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镉（Cadmium）是自然环境中普遍存在且毒性极强的重金属元素，几乎所有土壤、地表水和植物体内均含有镉元素，镉化学活性强且易于转化，故其一直是国内外土壤重金属污染研究的重点和热点[1]. 镉是贵州省主要环境污染元素之一[2]. 土壤中镉成因复杂、空间差异明显，贵州地表土壤和沉积物中镉的地球化学背景值为0.31×10−6，贵州地表介质具有镉高背景分布特征[3]. 贵州遵义地区是贵州省农业生产的重要基地，遵义地区工业结构主要以资源型和内源型为主，在生产过程中物耗、能耗都较高，污染较严重[4].
大气沉降是地表生态环境中金属元素的主要来源之一[5]，是农耕区土壤重金属元素的重要输入途径之一[6-7]，也是严重影响农田生态系统循环的重要因子. 工业废气、车辆尾气、化石燃料燃烧等产生大量含镉的有害气体和粉尘，经过降水和自身重力的沉降而进入土壤[8]，从而对土壤镉的分布造成影响. 大气沉降一直是环境科学领域众多学者重点关注的研究对象之一[9-13].
大气沉降样品的采集分为主动采样和被动采样. 主动采样技术能够准确获得大气体积，但需要电力设施和现场维护，并不利于在偏远的极地或高山环境中使用；被动采样技术具有不需要电源和操作简单的优势，可以在上述恶劣环境中进行采集[14]，因此采用苔藓为监测物质的苔袋法来研究重金属大气干湿沉降、污染物来源、迁移及时空分布等得到了广泛应用[15-17]. 该方法具有以下优点：（1）暴露时间易控制；（2）可以反映出污染物沉积的相对速率；（3）背景浓度明确，不受根系吸收干扰；（4）简便经济、选点灵活，适用于全年监测等[18-23]. 大气沉降镉一般停留在表层土壤[24]，其原因和机理有待揭示.
本文利用苔袋法采集遵义地区大气沉降、采集遵义地区表层土壤及剖面土壤，分析其表层土壤镉含量及剖面土壤镉分布特征、化学形态和镉吸附热力学，对揭示遵义地区表层农业土壤镉污染状况以及镉大气沉降通量对表层土壤的影响具有一定的意义.
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研究区域贵州遵义地区位于云贵高原向湖南丘陵和四川盆地过渡的斜坡地带，地形起伏大，地貌类型复杂，地处：东经106°17′22″—107°25′25″，北纬27°13′15″—28°04′09″. 总面积4092.66 km2，土壤类型以黄壤土、水稻土、紫色土为主. 遵义属亚热带季风气候，平均有霜期为9.5 d，无霜期长，雨量充沛，年平均降雨1035 mm. 遵义地区是全国无公害农产品示范基地.
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根据土壤中镉分布的空间变异性和城郊土壤空间差异明显的特点，采用非均匀布点方法，共采集表层土壤样本889个、剖面土壤样本20个；根据当地农业区域规划和气象条件选取8个大气沉降采样点，采集大气沉降样本64个. 表层土壤样品采样点分布见图1.
土壤采样点选在土壤类型特征明显且地形相对平坦、稳定、植被良好的地点. 坡脚、洼地等不设采样点，城镇、住宅、道路附近等人为干扰大且失去土壤代表性的地方不设采样点，水土流失严重或表土被破坏处不设采样点，多种土类、多种母质母岩交错分布、面积较小的边缘地区不设采样点.
选取大气沉降采样点时着重考虑如下原则：避开点、线源的局部污染，如烟囱和交通要道等；避免受地面扬尘污染以及一些不可控的人为污染影响；采样点周围无（树枝、树叶等）遮挡.
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表层土壤采用梅花型采样，在100 亩土壤内随机确定1个10 m×10 m正方形作为取样点，土壤样品从正方形的4个顶点和中心共5处各采集1 kg表土（0—20 cm），均匀混合后用四分法选取1 kg作为该点样品，同时用GPS测定正方形中心的地理坐标并编号记录.
