金属加工土壤污染特征及植物毒性探究

[摘要]研究了金属冷、热加工工艺对Cu、Zn、Pb、As土壤粒径分布规律、种子萌发毒性及植物富集特征影响。结果表明，金属热加工造成的土壤重金属污染浓度较高，重金属在细颗粒土壤中的浓度显著高于粗颗粒土壤。金属热加工土壤Cu、Zn、Pb主要以铁锰氧化物结合态存在，As的主要形态为残渣态；金属冷加工土壤Cu的主要形态为残渣态和有机结合态，Zn、Pb主要形态为铁锰氧化物结合态，As主要形态为残渣态。冷热加工工艺不同粒径土壤培养的小麦种子发芽势和发芽率均大于80%，对种子萌发毒性较小。重金属富集量为：Zn＞Cu＞Pb＞As，植物富集作用和重金属总量、形态分布相关。

[关键词]金属加工；土壤污染；形态分析；种子毒性；植物富集

随着城市快速发展，建设用地越来越紧张，原工业企业用地亟待转为住宅用地以满足人口涌入的需求，原工业用地历史上可能存在金属加工活动，金属加工包括切削、冲压等冷加工和锻造、铸造等热加工两种形式，不同的加工工艺可能造成土壤重金属的污染。土壤中的重金属不能被降解，在雨水的冲刷、淋滤等作用下进入地表水和地下水，造成水体的重金属污染[1-2]，并通过食物链或直接饮用等途径进入人体，对人体健康造成危害[3]。此外，土壤中富含重金属的微小颗粒在风力作用下悬浮于大气中，通过呼吸暴露途径进入体内进而诱发各种疾病[4]。相关研究表明，土壤粒径大小会影响重金属的含量、分布、迁移和归趋[5]。土壤粒径分布是土壤的一个基本性质参数，目前，土壤粒径分析的主要方法主要有比重计法、筛分法、沉降法等[6]。通过研究土壤中不同粒径中的重金属含量和化学形态分布，有助于了解重金属在土壤中的迁移转化特征和生物毒性[7]。土壤重金属会对植物具有一定毒害作用，可能引起芽长、根长和等植株高度等一系列生理特征变化[8-9]。因此，利用植物的生长状况监测土壤污染程度，是从生态学角度衡量土壤健康状况，评价土壤质量的重要方法之一[8]。研究表明，重金属对小麦根伸长抑制率明显大于对种子发芽抑制率[10-11]。周素航等[12]研究发现重金属Cd浓度大于30mg·L-1时，小白菜种子萌发开始出现抑制的效果。植物从土壤中吸收重金属的量不仅与土壤中重金属总量有关，还受到重金属污染形态等因素影响[13]。目前，对矿区重金属含量特征及对种子萌发毒性效应有所研究[14]，但对于城市不同重金属加工工艺场地土壤中重金属粒径分布特征、种子萌发毒性及植物富集的研究较少。本文通过两个典型城市重金属加工场地土壤采样分析研究了不同加工工艺对土壤重金属总量、粒径分布特征及化学形态的影响。同时，通过种子毒性试验探究了不同重金属污染特征土壤对种子萌发的毒性，分析了植物吸收土壤重金属的影响因素，为城市重金属污染场地生态风险评估及污染土壤修复处理提供了基本依据。

1方法

1.1样品的采集与分析

土壤样品取自上海市两个典型重金属加工场地，包括虹口区某金属铸造厂和宝山区某金属剪切厂。历史上金属铸造厂主要从事金属铸造金属热加工生产活动，原料包括铜锭、铝锭、有色金属块等；金属剪切厂主要从事钢卷板剪切、压延等金属冷加工活动，原料包括各类钢制板材。现场使用GeoProbe@7822DT钻机采样，在每个场地历史加工车间区域均匀布置5个采样点，由于场地表面覆盖有一层建筑垃圾，采样深度分别定为0.5~0.7m及0.8~1.0m。每个场地采集的5个土样经自然风干去除杂质后，均匀混合成一个样品。样品过标准筛筛取粒径为0.15~0.25mm、0.075~0.15mm及＜0.075mm的样品(其中H1~H3来自金属铸造厂，B1~B3来自金属剪切厂)以测定重金属含量，筛分的土壤部分理化性质见表1。土壤pH值采用电位法(HJ962-2018)测定；土壤有机质采用重铬酸钾-硫酸滴定法(NY/T1121.6-2006)测定；土壤阳离子交换量采用三氯化六氨合钴浸提-分光光度法(HJ889-2017)测定。土壤重金属全量测定采用微波消解法，称取土样0.1g，置于聚四氟乙烯密闭消解罐中，加入6mL王水，放入微波消解仪中，按设定程序消解，待冷却、过滤、清洗、定容后，用ICP-MS(Agilent7900)测定。重金属形态测定采用Tessier五步连续提取法[15]，将Cu、Zn、Pb、As形态依次分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态及残渣态。

