彭葉棉，楊陽，侯素霞，程鵬飛，宋旭昕，楊澤勝，劉同旭*

1. 中國科學(xué)院廣州地球化學(xué)研究所，廣東 廣州 510640；2. 廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650；3. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100039；4. 邢臺職業(yè)技術(shù)學(xué)院資源與環(huán)境工程系，河北 邢臺 054000；5. 華南土壤污染控制與修復(fù)國家地方聯(lián)合工程研究中心，廣東 廣州 510650

鉻（Cr）因為熔點、沸點高，硬度大，抗腐蝕性強等特點而在中國高科技工業(yè)領(lǐng)域中占重要地位（陽倫莊等，2010）。鉻同時也是土壤、沉積物和地下水中第二常見的金屬污染物，其廣泛應(yīng)用于電鍍、制革、印染、造紙、紡織、化肥、農(nóng)藥制造等工業(yè)領(lǐng)域，產(chǎn)生人為和自然釋放鉻污染的過程進(jìn)而導(dǎo)致嚴(yán)重的環(huán)境問題（Singh et al.，2013；Xia et al.，2019）。鉻在土壤生態(tài)中會影響土壤酶、微生物等的活性，提高了土壤生態(tài)的安全風(fēng)險，超量的鉻還會對植物光合作用和營養(yǎng)吸收產(chǎn)生不利影響（Cai et al.，2019）。此外，植物中積累的鉻通過食物鏈進(jìn)入人體，會導(dǎo)致皮炎、支氣管炎、結(jié)核病等，也增加了人類罹患癌癥的風(fēng)險。

鉻的各種價態(tài)中，Cr(VI)和Cr(III)是最常見、最穩(wěn)定的形式。Cr(VI)是一種強氧化劑，以四面體氧化物的形式存在，具有致癌性、誘變性和致畸性（Choppala et al.，2013；Zhitkovich，2011）。Cr(VI)在土壤中具有高流動性和植物毒性，而Cr(III)相對更穩(wěn)定，更容易被土壤顆粒固持，且在環(huán)境中毒性較低（Brown et al.，1999）。Cr(VI)對動物、人類和植物均為有害物質(zhì)，但Cr(III)是動物和人體的重要組成成分，而Cr(III)是否為植物必需元素仍存在爭議（Gardea-Torresdey et al.，2005）。Sharma et al.（2003）認(rèn)為，鉻并非植物的必需元素，Cr(III)也不是植物必需的營養(yǎng)物質(zhì)。此外，已有研究表明，外源Cr(III)進(jìn)入土壤環(huán)境后，主要以Cr(III)的形式存在，而Cr(VI)處理的土壤中，大部分鉻容易轉(zhuǎn)化為Cr(III) （Han et al.，2004；Chen et al.，2010）。毒性不同的Cr(VI)和Cr(III)在環(huán)境中的有效態(tài)含量也存在差異，它們可以在土壤環(huán)境中相互轉(zhuǎn)換，這使得土壤-植物體系內(nèi)鉻有效性較難評估。中國目前農(nóng)田土壤中鉻污染的風(fēng)險評估依然缺乏統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)，因此建立適用于農(nóng)田土壤的鉻有效性評價模型具有重要意義。

大量關(guān)于鉻在土壤-植物體系有效性的研究采用全量鉻作為評價因子，但全量鉻與土壤中的生物有效態(tài)鉻含量具有較大差異，這些評估方法依然有待完善（Muhammad et al.，2017）。McLaughlin et al.（2014）的認(rèn)為土壤中提取態(tài)的化學(xué)物質(zhì)可作為生物積累或毒性的預(yù)測因子，其研究結(jié)果表明提取態(tài)鉻與有效態(tài)鉻具有很好的關(guān)聯(lián)性。于是本研究以小麥（TriticumL.）根伸長為測試終點，以提取態(tài)鉻及其價態(tài)分配作為模型參數(shù)，建立了區(qū)分Cr(VI)和Cr(III)毒性作用的預(yù)測模型。該研究可以補充中國土壤鉻的植物毒性數(shù)據(jù)，也為建立農(nóng)田土壤中鉻的環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)提供了依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

