陽離子交換量浸提劑

❶ 土壤地球化學基準值與背景值

一、基本概念及統計方法

1.基本概念

土壤地球化學基準值和背景值是土壤地球化學研究的最基礎的特徵參數，它們分別代表了不同環境土壤中的元素含量水平和變化規律。

土壤地球化學基準值反映的是原始自然狀態條件下（第Ⅰ環境）各類成土芹配液母質的元素地球化學豐度，其控制因素主要是地質背景、沉積物來源和類型，以及地貌氣候條件，以深層土壤地球化學調查元素含量表徵。它是研究表生元素地球化學行為（次生富集或貧化）的重要參比值，也是圈定礦致類元素異常、成土母質環境質量、農產品品質與安全性及防治對策等研究的基本參考值。

土壤地球化學背景值反映的是成土母質在表生環境條件下，經過人類活動與自然改造所形成的表層土壤（第Ⅱ環境）元素地球化學平均含量，以表層土壤地球化學調查元素含量表徵。它與土壤地球化學基準值有著密切繼承關系，總體受土壤地球化學基準值的控制，但由於經長期風化、淋溶作用和人類生產生活等活動的改造，表層土壤地球化學特徵已發生一定的演變，導致兩者之間存在一定的差異。它是土壤嫌物環境質量評價、土地管護和合理利用、土壤改良和平衡施肥、農業種植規劃、土壤生態環境保護決策的基礎依據。

2.統計方法

依據《多目標區域地球化學調查規范（1：25萬）》（DD2005—01）「同一沉積環境、同一物質來源、滿足正態分布」的土壤地球化學基準值確定原則。本次研究土壤地球化學基準值和背景值的求取首先依據《數據的統計處理和解釋正態性檢驗》（GB/T4882—2001），對數據頻率分布形態進行正態檢驗。以基準值為例，當統計數據服從正態分布時，用算術平均值（X）代表基準值，算術平均值加減2倍算術標准偏差（X±2S）代表基準值變化范圍；服從對數正態分布的數據，用幾何平均值（X_g）代表基準值，幾何平均值乘幾何標准偏差的平方（X_g·S^±2）代表基準值變化范圍；不服從正態分布的數據，按照算術平均值加減3倍算術標准偏差（X±3S）或幾何平均值乘幾何標准偏差的立方（X_g·S^±3）進行剔除，經反復剔除後服從算術正態分布或對數正態分布時，用算術平均值或幾何平均值代表土壤基準值，算術平均值加減2倍算術標准偏差（X±2S）或幾何平均值乘除幾何標准偏差的平方（X_g·S^±2）代表基準值變化范圍。經反復剔除後仍不滿足正態分布或對數正態分布，當呈偏態分布時，以眾值或平均值代表基準值；當呈雙峰或多峰分布時，以中位值或平均值代表基準值。

在進行pH參數統計時，先將土壤pH換算成［H^＋］平均濃度進行統計計算，然後再換算為pH，其公式為

魯東地區農業生態地球化學研究

利用K值（統計值與參比區（全國、全省等）的比值）比較元素（指標）的相對富集或貧乏特徵。規定比值＜0.80時為明顯偏低，比值在0.8～0.90時為偏低，比值0.90～1.10時為接近（或相當），比值在1.10～1.20時為偏高，比值＞1.20時為明顯偏高。變異系數是反映元素分布均勻程度的一個重要參數，採用如下經驗值判別：變異系數＜0.4，元素分布均勻；0.4≤變異系數＜1.0，元素分布較不均勻；1.0≤變異系數＜1.5，元素分布不均勻；變異系數≥1.5，元素分布極不均勻。

二、土壤地球化學基賣肢准值

研究區土壤地球化學基準值特徵參數統計見表3-1。研究區土壤地球化學基準值與山東省土壤平均值（C層）和1990年國家環境保護局、中國環境監測總站測定的中國土壤元素平均值（C層，僅13項指標）對比有如下特徵：

1）研究區土壤元素基準值與中國土壤元素平均值（C層）相比，比值在0.293～0.913之間，其中偏低的元素有（0.8＜K值≤0.9）：F，Ni，Co，V，明顯偏低的元素有（K值≤0.8）：Hg，Se，As，Zn，Cu，Cd，這說明區域原始土壤中Hg，As，Cd，Ni等元素環境質量較好，但同時也說明Cu，Zn，F，Co等微量營養元素總量不足，特別是Se僅為全國的39%，Zn含量僅為全國土壤值的71%。Mn，Cr，Pb 三元素與中國土壤平均值（C層）較為接近（K值＞0.9）。

2）與山東省土壤平均值（C層）對比，深層土壤中相對偏低和明顯偏低的元素有（K值≤0.9，按從小到大的順序排列）：As，Cu，Zn，F，Co，Cd，Cr，Ni，Hg，Pb，其中As，Cu，Zn明顯偏低，分別是山東省土壤平均值（C層）的67%，69%，89%；Se明顯高於山東省土壤平均值（C 層），為山東省土壤平均值的1.23倍，而V，Mn與山東省土壤平均值（C層）基本接近。

3）深層土壤中大部分元素含量分布均勻，變異系數（CV）大多在0.07～0.40 之間，特別是SiO₂，pH，Al₂O₃，Ge，Ga，K₂O，Rb，Y，Tl，Be等元素變異系數在0.09～0.25之間；而分布較不均勻的元素有：Mo，I，Br，CaO，C，Cd，Ni，Ag，P，Bi，Pb，Mn，W，OrgC，Th，As，Cr，Cu，Se，MgO，Sr，Zn，Co，B，Ba，其變異系數在0.43～0.89之間；分布不均勻的元素有 S，Sb，其變異系數分別為1.4，1.09；分布極不均勻的元素有 Cl，Au，Hg，變異系數分別為：3.89，2.63，2.35。由此可見，在深層土壤中，難遷移和強分散元素的空間變異性最弱，強遷移的鹼（土）金屬元素變異性較強烈，與金成礦作用有關的元素（Au，Hg，S，Sb）空間變異性最強烈。

