AMD对岩溶区旱地土壤理化性质及土壤酶活性的影响*

刘桂华 吴永贵，2 付天岭,2 杨少博

(1.贵州大学资源与环境工程学院； 2.贵州大学应用生态研究所， 贵阳 550025)

AMD对岩溶区旱地土壤理化性质及土壤酶活性的影响*

刘桂华1吴永贵1，2付天岭1,2杨少博1

(1.贵州大学资源与环境工程学院； 2.贵州大学应用生态研究所， 贵阳 550025)

AMD污染；岩溶区；旱地土壤；重金属污染；土壤酶活性

酸性矿山废水(AMD)作为矿山环境中最典型的环境污染物之一，由于其低pH和高铁、锰、砷、氟及重金属含量的特点而备受国际环境科学界的关注[1-2]。近些年来，国内外学者对部分AMD污染土壤重金属污染现状，包括重金属含量、形态特征以及对污染区植被的影响等方面进行了一些研究[3-6]。然而这些研究主要是针对非岩溶区污染土壤展开的，而关于喀斯特背景下的岩溶区土壤受AMD污染研究较少。土壤酶主要来源于微生物代谢过程，或土壤动物、植物产生的残体分解[7]。土壤酶参与土壤中一切生化反应过程，土壤酶活性的高低能反应土壤生物活性和土壤生化反应强度[8]，因而土壤酶活性常被作为土壤肥力高低、生态环境质量优劣的重要指标来研究[9]。目前，关于酸性矿山废水对水稻田土壤酶活性的影响方面已有相关的研究报道[10-11]。但是关于AMD对岩溶区旱地土壤酶活性及微生物量的影响方面报道较少。通常认为喀斯特地区具有非常脆弱的生态系统，然而在喀斯特背景下，相对于非岩溶地区，土壤富含的碳酸盐岩对AMD低pH有较好的酸缓冲性能。通过研究喀斯特岩溶背景下，低pH、高盐并富含重金属的AMD对岩溶区土壤特征污染组分、土壤酶活性及微生物量等指标的影响，评价喀斯特岩溶区土壤对复合污染胁迫下土壤特性的变化，可为我国西南喀斯特地区矿产资源的科学开发利用以及受AMD污染土壤的有效治理提供理论依据。

1 试验材料与方法

1.1 样品采集与制备

土壤样品采集于贵州省贵阳市花溪区麦坪乡经多年玉米耕作的石灰性旱地，采样深度为0～20 cm，多处混合样，鲜样去除石块、秸秆等杂物过5 mm筛备用。酸性矿山废水(AMD)采集于花溪麦坪废弃煤矸石堆场。其基本理化性质见表1。

表1 AMD的基本理化性质

1.2 试验设计与方法

取120 g过5 mm筛的新鲜土样(含水率22.64 %，干样计)于1 500 mL PP级塑料瓶中，每份土样按固液比分别为1：0、1：0.1、1：0.5、1：1、1：2.5、1：5、1：7.5、1：10的比例添加AMD混合液，用纯净水补足1 200 mL，每个处理3个平行，在20～25℃条件下稳定1周，期间充分搅拌3次(每次2 min)。7 d后取出上清液。土壤样品一部分直接取湿样于4℃冰箱保存，直接测定土壤微生物量、土壤脲酶活性等土壤微生物指标，其中土壤微生物量采用脂磷法测定[12]；土壤脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定[13]。另一部分湿样则自然风干，土壤pH采用水浸提电位法测定，用无CO2去离子水调节液土比为2.5：1，搅拌1 min，静止30 min后，用上海大普SH2601型精密酸度计测定；Eh用ZD-2精密自动电位滴定仪测定；EC用DDS-11A型电导率仪测定；采用王水回流长管控温消解—火焰原子吸收仪测定土壤Fe、Mn、Cu、Zn；EDTA滴定法测定土壤硫酸根含量。