供試的6種典型農(nóng)田土壤來自中國 6個不同地區(qū)，土壤取樣深度為0—20 cm，風(fēng)干后研磨，過0.15 mm的尼龍篩。對土壤樣品進(jìn)行了pH、陽離子交換能力（CEC）、有機質(zhì)、非晶質(zhì)鐵、錳、鋁氧化物等性質(zhì)的測定（魯如坤，2000），比表面積（BET）采用BET氮吸附法測定（Wang et al.，2018）。土壤中全量鉻的測定使用石墨爐消解法（HNO3-HF-HClO4）（15:2:2，V/V）對供試土壤樣品進(jìn)行消解處理（Li et al.，2016），植物樣品用HNO3-HClO4（5:1，V/V）溶液進(jìn)行消解（Yang et al.，2017）。采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法（ICP-OES，Optima 8000，PerkinElmer，USA）測定總鉻含量，使用紫外可見分光光度計（TU-1950，普析，中國）測量其中的Cr(VI)含量。供試土壤基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical characteristics of selected soils

1.2 試驗設(shè)計

1.2.1 污染土壤的制備

外源添加一定量Cr(VI)污染液到盛裝土壤的培養(yǎng)器皿中，混合均勻，配制成不同質(zhì)量濃度的鉻污染土（編號如表2所示），每個處理3個重復(fù)。保持持水量 (70%±5%)，老化平衡1個月后進(jìn)行小麥根伸長測試，并測定污染土壤的提取態(tài)總鉻和Cr(VI)含量（備注：Cr(III)含量等于總鉻含量減去Cr(VI)含量）。提取態(tài)鉻的測定使用 1 mol·L-1NH4OAc（pH=5）進(jìn)行化學(xué)提?。╕u et al.，2002）。

表2 不同處理水平污染土壤的Cr質(zhì)量比Table 2 Chromium concentration of polluted soils with different treatment levels

1.2.2 小麥根伸長測試

試驗所用小麥種子由劉志勇研究員提供（中國科學(xué)院遺傳與發(fā)育生物學(xué)研究所，北京）。小麥種子催芽后移植到塑料花盆中，埋入土壤約 1 cm深處，定期澆水，5 d后采樣。試驗在恒溫培養(yǎng)室內(nèi)進(jìn)行，生長條件為白天22 ℃，夜間18 ℃。采集完植物樣品后采集盆栽中污染土壤，及時測定提取態(tài)總鉻和Cr(VI)含量、全量Cr。用去離子水清洗小麥根系，測定根長。整株樣品殺青后（105 ℃，30 min）置于烘箱中（70 ℃）干燥，至恒重。測定樣品干重后粉碎過0.5 mm尼龍篩，儲存于干燥處。植物樣品重金屬含量測定前用HCl-HNO3溶液（3:1，V/V）進(jìn)行微波消煮（黎森等，2019）。

1.3 數(shù)據(jù)分析

1.3.1 富集系數(shù)

本研究采用外源法計算生物富集系數(shù)（BCF），暨植物樣品中金屬含量與土壤中金屬含量扣除背景值后的比值（代允超等，2018）。計算方程式為：

式中，F(xiàn)——外源法生物富集系數(shù)；Cplant——添加鉻處理的小麥中鉻質(zhì)量比，mg·kg-1；Cplant-CK——對照處理的小麥中鉻質(zhì)量比，mg·kg-1；Csoil——添加鉻處理的土壤中鉻質(zhì)量比，mg·kg-1；Csoil-CK——對照處理土壤中鉻質(zhì)量比，mg·kg-1。

6種土壤不同處理下富集水平如圖1所示。

圖1 不同土壤中小麥的鉻含量Fig. 1 The Cr content of wheat in different soils

1.3.2 毒性閾值

參考ISO 11269的小麥根伸長實驗方法，計算小麥相對根長（ISO 11269，2012）。然后用Oringin 9.0軟件中的Growth-Dose-Resp方程擬合劑量-效應(yīng)關(guān)系，并繪制劑量效應(yīng)曲線圖。擬合方程如下：

式中Y代表相對根伸長，X代表外源鉻的質(zhì)量濃度。X0、A1、A2均為擬合所得參數(shù)。EC10、EC20和EC50分別為小麥根伸長產(chǎn)生10%、20%和50%抑制效應(yīng)時對應(yīng)的Cr質(zhì)量比。

1.3.3 分配系數(shù)

Cr(III)、Cr(VI)的生物有效性共同作用于土壤-植物體系，為了區(qū)分其影響，根據(jù)式（3）、（4）計算Cr(III)與Cr(VI)在提取態(tài)總鉻中的分配比值。

試驗所有數(shù)據(jù)均采用 Microsoft Office Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計，IBM SPSS statistics 20進(jìn)行統(tǒng)計分析，Oringin 9.0進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土壤中小麥對鉻的富集

