同位素示蹤在土壤研究中的應(yīng)用

1、第13章.同位素示蹤在土壤研究中的應(yīng)用1同位素示蹤在土壤研究中的應(yīng)用1.應(yīng)用15N研究土壤氮素1.1 15N用于生態(tài)系統(tǒng)氮素轉(zhuǎn)換的研究 15N定義為天然含氮樣品的15N相對(duì)大氣15N變化的百分?jǐn)?shù)： 式中，R為質(zhì)譜的峰29N2+與28N2+ 之比。土壤的15N與土壤氮的轉(zhuǎn)化過程有關(guān)，因此有可能成為生態(tài)系統(tǒng)中氮循環(huán)的特征變量，用以進(jìn)行相關(guān)研究。對(duì)其分析的要求是，樣品制備過程不改變其同位素組成，且質(zhì)譜有較高的靈敏度和精確度。該方面研究尚不充分，目前僅有一些相關(guān)試驗(yàn)資料，還缺乏規(guī)律性的認(rèn)識(shí)。 2 現(xiàn)有研究的一些成果如下1）土壤全氮的15N存在變異，包括: 表層不同類型土壤全氮的15N不同； 土壤剖面1

2、5N分布存在分異 ，不同類型土壤15N的剖面分布不同。2)土壤不同含氮組分15N的分異及其影響，將為定量土壤-植物系統(tǒng)中氮循環(huán)提供依據(jù)。土壤中無機(jī)、有機(jī)含氮物質(zhì)的型態(tài)、數(shù)量可以表征土壤氮素的周轉(zhuǎn)過程。3 三種土壤中不同含氮組分的15N值氮素形態(tài) 紅壤水稻土黑鈣土 暗棕壤 15N平均值全氮水解性總氮非水解性氮氨基酸態(tài)氮可礦化態(tài)氮固定態(tài)氮 1.29 1.37 1.68 1.10 0.19 5.72 6.02 4.25 4.66 5.30 9.71 6.93 3.49 4.04 2.01 2.00 5.88 4.66 3.62 3.22 2.78 2.80 5.26 5.77 41.2 土壤氮素轉(zhuǎn)化

3、的研究 NO2,N2 NH3 反硝化 土壤有機(jī)氮 NH4+ NO3 礦物固定5 1.2.1 礦化與固定1）有關(guān)量的測(cè)定土壤激發(fā)效應(yīng) 因施肥而致土壤肥效的曾減效應(yīng)。當(dāng)P1時(shí)為還激發(fā), P1為負(fù)激發(fā)。氮肥的礦化率6式中,Np作物吸的15N,Nl 施入15N的損失量,Nm礦質(zhì)態(tài)15N， N 施入的15N 。氮肥生物固定率 式中，Nr 土壤殘留15N，其它字母意義同上。72）施肥對(duì)礦化與固定的影響 施用無機(jī)氮幾乎不影響土壤有機(jī)氮的總量，其作用僅表現(xiàn)為替換出土壤固定氮（沈善敏.土壤學(xué)報(bào),1986.23(1):1015）。施有機(jī)肥氮,其礦化率少于殘留率時(shí),凈激發(fā)是負(fù)值,說明增加了土壤有機(jī)氮的儲(chǔ)量(朱培立等

4、.土壤激發(fā)效應(yīng)的探討,中國農(nóng)業(yè)科學(xué),1994.27(14) )。當(dāng)無機(jī)氮和有機(jī)氮配合施用，無機(jī)氮可以提高有機(jī)氮的礦化率，有機(jī)氮可以提高無機(jī)氮的生物固定率。3）土壤氮激發(fā)效應(yīng)的影響因子 除施肥外,影響土壤氮激發(fā)的因子有土壤C/N和肥料C/N及一些耕作措施。 8 1.2.2 硝化與反硝化 硝化-反硝化是土壤氮素?fù)p失的主要途徑，直接測(cè)量方法具有重要意義。1）反硝化-15N氣體通量測(cè)定法 將高豐度15N標(biāo)記肥料施入土壤,繼之收集反硝化氣體,用質(zhì)譜方法測(cè)定豐度，計(jì)算反硝化產(chǎn)出的15N，公式：9式中，V氣體容積, 0.975標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài) 1ml空氣含有0.975mgN，氣體中 10 1.2.3土壤中NO3-1

