影响土壤重金属元素生态效应的因素

土壤中重金属的有效性受哪些土壤因素的影响~

1、土壤类型；
2、土地利用方式；
3、土壤的氧化-还原条件；
4、土壤的酸碱度；
5、土壤胶体吸附作用；
6、土壤中重金属的络合-螯合作用。
土壤中重金属的有效性治理
1、化学治理措施
包括淋溶法、施用改良剂等方法，能够在短期内降低土壤中重金属的毒性和生物有效性，因人为向土壤中施加化学药剂，易造成二次污染，且该方法是一种原位修复方法，重金属Cd仍存留在土壤中，容易再度活化危害植物，其潜在威胁并未消除。
2、 农业生态修复措施
通过调节诸如土壤水分、土壤pH值、土壤阳离子代换量(CEC)、CaCo3和土壤氧化还原状况及气温、湿度等因素，降低Cd生物有效性，以减弱重金属对植物的毒害作用。Cd形态发生了改变，但仍存在土壤中，容易再度活化，对生物产生危害。
4、微生物修复
微生物抗重金属机制包括生物吸附、胞外沉淀、生物转化、生物累积和外排作用。微生物一方面可以降低土壤中重金属的毒性，并可以吸附积累重金属；另一方面可以改变根系微环境，从而提高植物对重金属的吸收、挥发或固定效率。目前，大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究还不多，无法大面积推广。

土壤是地球陆地的表面由矿物质、有机质、水、空气和生物组成的。土壤是陆地上具有肥力并能生长植物的疏松表层。对植物的生长起到重要的作用，而影响土壤的因素主要有以下几点。

1、土壤有机质
土壤有机质是土壤固相部分的重要组成成分，尽管土壤有机质的含量只占土壤总量的很小一部分，但它对土壤肥力、土壤耕性影响很大。资料显示，在一定范围内，有机质的含量与土壤肥力水平呈正相关。

土壤有机质可以说是润滑剂，有机质含量高的土壤，热量、水分、气体以及各种营养代谢协调快速，对蔬菜生长十分有利。

2、土壤酸碱度及全盐含量
（1）土壤酸碱度影响着土壤的供肥能力和蔬菜的健康生长。多数的蔬菜喜欢中性土壤，即pH值在6.5-7.5之间。土壤中的各种矿质营养在酸碱度为中性时有效性最高，土壤偏酸或偏碱都会影响一部分元素，尤其是微量元素的吸收。
（2）向土壤中持续大量投入肥料，土壤全盐含量必会有所升高，如果土壤中全盐含量达到一定范围之后，土壤便会有盐渍化的趋向，同时由于全盐含量升高，土壤溶液浓度过大，将直接影响蔬菜根系的生长。

3、土壤中微量元素和微生物
（1）在蔬菜栽培种，土壤中的中微量元素由于吸收消耗以及来自其他养分的拮抗等原因，常常在蔬菜上表现出缺乏的情况。
因此在全面了解土壤中微量元素含量的状况下，及时补充缺乏的元素，同时合理使用其他大量元素，避免在土壤中离子间的相互拮抗，从而提高土壤中微量元素的吸收利用效率。
（2）土壤中微生物的种类较多，有细菌、真菌、放线菌、藻类和原生动物等。数量也很大。
土壤微生物可以形成土壤结构，分解有机质和矿物质，还可以降解土壤中残留的有机农药、城市污物和工厂废弃物等，把他们分解成低害甚至无害的物质，降低残毒危害。

4、肥料的使用

土壤中既包含有各种矿质养分，当然也含有蔬菜不喜欢的有害物质，比如氯、钠离子以及重金属离子，这些东西如果大量积累在土壤中，就会对蔬菜产生危害，影响蔬菜生长，引发食品安全问题。
有害物质的增加主要是由施肥引发的，譬如使用一些不合格的肥料以及含有重金属的伪劣肥料，就会使土壤有害物质增加，最终影响到蔬菜栽培。
因此，科学、合理使用正规肥料产品，也是保持土壤可持续发展的一个重要因素。

5、气候因素
（1）一个地区的气候决定了该地区形成土壤发生的风化类型及土壤的厚度。源物质（母岩）决定了土壤的化学属性和土壤的肥沃度。土壤可以源自当地的岩石（通过母岩的侵蚀生成），也源自运移到当地的物质。
（2）气温的高低直接关系到土壤内一些物质的氧化或保留，这将严重影响到土壤的形成和性质。降雨量的多少，透水的好坏，会明显影响土壤的性质。