1.3 数据分析

采用DPS2000分析软件包进行数据的统计与分析，采用Origin8.5.1进行作图。

2 结果与讨论

2.1 AMD污染对岩溶区旱地土壤pH、Eh、EC的影响

随着AMD浓度的增加，土壤pH先是急剧的下降，之后均维持在较高范围内(pH﹥6.65)，整体来看，pH与AMD浓度存在极显著的差异(图1(a)，p=0.000 1)。可能原因是低pH(2.13)的AMD带入大量的H+，从而降低了土壤的pH环境。但是喀斯特地区的旱地土壤含有丰富的碳酸盐岩，可以一定程度的缓冲H+，因而使得土壤pH在一定AMD污染浓度下还维持在较高范围。

土壤Eh值(图1(b))随着AMD污染程度的增大逐渐增加且达到极显著水平(p=0.000 1)。这可能是因为土壤中大多数氧化还原反应都有H+参与，因此pH值对氧化还原状态有直接影响，Eh值随pH值的降低而增大[14-15]。

(a) 土壤pH

(c) 土壤EC图1 不同比例AMD污染下土壤pH、Eh、EC

土壤EC值(图1(c))在5倍于土壤质量的AMD浓度污染之前明显的升高，之后变化平缓，但随着AMD浓度增加存在极显著差异(p=0.000 1)，这可能是AMD本身含有丰富的阴阳离子增加了土壤的盐度，同时pH降低可以促进土壤中大量可溶性盐释放，从而使得土壤EC值极显著的增加。

2.2 AMD污染岩溶区旱地土壤特征污染离子的变化趋势

随着AMD浓度的增加，土壤中Fe含量持续的增加(图2(a))并达到显著水平(p=0.029 8)，可能原因是土壤pH一直维持在较高的水平(pH﹥6.65)，AMD中大量的Fe离子(2.92 g/L)易被土壤中大量的粘土矿物或胶体离子吸附[16]，此外，在较高的pH条件下，形成大量的铁的氧化物、氢氧化物和岩溶区土壤中丰富的碳酸根结合，从而形成碳酸铁沉淀导致土壤中铁的含量明显提高。

在较低AMD污染程度下(1：0～1：0.5，1：1～1：5)，土壤Mn含量显著的增加，而在较高污染浓度下(1：5～1：10)，土壤Mn含量则急剧的降低，总体与AMD浓度变化差异不明显(图2(b)，p=0.340 1)，可能是在低污染程度时AMD引入大量Mn离子可直接增加土壤Mn的含量，而在较高AMD污染程度下，大量的H+向土壤输入，有利于已被铁、铝氧化物或氢氧化物吸附的Mn2+解吸出来，同时，土壤中H+的增加有利于锰的还原溶解[17]，从而导致土壤中锰含量的降低。

土壤中Cu含量随着AMD污染浓度的增大极显著的升高(图2(c)，p=0.000 1)，可能是因为土壤中的铁锰氧化物对重金属的固定有重要作用，特别是对Cu的吸附能力远大于土壤中其他组分的平均吸附能力[18]，从而导致土壤中Cu含量急剧的增加。

土壤中Zn与Mn有着相似的变化规律，在较低AMD污染浓度时(1：0～1：0.5)有上升的趋势，而在较高AMD污染程度下(1：0.5～1：10)又明显的下降，总体随AMD浓度变化差异达到极显著水平(图2(d)，p=0.000 1)。出现这种现象可能是，初始石灰性土壤中碳酸盐吸附固定AMD中的Zn，使土壤Zn含量升高[19]，而之后随着土壤酸度的增加，使得与锌结合的碳酸盐或其他基质产生溶解作用，从而释放出Zn2+[20]，导致土壤在较高AMD污染下Zn含量急剧的降低。

