基于作物Cd富集系数的土壤有效态Cd化学浸提方法筛选

Screening chemical extraction methods for bioavailable Cd in soils based on bioconcentration factor in crops

摘要

土壤中镉(Cd)被作物吸收的程度及其生态风险取决于土壤中Cd的赋存形态,基于Cd有效形态的污染土壤风险评价及在此基础上制订污染土壤修复安全阈值是Cd污染农田土壤风险评价和治理亟待解决的问题。目前针对土壤中重金属有效态的化学浸提方法较多,但缺乏针对不同性质土壤中有效态Cd的普适性浸提方法已成为Cd污染土壤风险评价技术瓶颈。本研究采集了全国9个不同性质农田土壤,以水稻、小白菜和玉米为测试作物,通过外源添加方法制备Cd污染土壤,结合土壤培养和盆栽实验,测定了5种常用化学浸提方法,包括中性无机盐浸提方法(CaCl₂浸提法)、弱酸浸提法(HCl浸提法)、络合螯合剂浸提方法(DTPA和ETPA浸提法)和组合浸提方法(Mehlich-3(M3)浸提法)对不同性质土壤中有效态Cd浸提效果及其与作物Cd吸收的量化关系,筛选适用于不同性质土壤中有效态Cd的通用浸提方法。结果表明,不同化学浸提法提取的土壤有效态Cd含量间具有显著差异,不同浸提方法对土壤中Cd的浸提率(%)为DTPA≈EDTA≈HCl> M3≈CaCl₂。不同化学浸提态Cd与作物Cd吸收的相关系数间具有显著差异,基于综合相关系数方法,得出5种不同浸提态Cd与作物Cd吸收的综合相关系数为I_M3=0.765,I_EDTA=0.641,I_DTPA=0.627,I_HCl=0.606,$I_{CaCl_{2}}=0.711$,M3浸提态Cd含量与不同性质土壤中水稻、小白菜和玉米植株地上部Cd相关性最高,可作为不同性质土壤中有效态Cd通用浸提方法。相关研究结果可为农田土壤中Cd有效态评价及Cd污染农田的修复提供理论依据。

关键词

镉 / 污染土壤 / 富集系数 / 化学浸提方法 / 筛选

Key words

Cd / polluted soil / bioconcentration factor / chemical extraction method / screening

0 引言

我国农田土壤重金属污染长期以来没有得到应有的重视。据2014年《环境保护部和国土资源部发布全国土壤污染状况调查公报》报道,全国耕地土壤污染点位超标率达19.4%,重金属等无机污染物超标点位数占82.8%,因Cd、Pb、As和Cr等重金属污染的耕地面积约2.0×10⁷ hm²,约占耕地总面积的1/5^[1]。另据相关资料^[2],对我国30×10⁴ hm²基本农田保护区土壤重金属抽样监测结果表明,其中3.6×10⁴ hm²土壤重金属超标,超标率达12.1%。影响农田土壤环境质量的主要重金属中,Cd为首要污染物,其次包括Pb、As等。目前,我国土壤Cd污染趋势远没有得到有效控制,每年以0.004 mg·kg·a^-1的污染通量速度增加,该增长速度远高于欧洲地区土壤中Cd平均增长速度(0.000 33 mg·kg·a^-1)^[3-4]。尽管我国已采取了一系列措施来保障农田质量安全,但近年来全国多地仍存在稻米、小麦等农产品Cd超标现象:针对全国26个省、市和自治区共计19 885个稻米样本的重金属污染状况调查结果^[5]表明,稻米Cd超标率达17.57%,长江流域水稻种植体系中Cd含量显著高于其他地区^[6]。土壤重金属污染不仅导致土壤退化、粮食安全和人体健康危害,也直接影响我国农业可持续发展。进入土壤中的Cd经过吸附、沉淀、络合等一系列复杂化学反应后转变为不同化学形态,而土壤中Cd的形态类型直接决定了其生物有效性与环境风险。目前,针对农田土壤中重金属有效形态的化学浸提和划分尚没有统一方法,不同学者根据土壤中重金属的离子交换、酸碱溶解和整合反应等过程提出了不同重金属有效形态浸提方法,包括不同整合剂、缓冲溶液、中性盐溶液、弱酸溶液和弱碱溶液浸提法等^[7⇓-9];另外,为了对土壤中重金属的不同赋存形态进行研究,Tessier等^[10]将土壤中重金属形态划分为连续浸提的可交换态、氧化物态、碳酸盐态、有机态和残渣态5种形态;欧共体标准物质局在Tessier方法的基础上提出了3步萃取法(BCR法),将土壤中重金属划分为水溶态、可交换态与碳酸盐结合态、铁-氧化物结合态及有机物和硫化物结合态等^[11]。可见,目前针对土壤中重金属有效形态的化学浸提方法种类较多,但由于土壤性质、作物种类和化学浸提剂的差异都会对重金属有效性评价结果产生影响,因此,开展不同化学浸提方法选择的科学性及其在不同性质土壤中的广谱性研究,对准确评价污染土壤中Cd的作物有效性,有效降低Cd的土壤-作物系统迁移转化及污染农田土壤的安全利用具有十分重要的意义。