如圖1所示，在5—175 mg·kg-1范圍內(nèi)，各處理的質(zhì)量濃度越高，土壤上種植的小麥富集的鉻含量也越高。其中，陜西土壤種植小麥鉻含量最高可達(dá) 813.76 mg·kg-1，相同處理下（T7=175 mg·kg-1），重慶和河南僅為 302.41 mg·kg-1和 222.87 mg·kg-1。由圖2可知，所有處理下，小麥富集系數(shù)均大于1，相同處理下的各土壤之間富集系數(shù)存在差異。土壤鉻質(zhì)量分?jǐn)?shù)在5—175 mg·kg-1范圍內(nèi)時，所有土壤上小麥富集系數(shù)均隨著外源鉻含量的升高而降低，直至小麥根系停止生長。T7處理下6種土壤之間富集差異顯著，重慶、河南土壤富集因子較高，而T1處理下，陜西、四川土壤富集因子高于重慶等土壤。

圖2 不同處理下6種土壤中富集系數(shù)的變化Fig. 2 Variation of BCF (biological concentration factor) in six soils among different treatments

2.2 基于根伸長的土壤Cr小麥毒性閾值

重金屬與小麥的根直接接觸可產(chǎn)生毒害作用，而可以通過小麥根伸長來評價（趙淑婷等，2018）。根據(jù)圖3可知，隨著土壤中鉻的質(zhì)量濃度的升高，小麥根的相對根伸長（%）逐漸降低。河南、陜西和河北土壤在T2、T3處理水平下（質(zhì)量濃度：10—20 mg·kg-1）開始出現(xiàn)抑制根長現(xiàn)象，重慶和新疆土壤在 T4—T5處理水平下（質(zhì)量濃度：30—50 mg·kg-1）才開始抑制根長。富集含量達(dá)到約 200 mg·kg-1時所有處理土壤種植的小麥根長均下降。根據(jù)小麥根長的數(shù)據(jù)利用劑量效應(yīng)曲線擬合求得不同土壤中鉻對小麥的毒性閾值（EC10、EC20、EC50），見表 2。試驗結(jié)果表明，不同土壤間的毒性閾值差異顯著。根據(jù)表3所示，四川、河南、陜西以及河北土壤的 EC50毒性閾值（18.48—55.60 mg·kg-1）顯著低于重慶和新疆土壤（75.27—135.66 mg·kg-1）。

圖3 6種土壤種的小麥相對根伸長Fig. 3 Root elongation of wheat in six soils

表3 土壤鉻的毒性閾值（EC10、EC20、EC50）及其95%置信區(qū)間Table 3 Toxicity thresholds (EC10, EC20, EC50) and the 95% confidence interval of Cr in soil

2.3 土壤中的提取態(tài)鉻與外源鉻添加量的關(guān)系

根據(jù)圖4所示結(jié)果，定量外源鉻進(jìn)入土壤中老化平衡一段時間后，不同土壤間可提取態(tài)鉻含量差異較大。隨著鉻質(zhì)量濃度的升高，提取態(tài)總鉻含量升高，在T7，四川、陜西、河北土壤提取態(tài)總鉻質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 64.63、81.77、78.90 mg·kg-1，而重慶土壤僅為 24.01 mg·kg-1。

2.4 不同形態(tài)鉻的有效性及其預(yù)測模型

2.4.1 有效性差異

對實測的全量鉻、提取態(tài)總鉻、提取態(tài)Cr(VI)與Cr(III)含量分別進(jìn)行了測定，并利用相關(guān)性分析比較不同形態(tài)的鉻的有效性。對數(shù)化處理分析植物毒性與重金屬含量，可提高數(shù)據(jù)間方差變異的同質(zhì)性（Liang et al.，2013）。因此，以相對根伸長作為其植物有效性的測試終點，與上述不同形態(tài)鉻含量（對數(shù)化處理）進(jìn)行相關(guān)性分析，見圖5。統(tǒng)計分析的結(jié)果表明，對數(shù)化處理后土壤中不同形態(tài)的鉻含量與小麥相對根伸長相關(guān)關(guān)系均顯著。提取態(tài)總鉻與根伸長相關(guān)性要好于全量鉻（R2Extracted-Cr=0.741，R2Total-Cr=0.633）。Cr(VI)與 Cr(III)與相對根長相關(guān)性均顯著（R2Extracted-Cr(VI)=0.603，R2Extracted-Cr(III)=0.70），但二者顯著性均低于提取態(tài)總鉻。分析其原因可能為提取態(tài)總鉻更能反應(yīng)Cr(VI)與Cr(III)兩種毒性的共同作用。

