第二章 文獻回顧
2.6 重金屬的生物地質化學
2.6.3 鐵錳(氫)氧化物
PZC 約 pH 1.5–4.6 (McKenzie, 1977)，在中性土壤中，鐵(氫)氧化物帶正電、錳(氫) 氧化物帶負電，陰離子主要吸附於鐵(氫)氧化物，而陽離子則主要吸附於錳(氫)氧 氧化物的鍵結也受時間影響，Rinklebe and Shaheen (2017) 提出在沖積土 (Fluvisols) 短期浸水後 Ni 主要和結晶性鐵氧化物鍵結，但長期浸水的灰化土 (Gleysols)，則 與無定型鐵氧化物鍵結為主，指出浸水的時間、區域與氧化還原狀態均會影響 Fe 的化學，並影響 Ni 的鍵結與有效性。
2.6.4 土壤有機質(SOM)與可溶性有機碳(DOC)
酸和腐植酸的親和力較高，而對非腐植物質 (non-humic substances) 如醣酸、胺酸 和其他小分子有機酸等的親和力較差。依照與黃酸結構上不同官能基的親和力，源，Ni 同時來自有機質與鐵錳(氫)氧化物、Co 主要來自鐵錳(氫)氧化物，而 Cr 除 屬氧化物表面等，而使其他金屬離子的溶解度增加 (Frierdich and Catalano, 2012)。
土壤中存在許多陰離子，如 CO32-、PO43-、SO42- 及 Cl- 等，來自礦物溶解或
2.7 土壤微系統
土壤 EH可以預測許多生物地質化學因子與重金屬的表現，美國科學家 Patrick 發明一套控制土壤 EH與 pH 的裝置，並將其稱作土壤微系統 (soil microcosm, MC)，
模擬土壤在自然環境中的表現 (Patrick, 1966)。微系統已應用在濕地、土壤溶液、
土壤氣體以及植物栽培等的生物地質化學研究，且持續改良，提高系統穩定性與 測定便利性 (Yu and Rinklebe, 2011)。微系統可以控制土水比，礦物土壤以 1:4，
有機質土壤以 1:10 最適。攪拌槳位於反應槽底部使土壤、水或其他添加物攪拌均 勻，另可監測土壤之溫度、pH 與 EH變化。EH可以藉由氧氣 (O2) 與氮氣 (N2) 的 自動化供應系統調控，添加 O2可使 EH上升，反之，添加 N2可使 EH下降。此外，
也可以藉由酸液和鹼液的添加調控 pH，如 0.5 N HCl 與 0.5 N NaOH。
德國土壤學家 Rinklebe 將土壤微系統大量運用在各種濕地土壤的研究上，以 了解各種重金屬元素在氧化還原變動下的溶出量改變，以及溶解度如何受到生物 地質化學因子的調控，研究的重金屬元素包括 As、Ba、Cd、Co、Cr、Cu、Ni、
Pb、Sb、Sr、Zn 與 V 等 (Frohne et al., 2014; Rinklebe et al., 2016abc; Shaheen et al., 2014a)，也可以針對土壤特性探討，例如沖積土 (Shaheen et al., 2014a)、石灰質土 壤 (Abgottspon et al., 2015)、水田土壤 (Rinklebe et al., 2016b)，以及蛇紋岩土壤 (Antić-Mladenović, 2011)等。搭配其他儀器與技術可以更了解重金屬表現，如利用 掃描式電子顯微鏡-X 光能量散佈分析儀 (SEM-EDX) 與序列萃取實驗，了解重金 屬在土壤中的分布，發現 Cr 的分布與結晶性鐵氧化物相關，表示 Cr 大量吸附於 鐵氧化物；搭配核磁共振光譜 (nuclear magnetic resonance spectroscopy) 可以了解 土壤中有機質的組成，並認為 Pb、Cr 的吸附可能與與芳香烴物質有關 (Rinklebe et al., 2016c; Orsetti et al., 2013)。
近年來，土壤微系統也應用在生物碳 (biochar) 改良污染土壤的研究上，藉由 添加生物碳到微系統中，觀察重金屬在不同 EH和 pH 下的變化情況，了解生物碳 對環境中重金屬溶出量的影響，結果顯示添加生物碳能有效降低 Al、As、Cd、Cu、
Ni 與 Zn 等的溶解度 (Rinklebe et al., 2016d)。
第三章 材料與方法