本研究选择了全国9种不同性质农田土壤,以水稻、小白菜和玉米作为供试作物,通过盆栽实验开展了常用的5种不同浸提方法对土壤中有效态Cd含量测定分析,在此基础上,结合不同性质土壤中作物对Cd吸收富集特征,提出了一种以土壤有效态Cd与作物Cd富集系数综合相关系数评价方法,筛选出不同性质土壤中Cd有效性的通用浸提方法,以期为Cd污染农田土壤的有效性评价提供参考。

1 材料与方法

1.1 供试土壤及作物

供试土壤:采集了我国不同地区的红壤、水稻土、紫色土、黑土和潮土共9个不同性质农田表层(深度0~20 cm)土壤。采集的土壤经过风干、研磨、过2 mm尼龙筛之后,进行土壤理化性质测定^[12]:土壤电导率和pH值是在水与土比为5∶1的条件下震荡1 h,静置30 min后测定;阳离子交换量(CEC)使用非缓冲的硫脲银方法测定;有机碳含量以土壤总碳和无机碳含量之差进行测定;土壤中非晶形铁氧化物含量采用0.2 mol/L C₂H₈N₂O₄·H₂O(pH 3.2)溶液提取,液土比为50∶1,经提取剂提取的非晶形铁含量用ICP-OES测定^[12]。土壤黏粒含量通过吸管法测定。土壤中的Cd含量使用硝酸-氢氟酸微波消解后ICP-MS测定。土壤基本理化性质与Cd背景含量见表1。

供试作物:供试水稻(中嘉早17)、小白菜(箭杆白)、玉米(京科968)均采购自中国农业科学院。

1.2 土壤处理

外源Cd污染土壤的制备:每个PVC筒高16 cm,直径15 cm,盆中装入3 kg风干后的土壤。根据我国农田土壤Cd污染范围,以Cd为分析纯浓度3CdSO₄·8H₂O溶液,外源添加方法制备3种不同浓度(0、1.2和3.0 mg/kg)Cd污染土壤。根据预实验测定的不同土壤最大田间持水量(MWHC),将上述不同Cd浓度的溶液按照70%最大田间持水量(70%MWHC)与土壤充分搅拌均匀后装入PVC培养筒中,以封口膜将PVC封口进行密封后在25 ℃温室中培养,每个处理浓度重复3次,共计81盆。通过称重法使土壤平衡28 d后,测定土壤中Cd的浓度(mg/kg)。

1.3 不同性质土壤中作物Cd吸收富集实验

以0.25 g(尿素)/kg(土)、0.15 g(KH₂PO₄)/kg(土)和0.04 g(KCl)/kg(土)的比例向盆中加入NPK底肥,并充分搅拌均匀。水稻、小白菜、玉米种子用10%的H₂O₂表面消毒20 min后,用去离子水冲洗5次,置于覆有湿润滤纸的培养皿中发芽。待种子发芽后,选取6株长势一致的幼苗,移栽至PVC桶中。培养42 d后,先用自来水将水稻、小白菜及玉米植株完全洗净,去除黏附在茎叶上的土壤颗粒,再将茎叶用2.0 mmol/L EDTA-2Na溶液浸泡交换20 min以去除附着在表面的Cd,然后用去离子水冲洗将幼苗分成地上部和根系两部分,于烘箱105 ℃杀青30 min,再80 ℃烘至恒重,测定植株地上部Cd含量。

1.4 土壤Cd含量及不同化学浸提态Cd含量测定

采集不同Cd处理土壤样品约20 g,将上述土壤样品风干后研磨过100目筛,分别测定土壤中Cd全量和有效态Cd的含量。

全量Cd测定方法:称取样品0.50 g,加入 10 mL HClO₄-HNO₃混酸(3∶1)、1 mL氢氟酸,于电热板上消解,最后定容至20 mL,于电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES/MS)上进行测定。

