Contaminacin del suelo por metales pesados y la deposicin cida: enfoque experimental en dos suelos forestales en Hunan,El sur de ChinaBohan Liao un, Zhaohui Guo b, Anne Probstc,*, Jean-Luc Probst cunInstituto de Agro-Proteccin Ambiental, Universidad Agrcola de Hunan, Changsha 410128, ChinabDepartamento de Ingeniera Ambiental, Universidad Central del Sur, Changsha 410083, China cLaboratoire des Mcanismes et Transferts en Gologie, CNRS-IRD-Universit Paul Sabatier, UMR 5563, 14 Avenue Edouard Belin,31400 Toulouse, FranciaAbstractoEn 1985, una presa de relaves se derrumb en la provincia de Hunan (sur de China) que conduce a la contaminacin del suelo por metales pesados de los desechos de relaves.Por otra parte, la deposicin cida se vuelve ms y ms serio en esta rea.En este contexto, dos suelos forestales (un suelo rojo y un suelo de color rojo amarillo, y normalmente se encuentran comnmente en el sur de China) se obtuvieron de Hunan.Los objetivos son (i) a determinar las emisiones y los cambios en fracciones de especiacin de metales pesados (especialmente Cd, Cu y Zn) cuando los suelos son contaminados con metales pesados y afectadas por la deposicin cida simulada, y (ii) para estudiar los efectos de los metales pesados del suelo y el cido deposicin sobre las emisiones de Ca del suelo 2+, Mg 2+ Y Al 3+.Las muestras de suelo se empaparon en las soluciones de CdCl2, CuCl2, Y ZnCl2 durante 15 das para hacer los suelos contaminados que contiene 200 mg kg A1 de Cd, Cu y Zn.A continuacin, los suelos contaminados y el original suelos se extrajeron con cinco soluciones de deposicin cida simulados (pH oscil desde 5,6 hasta 3,0 y el total de sales disueltas aumentado).Los resultados experimentales indican que la deposicin cida conduce a grandes emisiones de metales pesados del suelo debido a la complicada procesos qumicos del suelo, la mayora de intercambio catinico y en parte disolucin de minerales a pH inferior a 4,2.Estos lanzado pesado metales provienen principalmente de piscinas intercambiables del suelo y otras fracciones lbiles.Las emisiones de metales pesados estn estrechamente controlados por valores de pH o, en algunos casos, el contenido total de cationes en la deposicin de cido;Mientras tanto, las concentraciones de metales pesados son negativamente relacionada con los valores de pH relevantes en soluciones de equilibrio de suelo cuando los valores de pH estn en un rango de 4.2 a 5.1.Desde el punto de vista de las emisiones de metales pesados, Zn es el ms sensible a la deposicin cida, seguida de Cd y Cu.En comparacin con los suelos originales, los suelos contaminados probablemente podran liberar ms cationes bsicos Ca 2+ y Mg2+ y menos de Al3+.Mayores cantidades de Cd, Cu, Zn, y Al liberado del suelo muestra B que este suelo es ms sensible a la deposicin cida, y que se poda esperar en serio el medio ambiente la contaminacin en la zona de suelo B si las actividades mineras y la deposicin cida no estn bajo control en el futuro.Palabras clave:Heavy metal;La deposicin cida;Contaminacin Complejo;Suelo del bosque;El sur de China

