劉小蓮 ，杜 平 ，陳 娟 ，任 杰 ，劉繼東 ，韓 雷 ，吳明紅

基于梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)評(píng)估稻田土壤中鎘的生物有效性

劉小蓮1，2，杜 平2*，陳 娟2，任 杰2，劉繼東1，2，韓 雷1，2，吳明紅1

（1.上海大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，上海 200444；2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012）

為了給重金屬污染農(nóng)田土壤的安全性評(píng)估提供方法學(xué)指導(dǎo)，以稻田土壤－水稻體系為對(duì)象，通過比較化學(xué)提取法（土壤溶液法和0.01 mol·L－1CaCl2提取法）和梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)（DGT）所提取的有效態(tài)鎘（Cd）含量與水稻谷粒中Cd含量（0.06～2.16 mg·kg－1）的相關(guān)關(guān)系，闡述DGT是否能更準(zhǔn)確評(píng)估Cd的生物有效性及其作用機(jī)理。結(jié)果表明，土壤Cd全量與谷粒中Cd含量、幾種有效態(tài)Cd提取量均未顯示出顯著相關(guān)性，不能真實(shí)反映Cd的生物有效性。DGT提取的Cd含量與谷粒Cd含量的相關(guān)性系數(shù)（=0.89和=0.94）高于土壤溶液法（=0.87和=0.92）和 0.01 mol·L－1CaCl提取法（=0.80和 R=0.83），R 值分析表2明DGT技術(shù)模擬了根部吸收土壤Cd過程中土壤固－液釋放補(bǔ)給動(dòng)態(tài)過程。因此，與傳統(tǒng)化學(xué)提取法相比，DGT技術(shù)能更好地預(yù)測(cè)Cd 污染土壤（0.31～10.64 mg·kg－1）中 Cd 的生物有效性。

水稻；鎘（Cd）；生物有效性；梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)（DGT）；化學(xué)提取法

土壤污染影響農(nóng)產(chǎn)品安全，污染土壤的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)與早期預(yù)警已經(jīng)成為全球關(guān)注的重大問題之一。重金屬污染不僅危害生態(tài)環(huán)境，影響植物特別是農(nóng)作物的生長(zhǎng)和發(fā)育[1－2]，還可通過食物鏈侵入人體，破壞人體神經(jīng)系統(tǒng)、免疫系統(tǒng)、骨骼系統(tǒng)等，嚴(yán)重危害到人類健康[3－4]。土壤重金屬對(duì)生物的毒害程度與重金屬生物有效性密切相關(guān)，因此選擇合理的有效性評(píng)價(jià)方法對(duì)于科學(xué)地評(píng)估重金屬污染危害十分重要[5－6]。

2016年5月，國(guó)務(wù)院正式發(fā)布《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》，其明確要求污染耕地土壤的防治策略為“安全利用”，而評(píng)估受污染土壤是否“安全”仍未有統(tǒng)一方法，因此在當(dāng)前形勢(shì)下建立科學(xué)合理的污染土壤安全性評(píng)估方法尤為重要。

目前，最常用的重金屬生物有效性評(píng)價(jià)方法為化學(xué)提取法，大多數(shù)研究者都以單一提取劑提取的重金屬含量作為有效態(tài)的參考指標(biāo)[7]。單一化學(xué)提取法具有操作簡(jiǎn)單迅速、成本低等優(yōu)勢(shì)，但提取過程中會(huì)發(fā)生重金屬的再吸附和再分配問題[8]，而且缺乏對(duì)重金屬在根部環(huán)境中動(dòng)態(tài)變化的考慮[9]。