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夏增禄等[25]的研究表明，在污染土壤中，重金属进入土壤后，由于土壤对它们的固定，多集中分布在耕作层，不易向下迁移，向下迁移深度大约在20—60 cm. 因此选择采样深度分别为0—15 cm、15—25 cm、25—40 cm、40—60 cm. 剖面的规格为长1.5 m，宽0.8 m，深1.2 m. 挖掘土壤剖面要使观察面向阳，采样次序自下而上，尽量用竹片或竹刀去除与金属采样器接触的部分土壤，再用其取样，采样完成后将底土和表土按原层回填到采样坑中.
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采集后的土壤样品置于清洁的风干室内自然风干，将风干后的土样放在清洁塑料板上用木棍辗压，除去2 mm以上杂物，使样品全部过20目分样筛. 将过筛后的土样经玛瑙研钵研细后过100目尼龙网筛，充分混合均匀备用.
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本研究选用采自贵州省贵阳市乌当区盘龙山的大灰藓（Hypnum plumaefoeme ）作为监测材料. 采集长度>6 cm的植株，除去死去的茎叶与杂物，用自来水清洗表面泥土与浮尘颗粒，用l%的硝酸浸泡24 h，再用去离子水清洗3次，每次0.5 h，置于清洁处自然风干. 用尼龙袋（网眼2.0 mm×2.0 mm）做成规格为15.5 cm×6.5 cm的口袋，称取（3.0±0.2） g干苔藓装进袋内封口，即可提供100 cm2的苔袋表面积[26]. 制作苔袋时应戴乳胶手套避免污染，装好的苔袋置于密封袋内备用.
将Moss Bags悬挂在各监测点离地面3—3.5 m的位置，每个监测点悬挂n组（n>5），以便于对离群数据进行分析，每组中一个完全暴露于空气中，另一个用塑料罩覆盖如图2所示，分别用于采集总沉降和干沉降，每3个月取下的Moss Bags所损失的重量不大于5%. 将采集的苔袋加以标签保存在干净的密封袋内备用.
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电感耦合等离子体质谱仪（ICP MS）：Agilent 7800；石墨炉原子吸收光谱仪：Vario 6；火焰原子吸收光谱仪：ICE 3300；微波消解仪：Milestone ETHOS UP；水浴恒温振荡器：WHY-2A；低速离心机：TD5Z. 去离子水；盐酸、高氯酸、氢氟酸、硝酸、双氧水：优级纯；乙酸、乙酸钠：分析纯.
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土壤样品按照中华人民共和国国家标准GB/T 17141—1997《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》测定，称取土壤样品（0.1000±0.0005）g于50.00 mL聚四氟乙烯坩埚中，用去离子水润湿后加人5.00 mL盐酸于电热板上低温加热，当蒸发至约2—3 mL时，取下稍冷，然后加人5.00 mL硝酸、4.00 mL氢氟酸、2.00 mL高氯酸，加热至冒浓厚高氯酸白烟时，加盖，待坩埚上的黑色有机物消失后，开盖驱赶白烟并蒸至内容物呈粘稠状，消解溶液定容至25.00 mL，用石墨炉原子吸收光谱仪检测，分析过程加入国家标准土壤样品（GSS-2、GSS-5）进行分析质量控制.
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称取采集的苔藓（0.3000±0.0005） g，加入5.00 mL硝酸和2.00 mL双氧水，用微波消解仪消解3 h，同时设空白样. 将完全消解的样品定容至25.00 mL，用ICP-MS上机检测.
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称取土壤样品10.00 g，采用Tessier法进行表层土壤镉元素形态的提取，具体见表1，提取后溶液用ICP-MS上机检测.
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称取（2.000±0.0002）g土样置于50.00 mL的离心管中，分别加入0.00、0.50、1.00、5.00、10.00、20.00 mg·L−1浓度的Cd溶液10.00 mL，分别在15、25、35 ℃恒温振荡后在4000 r·min−1转速下离心5 min，然后将上清液过0.45 μm滤膜，用火焰原子吸收光谱仪检测.
