陳嶺嘯，宋垠先，袁旭音，楊忠芳，陳 旸，陳 駿，季峻峰

（1.南京大學地球科學與工程學院，江蘇南京210093；2.河海大學環(huán)境學院，江蘇南京210024；

3.中國地質大學地球科學與資源學院，北京100083）

0 引言

Cd具有較高的生物毒性，能破壞人體的中樞神經系統(tǒng)，引起腎衰竭及引發(fā)癌癥［1－2］。1968年，Cd被指出是引發(fā)日本骨痛病的原因［3］。Cd雖然不是生物必需的元素，但能被某些農作物吸收聚集在植物的可食用部分。有報道指出，除了一些特殊職業(yè)外，食物鏈中Cd的危害遠勝于Cd在大氣中對人類的危害［4－5］。水稻是Cd吸收最強的大宗谷類作物之一，多數(shù)亞洲國家以稻米為主食，中國的水稻產量占糧食總產量的40%左右，60%以上的人口以稻米為主食［6］。長江三角洲地區(qū)歷來是中國最大的糧食生產基地之一，在工業(yè)飛速發(fā)展的同時帶來了一系列環(huán)境污染問題；有報道指出，近幾年來長江三角洲地區(qū)農田中的重金屬有明顯升高［7－8］。有關資料表明，江蘇省的土壤出現(xiàn)局部重金屬污染，有25%處于潛在危險級別，5%屬于危險級別，Cd與Hg為主要致危因子［9］，為江蘇省糧食中的重金屬污染提供了潛在來源。

Cd在土壤－作物－膳食系統(tǒng)中的遷移過程是Cd環(huán)境污染以及人類健康風險研究的重點和熱點問題之一［10］。Cd在稻米中的積累可分為3個過程：吸收到根部、再通過木質部將Cd運輸?shù)浇斩?，最后通過韌皮部將Cd運輸?shù)阶褜崳?1］。前人在實驗室條件下對Cd在土壤－作物體系中遷移的影響因素做了相關研究，發(fā)現(xiàn)目前已明確影響Cd遷移的因素主要包括土壤性質、其他金屬元素、陰離子Cl－和SO2－

4等［12］。對在自然條件下土壤－作物系統(tǒng)中的Cd遷移及其影響因素也有相關報道。Williams等發(fā)現(xiàn)在采礦活動影響下，稻米更容易富集重金屬Cd、As、Pb［13］；Zhao等研究了浙江溫嶺地區(qū)土壤－水稻體系中的重金屬空間分布關系，指出水稻對重金屬的富集系數(shù)與土壤中重金屬、土壤的理化性質密切相關［14］。但是對于長江三角洲江蘇和上海一帶的農田土壤－水稻系統(tǒng)的研究鮮有文獻。筆者以長江三角洲典型地區(qū)的土壤－水稻系統(tǒng)為研究對象，初步揭示研究區(qū)土壤－水稻系統(tǒng)中的Cd污染狀況，探討Cd在水稻中遷移積累及其影響因素。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)域

采樣點位于南京、揚州、常州、泰州、鎮(zhèn)江、無錫、蘇州、南通、上海等9個城市。研究區(qū)土壤類型主要為水稻土、潮土、濱海鹽土、黃棕壤、棕壤、褐土等，其中水稻土、潮土占絕大部分。水稻土主要分布在太湖流域及蘇中里下河一帶，潮土主要分布在南通地區(qū)［15］。

1.2 研究方法

1.2.1 采樣方法

采樣點分布于江蘇和上海的部分地區(qū)，采樣點總數(shù)66個，其中江蘇62個，上海4個。在水稻的成熟期進行采樣。采樣點選擇遠離點、線、面源的污染源的稻田，所選稻田應具有代表性，即為當?shù)孛娣e較大、長勢較好的稻田。采樣要成對采集，在選定的農田里隨機采集4個子樣，每個子樣由50cm×50cm面積的水稻根系土、整株的水稻樣品（包括秸稈和水稻籽實）組成。對于根系土，在每個樣方用鏟子刮去表土，采集0～15cm的土壤300～500g樣品放到布袋中。整體的水稻根系土和水稻樣品由4個子樣合并成一個樣品，土壤樣品總質量約1kg。