4）深層土壤中pH最高為9.66，最低為4.61，平均值為7.54，呈中性，尚未受到土壤酸化的影響。

表3-1 深層土壤地球化學含量特徵參數表

續表

註：深層土壤含量統計原始數據量為3522件。Au的含量單位為10^-9，Al₂O₃，C，CaO，K₂O，MgO，N，Na₂O，OrgC，SiO₂，TFe₂O₃含量單位為%，pH為無量綱，其指標含量單位為10^-6。

三、土壤地球化學背景值

土壤元素地球化學背景值參數統計見表3-2。土壤元素地球化學背景值與山東省土壤元素平均值（A層，48項指標）和1990年國家環境保護局、中國環境監測總站測定的中國土壤元素平均值（A層，46項指標）對比有如下特徵：

1）魯東地區土壤背景值與中國土壤平均值（A層）相比，絕大部分元素比值在0.303～0.871之間，偏低的元素有（0.8＜K值≤0.9）：V，La，Rb，Cr，F，TFe₂O₃，明顯偏低的元素有（K值≤0.8）：Mo，Hg，OrgC，Sb，W，Ag，I，As，Se，Bi，CaO，Br，U，B，Th，Li，Zn，Sc，Ge，MgO，Cu，Ni，Co，其中Mo為中國土壤平均值（A層）的30%，OrgC為中國土壤平均值（A層）的41%，Se為中國土壤平均值（A層）的53%，說明調查區中植物營養有益元素的總量是相對缺乏的。偏高的元素有（1.1＜K值≤1.2）：K₂O，Zr，明顯偏高的元素有（K值＞1.2）：Na₂O，Ba，Sr。

土壤化學成分與基岩、母質類型相關，母岩風化形成的土壤其地球化學元素特徵總體與岩石地球化學特徵一致。調查區廣泛發育中酸性、酸性侵入岩，這類岩石本身缺乏MgO，CaO，Fe₂O₃，Co，Cr，V，Ti，Ni，Mn等，而富含Al₂O₃，K₂O，Na₂O和Ba，Sr，Zr等元素，加上礦化作用的影響，致使這些元素的背景值較高。此外，土壤以粗骨土、石質土為主，顯酸性，淋溶作用強烈，致使鹼金屬、鹼土金屬元素大量流失。

2）與山東省土壤平均值（A層）對比，表層土壤中偏低的元素為（K值≤0.9，按從小到大的順序排列）：Mo，W，CaO，Ag，Sb，Br，As，I，Bi，B，Co，MgO，Cu，Ge，Cr，Be，U，F，Ni，V，Li，Th，pH，Sc，Rb；表層土壤中偏高的元素有（K值≥1.1，按從大到小的順序排列）：P，TFe₂O₃，Ba，OrgC，N，Hg，Sr，Ga，Zr，Se，Cd，K₂O，Na₂O，其中 P，TFe₂O₃，OrgC，N，Sr，Se，K₂O，Na₂O等元素為植物營養有益元素，這些元素組合特徵，反映了魯東地區是多種名優特農產品重要產地這一特色；重金屬元素Hg，Cd含量分別為山東省土壤平均值（A層）的1.31，1.18倍，其污染程度略高於山東省其他地區。

3）表層土壤中分布最不均勻的元素是Hg，變異系數為5.04，分布極不均勻的元素還有Cl，Au，S，變異系數分別是4.05，3.42，3.07；分布不均勻的元素有Cd和I，變異系數分別為 1.27，1.11；分布較不均勻的元素有：Br，Ag，Mo，Pb，Sb，Cu，Bi，Se，Ni，CaO，As，W，Cr，MgO，Th，Sr，C，B，Ba，La，Sn，其變異系數在0.401～0.921之間，其他元素變異系數＜0.4，分布均勻。表層土壤大部分元素的變異特徵與深層土壤具有相似性，說明表層土壤在風化過程中對深層土壤有一定的繼承性。

4）深層土壤中pH平均為7.54，而表層土壤中pH平均為6.51，最低為3.8，土壤酸化較嚴重。有機碳0.73%，全碳0.74%，說明表層土壤有機質較缺乏。

表3-2 表層土壤地球化學含量特徵參數表

續表

續表

註：表層土壤含量統計原始數據量為13 674件。Au 含量單位為10^-9，Al₂O₃，C，CaO，K₂O，MgO，N，Na₂O，OrgC，SiO₂，TFe₂O₃含量單位為%，pH為無量綱，其餘指標含量單位為10^-6。

四、土壤元素有效量及控制因素

（一）基本概念和統計方法

1.土壤元素有效量

土壤元素有效量是指特定實驗操作條件下（針對一定粒級的樣品組分，採用規定的浸提劑、液土比、實驗溫度、振盪時間等）浸取得到的土壤中呈相對活動狀態存在於土壤中，被認定為能被植物直接吸收利用，或易溶於水體遷移的那部分元素組分。雖然，採用上述方法提取得到的元素組分是否真正是土壤中「生物有效態」組分還需要通過理論和實驗的檢驗，但總體來說，與土壤元素總量相比，有效態組分具有更直接的生態環境意義，能夠更有效地反映植物營養元素的供給能力。元素有效量與全量的比值為有效度，它是衡量元素在土壤環境中的活性程度或植物可吸收水平的指標，有效度是全量、有效量及有機質和pH等理化參數的函數。本次調查按1點/36km²的采樣密度對調查區土壤中N，P，S，K，Mo，Zn，Fe，Cu，B，Mn，Se 等 11種元素有效態含量及對應全量、有機質、pH、陽離子交換量（CEC）進行了調查。