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采用Excel、SPSS、Arc GIS数据处理软件对所测的数据进行统计分析. 变异函数计算公式如下：
式中，h为两个样本点之间的空间距离，N（h）为以h为间距的所有观测点的样本对数，Z（xi）、Z（xi+h）为样本点在空间位xi、xi+h处的样本值.
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大气沉降通量表示的是，单位面积单位时间沉降的重金属量，其计算公式为 ：
式中，Fd为沉降通量（µg·m−2·d−1）；M为Moss Bags 富集重金属元素量（µg）；S为元素沉降面积（m2）；D为采样天数（d）.
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本实验采用吉布斯自由能方程来分析温度对平衡吸附系数的影响（根据Freundlich方程拟合参数来计算），吉布斯自由能变化值（∆G0）可用于评估吸附反应是否自发进行：
式中，∆G0为标准吉布斯自由能（kJ·mol−1）；KF为Freundlich常数；T—绝对温度（K）；∆H0为吸附标准焓变（kJ·mol−1）；∆S0为标准熵变（kJ·（mol·K）−1）.
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遵义地区表层土壤中镉含量坐标分布和空间差异分布见图3. 土壤所有样点镉含量原始数据描述性统计结果列于表2，结果表明用平均值加减3倍标准差替换异常值后，镉含量分布在峰度与偏度上显著下降，平均值和中位数更为接近，标准差和变异系数也明显减小. 表层土壤镉含量最大值为2.565 mg·kg−1，最小值为0.099 mg·kg−1. 经过变异函数的分析，得到变异函数模型和变异参数如表3所示，块金值与基台值之比称为基底效应，可以表明样本变量的空间相关性程度，若比值<25%，说明系统具有强烈的空间相关性[27]. 在研究区内，土壤镉元素的块金值与基台值之比在16.54%，表明遵义地区表层土壤镉具有强烈的空间相关性，在空间分布上受土壤内在属性、地形及大气沉降的影响较大. 主变程为0.0488，总体来说遵义地区表层土壤镉呈非均匀分布.
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遵义地区大气总沉降通量统计结果见表4，各采样点大气沉降通量差异明显，变异系数在0.68—1.15之间，变异系数均较大，镉大气沉降通量最小值为0.32 µg·m−2·d−1，最大值为14.9 µg·m−2·d−1，平均值5.50 µg·m−2·d−1. 镉大气沉降通量分布不均匀，局部地区可能受到点源污染，受人为源影响在大气中迁移扩散.
遵义地区与其他地区镉大气沉降通量对比见表5，与其他地区相比遵义地区镉大气沉降通量偏高，这与遵义曾是贵州地区历史土法炼锌工业区有关，遵义地区大气受到了一定的污染；但与矿区周边相比要低很多，说明遵义地区大气镉污染比采矿周边大气污染要小，但是也不容忽视.
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遵义地区镉元素大气干、湿沉降通量统计见表6，各季度大气干、湿沉降通量差异明显，干沉降变异系数在0.83—1.25之间，湿沉降变异系数在0.51—1.04之间，变异系数均较大，镉的大气沉降通量季节差异较为明显，整体上冬半年高于夏半年，干沉降在春东两季所占比重要高于夏秋两季，这与镉元素主要来自冶炼、燃煤、石油和垃圾焚烧等产生的废气[35]有关，随着冬半年燃煤量的增加镉大气沉降通量也有所增加. 湿沉降所占比重在夏秋两季偏高，降雨量增加随雨水迁移到土壤的湿沉降也随之 增加.