1.2.2 樣品處理與測試方法

土壤樣品：將土壤樣品自然風干，用孔徑為2mm篩網篩去土壤中的植物根莖和雜質，然后選取500g裝袋。

植物樣品：采集回來的水稻樣品在室外太陽下自然干燥約5d，讓水稻干燥以保證植物樣本不會腐爛。將稻穗剪下用去離子水沖洗秸稈和稻穗上面的土壤及其他可能污染樣品的物質，然后將水稻在室溫下干燥。將干燥的稻穗脫粒去殼，將沒有精磨的水稻籽實和秸稈繼續(xù)干燥粉碎。

元素測定由安徽省地質實驗研究所完成，測試方法如下。

土壤樣品：將樣品粉末壓片用X熒光光譜法（ARF）測定SiO2、Al2O3、TFe2O3、Cl、Cr、P、Pb、S、Zn；將樣品用HNO3、HCl溶樣后用等離子體發(fā)射光譜法（ICP－OES）測定K2O、Na2O、CaO、MgO、Cu、Mn、Ni；樣品經HF、HNO3、HClO4溶樣處理后，用石墨爐原子吸收法測定Cd；將樣品經KBH4還原－氫化法處理后，用原子熒光法（AFS）測定As、Hg；將樣品經過鹽酸酸化－KBH4還原－氫化法處理后，用原子熒光法測定Se；將樣品用高頻爐灼燒管式爐后，用紅外吸收光譜法測定全碳；將樣品經重鉻酸鉀氧化后，用氧化還原容量法測定總有機碳（TOC）含量；將樣品用水浸取法直接測定pH值。

植物樣品：將樣品經微波消解，用等離子質譜法（ICP－MS）測定Cr、Ni、Cu、Pb、Cd、Mo；將樣品經微波消解，用等離子光譜法（ICP－OES）測定Pb、S、Zn、K、Na、Ca、Mg；將樣品經微波消解，用原子熒光法測定Hg、Se；將樣品（1∶1）HCl水浴提取，用原子熒光法測定As。

所有測試數(shù)據要每10個樣品做一次重復檢驗。數(shù)據分析的精確性通過質量控制來確保，這包括空白樣、重復樣和標準物質校正。大米標準物質GBW10010被用來校正植物樣品中元素質量分數(shù)；土壤形態(tài)成分分析標準物質GBW07442和GBW07443被用來校正土壤中重金屬元素含量，土壤成分分析標準物質栗鈣土GBW07402，土壤成分分析標準物質－黃棕壤GBW07403，土壤成分分析標準物質石灰?guī)r土GBW07404，土壤成分分析標準物質黃色紅壤GBW07406用于土壤中CaO與K2O含量以及pH值等的校準。

1.3 數(shù)據處理

重金屬富集系數(shù)（I）是指植物中某元素含量與土壤中元素之比［16］。該變量表征土壤－植物體系中元素遷移的難易程度，是反映植物將重金屬吸收轉移能力的評價指標，可以表示為式中：富集系數(shù)I（shoot－soil）為秸稈與土壤中的元素質量分數(shù)之比；富集系數(shù)I（grain－soil）為籽實與土壤中的元素質量分數(shù)之比；吸收系數(shù)F（grain－shoot）為籽實與秸稈中的元素質量分數(shù)之比［17］；wsoil、wshoot、wgrain分別為土壤、秸稈、籽實中的元素質量分數(shù)。

2 實驗結果

2.1 水稻土壤與籽實中的Cd污染評估

表1為土壤環(huán)境質量標準（GB 15618—1995）、食品中污染物限量（GB 2762—2005）、歐洲聯(lián)盟委員會條例（ECNO 1881—2006）分別對Cd在土壤、稻米中元素含量的限量標準。根據土壤環(huán)境質量標準［18］，土壤分為三級：一級土壤為Cd質量分數(shù)低于自然背景（200×10－9）的土壤，適用于國家規(guī)定的自然保護區(qū)；二級土壤適用于一般農田、蔬菜地等土壤；三級土壤適用于林地土壤及污染物容量較大的高背景值土壤和礦產附近等的農田土壤。本研究區(qū)土壤為江蘇農田水稻土，適用二級進行評估。籽實分別用食品中污染物的限量［19］、歐洲聯(lián)盟委員會條例［20］規(guī)定的谷物中重金屬元素最高含量對Cd元素的限定進行評估（表2）。

