AMD對巖溶區旱地土壤理化性質及土壤酶活性的影響*

劉桂華 吳永貴，2 付天嶺,2 楊少博

(1.貴州大學資源與環境工程學院； 2.貴州大學應用生態研究所， 貴陽 550025)

AMD對巖溶區旱地土壤理化性質及土壤酶活性的影響*

劉桂華1吳永貴1，2付天嶺1,2楊少博1

(1.貴州大學資源與環境工程學院； 2.貴州大學應用生態研究所， 貴陽 550025)

AMD污染；巖溶區；旱地土壤；重金屬污染；土壤酶活性

酸性礦山廢水(AMD)作為礦山環境中最典型的環境污染物之一，由于其低pH和高鐵、錳、砷、氟及重金屬含量的特點而備受國際環境科學界的關注[1-2]。近些年來，國內外學者對部分AMD污染土壤重金屬污染現狀，包括重金屬含量、形態特征以及對污染區植被的影響等方面進行了一些研究[3-6]。然而這些研究主要是針對非巖溶區污染土壤展開的，而關于喀斯特背景下的巖溶區土壤受AMD污染研究較少。土壤酶主要來源于微生物代謝過程，或土壤動物、植物產生的殘體分解[7]。土壤酶參與土壤中一切生化反應過程，土壤酶活性的高低能反應土壤生物活性和土壤生化反應強度[8]，因而土壤酶活性常被作為土壤肥力高低、生態環境質量優劣的重要指標來研究[9]。目前，關于酸性礦山廢水對水稻田土壤酶活性的影響方面已有相關的研究報道[10-11]。但是關于AMD對巖溶區旱地土壤酶活性及微生物量的影響方面報道較少。通常認為喀斯特地區具有非常脆弱的生態系統，然而在喀斯特背景下，相對于非巖溶地區，土壤富含的碳酸鹽巖對AMD低pH有較好的酸緩沖性能。通過研究喀斯特巖溶背景下，低pH、高鹽并富含重金屬的AMD對巖溶區土壤特征污染組分、土壤酶活性及微生物量等指標的影響，評價喀斯特巖溶區土壤對復合污染脅迫下土壤特性的變化，可為我國西南喀斯特地區礦產資源的科學開發利用以及受AMD污染土壤的有效治理提供理論依據。

1 試驗材料與方法

1.1 樣品采集與制備

土壤樣品采集于貴州省貴陽市花溪區麥坪鄉經多年玉米耕作的石灰性旱地，采樣深度為0～20 cm，多處混合樣，鮮樣去除石塊、秸稈等雜物過5 mm篩備用。酸性礦山廢水(AMD)采集于花溪麥坪廢棄煤矸石堆場。其基本理化性質見表1。

表1 AMD的基本理化性質

1.2 試驗設計與方法

取120 g過5 mm篩的新鮮土樣(含水率22.64 %，干樣計)于1 500 mL PP級塑料瓶中，每份土樣按固液比分別為1：0、1：0.1、1：0.5、1：1、1：2.5、1：5、1：7.5、1：10的比例添加AMD混合液，用純凈水補足1 200 mL，每個處理3個平行，在20～25℃條件下穩定1周，期間充分攪拌3次(每次2 min)。7 d后取出上清液。土壤樣品一部分直接取濕樣于4℃冰箱保存，直接測定土壤微生物量、土壤脲酶活性等土壤微生物指標，其中土壤微生物量采用脂磷法測定[12]；土壤脲酶活性采用苯酚鈉—次氯酸鈉比色法測定[13]。另一部分濕樣則自然風干，土壤pH采用水浸提電位法測定，用無CO2去離子水調節液土比為2.5：1，攪拌1 min，靜止30 min后，用上海大普SH2601型精密酸度計測定；Eh用ZD-2精密自動電位滴定儀測定；EC用DDS-11A型電導率儀測定；采用王水回流長管控溫消解—火焰原子吸收儀測定土壤Fe、Mn、Cu、Zn；EDTA滴定法測定土壤硫酸根含量。

1.3 數據分析

采用DPS2000分析軟件包進行數據的統計與分析，采用Origin8.5.1進行作圖。

2 結果與討論

2.1 AMD污染對巖溶區旱地土壤pH、Eh、EC的影響

隨著AMD濃度的增加，土壤pH先是急劇的下降，之后均維持在較高范圍內(pH﹥6.65)，整體來看，pH與AMD濃度存在極顯著的差異(圖1(a)，p=0.000 1)。可能原因是低pH(2.13)的AMD帶入大量的H+，從而降低了土壤的pH環境。但是喀斯特地區的旱地土壤含有豐富的碳酸鹽巖，可以一定程度的緩沖H+，因而使得土壤pH在一定AMD污染濃度下還維持在較高范圍。