5、5N的淋溶動(dòng)態(tài) 15N示蹤法,結(jié)合滲濾池及通量測(cè)定技術(shù)，可探明不同生態(tài)環(huán)境及種植制度下,土壤NO3N移動(dòng)特點(diǎn)及淋溶動(dòng)態(tài)(陳子明,1995)。 11 2. 應(yīng)用32P研究土壤磷素 研究土壤磷的形態(tài)、轉(zhuǎn)化和有效性是合理施磷和提高其利用率的基礎(chǔ)性工作。2.1 土壤磷的轉(zhuǎn)化及其有效性1）酸性土壤 在酸性土壤，土壤有效磷的A值，與土壤非包蔽磷酸鹽,尤其是磷酸鐵鹽的數(shù)量密切相關(guān)(郭智芬，1992) ，與其他磷鹽關(guān)系不大。2）石灰性土壤 32P-過磷酸鈣施入石灰性土壤,只有13%15%被植物利用,殘留土壤中的 4.6%-7.2%為易利用磷（0.5M醋酸和1%碳酸銨）, 24.5%-26.5%轉(zhuǎn)化為較吸收利用

6、的磷（3M氫氧銨和0.2M硫酸）,68.268.9%轉(zhuǎn)化為難利用磷(郭智芳1992)。 12 3)土壤交換性磷 交換性磷的計(jì)算 式中 31Pl溶液中31P的含量(mg/ml) ,32P0, 32Pt -分別為起始加入和平衡時(shí)殘留溶液中的32P。13 32P標(biāo)記土壤吸持態(tài)磷的Hedley 分級(jí) 土壤磷按交換性的大小及其對(duì)作物的有效性不同可分為：最有效組分,陰離子交換樹脂磷(樹脂-P) ；有效組分,0.5M碳酸氫鈉(PH8) 提取磷(NaHCO3-P)； 鐵、鋁氧化物結(jié)合磷及小部分活性有磷，0.1M氫氧化鈉提取磷(NOH-P)；活性低的組分,1M鹽酸提取磷(HCl-P),主要為酸溶性磷酸鈣鹽。 1

7、4 土壤有機(jī)磷的積累與礦化 土壤有機(jī)磷是土壤有效磷的來源之一,其礦化是在土壤磷酸酶的作用下進(jìn)行的。用32P示蹤可以方便地研究有機(jī)磷的積累與礦化程度及其影響因子。 15 2.2石灰性土壤不同無機(jī)磷的有效性 石灰性土壤無機(jī)磷分級(jí)體系見 (蔣柏藩 中國農(nóng)業(yè)科學(xué),1989,22:4851)。1）各形態(tài)磷的標(biāo)記方法 要求低載體,高比活度，能代表土壤各種相關(guān)形態(tài),無其它放射染質(zhì)。反應(yīng)堆輻照法 用高純普通化合物，由31P(n,r) 32P 制備。 Ca2-32P ，Ca8-32P ，Al-32P 干擾主要是45Ca, 測(cè)量時(shí)用吸收法可以分別甄別。16 放化合成法 Fe-P,輻照同時(shí)產(chǎn)生55Fe和59Fe，半

8、衰期較長(zhǎng)，且不易與32P區(qū)分，會(huì)產(chǎn)生干擾，因此采用放化合成法。 FeCl3 +3NaH232PO4 Fe32PO4 +3NaCl+2H232PO42) 石灰性水稻土中磷酸鹽的營養(yǎng)評(píng)估 用Fe-32PO4示蹤表明, 石灰性水稻土在淹水條件下,磷酸鐵鹽對(duì)水稻磷營養(yǎng)具有重要貢獻(xiàn)。 17 3)石灰性旱地土壤不同形態(tài)無機(jī)磷營養(yǎng)特性 某種形態(tài)磷的有效性用植物的吸收占全磷的百分比評(píng)價(jià)，32P示蹤表明,不同形態(tài)無機(jī)磷的有效性Fe-32PAl-PCa2-32PCa8-32P (郭智芳 1996) 。 183 應(yīng)用示蹤法研究土壤有機(jī)質(zhì) 研究土壤有機(jī)質(zhì)的分解、轉(zhuǎn)化和積累，非標(biāo)記法的不足是添加植物殘?bào)w后，需長(zhǎng)時(shí)間測(cè)定