不同化学浸提态Cd测定方法如下。

(1) Mehlich-3(M3)法。NH₄F-EDTA贮备液:称量27.78 g NH₄F和14.61 g EDTA,加入烧杯中用去离子水溶解,搅拌均匀后定容至120 mL,取14.61 g EDTA充分搅拌均匀溶解后定容至200 mL,并转移至锥形瓶中冷藏备用。M3试剂:称量20.0 g NH₄NO₃溶于去离子水后,定容至500 mL,量取上述贮备液4 mL加入,再量取11.5 mL CH₃COOH和0.82 mL HNO₃,最后定容至1 L,此时溶液pH值应为2.5±0.1,转移至锥形瓶备用^[8]。

(2) EDTA法。称取4.0 g乙二胺四乙酸二钠(EDTA-2Na)固体,加入去离子水中,加热搅拌使其充分溶解,待冷却后摇匀,转移至锥形瓶备用^[9]。

(3) DTPA法。称取二水合氯化钙0.147 g,三乙醇胺1.492 g,二乙烯三胺五乙酸0.196 7 g,加入烧杯中用去离子水溶解,搅拌均匀并定容至80 mL,后用浓HCl调整pH值至7.3,最后转移至锥形瓶备用^[13]。

(4) HCl法。量取4.1 mL质量分数为37%的浓盐酸加入烧杯中,往烧杯中注入适量蒸馏水的同时搅拌均匀,待溶液冷却后用蒸馏水洗涤烧杯2~3次并将洗涤液注入烧杯,最后定容至500 mL,转移至锥形瓶备用^[14]。

(5) CaCl₂法。称取3.864 3 g氯化钙固体,加入去离子水溶液,搅拌均匀后调节pH至7,定容至350 mL,转移至锥形瓶备用^[15]。

1.5 数据统计与分析

测定所得数据用Origin和SPSS 19.0软件进行作图和统计分析,采用LSD方法对试验结果进行差异显著性分析(p<0.05)。

2 结果与分析

2.1 不同浸提方法对土壤中有效态Cd的浸提率

不同性质土壤中,采用5种化学浸提方法对不同浓度Cd土壤中有效态Cd含量进行测定,不同化学浸提态Cd含量如图1所示。从图1可以看出,不同性质土壤中,外源Cd添加量(含量)相同条件下,5种不同化学浸提法提取的土壤有效态Cd含量具有显著差异,土壤外源Cd添加量为1.2 mg/kg时,M3浸提的有效态Cd含量为0.320~0.498 mg/kg,EDTA浸提的有效态Cd含量为0.313~0.791 mg/kg,DTPA浸提的有效态Cd含量为0.397~0.813 mg/kg,HCl浸提的有效态Cd含量为0.482~0.903 mg/kg,CaCl₂浸提的有效态Cd含量为0.264~0.638 mg/kg。为了比较不同化学浸提法对土壤中有效态Cd的浸提能力,本研究按照有效态Cd浸提率(有效态Cd/土壤总Cd,%)对不同化学浸提方法进行测定,结果显示,在土壤外源Cd添加量为1.2 mg/kg时,9种不同性质土壤中M3浸提率为24.5%~38.0%,EDTA浸提率为22.9%~60.4%,DTPA浸提率为31.5%~62.1%,HCl浸提率为36.8%~69.0%,CaCl₂浸提率为21.0%~46.4%。从上述结果可以看出,针对相同浸提方法而言,因土壤性质差异导致的土壤中有效态Cd含量差异及浸提剂本身特点,使得不同性质土壤有效态Cd浸提率间存在显著差异;另外,相同土壤条件下,不同化学浸提方法对土壤中有效态Cd的浸提率同样存在显著差异,总体而言,不同浸提方法对土壤中Cd的浸提率(%)为DTPA≈EDTA≈HCl> M3≈CaCl₂。