2.土壤元素有效量背景值統計方法

在反復剔除平均值加減3倍標准離差的離散值後，以算術平均值作為有效量背景值。當統計數據較少（不足30個）時，用中位值作為土壤元素背景值。計算土壤元素有效度平均值採用先計算單點有效度再逐步剔除異常值的方法進行統計，以更加客觀地反映土壤元素的有效度狀況。

（二）土壤元素有效量與有效度

調查區土壤元素有效態背景值參數統計結果見表3-3。N，P，K，Mn，Zn，Fe等元素有效態含量既高於山東省土壤平均值，又高於土壤臨界值，說明調查區土壤質量較好，供肥能力較強，從含量變化范圍來看，調查區絕大部分地區Zn，P，Mn 養分富足，而 N，K，Fe，Cu存在較大面積缺乏。Mo，B兩元素低於山東省土壤均值，也低於土壤臨界值，說明Mo，B元素在土壤中營養水平較差，易出現缺乏現象，同時說明山東省土壤Mo，B含量普遍偏低，應引起重視。區內S有效量平均值為35.9×10^-6，含量在7.0×10^-6～91.2×10^-6之間，變化幅度較大，局部土壤缺乏。

統計表明，調查區土壤元素全量排序依次為（均值，10^-6）：Fe 3.90（%），K 2.60（%），N 883，P 773，Mn 706，S 31.6，Zn 58.6，B 31.6，Cu 20.2，Mo 0.75，Se 0.21，元素有效量依次為（均值，10^-6）：K 148，N 118，Mn 71.6，Fe 69.9，P 49.62，S 35.9，Zn 4.24，Cu 1.80，B 0.386，Mo 0.084，Se 18.50（10^-9）。對比兩者間的排序，可以發現土壤元素有效量與全量總體排序十分相似，如K，Fe，N，Mn無論是全量還是有效量均較高，含量級別往往高於其他元素一個或幾個含量級，又如Zn，B，Cu，Mo，Se 5種元素，無論是全量還有效量均處在第二級次，反映了土壤元素有效量總體受其元素豐度所控制。

由表3-3可見，調查區土壤元素有效度（%計）（由大到小）順序為：S 17.78，N 13.28，Mo 11.71，Cu 10.32，Mn 10.16，Se 8.77，Zn 7.87，P 6.88，B 1.32，K 0.59，Fe 0.18。可見不同元素的有效度相差懸殊，顯然，元素表生地球化學性質是決定其有效度的重要內因。

表3-3 土壤元素有效量背景值參數統計表

註：樣品統計原始數據量為1556件，有效量Se含量單位為10^-9，其餘為10^-6，全量K，Fe含量單位為%，其餘指標含量單位為10^-6。

（三）元素有效量及有效度影響因素

1.土壤元素全量對有效量的影響

統計分析表明，各元素全量與有效量的相關系數分別為：N 0.54，P 0.50，K 0.05，Cu 0.93，Mn 0.17，Mo 0.74，Zn 0.55，Fe 0.04，B 0.35，Se 0.19，S 0.62（置信度α=0.05時，顯著相關臨界值約為0.195）。即N，P，Cu，Mo，Zn，S等元素有效量受全量的影響較明顯，如圖3-1所示Cu，Mo兩元素全量與有效量呈顯著正相關關系，其他元素如K，Fe，Mn，B，Se等有效量受全量影響不明顯。因此，土壤元素全量資料對於農業施肥（N，P，Cu，Mo，Zn），環境質量及生態效應評價（Mn，Cu，Zn）等具有參考價值。

圖3-1 Cu，Mo有效量與全量相關性散點圖（顯著正相關）

2.土壤有機質對有效量和有效度的影響

（1）對有效量的影響

統計分析表明，土壤有機質含量與有效量間的相關系數分別為：N 0.27，P 0.27，K 0.23，Cu 0.43，Mn-0.05，Mo 0.18，Zn 0.44，Fe-0.32，B 0.50，Se 0.13，S 0.22。表明了多數元素有效量受土壤有機質含量的影響。其中，N，P，B，Zn，Cu等元素有效量與有機質含量呈顯著的線性正相關，Zn，B元素有效量與有機質相關性散點圖（圖3-2），表明增施有機肥，可以提高這些元素的有效量，從而提高其肥力；K，S，Mo，Se的有效量也隨著有機質含量的增加而增加，但相關性較差；而Mn有效量與有機質關系不明顯；Fe有效量與有機質呈顯著負相關。

圖3-2 B，Zn元素有效量與有機質相關性散點圖（顯著正相關）

（2）有機質對有效度的影響

統計分析表明，土壤元素有效度與有機質含量間的相關系數分別為：N-0.20，P 0.02，K 0.20，Cu-0.18，Mn-0.07，Mo-0.12，Zn 0.30，Fe-0.32，B 0.41，Se-0.19，S-0.33（置信度α=0.05時，顯著相關臨界值約為0.195），表明多數元素有效度明顯受土壤有機質含量的影響。其中K，Zn，B的有效度與有機質呈正相關性，B，S元素有效度與有機質相關性散點圖（圖3-3），表明有機質積聚，可使B，K，Zn等元素有效度提高，從而增加土壤肥力；同時也可使S，N，Fe，Se等元素有效度降低，其餘元素有效度與有機質相關性不明顯。

