李吉宏，聶達(dá)濤，劉夢(mèng)楠，毛小云，2，廖宗文，陳嫻*

（1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣州 510642；2.廣東省生態(tài)循環(huán)農(nóng)業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，華南農(nóng)業(yè)大學(xué)，廣州 510642）

農(nóng)田Cd污染嚴(yán)重威脅農(nóng)產(chǎn)品安全和人體健康[1-4]。采用可靠的分析測(cè)試方法明確農(nóng)田Cd污染程度和風(fēng)險(xiǎn)，是農(nóng)業(yè)環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)和修復(fù)治理的重要前提。

土壤中的Cd 具有不同的賦存形態(tài)，但只有部分形態(tài)的Cd 易于被植物吸收，這部分Cd 稱為“有效態(tài)”。有效態(tài)Cd 在一定程度上比總量Cd 更能代表其對(duì)作物的可供給水平，也更能反映土壤Cd 的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[5-7]。我國(guó)現(xiàn)行土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中Cd是以總量制定的標(biāo)準(zhǔn)值，然而，作物對(duì)Cd 的吸收由土壤中Cd 的生物有效性決定，單以土壤Cd 總量為標(biāo)準(zhǔn)在保證農(nóng)產(chǎn)品安全方面存在局限性[8]。國(guó)際上，瑞士和日本等國(guó)已將有效態(tài)標(biāo)準(zhǔn)納入土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中，而我國(guó)針對(duì)有效態(tài)Cd含量限值的研究較少[8-9]。土壤重金屬有效態(tài)含量的測(cè)定方法中，單一提取法因簡(jiǎn)單快速而被廣泛應(yīng)用，其中常用的提取劑有DTPA、EDTA、HCl 和CaCl2等[10-14]。

不同土壤Cd 的有效性因成土母質(zhì)、土壤性質(zhì)以及污染成因等不同而具有差異，同時(shí)不同提取劑的提取機(jī)制和能力也不同，選擇適合的有效Cd 測(cè)定方法對(duì)于耕地的安全利用尤為重要[14-16]。廣東農(nóng)田重金屬污染以工業(yè)污染為主，其中韶關(guān)大寶山礦區(qū)污染和清遠(yuǎn)電子垃圾回收污染較為典型，此外集約化農(nóng)場(chǎng)種植污染亦不能忽視[17-19]。本研究選取廣東韶關(guān)、清遠(yuǎn)和廣州三種典型Cd 污染型稻田土壤為研究對(duì)象，分別以雜交稻和常規(guī)稻為供試植物，通過(guò)分析比較4 種不同方法測(cè)定的土壤有效態(tài)Cd 與水稻Cd 吸收的相關(guān)關(guān)系，以期為廣東稻田土壤修復(fù)技術(shù)效果和土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供科學(xué)方法依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤：廣州土（NC）取自廣州華南農(nóng)業(yè)大學(xué)水稻試驗(yàn)田；韶關(guān)土（SG）取自韶關(guān)曲江；清遠(yuǎn)土（QY）取自清遠(yuǎn)佛岡，三種土壤理化性質(zhì)見(jiàn)表1。供試水稻品種為天優(yōu)華占（秈型雜交稻）和黃華占（常規(guī)秈稻）。

表1 供試土壤理化性質(zhì)Table 1 Soil physicochemical properties

對(duì)NC 土進(jìn)行外源添加Cd處理，外源添加的鎘含量分別為1、2、4、6、10 mg·kg-1（土壤依次編號(hào)為Cd1、Cd2、Cd4、Cd6 和Cd10）。以CdCl2·1/2H2O 溶液的形式加入Cd，充分混勻后，加水至土壤表面1 cm 水層，待水面自然落干后，充分?jǐn)嚢柰寥?，再加水淹沒(méi)，往復(fù)循環(huán)。土壤培養(yǎng)60 d后種植水稻。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 土壤各提取態(tài)Cd含量測(cè)定