9、二氧化碳的釋放量，分析誤差大，而應(yīng)用14C示蹤法, 可以在更接近田間實(shí)際情況下進(jìn)行實(shí)驗(yàn)和更可靠的測(cè)定。3.1 14C標(biāo)記示蹤1）植物殘?bào)w的分解速率步驟 定量將14C植物殘?bào)w與一定供試土壤混合,裝入砂濾管,用尼龍網(wǎng)布封口后,埋入田間表土層進(jìn)行腐殖試驗(yàn), 經(jīng)一定時(shí)間,取出供試樣測(cè)定14C殘留量。 19相關(guān)計(jì)算公式土壤中14C的殘留率 式中,A加入的14C-植物殘?bào)w總活度（kBq），W1腐解待測(cè)樣品的稱樣量（g）,W2腐解待測(cè)樣品的總重量（g），S待測(cè)樣品的活度（kBq）。2014C-植物殘?bào)w的分解率 式中，B1加入的14C-植物殘?bào)w的總活度，B2-腐殖化后樣品殘留的總活度。21 .14C示蹤植物殘

10、體的分解速率。 研究植物殘?bào)w在土壤中的分解過程，對(duì)于評(píng)價(jià)其對(duì)培肥地力的作用有重要意義。進(jìn)入土壤的植物殘?bào)w在微生物及酶作用下，部分徹底降解為二氧化碳，部分分解產(chǎn)物為微生物細(xì)胞利用，另一部分轉(zhuǎn)化為新的土壤有機(jī)質(zhì) 。222）植物殘?bào)w在土壤中的礦化特征 14C植物殘?bào)w在淹水和旱地土壤及石灰性和非石灰性土壤的礦化特征。3） 影響植物殘?bào)w分解的因素 溫濕條件，溫度與濕度共同促進(jìn)植物殘?bào)w的分解；土壤的性質(zhì)，如質(zhì)地、粘土類型及PH的影響。粘土中的14C有機(jī)質(zhì)殘留較沙土的少,質(zhì)地影響沒有明顯的變化規(guī)律；有機(jī)質(zhì)的化學(xué)組成對(duì)其分解有明顯影響，主要取決物料本身的水質(zhì)素含量，分解速率大小次序與質(zhì)素含量次序相反；土壤利用

11、方式等因素也都影響有機(jī)質(zhì)殘?bào)w的分解。 23 3.213C原位示蹤1）13C的定義 元素在自然界的循環(huán)與周轉(zhuǎn)過程中，其同位素因質(zhì)量間的差異發(fā)生熱力學(xué)或動(dòng)力學(xué)分餾，分餾過程受環(huán)境因子影響，因此不同自然來源的樣品其元素的同位素豐度存在變異，變異攜有相關(guān)環(huán)境因子的信息，利用其通過反演可可對(duì)相關(guān)環(huán)境因子進(jìn)行研究，或用其原位標(biāo)記特性進(jìn)行示蹤研究。在實(shí)際應(yīng)用中，由于同位素自然豐度的變異很小，為表達(dá)方便，常引入同位素相對(duì)比率()， ，式中R表示13C/12C原子數(shù)之比，p和s分別代表樣品和參比標(biāo)準(zhǔn)，標(biāo)準(zhǔn)常為Pee Dee Belemnite(一種簡(jiǎn)石)。24 2）土壤有機(jī)質(zhì)周轉(zhuǎn)研究的13C法 研究土壤有機(jī)質(zhì)周