1. Introduccin Contaminacin del suelo por metales pesados y la deposicin cida efectos sobre los ecosistemas terrestres son dos grandes ambiental problemas mentales de gran preocupacin para algunos pases (Rautengarten et al., 1995). Si los suelos contienen alta contenido de metales pesados y sufren graves cido deposicin, podemos, obviamente, preguntarse acerca de la consecuencias para los ecosistemas. Algunos autores se indica que la biodisponibilidad, la movilidad, y la actividad de metales pesados del suelo en el campo fueron muy afectados por deposicin cida (Hernndez et al., 2003), ya que el cido deposicin result en grandes emisiones de metales pesados de suelos con un cierto depsito de metales pesados, sobre todo debido al intercambio catinico en suelos con H + , Ca 2+ , Mg 2+ , Y NH 4 + procedentes de la deposicin cida (Probst et al., 2000). La deposicin cida se ha convertido en uno de los ms factores importantes resultantes en el entorno de acidificacin cin. Aunque la movilidad de Cd en los suelos fue menor en pH ms alto, Cd se hizo ms mvil y txico para plantas en medio cido (Santilln-Medrano y Jurinak, 1975; Brmmer y Herms, 1983; Tyler et al., 1985; Xia, 1997). CD 2+ se pueden acumular y redistribuir en algunos rganos de la planta, lo que resulta en lesiones de plantas (Lagriffoul et al., 1998), cambios en la proteccin de plantas enzimas (Chien et al., 2001), o cambios en la foto- sensibilidad sinttico de las plantas en diferentes etapas de crecimiento (Skorzynska Polit y Baszynski, 1997). La adicin de Zn y otros metales pesados pueden causar interacciones con Cd suelo, dando lugar a aumentos en la absorcin de la planta coeficientes, que son an ms graves en cido y suelos neutros (Wu et al., 1997). Martin y Kaplan (1998) llevaron a cabo un estudio de campo de 30 meses y sugerido que metlico (Cu, Pb, Zn) y de la tierra alcalina (Ca y Mg) cationes reducida de adsorcin de Cd por compitiendo por adsorcin especfica disponible y catin sitios de intercambio, y la presencia de ligandos tales como Cl y SO 4 2 podra disminuir la adsorcin de Cd mediante la formacin complejos ms pobre de adsorcin. Mientras tanto, los cambios de contenido de metales pesados en los suelos debido a la deposicin cida influira en la disponibilidad y la movilidad de suelo importante cationes tales como Ca 2+ , Mg 2+ Y Al 3+ . Simulado experimentos demostraron que la adicin de pesada metales a los suelos aumento de la actividad de Ca 2+ , Mg 2+ , Y K + en las soluciones del suelo, y la adicin de Ca 2+ y Mg 2+ LED a una mayor liberacin de Cd suelo (Tu et al., 1997). La deposicin cida y las emisiones de SO 2 Ha estado controlado en algunos pases desarrollados desde 1990 (Lynch et al., 2000). En China, sin embargo, el cido deposicin est todava en desarrollo y los efectos del cido deposicin son serios, sobre todo en el sur de China (Liao et al., 1998). Hunan, una provincia en el sur China, se encuentra en el rea central de la deposicin cida. Mientras tanto, Hunan tambin se llama como BEl pueblo de no- metales ferrosos en ChinaQ, lo que significa que hay muchos grandes depsitos de metales pesados en Hunan, y produccin de metales pesados en Hunan es alta. Una accidente ambiental se inform en el sur Hunan, es decir, el colapso de una presa de relaves en Chenzhou plomo minas / zinc que ocurri en 1985 y la Tecnologa agrcola tierra a lo largo del ro Dong que estaba cubierto con residuos mineros derrames cerca de 15 cm de espesor (Liu et al., en prensa). Este hecho hace que nos preocupemos por alguna extrema situaciones que sucedan. Por ejemplo, algunos actualmente suelos no contaminados en esta rea estn cubiertas con relaves de residuos de metales pesados y la deposicin cida se vuelve ms grave en el futuro. En este caso, una contaminacin compleja grave de los metales pesados y Se espera que la deposicin cida en el ecosistema local. Aunque el contenido de metales pesados en los mejores suelos son en presentar probablemente no muy alta en la mayora de las zonas en Hunan, estos suelos son vulnerables a la contaminacin de pesada metales, debido a su mayor sensibilidad a las entradas de cido (Tao et al., 2002). Sobre la base de una hiptesis de la extrema situaciones descritas anteriormente, se realiz un lote experimento en laboratorio con dos suelos superiores (ambos eran suelos forestales desarrolladas naturales, uno de Changsha en el norte de Hunan, y otro de Chenzhou en sur- Hunan ern) tratados con 200 mg kg A1 de forma externa metales pesados procedentes y la deposicin cida simulada soluciones (pH que oscila desde 5,6 hasta 3,0). El primario objetivos de este estudio fueron (i) para determinar las liberaciones y los cambios en fracciones de especiacin de metales pesados (Especialmente Cd, Cu, y Zn) cuando los suelos son seriamente contaminado con metales pesados y afectados por deposicin cida simulada, y (ii) para estudiar los efectos de metales pesados del suelo y la deposicin cida sobre las emisiones de suelo California 2+ , Mg 2+ Y Al 3+ .

2. Materiales y mtodos 2.1. Descripcin del lugar

Dashanchong (28823VN, 113817VE) es un rea de bosque cerca de Changsha (a unos 50 km N / E), el norte de Hunan.No hay depsito y de contaminacin de los informes metales pesados aqu. El suelo en esta zona es una tierra roja (en Sistema chino) con una vegetacin principal de China abeto (Cunninghemia lanceolota), y el promedio anual la precipitacin y la temperatura son aproximadamente 1,540 mm 18 y 8C, respectivamente. Una muestra de suelo (marcado como Soil A) fue obtenida de los 30 cm superiores del perfil del suelo Aqu. Sin embargo, en otro sitio, la minera Shizhuyuan rea (25848VN, 113802VE) situado en Chenzhou, sur- ern Hunan, las actividades mineras de metales pesados tienen llevado a cabo por cerca de 500 aos y los residuos de mineral relaves se han acumulado alrededor. En las ltimas dcadas, alto contenido de metales pesados como Zn, Cd, Cu, Pb, Cr, y Como se han encontrado en el medio ambiente cercano debido al colapso de una presa de relaves en 1985, especialmente en los suelos y las aguas de arroyos. El suelo aqu es un suelo rojo amarillo (en el sistema chino). Tpico la vegetacin es China abeto (C. lanceolota), Masson pino (Pinus massoniana), y arbustos. Media anual precipitacin y temperatura en esta zona estn a punto 1,100 mm y 18 8C, respectivamente. Una muestra de suelo (Marcado como suelo B) fue tomada en esta rea de la parte superior 30 cm de un perfil de suelo en un lugar no contaminado en presente pero en peligro de contaminacin. Los dos suelos las muestras se secaron al aire, y luego pasan a travs de un 2 mm tamiz para seguir experimento. Estas dos suelos (Suelos originales A y B), ambos desarrollados a partir de Arcilla roja Cuaternario (que pertenece a Allitic Udic Ferrisols en el sistema de la FAO), son suelos muy tpicos y cubrir con la mayor rea de Hunan, incluso en todo el sur de China.