本研究采用4 種方法測(cè)定8 種供試土壤的有效Cd，所用有效態(tài)Cd 提取劑分別為0.1 mol·L-1HCl、0.1 mol·L-1CaCl2、0.05 mol·L-1EDTA（EDTA-2Na）以及0.005 mol·L-1DTPA[0.005 mol·L-1DTPA-0.1 mol·L-1TEA（三乙醇胺）-0.01 mol·L-1CaCl2]。

具體浸提方法：m（土）∶V（提取劑）=1∶5，20 ℃水平振蕩2 h，5 000 r·min-1離心10 min 后過(guò)濾。浸提液Cd 含量采用石墨爐原子吸收光譜儀（日立Z-2000）測(cè)定。

1.2.2 水稻盆栽試驗(yàn)

試驗(yàn)設(shè)雜交稻和常規(guī)稻兩個(gè)試驗(yàn)組，每個(gè)水稻品種試驗(yàn)組設(shè)8 個(gè)處理，分別采用表1 中3 種土壤和外源添加Cd 的5 種土壤，以土壤編號(hào)為處理號(hào)，分別為SG、QY、NC、Cd1、Cd2、Cd4、Cd6、Cd10。將上述8 種不同Cd 含量的土分別裝入塑料盆中，每盆裝土5 kg，加入底肥（尿素、過(guò)磷酸鈣和氯化鉀用量分別為N 50 mg·kg-1、P2O5100 mg·kg-1、K2O 50 mg·kg-1）后泡水7 d，待用，每種處理4 次重復(fù)。水稻種子用10%的過(guò)氧化氫溶液浸泡30 min，清水洗凈后泡種24 h。將萌發(fā)的種子播入無(wú)污染土當(dāng)中，育秧30 d 后移栽。將水稻秧苗移栽到上述的塑料盆中，每盆3 穴，每穴3 株，共9 株秧苗。在整個(gè)生長(zhǎng)期，土壤保持在淹水條件下（土壤表面以上2～3 cm 的水層）。此外，在分蘗期追施尿素一次（N 40 mg·kg-1），抽穗期追施尿素和氯化鉀一次（N 30 mg·kg-1和K2O 50 mg·kg-1）。

1.2.3 植物樣品處理

水稻成熟后進(jìn)行收獲，分別對(duì)稻草（劍葉和莖）和稻谷中Cd 含量進(jìn)行檢測(cè)。稻草于105 ℃殺青2 h，隨后在55 ℃烘至恒質(zhì)量。稻谷自然風(fēng)干后，用礱谷機(jī)進(jìn)行脫殼，得到稻殼和糙米。植物干樣粉碎后，采用濕式消解法（VHNO3∶VHClO4=4∶1）對(duì)植物樣品進(jìn)行消解，消解液的Cd含量采用石墨爐原子吸收光譜儀（日立Z-2000）測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2019 對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)平均值、標(biāo)準(zhǔn)誤差和圖表進(jìn)行處理和制作；使用SPSS 20.0進(jìn)行數(shù)據(jù)的差異顯著性分析（Duncan法）和相關(guān)性分析（Pearson法）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同測(cè)定方法對(duì)8種土壤有效Cd的測(cè)定結(jié)果

8 種不同土壤分別采用4 種浸提劑測(cè)定的Cd 含量如表2 所示。各提取方法在不同土壤中提取的Cd含量整體表現(xiàn)出HCl＞EDTA＞DTPA＞CaCl2。三種原始土壤中，各提取態(tài)Cd 含量均表現(xiàn)為SG＞QY＞NC。外源添加Cd 的土壤中，各提取態(tài)Cd 含量隨添加Cd 含量的增加而增加。

表2 不同土壤各提取態(tài)Cd含量（mg·kg-1）Table 2 Extractable Cd content in different soils（mg·kg-1）