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大气中镉的来源如图4所示. 大气镉的污染主要来自于铅锌矿开采、有色金属冶炼、燃煤、电镀、电池、油漆生产等. 在前期研究报道过在贵州土法炼锌地区，镉在大气典型的排放源10 km范围内用藓袋法可监测到3.32—47.2 mg·m−2·mon−1[36]，陈强等2020年报道广东大宝山矿区镉大气沉降通量平均值为1.97 g·hm−2·a−1[37]，一煤矿工厂区镉的大气沉降通量为12.0 g·hm−2·a−1，超过我国平均水平（4 g·hm−2·a−1）约3倍[38]. 大气是镉赋存和传输的重要媒介，进入大气的镉随风向、重力、降水等进行大范围扩散，造成大气中镉向土壤沉降，最终导致表层土壤镉含量较高. 许多工业发达国家，大气沉降对土壤系统中重金属累积贡献率在各种外源输入因子中排在首位[37]. 由此可知镉大气沉降会对土壤镉污染造成一定程度的影响，因此监测镉大气沉降通量是非常有意义的.
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不同深度的剖面土壤镉含量随深度变化示意见图5，含量与深度关系见图6，由图可知剖面样镉元素最大值为0.40 mg·kg−1，最小值为0.19 mg·kg−1，平均值为0.268 mg·kg−1. 镉元素在各个土壤剖面的含量呈从高到低逐渐降低趋势，表层土壤镉元素含量大于深层土壤镉元素含量. 镉元素在40—60 cm处镉元素含量变化不大，以此推断垂向剖面更深层土壤中镉元素含量将趋于稳定. 土壤深度越深受人类活动影响越小，深层土壤能近似地反映原生环境元素分布、赋存状态，而浅层土壤与生态环境联系密切，受人为干扰最严重. 镉大部分富集在土壤表层，给农业生产带来了极大的风险.
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土壤中的镉按照Tessier法提取顺序可划分为5种形态：可交换态（EXC）（包括水溶态）、碳酸盐结合态（CA）（包括专性结态）、铁猛氧化物结合态（Fe-Mn）、有机物-硫化物结合态（OM）（简称有机结合态）、残留态（RES）（即硅酸盐态）.
对遵义地区剖面土壤0—15 cm层土壤进行镉形态提取及测定，镉各形态含量占比见图7，遵义地区0—15 cm层土壤镉形态以EXC和Fe-Mn为主，EXC占到土壤镉总形态的18%—40%，可交换态的镉毒性最强，能较好地反映出人为因素所造成的污染，这些土壤化学活动性较高，当其作为农用土壤使用时，Cd的可交换态部分会随着环境的改变被植物吸收从而进入食物链并在人体内累积[1]，这将对人体健康构成威胁.
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Freundlich模型能较好地拟合镉在土壤中的等温吸附数据[39]，根据吉布斯自由能方程和Freundlich方程拟合参数，计算得到相关热力学参数见表7. 当0<|∆G0|<20 kJ·mol−1时吸附类型为物理吸附[40]，本实验|∆G0|<20 kJ·mol−1因此土壤对镉的吸附过程属于物理吸附，主要作用力为范德华力. 在不同实验温度下，|∆G0|大小顺序基本为：308 K>298 K>288 K，吸附作用随温度的升高而减小，这说明低温或者是常温更有利于Cd在土壤表面的吸附.
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大气是镉赋存和传输的重要媒介，在前期研究报道过在土法炼锌地区，镉元素在大气典型的排放源10 km范围内用藓袋法可监测到3.32—47.2 mg·m−2·mon−1[36]，造成大气中向土壤可沉降的镉总量增加，最终导致附近土壤表层镉含量较高，土法炼锌区域土壤受镉污染的其中一条重要途径是大气中镉的干湿沉降. 干湿沉降与土壤相关性分析表明，大庆市干湿沉降中Cd、Zn含量与土壤中Cd、Zn含量呈现出极强相关性[32]. 大气沉降中的镉迁移到土壤中具有较强的吸附力，吸附率在85%—95%，一般停留在表层0—15 cm的土壤中，15 cm以下含量显著减少[24]. 大气中镉沉降与土壤中对镉负载有一定关系.
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大气颗粒物中镉具有极强的的水溶性，其水溶性在10%—40%之间，苔袋法为阳离子交换过程为捕获空气中的细颗粒提供了非常大的表面积，可以捕获空气中的微粒[26，41-42]. 因此苔袋法监测的是大气颗粒物中细颗粒物镉大气沉降通量，镉水溶性在粒径0.44—0.77 μm的细颗粒中达到最大值[43]，因此水溶性的镉在随大气沉降迁移至土壤表面时由于具有较强的化学活动性而被表层土壤吸附，在土壤表层迁移扩散. 大气颗粒物水溶性重金属具有较高的毒性，随大气沉降进入土壤后会增加土壤镉可交换态含量.
