农田生态系统调查.ppt

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1、农田生态系统地球化学调查与评价 (研究文献综述读书报告),2006年5月,内容提要,一、绪论 地球化学应用于农业研究的发展简史 及调查研究的主内容 二、农田生态系统中元素的地球化学分布 三、农田系统中元素的来源及其迁移转化规律 (一)元素分布的来源及成因 (二)元素的迁移转化规律及作用机制 (三)元素迁移转化结果富集贫化的判断方法 四、农田系统重金属污染程度评价 五、重金属元素的生物有效性研究 (一)元素有效性的概念及含义 (二)生物有效性的研究方法 (三)元素有效性研究的相关问题讨论 六、农田生态系统调查研究中存在的问题,一、绪论：地球化学应用于农业研究的发展简史,Webb于1964年在爱尔

2、兰等国的研究中发现，以花岗岩为母质的水系沉积物和土壤中的Co含量与食用该区草料的羊和牛的消瘦具有相关性(Webb，1964)，为此，他提出了“多目标地球化学填图”的观点，从而揭开了全世界范围内地球化学应用于农业领域研究的序幕。 在60、70、80年代，农业生态地球化学调查主要是调查田间条件下，土壤中微量元素的丰缺对人和动物健康的影响。美国地质调查局(USGS)于上世纪70年代和80年代在联邦国土布置1000个采样点，调查土壤、表层沉积物、植物和不同作物中的元素总量，这在当时将农业地球化学的调查研究推向了高潮（Jeffrey等，1999）,一、绪论：地球化学应用于农业研究的发展简史,在这一时期，

3、环境地球化学一直集中于某些元素（Cu, Co,Se,等）的不足和某些元素（Mo, Cd, Zn Pb 和As）的过量研究 。同时，通过调查研究发现，微量元素的养分供给与其存在的化学形态有直接的关系。因此，开始了土壤中植物必需微量元素的有效态含量与植物生长关系的研究，用不同的化学提取剂分析元素的存在形态及提取元素的有效态的方法开始出现。如1979年Tessier等提出了六步七项提取方案，1978年，Lindsay and Norvell提出了一种目前被广泛接受的微量元素提取方法，即用0.05 M DTPA提取元素的有效态。,一、绪论：地球化学应用于农业研究的发展简史 随后的研究中，有效态含量是生

4、态地球化学填图中的一个重要指标，国际粮农组织（FAO）曾在这方面开展了一个非常宏大的项目，调查的目的是为了在世界范围内查明微量营养元素不足的区域及生态条件。调查中，在30个国家（包括中国）共采集7488个土壤和作物样品，分别用DTPA和EDTA提取Cu、Fe、Mn和Zn的有效态含量，同时分析土壤理化特征，如粒度分布、CEC、pH、EC、有机炭等，随后定量研究微量营养元素对作物产量的影响（Jeffrey等，1999）。,一、绪论：地球化学应用于农业研究的发展简史,1991年在瑞典召开了主题为“90年代的环境地球化学与健康”的第二届环境地球化学年会，评价了多目标地球化学调查在农业和野生动植物营养中

5、的应用，并预测了这种调查在未来研究中的优势。,实践表明，随着分析技术水平的不断提高，地球化学在以下方面的研究中具有不可取代的优势： (i)提供元素在岩石、土壤、植物中的背景或基准含量；(ii) 提供元素空间分布信息； (iii) 通过提高分析测试技术，尤其是对土壤中化学元素的 特征和矿物形态的分析；提供元素地球化学控制因素信息； (iv) 在以上基础上，对“岩石土壤植物动物”中微量营养必需元素和植物毒性元素的溶解性、生物有效性及其迁移转化途径和作用机理提供地球化学数据。,农田生态系统调查研究的主要内容,1、元素在农田系统中的分布、分配特征； 2、元素在农田系统中的迁移转化规律； 3、异常元素的

6、来源及成因； 4、污染程度评价； 5、生态效应研究； 6、生态地球化学预警模型的建立,农田系统中元素的来源及其迁移转化规律：元素分布的来源及成因,一、元素分布的自然源 土壤中的微量元素大部分来源于岩石的风化，元素在土壤系统中的含量可通过其在母质的含量来进行预测，也即母质是元素分布最重要的控制因。Araki and Kyuma (1985)根据土壤矿物组成，将其分成四种类别 。,农田系统中元素的来源及其迁移转化规律：元素分布的来源及成因,二、元素分布的人为来源 农田生态系统中，人类活动强烈地改变着元素在土壤中的分布，存在着许多影响元素分布的人为源因素，如Nicholson et al.（2003