四種提取劑提取土壤Cd 含量占總Cd 含量的比例如表3 所示。在不同污染水平的同種土壤（NC、Cd1、Cd2、Cd4、Cd6 和Cd10）中，HCl 表現(xiàn)出的提取能力最強(qiáng)，可以提取土壤中73.88%～96.52%的Cd；其次為EDTA，土壤Cd 的提取比例為59.78%～85.76%；而后為DTPA 和CaCl2，土壤Cd 的提取比例分別為32.84%～46.90%和25.43%～35.79%。此外，外源添加Cd 的土壤（Cd1、Cd2、Cd4、Cd6 和Cd10）中，各提取劑的提取能力均高于原始土壤（NC），這與外源部分的Cd具有較高的離子活性有關(guān)。

表3 不同提取態(tài)Cd占土壤總Cd的比例（%）Table 3 The proportion of different extracted Cd to total Cd in soil（%）

在不同類污染土壤（NC、SG 和QY）中，各提取劑的提取能力具有相同的規(guī)律，表現(xiàn)為CaCl2＜DTPA＜EDTA≈HCl。在SG土壤中提取能力最弱的CaCl2亦能夠提取到44.80%的Cd，DTPA與CaCl2相當(dāng)，而提取能力較強(qiáng)的HCl和EDTA 對(duì)Cd的提取比例均超過(guò)79%，表明以礦區(qū)污染為特征的SG 土壤中Cd 具有較高的活性。然而，以電子垃圾拆解污染為特征的QY 土中Cd 的活性較弱，CaCl2和DTPA 只能提取到19%～25%的Cd，HCl和EDTA提取Cd含量約占總Cd的50%。

2.2 不同Cd污染土壤中水稻Cd含量

黃華占（HHZ，常規(guī)秈稻）和天優(yōu)華占（TYHZ，秈型雜交稻）是本試驗(yàn)的供試水稻品種。圖1 和表4 分別展示了不同土壤中種植的兩種水稻的糙米、稻殼、劍葉和莖的Cd含量。從表4和圖1可以看出，水稻各部位Cd 含量差異較大，兩種水稻的各部位Cd 含量大小依次為莖＞劍葉＞糙米＞稻殼。

在不同污染水平的同種土壤中，各部位Cd 含量隨土壤Cd含量的增加而增加。同一土壤兩個(gè)水稻品種的糙米Cd含量無(wú)顯著差異（圖1），表明兩個(gè)水稻品種的糙米積累Cd 的能力相似。然而，在Cd 活性和含量均較高的SG 土以及NC 土中當(dāng)外源添加Cd 達(dá)到2 mg·kg-1以上時(shí)，兩個(gè)水稻品種在劍葉等部位Cd 含量出現(xiàn)顯著差異，表現(xiàn)為雜交稻TYHZ＞常規(guī)稻HHZ。但Cd 活性較低的QY 土中兩個(gè)水稻品種各部位Cd 含量均無(wú)顯著差異（表4）。這一結(jié)果表明，盡管兩個(gè)水稻品種的糙米Cd 含量無(wú)顯著差異，但雜交稻對(duì)Cd 的吸收積累能力優(yōu)于常規(guī)稻。

表4 水稻不同部位Cd含量（mg·kg-1）Table 4 Cd content in rice each parts（mg·kg-1）

圖1 不同處理糙米Cd含量Figure 1 Cd content in brown rice under different treatments

根據(jù)《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017），QY、NC 和Cd1糙米平均Cd含量均未超標(biāo)（0.2 mg·kg-1），其他處理Cd含量為標(biāo)準(zhǔn)限值的1.6～5.6倍，其中SG處理Cd含量為標(biāo)準(zhǔn)限值的近3倍。