2.2. Las condiciones experimentales 2.2.1. Deposicin cida simulada

Cinco soluciones de deposicin cida simulada utilizados en el siguiente experimento se hicieron de Ca (NO 3 ) 2 , (NH 4 ) 2 SO 4 , Sulfato de magnesio 4 , CaCO 3 , K 2 SO 4 , N / A 2 SO 4 , Y H 2 SO 4 , Y las composiciones se dan en la Tabla 1.

Una solucin diluida de HCl se utiliz para ajustar los valores de pH de las soluciones. La composicin de AR3 fue similar a la de hoy en da la deposicin cida en Changsha rea. En AR3, pH era 3,5, la relacin molar de [SO 4 2 ] / [NO 3 ] Era 3,9, y la de [Ca 2+ ] / [NH 4 + ] Estaba a punto de 0.9. AR1 (con pH 5,6) contena medio de los contenidos de otros iones (excepto para Cl ) En comparacin con AR3, y se supona que era como una situacin deposicin mejorada En el futuro. AR2 con pH 4,5 y el mismo contenido de los otros iones como en AR3 se utiliz para comprobar el efectos de la acidez de la deposicin cida. AR4 tena la mismo valor de pH como AR3, pero dobles concentraciones de los otros iones, y correspondan a una situacin peor de la deposicin cida en el futuro. AR5 era un cido solucin con pH 3,0 y concentraciones de iones doble como en AR3, supuesta como la deposicin cida en el futuro si las emisiones de SO 2 no estn bajo control. De AR1 a AR5, la acidez y TDS (sales totales disueltos) aumentado. Perno y Bruggenwert (1976) indicaron que la relacin de [Ca 2+ + Mg 2+ ] 1/2 / [H + ] En soluciones de deposicin era importante para la acidificacin del suelo, es decir, cuanto menor es el valor de la relacin, mayor es el potencial para acidificar el suelo. La valores de relacin para estos cinco soluciones simulados estaban en el orden AR1NAR2NAR4zAR3NAR5.

2.2.2. Descripcin del experimento En los dos suelos originales, el contenido de metales Cd, Cu y Zn son bastante diferentes. Sin embargo, el Back- los valores de tierra son 0,01-2 mg kg A1 para Cd, 2-250 mg kg A1 para Cu, y 1-900 mg kg A1 de Zn (Wang, 2000). Con el fin de comparar las emisiones de estos tres elementos de suelos influenciados por la deposicin cida y relaves de residuos de metales pesados sobre la misma base, aadi 300 ml de soluciones que contienen CdCl 2 , CuCl 2 , Y ZnCl 2 a 60 g de muestras de suelo, de modo que las muestras de suelo fueron enriquecidos con 200 mg kg A1 de Cd adicional, Cu y Zn. Esta situacin rara vez sucedi en el campo, pero simul los suelos que cubren con la basura relaves. Despus de 15 das de cultivo de remojo, el suelo las muestras se secaron al aire, pasan a travs de un tamiz de 2 mm, y finalmente preparado para ser los suelos contaminados para el siguiente experimento lote. 30 g de la muestra de suelo contaminado preparado era pesaron en un matraz cnico, y 150 ml de simularon Se aadi solucin de deposicin cida, a continuacin, la mezcla de se agit durante 15 min cada 12 h en 2 das. Despus centrfugamente la separacin de la solucin de equilibrio, la muestra de suelo se extrajo con otros 150 ml de fresco solucin simulada, repitiendo estos procesos 5 veces durante un perodo de 10 das. De esta manera una lixiviacin se simul proceso de deposicin cida en el campo ms o menos en el laboratorio. Todas las soluciones de extraccin de suelo (es decir, soluciones de equilibrio del suelo) se pasaron a travs de un 0,45 Am membrana, el pH se mide, y luego el soluciones se almacenaron a 4 8C para su posterior anlisis. Otro experimento se llev a cabo por lotes para la suelos originales con los mismos procesos, con miras a efectos que estudian de metales pesados del suelo y el cido deposicin sobre las emisiones de Ca del suelo 2+ , Mg 2+ Y Al 3+ . El experimento se llev a cabo en la sala de temperatura de 25 8C y repetidos 3 veces. 2.3. Mtodos analticos De acuerdo con mtodos estndar chinos para suelo anlisis (Lu, 2000), el contenido de materia orgnica del suelo se determinaron por un mtodo volumtrico de K 2 Cr 2 O 7 - calefaccin, capacidad de intercambio catinico (CIC) y la base saturacin (BS) se determinaron mediante la extraccin con una 1,0 mol l A1 NH 4 Solucin OAc (pH 7,0). La especiacin Se estudiaron las fracciones de metales pesados del suelo, y dividido en seis fracciones de acuerdo a la siguiente procedimientos operacionales (Chao, 1972;. Tessier et al, 1979; Shuman, 1982): incluyendo el agua intercambiable soluble (Ex) se extrajo con 1,0 mol l A1 De MgCl 2 (PH 7.0), con destino a los xidos de manganeso (OMn-) extrados con 0,1 mol l A1 NH 2 OHD HCl (pH 2,0), obligado a materia orgnica (OM) se extrae con 0.02 mol l A1 HNO 3 30% H 2 O 2 -3,2 Mol l A1 NH 4 OAc, con destino a xidos de hierro amorfo (AOFe-) extrajeron con 0,2 mol l A1 (NH 4 ) 2 C 2 O 4 -0,2 Mol l A1 H 2 C 2 O 4 (PH 3,0), con destino a cristalino xidos de hierro (COFe-) extrados con 0,2 mol l A1 (NH 4 ) 2 C 2 O 4 -0,2 Mol l A1 H 2 C 2 O 4 (PH 3,0) 0,1 mol l A1 C 6 H 7 O 6 Y residuo (Res-) tratado con HF-HClO 4 . Los metales en las soluciones eran determinado en la espectroscopia de absorcin atmica (AAS, Shimadzu AA-6800), horno de grafito de Cd, Cu y Zn, y la llama para Ca 2+ , Mg 2+ Y Al 3+ , Y la lmite de deteccin para todos los metales era generalmente inferior a 1 Ag l A1 . El pH del suelo se midi con un electrodo de pH (Mettler Tolde 320). Incertidumbres anlisis de metales el AAS se estimaron mediante el anlisis de la replicado soluciones del suelo. Las desviaciones estndar promedio fueron aproximadamente el 5% para todos los metales, y las diferencias entre las sumas de diversas fracciones de metal (paso decidido a paso) y los contenidos totales (determinado directamente por digestin cida usando una mezcla de HF / HNO 3 / HClO 4 / H 2 O 2 en platos calientes a presin atmosfrica (Lu, 2000)) de metales pesados del suelo estaban dentro de 10%.