（3）另外，风沙的堆积和沉淀也能对土壤造成明显的影响。

(一)异常成因类型

土壤中普遍存在的重金属元素异常是引起人们对土壤环境质量极大关注的直接原因。前已述及，土壤重金属元素异常的成因主要有自然作用和人为因素两大类型。自然成因的异常由成壤母质物质组成特性及特定的自然景观条件决定，而人为成因的异常则是由人类的生产生活活动等造成的。在此前相关章节中已经介绍，成因类型不同的重金属元素异常，其异常形成机理以及异常组分的存在形态存在根本性差异，由此势必会影响异常的生态效应。下面以江苏研究区Cd、Hg两元素异常对此进行说明。

江苏研究区Cd异常主要为自然成因，Hg异常主要为人为成因。因为两个元素异常成因不同，两个元素的地球化学性质也有差异，为了使试验结果更具说服力，试验中依据两个元素的土壤环境质量标准和食品卫生标准来说明两者间生态效应的差异，即重金属元素异常成因类型对其生态效应的影响。试验结果如图6－21所示。从中可见，当小麦根系土中Cd含量符合国家土壤环境质量一级标准，即背景值时，对应的小麦籽实中Cd含量超过了绿色食品卫生标准，而且已经接近无公害食品卫生标准。说明由自然作用形成的土壤Cd异常，其异常组分Cd的活动性较强，容易被农作物吸收，导致在土壤中Cd为背景含量时，小麦籽实中Cd含量既超过绿色食品卫生标准，又接近无公害食品卫生标准的限定值。

图6－21 苏州研究区Cd、Hg异常生态效应对比

Hg的试验结果与Cd恰好相反。当小麦根系土中Hg含量已经超过土壤环境质量二级标准时，小麦籽实中Hg含量只有2.7μg/kg，仅相当于绿色食品卫生标准Hg含量限定值的1/4。出现这一试验结果的根本原因在于土壤中Hg的存在形态。我们已经知道，由人类活动等释放的Hg叠加到土壤中后经过形态转化最终会变成矿物态的辰砂，尽管土壤中Hg含量可能比较高但其生态效应却不甚敏感，因此Hg异常的生态危险性也没有自然成因的Cd异常大。

(二)自然景观条件及土壤理化特性

自然景观条件在很大程度上决定着土壤理化特性及其差异。自然景观条件对土壤重金属元素异常生态效应的影响，主要是通过改变土壤理化特性进而影响其中重金属元素的赋存形态来实现的。同时，不同自然景观条件下土壤微生物特性也会对土壤重金属异常组分的存在形态及其转化起到一定作用。

在土壤理化特性中，pH值、E_h值、阳离子交换量(CEC)是限制重金属元素以离子形态存在比例的主要影响因子。对比江苏和山西研究区土壤理化特性及小麦中Cd含量的差异可以看出(表6－23)，江苏研究区根系土中Cd含量略大于山西研究区，但是江苏研究区小麦中Cd含量却是山西研究区小麦Cd含量的3倍多。江苏研究区小麦中Cd的富集系数(富集系数=农作物籽实中重金属含量/根系土壤重金属含量×100%，下同)达到了26.8%，而山西研究区小麦中Cd的富集系数只有11.18%。在农作物品种相同根系土中Cd含量差异不大的情况下，两个研究区小麦中Cd含量的差异，即重金属元素的生态效应应该是受到了自然景观条件及由此决定的土壤理化特性的控制。

表6－23 土壤理化特性与农作物中重金属元素含量统计表

注:富集系数=农作物籽实中重金属含量/根系土壤重金属含量×100%。

江苏研究区土壤质地为粉砂壤土，山西研究区为砂壤土。江苏研究区土壤的阳离子交换量明显高于山西研究区，有利于土壤黏粒表面吸附更大量的Cd离子，并随作物吸收逐渐释放到土壤溶液中供作物持续吸收利用。另外，江苏研究区土壤pH值平均只有6.02，属于弱酸性土壤，而山西研究区土壤pH值平均为8.29，属于碱性土壤。土壤pH值降低会提高土壤溶液中Cd²⁺的浓度。因为pH值下降后，H⁺增多，吸附在胶体和黏土矿物颗粒表面的Cd²⁺与H⁺交换量增大，大量的Cd²⁺从胶体和黏土颗粒表面上解吸出来而进入土壤溶液;同时，pH值的降低打破了Cd²⁺的溶解－沉淀平衡，促进了Cd²⁺的释放，从而使土壤溶液中Cd的活动性增强，导致酸性土壤中Cd的农作物有效性明显高于碱性土壤。这是造成江苏研究区和山西研究区小麦中Cd含量差异的重要原因，即自然景观条件及由此决定的土壤理化特性对土壤重金属元素异常生态效应的影响。