2.3 不同提取態(tài)Cd含量與水稻Cd含量的相關(guān)關(guān)系

2.3.1 同種土壤不同污染水平下的相關(guān)性

本試驗(yàn)對(duì)同種土壤不同污染水平條件（NC、Cd1、Cd2、Cd4、Cd6 和Cd10）下不同提取態(tài)Cd 含量和水稻Cd含量的相關(guān)關(guān)系進(jìn)行分析，結(jié)果如表5所示。除稻殼Cd 含量與土壤總Cd 及各提取態(tài)Cd 含量呈顯著相關(guān)（P＜0.05）外，糙米、劍葉和莖Cd 含量與土壤總Cd及各提取態(tài)Cd 含量均呈極顯著相關(guān)（P＜0.01）。水稻各部位Cd 含量與土壤總Cd 含量的相關(guān)系數(shù)均大于水稻Cd 含量與不同提取態(tài)Cd 含量的相關(guān)系數(shù)。水稻不同部位Cd 含量與各提取態(tài)Cd 含量的相關(guān)系數(shù)有所不同：兩個(gè)水稻品種均表現(xiàn)為糙米Cd 與EDTACd的相關(guān)系數(shù)最大，稻殼Cd與EDTA-Cd的相關(guān)系數(shù)最大，莖Cd 與EDTA-Cd 的相關(guān)系數(shù)最大；但HHZ 劍葉Cd 與EDTA-Cd 的相關(guān)系數(shù)最大，而TYHZ 的劍葉Cd 含量則與HCl-Cd 的相關(guān)性最強(qiáng)。上述結(jié)果表明，在同種土壤外源添加Cd 不同污染水平條件下，土壤總Cd 與水稻Cd 吸收具有較強(qiáng)的相關(guān)性，而在各提取方法中，EDTA 提取態(tài)Cd與水稻Cd的相關(guān)性最強(qiáng)，之后依次是HCL、DTPA和CaCl2。

表5 相同土壤不同污染水平下各提取態(tài)Cd含量與水稻Cd含量的相關(guān)系數(shù)（r）Table 5 Correlation coefficients between Cd content of different extraction state and Cd content in rice under different pollution levels（r）

2.3.2 不同類型土壤的相關(guān)性

表6 是不同種土壤（NC、SG、QY）中各提取態(tài)Cd與水稻各部位Cd 的相關(guān)系數(shù)。從表6 可以看出，僅有莖部的Cd 含量與CaCl2提取態(tài)Cd 顯著相關(guān)（P＜0.05），其他不同提取態(tài)Cd含量與水稻其他部位Cd含量的相關(guān)性不顯著。從相關(guān)系數(shù)的分析結(jié)果來(lái)看，土壤總Cd 含量與水稻各部位Cd 含量的相關(guān)系數(shù)最小。在4 種浸提測(cè)定方法中，水稻各部位Cd 與CaCl2提取態(tài)Cd 的相關(guān)系數(shù)均高于其他三種提取態(tài)Cd。上述分析結(jié)果表明，對(duì)于不同土壤而言，總Cd 與水稻Cd的相關(guān)性較各提取態(tài)Cd 弱，說(shuō)明對(duì)于自然污染土壤而言，采用土壤Cd 總量來(lái)評(píng)價(jià)農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)的準(zhǔn)確性低于采用有效態(tài)評(píng)價(jià)；在各有效態(tài)測(cè)定方法中，CaCl2提取態(tài)Cd與水稻Cd吸收積累的相關(guān)性最強(qiáng)，之后依次是DTPA、HCl和EDTA。

表6 不同類型土壤中各提取態(tài)Cd含量與水稻Cd含量的相關(guān)系數(shù)（r）Table 6 Correlation coefficients between Cd content of different extraction state and Cd content in rice（r）under different natural soil