土壤Eh值(圖1(b))隨著AMD污染程度的增大逐漸增加且達到極顯著水平(p=0.000 1)。這可能是因為土壤中大多數氧化還原反應都有H+參與，因此pH值對氧化還原狀態有直接影響，Eh值隨pH值的降低而增大[14-15]。

(a) 土壤pH

(c) 土壤EC圖1 不同比例AMD污染下土壤pH、Eh、EC

土壤EC值(圖1(c))在5倍于土壤質量的AMD濃度污染之前明顯的升高，之后變化平緩，但隨著AMD濃度增加存在極顯著差異(p=0.000 1)，這可能是AMD本身含有豐富的陰陽離子增加了土壤的鹽度，同時pH降低可以促進土壤中大量可溶性鹽釋放，從而使得土壤EC值極顯著的增加。

2.2 AMD污染巖溶區旱地土壤特征污染離子的變化趨勢

隨著AMD濃度的增加，土壤中Fe含量持續的增加(圖2(a))并達到顯著水平(p=0.029 8)，可能原因是土壤pH一直維持在較高的水平(pH﹥6.65)，AMD中大量的Fe離子(2.92 g/L)易被土壤中大量的粘土礦物或膠體離子吸附[16]，此外，在較高的pH條件下，形成大量的鐵的氧化物、氫氧化物和巖溶區土壤中豐富的碳酸根結合，從而形成碳酸鐵沉淀導致土壤中鐵的含量明顯提高。

在較低AMD污染程度下(1：0～1：0.5，1：1～1：5)，土壤Mn含量顯著的增加，而在較高污染濃度下(1：5～1：10)，土壤Mn含量則急劇的降低，總體與AMD濃度變化差異不明顯(圖2(b)，p=0.340 1)，可能是在低污染程度時AMD引入大量Mn離子可直接增加土壤Mn的含量，而在較高AMD污染程度下，大量的H+向土壤輸入，有利于已被鐵、鋁氧化物或氫氧化物吸附的Mn2+解吸出來，同時，土壤中H+的增加有利于錳的還原溶解[17]，從而導致土壤中錳含量的降低。

土壤中Cu含量隨著AMD污染濃度的增大極顯著的升高(圖2(c)，p=0.000 1)，可能是因為土壤中的鐵錳氧化物對重金屬的固定有重要作用，特別是對Cu的吸附能力遠大于土壤中其他組分的平均吸附能力[18]，從而導致土壤中Cu含量急劇的增加。

土壤中Zn與Mn有著相似的變化規律，在較低AMD污染濃度時(1：0～1：0.5)有上升的趨勢，而在較高AMD污染程度下(1：0.5～1：10)又明顯的下降，總體隨AMD濃度變化差異達到極顯著水平(圖2(d)，p=0.000 1)。出現這種現象可能是，初始石灰性土壤中碳酸鹽吸附固定AMD中的Zn，使土壤Zn含量升高[19]，而之后隨著土壤酸度的增加，使得與鋅結合的碳酸鹽或其他基質產生溶解作用，從而釋放出Zn2+[20]，導致土壤在較高AMD污染下Zn含量急劇的降低。

(a) 土壤Fe

(b) 土壤Mn

(c) 土壤Cu

(d) 土壤Zn圖2 不同比例AMD污染下土壤金屬離子的變化情況

隨著AMD污染程度的增加，石灰性土壤中硫酸根的含量呈極顯著增加趨勢(p=0.000 1)。在較低AMD污染程度下(1：0～1：1)土壤硫酸根增加的較為緩慢，而較高污染濃度下(1：1～1：10)急劇的增加(圖3)。土壤中的鐵、鋁的氧化物和氫氧化物、AMD污染形成的鐵、鋁的氧化物和氫氧化物均具有豐富的配位體，這些配位體可以與含氧酸的陰離子發生配位體交換，從而對陰離子形成專性吸附[21]，即可以吸附AMD中的硫酸根離子從而固定在土壤中，同時，石灰性土壤中鹽基含量較高，能迅速與硫酸根結合使之被吸附而固定在土壤中[22]。在較低AMD污染下，形成的鐵鋁氧化物或氫氧化物較少，對硫酸根的吸附作用較弱，土壤中硫酸根含量較少。隨著AMD污染程度的增加，鐵鋁氧化物或氫氧化物大量形成，能大量吸附AMD中的硫酸根，導致土壤中硫酸根含量顯著增加。

