皖南茶园土壤重金属化学形态及其生物有效性

林跃胜，方凤满，，魏晓飞

（1.安徽师范大学 生命科学学院，安徽 芜湖241003；2.安徽师范大学 国土资源与旅游学院，安徽 芜湖241003）

近年来，重金属污染呈现加重的趋势，受到各界越来越多的关注［1－3］。重金属可通过食物、水等媒介对人体健康造成直接或间接的危害。茶是世界三大无酒精饮料之一，而近几年关于茶叶重金属超标的报道引起了越来越多人对茶叶重金属污染关注。茶叶中重金属的主要来源为土壤，而土壤中能被茶树吸收利用的是土壤中具有活性部分的重金属。已有研究［4］表明，土壤中重金属元素的迁移转化及对植物的影响程度，与其在土壤中的化学形态有很大的关系。近年来对于茶园土壤重金属的化学形态及生物有效性的研究取得了一定的成果［5－12］。李张伟等［6］报道粤东凤凰山茶园土壤中Zn，Mn的形态分布规律为：残渣态＞铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞可交换态＞碳酸盐结合态，土壤有机质含量及pH值对重金属形态分布有着重要影响。章明奎等［8］研究表明土壤酸化会促进土壤中其他形态Pb向可交换态Pb转化，增加土壤中Pb的水溶性和生物有效性。谢忠雷等［11］报道茶园土壤中Ni的形态分布规律为：残渣态＞可交换态＞铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞碳酸盐结合态，其分布主要受土壤有机质含量、pH值、阳离子交换量以及土壤黏粒含量等的影响。本研究选取了Pb，Zn，Ni，Cu这4种元素对茶园土壤重金属污染进行研究，研究区域则选择皖南茶区，该地区是我国十大名茶的毛峰及猴魁产地，但目前对于该地区的土壤重金属含量、化学形态、生物有效性以及茶叶中重金属含量报道较少。通过Tessier连续提取分级法对皖南茶园土壤重金属形态进行提取，分析其分布特征，并利用活性态重金属占全量之比来评价其生物有效性，以期为皖南地区茶园重金属污染评价及其治理提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集及处理

根据实地调查及资料收集选择采集地，选择的茶园主要分布于黄山区太平湖镇、新明乡、桃源乡、龙门乡、焦村镇。采用梅花布点法采集土壤样品44个。土壤样品采集后进行前处理、风干，用玛瑙研钵研磨全部样品过10目尼龙网筛，由于测定有效磷，然后用四分法将样品分成3份，一部分过20目筛用于测定pH值，一部分用过60目尼龙网筛用于碱解氮的测定，同样取一部分样品用玛瑙研钵研磨过100目尼龙网筛用于有机质、重金属全量及其形态测定。

1.2 样品测定

土壤基本理化性质根据鲁如坤主编的《土壤农业化学分析方法》来测定，土壤有机质采用高温外热重铬酸钾氧化—容量法测定［13］；pH值测定：水土比为2.5∶1，利用pH 电极法测定［13］；碱解氮采用碱解扩散法测定；有效磷采用盐酸—氟化铵法测定。重金属全量采用HF—HNO3—HClO4三酸消解定容［13］。

重金属形态的测定根据Tessier［14］提出的方法，并在此基础改进后的形态提取法［4］，其连续提取具体的操作步骤为：（1）可交换态的测定。称取土壤样品1.000 0g于离心管中，加人1mol／L MgCl2溶液8ml（pH＝7.0），在20℃恒温振荡器中振荡1h，然后进行离心沉淀分离，提取上清液，将分离出的溶液定容，过滤保存待测重金属，沉淀物留在离心管中；（2）碳酸盐结合态的测定。在原离心管中加入1.0mol／L NaAc溶液8ml（用 HAc调pH＝5），在20℃恒温振荡器中振荡6h，用与上述相同的方法离心分离，清液待测，沉淀留在原离心管中；（3）铁锰氧化物结合态的测定。在原离心管中加人0.04mol／L NH2OH·HCl的 HAc（4.5mol／L）溶液20ml，在96℃的水浴恒温器中保持6h，用前述的方法离心分离 清液待测，沉淀留在离心管中；（4）有机物结合态的测定。在原离心管中加入0.02mol／L HNO3溶液3ml，再加入30%的H2O2溶液5ml（HNO3调pH＝2），在83℃的水浴恒温器中保持2h；然后再加入30%的H2O2溶液3ml，继续在83℃的水浴恒温器中保持2h；取出冷却到室温后加入3.2mol／L NH4Ac溶液3ml，放入20℃水浴恒温振荡器中震荡30min。用前述的方法离心分离，清液待测；（5）残渣态的测定。将离心管中的残渣转移至聚四氟乙烯坩埚中，利用 HF—HNO3—HClO4三酸消解，定容并过滤转入塑料瓶中待测。

