耕地土壤銅、鎘、鋅形態(tài)及生物有效性研究

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生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)2010,19(1):92-96http://www.jeesci.comEcologyandEnvironmentalSciencesE-mail:editor@jeesci.com耕地土壤銅、鎘、鋅形態(tài)及生物有效性研究123314郝漢舟，靳孟貴，李瑞敏，王支農(nóng)，韓冰華，祖文普1.咸寧學(xué)院資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，湖北咸寧437100；2.中國地質(zhì)大學(xué)（武漢）環(huán)境學(xué)院，湖北武漢430074；3.中國地質(zhì)環(huán)境監(jiān)測院，北京100081；4.咸寧市環(huán)境保護(hù)研究所，湖北咸寧437100摘要：土壤重金屬總量常被用來評估土壤質(zhì)量安全，但是大量事實(shí)說明單純用土壤重金屬總量并不能完全說明土壤重金屬的生物有效性及其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。相對于國內(nèi)外常用的Tessier的五態(tài)方法，歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局提出的三步提取法(BCR法)，中國地質(zhì)調(diào)查局地質(zhì)連續(xù)提取法的七態(tài)標(biāo)準(zhǔn)少見報(bào)道。本研究選取河南平原耕地樣品，采用中國地質(zhì)調(diào)查局地質(zhì)連續(xù)提取法（DD2005-03）進(jìn)行耕地中重金屬元素（Cu、Cd、Zn）的形態(tài)分布，結(jié)果表明：Cu、Zn主要以殘?jiān)鼞B(tài)存在，其殘?jiān)鼞B(tài)分別占全量的55.80%和67.35%。Cd以離子交換態(tài)為主，占全量的27.30%。Cu、Cd、Zn各態(tài)含量占全量比例的順序是，Cu：殘?jiān)鼞B(tài)>弱有機(jī)結(jié)合交換態(tài)>鐵錳氧化態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>水溶態(tài)>離子交換態(tài)。Cd：離子交換態(tài)>弱有機(jī)結(jié)合交換態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化態(tài)>水溶態(tài)。Zn：殘?jiān)鼞B(tài)>鐵錳氧化態(tài)>弱有機(jī)鹽結(jié)合態(tài)>離子交換態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>碳酸鹽態(tài)>水溶態(tài)。從生物可利用性系數(shù)k來看，Cd主要以活動(dòng)性較大的狀態(tài)存在，很容易被作物吸收。關(guān)鍵詞：重金屬；形態(tài)；生物有效性；銅；鎘；鋅中圖分類號(hào)：X131.3文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A文章編號(hào)：1674-5906（2010）01-0092-05傳統(tǒng)分析化學(xué)只測定樣品中待測元素的總量續(xù)發(fā)展以及人體健康。然而，對河南省黃淮平原或總濃度。但是生物分析與毒性研究證明，環(huán)境中經(jīng)濟(jì)區(qū)重金屬在土壤賦存形態(tài)研究較少。本研究特定元素的生物有效性或在生物體中的積累能力對重金屬的形態(tài)進(jìn)行分析，并在此基礎(chǔ)上探討土或?qū)ι锏亩拘耘c該元素在環(huán)境中存在的物理形壤的理化性質(zhì)對重金屬的形態(tài)的分布的影響。重[1]態(tài)及化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)。單孝全等認(rèn)為形態(tài)分析金屬形態(tài)分析按照中國地質(zhì)調(diào)查局地質(zhì)調(diào)查技術(shù)可以分為物理形態(tài)與化學(xué)形態(tài)二大類?；瘜W(xué)形態(tài)又標(biāo)準(zhǔn)—生態(tài)地球化學(xué)評價(jià)樣品分析技術(shù)要求[8]可以分為篩選形態(tài)、分組形態(tài)、分配形態(tài)與個(gè)體形（DD2005-03）進(jìn)行。[2]態(tài)。