圖3-3 B，S元素有效度與有機質相關性散點圖（顯著相關）

3.土壤pH對有效度的影響

統計分析認為，元素有效度與pH間的相關系數分別為：N 0.03，P-0.10，K 0.28，Cu-0.18，Mn-0.69，Mo 0.02，Zn 0.31，Fe-0.42，B 0.51，Se-0.15，S 0.14（置信度α=0.05時，顯著相關臨界值約為0.195）。反映多數元素有效度明顯受土壤pH的影響，其中Fe，Mn 有效度與 pH 值顯著負相關（圖3-4），而 B，K，Zn 則與 pH 呈顯著正相關性（圖3-5），其餘元素有效度與pH相關性不明顯。即pH是影響土壤中Fe，Mn，B，K，Zn等元素有效性的重要因素。

圖3-4 Fe，Mn元素有效度與pH相關性散點圖（顯著負相關）

圖3-5 Zn，B元素有效度與pH相關性散點圖（顯著正相關）

以上研究表明，研究區土壤元素全量及有機質、酸鹼度等理化性質對土壤元素有效量及有效度有較大影響。土壤中N，P，Cu，Mo，Zn，S等元素全量是其有效量的重要影響控制因素；有機質含量較高有利於N，P，B，Zn，Cu等元素的活化，增加其有效量；土壤酸鹼度對Fe，Mn，B，K，Zn有效度有顯著影響，酸性土壤有利於提高Fe，Mn元素的有效量，而鹼性環境能使B，K，Zn元素有效量增高。土壤元素有效量與全量的關系及其影響因素的研究成果，對於農業施肥，環境質量評價等方面具有一定的指導意義。

五、表層與深層土壤元素地球化學特徵對比

（一）表層土壤與深層土壤元素富集趨勢分析

背景值與基準值的比值（富集系數）代表各指標在表層土壤中的富集程度。表層、深層土壤是在同一成土母質基礎上發育而成，土壤地球化學含量特徵理應一致，但表層土壤在成土過程中，受自然風化淋漓作用和人為擾動，如後期「工業三廢」、增施肥料、污灌和農葯等因素影響，使其含量特徵產生明顯差異。

從土壤地球化學背景值與基準值對比（表3-4）可以看出，背景值與基準值在土壤中的含量分布是極不均勻的，兩者之間既有聯系又有區別，既表現出一定的繼承性，又有不同的地球化學演化趨勢。本研究用富集系數K（K=背景值/基準值）探討元素在土壤剖面中的富集與貧化特徵，規定K＞2為強富集，K=1.3～2.0為富集，K=1.1～1.3為略富集，K=0.9～1.1為基本一致，K＜0.9為貧化。分段統計比值（表3-5）可以得出結論：

表3-4 土壤背景值與基準值及其比值表

續表

註：Au含量單位為10^-9，Al₂O₃，C，CaO，K₂O，MgO，N，Na₂O，OrgC，SiO₂，Fe₂O₃含量單位為%，pH為無量綱，其餘指標含量單位為10^-6，K=背景值/基準值。

表3-5 土壤背景值與基準值比值分類表

1）Co，MgO，Ni，TFe₂O₃，Sc，Li等指標的富集系數＜0.9，呈貧化狀態，可能是由於表層土壤在風化成壤作用與人類活動作用中有少量被遷移帶出，農作物吸收或淋溶至土壤深層所致；表層土壤與深層土壤pH比值為0.864，富集系數＜0.9，反映了在表生作用和人類活動如燃煤、汽車尾氣、污水灌溉等影響下，導致表層土壤pH降低（酸化）。

2）Sb，V，Ce，W，Au，Be，Al₂O₃，Ga，Th，As，Cr，La，Y，Mn，Ti，F，Tl，Ge，Rb，U，Nb，I，Ba，K₂O，Cu，SiO₂，B，Sr，Zn，Mo，Bi，Sn，Na₂O，CaO，Pb，Zr等大部分元素或指標的富集系數在0.9～1.1 之間，表層土壤與深層土壤的背景含量基本一致，基本上繼承了深層土壤的地球化學含量分布特徵，表明風化成土等表生地球化學作用及人類活動所造成的深、表層土壤地球化學成分的變化較小，主要受成土母質控制。

3）Ag，Br，Cl 3種元素富集系數在1.1～1.3之間，Ag元素富集受土壤成土母質（母岩）和後期人為活動的雙重影響；鹵族元素Cl和Br富集則可能與表層土壤對海洋水汽的持續接收有關。

4）Cd，Se，S，Hg，P元素的富集系數在1.3～2.0之間，表明這些元素在表層土壤中富集。其原因一方面與元素自身地球化學性質和成土母質、地質背景有關，另一方面可能與下列因素有關：

A.長期的農業生產活動如耕作、施肥、農葯帶來Cd，S，Hg，P 在表層土壤中的局部富集。

B.人類工業生產和居民生活帶來的污染。如工業與民用燃煤的長期使用，機動車尾氣、工廠「三廢」排放使Cd，Se，S，Hg在表層土壤中富集。

C.礦產資源的開發利用使Cd，Hg等在表層土壤中不斷積累，造成了元素的富集。這一事實從表層土壤因子分析結果中可明確地反映出來，因子分析表明，Cd，Hg與Au，Ag及Pb，Zn，Cu，Bi等金礦指示元素進入同一主因子，可見，表層土壤Cd，Hg等重金屬元素富集與金礦伴生元素或礦山開采有關。

5）C，N，OrgC富集系數＞2，表明這些指標在表層土壤中已趨於明顯富集，農業生產中有機肥、氮肥的使用是使研究區表層土壤中 OrgC 和 N元素含量顯著提高的主要原因；OrgC和C主要富集於山區，除與成壤作用及人類耕作有關外，還與動植物代謝、死亡積淀有關。