茶叶重金属采用 HNO3—HClO4双酸消解定容［13］，称取样品1.000g于100ml三角瓶中，加15ml混合酸（HNO3∶HClO4＝4∶1）在电热板上消解，待样品消解后用2%的HNO3定容待测。

所有样品重金属含量均采用ICP—AES测定。

1.3 分析质量控制

所用试剂均为优级纯。洗涤和溶液配制所用水均为二次蒸馏水。玻璃等器皿在10%硝酸溶液中浸泡过夜洗净后备用。每批实验均做相应的试剂空白，平行样的测定达到20%，且相对偏差均小于20%，为保证分析结果可靠性，土壤重金属含量分析过程中插入国家标准土壤样品GBW07403进行质量控制，结果显示标准物质的回收率在90%～110%之间。所有样品重金属各形态之和与全量比值范围为81%～117%。

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属全量分布特征

皖南茶园土壤基本理化性质详见表1。由表1可知，该区土壤属酸性土壤，且空间差异性较小，土壤有机质含量偏低，同时有机质、有效磷、碱解氮含量的空间差异较大，这可能与皖南山区地形有关，部分采样地坡度较大，这可能导致了土壤中有机质等养分随地表径流等流失。土壤中Zn，Cu，Pb，Ni的平均含量分别为86.55，39.09，35.38，21.31mg／kg（表2）。根据国家土壤环境质量标准（GB15618—1995）中的二级标准（pH＜6.5），茶园土壤中重金属平均含量均未超标。对照皖南山区区域背景值［15］，除Zn外，Cu，Ni，Pb平均含量均存在不同程度的超标，其中以Cu的含量变化最大，超过了区域背景值的3倍，其次为Ni超背景值近2倍；44个样品中，Zn，Cu，Pb，Ni的 超 标 率 分 别 为 38.64%，100%，47.73% 和90.91%，Cu及Ni超标最严重，表明皖南茶园土壤重金属存在较明显的富集现象。皖南茶园土壤重金属含量的空间变异系数大小顺序为：Pb（45%）＞Zn（44%）＝Ni（44%）＞Cu（38%），根据变异系数的分级规律［16－17］，变异系数小于10%为弱变异性；变异系数在10%～100%属于中等变异性；变异系数大于100%为强变异性，4种重金属含量的空间变异均属于中等变异，表明其空间分布相对较均匀，同时反映了皖南茶园土壤重金属含量受到一定程度的人类活动干扰。茶农对茶园施肥、喷洒农药等活动不同程度上影响了土壤重金属含量，使得其含量较背景值有了不同程度的增加，茶园管理方式以及地形环境等因素的差异也导致了皖南茶园土壤重金属含量空间上存在较大差异。与国内同类研究相比［6－7］，皖南茶园土壤重金属含量明显低于粤东凤凰山茶区土壤中Pb及Zn含量，这可能由区域背景值以及茶园管理模式不同造成的。

表1 供试土壤的主要理化性状

表2 皖南茶园土壤重金属含量

2.2 土壤重金属化学形态分析

2.2.1 土壤重金属化学形态分布规律 由表3可以看出，Zn的各形态含量总体分布规律为：残渣态＞铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞可交换态＞碳酸盐结合态，且各形态Zn含量差异较大。土壤中Zn主要以残渣态存在，这与谢忠雷等［10］及Lena等［17］研究结果一致。非残渣态的平均含量占总量的近30%，在非残渣态中铁锰氧化物结合态明显高于其他形态，土壤中Zn易与土壤中铁锰氧化物结合，因此铁锰氧化物结合态Zn含量仅次于残渣态含量。Cu的各形态含量总体分布规律为：残渣态＞铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞可交换态＞碳酸盐结合态。其中可交换态与碳酸盐结合态含量较接近，而铁锰氧化物结合态与有机结合态含量较接近，残渣态平均含量占总量90%。土壤中可交换态和碳酸盐结合态Cu含量较低，这可能是由于土壤胶体对Cu离子的有着较强的专性吸附，导致土壤中可交换态Cu含量降低。Pb的各形态含量总体分布规律为：铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞残渣态＞可交换态＞碳酸盐结合态，土壤中Pb以铁锰氧化物结合态为主，而李张伟［7］对凤凰山茶园的研究结果显示，土壤中以残渣态为主，其次为铁锰氧化物结合态，而含量最少的形态与本研究结果一致，均为碳酸盐结合态。本研究与李张伟等［7］及杜兵兵等［5］的研究结果差异主要可能与地理环境以及土壤质地的差异性有关。Ni的各形态含量总体分布规律为：残渣态＞铁锰氧化物结合态＞有机结合态＞可交换态＞碳酸盐结合态，土壤中其余4种形态Ni含量与残渣态含量差异较显著。可交换态以及碳酸盐结合态Ni含量较其他3种重金属含量明显偏低，这可能与土壤中Ni背景值较低，土壤中Ni主要来源为自然源有关。皖南茶园土壤中Ni形态分布规律除可交换态Ni外，其他形态分布规律与谢忠雷［11］所研究的结果基本一致，其差异可能与土壤的生态环境及采样时间有关，皖南山区土壤Ni背景值明显低于谢忠雷所研究的区域。