代表性物理形態(tài)方法是Tiesser（1979）等提1材料與方法出的，按照這個(gè)方法沉積物或土壤中金屬元素的形在研究區(qū)耕地布點(diǎn)234個(gè)，采集的表層土1kg態(tài)分析可以分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧左右裝入棉布的樣品袋中。表層土及其它土樣在風(fēng)化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)。目前，應(yīng)用干室內(nèi)風(fēng)干、壓碎，一部分過0.85mm（20目）尼較廣泛的連續(xù)提取方法主要有兩種，即歐共體標(biāo)準(zhǔn)龍篩用于土壤pH，元素形態(tài)分析，土壤有機(jī)質(zhì)、[3]物質(zhì)局提出的三步提取法(BCR法)和Tessier等提土壤全氮量分析。另一部分過0.15mm（100目）出的五級(jí)提取法。篩用于土壤全量分析。在本研究中，按照中國地質(zhì)生物有效性（bioavailability）的概念首次出現(xiàn)調(diào)查局地質(zhì)調(diào)查技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)—生態(tài)地球化學(xué)評價(jià)樣于1975年，這個(gè)基于物理化學(xué)的概念認(rèn)為生物有品分析技術(shù)DD2005-03要求，將土壤重金屬的形態(tài)效性是在水體環(huán)境中，污染物在生物傳輸或生物反分為水溶態(tài)（WS）、離子交換態(tài)（EXC）、碳酸鹽[4][5]應(yīng)中被利用的程度。Morel（1997）將土壤微量態(tài)（Carb）、弱有機(jī)態(tài)（WOM）、鐵錳氧化物結(jié)合元素的植物有效性定義為“在植物生長期間可被植態(tài)（CBD）、強(qiáng)有機(jī)態(tài)（SOM）、殘?jiān)鼞B(tài)（RES）。[6]物利用的某微量元素的數(shù)量”。李瑞敏認(rèn)為生物有pH值的測定采用酸度計(jì)（固∶水=1∶50）；有效性（Bioavailability）的概念將養(yǎng)分區(qū)分為“潛在有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法；粒度分析采用比重計(jì)效”和“實(shí)際有效”。形態(tài)分析與生物有效性研究是國法；沉積物重金屬總量的分析方法與殘?jiān)鼞B(tài)相同[7]際上環(huán)境分析化學(xué)的前沿之一。（即王水-高氯酸消解法）；提取液中Cd含量的測定河南省黃淮平原經(jīng)濟(jì)區(qū)是我國著名的農(nóng)業(yè)生采用M6石墨爐原子吸收分光光度計(jì)，提取液中Cu、產(chǎn)基地，其土壤質(zhì)量狀況直接影響到農(nóng)業(yè)的可持Zn含量用Intrepid全譜儀測定?；痦?xiàng)目：國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（40772155）；湖北省衛(wèi)生廳項(xiàng)目（JX4B49）作者簡介：郝漢舟（1970年生），男，博士，研究方向?yàn)樯鷳B(tài)修復(fù)及污染物風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)等。E-mail:haohz110@163.com收稿日期：2009-11-07 郝漢舟等：耕地土壤銅、鎘、鋅形態(tài)及生物有效性研究932分析與討論0.44%1.47%2.1土壤重金屬含量水平分布特征3.44%使用SPSS軟件中Statistics-Nonparametric21.15%CuTest-One-SampleKolmogorov-SmirnovTest（K-S檢WS驗(yàn)方法）對土壤中Cd濃度、Cu濃度、Zn濃度進(jìn)行EXC分布型確定，K-S值越小其正態(tài)性越顯著。重金屬Carb在耕地土壤中分布規(guī)律為：Cd為對數(shù)正態(tài)分布，Cu55.80%WOM和Zn為正態(tài)分布。對數(shù)正態(tài)分布用幾何平均值作為CBD15.75%代表值，正態(tài)分布用算術(shù)平均值作為代表值。在研SOMRES究區(qū)耕地表層土壤中銅的平均含量為23.461.95%-1-1mg·kg，標(biāo)準(zhǔn)差為7.36，最大值為92.5mg·kg，最2.00%小值為9.1mg·kg-1，鎘的平均含量為0.1813mg·kg-1，15.00%-1-1標(biāo)準(zhǔn)差為1.1mg·kg，最大值為0.5mg·kg，最小值為0.1mg·kg-1。鋅的平均含量為63.07mg·kg-1，27.30%Cd標(biāo)準(zhǔn)差為24.09mg·kg-1，最大值為344.3mg·kg-1，WS-116.40%EXC最小值為33.3mg·kg。