基于DGT技術分析土壤重金屬Cd、Ni的老化特征

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.吉林農業大學資源與環境學院，長春130118；2.農業農村部環境保護科研監測所，天津300191；3.農業農村部農產品質量安全環境因子控制重點實驗室，天津300191）

我國是受重金屬污染影響較為嚴重的國家，“鎘米”和“鎘麥”都源于農田重金屬鎘（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]，個別地區土壤Ni 的高蓄積風險對農產品安全造成較大的危害[5-6]。農田土壤Cd、Ni 污染源主要來自工業、礦業“三廢”和含Cd 含Ni 化肥的大量使用，Cd、Ni 可通過灌溉水進入土壤，也可通過大氣干濕沉降進入農田土壤。進入土壤中的重金屬受土壤環境因子的影響，會逐步與土壤膠體、有機質及鐵錳氧化物等結合而活性逐漸減弱，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而存在著明顯的差異。研究表明，可交換態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]。總體而言，重金屬老化速率都存在一個由快向慢最后平衡的轉化過程。可以根據實際情況選用一階指數衰減函數方程[15]、偽二價模型[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提取法測定重金屬活性的變化。一步提取法是采用無機鹽（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）和復合試劑等作為重金屬活性態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的變化。化學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，導致評估結果與土壤中真實情況產生差異；且不同的化學提取劑提取重金屬活性態的效率不同，很難判斷土壤中的重金屬真實老化狀態。梯度擴散薄膜技術（DGT）是一種原位監測技術[22-23]，與其他傳統提取及分析技術相比，DGT能夠對土壤進行原位監測，在不擾動土壤環境的情況下，連續測定土壤重金屬活性態變化。DGT監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移過程及固液吸附-解離、有機結合態吸附-解離的動態補充過程，因此DGT 是表征重金屬活性態濃度最重要的工具之一。將DGT 技術應用于外源重金屬在土壤中老化特征研究已有相關報道，如彭琴[24]通過對比DGT 技術和連續提取技術分析硒在土壤中的老化過程，結果表明DGT 技術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僅作為有效態監測的技術手段應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性監測中的優越性，DGT 測定濃度（CDGT）與影響重金屬老化速率的環境因子、老化平衡時間和老化平衡濃度之間的相關性也未見報道。

本研究基于DGT 技術，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對老化平衡濃度、老化速率的影響。研究結果對于正確認識外源Cd、Ni進入土壤后的化學行為，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險具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 土壤選擇及理化性質測定

為探究不同土壤理化性質對外源Cd、Ni 在土壤中老化態勢的影響，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），土壤統一取自耕作層0～20 cm，取樣過程中用環刀法測定土壤容重[25]。土壤自然風干后取3 kg研磨過2 mm篩，貯存備用。四分法取100 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法測定土壤pH、土壤有機質（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譜[ICP-MS（安捷倫7700）]法測定Cd、Ni 全量[26]，具體參數見表1。研究所用土壤在土壤酸堿性、肥力狀況、土壤質地以及重金屬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、華東等區域，具有較好的代表性。

表1 供試土壤相關理化性質Table 1 Selected properties of tested soil samples

1.2 重金屬Cd、Ni老化試驗

根據土壤環境質量標準[27]，設定不同的重金屬添加濃度，分別為標準限值和標準限值的兩倍，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48 h，再次加水至土壤含水量100%，混勻后再培養24 h，用DGT 法測定初始活性態濃度。期間通過稱質量法定期添加超純水保持土壤含水量不變，于恒溫培養箱內25 ℃持續培養120 d，每個處理設置3個平行。測定初始有效態濃度后，分別在5、15、35、45、60、75、90、120 d時用DGT原位提取土壤重金屬活性態濃度，ICP-MS 檢測。DGT 裝置的制作說明參考文獻[22]，DGT 提取土壤重金屬有效態方法簡述如下：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，左右輕微旋轉使其與土壤充分接觸。密封培養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]。

為確保數據精確，所有試驗均采用優級純試劑。試驗前，玻璃器皿均經稀酸浸泡24 h后再用去離子水清洗。檢測過程中每10個樣品間添加10 μg·L-1標準溶液，回收率控制在80%～120%之間，樣品平行間RSD≤10%。

1.3 土壤重金屬有效態的計算及動力學模型

土壤重金屬有效態（CDGT）計算方法見公式（1）：

式中：M 為DGT 結合膜中吸附的Cd、Ni 的量，ng；C 為洗脫液+結合膜的濃度，μg·L-1；V 為洗脫液與結合膜體積之和，mL；fe 為解離系數，本研究中結合相的解離系數為1；A 為DGT 窗口面積，cm2；D 為Cd、Ni 在擴散相中的擴散系數，cm2·s-1；Δg 為擴散膜厚度與硝酸纖維素膜之和，cm；t 為DGT 提取時間，h；本研究DGT裝置窗口面積為3.15 cm2；擴散膜厚度為0.089 cm；硝酸纖維素膜厚度為0.013 cm；Cd 和Ni 在擴散膜中的擴散系數分別為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律，評估老化特征差異性，以及計算外源Cd、Ni在土壤中的老化平衡濃度和平衡時間，本研究采用同位素稀釋方程對重金屬老化過程進行擬合[30]，模型形式如下：