7、）列出了英格兰和威尔士输入农业土壤重金属的污染源清单，它们包括：大气沉降、污泥、动物肥料、无机肥料和石灰、农用化学品、灌溉水、工业 三废以及复合肥料。对于农田生态系统，影响比较严重的因素是农用化学品的施用。,图8部分元素在农业土壤和非农业土壤中表层与深层含量对比图 （注：为p0.01；引自Akira et al.（2004）,元素的迁移转化规律及作用机制,元素的迁移，包括元素在地表自然环境中空间位置的变动、存在形态的转化，以及由此引起的分散和富集过程。 污染物在环境中的迁移转化一方面与元素本身的地球化学性质有关，另一方面，成壤过程和生物循环作用以及土壤的物理化学性质，如pH、Eh、盐度、碳酸钙

8、、粘土、有机质和水含量以及农业生产管理措施对它们在土壤中的迁移转化具有明显的控制作用。,元素的迁移转化规律及作用机制,1、元素本身的化学性质在迁移转化中的制约作用 元素的化学性质决定了它们在表生环境中的地球化学行为，即元素本身的化学性质制约着元素的迁移作用： 化学键类型 ：由于金属阳离子能够形成程度不同的硫代络合物而加大了它们的迁移能力，特别是外电层为10或12的金属离子 ，具有很强的生成硫代络合物MeZ(HS)nZ的能力 ，提高了元素的迁移能力。 原子价，元素的原子价越大，就形成越难溶解的化合物，迁移能力就越低。如CaCO3比Na2CO3难溶。三价的金属如铝和铁的化合物更难溶解。 离子半径，

9、碱性阳离子的溶解度随着离子半径的增大而增加（与原子价变大的结果相似），相互结合的离子半径差别越小，其离子化合物越难溶解,元素的迁移转化规律及作用机制,1、pH的影响 不论是主量元素还是微量元素，在地表环境中主要以氧化物、氢氧化物、硫化物和碳酸盐等矿物形式存在。下面以以氧化物、氢氧化物为例，说明pH值对元素迁移的影响。 如果氧化物或氢氧化物处于溶解平衡，则： Me(OH)n=MennOH 溶度积Ksp=Me n OHn Me n =ksp/OHn 纯水的溶解平衡常数为kw，上式两端取对数可得： lgMe n lg Kspn lg kwnpH 通过上式可知，随着pH降低，金属离子的量增大。大量的研

10、究表明，在pH较低的条件下，金属化合物的溶解度和迁移能力大大提高。,元素的迁移转化规律及作用机理,2、氧化还原条件 土壤的氧化还原条件，对元素的分布有巨大影响，有一些元素在氧化环境中具有较高的迁移能力，而另一些元素在还原条件下的水溶液中更易迁移。如铬、钒、硫在高氧化条件下形成易溶化合物，因此在在氧化介质占优势的干旱荒漠区的土壤中，可以见到硫酸钙、铬酸钾和各种形式的砷酸盐的富集。 在氧化还原环境的交界面，是一种地球化学障，如，一些元素在含氧的地下水中迁移，当还原条件代替氧化条件时往往，这些元素就从溶液中析出(如各种硫化物)。 土壤中氧化还原电位的高低决定着离子的价态，从而强烈影响着某些元素及其化

11、合物的溶解度，改变元素的迁移能力。 存在硫化物的情况下，氧化作用可使土壤酸化，其中的Al, Tl、稀土元素、碱金属、碱土金属、过渡元素Mn, Co, Ni, Cu, Zn, Cd)、非金属(B, Si, S, Cl)大量淋失,图8硫化物酸化土壤剖面和非酸化土壤剖面中pH变化对比图 （引自sterholm et al.,(2002),元素的迁移转化规律及作用机制,3、土壤的吸附作用与元素迁移 土壤的细粒部分（粘粒）带电荷，能对微量元素产生强烈的吸附作用。带电荷粘粒主要有三种，一是粘土矿物，二是氧化物和氢氧化物，三是有机质。由这三类物质组成的土壤，由于表面带有负电荷，对金属离子有很强的吸附作用。吸

12、附作用限制了元素的迁移，土壤的吸附能力与元素的迁移量之间具有负相关性。 吸附的强弱可用吸附量来衡量。吸附量是由平衡时的温度和浓度决定的： （、） 如果温度保持不变，则吸附量与溶液浓度的关系曲线称之为“吸附等温线”，土壤中常见的吸附等温线为型（Langmier）和型(直线型，Freundlich)。,元素的迁移转化规律及作用机理,粘土矿物的吸附作用 关于“粘土”一词，地质学有两种含义：(1)粒径含义，指粒径小于2或小于4微米的任何成分的物质；(2)矿物含义，指具有特殊组成和特殊晶体构造的一组矿物，文献中的粘土含义多指第二种。这种粘土矿物主要是指铝硅酸岩风化后的次生矿物。粘土矿物一般都具有较大的表