12、轉(zhuǎn)的14C示蹤法，一般存在實(shí)驗(yàn)周期長(zhǎng)，土壤某些組分標(biāo)記不上或標(biāo)記不均勻，以及14C本身具有放射性的問題，因此應(yīng)用受到一定限制，而13C示蹤作為原位標(biāo)物，可供土壤長(zhǎng)期標(biāo)記，能保證所有分級(jí)組分(包括存留很長(zhǎng)的有機(jī)質(zhì)組分)都能被均勻標(biāo)記，因此是研究土壤有機(jī)周轉(zhuǎn)的理想示蹤方法。土壤有機(jī)質(zhì)主要來自植物殘?bào)w的礦化和腐殖化，在一個(gè)達(dá)到平衡的穩(wěn)定系統(tǒng)中，土壤碳的13C與來源植物十分接近，其變幅只有0.51.5，而在和不同植被轉(zhuǎn)換條件下，土壤13C的變幅可達(dá)1214，因此可在植被轉(zhuǎn)換系統(tǒng)，利用13C進(jìn)行土壤有機(jī)質(zhì)周轉(zhuǎn)的示蹤研究。 25 設(shè)土壤歷史上為C植被背景，其時(shí)土壤的13C為C，后轉(zhuǎn)換為C植被，且C植被下土

13、壤13C的本征值可由實(shí)驗(yàn)區(qū)域C植物的典型值C估計(jì)，在轉(zhuǎn)換系統(tǒng)中土壤有機(jī)碳的13C是兩個(gè)碳源SOC和SOC的13C以各自貢獻(xiàn)的百分?jǐn)?shù)為的權(quán)重的加和，則土壤有機(jī)質(zhì)碳來自C植物(SOC)的比例為26 根據(jù)上式，通過對(duì)植被轉(zhuǎn)換系統(tǒng)土壤的13C進(jìn)行連續(xù)監(jiān)測(cè)，就可得出土壤有機(jī)質(zhì)周轉(zhuǎn)隨時(shí)間的變化關(guān)系。其變化一般可用指數(shù)函數(shù)描述，由指數(shù)衰減常數(shù)可求得半更替時(shí)間。在實(shí)際應(yīng)用中，還可進(jìn)一步對(duì)土壤進(jìn)行剖面分層和粒徑分級(jí)，以測(cè)定各賦存狀態(tài)有機(jī)質(zhì)的周轉(zhuǎn)規(guī)律。 27 3.3核磁共振技術(shù)的應(yīng)用 固相核磁共振技術(shù)作為非破壞研究方法，可以直接測(cè)定土壤中碳、氮、磷等元素的賦存形態(tài)和分布模式。13C、15N和31P核磁共振譜在土壤

14、有機(jī)質(zhì)組成、轉(zhuǎn)化及腐殖結(jié)構(gòu)等方面已取得顯著進(jìn)展。15N NMR 譜研究表明，新形成的腐殖質(zhì)各組分（胡敏酸、富里素及胡敏素中的胡敏酸）的氮素均以酰胺、芳胺（或脂肪胺）及吡咯等型態(tài)存在，其中酰胺占大部分。28 4.土壤有效養(yǎng)分的測(cè)定 4.1 概念假設(shè)：土壤有效養(yǎng)分與肥料養(yǎng)分等當(dāng)量，而植物從每一養(yǎng)分狀吸收的養(yǎng)分與各自養(yǎng)分源的含量成正比。 29 4.2 A值法 土壤A值以肥料養(yǎng)分作為相對(duì)比較標(biāo)準(zhǔn)的土壤有效養(yǎng)分量。 30 5.示蹤技術(shù)在土壤斷代，侵蝕研究中的應(yīng)用5.1土壤斷代研究 利用核素?cái)啻夹g(shù)可以對(duì)受人為活動(dòng)影響較小的土壤的形成進(jìn)行斷代，以研究其自然發(fā)育過程，也可對(duì)有機(jī)質(zhì)中組分成土年齡斷代，進(jìn)而進(jìn)行