（二）表層土壤與深層土壤元素變異系數比較

表層土壤在成壤過程中元素受到活化遷移重新分配等自然作用及人為疊加擾動的影響，使得元素的含量變化幅度較大、空間分布差異明顯。因此，表層土壤某些元素的標准偏差與其平均值的比值（變異系數）與深層土壤相比有較大差別。

由表3-6可見，大多數元素表層土壤與深層土壤變異系數的比值在0.80～1.20 之間，這說明多數元素在表層土壤和深層土壤中的分布特徵相似，表層、深層土壤變異系數比值＞1.2 的元素多與金礦成礦作用和人類活動關系密切，如 S，Hg，Cd，Ag，pH，Cu，Pb，Au，Sn，Se等，特別是Hg元素，在表層土壤中的變異系數高達5.041，在深層土壤中為2.353，說明表層土壤中Hg受到較強烈的人為活動影響；S和Cd元素情況與此類似，其變異系數在表層土壤中高達 3.070，1.271，而在深層土壤中僅為1.399，0.7。Au，Ag在地質體單元中分布極不均勻，且在表層土壤中極易富集，導致在表層土壤中也有較高的變異系數。

表3-6 表層土壤與深層土壤元素變異系數對比表

續表

CaO與MgO在深層、表層土壤中變異系數都＞0.50，特別是CaO在深層土壤中變異系數達0.787，說明這類元素在不同岩體中含量差異懸殊。如在碳酸鹽岩中，CaO 含量可達50%以上，而在硅酸鹽岩石中含量＜5%。

❷ 土壤陽離子交換量前處理系統工作原理

原理 本實驗採用的是快速法來測定陽離子交換量。土壤中存在的各種陽離子可被 某些中性鹽(BaCl2)水溶液中的陽離子(Ba )等價交換。由於在反應中存在交 換平衡,交換反應實際上不能進行完全。當增大溶液中交換劑的濃度、增加交換 2+ 次數時,可使交換反應趨於完全。交換離子的本性,土壤的物理狀態等對交換反 應的進行程度也有影響。 再用強電解質(硫酸溶液)把交換到土壤中的Ba2+交換下來,由於生成了硫酸 鋇沉澱,而且氫離子的交換吸附能力很強,使交換反應基本趨於完全。這樣通過 測定交換反應前後硫酸含量的變化,可以計算出消耗硫酸的量,進而計算出陽離 子交換量。

❸ 土壤陽離子交換量為什麼用乙醇洗

土壤陽離子交換量為什麼用乙醇洗
1、稱取通過2mm孔徑篩的風干試樣2g（精確至0.01g）放入100ml離心管中，專加入屬少量EDTA-乙酸銨混合液，用橡皮頭玻璃棒攪拌樣品，使其變成均勻泥漿狀，再加EDTA-乙酸銨混合液使總體積達80ml左右，攪拌1-2min，然後用EDTA-乙酸銨混合液洗凈橡皮頭玻璃棒。

2、將離心管成對地放在粗天平兩盤上，加入EDTA-乙酸銨混合液使之平衡，再對稱地放入離心機中，以3000r/min轉速離心3-5min，棄去離心管中清液。如酸性、中性土壤需測定交換性鹽基組成時，則將離心後的清液收集於100ml容量瓶中，用混合液提取劑定容至刻度，作為交換性鉀、鈉、鈣、鎂的待測液。

3、向載有樣品的離心管中加入少量95%乙醇，用橡皮頭玻璃棒充分攪拌，使土樣成均勻泥漿狀，再加95%乙醇約60ml，用橡皮頭玻璃棒充分攪拌l
min，將離心管成對地放在粗天平兩盤上，加乙醇使之平衡，再對稱地放入離心機中，以3000r/min轉速離心3-5
min，棄去乙醇清液，如此反復3-4次，洗至無銨離子為止。

❹ 陽離子交換量的試驗步驟

取4隻100 mL離心管，分別稱出其重量（准確至0.0001 g,下同）。在其中2隻加入專1.0 g污灌區表層屬風干土壤樣品，其餘2隻加入1.0 g深層風干土壤樣品，並作標記。向各管中加入20 mL氯化鋇溶液，用玻棒攪拌4 min後，以3000r/min轉速離心至下層土樣緊實為止。棄去上清液，再加20 mL氯化鋇溶液，重復上述操作。
在各離心管內加20 mL蒸餾水，用玻棒攪拌1 min後，離心沉降，棄去上清液。稱出離心管連同土樣的重量。移取25.00 mL 0.1 mol/L硫酸溶液至各離心管中，攪拌10 min後，放置20 min，離心沉降，將上清液分別倒入4隻試管中。再從各試管中分別移取10.00 mL上清液至4隻100 mL錐形瓶中。同時，分別移取10.00 mL 0.1 mol/L硫酸溶液至另外2隻錐形瓶中。在這6隻錐形瓶中分別加入10 mL蒸餾水、1滴酚酞指示劑，用標准氫氧化鈉滴定，溶液轉為紅色並數分鍾不褪色為終點。

❺ 測定土壤陽離子交換量有哪些方法

聯合國糧農組織規定用於土壤分類的土壤分析中使用經典的中性乙酸銨法或回乙酸鈉法。中性答乙酸銨法也是我國土壤和農化實驗室所採用的常規分析方法，適於酸性和中性土壤。最近的土壤化學研究表明，對於熱帶和亞熱帶的酸性、微酸性土壤，常規方法由於浸提液pH值和離子強度太高，與實際情況相差較大，所得結果較實際情況偏高很多。新方法是將土壤用BaCl2 飽和，然後用相當於土壤溶液中離子強度那樣濃度的BaCl2溶液平衡土壤，繼而用MgSO4交換Ba測定酸性土壤陽離子交換量。 石灰性土壤陽離子交換量的測定方法有NH4Cl–NH4OAc法、Ca(OAc)2法和NaOAc法。目前應用的較多、而且認為較好的是NH4Cl–NH4OAc法，其測定結果准確、穩定、重現性好。NaOAc法是目前國內廣泛應用於石灰性土壤和鹽鹼土壤交換量測定的常規方法。