梯度擴(kuò)散薄膜技術(shù)（DGT）是基于傳統(tǒng)化學(xué)提取法發(fā)展而來的一種新型化學(xué)提取技術(shù)，已運(yùn)用于土壤、沉積物中重金屬生物有效性和遷移特性的研究[9]，在水體和沉積物中已實(shí)現(xiàn)了陰離子和氧流量的高分辨率成像[10]。相關(guān)研究表明，DGT在評(píng)價(jià)小麥、水稻等多種植物對(duì)重金屬的吸收方面取得了較好的效果[11－12]，更為準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)了包括Cu、Zn、Pb、As等多種重金屬生物有效性，模擬了植物對(duì)重金屬的吸收[13－15]。宋寧寧等[16－17]利用DGT模擬黑麥草中Cd吸收、桑樹葉片Pb的吸收，王芳麗等[18]利用DGT模擬甘蔗中Cd的吸收均取得較好效果。國(guó)內(nèi)做DGT很多，但真正可用的數(shù)據(jù)還遠(yuǎn)不能滿足實(shí)際需要，多數(shù)研究主要針對(duì)于室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn)，對(duì)于DGT實(shí)際應(yīng)用效果的評(píng)估研究相當(dāng)缺乏，大田采樣策略研究更是非常罕見。

國(guó)際上基于土壤重金屬有效性評(píng)價(jià)方法尚未建立統(tǒng)一環(huán)境質(zhì)量安全標(biāo)準(zhǔn)。不同研究者研究的對(duì)象有較大的差異，所以這些評(píng)價(jià)方法還有待進(jìn)一步驗(yàn)證。本研究通過同步采集重金屬污染典型區(qū)域大田中土壤和水稻樣品，分析對(duì)比總量法、傳統(tǒng)化學(xué)提取法和DGT在預(yù)測(cè)水稻中Cd蓄積作用的效果，研究比較幾種方法在不同污染濃度條件下的評(píng)估效果，闡述幾種評(píng)估技術(shù)在稻田土壤污染防治工作中應(yīng)用的可行性和前景，以期為稻田土壤Cd污染范圍的劃定及安全性評(píng)估提供方法學(xué)指導(dǎo)。

1 材料和方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)用土壤、水稻均同步采自湖北省某污染區(qū)域內(nèi)的水稻田。根據(jù)前期調(diào)研結(jié)果，選取4個(gè)不同污染程度的地塊采集樣品，每個(gè)地塊污染濃度分布較均勻，地塊內(nèi)采用網(wǎng)格法布點(diǎn)，采樣點(diǎn)用GPS定位，采樣點(diǎn)之間間隔100 m。每個(gè)樣品按對(duì)角線法3點(diǎn)采集水稻樣品、水稻根部土壤，并分別制成1個(gè)水稻混合樣和1個(gè)土壤混合樣，采樣深度為0～20 cm。共計(jì)采樣點(diǎn) 31 個(gè)，按 S－1、S－2、S－3……S－31 進(jìn)行編號(hào)。樣品采回后將土壤風(fēng)干過2 mm篩，混勻，備用。植物樣品用自來水充分沖洗以去除粘附于植物樣品上的泥土和污物，籽粒用去離子水沖洗，用濾紙吸干，在105℃殺青20 min，70℃烘至恒重，去殼，用石英研缽磨碎，過100目篩后裝入樣品袋備用。

1.2 土壤物理化學(xué)性質(zhì)

土壤pH測(cè)定：土壤風(fēng)干后過1 mm篩，與蒸餾水按1∶2.5比例混合攪拌，使用pH計(jì)（Mettler Toledo，瑞典）測(cè)定。土壤粒徑測(cè)定：取風(fēng)干土壤過1 mm篩，使用激光粒度分析儀（L－950，日本）分析測(cè)定。有機(jī)質(zhì)：土壤風(fēng)干后過0.15 mm篩，用C/N測(cè)定儀（Multi N/C 3100，Analytik Jena，德國(guó)）分析測(cè)定。陽離子交換量（CEC）：參考文獻(xiàn)[19]采用過醋酸銨提取法測(cè)得（pH=7.0）。