13、面积，矿物种类不同，其表面积不同，一般在25800 m2/g之间变化（Alina等2004)。尤其是2：1型的膨胀性矿物，如蛭石和蒙脱石，带电荷量大，胶体性能突出，对微量元素产生强大的吸附作用,表3常见的土壤矿物的表面积和吸附特征,元素的迁移转化规律及作用机制,2、铁锰氧化物的吸附作用 铁锰氧化物是一种风化产生的次生矿物，它们以结核、混溶、分散粒子或颗粒粘合物、薄模等形态存在，是元素吸附的又一载体。以这种方式存在的元素也是易溶的，在还原条件下，铁锰氧化物分解后可以释放吸附的元素(Anna，1996)，所以铁镁氧化物对元素的地球化学行为有重要的控制作用。,元素的迁移转化规律及作用机理,3、有机质

14、的吸附作用 金属离子被有机质螯合。有机质可以吸附Co、Cu、Fe、Pb、Mn、Mo、Ni、Ag、V、Zn干重的110%，尤其是Cu，特别容易被有机质吸附，吸附量可达53%。另外，有机质也具有很高的表面积，据计算，其表面积可达 560800 m2/g（Alina，et al，2004），因此，SOM也是元素的吸附载体。在表层富含有机质的情况下，元素不易向下迁移,图10Pb元素在有机层中含量（O层）与层 含量之间散点图（引自Reimann et al.，1998）,元素的迁移转化规律及作用机制,4、粒度效应 由于粘土矿物及铁锰氧化物多以细粒组分存在，因此，元素在细粒中的含量明显高于粗粒，使元素分布

15、呈现出“粒子效应”（grain size effect）(Tania et al.,，2003；Grant et al.，1990)。sterholm et al.,(2002)年在芬兰西部的土壤调查中发现，随着粒度由0.005 mm降到0.0035 mm, Zn, Fe, Co, Ti, La, V,Cr, Mg, Al,K, Mn, Ni, Cu, Ba，Th等元素的含量增加了2030%。,元素的迁移转化规律及作用机制,5、耕种管理 许多研究人员对耕种管理影响元素的分布进行了研究。Singh et al.（1966）发现，养分和有机质在长期不耕作的土壤中呈层状分布，这种成层过程可以增加养分

16、的有效性和植物的吸附量。成层的主要原因是植物残体的积聚以及化肥的施用。非耕种土表层由于植物枯体残留而富含各种不同的元素，但随着深度降低而减少 。Rolf-Alexander et al., (2002)通过17年的耕种方式发现，非耕种土壤中大约60100%的元素含量集中在表层5cm内的土壤中。非耕作导致有机质积累，从而提高了土壤对污染物的吸附能力 。,不同耕种方式的土壤中Cd的F型吸附等温线（NT:不犁耕，RT:少犁耕， CT: 传统犁耕 （引自Rolf-Alexander et al.,2002),元素迁移转化富集贫化的判断方法,法国科学家伯特兰德提出了一个定律，即伯特兰德的最适营养浓度定律

17、：植物缺少某种必须的元素时就不能成活，当元素适量时，它就能茁壮成长，但其过量时则有毒害。因此，准确判断环境中的元素的分散富集状况，意义重大。 富集与贫化是一种相对的概念，它们是针对某一参考标准而言的。目前用于参考标准的主要有：地壳平均值、页岩平均值、区域背景值、土壤质量标准、与同类土壤的比较等。,元素迁移转化富集贫化的判断方法,因为元素的富集和贫化是个相对的概念，所以，用于衡量富集或贫化的指标多是以无量纲的比率出现的。可用于农田系统中的判断方法主要有： 1、以背景值为参照法 可以用背景值或代表背景值的全球平均值进行标准化（Negrel1997；Akira et al.，2004）。如，Akir

18、a et al.（2004）为了研究不同类型土壤中的元素分布情况，用地壳平均值（或本国、区域背景值）对元素含量进行标准化。,元素迁移转化富集贫化的判断方法,2、土壤剖面内深浅层含量比较法 由人类源输入到农田中的元素多在土壤表层积聚，特别是表层富含有机质的情况下，元素不易向下迁移而在表层富集 。Abu-Rukah and Ghrefat(2001)定义了一个叫做“人为因子(AFs)” (the anthropogenic factors )的概念，来表述元素在表层中的积累现象，即： AFCS/Cd 即元素在浅层、深层中的含量比值，如果该值大于1，则元素在表层出现富集。,元素迁移转化富集贫化的判断

19、方法,3、参考元素法 选择适当的参考元素对微量元素的含量进行标准化在环境地球化学的研究中非常广泛。参考元素的选择必须满足以下条件 : 、参考元素稳定，具有较强的抗风化能力，其含量不易受氧化还原条件、吸附和解吸附作用、成土过程等各种自然作用的影响，具有较小的分布离散性，是一种可保持性元素（conservative metals），或是一种惰性元素； 、参考元素主要来源于自然母质（地壳岩石），缺少明显的人为源；参考元素的含量对人为源的输入非常敏感； 、参考元素与其它元素的含量在自然作用过程中共消长，在进行回归分析时，参考元素与污染元素间存在明显的相关性。,根据参考元素的选择条件，目前可用作参考元素