❻ 土壤陽離子交換量的浸提液可以過夜之後再用火焰光度計測嗎高手指點。

最好現做現測，放置12小時中間的一些復雜成分會起變化。

❼ 城市污水處理廠污泥重金屬污染治理方法

重金屬污染是污泥回用首先要解決的問題。由於重金屬具有難遷移、易富集和危害大等特點,
成為農業生產利用污泥的最主要限制因素。研究表明,
施用污泥可不同程度增加土壤和植物可食部分重金屬含量,進而通過食物鏈危害人畜健康。各地污泥所含重金屬種類相似,
但其含量卻相差很大。通常以處理生活污水為主所產生的污泥中重金屬含量較低,
而以處理工業廢水為主所產生的污泥中重金屬含量則較高。我國城市污水中工業廢水佔比較大,
故重金屬污染成為農業利用污水污泥的主要限制因子。
傳統處理方法：
傳統的污泥重金屬污染處理方法是污泥堆肥，即人工控制水分、C/
N
值和通風條件，通過微生物發酵作用,
將有機物轉變為肥料的過程。污泥堆肥化處理中污泥組成、堆肥化條件等均對重金屬形態有明顯影響,
水浸態重金屬含量減少,
交換態和有機結合態重金屬含量有所增加,
而殘渣態重金屬含量變化亦不同,
但比不同浸提劑所提取的其他形態重金屬總量高得多。研究表明，經堆肥化處理的污泥質地疏鬆,
可被植物利用的養分增加,
陽離子交換量增加50%，且因調理劑的稀釋作用,
重金屬約減少7
.
3%
～16%，
並使重金屬形態有較大變化。但此法對外界條件（pH、溫度、O2濃度等）的控制較為嚴格，且佔地大、周期長，不適用於緊急情況下的污泥重金屬污染治理。

❽ 土壤中重金屬元素有效量

(一)土壤中重金屬元素有效量提取劑及提取方法

土壤中重金屬元素全量只是評價土壤重金屬元素生物有效性和環境效應的基本前提，而對環境產生直接或潛在影響，或能被農作物吸收利用的，是土壤中重金屬元素全量中有效量。土壤中重金屬元素的有效量，並不是指以某個特定形態存在的組分，而是指以各種形態存在的組分中的活性部分。如果採用化學提取的方法，就是指能被某種提取劑提取的部分;如果採用農作物有效性的方法，就是指能夠被農作物直接利用的部分。因此，有效提取土壤中重金屬元素的有效量，並將其與農作物中重金屬元素含量結合起來揭示其間的必然聯系，是開展土壤重金屬元素生態效應評價的首要前提，也是建立重金屬元素生態效應評價體系和標準的基礎。要進行重金屬元素有效量提取，首先需要試制出有效的重金屬元素有效量提取劑及相應的提取方法。

在勘查地球化學、土壤化學和環境化學研究領域，通常採用連續提取的方法研究介質中元素的存在形態，並以此來判斷元素的活動性。連續提取法根據提取步驟和每一步所使用的提取劑的化學特性，將土壤中元素的存在形態劃分為5種相態或7種相態，這種劃分方法對於研究元素地球化學特性具有重要意義。如何根據形態分析結果確定元素的有效量尚不明確。因為在元素的各種存在形態中，水溶態和離子交換態的活動性較強，容易被農作物吸收;而其他各相態雖然不能被農作物直接吸收，但在一定環境條件下其中的一部分也可以轉化為農作物可以吸收的形態。很顯然，根據形態分析結果無法確定能被農作物吸收的有效量到底是多少。

在土壤中重金屬元素有效量研究方面，農業部門廣泛應用的元素有效態提取方法從理論到操作都比較成熟;但是有效態提取方法存在的一個缺憾是每一種方法只能針對某一種元素，至多兩種元素，難以在大規模土壤重金屬元素生態效應評價中推廣應用。因為土壤重金屬元素生態效應評價樣品數量大，分析測試指標多。有效態提取方法更側重農作物營養元素，對重金屬元素，如As、Cd、Hg、Pb等的研究不多，而這些元素則是重金屬元素生態效應評價中最重要的指標。

在有關元素有效態提取芹州方法的試驗研究中，關於通用型提取劑的研究已經有幾十年的歷史。所謂通用提取劑就是指能夠同時提取一個以上可評價土壤肥力或有毒元素有效態部分的提取劑，也稱為聯合提取劑(VanRaij，1994)。這一思路和相應的方法可以在重金屬元素有效量提取劑研製中借鑒。在通用型提取劑中，影響較大的有Mehlich3提取劑和AB－DTPA提取劑，這兩種提取劑被認為是可以測定任何類型土壤中元素有效態的通用提取劑(Jones，1990)。這兩種提取劑仍然是以提取農作物營養元素為重點，如Mehlich3提取劑把對有效P的提取放在首位;AB－DTPA主要針對Cu、Zn兩個元素，也是從農作物營養元素來考慮的。近年來，有研究者嘗試在土壤重金屬元素生態效應評價中使用AB－DTPA提取劑，取得了一些進展(馮兩蕊，2004;肖靈等，2004)。參考元素存在形態、有效態提取劑及提取方法研究應用現狀，結合生態效應評價的現實需要，重金屬元素有效量提取劑的研製即圍繞AB－DTPA展開。