3. Caractersticas fsico-qumicas del original suelos

Los dos suelos originales (Soil A y B), antes Adems de cloruros de metales, eran dbilmente cido con pH 4,72 y 4,48, respectivamente (Tabla 2 a). La CCA y BS estaban en un rango de 10/01 a 11/06 cmol c kg A1 y 14,4 a 12,5%, respectivamente, mostrando una baja mo- capacidad amortiguadora eRate a la deposicin cida. La contenido de materia orgnica fueron 22,0-20,9 g kg A1 debido a bien el desarrollo de la vegetacin. Aunque Fe 2 O 3 contenido fue mayor en suelo B (5,34 g kg A1 ) Que en Suelo A (3,07 g kg A1 ), Al 2 O 3 contenido fue mayor en Suelo A (1,63 g kg A1 ) que en suelo B (0,98 g kg A1 ). Mientras tanto, del Suelo A tena partculas ms finas (b0.02 mm que representa el 76,3%) y partculas menores gruesas (0,05-2 mm representa el 17,5%) que del suelo B (Mm b0.02 de 68,0% y 0,05 a 2 mm para 25,8%). Estos datos implicaba que suelo Un probablemente tena un mayor potencial para mantener iones metlicos. Los contenidos totales de metales pesados en suelos A y B eran Cd (1.2 a 1.9 mg kg A1 BCU) (21,2-33,0 mg kg A1 BZN) (243,5 a 289,4 mg kg A1 ), Y esta fue tambin la secuencia de abundancia para fracciones intercambiables de Cd (0,24 a 0,28 mg kg A1 ), Cu (0,76 hasta 0,86 mg kg A1 ), y Zn (3,92-4,47 mg kg A1 ; Tabla 2 b). Excepto en fracciones de residuos (27-32%), Cd se distribuy uniformemente en los otros cinco fracciones (10-18%). Cd fue el nico un elemento intercambiable con la fraccin ms alta que 10%, similar a los resultados de Li y Thornton (2001) y Probst et al. (2003). Para Cu, la importante fracciones fueron residuo (46-66%) y con destino a cristalina xidos de Fe (20-33%), que pertenecan a fracciones relativamente no lbil. Para Zn, el mayor era residuo de la fraccin (79-85%), y las otras fracciones representaron slo una pequea parte.