3.1 土壤樣品採集與製備
銅安 (Ta) 土壤和無毛 (Wm) 土壤分別採自臺東縣池上鄉之銅安山與花蓮縣 富里鄉之無毛山 (圖3)，兩地以中央氣象局臺東成功氣象站為參考點 (1981-2010 年)，其年均溫為23.8℃，年平均降雨量為2104 mm (圖4)。依美國土壤新分類系統 (USDA soil taxonomy) 的分類方式 (Soil Survey Staff, 2014)，Ta樣體具一黑瘠表育 層，診斷B層離為表土30 cm以下之黏聚層，但因剖面中有明顯斷面擦痕及楔形構 造，符合膨轉土綱 (Vertisols)，分類至亞類為典型簡育濕潤膨轉土 (Typic Hapludert) (陳，2005）。Wm樣體具淡色表育層，但剖面中無任何診斷B層，符合新成土綱 (Entisols)，分類至亞類為石質濕潤正常新成土(Lithic Udorthent) (張，2007)。
移除地表植株後，採集表土0至20公分。土壤採回實驗室後經自然風乾、挑除 石塊後，研磨並過10 mesh過篩 (<2 mm)，混和均勻後裝入樣品罐中，以供日後土 壤微系統試驗與基本理化性質分析。另取少量土壤經瑪瑙研缽細磨並過100 mesh 篩網後，進行土壤有機質測定與重金屬全量分析。
圖 3、研究區域位置圖
Fig. 3. Location sampling sites at the study area.
圖 4、臺東地區氣溫與雨量平均分佈圖(中央氣象局成功氣象站，1981-2010 年) Fig. 4. Average rainfall and air temperature of Taitung study area (Central Weather Bureau, 1981-2010)
3.2 供試土壤基本性質分析
3.2.1 水分含量 (water content)：重量法(Gardner et al., 1986)
1. 秤量 25 mL 燒杯重，並記錄杯重 (W1)。接著分別以 50 mL 10% 氯化鈉及兩次 50 mL 去離子水清洗並離心排除清
3. 加入 20 mL 濃硫酸，搖盪混合均勻後靜置 30 分鐘。若溶液呈現綠色則
3. 加入 100 mL 1 M 醋酸銨 (pH 7) 於分液漏斗中，打開分液漏斗開關開始 量，感應耦合電漿放射光譜儀 (ICP-OES, Perkin Elmer, Optima 2000DV)
3.2.7 土壤游離鐵、鋁、錳：DCB萃取法 (Mehra and Jackson, 1960)
重金屬含量(mg
kg ) = 測值(mg/L) × 100(𝑚𝑙)
烘乾土重(g)× 稀釋係數
3.2.9 序列萃取(sequential extraction)：modified BCR (2003)
本論文參考歐盟提出之BCR序列抽出法 (Sutherland and Tack, 2003)，而此法於 殘餘態所用萃取劑為王水，但因供試土壤母質中含有大量矽酸鹽晶格之重金屬，
以王水應無法將土壤中重金屬完全消化，因此修正此方法之殘餘態所用的消化液 而改以氫氟酸混合試劑取代，並配合與全量分析相同的微波消化法加熱 (USEPA method 3052)。各種結合態重金屬所使用之萃取劑及萃取條件如下：
1. 酸可溶及可交換態 (Acid-exchangeable fraction, F1)
1.1. 精秤2 g風乾土 (100 mesh)，置於100 mL 離心瓶中。
1.2. 加入40 mL 0.11M HOAc，在室溫下以150-175 rpm往復振盪16小時。
1.3. 以4000 rpm轉速離心20分鐘，上清液以0.45 µm微孔過濾。
4.1. 上一步驟之殘餘土樣洗入鐵氟龍微波消化管中，並於90 ℃下烘乾。
4.2. 微波消化之分析方法如3.2.8.金屬全量分析。
3.3 生物地質化學微系統試驗
3.3.1 生物地質化學微系統裝置 (biogeochemical microcosm system)
為模擬土壤浸水條件與控制 EH，參考 Yu and Rinklebe (2011)與 Shaheen et al.