(三)土地耕作方式

我国南方地区的农业种植制度以水旱轮作(水稻—小麦或油菜)为主，而华北地区主要以两季旱作(冬小麦—夏玉米)为主。不同的土地耕作方式通过影响和改变土壤中重金属元素的活动特性进而影响其生态效应。对于同一地区的土壤而言，水作和旱作的最大差别在于改变了土壤的氧化－还原状况。在淹水条件下，土壤氧化－还原电位降低，有利于还原反应的进行，能促进土壤溶液中的重金属离子以硫化物形式沉淀，从而降低重金属离子的活性，减少农作物的吸收量。在旱作条件下，土壤通透性良好，有利于重金属元素以阳离子的形式存在，这种存在形式最容易被农作物吸收，这可能是造成江苏研究区水稻和小麦中Cd、Pb含量差异的一个原因(表6－24)。这里还要强调的是不同农作物品种对Cd等重金属元素的选择性吸收和体外吸收。例如，同样是在旱作条件下，东园试验区大豆对Cd的吸收就明显不如小麦;在根系土中Pb含量并不高时，山西研究区小麦中Pb却出现了超标现象。

表6－24 土地利用方式与农作物中重金属元素含量统计表

从理论上分析，水作土壤应该有利于HgS的生成，从而降低溶液中Hg²⁺的浓度，使水稻对Hg的吸收程度降低。试验结果却与这一理论分析结果相悖。江苏研究区水作农作物水稻对Hg的累积系数是旱作农作物小麦的2倍以上。分析出现这种现象的原因，可能与HgS乃至辰砂的形成过程有关。按常规方式理解，淹水的还原环境较旱作的氧化环境更有利于S^2－和HgS的生成，从而导致土壤溶液中Hg²⁺浓度降低。是不是可以这样考虑，由于S^2－的存在使得土壤中的Hg呈Hg²⁺的形式存在，在Hg²⁺与S^2－结合形成HgS过程中或由于环境条件的改变HgS分解产生Hg²⁺过程中，使得水稻吸收Hg²⁺的机会加大，出现了Hg在水稻中累积的现象。在旱作条件下，Hg可能呈其他更稳定的形态存在于土壤中，或呈气态形式扩散到大气中，使得农作物吸收Hg的机会减少，使其在旱作农作物中的累积效应不明显。

(四)农作物品种

不同农作物对元素的选择性吸收能力存在较大差异。既便是同一类型的农作物，不同基因型之间对元素的吸收能力差异也会很大。为了进行不同农作物类型之间吸收能力的比较，选择在同一个研究区进行两种旱作农作物轮作的山西研究区(小麦－玉米)为例进行说明(表6－25)。从表6－25中可以看出小麦和玉米对重金属元素累积程度的差异，即在土壤理化性质和重金属元素含量基本相同的情况下，小麦籽实表现出较强的累积重金属的能力，而玉米的累积能力则要弱得多。小麦累积重金属元素的能力比玉米强得多，富集系数一般为玉米的2～5倍。

已有研究结果证实，不同基因型的水稻对重金属元素的吸收能力存在很大差异(李正文等，2003;刘建国等，2004;刘光荣等，2005;宋阿琳等，2006;肖美秀等，2006;龚伟群等，2006;张岳芳等，2006)，这种差异主要与其对元素的选择性吸收能力有关。当然，这种能力又是由农作物本身的很多生理特性决定的，如根系构型是否有利于扩大吸收范围、根表面积是否足够大、运输元素的维管组织是否发达、根系分泌物的成分等。仅从根系分泌物的成分来看，不同农作物品种由于根系分泌物中的低分子质量有机酸组成成分不同，也会对根际土壤中元素的存在形态及形态转化产生相应的影响(王建林等，1992;陈有等，2001;徐卫红等，2006;McGrathetal.，1997)，从而影响其体内元素的累积;但是由于根际土的范围很小，这一变化无法通过根系土反映出来。已有研究证明，小麦根系能够分泌有机酸，从而酸化根际土环境，增加根际范围内的元素活动性，促进根系对元素的吸收(李花粉等，1999;张敬锁等，1999)，这可能就是表6－25中小麦中重金属元素含量普遍较玉米高的原因。不过，还需要说明的一点是农作物对元素的体外吸收问题。结合根系土中重金属元素含量及大气污染等状况分析，实现研究区小麦籽实中重金属元素含量普遍高于玉米，除根系吸收以外，体外吸收及固体颗粒物在小麦籽实中的存留应该是决定小麦中重金属元素含量高于玉米的一个不容忽视的原因。