15、成土過程及其影響的研究。5.2土壤侵蝕研究 土壤侵蝕不僅會(huì)引起土地生產(chǎn)潛力降低和土地退化，還會(huì)引發(fā)諸如河道淤塞、水庫縮容和水體富營養(yǎng)化等一系列重大的環(huán)境生態(tài)問題，因此已成為當(dāng)今可持續(xù)發(fā)展迫切需要解決的課題，受到廣泛關(guān)注。 31 核素原位標(biāo)記土壤侵蝕示蹤法，已廣泛被證明是一種獨(dú)特而有效的方法。較之傳統(tǒng)方法其具有：1)土壤侵蝕的測(cè)定只需通過取樣分析就可完成，無需連續(xù)現(xiàn)場(chǎng)監(jiān)測(cè)；2)能對(duì)取樣地點(diǎn)的侵蝕歷時(shí)情況進(jìn)行回朔性測(cè)定；3)同時(shí)能夠在同一地塊測(cè)定各點(diǎn)的凈侵蝕或凈沉積的分布模式 。32 5.1 137Cs示蹤法 銫-137是一非自然存在的人工核爆放射性核素，其半衰期為30.2a。大氣核爆產(chǎn)物137C

16、s首先隨放射性塵埃進(jìn)入平流層，經(jīng)長(zhǎng)距離運(yùn)送和混合后重新進(jìn)入對(duì)流層，小部分以干塵降，大部分隨降雨重新落入地面，進(jìn)入地面后的137Cs很快被地表吸附。全球可探測(cè)到的137Cs沉降始于1954年，到1963年達(dá)到最大，1963年核禁條約生效后，逐年下降，到1980年后已基本可以忽略。33 137Cs作為土壤侵蝕示蹤劑的基本假設(shè)是： 其一，137Cs在區(qū)域的尺度空間，其沉降最初輸入是均勻分布的，作為土壤137Cs含量變化的參比標(biāo)準(zhǔn)具有確定性； 其二，137Cs被土壤尤其是土壤粘粒和有機(jī)質(zhì)強(qiáng)烈吸附于陽離子交換位置，很難被置換，因此不易淋溶，化學(xué)和生物學(xué)運(yùn)移極小，僅隨土壤顆粒作機(jī)械運(yùn)動(dòng)，在土壤中含量的變化

17、主要受土壤顆粒物理運(yùn)動(dòng)的影響。 基于以上兩點(diǎn)，它是一種良好的土壤侵蝕示蹤劑。示蹤的基本方法是通過測(cè)定土壤137Cs總面積含量相對(duì)于參照背景值的變化，并將這種變化與土壤運(yùn)移量相聯(lián)系，以實(shí)現(xiàn)對(duì)土壤侵蝕的定量測(cè)定。該方法可用于中長(zhǎng)時(shí)間跨度、大空間尺度上土地侵蝕速率及其分布模式的研究。 34 5.2稀土元素示蹤法 (REE) 稀土元素有與137Cs相似的地球化學(xué)性質(zhì)，其與土壤尤其是土壤粘粒和有機(jī)質(zhì)具有很強(qiáng)的結(jié)合性，植物富集及淋溶不明顯，主要隨土壤作機(jī)械遷移，又因在黃土中的自然含量甚微，因此可作為黃土高原土壤遷移的示蹤劑。用作示蹤的常用的稀土元素是La、Se、Nd、Sm、Eu、Dy等元素的氧化物，常采用與條塊樣方混均回填標(biāo)的方法進(jìn)行坡面侵蝕情況的示蹤測(cè)定。侵蝕坡面處理的示意圖如下： 35 圖.稀土元素示蹤處理示意圖36 取樣測(cè)量 在侵蝕坡面坡腳下建立徑流沉淀收集池，采集沉淀樣品，風(fēng)干并混均，網(wǎng)格法取100g ，研磨過100目篩，取50100mg，裝入鋁箔袋，經(jīng)中子活化分析，求算樣品中元素的濃度C(Bqkg-1)。數(shù)據(jù)分析 設(shè)第i種元素示蹤面積區(qū)土壤侵蝕量為Gi(k