(2014a) 提到之微系統 (microcosm) 裝置設備，委託協仝企業有限公司設計，主機 為微電腦酸鹼度/氧化還原傳送器 (PC-3110-RS, LABEL)，能夠監測 pH、EH及溫 度變化，加裝電磁閥根據 EH 測值自動輸入氧氣與氮氣，並連接電腦數據紀錄器 (data logger)，紀錄 pH、EH及溫度的測值與時間，整組裝置以下簡稱微系統 (MC) (圖 5)。本研究共利用兩組 MC 作為二重覆，每組微系統玻璃反應槽之直徑 12 cm、
高 26 cm，體積約為 2.8 L，並加蓋防止落塵，預留直徑 2 cm 的取樣口並以橡皮塞 輕蓋維持反應槽內外氣體平衡，攪拌槳由上方置於反應槽底部，以馬達控制轉速，
使土壤粒子均勻分布，另各配有一組玻璃 (pH) 電極、白金 (EH) 電極及溫度電極 連接至微電腦傳送器，每一組 MC 配有兩台微電腦傳送器，彼此訊號相連，但分 別監控 pH 與 EH，監控 EH的微電腦傳送器可以設定 EH的上限值與下限值，並根 據 EH測值自動調節氧氣與氮氣的供應，若測定的土壤 EH值低於下限值時供應氧 氣，反之，若測定值高於上限值時則供應氮氣，使 EH落在預定的範圍內。
圖 5、微系統裝置反應槽與微電腦控制器 Fig. 5. Microcosm apparatus
3.3.2 微系統操作
3.3.3 溶液樣品分析
1. 可 溶 性 金 屬 (soluble metals) ： 以 感 應 耦 合 電 漿 放 射 光 譜 儀 或 質 譜 儀 (ICP-OES/MS) 測定溶液中之Cr、Ni、Co、Fe、Mn及Mg含量。
2. 可溶性有機碳 (DOC)：以總有機碳分析儀 (TOC Analyzer, Systematic OI analytical Model 1030W) 測定溶液中之有機碳含量。
3. 陰離子：以離子層析儀 (IC,metrohm 883 Basic IC plus) 測定溶液中之Cl
4. 以分光光度計 (UV-Vis spectrophotometer, MACY UV-1900PC)，於 波長 882 nm 測定。
5. 對照檢量線，計算土壤抽出液中有效性磷濃度。
4. 專一性紫外光吸收度 (SUVA254 nm)：溶液樣品須於 24 小時內以分光光度 計 (UV-Vis spectrophotometer) 測定溶液於 254 nm 下之吸光度 (UVA)，
並除以溶液中可溶性有機碳 (DOC) 濃度，該商數可做為可溶性有機碳之 芳香性指標。(Weishaa et al., 2003)
SUVA254 nm (L m-1 mg-1) = UVA (cm-1) / DOC (mg L-1) × 100 cm m-1
A: 254 nm下之吸光度 CLP-40, inorganic ventures) 檢定準確度。
2. 土壤金屬全量分析回收率利用土壤標準品 (BCR 146, CRM 141R, CRM 142R, NIST 2704) 計算相同實驗方法下的測定值與理論值之比值。
3. 序列萃取回收率為四個鍵結型態濃度和與全量分析濃度之比值。
4. 儀器穩定性以每 10 個樣品間隔測 1 個已知濃度，並計算回收率。主要分析儀器 包括原子吸收光譜儀 (AAS, Perkin Elmer, AA200)、感應耦合電漿放射光譜儀 (ICP-OES, Perkin Elmer, Optima 2000DV)、離子層析儀 (IC, Metrohm, 883 Basic IC plus)、總有機碳分析儀 (TOC Analyzer, Systematic OI analytical Model 1030W)、
分光光度計 (UV-Vis spectrophotometer, Macy, UV-1900PC)。
3.5 pH-E
H圖與化學物種分布模擬度平均值與初期的可溶性金屬濃度計算六種金屬離子的活性濃度，以 geochemist's workbench (GWB) 模式繪製 Cr、Ni、Co、Fe、Mn 及 Mg 的 pH-EH圖。