圖3 AMD持續污染下石灰性土壤中硫酸根的變化趨勢

2.3 AMD污染對巖溶區土壤微生物量及脲酶活性的影響

土壤酶活性主要受重金屬離子、pH值以及土壤主要養分因子等的影響，重金屬可直接作用于酶分子本身或與酶分子中的活性部位—巰基和含咪唑的配體等結合，形成較穩定的絡合物，產生了與底物的競爭性抑制作用，也可能是由于重金屬抑制了土壤微生物的生長和繁殖，使其體內酶的合成和分泌減少，進而導致土壤酶活性下降[23-25]。有關研究表明，土壤酶活性與土壤pH值呈極顯著或顯著負相關，與土壤主要養分因子呈顯著或極顯著正相關[26]。較低AMD污染程度下(1：0～1：1)土壤脲酶活性急劇的升高，在較高AMD污染下(1：1～1：7.5)脲酶活性開始降低，而在AMD濃度比為1：10處又有稍微上升的趨勢(圖4(a))，總體隨AMD濃度變化呈極顯著差異(p=0.000 1)。這可能是由于低酸度先對脲酶起一定的激活效應，進而轉化為抑制[27]。此外，AMD的持續污染，勢必會帶來大量H+，明顯降低土壤的pH，引入大量的有害重金屬；同時對旱地土壤養分指標的分析結果表明，隨著AMD污染程度的增加，土壤主要養分氮、磷、有機質均呈極顯著或顯著的降低，從而導致在較高AMD污染程度下，土壤脲酶活性急劇的降低。

(a) 土壤酶活性

(b) 土壤微生物圖4 AMD持續污染下土壤酶活性及微生物量的變化情況

土壤微生物生物量既是土壤有機質、養分轉化與循環的動力，又可作為土壤植物有效養分的儲備庫，其對土壤環境因子的變化較為敏感[7]。土壤微生物量隨著AMD濃度的增加，先是急劇的降低之后趨于平緩，總體達到顯著水平(圖4(b)，p=0.013 8)。土壤微生物量減小的原因可能是AMD污染引入的重金屬與底物之間的化學反應，導致了微生物可獲得底物數量減少，以及對底物利用率的下降[28-30]。

3 結論

(1) 低AMD污染程度下，旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性隨AMD濃度的增加顯著升高，在較高AMD污染程度下巖溶區旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性隨AMD濃度的增加明顯的降低；喀斯特地區旱地土壤具有較強的酸緩沖性能，不同濃度的AMD加入后土壤pH總體維持在較高范圍，其中Zn、脲酶活性、pH的變化隨AMD濃度變化均達到極顯著水平(p<0.01)。

[1] Gmy N F. Environmental impact and remediation of acid mine drainage: A management problem[J]. Environmental Geology, 1997, 30: 62-71.

[2] Naicker K, Cukrowska E, McCarthy T S. Acid mine drainage arising from gold mining activity in Johannesburg, South Africa and environs[J]. Environmental Pollution, 2003, 22(1): 29-40.

[3] Neagoe A, Eben A G, Carlsson E. The effect of soil amendments on plant performance in an area affected by acid mine drainage[J]. Chemic der Erde Geochemistry, 2005, 65(S1): 115-129.

[4] Schmidt A, Haferburg G, Sineriz M, et a1.Heavy metal resistance mechanisms in action bacteria for survival in AMD contaminated soils[J]. Chemic der Erde Geochemistry, 2005, 65(S1): 131-144.

[5] Concas A , Ardau C, Cristini A, et al. Mobility of heavy metals from tailing to stream waters in a mining activity contaminated site[J]. Chemosphere, 2006, 63: 244-253.

[6] 付善明,周永章,趙宇鵝,等.廣東大寶山鐵多金屬礦廢水對河流沿岸土壤的重金屬污染[J].環境科學,2007,28(4):805-812.

[7] 劉恩科,趙秉強,李秀英,等.長期施肥對土壤微生物量及土壤酶活性的影響[J].植物生態學報,2008,32(1):176-182.

[8] 馬曉飛,李艷紅,楊愛霞,等.新疆甘家湖濕地邊緣帶土壤酶活性研究[J].干旱區研究,2012,29(3):405-412.

[9] Yang Y H, Liu S H, Wan S Q, et al. Assessment of soil enzyme activities of saline-sonic soil under drip irrigation in the Songnen plain[J]. Paddy and Water Environment, 2013, 11(1-4): 87-95.