圖4 種植小麥后不同處理下實測土壤提取態(tài)總鉻含量Fig. 4 The content of Crextracted (extracted-Cr) in different Cradded (Crtreated) soils after planting wheat

2.4.2 預(yù)測模型

圖5 不同形態(tài)鉻含量與小麥根伸長的相關(guān)關(guān)系Fig. 5 Relationship between Relationship between Cr(VI)/Cr(III) content and relative root elongation of wheat

表4 以小麥根伸長為測試終點的有效性預(yù)測模型Table 4 Predicted models with relative root elongation of wheat as the end point of test

為區(qū)分Cr(VI)與Cr(III)各自的毒性作用，將對數(shù)化處理后的提取態(tài)總鉻、Cr(III)與 Cr(VI)在提取態(tài)總鉻中的分配比值與相對根伸長進(jìn)行回歸分析。得到以小麥根伸長為測試終點的有效性預(yù)測模型，見表 4。lg(ω(Extracted-Cr))簡寫為 lg(E-Cr)，P3、P6見式（3）、（4）。提取態(tài)總鉻與小麥相對根伸長呈顯著負(fù)相關(guān)，而提取態(tài)Cr(VI)與Cr(III)在提取態(tài)總鉻中的比值則分別呈負(fù)相關(guān)和正相關(guān)。預(yù)測模型決定系數(shù)均為0.75，當(dāng)RR為50%時的提取態(tài)總鉻含量暨提取態(tài)預(yù)測的EC50值。提取態(tài)總鉻含量代表的有效態(tài)Cr對植物毒性起主導(dǎo)作用，同時Cr(VI)與Cr(III)分配比的影響也不可忽視。

2.5 土壤中提取態(tài)Cr(VI)與Cr(III)的分配

如圖6所示，提取態(tài)Cr(VI)與Cr(III)在土壤中的分配會隨著外源鉻含量的增加發(fā)生變化。在 0—20 mg·kg-1范圍內(nèi)，土壤中的提取態(tài)Cr(VI)與Cr(III)含量變化較小，土壤 Cr(VI)含量極低（＜1.19 mg·kg-1），而 Cr(III)含量略高于 Cr(VI)（1.76—3.83 mg·kg-1）。在T7處理水平下，土壤提取態(tài)Cr(VI)含量可達(dá) 13.16—59.36 mg·kg-1，而 Cr(III)含量為10.85—31.18 mg·kg-1，總體略低于 Cr(VI)。

土壤間提取態(tài)Cr(VI)與Cr(III)分配比變化情況存在差異，在 T7處理水平下，重慶土壤的提取態(tài)Cr(III)和 Cr(VI)含量分別為 10.85、13.16 mg·kg-1；陜西土壤 Cr(III)和 Cr(VI)含量分別為 22.41、59.36 mg·kg-1，河北土壤的提取態(tài) Cr(III)和 Cr(VI)含量分別為 31.17、47.72 mg·kg-1。

3 討論

3.1 土壤中鉻的植物富集能力及毒性效應(yīng)

Cr是植物的有毒和非必需元素，但Cr進(jìn)入植物體內(nèi)的初期階段，鉻的吸收需要與許多無機元素競爭以快速進(jìn)入植物系統(tǒng)，再與根細(xì)胞液泡中的物質(zhì)螯合而降低植物毒害（Shanker et al.，2005）。在植物體系中，Cr具有抑制其他無機元素的吸收，改變?nèi)~綠體結(jié)構(gòu)使得小麥光合作用受損等作用，這些作用抑制了植物生長及代謝功能（Sharma et al.，1995）。本研究結(jié)果表明，在低質(zhì)量濃度的鉻污染下，小麥根伸長抑制不明顯，對鉻的富集系數(shù)較高。但隨著土壤中鉻含量的增加，富集系數(shù)逐漸降低。這符合上述Cr進(jìn)入植物的機制，土壤中Cr質(zhì)量濃度較低時，Cr快速被植物吸收，由于植物自身抗毒害機制使得其毒性較??；但隨著其質(zhì)量濃度的升高，植物吸收的鉻含量積累過多使得生長代謝等功能受損，同時也降低了鉻攝取，從而對鉻的富集含量也逐漸降低。

圖6 不同形態(tài)鉻的含量與小麥根伸長的相關(guān)關(guān)系Fig. 6 Relationship between Cr(VI)/Cr(III) content and wheat relative root elongation