1.3 土壤和水稻Cd全量測(cè)定

土壤樣品用體積比為 3∶2∶2 的 HNO3、HClO4和HF進(jìn)行消解，水稻谷粒用體積比為3∶1的濃HNO3與HClO4進(jìn)行消解（Mars：240/50，CEM，美國(guó)），用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP－MS，Agilent 7500c，美國(guó)）測(cè)定重金屬含量。消解以及測(cè)定過程中以國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW076410、GBW07603進(jìn)行質(zhì)量控制。

1.4 DGT提取Cd含量測(cè)定

每個(gè)樣品另取部分測(cè)最大含水量（MWHC），采用室內(nèi)環(huán)刀法[20]并進(jìn)行簡(jiǎn)化，方法如下：稱取過2 mm篩的風(fēng)干土壤，放入折疊濾紙中，然后放置于盛有去離子水的燒杯中并使土壤表面高于燒杯中水表面，靜置2 h；待吸水充分后倒去燒杯中水，擱置土壤及濾紙一段時(shí)間，直至濾紙表面水瀝干，稱重；隨后將土壤置于烘箱烘干，再次稱量，兩次稱量差重即為最大含水量。DGT 裝置（DGT Research Ltd.，Lancaster，UK）按如下程序放置：①土壤的平衡。稱取80 g（過2 mm篩）風(fēng)干土壤放入100 mL塑料瓶中，加入最大含水量40%的超純水?dāng)嚢杈鶆?，蓋上塑料蓋，在25℃下平衡48 h，然后再次加超純水至最大含水量的80%充分?jǐn)嚢杈鶆?，待土壤表面光滑且攪拌不費(fèi)力時(shí)，在25℃下平衡24 h；②DGT的放置。取適量平衡后的土樣填入塑料瓶表面皿中，并保持一定厚度（8～10 mm），首先在DGT裝置的窗口邊緣抹上相應(yīng)的土壤，然后將裝置小心插入土壤，保持與土壤緊密接觸但又不會(huì)擠壓到凝膠膜。DGT插好后在塑料表面皿上蓋上塑料蓋，留出縫隙，轉(zhuǎn)移至自封袋中并加入少量超純水，封住袋口的3/4，在保持土壤水分含量的同時(shí)保證空氣流通，準(zhǔn)確多次記錄自封袋內(nèi)溫度并求取平均值；③DGT的回收和提取。24 h后取出裝置，先用去離子水沖洗表面直至清潔，拆開DGT，取出吸附膜放入2 mL離心管中，加入 1 mL 1 mol·L－1HNO3，靜置、提取 24 h，提取液低溫保存，適當(dāng)稀釋后用ICP－MS分析測(cè)定[11]，DGT 測(cè)定濃度計(jì)算詳見文獻(xiàn)[12，21]。

1.5 土壤溶液法、CaCl2提取法Cd含量測(cè)定

DGT測(cè)定后剩余土壤樣品轉(zhuǎn)移至50 mL塑料離心管中，以 3000 r·min－1離心 20 min，取其上清液，經(jīng)0.45 μm的濾膜過濾后用ICP－MS測(cè)定溶液中Cd含量[21]。稱取3 g風(fēng)干后的土壤樣品，加入30 mL 0.01 mol·L－1CaCl2溶液，室溫振蕩 2 h，3000 r·min－1離心20 min，過0.45 μm濾膜后使用ICP－MS測(cè)定提取液中 Cd含量[22]。

1.6 數(shù)據(jù)分析

以上每個(gè)試驗(yàn)設(shè)置3個(gè)平行，結(jié)果取平均值，測(cè)定值若與平均值的偏差超過3倍標(biāo)準(zhǔn)差則舍棄。數(shù)據(jù)采用Excel分析、Origin 8.6作圖，采用線性擬合及曲線擬合分析數(shù)據(jù)。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤及水稻中Cd污染蓄積狀況