20、的有：Al、Fe、Zr、Li、Ti、Sc、Ca、Cs, Rb、稀土元素、放射性同位素、总有机碳（TOC）、粒度等。由于Al与粘粒组分密切相关，能较好地平衡粒度效应，并且缺少明显的人为源，因此，选其为参考元素的应用比较广泛，同时也应该是首选的参考元素。其它比较常用的参考元素是Fe、Zr、Sc和稀土元素。,元素迁移富集的判断方法,富集因子法： 富集因子 (enrichment factor，EF)是Zoller等于1974年提出来的。选择满足一定条件的元素作为参考元素（reference element）或者叫标准化元素(normalization element)，样品中污染元素含量与参考元素含

21、量的比值与背景区中二者含量比率的比值即为富集因子。其计算公式为： EF 式中，M和MR分别表示污染元素和参考元素含量，下标sample和 background分别代表样品和背景。,级别EF值大小富集程度 12 无富集到弱富集 225 中度富集 3520 显著富集 42040 高度富集 540 极度富集,元素迁移富集的判断方法,参考元素定量计算法 利用参考元素定量计算富集或贫化的公式为： 岩=()样(/)背景 式中，岩代表岩石成因的含量，也即由母质继承的含量； ()样代表参考元素在某一土壤层中含量， (/)背景意为在背景区中该元素与参考元素的比值。实测值与此计算值之差即为元素的富集值即： 富测岩

22、 式中，测是某一层面土壤中元素含量的实测值，若富余值富0，则表示该元素富集，反之，富0则表示该元素贫化。,元素迁移富集的判断方法,4、地质积累指标法 地质积累指标(geoaccumulation index，Igeo)，是Mller于 1969年提出来的，其计算公式为： 式中，Cn、Bn分别为样品中元素含量以及该元素的背景值，1.5是校正系数，用于消除元素含量的自然波动。,分类 Igeo值 污染状况 0 Igeo0 无污染 1 0Igeo 1 无污染到轻污染 2 1Igeo 2 轻污染 3 2Igeo 3 轻污染到重污染 4 3Igeo 4 重污染 5 4Igeo 5 重污染到高度污染 6 5

23、Igeo 高度污染,四、农田系统重金属污染程度评价,一、重金属元素的污染特征 重金属是构成地壳的元素，在岩石风化、大气降尘、水流冲刷等过程中迁移循环，使其广泛分布于土壤、大气、水体和生物体等各种环境介质中。环境中存在着各种各样的污染源。其污染特征是： 1、毒性浓度低。土壤中重金属元素的含量高于植物需求量的几个数量级，浓度稍高就有可能产生毒害作用 ； 2、具有累积放大作用； 3、污染极具隐蔽性。重金属元素可以在植物体内积累到对人和动物产生毒害的水平，而植物本身却没有毒性反映，这使得重金属污染具有很大的隐蔽性(Prince etal., 2002)。 4、污染具有不可逆性。重金属元素不能被生物分解

24、，同时土壤对重金属具有很强的吸附能力，使土壤成为重金属的天然的巨大储存库，有人据此提出了“地球化学定时炸弹”的概念。,四、农田系统重金属污染程度评价,1单因子评价 单因子指数法是目前国内普遍采用的方法之一，其计算公式为： Pi=Ci/Si 式中， Pi 为土壤中污染物i 的环境质量指数；Ci 为污染物i的实测值（mg/kg）；Si 为污染物i 的评价标准（mg/kg）。 评价标准可采用元素背景值或国家土壤重金属污染评价标准（GB 15618-1995）。,农田系统重金属污染程度评价,Hakanson (1980)推荐的因子单因子污染公式为 ： 式中，分子表示至少5个采样点的平均含量，分母表示单

25、个元素工业前土壤中含量。,fi1低污染 1fi3中度污染 3fi6重污染 6fi高度污染,农田系统重金属污染程度评价,2多因子评价 (1)内梅罗综合污染指数法 这是目前国内普遍采用的方法之一，计算公式为： P 综=(Ci/Si)2max+(Ci/Si)2ave/21/2 式中，（Ci/Si）max 为土壤污染中污染指数的最大值；（Ci/Si）ave 为土壤污染中污染指数的平均值。 (2) 综合污染指数： p= (3)权重综合污染指数： p= (4)均方根法计算综合指数： P=,农田系统重金属污染程度评价,Hakanson (1980)用全部元素染因子的总和代表污染水平（），其评价标准为：,de

26、g8低污染 8deg16中度污染 16deg32重污染 32deg高度污染,农田系统重金属污染程度评价,在计算多元素的复合污染指数时，不同的研究人员采用不同的方法，如Delya et al.,（2004）用土壤中植物无害生长的最大允许浓度对污染元素进行标准化，并以其比率之和作为污染指数PI：,农田系统重金属污染程度评价,Meybeck et al.,（2004）在法国的塞纳河盆地研究重金属元素Cd, Cu, Hg, Pb, 和Zn污染指标时，首先从理论上计算元素的自然背景值，之后计算各元素的污染指数： 多元污染指标(MPI)是单元素污染指标之和：,农田系统重金属污染程度评价,4、富集因子法 5