4. Resultados 4.1. Las emisiones de metales pesados y de los principales cationes 4.1.1. Las emisiones de metales pesados de la contaminacin suelos despus de 10 das La liberacin de un cierto elemento representaba la suma de la cantidad de este elemento en el suelo extrado 5 soluciones de equilibrio durante un perodo de 10 das. De AR1 a AR5 (el aumento de la acidez y TDS), las emisiones de metales pesados de la contaminacin suelos despus de 10 das se incrementaron en general, especialmente para Soil A (Fig. 1). Entre los tres elementos, Zn fue el ms fcilmente liberados (104 a 190 mg kg A1 de suelo A, 157-179 mg kg A1 de suelo B) y mostr el ms alto sensibilidad a la deposicin cida, probablemente debido a una mayor Contenido de Zn en los dos suelos. Las emisiones de Cd estaban en rangos de 59 a 127 mg kg A1 para Suelo A y 101 a 115 mg kg A1 para Suelo B. Las liberaciones de Cu (13-77 mg kg A1 de suelo A, 23 a 80 mg kg A1 de suelo B) eran mucho inferiores a los de Zn y Cd, lo que implica que Cu suelo era menos sensible a la deposicin cida en comparacin otros dos elementos. Con el aumento de la acidez y TDS de las soluciones simuladas, aumentando magnitudes de las emisiones de metales pesados del suelo A eran mucho obvio que del suelo B, mostrando que los comunicados de metales pesados del suelo Una estaban fuertemente controlados por la acidez y TDS en la deposicin. Para suelo B, el la dependencia de la acidez fue menos clara, e incluso deposicin cida dbil podra llevar a grandes liberaciones de metales pesados, de acuerdo con las versiones ms altas de Cd, Cu y Zn del suelo B que del suelo A en la mayora de los casos. 4.1.2. Evolucin temporal de las concentraciones de metales pesados en las soluciones de equilibrio de suelos Con el fin de simular el proceso de lixiviacin de cido deposicin en el campo, 30 g muestra de suelo contaminado se extrajo continuamente con 150 ml de fresco cido simulado soluciones de deposicin 5 veces para 10 da, de modo que las concentraciones de metales pesados en el suelo soluciones de equilibrio disminuyeron rpidamente en general con aumentar el tiempo de extraccin (Fig. 2). Esto indic que metales pesados en estos dos suelos contaminados podran ser eliminado fcilmente por la deposicin cida de la fase del suelo para fase de solucin. En la mayora de los casos, las diferencias fueron claramente observado entre los diversos tratamientos de simulacin RELAClONADAS deposicin cida, especialmente para Suelo A y para el Cu en suelo B. El tratamiento de AR5 result en mayores concentraciones de metales pesados que los tratamientos de las otras cuatro soluciones. Anlisis exhaustivo de composiciones de las soluciones de deposicin de cido simulado y las tendencias de concentracin de metales pesados en la Fig. 2 demostraron que los efectos de diversos simulado soluciones sobre las emisiones de metales pesados del suelo eran AR5NAR4AR3NAR2NAR1, de acuerdo con el potencialidades de estas soluciones para acidifican el suelo mostr por los valores de la relacin de [Ca 2+ + Mg 2+ ] 1/2 / [H + ] En la Tabla 1. Mayores concentraciones de Zn y Cd en el equilibrio del suelo soluciones se relacionaron con un mayor contenido de Zn y superior Cd fracciones canjeables en los dos contaminados suelos, respectivamente (ver Tabla 3), y mostraron mayor sensibilidad de Zn y Cd del suelo a la deposicin cida que eso de Cu (Xie et al., 1991). Sin embargo, la liberacin de suelo pesado metales probablemente podran ser algunos procesos lentos en la condiciones naturales y soluciones de extraccin refrescantes 5 veces dentro de 10 das en el laboratorio acelerados stos en la cintica de los procesos. Ningn intento de extrapolar estos datos cinticos a las condiciones de campo se debe hacer.

Fig. 1. Efectos de la deposicin cida simulada sobre las emisiones de metales pesados de los suelos contaminados. La liberacin de un cierto elemento era la suma de este elemento en 5 soluciones de equilibrio suelo extrado con diferentes soluciones de deposicin cida simulada durante un perodo de 10 das. AR1 a AR5 eran diferentes soluciones de deposicin de cidos simulada (pH que oscila desde 5,6 hasta 3,0 y el total de sales disueltas crecientes).

Fig. 2. Tendencias de concentracin de metales pesados en soluciones de equilibrio del suelo. Cada paso representa la concentracin de metales pesados en los suelos solucin de equilibrio extrado a partir de 30 g contaminada muestra de suelo mediante la adicin de 150 ml de solucin de deposicin cida simulada fresco. El total proceso de extraccin se llev a cabo 5 veces durante un perodo de 10 das. AR1 a AR5 eran diferentes soluciones de deposicin de cido simulado (pH que van desde 5,6 hasta 3,0 y sales totales disueltas en aumento).

un Ex: intercambiable; OMn-: unido a xidos de manganeso; OM: ligado a la materia orgnica; AOFe-: obligado a xidos de hierro amorfos; COFe-: unido a cristalino xidos de hierro; Res-: residuos.