僅利用 pH-EH圖無法了解金屬與其他物種間的交互作用，例如 DOC-金屬錯合、
金屬硫化物沉澱等，因此為了進一步瞭解微系統中溶出之重金屬物種分布與氧化 還原後的改變，利用 Visual MINTEQ 3.1 版計算土壤微系統溶液中的重金屬物種分 布，設定溫度為 25℃，並輸入氧化條件 (200mV)、還原條件 (-200mV) 與對應的 pH 值，以及各項可溶性金屬離子、陰離子、DOC 濃度，DOC 與金屬錯合的公式 選用內建的 NICA-Donnan model。
3.6 統計分析
因兩種土壤特性不同，分別將其重金屬溶出量與生物地球化學因子藉由統計 軟體SAS程式 (SAS 9.4) 進行統計分析。相關性以皮爾生相關係數 (Pearson’s correlation coefficient, r) 表示，顯著水準訂為p = 0.05。分析兩種土壤之取樣適切性 量數 (Kaiser’s measure of sampling adeguacy, MSA) 均大於0.6，表示因子的相關性 高，故以因素分析 (Factor analysis, FA) 的主因素法 (principal factor analysis, PFA) 萃取因子間的關係性，較主成分分析法 (principal factor analysis, PCA) 更能呈現因 子間的共通性與變異性。
第四章 結果與討論
表 4、供試土壤之物化性質
Table 4. The basic physical and chemical properties of the studied soils.
Soil characteristics Ta soil Wm soil Recovery
pH 6.7 7.7 - oxalate-oxalic acid extractable; Metalt: total concentration by HF-HNO3-HCl digestion;
recovery of Metalt were calculated by soil standard (CRM 141R, CRM 142R, and NIST 2704).
Ta 土壤之 Cr 濃度為 943 mg/kg，較 Wm 土壤之 540 mg/kg 高，然而，Wm 土 壤則有較高的 Ni 與 Co 濃度，分別為 2440 與 136 mg/kg，Ta 土壤中的 Ni 與 Co 濃 度則分別為 1490 與 81.5 mg/kg，重金屬濃度差異可能是由於兩種土壤的礦物組成 不同。雖然兩種土壤之 Cr 與 Ni 濃度均大於土壤管制標準的 250 與 200 mg/kg，然 而依據管制標準第二條「本標準所列土壤中物質濃度，受區域土壤地質條件及環 境背景因素影響，經具體科學性數據研判非因外來污染而達本標準所列污染物項 目之管制值，得經中央主管機關同意後，不適用本標準」，因蛇紋岩屬地質條件的 天然高背景值，不在污染土壤的管制範圍內。
4.2 兩種土壤之重金屬與生物地質化學因子變化趨勢
Ta 與 Wm 土壤中各種重金屬與生物地質化學因子均隨 EH、pH 及時間的改變 有明顯變化(圖 6)，除了 Cl-外，其他因子在兩種土壤中的濃度與趨勢均不同，可能 是因為兩種土壤特性的差異所致，Ta 土壤為膨轉土且具有較高的黏粒含量，CEC 較高，能夠吸附較多的陽離子，而 Wm 土壤為新成土，鐵錳(氫)氧化物含量較少且 CEC 低，故重金屬及其他生物地質化學因子在兩種土壤中的表現可能不同，後續 小節將分作兩種土壤逐一討論各項因子隨 EH改變的變化，進而探討 EH與 pH 如何 直接或藉由生物地質化學因子間接地對重金屬溶解度造成影響。
此外，在全量分析結果中，Ta 土壤有較高的 Cr 濃度，而 Wm 土壤的 Ni 與 Co 濃度較高，但在微系統結果中卻發現 Cr、Ni 及 Co 的溶出量正好與全量濃度相反，
此外，在全量分析結果中，Ta 土壤有較高的 Cr 濃度，而 Wm 土壤的 Ni 與 Co 濃度較高，但在微系統結果中卻發現 Cr、Ni 及 Co 的溶出量正好與全量濃度相反，