2.2.2 土壤中重金属不同形态分布规律的原因分析由表4可知，土壤有机质含量与土壤中Zn，Cu，Pb，Ni的碳酸盐结合态之间均呈现负相关关系；而与有机结合态之间则呈现出显著正相关关系，这主要是土壤有机质含量增加会导致可以增加土壤胶体表面负电荷的数量，使有机质吸附住土壤中可交换态重金属，从而导致土壤中有机结合态重金属含量随有机质含量的增加而呈现增加的趋势；土壤中有机质含量对其他形态重金属含量影响较弱，之间相关性不显著。pH值是影响土壤中重金属形态之间的转化的重要元素，通过相关性分析发现（表4），土壤pH值与可交换态Pb，Zn，Cu，Ni之间呈现负相关关系，表明随着土壤pH的降低，土壤中可交换态重金属含量会增加，尤其是元素Pb，这主要是因为土壤酸化会促进土壤中其他形态Pb向可交换态Pb转化［7］，pH值与土壤中碳酸盐结合态Zn，Pb，Ni之间的相关性也表明了这一点；从表4可知，土壤pH值的变化对土壤中铁锰氧化物结合态、有机结合态以及残渣态重金属含量的分布特征影响不大。

表3 茶园土壤5种形态重金属含量 mg／kg

表4 重金属各形态与全量及理化性质的相关系数

2.3 重金属生物有效性分析

重金属的生物有效性指重金属能被生物吸收或对生物产生毒性的性状，可由间接的毒性数据或生物体浓度数据评价［18］。重金属各形态的环境行为和生态效应影响着其生物有效性，土壤中重金属的可交换态及碳酸盐结合态一般可被植物直接或间接吸收利用，铁锰氧化物结合态及有机结合态一般不易被直接吸收，但其可在一定的氧化还原条件下向可交换态及碳酸盐结合态转化，而土壤中残渣态重金属则相对较稳定，一般不具有生物有效性。在国外研究中，通常将可交换态与碳酸盐结合态之和作为“非稳定形态（labile fraction）”［19］，以此来评价重金属活性。

通过计算可交换态和碳酸盐结合态之和占全量比例分析皖南茶园土壤中重金属的生物活性（表5）。由表5可知，元素Zn，Cu的活性态占全量之比最高超过了10%，但从整体来看，大部分样点的重金属非稳定形态占全量比例均低于10%。就每个元素的非稳定态含量而言，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较多，而其他3种元素活性则明显偏低。茶园土壤中重金属的活性变化可能受到土壤理化性质的影响，茶园酸性土壤会使可交换态重金属含量增加［7］，导致土壤中活性态重金属含量增多。

表5 土壤中重金属活性态占全量比例

2.4 茶叶中重金属与土壤中重金属含量之间关系

通过对皖南茶园茶叶（鲜叶）中重金属的测定，发现茶叶中Zn，Cu，Pb，Ni含量范围分别为：83.80～150.80mg／kg，10.80～36.00mg／kg，0.05～1.60 mg／kg，3.65～19.15mg／kg，其平均含量分别为109.76，15.51，0.59和9.50mg／kg，根据国家相关标准（GB9679—1988，NY659—2003），皖南茶园茶叶中Pb，Cu均未超过国家Pb（2mg／kg），Cu（60mg／kg）的限量值，处在一个安全范围内。对茶叶重金属与土壤重金属形态及土壤化学性质相关性分析（表6），发现茶叶中重金属与其对应土壤中重金属可交换态、碳酸盐结合态均呈正相关关系，表明茶叶中重金属含量直接受到土壤中活性态（可交换态＋碳酸盐结合态）重金属含量的影响；茶叶中Cu，Ni与土壤中Cu，Ni的铁锰氧化物结合态、有机结合态呈负相关，而Zn，Pb则呈正相关；土壤中铁锰氧化物结合态Zn与茶叶中Zn含量之间呈现极显著相关，这可能与土壤中铁锰氧化物结合态Zn含量较高有关，同时该形态Zn与土壤有机质有着显著正相关，这也可能导致了茶叶中Zn与其呈现正相关。由表6可知，茶叶中重金属含量受土壤中可交换态重金属影响最为明显，而其他4种化学形态的重金属对茶叶中重金属含量影响较低，尤其是残渣态和有机结合态。