表1 土壤、水稻籽實中Cd含量的限量標準Tab.1 Limit Standard of Cd Contents in Soil and Grain

表2 土壤及水稻秸稈、籽實中Cd含量的統(tǒng)計結果Tab.2 Statistical Results of Cd Contents in Soil，Shoot and Grain

樣品統(tǒng)計結果表明，水稻土壤中w（Cd）為（81.39～1 441.00）×10－9，平均值277.40×10－9，超過GB 15618—1995（一級）規(guī)定的200×10－9。根據GB 15618—1995的二級標準，植株樣品中9.09%的樣品超標，從圖1a可以看出，有2個樣品中w（Cd）超過1 000×10－9，為比較嚴重的污染。籽實中w（Cd）為（10.44～692.40）×10－9，平均值55.63×10－9（表2）。質量分數(shù)超過200×10－9［18］的樣品數(shù)占4.55%，超過100×10－9［20］的樣品數(shù)占12.12%，從圖1c可以看出，4.55%的超標樣品中，有2個樣品中w（Cd）（200.79×10－9、204.60× 10－9）稍大于200×10－9的標準，另有1個樣品（692.40×10－9）則遠遠大于該標準，可見研究區(qū)水稻籽實受到一定程度污染，有1個樣品污染較為嚴重。

2.2 Cd含量在水稻土壤、秸稈、籽實中頻數(shù)及空間分布

表2中土壤、秸稈、籽實Cd含量的變異系數(shù)均受到一定的干擾。圖1中土壤Cd含量為右偏正態(tài)分布，秸稈與籽實Cd含量的分布形態(tài)類似，均為對數(shù)正態(tài)分布。分別有一異常值偏離，為同一組樣品的秸稈與籽實。

圖2、3分別為土壤和籽實中Cd的空間分布。土壤中Cd含量較高的樣品均出現(xiàn)在長江以南的蘇州、常州、鎮(zhèn)江地區(qū)，其中土壤w（Cd）超過1 000× 10－9的3個樣品在常州、鎮(zhèn)江。籽實Cd含量超標的樣品也均出現(xiàn)在長江以南。籽實w（Cd）超過100× 10－9的8個樣品中，1個樣品分布在南京，7個樣品均分布在蘇州，其中包括3個籽實w（Cd）超過200× 10－9的樣品，與蘇州地區(qū)土壤污染有關。

圖1 水稻土壤、秸稈、籽實中Cd含量的頻數(shù)分布Fig.1 Frequency Distribution of Cd Contents in Soil、Shoot and Grain

圖2 土壤中Cd含量的空間分布Fig.2 Spatial Distribution of Cd Contents in Soil

2.3 Cd與其他元素含量的相關性

剔除籽實Cd質量分數(shù)異常點數(shù)據（692.40× 10－9）后，共65組數(shù)據，Cd與其他元素含量的相關性分析結果如表3。

土壤中的Cd含量與Pb、Zn、Se、P、S、CaO、總有機碳和pH值呈顯著的正相關性，土壤中Cd與P含量呈正相關，與SiO2呈負相關性。

圖3 水稻籽實中Cd含量的空間分布Fig.3 Spatial Distribution of Cd Contents in Grain

秸稈中Cd含量與Pb、Zn、Se、S有良好的正相關性，而且秸稈中Cd與Zn含量的相關性比土壤中的相關性有所增高。與土壤中的相關性相比，秸稈中Cd與S含量的正相關性要低，同時秸稈中Cd與P、Ca含量沒有相關性，Cd與Cu含量存在相關性。

籽實中Cd與Zn、Se、S含量為正相關，并且秸稈中Cd與Zn含量的相關性比籽實中要高。Cd與Se含量在土壤、秸稈、籽實中的相關性無顯著變化。Cd與S含量在秸稈和籽實中的正相關性相似，但比土壤中低。從土壤到秸稈再到籽實中，Cd與Cu含量的正相關性有增大的趨勢。