土壤理化性質(zhì)（表 1）：pH 范圍為 4.86～7.17，除S－1、S－9、S－19、S－20 點(diǎn)位 pH 分別為 7.09、7.17、7.04、7.07，呈弱堿性，其余土壤偏弱酸性。有機(jī)質(zhì)（OM） 含量范圍為 1.41%～8.14%，S－6、S－8、S－18～S－30點(diǎn)位土壤肥力很高，OM在4.33%～8.14%之間，特別是 S－19、S－20、S－23、S－27、S－31 土壤 OM 分別高達(dá) 7.62%、8.10%、8.14%、7.69%、7.15%。CEC 在105.35～223.63 cmol·kg－1之間。土壤顆粒組成為黏粒0.7%～2.4%、粉粒 42.2%～86.9%、砂粒 10.7%～56.4%，除S－8土壤為砂質(zhì)壤土，其余均為粉砂質(zhì)壤土。

如表1所示，土壤Cd含量范圍為0.31～10.64 mg·kg－1，均值為5.10 mg·kg－1，遠(yuǎn)超過當(dāng)?shù)赝寥?Cd 背景值 0.5 mg·kg－1[23]，超標(biāo)率達(dá) 87.1%。生長(zhǎng)于土壤中的水稻谷粒也受到了一定污染，蓄積Cd含量范圍為0.06～2.16 mg·kg－1，平均值高達(dá) 0.54 mg·kg－1，超出食物安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2012）規(guī)定的 0.2 mg·kg－1，均值超標(biāo)倍數(shù)為1.7倍，超標(biāo)率達(dá)48.4%。研究區(qū)域土壤部分Cd污染嚴(yán)重，水稻也受到一定影響，對(duì)當(dāng)?shù)厝巳航】禈?gòu)成潛在威脅（圖1）。

分析水稻對(duì)土壤Cd的富集情況發(fā)現(xiàn)，不同采樣點(diǎn)水稻對(duì)土壤Cd富集系數(shù)（BCF）不一，BCF值范圍為0.02～0.27（表2）。根據(jù)表2中前人對(duì)土壤水稻及谷粒富集情況研究所示，水稻對(duì)Cd的富集能力差異較大，BCF值最低不足0.02，最高可達(dá)1.47?？梢姡芩靖患町愑绊?，農(nóng)田土壤中Cd濃度不能完全代表谷粒中Cd蓄積程度。

表1 土壤及水稻谷粒性質(zhì)統(tǒng)計(jì)Table 1 Statistics on the properties of soil and rice grain

圖1 水稻谷粒對(duì)土壤中Cd的富集Figure 1 The accumulation of Cd in rice

表2 不同研究中土壤及水稻谷粒Cd含量統(tǒng)計(jì)Table 2 Statistics of Cd concentration in soil and rice grain in different research

2.2 土壤Cd全量對(duì)稻田土壤的安全性評(píng)估

圖2為土壤Cd全量與各提取態(tài)Cd的相關(guān)關(guān)系圖。土壤Cd全量與DGT、土壤溶液提取態(tài)、CaCl2提取態(tài)Cd含量相關(guān)系數(shù) R2分別為 0.52、0.33、0.26，未表現(xiàn)出明顯相關(guān)性，表明土壤Cd全量不能很好地評(píng)估預(yù)測(cè)土壤Cd有效性。按照Tessier等[31]重金屬形態(tài)分布理論，土壤中重金屬全量應(yīng)包含水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。在各提取態(tài)中，易于遷移轉(zhuǎn)化的水溶態(tài)、可交換態(tài)重金屬易被植物吸收，碳酸鹽結(jié)合態(tài)、部分鐵錳氧化態(tài)及有機(jī)物結(jié)合態(tài)重金屬在pH或氧化還原條件等變化時(shí)可被釋放出來成為植物有效態(tài)[32]，而其他形態(tài)的重金屬不易被植物吸收，因此利用土壤中的重金屬總量評(píng)估植物Cd蓄積量較為困難。