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吸附热力学实验表明镉的|∆G0|<20 kJ·mol−1，属于物理吸附，范德华力占主导作用，且低温（或者是常温下）更有利于镉在土壤表面的吸附. 大气沉降中镉迁移到土壤中时有强烈的吸附作用. 这一吸附作用可以看作土壤与溶液界面的吸附，从吸附速度看，溶液中吸附速度一般比气体慢，表现出扩散速度比较慢，因此很容易停留在土壤表面而不易向下深度扩散.
土壤作为胶体表面往往结合H2O后在土壤晶格点上会形成羟基和氢键，它们都属于弱键在常温下容易与镉结合并在土壤表面吸附、负载. 镉元素在土壤中的固定，主要由于黏土矿物和腐殖酸的吸附，一般土壤胶体越多或胶体上的负电荷越多，对镉的吸附能力越强.
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（1）遵义地区表层土壤中镉含量最大值2.656 mg·kg−1，最小值0.099 mg·kg−1，土壤各镉元素的块金值与基台值之比在16.54%具有强烈的空间相关性，主变程为0.0488，说明均一性较弱呈非均匀分布；土壤剖面镉含量垂直分布规律为表层土壤含量高，深度在0—60 cm内随着土壤深度增加而逐渐降低.
（2）采用苔袋法（Moss bag）监测遵义地区镉元素大气沉降通量平均值为5.5 µg·m−2·d−1高于全国平均水平（1.1 µg·m−2·d−1），镉的大气沉降通量冬半年高于夏半年；大气沉降镉元素进入土壤后虽然会发生不同程度的流失和转移但大部分富集在土壤耕作层，长期来看大气输入土壤的镉元素给农业生产带来的风险，应引起足够的重视.
（3）大气中镉沉降与土壤中对镉负载有一定关系，通过热力学计算得出表层土壤对镉的吸附属于物理吸附，大气沉降中的镉迁移到土壤中具有较强的吸附力，这一吸附力可以看作土壤和溶液的固液吸附扩散速度慢，因此镉元素大气沉降会影响表层土壤镉元素含量分布.
贵州遵义地区镉大气沉降通量与表层土壤分布特征
Atmospheric deposition flux of cadmium and distribution characteristics of surface soil in Zunyi, Guizhou
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摘要: 利用苔袋法（Moss Bag）研究遵义地区镉大气沉降通量；采集表层土壤样889 个和土壤剖面样20 个检测镉元素含量，并对土壤镉元素进行化学形态分析和吸附热力学实验。结果表明，该区域尺度表层土壤镉含量在0.099—2.656 mg·kg−1，土壤镉元素的块金值与基台值之比在16.54%具有强烈的空间相关性，主变程为0.0488，呈非均匀分布；土壤剖面表现为0—15 cm镉含量最高且镉含量随深度增加而降低；镉元素大气沉降总通量最小值为0.32 µg·m−2·d−1，最大值为14.9 µg·m−2·d−1，高于全国平均值；表层土壤镉化学形态以可交换态和铁锰氧化物结合态为主，可交换态占到土壤镉形态的18%—40%；镉|∆Go|<20 kJ·mol−1表层土壤镉吸附过程属于物理吸附。因此大气沉降与表层土壤接触后发生物理吸附，这一吸附为固液吸附且扩散速度慢，因此大气沉降中的镉一般停留在土壤表层不易向下扩散。实验结果证明该地区镉大气沉降影响耕作层土壤镉含量，为农业生产带来风险，应引起足够的重视。Abstract: Using Moss Bag Method to study stmospheric deposition flux in Zunyi Area. Collect 889 surface soils and 20 soil profiles to detect cadmium content. And conduct chemical species analysis and adsorption thermodynamic experiments on soil cadmium. The results show: The cadmium content in the surface soil is 0.099—2.656 mg·kg−1. The nugget value to the abutment value of soil cadmium ratio is 16.54% and showing soil cadmium has a strong spatial correlation. The main variation range of cadmium in the surface soil is 0.0488, showing a non-uniform distribution. The soil profile shows that the surface layer is higher than the core soil layer and tends to be stable at 40—60 cm. The minimum total flux of atmospheric deposition of cadmium is 0.32 µg·m−2·d−1, the maximum is 14.9 µg·m−2·d−1, which is higher than the national average. The chemical forms of surface soil cadmium are mainly commutative state and iron manganese oxide combined state accounts for 18%—40% of soil cadmium forms. Cadmium|∆Go|<20 kJ·mol−1 thus proves that the