2.2 不同性质土壤中作物对Cd的富集特征

土壤性质是影响Cd有效性的主要因子之一。不同性质土壤中,3种作物对Cd的吸收富集系数(BCF)表现出显著差异(见表2)。从表2可以看出,在土壤外源Cd添加量为1.2 mg/kg时,水稻对Cd的富集系数(BCF)为0.701~1.470,最大相差110%,其中,黑钙土中水稻对Cd的富集系数最小,而砖红壤中水稻对Cd的富集系数达到1.470;类似地,在土壤外源Cd添加量为1.2 mg/kg时,小白菜对Cd的富集系数(BCF)为0.627~1.251,最大相差99.5%,其中,棕壤中小白菜对Cd富集系数最小(0.627),而砖红壤中小白菜对Cd的富集系数达到1.251;在上述Cd添加浓度下,玉米对不同性质土壤中Cd富集系数为0.417~0.615。从上述结果可以看出,总体而言,3种作物对不同性质土壤Cd的吸收、转运能力大小为水稻>小白菜>玉米,在土壤外源Cd添加量为3.0 mg/kg时表现出上述相同趋势。从表2可以看出,在酸性土壤中(砖红壤和红壤),3种植物对Cd的富集系数相对较大,而随着土壤pH升高,植物Cd富集系数显著下降(如垆土、潮土),这说明土壤中植物对Cd的吸收富集受多种土壤性质影响,除了受土壤pH值影响外,土壤CEC和OC含量等因子同样对Cd的植物有效性具有不同程度的影响。

2.3 土壤中不同浸提态Cd与植株Cd含量的相关关系分析

为了探明不同化学浸提的土壤有效态Cd与3种植物Cd吸收间的相关关系,本研究通过盆栽实验分别测定了不同Cd含量(外源Cd添加量为0、1.2和3.0 mg/kg)土壤中5种不同化学浸提态Cd含量,同时对3种不同作物茎叶中的Cd浓度进行了测定,以土壤中浸提态Cd含量与作物茎叶Cd含量作图,如图2所示,不同化学浸提法提取土壤有效态Cd含量与水稻、小白菜和玉米地上部Cd吸收量之间呈现正相关关系。不同的化学浸提方法中,M3浸提的有效态Cd含量与水稻、小白菜及玉米地上部Cd含量的线性相关关系分别为y=1.559 6x+0.223 8(R²=0.756 2),y=1.415 7x+0.132 7(R²=0.770 7)及y=0.963x+0.155 4(R²=0.748 2),M3浸提的有效态Cd含量与不同植物Cd含量的相关关系R²为0.748 2~0.770 7;类似,基于EDTA、DTPA、HCl和CaCl₂浸提态Cd与上述3种作物茎叶Cd含量间同样呈现正相关关系,R²分别为0.584 7~0.656 5、0.567~0.625 1、0.564 7~0.687和0.657~0.728 8。就3种不同作物而言,植株茎叶中Cd与不同浸提态Cd的相关关系测定结果表明,水稻植株Cd含量与土壤中不同浸提态Cd的相关关系更高,其中,M3浸提态Cd与水稻植物Cd含量线性关系R²达到0.756 2;相对而言,玉米植物Cd含量与不同浸提态Cd的线性关系较低,其中,HCl浸提态Cd与玉米植株Cd线性关系的R²仅为0.564 7。

2.4 不同性质土壤中有效态Cd通用浸提方法筛选

植物从土壤中吸收的Cd与土壤Cd总量并不一定相关,而往往与有效态Cd含量显著相关,基于土壤Cd总量的生态风险评估和土壤环境质量标准在评估污染土壤中Cd的生态毒害方面往往具有很大的不确定性,因此,明确不同性质土壤中Cd的生物有效性是污染土壤Cd环境风险评价的关键。化学浸提法是目前应用最广泛的土壤重金属有效性的评价方法,但不同化学浸提法在对土壤中重金属有效态进行评价时,往往受土壤性质影响。本研究利用9种不同性质土壤,创新性地通过量化不同作物中Cd浓度和不同化学浸提态Cd之间的关系,筛选适合不同性质土壤中Cd有效性的通用浸提方法。通过利用不同化学浸提方法,对9种不同性质土壤中浸提态Cd的测定,及其与不同作物植株Cd的相关系数,计算不同化学浸提法的综合相关系数(I_P),I_P值越高,则与植物Cd吸收的相关性关系越好。I_P值计算方法为:采用不同化学浸提法对不同作物Cd含量相关系数(R²)求出各因子的分指数,然后求出不同浸提方法相关系数分指数的平均值(P),取最大分指数和平均值进行计算:

(1)I_P= \sqrt{(P^2+P_{i,\mathrm{m}\mathrm{a}\mathrm{x}}^2)/2}

式中:I_P为求得各浸提方法综合相关系数;P为不同浸提方法在9种不同性质土壤中与作物Cd相关系数(R²)的均值;P_i,max为各浸提方法在9种不同性质土壤与作物Cd相关系数(R²)的最大值。