27、、地质积累指标法,农田系统重金属污染程度评价的效用讨论,从以上污染程度的判断方法上可以看出，污染指标强烈地依赖于参考标准的选择，概括地说，参考标准共有三种：含量标准限定值（如土壤质量标准、植物生长最大允许浓度等）、参考元素和元素自身的背景值（含全球平均值）。 究竟选择何种参考标准，需明确“污染”的含义。有人从“量”的角度，进行界定，认为只要元素含量超过某一限定值，无论是自然源元素还是人为源元素即为污染；而有人从“质”的角度进行界定，认为只有人类活动产生的元素才是污染元素，而不认可“自然污染”。 如果从量的角度考虑污染，那么，用标准限定值作为参考标准是合适的。,农田系统重金属污染程度评价的效用讨

28、论,以“质”的角度研究污染问题为宜。因为 “污染”是一个动词，带有明显的“人为输入”特征，如果这样确定污染的概念，那么选择标准限定值作为参考标准似乎不妥，而最能突出污染含义的是元素本身的自然背景值。正如Meybeck et al.,（2004）在计算污染指数时，为了确定不受人类干扰的自然含量，用土壤矿物中的元素含量来计算背景值 。 因此，以元素本身的自然背景值作为参考标准计算重金属元素的污染指数，不但能够合理地反映元素的污染程度，还能暗含污染的来源，应作为污染指数计算的参考标准。,农田系统重金属污染程度评价的效用讨论,关于背景值的选择，传统上是以地壳平均值或全球页岩含量平均值作为背景值。但是，

29、由于不同地质体中的元素含量明显不同 ，在特殊的地质环境中，全球平均值并不具有背景意义 。所以目前大多数研究人员倾向于用区域背景值，它们比全球平均值更能反映特定区域内的客观情况。而用全球平均值代表背景值往往会产生巨大的差距。 Laura等（2003）在法国的森林土壤中用地壳平均值和区域背景值计算富集因子，结果主要污染元素 Cd和Pb的富集因子前者比后者大211倍。,图14元素地质积累指标（Igeo）0的分布范围（用全球平均值； 用区域背景值）（引自Laura等2003）,重金属元素的生物有效性,上世纪60、70年代在微量营养元素不足和有害元素的过量调查过程中发现，重金属元素的总量与作物对重金属元

30、素的有效需求量和中毒量之间并没有直接的关系，对植物真正起作用的是那些能被植物吸收的部分，即元素的生物有效性与其在土壤中的化学存在形态有关，这一点在后来大量的研究中得到了证实，使得人们对有效量的重视程度甚至超过其总量，并提出了多种研究元素有效态的方法，最常用、最直接的方法便是连续偏提取法和单一提取法。,重金属元素的生物有效性,一、元素有效性的概念及含义 Welch 等将有效性定义为“土壤中元素能够被植物根系在有效期限（如生长季节）内吸收的数量” 。 由于植物是从土壤溶液中吸收养分，植物生长和元素吸收与土壤溶液中的自由离子活度有关。因此，以溶解态和可交换态存在的元素极易被生物吸收，是短期内最具生物

31、有效性的组分（Ge等，2000；Jeffrey等，1999；Maiz等，2000）。其它形态，如碳酸盐态、铁锰氧化物态、硫化物态、有机结合态，在一定的物理化学条件下，释放出微量元素，它们也具有潜在的生物有效性，有人将它们并入有效态，或称可给态。,重金属元素的生物有效性,为了具体阐明元素的生物有效性，有的研究人员从功能上定义相态，如“植物有效态”、“离子交换态”或“易溶相”。以这种方式定义的相态，不仅仅是狭义的、单一的化学形态，而是包含了多种化学形态但却具有同样的功能 (Ure等, 1996)。而Gupta等（1996）将土壤中元素的存在形态归类为三种，即活动态、可活动态和非活动态，活动态应指溶

32、解态和可交换态；可活动态包括在一定的物理化学条件下能够活化的碳酸盐态、铁锰氧化物态、硫化物态、有机结合态；非活动态即指残留态。这样的归类不但益于有效性分析，还利于不同层次的风险性评估。,重金属元素的生物有效性,二、生物有效性的研究方法 元素的生物有效性与其存在形态有关，采取适当的方法分析这种存在形态是元素生物有效性研究的关键，在近半个世纪的研究实践中，相继出现了连续偏提取法和单提取法。 1、连续偏提取法 该方法是Tessier 等于1979年首次提出来的 ，此后，地球化学家试图用不同的提取剂来分离活动态和残留态(Wolfgang et al.，1998；Ramos et al.，1994)，并