adsorption process of surface soil cadmium belongs to physical adsorption. Therefore, physical adsorption occurs after atmospheric deposition and surface soil contact. This adsorption is solid-liquid adsorption and has a slow diffusion rate, cadmium in atmospheric deposition generally stays on the surface of the soil and is not easy to diffuse downward. The experimental results prove that the atmospheric deposition of cadmium in this area affects the cadmium content of the cultivated soil and brings risks to agricultural production, which should be taken seriously.
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Key words:
- top soil /
- cadmium /
- sedimentation flux /
- distribution characteristics /
- Guizhou Zunyi
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图 2 暴露与完全覆盖的Moss Bags 及几何尺寸
Figure 2. Exposed and fully covered Moss Bags and geometric dimensions
图 3 遵义地区表层土壤镉含量空间差异分布及坐标分布图
Figure 3. Spatial distribution and coordinate distribution of cadmium content in surface soil in Zunyi area
图 4 大气中镉来源及扩散示意图
Figure 4. Schematic diagram of the source and diffusion of cadmium in the atmosphere
图 5 遵义地区土壤剖面镉含量（mg·kg−1）随深度变化示意图
Figure 5. Schematic diagram of soil cadmium content （mg·kg−1）changes with depth in Zunyi area
图 6 遵义地区土壤剖面镉含量与深度关系图
Figure 6. The relationship between cadmium content and depth of soil profile in Zunyi area
表 1 Tessier法步骤
Table 1. Tessier method steps
步骤Step 实验提取试剂
Experimental extraction reagent实验条件
Experimental conditions土/液Soil/Liquid 1 1 mol·L−1MgCl2（pH=7.0） 25 ℃下振荡1 h 1∶8 2 1 mol·L−1NaAc（HAc调pH=5.0） 25 ℃下振荡5 h 1∶8 3 0.04 mol·L−1 NH2OH·HCl的25% HAc溶液 96 ℃水浴浸提6 h 1∶20
40.01 mol·L−1 HNO3、30% H2O2
3.2 mol·L−1 NH4Ac、20% HNO3溶液85 ℃水浴浸提2 h
85 ℃水浴浸提2 h
25 ℃下振荡30 min1∶8
1∶11
1∶20
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表 2 遵义地区表层土壤镉含量的描述统计
Table 2. Descriptive statistics of cadmium content in surface soil in Zunyi area
元素
Element样品数
Number of
samples平均值
Average
value标准差
Standard
deviation中位数
Median范围
Range变异系数
Coefficient
of variation峰度Kurtosis 偏度Skewness Cd 889 0.357 0.24 0.344 0.099—2.565 0.67 13.66 3.15 异常值检验后结果统计
Result statistics after outlier test元素
Element样品数
Number of samples平均值
Average value标准差
Standard deviation中位数Median 范围
Range变异系数
Coefficient
of variation峰度Kurtosis 偏度Skewness Cd 889 0.356 0.217 0.344 0.099—2.07 0.61 8.66 2.62
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表 3 变异函数模型及变异参数
Table 3. Variation function model and variation parameters
元素
Element变异函数模型
Variogram model块金值
Nugget value基台值
Abutment value主变程