表3 土壤、秸稈、籽實中Cd含量與各參數(shù)的相關性Tab.3 Correlativity Between Cd Content and Different Parameters in Soil，Shoot and Grain

秸稈與土壤中Cd含量沒有表現(xiàn)出顯著相關性，與土壤CaO，MgO和P含量呈負相關性，與土壤pH值呈明顯負相關性。籽實中Cd含量與土壤中CaO含量、pH值呈負相關性，與其他元素沒有明顯相關性。籽實中Cd含量與秸稈中Cd、Zn含量呈顯著正相關性，并且與秸稈中Pb含量呈現(xiàn)正相關性。

3 討論

3.1 土壤中pH值、有機質對Cd在水稻中積累的制約作用

植物中重金屬主要來源于土壤，重金屬元素在稻米中富集的機理比較復雜。在植物富集重金屬的3個過程中，根部對Cd的吸收作用最關鍵［21］。因而土壤中重金屬元素含量是影響稻米安全性的重要因素，但不是決定因素和唯一因素［9］。本研究中土壤與籽實中Cd含量，土壤與秸稈中Cd含量幾乎不存在任何相關性（表3），表明土壤中重金屬元素含量不是決定植物中重金屬元素含量的絕對因素［22］。但秸稈與籽實中Cd含量存在顯著的正相關性，可見秸稈對Cd的富集能力是籽實中Cd富集程度的關鍵。Uraguchi等發(fā)現(xiàn)水稻籽實中Cd含量取決于Cd通過木質部從根到秸稈的輸送過程，而與根部對培養(yǎng)液的吸收能力關系不大［23］。

土壤中重金屬元素的生物有效性及其對生物的毒性主要依賴于該金屬自由離子的活性。Romkens等研究了臺灣3 198株水稻，發(fā)現(xiàn)水稻根中的Cd與其對應的土壤中有效態(tài)Cd含量存在極顯著的正相關關系［24］。土壤中pH值與有機質含量是影響土壤中Cd遷移轉化的重要因子［25］。Cd在土壤中的吸附為專性吸附，可以用表面絡合模型來描述

S－OH＋Cd2＋＋H2O?S－O－CdOH2＋＋H＋式中：S為吸附表面；－OH為土壤吸附表面的羥基團［26］。當pH值增高時上述反應會向右進行，形成比較穩(wěn)定的S－O－CdOH2＋化合物，土壤吸附Cd的能力會隨著pH值增高而增大。在本研究中表現(xiàn)為土壤中Cd含量與土壤中pH值呈現(xiàn)良好的正相關性。然而秸稈中Cd含量與土壤中pH值、籽實中Cd含量與土壤中pH值均表現(xiàn)出顯著的負相關性（表3），因為土壤中Cd的有效性很大程度上受土壤中pH值的調節(jié)。土壤中pH值增高，土壤膠體電荷增加，H＋的競爭能力減弱，使重金屬被膠體結合得更牢固，多以難溶的氫氧化物、碳酸鹽及磷酸鹽的形式存在，因此Cd的有效性就顯著降低，從而難以被植物吸收。表4中植物中Cd的I（shoot－soil）、I（grain－soil）與土壤中pH值具有顯著負相關性，進一步說明土壤中pH值升高抑制了植物對Cd的吸收。土壤酸化將加速Cd在土壤中的遷移和轉化，增強植物對Cd的吸收作用是促進Cd在植物中積累的一個重要因素。因此，在Cd污染嚴重的酸性土壤地區(qū)，適當提高土壤pH值是治理Cd污染的一項有效措施。

表4 水稻中Cd富集系數(shù)、吸收系數(shù)與各參數(shù)的相關性Tab.4 Correlativity Between the Enrichment and Absorption Coefficients of Cd in Rice and Different Parameters in Soil and Grain