表1是研究區(qū)耕地表層土壤Carb234個(gè)采樣點(diǎn)重金屬含量的描述統(tǒng)計(jì)。WOMCBD表1表層土壤重金屬含量的描述統(tǒng)計(jì)(N=234)4.50%12.10%SOMTable1Descriptivestatisticsforheavymetaloftopsoil(N=234)RES統(tǒng)計(jì)指標(biāo)統(tǒng)計(jì)量CuCdZn22.70%-1算術(shù)/(mg·kg)平均值23.460.190961.860.60%6.00%標(biāo)準(zhǔn)差7.360.0715.52.90%-1幾何/(mg·kg)平均值22.570.181360.419.40%標(biāo)準(zhǔn)差1.361.11.26Zn-1全距/(mg·kg)8.0~92.50.1~0.533.3~344.3WS變異系數(shù)0.480.0041.0110.90%EXCK-S值0.86*6.8912.45Carb分布正態(tài)對數(shù)正態(tài)正態(tài)WOM3.90%CBD66.30%2.2土壤重金屬的七態(tài)分析SOMCu各形態(tài)中，以殘?jiān)鼞B(tài)為主，平均含量達(dá)到了RES-112.154mg·kg，占55.80%；弱有機(jī)結(jié)合態(tài)和鐵錳氧圖1土壤Cu、Cd、Zn各態(tài)占全量的比例-1化態(tài)的平均含量分別為4.555mg·kg和3.403Fig.1Cu,Cd,Znspeciationpercentageofsumoffractionsmg·kg-1，占21.15%和15.75%；而其余各態(tài)的含量均很低，其含量均低于5%。研究區(qū)土壤中Cu的形22.7%和16.47%；殘?jiān)鼞B(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的平均含-1-1態(tài)分布為：殘?jiān)鼞B(tài)>弱有機(jī)結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化態(tài)>碳量分別為0.024mg·kg和0.022mg·kg，占15.0%和酸鹽結(jié)合態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>水溶態(tài)>離子交換態(tài)。12.1%；而水溶態(tài)和鐵錳氧化態(tài)相對較低，均低于[9]5%?？梢娧芯繀^(qū)土壤中Cd的形態(tài)分布為：離子交過去的大多數(shù)研究者如KellerandVedy（1994）、[10][11]換態(tài)>弱有機(jī)結(jié)合交換態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)>碳MaandRao（1997）、HsuandLo（2000）認(rèn)為，有機(jī)結(jié)合態(tài)的Cu含量在土壤總Cu含量中占有酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化態(tài)>水溶態(tài)。相當(dāng)大的比例。本研究也再次證實(shí)了這一點(diǎn)。在本Zn在土壤各形態(tài)中以殘?jiān)鼞B(tài)為主，平均含量達(dá)-1研究中，Cu的有機(jī)態(tài)（WOM+SOM）所占全量的到了39.30mg·kg，占66.3%；其次為鐵錳氧化態(tài)-1比例為23.11%，僅次于殘?jiān)鼞B(tài)的比例（55.80%）(見和弱有機(jī)結(jié)合態(tài)，其平均含量分別為6.352mg·kg-1圖1)。和5.135mg·kg，占10.9%和9.4%，而余下的幾種圖1表示土壤Cd各形態(tài)的百分比。Cd各形態(tài)形態(tài)的含量均很低。研究區(qū)土壤中Zn的形態(tài)分布中以離子交換態(tài)為主，平均含量達(dá)到了0.046為：殘?jiān)鼞B(tài)>鐵錳氧化態(tài)>弱有機(jī)結(jié)合態(tài)>離子交換-1態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>碳酸鹽態(tài)>水溶態(tài)。mg·kg，占27.3%；弱有機(jī)結(jié)合態(tài)和強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)-1-1分析方法準(zhǔn)確度和精密度，形態(tài)分析方法的精的平均含量分別為0.038mg·kg和0.028mg·kg，占 94生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)第19卷第1期（2010年1月）[8]密度，以同一份樣品重復(fù)測定8次，計(jì)算各形態(tài)重碳酸鹽態(tài)。