López-Luna et al.（2009）的研究表明在 500 mg·kg-1的Cr(VI)下，小麥地上部分和地下部分富集含量分別為20.65、26.24 mg·kg-1。而本研究結(jié)果表明在質(zhì)量濃度為175 mg·kg-1的Cr(VI)處理下，土壤為生長介質(zhì)的小麥富集含量在 222.87—813.76 mg·kg-1之間。這與 López-Luna et al.（2009）的研究結(jié)果略有不同，小麥品種、土壤種類以及污染平衡時間的差異可能是導(dǎo)致該結(jié)果的原因。不同植物在同一土壤上富集鉻含量也存在差異，已有研究報道了黑麥草（Lolium perenneL.）、高丹草（Sorghum bicolor(L.) Moench×S.Sudanense(Piper) Stapf）、狼尾草（Pennisetum alopecuroides(L.) Spreng）在土壤中，外源污染為100—300 mg·kg-1的條件下，最高富集含量大致分別為 4541、400、1090 mg·kg-1（喬云蕾等，2016）。

本研究的結(jié)果表明不同土壤間的毒性閾值、富集能力均差異顯著，導(dǎo)致這些差異的原因可能為土壤的物理化學(xué)性質(zhì)影響了植物對污染物的攝取，進(jìn)而左右了污染物的毒性效應(yīng)。Mishra et al.（1995）、Srivastava et al.（1994）的研究報道過土壤作為植物的生長介質(zhì)，對植物攝取鉻含量具有顯著影響，其試驗證明植物在土壤和沙土培養(yǎng)下對鉻的富集含量顯然不同。毒性閾值EC50被廣泛認(rèn)為在評價土壤的毒性閾值時具有良好的穩(wěn)定性（Smolder et al.，2009；宋文恩等，2014）。Lin et al.（2019）的研究基于跳蟲（Folsomia candida）活性為測試終點報道了鉻在對土壤中生物體的毒性閾值。其中老化22 d（與本實驗平衡時間相近）的河南和重慶土壤 EC50分別為22、41 mg·kg-1，這與本研究中重慶土壤具有高毒性閾值的結(jié)果相近，少許差異可能是小麥根長與跳蟲的物種敏感性差異所導(dǎo)致（丁楓華等，2018）。不同土壤中，同一測試終點評價得到的毒性效應(yīng)差異較大（于修樂等，2018），而EC50值越低，該土壤Cr污染敏感性則越強，該類型土壤上生長的植物則更易遭受Cr污染的毒害。研究結(jié)果中，四川、河南、陜西以及河北土壤的 EC50（18.48—55.60 mg·kg-1）顯著低于重慶和新疆土壤（75.27—135.66 mg·kg-1），重慶、新疆土壤上植物鉻毒害的影響較小。

3.2 鉻有效性預(yù)測模型及價態(tài)分配

McLaughlin（2001）、Ma et al.（2006）的研究表明相同含量的重金屬在理化性質(zhì)不同的土壤中的老化一段時間后，其有效態(tài)含量變化不同。在農(nóng)田污染治理的實際應(yīng)用中，用全量計算毒性閾值的方法準(zhǔn)確性仍存在爭議，Ahmad et al.（2015）曾在其研究中表示用重金屬全量來衡量毒性效應(yīng)的方法并不恰當(dāng)，而化學(xué)提取態(tài)的含量變化一定程度上可以代表有效態(tài)含量變化（Paula et al.，2015）。Ding et al.（2014）利用提取態(tài)鉻含量，建立了基于胡蘿卜為毒性測試終點的鉻預(yù)測模型，而肖文丹（2014）則在 2014年建立了基于白菜、水稻為測試終點的鉻預(yù)測模型。本研究也將提取態(tài)鉻作為重要的預(yù)測因子，卻未直接將土壤理化性質(zhì)作為模型預(yù)測因子，因為考慮到土壤理化性質(zhì)影響提取態(tài)總鉻含量，不適宜將其與提取態(tài)總鉻含量同時作為預(yù)測因子。本研究基于實測的提取態(tài)總鉻含量及其價態(tài)分配，建立了新的預(yù)測模型，可以根據(jù)實測提取態(tài)含量預(yù)測植物毒性。模型以小麥相對根長作為因變量，自變量為提取態(tài)總鉻含量、Cr(VI)與Cr(III)占總鉻比值。相比前人的研究，該模型在實際應(yīng)用中減少了需要測定的 pH值、陽離子交換量、有機質(zhì)含量等土壤理化性質(zhì)參數(shù)。Cr(VI)與Cr(III)分別與小麥相對根伸長呈現(xiàn)正相關(guān)和負(fù)相關(guān)。這是因為在提取態(tài)總鉻恒定的情況下，Cr(VI)含量越多則Cr(III)含量相對少，毒性效應(yīng)越強，而Cr(III)含量相對多時，毒性較小。價態(tài)分配的結(jié)果表明高Cr污染下，陜西土壤P6高于重慶土壤，河北土壤P6與重慶相近，但陜西、河北土壤Cr(III)和Cr(VI)含量均顯著高于重慶土壤。顯然，重慶土壤上的植物鉻毒害要低于陜西河北土壤，且重慶土壤具有高毒性閾值，同處理下毒性閾值越高越不容易受重金屬毒害。