土壤中有機質含量以離子交換、絡合和吸附等形式影響重金屬元素的地球化學行為。研究發(fā)現(xiàn)，在一定的pH值下，土壤Cd最大吸附量與有機質、鐵鋁氧化物含量具有顯著正相關性［27］。表3中土壤Cd含量與有機質表現(xiàn)出顯著的正相關性與該結論相符合。但是表4中土壤有機碳含量與Cd的I（shoot－soil）、I（grain－soil）存在一定的負相關性，主要因為有機質中腐殖質含有的大量官能團與重金屬形成較為穩(wěn)定的螯合物，抑制Cd被植物吸收。

3.2 其他金屬元素對Cd在水稻中積累的制約作用

植物中Cd的遷移常常受到其他金屬離子（如Ca2＋、Zn2＋等）的制約。Cd2＋與Ca2＋離子半徑十分接近，在自然界內很容易發(fā)生置換現(xiàn)象。Mani等通過對蕓苔的實驗發(fā)現(xiàn)，增加土壤中Ca的含量能降低蕓苔根和秸稈對Cd的吸收［28］。本研究中Ca對水稻吸收Cd起抑制作用，具體表現(xiàn)為土壤中CaO含量和秸稈中Cd含量呈負相關關系以及土壤中CaO含量和Cd的I（shoot－soil）呈負相關關系（表3、4）。在重金屬污染的土壤中，向土壤施加生石灰是目前應用較多的土壤修復技術。這種方法有效提高了土壤中pH值，使重金屬形成難溶性氫氧化物沉淀下來，從而降低重金屬在土壤中的遷移能力，同時增加土壤中Ca的含量，抑制重金屬元素從根部到秸稈的遷移［29］。但是，生石灰作為修復劑，會導致土壤中可交換的Ca2＋、Mg2＋、K＋的失衡，影響作物正常生長。

與Ca同屬于第Ⅱ主族的Mg也能在一定程度上抑制水稻對Cd的吸收。表現(xiàn)為研究區(qū)土壤中MgO含量與秸稈中Cd含量呈負相關關系，以及土壤中MgO含量與Cd的I（shoot－soil）呈具有一定的負相關性（表3、4）。Kikuchi等發(fā)現(xiàn)向土壤中加入MgO可以降低水稻對Cd的吸收，該結論可作為支持本研究的證據［30］；Kikuchi等認為MgO的加入提高了土壤中pH值，而且Mg與土壤中大量存在的SiO2容易形成鎂的硅酸鹽礦物，致使土壤中的重金屬進入這些礦物的晶格，不能被植物吸收。因而含MgO物質可以考慮作為土壤修復劑，既能抑制植物對Cd的吸收又不致使土壤中的可交換性離子失衡，影響作物正常生長。

Cd2＋與Zn2＋的核外電子排布極為相似，自然界中二者往往伴生。從表3可以看出，Cd與Zn含量在水稻土存在良好的相關性。根據國內外大量的研究結果，Zn與Cd交互作用主要表現(xiàn)為拮抗作用［31］、協(xié)同作用［32］和無影響［33］3種結果，而對其機理的研究則無定論。大量實驗結果表明，植物在缺鋅的條件下更容易吸收和積累Cd。趙中秋等對小麥進行盆栽實驗發(fā)現(xiàn)，Zn在較高質量分數(shù)（1 000× 10－9）下與Cd發(fā)生共同拮抗作用［12］。而筆者研究結果顯示，在土壤－水稻系統(tǒng)中，Cd與Zn表現(xiàn)為協(xié)同作用；無論秸稈中還是籽實中，Cd與Zn含量均具有良好的正相關性（表3）。

Cd與Zn具有相似的化學性質，因而在植物中的代謝過程比較相似。Hart等通過同位素示蹤方法研究認為，Zn與Cd在吸收和運輸過程中可能共用細胞質上的同一個轉運子，兩者共同存在時出現(xiàn)競爭，這種轉運子可能存在于陪伴細胞的質膜上，所以含量高的Zn可能在競爭中占優(yōu)勢，從而阻止Cd向韌皮部的轉運，降低Cd在籽實中的積累；在缺鋅條件下，Cd通過韌皮部向籽實運輸就暢通無阻，從而在籽實中更容易富集［34］。研究區(qū)土壤中Zn質量分數(shù)為（47.6～196.4）×10－9，比缺鋅臨界值0.5× 10－9高出很多［35］，而相比趙中秋等實驗中的1 000× 10－9低很多，因而研究區(qū)土壤不屬于缺Zn土壤，也不屬于Zn含量很高的土壤［12］。研究區(qū)土壤中Zn含量還不足以達到運輸過程中與Cd競爭的程度，因而Cd與Zn未出現(xiàn)拮抗作用。相反，由于Cd、Zn化學性質的相似性，代謝過程極為相似，表現(xiàn)為協(xié)同作用。表4中Cd與Zn的I（shoot－soil）以及Cd與Zn的F（grain－shoot）呈現(xiàn)顯著的正相關性進一步說明在水稻中Cd、Zn遷移行為的相似性。

