯著正相關關系，這主要是土壤有機質含量增加會導致可以增加土壤膠體表面負電荷的數量，使有機質吸附住土壤中可交換態重金屬，從而導致土壤中有機結合態重金屬含量隨有機質含量的增加而呈現增加的趨勢；土壤中有機質含量對其他形態重金屬含量影響較弱，之間相關性不顯著。pH值是影響土壤中重金屬形態之間的轉化的重要元素，通過相關性分析發現（表4），土壤pH值與可交換態Pb，Zn，Cu，Ni之間呈現負相關關系，表明隨著土壤pH的降低，土壤中可交換態重金屬含量會增加，尤其是元素Pb，這主要是因為土壤酸化會促進土壤中其他形態Pb向可交換態Pb轉化［7］，pH值與土壤中碳酸鹽結合態Zn，Pb，Ni之間的相關性也表明了這一點；從表4可知，土壤pH值的變化對土壤中鐵錳氧化物結合態、有機結合態以及殘渣態重金屬含量的分布特征影響不大。

表3 茶園土壤5種形態重金屬含量 mg／kg

表4 重金屬各形態與全量及理化性質的相關系數

2.3 重金屬生物有效性分析

重金屬的生物有效性指重金屬能被生物吸收或對生物產生毒性的性狀，可由間接的毒性數據或生物體濃度數據評價［18］。重金屬各形態的環境行為和生態效應影響著其生物有效性，土壤中重金屬的可交換態及碳酸鹽結合態一般可被植物直接或間接吸收利用，鐵錳氧化物結合態及有機結合態一般不易被直接吸收，但其可在一定的氧化還原條件下向可交換態及碳酸鹽結合態轉化，而土壤中殘渣態重金屬則相對較穩定，一般不具有生物有效性。在國外研究中，通常將可交換態與碳酸鹽結合態之和作為“非穩定形態（labile fraction）”［19］，以此來評價重金屬活性。

通過計算可交換態和碳酸鹽結合態之和占全量比例分析皖南茶園土壤中重金屬的生物活性（表5）。由表5可知，元素Zn，Cu的活性態占全量之比最高超過了10%，但從整體來看，大部分樣點的重金屬非穩定形態占全量比例均低于10%。就每個元素的非穩定態含量而言，其中Zn的活性最大，表明土壤中Zn能被植物吸收利用的部分較多，而其他3種元素活性則明顯偏低。茶園土壤中重金屬的活性變化可能受到土壤理化性質的影響，茶園酸性土壤會使可交換態重金屬含量增加［7］，導致土壤中活性態重金屬含量增多。

表5 土壤中重金屬活性態占全量比例

2.4 茶葉中重金屬與土壤中重金屬含量之間關系

通過對皖南茶園茶葉（鮮葉）中重金屬的測定，發現茶葉中Zn，Cu，Pb，Ni含量范圍分別為：83.80～150.80mg／kg，10.80～36.00mg／kg，0.05～1.60 mg／kg，3.65～19.15mg／kg，其平均含量分別為109.76，15.51，0.59和9.50mg／kg，根據國家相關標準（GB9679—1988，NY659—2003），皖南茶園茶葉中Pb，Cu均未超過國家Pb（2mg／kg），Cu（60mg／kg）的限量值，處在一個安全范圍內。對茶葉重金屬與土壤重金屬形態及土壤化學性質相關性分析（表6），發現茶葉中重金屬與其對應土壤中重金屬可交換態、碳酸鹽結合態均呈正相關關系，表明茶葉中重金屬含量直接受到土壤中活性態（可交換態＋碳酸鹽結合態）重金屬含量的影響；茶葉中Cu，Ni與土壤中Cu，Ni的鐵錳氧化物結合態、有機結合態呈負相關，而Zn，Pb則呈正相關；土壤中鐵錳氧化物結合態Zn與茶葉中Zn含量之間呈現極顯著相關，這可能與土壤中鐵錳氧化物結合態Zn含量較高有關，同時該形態Zn與土壤有機質有著顯著正相關，這也可能導致了茶葉中Zn與其呈現正相關。由表6可知，茶葉中重金屬含量受土壤中可交換態重金屬影響最為明顯，而其他4種化學形態的重金屬對茶葉中重金屬含量影響較低，尤其是殘渣態和有機結合態。

表6 茶葉中重金屬與土壤中重金屬化學形態相關系數

3 結論

（1）皖南茶園土壤中Zn，Cu，Pb，Ni含量除 Ni有一個樣點超過標準（GB15618—1995）外，其他均未超標。Cu，Pb，Ni平均含量均高出區域土壤背景值，存在明顯富集現象，尤其是Cu含量超過了背景值的3倍以上。

（2）皖南茶園土壤重金屬形態分布規律存在差異，Zn，Cu，Ni以殘渣態為主，分別占總量的72.55%，90.00%和81.79%，而Pb以鐵錳氧化物結合態為主，占總量的70.09%。重金屬Zn，Cu，Pb，Ni的化學形態分布特征受到了土壤有機質及pH值的影響。

（3）皖南茶園土壤中4種重金屬活性態部分占全 量 的 比 例 分 別 為 5.04%，1.51%，0.97% 和0.23%，總體上皖南茶園土壤重金屬的活性態含量較低，土壤重金屬活性態部分與茶葉中重金屬含量之間呈現正相關關系。

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