用生物可利用性系數(shù)k表示：復(fù)分析的RSD，要求RSD≤30％。形態(tài)分析方法的k=(水溶態(tài)+離子交換態(tài)+碳酸鹽態(tài))土壤全量準(zhǔn)確度是以土壤中元素全量分析作為標(biāo)準(zhǔn)，與各形通過對46個(gè)點(diǎn)的各個(gè)重金屬k值計(jì)算，除Cd態(tài)之和比較，計(jì)算其相對偏差RE：的k值高達(dá)39.1%外，其余大部分重金屬k值平均RE=?CCC全全總值都在10%以下。結(jié)合上面的分析，進(jìn)一步說明式中，C全是元素全量；C總是元素形態(tài)總量。Cd主要以活動(dòng)性較大的狀態(tài)存在，很容易被作物吸要求RE<40%。在本研究中，所有的樣本土壤中Cu、收，Cd成為土壤和沉積物最易遷移的重金屬元素。Zn的形態(tài)分析的相對偏差均小于40%。Cd的形態(tài)對Cu來講，有效銅的比例>銅的k值，對鋅來講，分析的相對偏差RE的范圍在0%~45%，平均值為鋅的k值>有效鋅的比例。從k值大小來看，三種16.3%。在234個(gè)樣本中，有6.5%的樣本Cd形態(tài)重金屬的順序是Cd>Zn>Cu，從有效態(tài)占全量的比分析的相對偏差大于40%。Cu和Zn的相對較低的例來看，Cu和Zn的順序?yàn)镃u>Zn。RE說明了Cu、Zn的形態(tài)分析方法的準(zhǔn)確度較高。2.3土壤物理化學(xué)性質(zhì)對重金屬形態(tài)的影響Cd的RE相對較高，說明形態(tài)分析方法的準(zhǔn)確度相為了解土壤基本性質(zhì)對重金屬化學(xué)提取態(tài)含比于Cu、Zn要低。量的影響，本研究選擇了與土壤吸附解吸密切相關(guān)生物可利用性是指生物能直接或較直接利用的三個(gè)反映土壤理化性質(zhì)的基本參數(shù)pH和土壤有的土壤中重金屬含量的比值，而生物直接或者較直機(jī)質(zhì)、粘粒含量同重金屬各個(gè)化學(xué)提取形態(tài)的含量接利用的重金屬形態(tài)主要是水溶態(tài)、離子交換態(tài)、作相關(guān)分析，分析結(jié)果見表2。表2土壤重金屬各形態(tài)與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)系數(shù)Table2ThecorrelationcoefficientheavymetalsspeciationinsoilsandsoilphysicalandchemicalpropertiesWSEXCCarbWOMCBDSOMRESCu總量0.2380.0980.0290.670**0.861**0.2700.882**有機(jī)質(zhì)0.116-0.0020.0030.541**-0.727**0.314*0.676**粘粒含量-0.12-0.2210.0780.343*0.1780.321*0.108pH0.1870.306*-0.498**-0.2900.191-0.020.605**Cd總量0.415**0.706**0.712**0.515**0.852**0.457**0.337*有機(jī)質(zhì)0.2450.417**0.442**0.315*-0.671**0.475**0.168粘粒含量0.425**0.2720.549**0.1900.408**0.246-0.201pH0.302*0.307*0.0700.1740.0840.383**0.217Zn總量-0.146-0.2670.2510.2410.706**0.2690.947**有機(jī)質(zhì)0.077-0.1270.2680.322*-0.615**0.140*0.678**粘粒含量-0.328*-0.658**0.326*-0.1890.418**-0.0240.668**pH-0.0330.182-0.1330.194-0.1540.1210.074注：雙尾檢驗(yàn)，*表示顯著（P<0.05），**表示極顯著（P<0.01）從表中可以看出，隨著土壤pH增加，Cu的碳的吸收。由此Cd、Zn化學(xué)形態(tài)在交換態(tài)和碳酸鹽酸鹽態(tài)含量減少，兩者呈負(fù)相關(guān)（r=-0.493，p<結(jié)合態(tài)之間轉(zhuǎn)移。0.01）。Cd的水溶態(tài)、離子交換態(tài)與土壤pH有顯著pH對重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化影響的機(jī)理與Cd、Zn化相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)分別為0.302，0.307。