AB－DTPA(碳酸氫氨－二乙三胺五乙酸)提取劑的化學組成為1mol/LNH₄HCO₃－0.005mol/LDTPA(pH=7.6)。其中的DTPA可以配位Fe、Cu、Mn、Zn、Pb、Ni、Cd等重金屬陽離子;浸提劑中的NH⁺₄能夠交換Na、K、Ca、Mg等鹼土金屬陽離子;振盪過程中，浸提劑中的HCO^－₃轉化為嫌羨蔽CO^2－₃後，與Ca₃(PO₄)₂中的Ca²⁺生成沉澱並釋放出其中的PO^3－₄。同樣原理，也可以釋放出MoO^3－₄、BO^3－₃、AsO^3－₄、SeO^2－₄等含氧酸根陰離子(Soltanpour，1985)，派帆這些陰離子恰好是對作物有效的存在形態。對於酸性土壤，由於AB－DTPA提取劑為pH=7.6的近中性溶液，加入土壤後不會明顯改變土壤酸鹼性及元素存在形態，仍然能夠以離子交換和配位作用方式提取各種陽離子和陰離子。從理論上分析，AB－DTPA就可以同時滿足對不同酸鹼類型土壤中元素有效量的提取。

AB－DTPA提取劑的有效性和實用性，通過AB－DTPA提取量與國家標准有效態提取方法提取量之間的相關性研究來確定。出於對比研究的需要，選擇有國家標准有效態提取方法的Cu、Zn、B、Mo和Si等幾個元素開展試驗。結果證明，對於石灰性和酸性土壤，AB－DTPA提取的Cu、Zn有效量與國家標准有效態提取方法提取的Cu、Zn有效態含量相關性均達到極顯著水平(α<0.01)(圖6－22)，說明用AB－DTPA提取劑能夠反映土壤中這兩個元素的有效量狀況。

利用AB－DTPA法與國家標准有效態提取方法提取的土壤Mo、S、Si有效量含量的相關關系也都達到了極顯著水平(α<0.01)，說明AB－DTPA提取劑也可以用來表徵土壤中Mo、S、Si等的有效量。

影響根系土中能被農作物直接吸收利用元素有效量的土壤理化特性包括pH值、電導率(EC)、有機碳(Org.C)含量、黏粒含量(nl)、陽離子交換量(CEC)等。在很多情況下，正是由於土壤理化特性的影響使得農作物中元素含量與根系土中元素含量之間的關系變得復雜和不確定。要了解農作物根系土與籽實中元素含量間的關系，就具體的某種重金屬元素來說，首先要明確的是哪種或哪些土壤理化特性指標在影響其有效量與全量關系中起主導作用。

從現有的試驗條件和試驗研究需要出發，研究中對土壤pH值、有機碳含量、陽離子交換量、電導率、黏粒含量等幾項能夠量化的土壤理化特性指標進行了分析測試，在分析測試結果基礎上應用SAS統計軟體，在考慮了土壤理化特性影響的前提下，對農作物根系土中重金屬元素有效量與全量間的關系進行了統計分析，統計結果的置信限α為5%，結果見表6－30。

為了保證方差的同質性，在進行統計分析之前，先將每一項指標的分析值轉換為log₁₀對數的形式(除pH外，因為pH已經是［H⁺］的對數)。這樣，表6－30中所列示的農作物根系土中有效量與全量關系統計結果實際上是各項指標對數函數間的關系。表6－30展示出的對農作物根系土中有效量與全量關系產生影響的土壤理化特性指標，均是在第一步回歸分析中顯示出來的有顯著影響的因子。

表6－30 農作物根系土中重金屬元素有效量與全量相關關系

注:「—」表示土壤理化特性對元素有效態與全量間相關性的影響沒有達到顯著水平(α<0.05);EC為電導率，單位mS/cm;CEC為陽離子交換量，單位cmol/kg;Org.C為有機碳，單位%;nl為粒徑小於2μm的土壤顆粒(黏粒)的百分含量，單位%。表中Cd、Hg含量單位為10^－9，其餘為10^－6。

從表6－30中可以看出，在4個研究區中，對農作物根系土中有效量與全量關系產生最顯著影響的土壤理化指標首推pH值，在第一步回歸分析中共出現了12次，充分說明土壤pH值是影響根系土中元素有效量與全量之間關系的最主要土壤理化指標。除江蘇研究區的As以外(該元素有效態主要以含氧酸根形式存在，因此隨pH升高而升高)，農作物根系土中其他元素的有效量都是隨著土壤pH值升高而降低，二者呈現出負相關關系。已有研究證明，通常情況下pH值主要是通過影響元素在土壤中的存在形態進而影響其行為。對中性和酸性土壤而言，pH值的改變能使重金屬元素以水溶態和離子交換態存在的量發生變化，從而改變元素的生物有效性;在石灰性土壤中，pH值變化對元素活動性的影響主要通過改變碳酸鹽結合態與水溶態和離子交換態之間的轉化方向而體現出來。大量盆栽試驗和田間小區試驗中用石灰調節土壤pH值，都有效控制了土壤溶液中的元素離子的濃度，從而降低了農作物對毒害元素的吸收(邵孝侯等，1993;李瑞美等，2003;Bujnovsky，1999)，這些研究成果都證明了土壤pH值改變對元素有效量的調控功能。

在土壤pH值之後，對農作物根系土中有效量與全量關系產生顯著影響的土壤理化指標依次是有機碳(Org.C)、黏粒(nl)等，其中有機碳(Org.C)在黑龍江－吉林研究區是最主要的影響因子。