Cd是親硫元素，Cd、S的關系比較密切，Cd、Se在植物中遷移的時候均附著在某些蛋白質中的半胱氨酸的硫醇基上［36－37］，因而植物中Se與Cd、S與Cd的關系較為密切，表現(xiàn)在土壤、秸稈、籽實中Se與Cd含量、S與Cd含量都存在一定的正相關關系（表3），Cd與Se的I（shoot－soil）以及Cd與Se的F（grain－shoot）存在一定的正相關關系（表4）。但是土壤中S與秸稈中Cd含量、土壤中Se與秸稈中Cd含量、土壤中S與籽實中Cd含量、土壤中Se與籽實中Cd含量均無相關性（表3），這說明土壤中S、Se含量不影響水稻對Cd的吸收。Grant等對小麥的研究也表明，增加小麥土壤中Se含量不影響小麥對Cd的積累［38］。盡管Se無法減少或者去除植物對Cd的吸收，但是Se的存在能降低Cd的毒性，降低Cd帶來的氧化反應對細胞的傷害［38］。

磷肥的大量施用，尤其是一些含Cd磷肥的施用加劇了Cd在土壤中的積累，同時磷肥可以通過影響土壤pH值、離子強度、Zn的有效性、植物的生長等來間接影響Cd的有效性［12］。水稻秸稈中Cd含量與土壤中P呈一定的負相關性（表3），水稻秸稈中Cd的I（shoot－soil）與土壤中P也顯示為一定的負相關關系（表4），說明土壤中P對水稻積累Cd有一定的阻礙作用。Kirkham將野外采集的土壤在實驗室加入磷肥培育并測定植株中Cd含量，發(fā)現(xiàn)磷肥的加入降低了植株中Cd的含量［39］。但P阻礙植物吸收Cd的機理尚不明確，也有學者認為P可以促進植物對Cd的吸收。Choudhary等在培養(yǎng)小麥土壤中添加Cd含量極微的磷酸銨肥料，小麥植株中Cd含量顯著增高［40］。土壤中P影響植物對Cd積累的機理還需進一步研究。

4 結語

（1）研究區(qū)水稻土和水稻籽實受到一定程度的Cd污染。根據土壤環(huán)境質量標準（二級），該區(qū)土壤Cd含量的超標率為9.09%；根據食品中污染物的限量標準，水稻籽實中Cd含量的超標率為4.55%。土壤樣品Cd污染集中于鎮(zhèn)江、常州、蘇州一帶，水稻籽實的污染集中在蘇州地區(qū)。

（2）土壤中Cd含量不是籽實中Cd含量的唯一決定因素，土壤中pH值、有機質、CaO、MgO、P含量與水稻秸稈、籽實中Cd含量均呈負相關關系。提高土壤中pH值以及增加土壤中有機碳含量，能適當降低水稻中Cd的積累；適當增加土壤中Ca、Mg、P含量能在一定程度上降低水稻對Cd的吸收。改善土壤中pH值，調節(jié)土壤中有機質、Ca、Mg、P含量可以考慮作為治理水稻Cd污染的方法。

本研究得到南京大學表生地球化學研究所盛雪芬副教授，劉連文副教授，姚遠和何同博士研究生，都凱、張婷、朱莉莉碩士研究生，河海大學環(huán)境學院葛明霞碩士研究生，以及中國地質大學（北京）地球科學與資源學院侯青葉老師的幫助，在此表示感謝。

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