Cd的緊有學(xué)形態(tài)有關(guān)，化學(xué)形態(tài)不同機(jī)理也不相同。交換態(tài)機(jī)態(tài)與土壤pH有極顯著相關(guān)性（r=0.383，p<(包括水溶態(tài))重金屬含量隨著酸度變化是由于：(1)0.01）。對Zn來講，土壤pH與各個(gè)形態(tài)均不相關(guān)。隨著體系pH的升高，土壤中的粘土礦物、水合氧pH是土壤化學(xué)性質(zhì)的綜合反映，pH改變導(dǎo)致化物和有機(jī)質(zhì)表面的負(fù)電荷增加，因而對重金屬離土壤中重金屬化學(xué)形態(tài)的變化，在低pH時(shí)尤其明子的吸附力加強(qiáng)，致使溶液中重金屬離子的濃度降顯。土壤中Cd、Zn等離子濃度隨pH上升而下降，低；(2)土壤有機(jī)質(zhì)-金屬絡(luò)合物的穩(wěn)定性隨pH的升2+2+2+但pH過高又會(huì)溶解，離子濃度又會(huì)再升高。pH改高而增大，使溶液中Cd、Zn濃度降低；(3)Cd、2+變影響無機(jī)碳含量，影響碳酸鹽的形成和溶解，碳Zn在氧化物表面的專性吸附隨pH的升高而增酸鹽結(jié)合態(tài)與pH和碳酸鹽含量成正比，因此碳酸強(qiáng)，pH上升大部分被吸附重金屬轉(zhuǎn)變?yōu)閷Ｐ晕?；鹽結(jié)合態(tài)在土壤pH足夠低時(shí)，由于碳酸鹽溶解而(4)隨pH的升高土壤溶液中多價(jià)陽離子和氫氧離子釋放，根際的代謝產(chǎn)物H2CO3及其它酸性物質(zhì)又可的離子積增大，因而生成該元素的Cd(OH)2、降低根際的pH，促進(jìn)植物對碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬Zn(OH)2沉淀的機(jī)會(huì)增大，這些沉淀增大了土壤 郝漢舟等：耕地土壤銅、鎘、鋅形態(tài)及生物有效性研究952+2+Cd、Zn的吸附力，致使其在溶液中的濃度降低；③Zn在土壤各形態(tài)中以殘?jiān)鼞B(tài)為主，平均含量-1(5)隨著pH的升高，土壤溶液中Fe、Al、Mg離子達(dá)到了39.30mg·kg，占67.35%。Zn的形態(tài)分布2+2+濃度減小，使土壤有利于吸附Cd、Zn。因此對為：殘?jiān)鼞B(tài)>鐵錳氧化態(tài)>弱有機(jī)鹽結(jié)合態(tài)>離子交重金屬污染土壤進(jìn)行治理時(shí)必須注意控制土壤pH，換態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>碳酸鹽態(tài)>水溶態(tài)。使土壤pH在6以上，因?yàn)閜H小于6土壤溶液中④從生物可利用性系數(shù)k來看，除Cd的k值重金屬總量下降，但交換態(tài)重金屬量卻在上升，達(dá)高達(dá)39.1%外，其余大部分重金屬k值平均值都在不到減輕重金屬污染的目的。10%以下。從k值大小來看，三種重金屬的順序是從表2可以看出，土壤有機(jī)質(zhì)與土壤中弱有機(jī)Cd>Zn>Cu。說明Cd主要以活動(dòng)性較大的狀態(tài)存態(tài)、緊有機(jī)態(tài)均呈顯著或極顯著關(guān)系。土壤環(huán)境中在，很容易被作物吸收。鎘的形態(tài)與土壤腐殖質(zhì)具很高的絡(luò)合性能有關(guān)，腐殖質(zhì)含量高，由于吸附和絡(luò)合作用造成重金屬有效參考文獻(xiàn)：性降低。有機(jī)質(zhì)對重金屬形態(tài)的影響可以應(yīng)用于對[1]單孝全,王仲文.形態(tài)分析與生物可給性[J].分析實(shí)驗(yàn)室,2001,重金屬污染土壤的治理和修復(fù)。對鎘、鋅污染的土20(6):103-108.SHANXiaoquan,WANGZhongwen.Speciationanalysisand壤施入有機(jī)肥的改良作用在于改變土壤中鎘、鋅的bioavailability[J].ChineseJournalofAnalysisLaboratory,2001,20(6):締合方式（即組成形態(tài)）。在不同的鎘、鋅污染水平103-108.上,隨著有機(jī)肥施用量的增加，鋅有機(jī)絡(luò)合(螯合)態(tài)[2]TESSIERA,CAMPBELLPGC,BLOSSONM.Sequentialextraction的含量也逐漸增加。有機(jī)質(zhì)對鎘、鋅污染的緩沖和procedureforthespeciationofparticulatetracemetals[J].AnalChem,凈化機(jī)制除參與土壤離子的交換作用和為土壤提供1979,51(7):844-850.