圖3中土壤Cd全量與谷粒Cd含量相關(guān)系數(shù)為0.46，沒有明顯的相關(guān)性。土壤Cd全量反映的污染程度與谷粒Cd累積量并不存在一致性。部分點(diǎn)位土壤Cd全量較高，然而相應(yīng)的水稻谷粒中積累的Cd含量并不高，如有點(diǎn)位土壤Cd全量值達(dá)到4.30 mg·kg－1，而對(duì)應(yīng)的水稻谷粒Cd含量為0.15 mg·kg－1，另有點(diǎn)位土壤Cd全量為4.52 mg·kg－1，對(duì)應(yīng)的谷粒Cd含量卻達(dá)到了0.46 mg·kg－1。因此，單一的土壤全量值并不能確切地表明土壤的污染狀況，也不能通過全量預(yù)測(cè)植物對(duì)重金屬的吸收情況。

2.3 DGT、土壤溶液和CaCl2提取法對(duì)大田土壤安全性評(píng)估

圖2 土壤Cd全量與Cd提取態(tài)相關(guān)關(guān)系Figure 2 The relationships between the total Cd concentration and extractable Cd concentration

圖3 土壤Cd全量與谷粒Cd含量相關(guān)關(guān)系Figure 3 The relationships between the total Cd concentration and Cd accumulations in rice grain

圖4 水稻谷粒Cd含量與DGT、CaCl2、土壤溶液提取態(tài)Cd相關(guān)關(guān)系Figure 4 The relationships between Cd concentration in rice grain and extractable Cd in soil

圖 4 為 DGT、土壤溶液和 0.01 mol·L－1CaCl2提取Cd含量與水稻谷粒積累Cd含量相關(guān)關(guān)系圖，隨著提取態(tài)Cd含量增大，谷粒Cd含量線性上升，3種提取法提取量與谷粒Cd含量均顯著相關(guān)，線性相關(guān)系數(shù)R2分別為0.89、0.87、0.80。DGT提取的Cd含量與水稻谷粒Cd含量之間的相關(guān)性高于土壤溶液法和CaCl2提取法。3種方法預(yù)測(cè)效果都優(yōu)于全量法，可見土壤Cd有效態(tài)含量比全量更能反映植物對(duì)Cd的積累，能更好地反映土壤的污染狀況。

DGT提取的有效態(tài)Cd含量與谷粒中Cd含量相關(guān)性優(yōu)于土壤溶液和0.01 mol·L-1CaCl2提取法，這與Tian等[11]、宋寧寧等[16]研究一致。相關(guān)研究表明，0.01 mol·L-1CaCl2是評(píng)估土壤Cd生物有效性的有效提取劑，提取的金屬含量與植物體內(nèi)中Cd含量存在較好相關(guān)性，且適用性廣，在某種程度上是評(píng)估土壤Cd有效性的較好方法[33－35]。而土壤中Cd的賦存形態(tài)還包括碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)[31]，土壤pH值、氧化還原環(huán)境都可影響土壤Cd有效態(tài)，如在pH降低時(shí)碳酸鹽結(jié)合態(tài)可轉(zhuǎn)化為交換態(tài)，在還原條件下鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)易發(fā)生解吸，在堿性及氧化條件下，有機(jī)物及硫化物結(jié)合態(tài)可轉(zhuǎn)化至活性狀態(tài)[32，36－37]。CaCl2提取環(huán)境為中性，較適用于pH＜7的酸性土壤[15]，無法將潛在可被利用的有效態(tài)提取出來，因而可能會(huì)低估重金屬有效態(tài)。土壤溶液中部分重金屬形態(tài)可供給植物吸收利用，另外還有不能被植物利用的惰性形態(tài)，同時(shí)土壤溶液也難以提取出潛在可利用態(tài)，有較大局限性[38]。DGT檢測(cè)結(jié)果包含了土壤顆粒物釋放以及土壤溶液中的多種形態(tài)，但不包括土壤溶液中膠體和惰性絡(luò)合物[9]，因此，DGT檢測(cè)的有效態(tài)Cd比土壤溶液和CaCl2提取的Cd更接近于植物可利用態(tài)含量，與谷粒Cd含量的相關(guān)性優(yōu)于另外兩種提取法。