33、出现了多种提取方法，如三步四相法、五步六相法等等。,重金属元素的生物有效性,虽然有些方案得到了广泛的应用，但目前没有一种方案能被科学界普遍接受。这是因为： （1）由于各操作程序不一，获得的结果强烈依赖于方法的选择、提取元素的行为、提取技术细节（如提取时间、提取济量、温度、振荡时间等）(Reimann C et al.，1998)，因而提取结果没有多少可比性； （2）提取剂的可选择性低，没有任何一种提取剂只提取拟定组分而不影响其它形态的提取。 美国环境保护局会同能源部联合开展无机污染物的相态分析。他们验证了Tessier等1979年提出的提取方法，研究表明，金属元素（如Pb），在每一步的提取中只

34、有一部分被提取(经第三、四步提取后，仍存在有碳酸盐态和氧化物态的Pb)，同时元素以新的形态进入下一步的提取过程，也就是说，在连续提取过程中存在重分配作用(Cheryl et al.，2002)。因此，用此法获得的结果只是定性的反映，在使用时必须谨慎(Michael等，1999)。,重金属元素的生物有效性,尽管该方法存在一定的缺限，但是，由于它确实能提供元素存在形态方面的非常有价值的信息，在农业和污染土壤中预测生物有效性、元素淋滤速率、以及在不同化学形态之间的迁移转化、元素来源判别等方面具有重要意义。因此，它至今仍受到广大研究人员的青睐，并在元素的有效性研究中占有非常重要的地位。所以，欧共体参考

35、物质标准局（BCR）于1987年提出了一种“三步四项法”提取方案，对土壤和沉积物中重金属的偏提取方案进行规范，并确定了提取剂的标准(Ure等, 993)。,重金属元素的生物有效性,2、单提取法 所谓单提取（single extraction），就是用某一种提取剂将元素的活动性组分或可活动组分提取出来。 在实际研究中，有时需要具有共同功能的不同存在形态的总合，如有效态含量。因此，用一定的提取剂只提取有效态部分，不但经济实用，还能大规模应用，在上世纪70、80年代，欧洲运用DTPA和EDTA提取法进行大规模的地球化学填图 。 自上世纪70年代至今，单提取一直广泛应用于土壤中作物和动物微量营养元素丰

36、缺性研究以及有些元素的毒性研究，特别是对元素的有效性研究上，单提取法更优越于连续提取法。,重金属元素的生物有效性,目前可用于单提取的化学试剂就有以下几种： （1）、缓冲液（如醋酸铵）； （2）、非缓冲中性盐溶液（CaCl2, Ca(NO3)2,NH4NO3） （3）、有机络合剂：(EDTA,DTPA) （4）、稀酸(HCl, CH3COOH，HBr) （5）强酸，如王水 。,重金属元素的生物有效性,以上提取剂都有不同程度的应用，并且不同的提取剂可以提取同一种形态，如表9。因此，在对重金属元素及其它毒性元素的环境风险评估中，其结果几乎不能在不同国家及不同的地区中进行比较。为此，BCR在90年代初

37、期协调了欧洲的35个实验室组成一个工作组，研究土壤重金属相态的分析方法，对环境评估研究中的提取分析方法进行规范，并提供这种研究方法的质量控制标准及参考物质。这其中包括对单一提取剂进行评价，他们选择评价了三种提取剂：（1）0.05mol/l的EDTA；（2）0.43mol/l的醋酸；（3）1 mol/l的醋酸铵（pH=7）。,表9部分提取程序及其分离的土壤（沉积物）相态,重金属元素的生物有效性,由于中性盐溶液提取的量非常低，因此，BCR只进行了少量的实验，同时对DTPA的评估实验也很有限。但是，随着分析技术水平的不断提高，0.01 M的CaCl2中性盐溶液和0.005 M的有机络合剂DTPA这两

38、种提取剂是目前应用最为广泛的提取剂之一，许多研究都表明，这两种单提取法在评价生物有效性时非常有效，如Maiz等报道用CaCl2 和 DTPA提取的Cd, Cu 和 Zn量与植物样品(草)中的总量具有明显的相关性（Maiz等，2000）。,重金属元素的生物有效性,0.01 M的CaCl2提取法 该方法是Hni和Gupta 于1985年首次推荐使用的一种方法。CaCl2提取法主要是通过Ca2替代其它可交换金属离子而实现提取的目的，对Cd的提取尤为明显 。 CaCl2提取剂主要是提取溶解态和离子交换态，也就是最具生物有效性的组分，因此它适合评价重金属元素对植物的影响及土壤的生物有效性（Kabata-

39、Pendias，2004；Houba et al.1999），目前广泛用来有益元素有效性和有害元素的风险性评估。,重金属元素的生物有效性,DTPA提取法 ： DTPA最初是Lindsay and Norvell于1978年研究微量营养元素缺乏时提出使用的螯化剂 ，它的提取能力基于它能与许多元素形成稳定的络合组分。它不但能提取溶解态、可交换态，甚至还提取有机结合态，显然，CaCl2溶液只能提取DTPA提取量的一部分。 大量的报道表明，DTPA单提取法适用于植物有效量的评价。如Norvel等(2000)发现，谷物中的Cd 与土壤中DTPA提取的Cd的比例接近1：1，Wu等(2002)也发现，谷物中