1.2种子毒性试验

为了探究两个重金属加工场地不同粒径土壤重金属对种子的毒性效应，每个土壤样品各称取20g，均匀分布于90mm培养皿中，对照组培养皿铺设2层洁净滤纸，随后用去离子水保持土壤及滤纸润湿。取小麦种子若干粒，用0.05%的高锰酸钾溶液浸泡消毒10min，用去离子水漂洗3次后用吸水纸吸取表面水分，自然晾干后选取饱满的小麦100粒，用洁净的镊子将种子腹沟朝下分别均匀地置于培养皿中润湿的土壤表面上，对照组种子置于润湿的滤纸上，设置3个平行试验。将培养皿放置于25±0.5℃恒温培养箱中，每天光照12h，培养过程中不断补充水分并记录种子发芽情况，在第3d测定种子发芽势，在第7d测定种子发芽率，在第14d测定病苗数(植株长度小于平均长度的1/2)。1.3植物富集试验种子发芽率测定完后，将培养皿置于培养箱中继续培养至30d，培养期间不断补充营养盐(质量浓度为945mg·L-1硝酸钙、607mg·L-1硝酸钾、115mg·L-1硝酸铵、493mg·L-1硫酸镁)。将培养完成后的小麦苗从培养皿中取出，根、茎、叶用去离子水清洗3次，放入烘箱105℃杀青1h，随后在65℃条件下烘干至恒重。将烘干的小麦样品使用粉碎机磨碎，精确称取0.5g粉末状样品(根、茎、叶的混合样)进行微波消解，采用ICP-MS(Agilent7900)测定重金属含量。植物富集系数(BCF)反映植物从土壤中吸收重金属的能力，计算公式如下：BCF=C植物/C土壤(1)式中：C植物表示植物重金属含量，mg·kg-1；C土壤表示土壤中重金属含量，mg·kg-1。

2结果与讨论

2.1金属元素在不同土壤粒径中的分布

重金属在两个不同金属加工场地不同粒径土壤中的分布情况如图1所示。总体上，金属热加工土壤重金属浓度较金属冷加工高一个数量级，可能是锻造厂在金属热加工过程中锻件表面形成的氧化皮脱落易对周边土壤造成影响[16]。此外，不同种类重金属浓度分布也存在差异，对于金属热加工，Cu(19300~21300mg·kg-1)和Zn(15400~23700mg·kg-1)质量浓度水平相当，明显高于Pb(2800~3390mg·kg-1)和As(132~200mg·kg-1)。金属冷加工工艺土壤中四种重金属浓度呈梯度分布，由高到低为：Zn＞Cu＞Pb＞As。不同粒径土壤重金属含量也存在一定差异，在金属热加工土壤中，Cu、Zn和Pb在粒径＜0.075mm土壤中的含量最高，并随土壤粒径增大而浓度降低，与陈岩等研究类似[17]，As主要分布在粒径0.15~0.25mm土壤中。对于金属冷加工，Cu、Zn、Pb和As在粒径＜0.075mm和0.075~0.15mm土壤中的浓度显著高于0.15~0.25mm，表明细颗粒土壤更易吸附重金属。