將DGT、土壤溶液和CaCl2法提取Cd含量與谷粒Cd含量進(jìn)行曲線擬合，得到更好的相關(guān)關(guān)系曲線，相關(guān)系數(shù) R2分別達(dá) 0.94、0.92、0.83，優(yōu)于線性擬合（圖4）。隨著Cd有效態(tài)濃度的提高，谷粒Cd含量呈上升趨勢(shì)，最初增長(zhǎng)速率隨著Cd濃度升高而增大，當(dāng)達(dá)到一定濃度時(shí)（DGT－Cd 達(dá) 2.34 μg·L－1、CaCl2－Cd達(dá) 0.09 mg·kg－1、土壤溶液－Cd 達(dá) 3.40 μg·L－1，此時(shí)谷粒 Cd 分別為 0.88、0.80、0.71 mg·kg－1），增長(zhǎng)速率開始逐漸降低，呈兩端平緩，中段快速增長(zhǎng)的形式。Nolan等[12]、Sonmez等[39]研究認(rèn)為，金屬的吸收模式是（植物內(nèi)化能力）由植物從土壤到根部的運(yùn)輸和從根部到地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)控制，谷粒Cd含量最初上升較緩，后期趨于平穩(wěn)狀態(tài)，可能是水稻的內(nèi)化作用主導(dǎo)植物吸收。Kim 等[40]認(rèn)為，Cd2+通過與 Ca2+、Mg2+競(jìng)爭(zhēng)離子通道而進(jìn)入到水稻根系內(nèi)，當(dāng)有效態(tài)Cd濃度較低時(shí)，Cd2+與Ca2+、Mg2+競(jìng)爭(zhēng)處于劣勢(shì)而不能被根系有效吸收，致使谷粒Cd含量增長(zhǎng)較緩。當(dāng)Cd有效態(tài)濃度較高時(shí)，Cd2+具有競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，為有效吸收，此時(shí)水稻的吸收不再受離子競(jìng)爭(zhēng)限制，轉(zhuǎn)而由土壤過程中有效態(tài)Cd濃度控制，因此曲線中段谷粒Cd含量隨有效態(tài)Cd濃度增加而快速增長(zhǎng)。后期谷粒Cd濃度上升速度減緩，可能是高濃度Cd污染對(duì)植物產(chǎn)生毒害，抑制Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)而減少谷粒對(duì)Cd的累積。張路等[27]認(rèn)為，隨Cd脅迫程度增加，為避免地上部受到更多毒害，水稻將更多的Cd固定于根系，減少其向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。如圖5所示，Cd從莖葉向谷粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）[41－42]，其在莖葉中 Cd 濃度較高時(shí)普遍偏低，均低于0.2。莖葉中的Cd含量未見飽和趨勢(shì)，即根系轉(zhuǎn)運(yùn)至莖葉未受影響，可能是谷粒積累Cd的關(guān)鍵過程——從木質(zhì)部轉(zhuǎn)運(yùn)至韌皮部進(jìn)入谷粒的轉(zhuǎn)運(yùn)受到破壞[43－44]，以致減少谷粒中Cd積累量。在土壤Cd污染濃度范圍較寬時(shí)，曲線擬合比直線擬合預(yù)測(cè)Cd有效性效果更優(yōu)，更符合水稻對(duì)土壤Cd的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)過程。

圖5 水稻莖葉向谷粒中的轉(zhuǎn)移系數(shù)與莖葉Cd含量關(guān)系Figure 5 The relationship between the translocation factors from rice leaf to grain and Cd concentration in rice

2.4 DGT預(yù)測(cè)大田土壤Cd生物有效性的機(jī)理

本文DGT提取Cd濃度表達(dá)的是測(cè)量期間DGT與土壤界面的平均濃度（CDGT），DGT對(duì)土壤固－液相的動(dòng)態(tài)模擬特點(diǎn)可通過計(jì)算R值，明確地判斷在DGT測(cè)量期間顆粒物向土壤溶液的釋放程度：