4.1.3. Las emisiones de los principales cationes del suelo Otro conjunto de experimentos por lotes utilizando el mismo soluciones de deposicin de cidos simulada se llev a cabo para las muestras originales del suelo. Un anlisis de t-test se indica que si bien no fue muy significativa, Al 3+ liberacin era generalmente mayor de los suelos originales que de los suelos contaminados (t = 1.703, n = 10, q 0.05 = 2,262), especialmente para los tratamientos de AR3, AR4 y AR5, y en el suelo B (Fig. 3). Pareca que la contaminacin del suelo con metales pesados podran reducir Al 3+ liberacin quiz debido a una competicin de metales pesados con Al suelo 3+ cuando se expone a la deposicin cida. En contraste, la suelos contaminados liberados significativamente mayor cantidades de cationes bsicos Ca 2+ (T = 2,410; n = 10, q 0.05 = 2,262) y Mg 2+ (T = 3.226, n = 10, q 0.05 = 2,262) que los suelos originales, especialmente en suelo A. La principal razones eran probablemente (1) metales pesados intercambio con cationes de bases en los suelos (Tu et al., 1997), y (2) estos cationes bsicos que tienen mayor movilidad que el Zn, Cd, y Cu. AR5 tena un pH bajo y un alto contenido de iones, y por lo tanto, tena una fuerte capacidad para eliminar la mayor parte de la base cationes hacia fuera de los suelos, de modo que las vers cationes de la contaminada y los suelos originales eran casi el mismo. Adems, ms Ca 2+ y Mg 2+ y menos de Al 3+ se observaron liberar de suelo A que de suelo B, probablemente debido a un mayor valor BS y la presencia de partculas ms finas en el suelo A. 4.2. Los cambios en fracciones de especiacin de pesada del suelo metales En comparacin con los suelos originales, intercambiable fracciones de metales pesados en el con- no extrado- suelos contaminados (es decir, despus de la adicin de cloruros de metal para los suelos originales, pero antes de extraer con simulada soluciones de deposicin de cidos) aumentaron considerablemente: Cd 15-18% a aproximadamente 60% (119-120 mg kg A1 ), Cu 2,5 a 3,7% a 12-17% (27-39 mg kg A1 ), Y Zn del 1,5% al 19-23% (95-105 mg kg A1 ). Este mostraron que despus de 15 das de cultivo con remojo cloruros metlicos, la mayora parte de aadido Cd y alguna parte de aadirse Zn y Cu se convirtieron en fracciones intercambiables en los suelos, y la actividad y la movilidad de los metales pesados se mejoraron enormemente. Sin embargo, debido absoluta intercambiable Cu fue mucho menor que canjeables Cd y Zn, la liberacin de Cu de la contaminada suelos y las concentraciones de Cu en el equilibrio del suelo soluciones eran mucho ms bajos que los de Zn y Cd (. Figs 1 y 2). Tratada con varios deposicin cida simulada soluciones, las principales fracciones de Cd eran intercambiables, con destino a los xidos de manganeso, y atado a lo orgnico materia en los suelos ambos (Tabla 3). Para Cu, el ms fracciones importantes estaban ligados a los xidos de manganeso, con destino a la materia orgnica, y unido a hierro cristalino xidos, y los otros tres fracciones representaron tambin para una cierta cantidad. La fraccin ms importante de Zn estaba en los residuos (185,1 a 196,6 mg kg A1 en el suelo A y 190,3 a 205,1 mg kg A1 en el suelo B), pero fue inferior a que en los suelos originales (226,1 mg kg A1 en el suelo A, 229,0 mg kg A1 en el suelo B). Esto indic que mineral disolucin, causada por la deposicin cida, como resultado de alguna Zn del suelo en las celosas a ser transferida a otras fracciones, es decir, algunos metales pesados del suelo podran ser reubicados desde formas no lbiles a lbiles bajo los efectos del cido deposicin. De AR1 a AR5, las fracciones de intercambiable, con destino a los xidos de manganeso, y atado a la materia orgnica de estos elementos fueron en general disminuyeron, lo que implica que estas tres fracciones se lbil y controlado por la acidez y TDS de cido deposicin. En los suelos no extrados-contaminados, la contenido total de Cd y Cu en el suelo A fueron casi los mismo que en el suelo B, y que de Zn fue mayor en el suelo B que en el suelo A. En la mayora de casos, sin embargo, el total contenido de Cd, Cu y Zn fueron ms altos en el suelo A despus de extraccin, lo que demuestra que los metales pesados en el suelo B fueron eliminado ms fcilmente por la deposicin cida.

Fig. 3. Comparacin de las emisiones de cationes entre los suelos originales y los suelos contaminados tratados con la misma deposicin cida simulada soluciones. borigQ significa que los suelos originales y bcontQ significa que los suelos contaminados. La liberacin de un cierto elemento era la suma de este elemento en 5 soluciones de equilibrio suelo extrado con diferentes soluciones de deposicin cida simulada durante un perodo de 10 das. AR1 para IE5 fueron diferentes soluciones de deposicin cida simulada (pH entre 5,6 a 3,0 y el total de sales disueltas aumentando).5. Discusin 5.1. Efectos de la deposicin cida sobre las emisiones de suelo metales pesados Debido a los procesos de intercambio de cationes, cido deposicin cin conduce a la liberacin de metales pesados de suelo (Probst et al., 2003), y transforma a metales pesados las formas absorbidas ms fcilmente por las plantas (Xie et al., 1991; Gao et al., 1994). La regresin lineal anlisis entre las emisiones de metales pesados del suelo y los parmetros de deposicin cida simulada soluciones indican que el pH y contenido total de cationes en las soluciones eran factores importantes influir en las emisiones de metales pesados del suelo (Tabla 4). Era obvio que la liberacin de Cu en los dos suelos contaminados aument muy significativamente con aumentando H + concentraciones o contenidos totales de cationes en soluciones de deposicin, y los de Cd y Zn aument con la disminucin de los valores de pH de la solucin muy significativamente en el suelo A y significativamente en el suelo B. Mayor contenido total de cationes en las soluciones podran tambin mejorar significativamente la liberacin de Cd en el suelo A. En este experimento, sin embargo, no hay patrones especiales eran observada entre las emisiones de metales pesados del suelo y las proporciones de [Ca 2+ + Mg 2+ ] 1/2 / [H + ] En simulado soluciones de deposicin de cidos. 5.2. Las relaciones entre concentracin de metales pesados ciones y los valores de pH en soluciones de equilibrio del suelo Despus de varios tratamientos con diferente simulada soluciones de deposicin de cidos, los valores de pH en el suelo soluciones de equilibrio (3,85-5,12 para Suelo A y 3,96-4,69 para Suelo B) eran en torno a valores de pH de la suelos originales porque los suelos tenan un cierto capacidad de amortiguacin (Fig. 4). Para suelo A, cuando pHz4.22, las concentraciones de Cd (R 2 = 0,863), Cu (R 2 = 0,660), y Zn (R 2 = 0,902) de forma muy significativa incrementado con la disminucin de los valores de pH en el suelo soluciones de equilibrio (n = 21, q 0.01 = 0,301). Para Suelo B, cuando pHz4.34, las concentraciones muy significativa signi aument por Cu (R 2 = 0,776), y significativamente para Cd (R 2 = 0,255) y Zn (R 2 = 0,332), con disminucin en valores de pH en soluciones de equilibrio del suelo (n = 16, q 0.01 = 0,388, q 0.05 = 0,247). Estos datos demostraron que las concentraciones de metales pesados fueron fuertemente controlada por valores de pH en un intervalo de aproximadamente 4.3- 5.1, y que la movilidad de los metales pesados del suelo aumento relativamente menor pH, lo que resulta en una mayor concentraciones y mayores emisiones de metales pesados. Estos resultados fueron similares a los de Wilkins et al. (1998) y Xia (1997). Cuando los valores de pH en el suelo soluciones de equilibrio se redujeron a alrededor de 4,2 para Suelo A y 4,3 para el suelo B, sin embargo, hay un patrn especial se observ entre las concentraciones de pesada metales y valores de pH para ambos suelos contaminados. Esto implicaba que las concentraciones de metales pesados de ser controlado por otros procesos del suelo cuando el pH los valores fueron inferiores a aproximadamente 4,2 en nuestro caso experimento. La disolucin de los minerales del suelo y re- adsorcin de metales pesados por la superficie del suelo se procesos probablemente clave involucrados (Wang et al., 2004).