2.2不同土壤粒径重金属形态分布特征

图2显示了重金属在不同粒径土壤中的化学形态分布。Cu主要以铁锰氧化物结合态、残渣态和有机结合态形式存在，在金属热加工土壤样品(H1~H3)中铁锰氧化物结合态Cu占主要分布(＞90%)，其最高浓度(13000mg·kg-1)分布在粒径＜0.075mm的土壤中，残渣态和有机结合态Cu含量随土壤粒径增大而升高，可交换态Cu含量则与粒径呈负相关，可能是细颗粒离子交换量高于粗颗粒(见表1)造成的，碳酸盐结合态Cu在各个粒径土壤中的含量均较低；金属冷加工土壤残渣态(497~562mg·kg-1)和有机结合态(374~823mg·kg-1)Cu含量相当，有机结合态Cu随土壤粒径减小而升高，与土壤有机质含量(见表1)变化趋势相同，表明有机质含量是影响土壤有机结合态重金属的主要因素。Zn的形态分布与Cu类似，主要以铁锰氧化物结合态、残渣态和有机结合态形式存在，在两个金属加工厂土壤中三种主要形态的Zn含量均随土壤粒径减小而升高，可交换态Zn含量与土壤阳离子交换量呈正相关。Pb在金属热加工土壤中主要以铁锰氧化物结合态存在，在粒径＜0.075mm、0.075~0.15mm、0.15~0.25mm土壤中的质量浓度分别为2310mg·kg-1、1930mg·kg-1、2180mg·kg-1，有机结合态Pb随土壤粒径减小而升高，变化趋势与Zn相同，残渣态Pb含量随土壤粒径减小而减小；金属冷加工工艺土壤Pb主要以铁锰氧化物结合态、残渣态和有机结合态形式存在，含量均随土壤粒径减小而升高。As在金属热加工土壤中仅检出铁锰氧化物结合态、残渣态和有机结合态，其中残渣态占主要成分，主要分布在粒径＜0.075mm和0.15~0.25mm的土壤中；As在金属冷加工土壤中以残渣态和铁锰氧化物结合态存在，含量均随土壤粒径减小而升高。重金属的形态分布特征决定了重金属污染物的生物可利用性及迁移性[5]，重金属生物可利用指数(MB)用于评价土壤中重金属的相对迁移和生物有效形态[18]，表达式如下：1(1/)100%niiMBFF==Σ×(2)式中：n为Tessier五步连续提取法步骤，这里取n=5；Fi为每一步提取的重金属含量。重金属潜在迁移指数(MP)可以用来评估土壤中目标重金属的潜在迁移能力，表达式如下：111(/)100%nniiiiMPFF-===ΣΣ×(3)式中：n为Tessier五步连续提取法步骤，这里取n=5；Fi为每一步提取的重金属含量。重金属生物可利用指数(MB)及潜在迁移指数(MP)见表2。四种重金属在不同粒径土壤中的生物可利用指数均≤0.005，表明金属热加工和冷加工活动产生的重金属污染生物可利用性可能较低。Cu(MP：0.449~0.846)、Zn(MP：0.679~0.789)、Pb(MP：0.730~0.841)潜在迁移指数表明三种重金属在土壤中具有较强的迁移性，并且随着粒径减小潜在迁移性总体上呈增强趋势。相对的，As的潜在迁移指数较低，在细颗粒土壤中迁移性较粗颗粒差，可能是砷酸根在细颗粒黏土矿物或氧化物表面与金属原子配位中的羟基或水合基团发生反应，以配位性或化学键连接在胶体表面形成专性吸附[19]造成的。由图3可知，金属热加工和金属冷加工厂不同粒径土壤培养的小麦种子发芽势和发芽率均＞80%，其中样品H1、H2、H3、B2、B3＞90%，与对照组无显著差异，B1(粒径＜0.075mm)样品培养的种子发芽势和发芽率较低，分别为80%和85%。重金属污染土壤对种子萌发影响较小，可能是因为可交换态重金属含量较低(生物可利用性较低)。金属热加工土壤样品H1、H2、H3培养的小麦病苗率显著高于对照组，同时，金属冷加工土壤样品病苗率也略高于对照组，可能是铁锰氧化物结合态和有机态等可移动态重金属在小麦根部生长作用下转化为可交换态，在植物吸收过程中对麦苗生长造成了影响。