土壤中元素的存在形態受土壤理化特性等因素影響，外部環境條件的改變只是影響土壤中元素存在形態及形態轉變的外部因素，內因的影響也不可忽視，即自然風化、成壤過程中元素固有的存在形態特徵。就表層土壤中累積的重金屬元素而言，其疊加到土壤中的載體固有的存在形態，是決定其活動性的最根本因素。有研究結果證實，疊加到土壤中的重金屬元素或以固體顆粒物為載體，或以礦物的形式存在(朱立新等，2004;馬生明等，2004;Zhuetal，2005;馬生明等，2007)，這種穩定的存在形式是土壤理化性質變化所難改變的，由此就限制了這部分重金屬元素的生態效應。

綜上所述，土壤中元素的有效量受多方面因素的綜合影響，這些因素既有自然環境方面的，也有土壤理化性質方面的，還有疊加物載體特性等。通過試驗研究發現，無論哪一影響因素，均是通過控制元素的存在形態及形態轉化進而影響重金屬元素的有效量及其生態效應。

農作物根系土中，包括其他類型的土壤中重金屬元素含量、有效量之間的相關性復雜多樣，受到土壤理化特性等的影響;但是對某些重金屬元素而言兩者間的相關關系畢竟還是存在的，而且還與極個別農作物中重金屬元素含量表現出一定的相關性。由此說明，土壤中重金屬元素還是會對農作物的食品衛生質量等造成影響。土壤中重金屬元素異常普遍存在，土壤中多數重金屬元素含量與農作物食品衛生質量間的關系並不確定，在這種情況下如何評價普遍存在於土壤中的重金屬元素異常的生態效應就成為亟待破解的難題。一條可能的有效途徑是針對土壤中重金屬元素異常的成因機理、異常組分存在形態特點等，以異常生態效應試驗結果為基礎，建立相應的評價標准，據此至少可以對存在於土壤中的重金屬元素異常進行定性評價。

❾ 測定土壤陽離子交換量的方法有哪些

土壤陽離子交換量的測定受多種因素的影響，如交換劑的性質、鹽溶液濃度和pH、淋洗方法等，必須嚴格掌握操作技術才能獲得可靠的結果。聯合國糧農組織規定用於土壤分類的土壤分析中使用經典的中性乙酸銨法或乙酸鈉法。

新方法是將土壤用BaCl2 飽和，然後用相當於土壤溶液中離子強度那樣濃度的BaCl2溶液平衡土壤，繼而用MgSO4交換Ba測定酸性土壤陽離子交換量。

蒸餾法測定銨離子的量並換算為土壤陽離子交換量。此法的優點是交換液中可同時測定各種交換性鹽基離子。石灰性土壤用氯化銨-乙酸銨作交換劑，鹽鹼土用乙酸鈉作交換劑進行測定。不同的交換劑與測定操作對實驗結果影響較大，報告實驗結果時應標出。

(9)陽離子交換量浸提劑擴展閱讀：

石灰性土壤陽離子交換量的測定方法有NH4Cl–NH4OAc法、Ca(OAc)2法和NaOAc法。目前應用的較多、而且認為較好的是NH4Cl–NH4OAc法，其測定結果准確、穩定、重現性好。NaOAc法是目前國廣泛應用於石灰性土壤和鹽鹼土壤交換量測定的常規方法。

土壤陽離子交換量測定：土壤陽離子交換量（CEc是指土壤膠體所能吸附的各種陽離子）的總量。酸性、中性土壤多用傳統的乙酸銨交換法測定，使用乙酸銨溶液反復處理土壤，使土壤成為銨離子飽和土；用乙醇洗去多餘的乙酸銨後。

❿ 是否有簡便的檢驗土壤化學成分的方法

土壤化學成分檢驗方法：測定方法有化學分析方法、基於光電分色方法、土壤電導率間接測定方法，以及近年來成為研究熱點，並在發達國家初步得到應用的近紅外光譜分析方法等。
常規化學分析法

代表土壤肥力的土壤成分含量及測試方法主要有: pH值 (電位法)、有機質含量(絡酸氧還滴定法)、全氮(半微量開氏法)、無機氮含量(靛酚藍比色法)、硝態氮(校正因數法)、全磷(消煮-鉬銻抗比色法)、有效磷(Olsen法)、全鉀(火焰光度計)、有效鉀(OAc法)。有時還需要測定土壤的微量元素含量、陽離子交換量(ECE，Cation Exchange Capacity)等。
化學分析方法測定精度高，但存在化學浸提劑提取元素單一，分析過程繁瑣、速度慢，費時費工等不足。
基於光電分色和電化學感測器方法
光電分色方法測量土壤養分是基於朗伯-比爾定律。當一束平行單色光通過均勻的有色溶液時,溶液的吸光度與吸光物質濃度及液層厚度的乘積成正比。首先使用相應的浸提劑浸提土壤、肥料或作物植株，使有效成分進入溶液,並與特定的顯色劑發生反應,生成某種有色結合物,溶液顏色的深淺就反映了溶液有效成分的含量。
土壤電導率間接測定法
土壤中的鹽分、水分、有機質含量、土壤壓實度、質地結構等，均不同程度影響土壤電導率變化。通過測定土壤電導率，可為分析產量、評價土壤生產能力、制定精準施肥處方提供重要依據。
電導率感測器具有響應快、成本低、耐久性好等特點，已成為實時獲取土壤分布圖的一種重要技術。然而，電導率測定儀獲得的數據和多個土壤參數關聯，不能定量測定土壤成分含量。鑒於上述，國內外學者研究利用可見-近紅外光譜分析技術連續、實時測定土壤養分的方法。
近紅外光譜分析法
近紅外光譜分析是將近紅外譜區(780 nm-2526 nm)的光譜測量技術、化學計量學技術、計算機技術與基礎測試技術交叉結合的現代分析技術，主要用於復雜樣品的直接快速分析。它已廣泛應用於石油化工、醫葯、生物化學、 紡織品、農產品等領域，成為質量控制、品質分析和在線分析等快速、無損分析的主要手段。