2.3.3 土壤各提取態(tài)Cd的管控閾值

根據(jù)各提取態(tài)Cd 與糙米Cd 的相關(guān)性可建立線性方程，推知當(dāng)糙米Cd 含量為0.2 mg·kg-1時(shí)土壤各提取態(tài)Cd的閾值（表7）。與不同污染水平相比，不同類型土壤各提取態(tài)Cd 含量的閾值均較低，而總Cd 的閾值較高，這與不同自然源土壤的Cd活性差異有關(guān)。此外，由于兩個(gè)水稻品種糙米Cd含量差異不明顯，因此得出的各閾值結(jié)果接近。結(jié)果表明，糙米Cd 限值為0.2 mg·kg-1時(shí)，土壤各提取態(tài)Cd 閾值如下：CaCl2-Cd 為0.596 4 mg·kg-1、HCl-Cd 為1.180 7 mg·kg-1、EDTA-Cd 為1.192 0 mg·kg-1、DTPA-Cd為0.666 7 mg·kg-1、總Cd為1.764 9 mg·kg-1。

表7 不同提取方法與糙米Cd含量的線性關(guān)系Table 7 Linear relationship between different extraction methods and Cd content in brown rice

3 討論

適宜的評(píng)價(jià)方法需要對(duì)提取能力和提取量與作物吸收量之間的相關(guān)程度等方面進(jìn)行考慮[20]。不同提取方法在提取機(jī)制上的差異使得提取能力不同，絡(luò)合劑有較強(qiáng)的提取能力，可對(duì)難溶性有機(jī)質(zhì)、氧化物以及次生黏土礦物中的金屬進(jìn)行提取[10，21]。DTPA 提取法可減少碳酸鹽的溶解，減少Ca2+對(duì)其他金屬離子的置換，因此適用于中性或石灰性土壤[10，22]。稀酸提取劑有較強(qiáng)的酸性，對(duì)除硅酸鹽外的其他物質(zhì)有較強(qiáng)的的腐蝕性[23]，因此對(duì)土壤Cd 具有較強(qiáng)的提取能力。中性鹽提取劑主要是通過(guò)離子交換作用置換出土壤中的可交換性Cd2+，提取的Cd的形態(tài)為水溶態(tài)和可交換態(tài)，因此提取能力較弱。BAKIRCIOGLU等[24]對(duì)5種提取劑（HCl、EDTA、DTPA、CaCl2和水）進(jìn)行比較，結(jié)果表明各提取劑的提取能力大小依次為HCl＞EDTA＞DTPA＞CaCl2＞水。在熊婕等[14]的研究中也有相似的結(jié)果，HCl和EDTA對(duì)土壤Cd均有較強(qiáng)的提取能力，無(wú)機(jī)鹽提取劑的提取能力則較弱，但CaCl2是4種無(wú)機(jī)鹽提取劑中提取能力最強(qiáng)的。本研究結(jié)果得出相似的結(jié)論，總體上各提取劑對(duì)Cd 的提取能力表現(xiàn)為HCl＞EDTA＞DTPA＞CaCl2。值得注意的是，提取劑的提取能力太強(qiáng)可能導(dǎo)致土壤有效Cd 被高估[14]，在本研究中，HCl 提取法和EDTA 提取法對(duì)SG 土提取了超過(guò)80%的Cd，進(jìn)一步證實(shí)了這兩種方法存在的缺陷。