式中：Csolu為土壤溶液的總濃度（Bulk concentration），μg·L－1；CDGT為 DGT 測(cè)定濃度；R 可以用來描述當(dāng)土壤溶液中的金屬被轉(zhuǎn)移或消耗時(shí)土壤顆粒物補(bǔ)充金屬的能力（0＜R＜1）。

顆粒物補(bǔ)充金屬的能力分為單擴(kuò)散型（顆粒物無金屬補(bǔ)給時(shí)R值達(dá)到最小值，為Rdiff）、部分持續(xù)型以及完全持續(xù)型。當(dāng)R值處于Rdiff與0.95之間時(shí)，DGT界面金屬的消耗得到部分持續(xù)補(bǔ)給，高于0.95則得到完全持續(xù)地補(bǔ)給[9]。本實(shí)驗(yàn)利用2D DIFS模型[45－46]模擬出DGT在提取過程的Rdiff值，模型模擬的R值變化如圖6所示，當(dāng)放置時(shí)間高于20 h后，R值大小趨于穩(wěn)定，表明此時(shí)土壤固相對(duì)液相補(bǔ)給已達(dá)到平衡，得到Rdiff值為0.07。實(shí)驗(yàn)所得R值均高于0.3，約一半土壤樣品的R值高于0.95，屬于完全持續(xù)補(bǔ)給型，其余土壤為部分持續(xù)補(bǔ)給型，總體補(bǔ)給較為充分。Ernstberger等[46－47]研究表明，pH、土壤有機(jī)質(zhì)含量較高的情況下，土壤顆粒吸附重金屬的量較為豐富，具有較強(qiáng)的向溶液中補(bǔ)給的能力。本研究發(fā)現(xiàn)pH、有機(jī)質(zhì)含量相對(duì)較高的土壤樣品，R值較高，顯示了較強(qiáng)的從土壤固態(tài)向液態(tài)補(bǔ)給的能力。而pH較低、土質(zhì)為粉砂質(zhì)的土壤樣品，R值較?。?.32～0.67），土壤補(bǔ)給能力較弱，與Zhang等[48]研究結(jié)論一致。Ernstberger等[47]利用DGT在沖積潛育土上放置不同反應(yīng)時(shí)間（4 h到19.5 d），得到Cu、Cd、Ni和Zn隨時(shí)間變化的R值，發(fā)現(xiàn)在100 h以內(nèi)Cd的R值變化在0.4～0.6之間，由DIFS模型計(jì)算出Cd的反應(yīng)時(shí)間Tc值約為13 min。Ernstberger等[46]又在其他5種不同的土壤中開展類似的實(shí)驗(yàn)，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明DIFS模型得出Cd的反應(yīng)時(shí)間Tc比較短（＜8 min），說明重金屬Cd在土壤中的供給速率較迅速。

圖6 2D DIFS軟件模擬R值隨時(shí)間的變化關(guān)系Figure 6 Average R stimulated by 2D DIFS changes vs.time

由于Cd易于從顆粒物釋放，對(duì)土壤溶液存在快速且較充分的補(bǔ)給，這一過程對(duì)水稻吸收Cd的影響不可忽略，DGT用于土壤重金屬有效性的測(cè)定原理及環(huán)境，非常接近根部對(duì)土壤重金屬的吸收過程，能夠模擬根部吸收Cd時(shí)根部附近Cd濃度下降引起的顆粒物向土壤溶液的釋放過程，因此較傳統(tǒng)化學(xué)提取法更好地反映了土壤重金屬污染狀況，更準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)了水稻籽粒中Cd的積累。