40、的Cd 与土壤中DTPA提取的Cd具有良好的空间对应关系。如今，DTPA单提取法已被广泛应用于土壤规范及土壤污染的研究中（Brun et al.，2001；Singh et al.1998)。,元素有效性研究的相关问题讨论,1、关于不同提取剂的选择 不论是连续提取法还是单提取法，可选择的提取剂主要有： (a)不同浓度的酸溶液（如醋酸、盐酸、王水）；(b)络合剂（如EDTA, DTPA + TEA）；(c)缓冲盐溶液（如醋酸铵）；(d)中性盐溶液（如 CaCl2, MgCl2,Sr(NO3)2, NH4 NO3,）。Karczewska(2002)总结了不同提取剂所提取的土壤表层部分元素占其总量

41、的比例（如表10）。显然，盐酸溶液的提取量最大，这一点不难理解，因为它几乎提取了除残留态以外的所有组分。,24小时振荡后不同提取剂对表层土壤元素的 最大提取量（总量的百分比）,元素有效性研究的相关问题讨论,化学提取剂的提取能力取决于它们对土壤组分的萃取能力，越是酸性溶液其提取力越强。如欧共体的参考标准局用王水溶解法制定了数个重金属元素的土壤质量标准（Ure，1996）。不能被王水提取的元素已不具有环境风险意义（Madrid等，2002），王水提取量称为“替代性总量”(quasitotal contents)。 提取量的大小还取决于元素的存在形态和土壤的理化性质。如当元素主要与有机质结合时（如C

42、u），CaCl2提取量非常少，但对于可交换态离子，如Cd，则它能提取与DTPA相当的量(Esnaola and Millan,1998)。 因此，对提取剂的选择应从研究的相关问题出发，结合土壤特征和提取剂的提取能力做出选择。,元素有效性研究的相关问题讨论,2、元素有效性的影响因素 元素的生物有效性受多种因素影响，如pH、氧化还原条件、质地、有机质、土壤矿物组成、温度等。在所有的影响因素中，最显著的是pH值。 随着pH降低，介质中金属离子的量增大，这些金属离子的增加以及土壤溶液中Fe2、Mn2、Zn2、Cu2、H的增加，加大了吸附中对交换位的竞争，使得土壤对重金属的吸附减少，进入土壤溶液中的金属

43、离子量增加（Elzahabi et al.,2001; Reddy，1977）, 从而增大了重金属的生物有效性。,元素有效性研究的相关问题讨论,Kabata-Pendias等（2001）总结了不同土壤条件下部分元素的有效性（如表11）。在氧化条件的酸性土壤中，许多微量元素，尤其是Cd和Zn，容易活动，具有较强的生物有效性；而在还原的中性或碱性土壤中，元素的生物有效性较低。,不同土壤条件下元素的生物有效性,元素有效性研究的相关问题讨论,3、元素的有效性与其成因的关系 土壤中重金属元素的形态强烈地依赖于它们的来源，微量元素的成因影响它们在土壤中的行为，从而在一定程度上控制着生物有效性（Kabata

44、-Pendias，2004）。来源于母质的元素不是存在于原生矿物中，就是存在于化学风化的次生矿物中。成土过程中形成的微量元素主要存在于土壤固相组分中，它们大部分被粘土矿物固定和土壤有机质(SOM)络合，因而其生物有效性不高。而人为源元素主要以活动态存在于土壤表面，因此，污染地区的重金属较非污染地区有较大的溶解性 。,表4土壤中元素的成因对其地球化学行为的影响,（引自Kabata-Pendias2004）,元素有效性研究的相关问题讨论,4、有效性随时间演化的一般倾向 有证据表明，以活动态存在于土壤表面的人为源元素，主要被吸附在土壤颗粒的外表面或以内表面配位体形式存在（Wolfgang et al

45、.，1998），并随着时间的延长逐渐向稳定态转化。Han 等通过实验研究发现，人为加入到土壤中的元素很快被土壤吸收，并缓慢地在土壤各固相组分中进行分配，并逐步过渡到类似于非污染土壤的稳定形态 。 污染元素的这种随时间演化的作用给元素的有效性研究赋予时间的含义,图1Cu, Pb和Cd元素的存在形态随时间演化的规律 （注：图中符号为：FeOx-铁铝氧化物, OM-在机质, WS-土壤溶液, EXC-可交换态, EDTA-EDTA提取态, ERMn-易还原锰）（引自Ma et al.,1998）。,元素有效性研究的相关问题讨论,5生物有效性指示物的选择 在环境地球化学研究中用生物富集系数作为衡量元素