本研究通過(guò)外源添加不同濃度Cd來(lái)實(shí)現(xiàn)同種土壤不同污染水平，結(jié)果（表5）顯示，水稻Cd 與土壤總Cd 以及各提取態(tài)Cd 均表現(xiàn)出良好的相關(guān)性，其中與總Cd 的相關(guān)性最強(qiáng)，各提取方法中的相關(guān)系數(shù)依次為HCl＞EDTA＞DTPA＞CaCl2。邢維芹等[25]的研究發(fā)現(xiàn)氯化物對(duì)土壤有活化作用，氯離子可與Cd 形成絡(luò)合物，將Cd 由固相移到液相，增加土壤Cd 的遷移性和溶解性。有研究發(fā)現(xiàn)以水溶性Cd 鹽形式加入的Cd在土壤中主要以離子交換態(tài)及碳酸鹽結(jié)合態(tài)存在，具有較強(qiáng)的生物有效性[26-27]。各提取劑對(duì)外源添加Cd污染土中的Cd 有更強(qiáng)的提取能力，而且水稻Cd 與土壤總Cd 及各提取態(tài)Cd 間均具有較高的相關(guān)性。然而，在三種不同污染源類型的自然污染土壤中，水稻Cd吸收累積量與各提取態(tài)Cd的相關(guān)性均優(yōu)于總Cd，說(shuō)明針對(duì)自然污染土壤采用有效態(tài)Cd評(píng)價(jià)其生物安全風(fēng)險(xiǎn)更適合，其中CaCl2提取態(tài)Cd 的表現(xiàn)最好。上述結(jié)果說(shuō)明自然污染土壤的Cd 形態(tài)更復(fù)雜，因而總Cd 與水稻Cd 吸收累積量的相關(guān)性不顯著[8，12，28]。植物吸收Cd 的主要形態(tài)是水溶態(tài)和交換態(tài)[6-7]，CaCl2主要對(duì)土壤中水溶態(tài)和交換態(tài)的Cd 進(jìn)行提取，因此本研究中CaCl2提取態(tài)Cd 與水稻Cd 的相關(guān)性較高，是適合廣東典型Cd污染酸性稻田土壤安全風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的方法。

本研究以糙米Cd 含量0.2 mg·kg-1為限值得到的總Cd 閾值為1.764 9 mg·kg-1。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），pH 在5.5 至6.5 之間的土壤Cd 風(fēng)險(xiǎn)管制值為2.0 mg·kg-1。本研究所得土壤總Cd 閾值低于土壤標(biāo)準(zhǔn)的風(fēng)險(xiǎn)管制值，仍然在同一水平上?？侰d 含量與稻米Cd 含量相關(guān)性系數(shù)（表5）小于4 種有效態(tài)，說(shuō)明采用土壤有效Cd 含量評(píng)估稻田Cd 污染對(duì)食品安全的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)更科學(xué)，但我國(guó)農(nóng)用地安全標(biāo)準(zhǔn)缺乏土壤有效Cd的標(biāo)準(zhǔn)值[8，29]，因此深入研究耕地土壤有效Cd的安全閾值對(duì)指導(dǎo)農(nóng)業(yè)安全生產(chǎn)具有重要意義。本研究以糙米Cd 含量0.2 mg·kg-1為限值得到的CaCl2-Cd 閾值為0.596 4 mg·kg-1，這一結(jié)果與熊婕等[14]研究得到的閾值0.41～0.53 mg·kg-1接近。土壤有效態(tài)Cd的測(cè)定過(guò)程相比總Cd 更簡(jiǎn)捷，進(jìn)一步深入研究可確立針對(duì)廣東典型Cd 污染土壤基于0.1 mol·L-1CaCl2提取態(tài)Cd含量的稻田Cd污染風(fēng)險(xiǎn)管控閾值。

4 結(jié)論

（1）在外源添加Cd條件下，土壤總Cd及4種有效Cd 含量與糙米和稻草（劍葉、莖）Cd 含量均呈極顯著相關(guān)，但韶關(guān)、清遠(yuǎn)、廣州3 類典型Cd 污染土壤中總Cd及有效Cd含量與水稻Cd累積量的相關(guān)性不顯著。

（2）4種不同提取方法測(cè)定的廣東典型Cd污染稻田土壤有效Cd 含量與2 個(gè)水稻品種的糙米和稻草（劍葉、莖）Cd 含量的相關(guān)系數(shù)均超過(guò)0.95，線性回歸方程的R2值均在0.91以上，其中CaCl2提取態(tài)Cd 含量與水稻Cd 累積量相關(guān)性最高，遠(yuǎn)高于土壤全Cd 含量與水稻Cd 累積量相關(guān)性，具有作為廣東酸性稻田土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法的潛力。