表6 茶叶中重金属与土壤中重金属化学形态相关系数

3 结论

（1）皖南茶园土壤中Zn，Cu，Pb，Ni含量除 Ni有一个样点超过标准（GB15618—1995）外，其他均未超标。Cu，Pb，Ni平均含量均高出区域土壤背景值，存在明显富集现象，尤其是Cu含量超过了背景值的3倍以上。

（2）皖南茶园土壤重金属形态分布规律存在差异，Zn，Cu，Ni以残渣态为主，分别占总量的72.55%，90.00%和81.79%，而Pb以铁锰氧化物结合态为主，占总量的70.09%。重金属Zn，Cu，Pb，Ni的化学形态分布特征受到了土壤有机质及pH值的影响。

（3）皖南茶园土壤中4种重金属活性态部分占全 量 的 比 例 分 别 为 5.04%，1.51%，0.97% 和0.23%，总体上皖南茶园土壤重金属的活性态含量较低，土壤重金属活性态部分与茶叶中重金属含量之间呈现正相关关系。

［1］ 王新，梁仁禄.土壤—水稻系统中重金属复合污染物交互作用及生态效应的研究［J］.生态学杂志，2000，19（4）：38-42.

［2］ Misra V，Tiwari A，Shukla B，et al.Effects of soil amendments on the bioavailability of heavy metals from zinc mine tailings［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2009，155（1／4）：467-475.

［3］ 徐慧全，王立，冯宜明，等.重金属在不同温度和光照下对骆驼蓬种子萌发特征的影响［J］.水土保持通报，2012，32（1）：33-37.

［4］ 王昌全，代天飞，李冰，等.稻麦轮作下水稻土重金属形态特征及其生物有效性［J］.生态学报，2007，27（3）：889-897.

［5］ 杜兵兵，罗盛旭，贾振亚，等.苦丁茶树土壤铅的形态分布及生物有效性研究［J］.环境科学与技术，2011，34（7）：31-34.

［6］ 李张伟，张敏，徐桂崧.粤东凤凰山茶区土壤锰、锌赋存形态特征及对茶叶的有效性［J］.生态与农村环境学报，2011，27（5）：7-12.

［7］ 李张伟，易本梁，刘知翔.粤东凤凰山茶区土壤不同形态铅含量及其影响因素［J］.水土保持学报，2011，25（4）：149-153.

［8］ 章明奎，方利平，张履勤.酸化和有机质积累对茶园土壤铅生物有效性的影响［J］.茶叶科学，2005，25（3）：159-164.

［9］ 王援高，陆景冈，潘洪明.茶园土壤砷的形态研究［J］.浙江农业大学学报，1999，25（1）：10-12.

［10］ 谢忠雷，杨佰玲，包国章，等.茶园土壤锌的形态分布及其影响因素［J］.农业环境科学学报，2006，25（S1）：32-36.

［11］ 谢忠雷，杨佰玲，包国章，等.茶园土壤不同形态镍的含量及其影响因素［J］.吉林大学学报：地球科学版，2006，36（4）：599-604.

［12］ 王学，张祖陆，王茂香，等.日照市茶树种植区表层土壤重金属环境质量评价［J］.水土保持通报，2011，31（3）：219-224.

［13］ 鲁如坤.土壤农业化学分析方法［M］.北京：中国农业科技出版社，2000.

［14］ Tessier A，Campbell P G C，Bisso M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals［J］.Analytical Chemistry，1979，51（7）：844-851.

［15］ 孙海，张东威.黄山风景区土壤环境背景值基本特征及其影响因素分析［J］.中国环境监测，1992，8（5）：53-54.

［16］ 陈署晃，马兴旺，许咏梅，等.乌鲁木齐县蔬菜地土壤养分空间变异研究［J］.新疆农业科学，2006，43（1）：50-52.

［17］ Lena Q M，Gade N R.Chemical fractionation of cadmium，copper，nickel，and zinc in contaminated soils［J］.Journal of Environmental Quality，1997，26（1）：259-264.

［18］ 柳云龙，章立佳，韩晓非.上海城市样带土壤重金属空间变异特征及污染评价［J］.环境科学，2012，32（2）：599-605.

［19］ Lee P K，Yu Y H，Yun S T，et al.Metal contamination and solid phase partitioning of metals in urban roadside sediments［J］.Chemosphere，2005，60（5）：672-689.