[3]EWADZ,KellyM,ChenH,etal.Evaluationofcapillaryelectropho-生物活性物質(zhì)外，其重要的一點(diǎn)就是參與土壤鎘、resiscombinedwithaBCRsequentialextractionfordeterminingdis-鋅離子的絡(luò)合(螯合)反應(yīng)。尤其是有機(jī)質(zhì)具有大量tributionofFe,Zn,Cu,Mn,andCdinairborneparticulatematter[J].的官能團(tuán)，它的比表面積和對鎘、鋅離子的吸附能AnalyticaChimicaAeta,2003,498:175-187.力遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過任何其它的礦質(zhì)膠體，由于有機(jī)質(zhì)強(qiáng)力[4]HAMELINKJL,LANDRUMPF,BERGMANHL,etal.Amecha-吸附鎘、鋅及腐殖質(zhì)分解形成腐殖酸可與土壤中鎘、nisticunderstandingofbioavailability:physical,chemicalinterac-tions[J].BocaRaton:LewisPublisher,1994:64.鋅形成的絡(luò)(螯)合物降低了植物對鎘、鋅的吸收。[5]MORELJL.AssessmentofPhytoavailabilityoftraceelementsin有機(jī)結(jié)合態(tài)受有機(jī)質(zhì)、腐殖酸組成和碳酸鹽含量影soils[J].AnalusisMagazine,1997,25(9-10):70-72.響。資料表明，有機(jī)質(zhì)含量高的土壤對重金屬的吸[6]李瑞敏.農(nóng)業(yè)地質(zhì)地球化學(xué)評價(jià)方法研究:土地生態(tài)安全之地學(xué)探附量也大。CEC、胡敏酸、富里酸也與土壤中有機(jī)索[M].北京:地質(zhì)出版社,2007.結(jié)合態(tài)呈正相關(guān)。富里酸與交換態(tài)鎘呈正相關(guān)性是LIRuiming.MethodsofEvaluationUsingAgriculturalGeologyandGeochemistry:ExplorationofGeo-EcologicalSafetyofLand與有機(jī)膠體及富里酸對鎘絡(luò)合作用有關(guān)。增加有機(jī)Exploration[M].Beijing:GeologicalPublishingHouse,2007.質(zhì)能促使碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘向有機(jī)結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化。[7]雷鳴,廖柏寒,秦普豐.土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的生物可利用性評價(jià)3結(jié)論[J].生態(tài)環(huán)境,2007,16(5):1551-1556.將土壤重金屬的形態(tài)分為水溶態(tài)（WS）、離子LEIMing,LIAOBohan,QINPufeng.Assessmentofbioavailability交換態(tài)（EXC）、碳酸鹽態(tài)（Carb）、弱有機(jī)態(tài)ofheavymetalincontaminatedsoilswithchemicalfractionation[J].EcologyandEnvironment,2007,16(5):1551-1556.（WOM）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（CBD）、強(qiáng)有機(jī)態(tài)[8]LUOQ.Proceedingsofthe2009InternationalConferenceonEnvi-（SOM）、殘?jiān)鼞B(tài)（RES）。ronmentalScienceandInformationApplicationTechnology[M].①Cu各形態(tài)中，以殘?jiān)鼞B(tài)為主，平均含量達(dá)到Washington:IEEEComputerSociety,2009:70-72.-1了12.154mg·kg，占55.80%。Cu的形態(tài)分布為：殘[9]KELLERC,VEDYJC.Distributionofcopperandcadmiumfractions渣態(tài)>弱有機(jī)結(jié)合交換態(tài)>鐵錳氧化態(tài)>碳酸鹽結(jié)合intwoforestsoils[J].JournalEnvironQual,1994,23:987-999.