提取態(tài)鉻價態(tài)分布的差異也是導(dǎo)致土壤間毒性差異的重要原因，因為Cr(VI)和Cr(III)在土壤中分別被吸附固定且可以同時發(fā)生氧化還原過程。這些過程受到pH值、有機質(zhì)含量、陽離子交換能力、鐵錳氧化物含量等多種理化性質(zhì)的共同影響（Dhal et al.，2013）。比如，Cr(VI)在土壤礦物中的滯留量與土壤中磷、鐵含量相關(guān)（Gu et al.，2017），而高含量的鐵氧化物和鋁氧化物會促進(jìn)Cr(VI)吸附過程（Jiang，2008；Pérez et al.，2014）。pH低的土壤中Cr(VI)更容易被吸附固定，且 Cr(VI)更容易還原成Cr(III)（Yang et al.，2019）。有機質(zhì)豐富的土壤中Cr(VI)傾向于轉(zhuǎn)化為 Cr(III)（Banks et al.，2006），而錳氧化物則會促進(jìn) Cr(III)氧化成 Cr(VI)（Stepniewska et al.，2004）。土壤理化性質(zhì)對Cr(III)的固定也有不同影響，其中，CEC含量高的土壤對Cr(III)的吸附更強（Cao et al.，2011），而低pH值的土壤中Cr(III)吸附能力遠(yuǎn)遠(yuǎn)弱于Cr(VI)。綜上所述，土壤間鉻毒性差異是由多種土壤理化性質(zhì)綜合作用所致。重慶土壤由于低pH值、高有機質(zhì)含量等理化性質(zhì)因素導(dǎo)致Cr(VI)含量低，在6種土壤中鉻毒害最輕。如何區(qū)分各種土壤理化性質(zhì)具體作用力度或貢獻(xiàn)度是本研究的尚未解決的科學(xué)問題，這也是評估鉻在土壤污染中危害的重要部分。在后續(xù)的研究中，我們將重點關(guān)注該問題。

4 結(jié)論

（1）在5—175 mg·kg-1土壤鉻質(zhì)量濃度范圍內(nèi)，小麥鉻富集系數(shù)隨著土壤鉻含量的增加而降低。不同土壤上小麥鉻富集系數(shù)以及毒性作用差異較大，而當(dāng)小麥富集含量在高于200 mg·kg-1時，各土壤上小麥正常生長代謝均受到抑制。土壤理化性質(zhì)的差異會導(dǎo)致有效態(tài) Cr(VI)、Cr(III)含量差異，從而影響小麥對鉻的吸收積累，導(dǎo)致小麥鉻毒性效應(yīng)不同。

（2）提取態(tài)鉻比土壤全量鉻更適宜預(yù)測鉻的有效性，而Cr(VI)與Cr(III)的毒害效應(yīng)需要進(jìn)行區(qū)分。于是，本研究基于提取態(tài)鉻含量及其價態(tài)分配建立了可以預(yù)測鉻有效性的模型。相比利用各種土壤基本理化性質(zhì)為因子的預(yù)測模型，該模型直接用提取態(tài)實測值，具有預(yù)測因子測定簡便，測定參數(shù)少等優(yōu)勢。

（3）Cr(VI)毒性遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于Cr(III)，而土壤中鉻的價態(tài)分布受土壤理化性質(zhì)影響，故導(dǎo)致了鉻毒性效應(yīng)的差異。低pH值使得Cr(VI)更容易被吸附，高有機質(zhì)使得Cr(VI)易還原成Cr(III)，故pH值低且有機質(zhì)含量高的重慶土壤在6種農(nóng)田土壤中鉻毒害最輕。