(a) 土壤Fe

(b) 土壤Mn

(c) 土壤Cu

(d) 土壤Zn图2 不同比例AMD污染下土壤金属离子的变化情况

随着AMD污染程度的增加，石灰性土壤中硫酸根的含量呈极显著增加趋势(p=0.000 1)。在较低AMD污染程度下(1：0～1：1)土壤硫酸根增加的较为缓慢，而较高污染浓度下(1：1～1：10)急剧的增加(图3)。土壤中的铁、铝的氧化物和氢氧化物、AMD污染形成的铁、铝的氧化物和氢氧化物均具有丰富的配位体，这些配位体可以与含氧酸的阴离子发生配位体交换，从而对阴离子形成专性吸附[21]，即可以吸附AMD中的硫酸根离子从而固定在土壤中，同时，石灰性土壤中盐基含量较高，能迅速与硫酸根结合使之被吸附而固定在土壤中[22]。在较低AMD污染下，形成的铁铝氧化物或氢氧化物较少，对硫酸根的吸附作用较弱，土壤中硫酸根含量较少。随着AMD污染程度的增加，铁铝氧化物或氢氧化物大量形成，能大量吸附AMD中的硫酸根，导致土壤中硫酸根含量显著增加。

图3 AMD持续污染下石灰性土壤中硫酸根的变化趋势

2.3 AMD污染对岩溶区土壤微生物量及脲酶活性的影响

土壤酶活性主要受重金属离子、pH值以及土壤主要养分因子等的影响，重金属可直接作用于酶分子本身或与酶分子中的活性部位—巯基和含咪唑的配体等结合，形成较稳定的络合物，产生了与底物的竞争性抑制作用，也可能是由于重金属抑制了土壤微生物的生长和繁殖，使其体内酶的合成和分泌减少，进而导致土壤酶活性下降[23-25]。有关研究表明，土壤酶活性与土壤pH值呈极显著或显著负相关，与土壤主要养分因子呈显著或极显著正相关[26]。较低AMD污染程度下(1：0～1：1)土壤脲酶活性急剧的升高，在较高AMD污染下(1：1～1：7.5)脲酶活性开始降低，而在AMD浓度比为1：10处又有稍微上升的趋势(图4(a))，总体随AMD浓度变化呈极显著差异(p=0.000 1)。这可能是由于低酸度先对脲酶起一定的激活效应，进而转化为抑制[27]。此外，AMD的持续污染，势必会带来大量H+，明显降低土壤的pH，引入大量的有害重金属；同时对旱地土壤养分指标的分析结果表明，随着AMD污染程度的增加，土壤主要养分氮、磷、有机质均呈极显著或显著的降低，从而导致在较高AMD污染程度下，土壤脲酶活性急剧的降低。

(a) 土壤酶活性

(b) 土壤微生物图4 AMD持续污染下土壤酶活性及微生物量的变化情况

土壤微生物生物量既是土壤有机质、养分转化与循环的动力，又可作为土壤植物有效养分的储备库，其对土壤环境因子的变化较为敏感[7]。土壤微生物量随着AMD浓度的增加，先是急剧的降低之后趋于平缓，总体达到显著水平(图4(b)，p=0.013 8)。土壤微生物量减小的原因可能是AMD污染引入的重金属与底物之间的化学反应，导致了微生物可获得底物数量减少，以及对底物利用率的下降[28-30]。

3 结论

(1) 低AMD污染程度下，旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性随AMD浓度的增加显著升高，在较高AMD污染程度下岩溶区旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性随AMD浓度的增加明显的降低；喀斯特地区旱地土壤具有较强的酸缓冲性能，不同浓度的AMD加入后土壤pH总体维持在较高范围，其中Zn、脲酶活性、pH的变化随AMD浓度变化均达到极显著水平(p<0.01)。

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The effect of AMD pollutions on karst soil

Liu Guihua1, Wu Yonggui1,2, Fu Tianling1,2, Yang Shaobo1

(1.College of Resources and Environmental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025；2.Institute of Applied Ecology, Guizhou University, Guiyang 550025, China)

AMD contaminate; Karst area; dryland soil; heavy metal pollution; soil enzyme activity

* 国家自然科学基金面上项目(No.20977020) ; 贵州省重大科技专项(黔科合重大专项字[2012]6009-7号)

2014-08-21；2014-10-23修回

刘桂华，女，1989年生，硕士研究生，研究方向：污染生态学。E-mail:740768802@qq.com

吴永贵，男，1972年生，教授，研究方向：污染生态效应、污染生态控制及环境生态修复。E-mail：ygwu72@126.com

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