Fig. 4. Las relaciones entre las concentraciones de metales pesados y los valores de pH en soluciones de equilibrio del suelo. Para suelo A, cuando pHz4.22 ( n = 21, q 0.01 = 0,301, q 0.05 = 0,187), Cd = 30.65.79 * pH ( R 2 = 0,863), Cu = 11.62.28 * pH ( R 2 = 0,660), Zn = 39.37.15 * pH ( R 2 = 0,902). Para suelo B, cuando pHz4.34 ( n = 16, q 0.01 = 0,388, q 0.05 = 0,247), Cd = 31.26.14 * pH ( R 2 = 0,255), Cu = 15.63.29 * pH ( R 2 = 0,776), Zn = 41.37.85 * pH ( R5.3. Las relaciones entre los cambios en cambiaria suelo metales y las emisiones de metales pesados pesados capaces Algunas investigaciones indican que la mayora de la pesada metales liberados eran originalmente en hidrosolubles y / o fracciones intercambiable en los suelos (Gao et al., 1994). Sin embargo, debemos tener en cuenta que pesada metales liberados a las soluciones del suelo debido al cido deposicin no slo son de las piscinas intercambiables en los suelos. Durante los procesos de lixiviacin, algunos metales pesados del suelo transformaran de otros fracciones a fracciones intercambiables, especialmente cuando pH de la solucin fue baja (Wang y Wu, 1995). Los cambios en el heavy metal intercambiables fueron el diferencias de este metal pesado en intercambiable fracciones en los suelos contaminados antes y despus extraccin con diferentes deposicin cida simulada soluciones. En general, la liberacin de Cd o Zn aumentado con el incremento logartmico de la cambio de Cd intercambiable (R 2 = 0,790; n = 10, q 0.01 = 0,585) o Zn (R 2 = 0,754), pero no significativa Se observ el patrn entre la liberacin de Cu y el cambio de Cu intercambiable (Fig. 5). Probablemente, la primera versin de Cd y Zn del suelo eran muy proporcional a la disminucin de la capacidad intercambiable; pero despus probablemente debido a la re-adsorcin de procesos, la liberacin no era tan importante en comparacin con el agotamiento de la capacidad. Bajo los efectos del cido deposicin, por lo tanto, la liberacin de Cd suelo o Zn fue positiva proporcional a la logartmica cambios en los depsitos intercambiables de Cd suelo o Zn. Debido a la pendiente para Zn (344,1) fue mucho mayor que la de Cd (158,3), la liberacin de Zn desde estos dos suelos era mucho ms sensible a los cambios en las piscinas intercambiables que la liberacin de Cd.