[10] 李永濤,Thierry BECQUER, Cécile QUANTIN, et al.酸性礦山廢水污染的水稻田土壤中重金屬的微生物學效應[J].生態學報,2004,24(11):2430-2436.

[11] 許超,夏北成,馮涓.酸性礦山廢水污染對稻田土壤酶活性影響研究[J].農業環境科學學報,2008，27(5):1803-1808.

[12] 于鑫,張曉鍵,王占生.飲用水生物處理中生物量的脂磷法測定[J].給水排水,2002,28(5):1-5.

[13] 關松蔭.土壤酶及其研究法[M].北京:中國農業出版社,1987:294-297.

[14] 于天仁,李松華.水稻土中氧化還原過程的研究(I)影響氧化還原電位的條件[J].土壤學報,1957,5(1):97-110.

[15] 呂貽忠,李保國.土壤學[M].北京:中國農業出版社,2006：129-131.

[16] Chen A, Lin C, Lu W, et al. Interaction between an acidic mine water and an agricultural soil material[J]. Geoderma, 2008, 148(2): 213-219.

[17] 何振立,周啟星,謝正苗.污染及有益元素的土壤化學平衡[M].北京:中國環境科學出版社,1998:427-443.

[18] 黃穗虹.酸性礦山廢水污染土壤重金屬的化學固定及其機理研究[D].廣州：中山大學,2009.

[19] 周偉,李繼紅.北京地區幾種典型土壤吸附Zn的研究[J].環境科學,1996,17(6):43-45.

[20] 錢金紅,謝振翅.碳酸鹽對土壤鋅解吸影響的研究[J].土壤學報,1994,31(1):105-108.

[21] Singh B R. Sulfate sorption by acid forest soils: 2. Sulfate adsorption isotherms with and without organic matter and oxides of aluminum and iron[J]. Soil Sci, 1984, 138(4): 294-297.

[22] 仇榮亮,堯文元,潘蓉.南方酸沉降區土壤硫酸根吸附解吸特性及其數值擬合[J].中山大學學報(自然科學版),2001,40(6):86-90.

[23] Nannipieri P. The potential use of soil enzymes as indicators of productivity, sustainability and pollution[A]//Soil biota: management in sustainable farming systems[M]. Australia: CSIRO, 1994：238-244.

[24] 楊志新,劉樹慶.重金屬Cd、Zn、Pb復合污染對土壤酶活性的影響[J].環境科學學報,2001,21(1):60-63.

[25] 騰應,黃昌勇,龍健,等.銅尾礦污染區土壤酶活性研究[J].應用生態學報,2003,14(11):1976-1980.

[26] 羅飛,謝書妮,張海燕,等.酸雨區不同林齡杉木林土壤酶活性季節動態[J].福建林學院學報,2014,34(2):131-137.

[27] 徐冬梅,劉廣深,許中堅,等.模擬酸雨組成對棉花根際土壤水解酶活性的影響[J].土壤通報,2003,34(3):218-218.

[28] Leita L, Denobili M, Muhlbaehova G, et al. Bioavailability and effects of heavy metals on soil microbial biomass survival during laboratory incubation[J]. Biol. Fertil. Soils, 1995, 19: 103-108.

[29] Giller K E, Witter E, MeGrath S P. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial Processes in agricultural soils: A review[J]. Soil Biol. Biochem, 1998, 30: 1389-1414.

[30] Moreno J L, Hernandez T, Gareia C. Effects of a cadmium-contaminated sewage sludge compost on dynamics of organic matter and microbial activity in an arid soil[J]. Biol.Fertil. Soils, 1999, 28: 230-237.

The effect of AMD pollutions on karst soil

Liu Guihua1, Wu Yonggui1,2, Fu Tianling1,2, Yang Shaobo1

(1.College of Resources and Environmental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025；2.Institute of Applied Ecology, Guizhou University, Guiyang 550025, China)

AMD contaminate; Karst area; dryland soil; heavy metal pollution; soil enzyme activity

* 國家自然科學基金面上項目(No.20977020) ; 貴州省重大科技專項(黔科合重大專項字[2012]6009-7號)

2014-08-21；2014-10-23修回

劉桂華，女，1989年生，碩士研究生，研究方向：污染生態學。E-mail:740768802@qq.com

吳永貴，男，1972年生，教授，研究方向：污染生態效應、污染生態控制及環境生態修復。E-mail：ygwu72@126.com

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