[10]MALQ,RAOEN.Chemicalfractionationofcadmium,copper,nickel,態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>水溶態(tài)>離子交換態(tài)。andzincincontaminatedsoils[J].JournalEnvironQual,1997,26:②Cd各形態(tài)中以離子交換態(tài)為主，平均含量達(dá)259-264.-1到了0.046mg·kg，占27.3%。Cd的形態(tài)分布為：[11]HSUJH,LOSL.Characterizationofcopper,manganeseandzincin離子交換態(tài)>弱有機(jī)結(jié)合交換態(tài)>強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)>殘swinemanurecomposts[J].JournalofEnvironmentalQuality,2000,渣態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化態(tài)>水溶態(tài)。29(1):447-453. 96生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)第19卷第1期（2010年1月）FractionationsandbioavailabilityofCu,CdandZnincultivatedland123314HAOHanzhou,JINMenggui,LIRuiming,WANGZhinong,HANBinghua,ZUWenpu,1.ResourcesandEnvironmentCollege,XianningUniversity,Xianning,Hubei437100,China;2.SchoolofEnvironmentalStudies,ChinaUniversityofGeosciences,Wuhan430074,China;3.ChinaInstituteofGeo-environmentMonitoring,Beijing100081,China;4.Xianninginstituteofenvironmentalprotection,Xianning,Hubei437100,ChinaAbstract:Thecomplexityofmetalcontaminatedsiteshasandcontinuestobesimplifiedtoameasureofthetotalmetalcontent.Whiletotalmetalcontentisacriticalmeasureinassessingriskofacontaminatedsite,totalmetalcontentalonedoesnotprovidepredictiveinsightsonthebioavailability,mobility,andfateofthemetalcontaminant.Thepaperwasbasedonheavymetalspeciationofsoil-plantsystemincultivatedland,Henanplain.theorderofCdineachfractionwasExchangeable(27.3%)>Weaklyboundtoorganicmatter(22.7%)>Stronglyboundtoorganicmatter(16.4%)>Residual(15.1%)>Carbonate(12.1%)>Fe/Mnoxidebound(4.5%)>Watersoluble(2.0%),ZnwasResidual(66.3%)>Fe/Mnoxidebound(10.9%)>Weaklyboundtoorganicmatter(9.4%)>Exchangeable(6.0%)>Stronglyboundtoorganicmatter(3.9%)>Carbonate(2.9%)>Watersoluble(0.6%).Theaccuracyofthesequentialextractionwasjudgedbytherelativeerror(RE).REforCdrangedfrom0to45%withmean16.3%.REforZnrangedfrom0.1%-11.4%withmean3.4%.Onaverage,bioavailabilityindex(BI)forCdandZnis39.1%and9.0%respectively.Themobil-ityoftheelementsintheorderCd>Zncorrespondswiththeplant-availabilityofindividualelements.Keywords:heavymetal;speciation;bioavailability;Cu;Cd;Zn