3 結(jié)論

（1）土壤Cd全量與DGT、土壤溶液和0.01 mol·L－1CaCl2提取Cd、谷粒Cd含量之間無顯著線性相關(guān)關(guān)系，說明單一的土壤全量值不能確切地表明土壤的污染狀況，總量法不能準(zhǔn)確評(píng)估土壤重金屬Cd有效性，也難以預(yù)測(cè)土壤Cd被水稻吸收蓄積程度。

（2）DGT檢測(cè)結(jié)果與水稻Cd含量相關(guān)關(guān)系優(yōu)于土壤溶液法和0.01 mol·L－1CaCl2提取法，說明DGT技術(shù)評(píng)估土壤Cd生物有效性具有更好的效果。DGT技術(shù)模擬了根部吸收土壤Cd過程中土壤固－液釋放補(bǔ)給動(dòng)態(tài)過程，較其他方法更科學(xué)地預(yù)測(cè)水稻Cd的蓄積，是評(píng)估大田土壤Cd生物有效性的較好方法。在土壤Cd污染濃度較嚴(yán)重的情況下，DGT檢測(cè)結(jié)果與稻谷蓄積含量相關(guān)關(guān)系的曲線擬合結(jié)果優(yōu)于線性擬合，Cd有效性預(yù)測(cè)應(yīng)考慮水稻體內(nèi)Cd的內(nèi)化轉(zhuǎn)運(yùn)特點(diǎn)。

（3）本研究使用DGT技術(shù)評(píng)估野外采集稻田土壤生物有效性，野外取樣后在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行測(cè)定，與原位測(cè)定存在一定差異。DGT技術(shù)操作簡(jiǎn)便，易于攜帶，在評(píng)估土壤重金屬有效性方面具有廣闊前景，若實(shí)現(xiàn)原位檢測(cè)可為農(nóng)田土壤污染程度的評(píng)估和污染范圍的劃定提供幫助。

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Evaluation of cadmium bioavailability via diffusive gradients in thin film technology for agricultural soils

LIU Xiao－lian1,2,DU Ping2*,CHEN Juan2,REN Jie2,LIU Ji－dong1,2,HAN Lei1,2,WU Ming－h(huán)ong1
（1.School of Environmental and Chemical Engineering,Shanghai University,Shanghai 200444,China;2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 100012,China）

Risk assessment of heavy metal pollution is important in the study of soil environments,though there is no agreed－upon conclusion about assessment methods,until now.Assessment methods for the potential risk of cadmium－polluted agricultural soils urgently need to be confirmed.In this study,a soil－rice system was developed to compare the accuracy and feasibility of different methods,including diffusive gradients in thin film technology（DGT）and traditional chemical extraction methods.The mechanism of DGT for evaluating Cd bioavailability was also discussed.There were significantly positive relationships between Cd concentrations obtained by the three extraction procedures and Cd concentrations in rice grain（0.06～2.16 mg·kg－1）.The correlation coefficients obtained by DGT（R=0.89 and R2=Curvilinear 0.94）were much larger than those obtained by the soil solution method（=0.87 and R0.92）and 0.01 mol·L－1CaClextraction2method（=0.80 and=0.83）.In addition,R values obtained using the 2D DIFS model showed that the solid－liquid dynamic process was rapid in bulk soils,and R experimental values indicated a sustained supply of cadmium from soil solid to liquid.In general,DGT showed a more scientific prediction of Cd bioavailability in paddy soils with long－range Cd concentrations（0.31～10.64 mg·kg－1）.If in situ measurement prediction is successful,DGT will be a good prospect in standard settings for evaluating Cd contamination of paddy soils.

rice;cadmium;bioavailability;DGT;chemical extraction

X53

A

1672－2043（2017）12－2429－09

10.11654/jaes.2017－0829

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2017－06－10 錄用日期：2017－09－06

劉小蓮（1993—），女，江西上饒人，碩士研究生，主要從事土壤重金屬有效性及土壤修復(fù)等研究。E－mail：15321563226@163.com

*通信作者：杜 平 E－mail：duping@craes.org.cn

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41501350）

Project supported：The National Natural Science Foundation of China（41501350）