46、生物有效性大小的指标，其计算公式为： 对有害重金属元素来说，生物富集系数越大，毒性越高。在同在同样的生长条件下，不同物种对重金属元素的富集能力不同，如Cd的毒性和物种有关，通过试验，高粱和黄瓜是对Cd敏感的作物，可用来作为Cd毒性的指示作物 。,元素有效性研究的相关问题讨论,但对于同一作物来说，其生长的不同部位具有不同的富集能力。植物吸收重金属的量依赖于：(i)元素在土壤溶液中的相态和含量；(ii)元素从土壤向根部表面迁移的能力； (iii) 从根表面向根内部迁移；(iv) 由根向芽迁移(Manomita et al.,2004)。金属离子从污染土壤向食物链迁移要受到“土壤植物”障的制约 。

47、Brun等在研究受Cu污染的土壤时，以玉米作为指示物，结果发现，根中的Cu含量与EDTA、DTPA和醋酸铵提取量具明显的正相关性。但无论根中的含量如何，地上部分的含量均相对较低。因此，玉米地上部分的含量与根中的积累量没有多少联系。受污染的土壤中，Cu主要积累在根部，只有有限部分向地上迁移 。,元素有效性研究的相关问题讨论,因此，选择作物的不同部位作为元素有效性的指示物可能会得出不同的结果。如Cu元素在根部有明显积累，但并没有向地面迁移，若以地上部分作为指标物，可能会得出该土壤中Cu元素生物有效性低的结论，而事实上，Cu元素具有较高的生物可利用组分，只是作物的根阻止了其向地上部分迁移，但这并不表

48、明该元素没有生物有效性。实践中，可以考虑从不同的层次来研究有效性问题，一方面从元素的存在形态方面研究其生物有效性，另一方面，从植物对有害元素的吸收富集角度研究其毒性，同时还要考虑不同的物种及同一作物的不同部位。,农田生态系统调查研究中存在的问题,1、缺少土-水-植物系统中元素迁移转化机制的研究 农田生态系统中，发生元素在土-水-植物系统中的迁移转化。岩石风化形成的化学元素是土壤中元素的主要来源，除此之外，各种人类活动，尤其是农业生产管理活动向农田系统中输入大量的重金属元素，这些元素或是被土壤吸附，或是进入土壤溶液被作物吸收，还有的向土壤深部渗透进入地下水。在这些迁移转化过程中，土壤-水-植物系

49、统的迁移转化直接关系到作物对重金属的吸收和积累。但在农田生态系统调查中，还没有建立起元素在该系统内的循环演化模型，对重金属元素从土壤-水-植物根系-植物体进行迁移的机理研究不够。,农田生态系统调查研究中存在的问题,2、植物的生态效应研究程度不够 同一植物对不同元素的吸收能力不同。元素的毒性效应多在盆栽试验中研究，缺少农田实践资料。很多研究人员对农田土壤的污染程度进行调查，并有相应的标准，如地质积累指标Igeo5即为高度污染(Mller，1981) ；EF5为明显污染，大于40为极度污染(Sutherland(2000），但这样的污染对作物会产生何种程度的影响缺乏研究，在污染的土壤中，农作物对污

50、染元素的利用程度以及作物的不同部位对该种元素的积累效应还缺乏系统的研究。,农田生态系统调查研究中存在的问题,3、研究方法多样，有些概念含糊，结果不便于对比。 作为一门新兴的学科，环境地球化学出现了大量的名词术语，但在应用上有些不太规范，如前文所述的地球化学背景一词。另外，对同一问题的研究方法各异，而研究方法的规范和标准又不统一，如质量标准值的确定，元素存在形态的分析方法等，使得研究结果不便比较。 4、调查成果的表示方法欠缺，数据处理薄弱。 在多目标、多介质的地球化学调查中，具有海量的分析数据，如何从大量的数据中提取尽可能多的地球化学信息，并用直观的图示方法表示出来，是调查研究的关键性环节。如何

51、将微观的规律通过宏观的图示或参数方法表示出来还非常不够。,农田生态系统调查研究中存在的问题,5、污染指示物及污染指标的选择不一 通常是用土壤中的重金属元素总量作为评价污染的指标。但真正具有环境生态含义的是指以溶解态、可交换态等有效态部分 。从生物有效性的角度，用偏提取法所提取的部分含量更适于作为评价指标。但提取剂的选择标准不统一。 即使是同一污染指示物，如土壤，由于分析的粒度不同而产生了不同的评价结果，如0.063mm的样品 含量系统地大于2mm的样品 ， 再如，同一作物的不同部位及不同的物种之间由于对微量元素的不同富集能力 而出现明显不同的结果。但这些差异之间的协调非常有限。,农田生态系统调查研究中存在的问题,6、还没有建立起比较完善的评价体系 农田生态环境质量及环境生态的评价体系还很不完善，在工作程序和技术方法的标准化问题在各国之间还存在协调问题。使地区性的研究成果难以在其它地区或国家进行比较。因此，评价方法及指标很不统一，还没有形成科学完善的评价体系。,谢谢！,