2.4小麦重金属富集特征

小麦对不同粒径土壤重金属富集情况见图4，各种重金属含量分别为：Cu133~1150mg·kg-1、Zn188~584mg·kg-1、Pb22.9~289mg·kg-1、As1.0~38.6mg·kg-1，富集系数分别为：Cu0.02~0.49、Zn0.01~0.18、Pb0.01~0.35、As0.02~3.19。金属热加工土壤植物重金属富集浓度显著高于金属冷加工，而金属冷加工土壤植物富集系数较高。研究人员[20-21]通过研究植物、重金属与环境毒理耐性之间的关系，提出了Cu、Zn、Pb在一般植物体内的含量范围，并界定了临界值分别为1000、10000、1000mg·kg-1，土样H1培养的小麦体内铜含量(1150mg·kg-1)超过该临界值，表明金属热加工厂细颗粒(＜0.075mm)土壤对小麦生长造成严重毒害，与其培养过程中最高的病苗数相对应。对于同一厂区土壤，粒径为＜0.075mm和0.15~0.25mm土壤植物重金属富集浓度显著高于0.075~0.15mm土壤。细颗粒(＜0.075mm)土壤植物重金属富集浓度较高可能是由于其本身重金属含量高；粗颗粒土壤(0.15~0.25mm)具有较大孔隙率，更利于植物根系生长，促进重金属的吸收，培养的麦苗也表现出较高的重金属富集量。表3显示了小麦重金属富集与土壤重金属总量、不同形态重金含量及土壤理化性质的相关性，Cu富集浓度与土壤Cu总量、可交换态含量、铁锰氧化物结合态含量呈显著相关性，Pb富集浓度与土壤Pb铁锰氧化物结合态含量呈显著相关，As与土壤As总量、铁锰氧化物结合态含量、残渣态含量呈显著相关。土壤中的铁锰氧化物结合态重金属与植物富集呈显著相关可能是由于在植物根系分泌物作用下易转化成植物可吸收态[22]，有利于植物富集作用。金属加工厂土壤中富含铁锰氧化物结合态重金属，可能对生态风险造成一定威胁。土壤pH、有机质含量和阳离子交换量对小麦富集重金属影响不明显。

3结论

(1)城市金属加工场地土壤重金属分布受加工工艺影响，金属热加工工艺造成的重金属污染浓度较冷加工工艺高。对于金属热加工，Cu和Zn浓度水平相当，明显高于Pb和As。金属冷加工四种重金属浓度呈梯度分布，由高到低为：Zn＞Cu＞Pb＞As。重金属在细颗粒土壤中的浓度显著高于粗颗粒土壤。(2)金属热加工土壤Cu、Zn、Pb主要以铁锰氧化物结合态形式存在，As的主要形态为残渣态；金属冷加工土壤Cu的主要形态为残渣态和有机结合态，Zn、Pb主要形态为铁锰氧化物结合态，As主要形态为残渣态。铁锰氧化结合态重金属含量随土壤粒径减小而升高，可交换态重金属含量与土壤阳离子交换量呈正相关，有机结合态重金属受土壤有机质含量影响较大。Zn、Cu、Pb、As生物可利用指数表明金属冷、热加工活动产生的重金属污染生物可利用性可能较低。Zn、Cu、Pb迁移指数显示在土壤中具有较强的迁移性，并随粒径减小总体上呈增强趋势，As的潜在迁移性较差。(3)金属冷热加工活动不同粒径土壤培养的小麦种子发芽势和发芽率均＞80%，可能是因为可交换态重金属含量较低，对种子萌发毒性较小；金属热加工土壤样品培养的小麦病苗率显著高于对照组，可能是铁锰氧化物结合态和有机态等重金属在小麦根部生长作用下转化为可交换态，在植物吸收过程中对麦苗生长造成了影响。(4)小麦对土壤重金属富集量为：Zn＞Cu＞Pb＞As，金属热加工土壤植物重金属富集浓度显著高于金属冷加工，而金属冷加工土壤植物富集系数较高。对于同一厂区土壤，粒径为＜0.075mm和0.15~0.25mm土壤植物重金属富集浓度显著高于0.075~0.15mm土壤，金属热加工细颗粒(＜0.075mm)土壤培养的小麦铜含量(1150mg·kg-1)超过临界值(1000mg·kg-1)。Cu富集浓度与土壤Cu总量、可交换态含量和铁锰氧化物结合态含量呈显著相关性，Pb富集浓度与土壤Pb铁锰氧化物结合态含量呈显著相关，As与土壤As总量、铁锰氧化物结合态含量及残渣态含量呈显著相关，土壤pH、有机质含量和阳离子交换量对小麦富集重金属影响不明显。

作者:向甲甲 谭学军 殷瑶 高强 孙瑞 单位:上海市政工程设计研究总院(集团)有限公司