表6－25 农作物品种与农作物中重金属元素含量统计表

注:Hg含量单位，10^－9;其他元素含量单位，10^－6;籽实中含量单位mg/kg。富集系数=农作物籽实中某元素含量/该元素在根系土中的含量×100%。

受农作物遗传特性的控制，不同农作物品种对同一种异常组分的吸收特性似乎需要在异常生态效应评价过程中单独考虑。除农作物本身的基因型导致对土壤重金属元素的选择性吸收差异以外，仅从植物生理学角度考虑，不同农作物品种由于根系分泌物中的低分子质量有机酸组成不同，也会对土壤中重金属元素的存在形态及形态转化产生相应的影响。根据不同农作物吸收重金属元素能力存在差异这一特性，可以为土壤异常区的农业种植结构调整提供参考，选择累积能力弱的农作物类型作为异常区主要栽培品种，可以减少通过农作物进入人类食物链的有害元素总量，这样既能对已经出现有害元素累积的土地资源进行合理利用，又可以避免过量摄入有害元素对人畜健康产生毒害作用。

综合分析以上影响重金属元素生态效应的各种因素不难发现一个共性的问题，无论是异常成因类型，还是自然景观条件及土壤理化特性、土地耕作方式等，都不是影响重金属元素生态效应的最直接因素，而都是通过影响土壤中重金属元素的存在形态或形态转化特征，间接地影响着重金属元素的生态效应，即农作物中重金属元素的含量及其食品卫生质量。由此看来，要想有效、客观、准确地评价不同成因类型异常、不同自然景观条件及土壤理化特性、不同土地耕作方式等条件下重金属元素的生态效应，最直接的方法就是查明土壤中重金属元素或重金属异常组分存在形态及其活性组分含量(为了便于理解和叙述，以下将活性组分含量称为有效量)，这是从上述试验研究结果中得到的最本质的一点认识。

除上述提到的4个因素以外，影响农作物对土壤中重金属元素吸收累积的因素还很多，例如灌溉水质量、耕作措施、农艺措施等，这些影响因素共同作用决定了农作物的吸收能力。从根本上说，无论哪一种影响因素都是通过影响土壤中重金属元素存在形态及其有效量进而影响农作物的吸收，产生不同的生态效应。

这里以土壤Hg异常为例来说明异常组分存在形态对异常生态效应的决定性作用。表6－26是江苏研究区和山西研究区小麦籽实中Hg含量对比结果。可以看到，江苏研究区土壤中Hg含量是山西研究区的2倍多，两个研究区小麦籽实中Hg含量却没有表现出明显差异，都是0.003mg/kg左右。出现这一现象并非偶然，从前面的试验研究结果中已经知道，土壤Hg异常区Hg主要是以辰砂的形式存在，而以离子交换态等活动态形式存在的Hg所占比例很小，因此即便土壤中Hg含量差异很大，但是其活性组分的含量差异并不大，这也就决定了不会产生明显的生态效应差异。这一试验结果很好地显示了土壤中重金属元素或异常组分的存在形态是决定其生态效应的最根本因素。正是由于土壤Hg异常区至少有一部分Hg是以辰砂形式存在，所以既便是两个研究区间Hg含量以及自然景观条件、土壤理化特性等均不相同，Hg异常的生态效应却基本一致。

表6－26 江苏、山西研究区小麦籽实中Hg含量对比表

由土壤Hg异常与辰砂及其相应的生态效应扩展开来，由于城镇及其周边土壤重金属元素异常(包括部分Hg的异常)与固体物质“微球粒”和黄铁矿、磁铁矿等矿物有密切的成因联系，这些物质本身就是部分重金属元素回落土壤的载体，如果以异常组分的食品卫生质量以及水介质质量作为评价标准，不同地区之间异常的生态效应差异不会很大;原因就在于受异常组分固相存在形态的影响，此类异常在土壤－农作物体系、土壤－水体系乃至土壤－微生物体系中的生态效应均不显著。如果考虑到异常产生过程的话，那么通过呼吸作用的直接吸收或通过叶菜类植物的叶面吸收，其生态效应就变得复杂并且不确定了。

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