Fig. 5. Las relaciones entre los comunicados de metales pesados de los suelos contaminados y los cambios en los metales pesados intercambiables ( n = 10, q 0.01 = 0,585). La liberacin de un cierto elemento era la suma de este elemento en 5 soluciones de equilibrio del suelo extrado con diferentes deposicin cida simulada soluciones durante un perodo de 10 das. Los cambios en el heavy metal intercambiables fueron las diferencias de este metal pesado en fracciones intercambiables en los suelos contaminados antes y despus de la extraccin con diferentes soluciones de deposicin cida simulados.5.4. La competencia entre los metales pesados y los principales cationes Debido a la deposicin cida lleva una gran cantidad de aniones cidos (SO 4 2 , NO 3 ), Catin de cido (H + ), Y cationes bsicos (Ca 2+ , Mg 2+ , NH 4 + ) A los suelos, cumplimiento procesos qumicos del suelo cadas sucedern. Podemos mencionar intercambio de cationes del suelo con cationes externos ( Liao et al., 1997 ), la adsorcin de iones y externosdesorcin de iones del suelo ( Liao et al., 1994 ), qumicometeorizacin de los minerales principales y accesorias primarias o minerales secundarios ( Probst et al., 2000 ), transformacincin de cationes del suelo de una piscina a otra ( Liao et al., 1998 ), y la lixiviacin de cationes bsicos del suelo ( Liao et al.,1997 ). Por lo tanto, la deposicin cida no slo dar lugar a emisiones de metales pesados del suelo, sino tambin conducir a la lixiviacin de cationes bsicos Ca 2+ y Mg 2+ y liberar / retencin de Al txicos 3+ , Por lo que la acidificacin y la movilizacin de suelo metales pesados probablemente ocurrirn simultneamente. Comparacin de los suelos originales y la contaminada demostraron que los suelos relativamente ms Al 3+ fue liberado de los suelos originales, y ms Ca 2+ y Mg 2+ fue liberado de los suelos contaminados bajo efectos de la misma deposicin cida ( Fig. 3 ). En el suelosistemas, hubo una competencia entre Al suelo 3+ y metales pesados ( Escrig y Morell, 1998 ), pero la adicin demetales pesados mayor intercambio con base de suelo cationes, lo que demuestra la movilidad de suelo elementos para ser base de cationsNheavy metalsNAl. 5.5. Comparacin de los dos suelos ensayados Para evaluar los efectos de la deposicin cida en suelos contaminado con metales pesados, podramos comparar los dos suelos de dos aspectos: libera de pesada del suelo metales, y las liberaciones de cationes bsicos del suelo Ca 2+ y Mg 2+ , Y txico Al 3+ . Despus de la adicin de metales cloruros, pero antes de la extraccin, el contenido total de metales pesados en los dos suelos contaminados fueron casi lo mismo; despus de la extraccin de los procesos, sin embargo, Suelo B lanzado ms metales pesados de suelo A en la mayora los casos ( Fig. 1 ). Simultneamente, ms Ca 2+ y Mg 2+ y menos de Al 3+ fue liberado de suelo A que los de suelo B ( Fig. 3 ), aunque estas dos suelos tena lamisma cantidad de cationes bsicos intercambiables (Cationes bsicos intercambiables = CECBS, ver Tabla 2 ).Las caractersticas fsico-qumicas del original suelos mostr que el suelo A tena un mayor contenido de Al 2 O 3 y las partculas ms finas (principalmente fracciones de arcilla) de suelo B. Por lo tanto, del Suelo A, en comparacin con el suelo B, pareca tener un mayor potencial para contener iones metlicos y para ser menos sensibles a la deposicin cida. De AR1 para IE5, las emisiones de metales pesados en 10 das a partir de Un suelo aumenta gradualmente y, obviamente, pero los de suelo B se mantuvieron en un nivel relativamente constante y alta nivel, especialmente para Cd 2+ y Zn 2+ , Lo que indica que respuestas de los dos suelos contaminados eran diferentes a diversos tipos de deposicin cida.6. ConclusionesHunan, sur de China, es un rea de heavy metal la minera y de la deposicin cida grave. Los suelos en Hunan son suelos tpicamente rojo y tierra roja amarilla con relativa las tasas de meteorizacin bajas ( Duan et al., 2002 ). Estos suelosson vulnerables y sensibles a la deposicin cida, y estn en riesgo de una alta tasa de acidificacin ( Tao et al., 2002 ) y para la contaminacin de metales pesados. Debido a la acidificacin del medio ambiente, una mayor movilidad y potencial biodisponibilidad de metales pesados en los suelos es probable que aparezca. Advertido por algunos extrema situacin en el futuro, es decir, los suelos no contaminados cubriendo con relaves de residuos y la deposicin cida cada vez ms grave, se realiz este estudio en condiciones de laboratorio. Su objetivo era la renovacin de extraer soluciones para simular los procesos de liberacin de metales pesados del suelo que podra ocurrir en el campo. Los resultados de este trabajo muestran que complica el suelo procesos dar lugar a la liberacin de metales pesados Cd, Cu, y Zn, cationes bsicos Ca 2+ y Mg 2+ , Y txico elementos tales como Al 3+ bajo los efectos de la deposicin cida. Si la situacin de la deposicin cida se mejora en el futuro, es decir, reducir la acidez y TDS en deposicin cido cin, se reducirn las emisiones de metales pesados txicos, y los ecosistemas terrestres sern grandemente mejorado. Desde el punto de vista de metal pesado comunicados, Zn en los dos suelos es el ms sensible a deposicin cida, seguida de Cd y Cu. Las emisiones de metales pesados del suelo estn estrechamente controlados por valores de pH o, a veces por el contenido total de cationes en cido deposicin, y algunas fracciones no lbiles de pesada metales sern transformados a la fraccin lbil en su mayora debido a la disolucin de los minerales a pH inferior (V4.2). La comparacin de los suelos contaminados con la suelos originales indica que la deposicin cida voluntad aumentar la liberacin de Ca 2+ y Mg 2+ debido al intercambio con metales pesados y disminuir Al 3+ liberacin debido a competencia con metales pesados. De acuerdo con la experimento, Suelo B es ms sensible a la deposicin cida de suelo A causa de mayores emisiones de suelo Al, Cd, Cu y Zn, lo que probablemente podra dar lugar a graves efectos nocivos sobre la vegetacin local ( Liu et al., en prensa ). Debemos tener en cuenta que, por lo tanto, si la minera actividades continan y la deposicin cida no es bajo Control en Chenzhou rea (zona B del suelo) en el futuro, complejo contaminacin de metales pesados del suelo y cido deposicin ser un grave problema ambiental. Agradecimientos Este trabajo forma parte del proyecto de cooperacin bEffects de la deposicin cida sobre los procesos qumicos de suelo metalsQ pesada (PRA E 00-04) entre el chino y cientficos franceses, en parte financiado por el Ministerio chino de Ciencia y Tecnologa, el Ministerio francs de Investigacin, el Ministerio de china Educacin ([2000] 156 a 00.209), y de la Educacin Comisin de la provincia de Hunan (00A003). Comisin mentos y sugerencias constructivas de dos Annimos rbitros mous fueron muy tiles en la preparacin de la versin final de este documento.