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

1.4 數據處理

數據基本運算及數據擬合采用DPS 16.05 軟件，制圖采用Excel 2016軟件。

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬老化試驗不同時期有效態含量

模型擬合參數及決定系數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計學意義。

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

圖1 活性態Cd、Ni實際監測值與模型擬合值的相關性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變化情況及式（2）擬合結果。6 種土壤中有效態Cd、Ni 隨時間都表現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 內高、低濃度外源Cd 處理的土壤活性態濃度分別下降了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，水稻土中CDGT-Cd、CDGT-Ni均達到平衡狀態。大約60 d 后，多數土壤中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在土壤中老化的時間延長，距離達到平衡狀態仍需要一個漫長的過程。其中，紅壤土的老化速率遠小于其他土壤，高、低濃度外源Cd 處理的土壤活性態濃度在20～30 d 內分別下降了61%和43%，添加高、低濃度外源Ni 的紅壤土分別下降了62%和43%。根據擬合方程的迭代計算，可獲得外源Cd、Ni在土壤中的老化平衡時間（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期間處于夏季，試驗后期DGT 提取間隔時間較長，土壤水分蒸發的較快，水分未及時補充，土壤含氧量增加造成的。這一變化也表明，DGT技術可以捕捉到老化過程中重金屬活性態變化的細節，從而更有利于研究重金屬的老化機制。

表2 老化動力學方程對Cd、Ni老化過程中的擬合參數及相應的老化平衡時間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 的老化速率發現，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，發現pH 與重金屬有效態老化速率呈顯著負相關。這與本研究中Cd、Ni在黃綿土和水稻土中的結果相吻合。但此結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也同時影響著重金屬的老化，為解決這一問題，需要對土壤性質在重金屬老化中所占的影響權重作進一步的分析。

2.2 影響重金屬老化過程的關鍵因子分析

為了分析老化過程中影響土壤老化的關鍵因子，采用DPS 數據處理系統，以老化平衡狀態時CDGT-Cd、CDGT-Ni濃度為因變量對土壤因子以及初始CDGT濃度進行廣義線性模型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鍵因素。平行縱坐標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定為“重要因子”。模型結果表明，初始濃度、Cd全量和CEC 為影響外源Cd 在土壤中老化的關鍵因素，相對Ni 而言影響其老化的關鍵因素為初始濃度、CEC 和土壤容重。土壤容重指一定容積的土壤烘干后的質量與原始含水質量的比值，對Ni 在土壤中老化的影響大于Cd，土壤容重是土壤質地、壓實狀況、土壤顆粒密度、土壤有機質含量及各種土壤管理措施的綜合表現，不同影響因子對Ni 的作用在本研究中暫不明確，仍需進行進一步的討論。

圖3 Cd、Ni老化平衡濃度受土壤環境因子影響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系圖，Cd、Ni 初始濃度與老化后平衡濃度的關系分別用線性模型和指數模型進行擬合，線性模型決定系數分別為0.97和0.90，指數模型決定系數分別為0.978和0.972，表明老化平衡濃度與初始濃度的關系更符合指數模型，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作用。與上述LASSO 分析研究結果一致，模型分析結果表明，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增加，這一結論與費楊等[32]的研究結論一致。模型的結果表明，外源重金屬在土壤中的老化平衡濃度可以通過DGT 技術監測初始濃度估算獲取，而這一結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）

結果表明，外源重金屬進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Cd、Ni濃度的相關性分析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，近似平衡濃度定義為相鄰兩次CDGT濃度差≤10%的檢測時間段的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以及初始濃度等變量引入過程路線圖見圖5。結果表明，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，相對應的老化速率越快。同時也與上文初始濃度為影響Cd、Ni 在土壤中老化的關鍵因素的研究結論一致。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 活性態的變化呈一定的正相關，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濃度。與Cd 相比，土壤中的Ni更易與SOM 絡合而失去活性，從而顯著降低土壤中活性態Ni。SOM 對土壤中Ni的可利用性和流動性等表現出一定的正相關。一方面，有機質通過表面吸附和與腐植酸形成穩定化合物，致使Ni 在土壤中的構成發生變化，減少土壤中重金屬生物可利用性；另一方面，有機物質也為土壤溶液提供有機化學物質，與水溶態離子產生螯合作用，從而減少有效態濃度[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，老化平衡時間較短。由于培養過程引起pH 發生變化，當pH 降低，土壤黏土礦物和SOM 表面負電荷減少，對Ni 的吸附能力減弱，從而導致土壤老化速率較慢，老化平衡時間較長。

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

3 結論

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

（2）模型擬合結果表明重金屬老化過程可分為3個時期。老化初始30 d內外源添加Cd、Ni在土壤中快速下降，隨后緩慢降低，60 d后基本達到動態平衡。

（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。結果符合指數模型，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。