Main variable range块金值/基台值/%
Nugget value/abutment valueCd Spherical 0.0274 0.1658 0.0488 16.54
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表 4 遵义地区大气总沉降通量统计结果 （µg·m−2·d−1）
Table 4. Statistical results of total atmospheric deposition flux in Zunyi area （µg·m−2·d−1）
采样点Sampling site 1—3月
January —
March4—6月
April —
June7—9月
July —
September10—12月
October —
December最大值
Max最小值
Minimum标准差
Standard deviation变异系数
Coefficient of variationS1 10.5 5.7 1.2 12.8 12.8 1.2 5.16 0.68 S2 11.9 5.7 1.2 14.9 14.9 1.2 6.15 0.73 S3 8.7 4.3 0.91 12.8 12.8 0.91 5.18 0.78 S4 5.3 3.3 0.63 7.5 7.5 0.63 2.92 0.70 S5 3.3 0.9 0.32 5.8 5.8 0.32 2.50 0.97 S6 8.9 1.9 0.42 6.7 8.9 0.42 3.98 0.89 S7 10.3 1.1 0.64 8.2 10.3 0.64 4.92 0.97 S8 13.1 1.5 0.26 5.3 13.1 0.26 5.79 1.15
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表 5 遵义地区与其他地区镉大气沉降通量（µg·m−2·d−1）
Table 5. Cadmium atmospheric deposition flux in Zunyi area and other areas （µg·m−2·d−1）
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表 6 遵义地区镉大气沉降通量（µg·m−2·d−1）
Table 6. The atmospheric dry deposition flux of cadmium in Zunyi area （µg·m−2·d−1）
采样点Sampling site 1—3月
January to March4—6月
April to
June7—9月
July to September10—12月
October to December最大值
Max最小值Minimum 标准差
Standard deviation变异系数
Coefficient of variation干
沉
降S1 6.3 2.10 0.42 8.5 8.5 0.42 3.72 0.86 S2 7.6 2.50 0.51 9.2 9.2 0.51 4.12 0.83 S3 5.2 1.90 0.31 8.1 8.1 0.31 3.47 0.90 S4 3.1 1.20 0.25 5.2 5.2 0.25 2.19 0.90 S5 2.1 0.21 0.12 2.3 2.3 0.12 1.18 1.00 S6 5.7 0.72 0.15 4.2 5.7 0.15 2.69 1.00 S7 6.2 0.43 0.28 4.6 6.2 0.28 2.99 1.04 S8 9.1 0.52 0.11 3.5 9.1 0.11 4.15 1.25 湿
沉
降S1 4.2 3.60 0.78 4.3 4.3 0.78 1.65 0.51 S2 4.3 3.20 0.69 5.7 5.7 0.69 2.12 0.61 S3 3.5 2.40 0.60 4.7 4.7 0.60 1.74 0.62 S4 2.2 2.10 0.38 2.3 2.3 0.38 0.91 0.52 S5 1.2 0.69 0.20 3.5 3.5 0.20 1.46 1.04 S6 3.2 1.20 0.27 2.5 3.2 0.27 1.31 0.74 S7 4.1 0.67 0.36 3.6 4.1 0.36 1.94 0.89 S8 4.0 1.00 0.15 1.8 4.0 0.15 1.65 0.96
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表 7 镉在土壤上的吸附热力学参数
Table 7. Adsorptionthermodynamic parameters of Cd in soils ofnineareas
土壤编号
Soil numberKF ∆G0/（kJ·mol−1） ∆H0/
（kJ·mol−1）∆S0/
（kJ·（mol·K）−1）288 K 298 K 308 K 288 K 298 K 308 K 1号 63.665 96.472 1326.173 −9.946 −11.321 −18.412 199.991 0.709 2号 34.857 46.602 29.689 −8.503 −9.518 −8.683 −34.404 −0.0835 3号 37.932 53.543 74.542 −8.706 −9.862 −11.041 25.249 0.118 4号 1.866 51.439 46.541 −1.494 −9.763 −9.778 −9.295 0.00157 5号 11.013 17.828 17.997 −5.744 −7.137 −7.401 0.721 0.0264
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