根据公式(1),计算求得5种不同化学浸提方法的综合相关系数,其中综合相关系数最高的为M3浸提法,I_M3=0.765,依据此方法,分别求得I_EDTA=0.641,I_DTPA=0.627,I_HCl=0.606, I_{\mathrm{C}\mathrm{a}\mathrm{C}{\mathrm{l}}_2}=0.711。上述计算结果表明,基于M3浸提态Cd含量与不同性质土壤中水稻、小白菜和玉米植株地上部Cd相关性最高,其次分别为CaCl₂>EDTA≈HCl≈DTPA。

3 讨论

3.1 土壤中Cd有效性的影响因素

科学评价农田土壤中Cd形态转化与有效性是农田Cd污染防控的关键。进入土壤中的Cd通过吸附、沉淀、微孔扩散和晶格固定等反应后,以不同形态存在于土壤固/液介质中,随着Cd的持续老化,土壤Cd的形态逐步重新分配,由不稳定的形态逐渐转化为稳定态,Cd的可浸提性与生物有效性也随之降低^[16-17]。Cd在不同性质土壤中的赋存形态与有效性具有显著差异,影响土壤中Cd形态与有效性的因子主要包括土壤pH、Eh、土壤胶体吸附/沉淀及晶格固定、有机质中羟基、氨基和羧基等官能团的络合/螯合作用、土壤微生物代谢及无机络合离子,如Cl^-、 {\mathrm{HCO}}_3^{-}、低分子有机酸等^[17-18]。本研究对9种不同性质的土壤中Cd的不同化学浸提态Cd含量测定结果表明,相同添加浓度的土壤中,随着土壤pH的降低,土壤中Cd的有效性显著增加,以Cd外源添加量为1.2 mg/kg时土壤中M3浸提态Cd的含量为例,在酸性(pH <6.64)红壤、砖红壤和水稻土中,M3-Cd含量为0.437~0.498 mg/kg,占土壤全Cd含量的34.6%~38.0%,而在碱性土壤中,M3-Cd含量显著下降,为0.321~0.364 mg/kg,M3-Cd含量占土壤全Cd含量的24.5%~27.8%。除了土壤pH外,土壤中的OC含量、CEC及黏粒含量也是影响Cd有效性的因子,土壤中的有机质及黏粒中的不同矿物胶体因具有巨大比表面和高表面活性,可通过吸附/络合、氧化/还原作用等影响Cd的结合形态与迁移/转化。Cd在有机质与矿物-水界面上的一系列行为,如络合、吸附/解吸、成核与表面沉淀等控制土壤Cd迁移、滞留和富集等地球化学过程^[19⇓-21]。如本研究中,潮土与棕壤因具有较高OC含量和无定形铁氧化物含量,土壤中M3-Cd的含量仅占全Cd含量的26.2%~27.8%,显著低于同样是碱性土壤的垆土(34.9%)

3.2 土壤中重金属(Cd)有效性的化学浸提方法

土壤中重金属的生物有效性指其能够被生物吸收或对生物产生毒性的有效形态,可由间接的生物毒性数据或生物体浓度数据进行评价,常用的研究方法包括化学形态分析法、生物试验法和植物指示法等^[22]。化学形态分析法指利用特定的化学浸提剂对土壤中能够对植物产生毒害的这部分重金属含量进行测定的方法,被提取的有效态部分占总量的比例虽然不大,但却与植物对土壤中重金属的响应密切相关,被称为“有效态”,化学浸提法因其具有简单易操作等特点,已被普遍用于土壤重金属有效性评价。目前,针对农田土壤中重金属有效态测定方法中,常用的化学浸提方法包括中性无机盐浸提法(CaCl₂法、MgCl₂法等)、酸浸提法(HCl法、HNO₃法等)、络合(螯合)浸提法(EDTA法、DTPA法)和组合浸提方法(Mehlich-3)等。在常用的化学浸提方法研究中,CaCl₂浸提方法是一种常用的中性盐浸提方法,该方法浸提的主要是土壤中稳定性最弱的可交换态金属,其提取过程对土壤的破坏较小,提取效果基本反映了重金属在自然条件下的溶解能力,能够很好地表征土壤中重金属的有效性,也常被用于预测植物体对重金属的积累^[23],但该方法针对碱性石灰性土壤中重金属的有效态浸提时,通常受到Ca²⁺等盐基离子的干扰,另外,由于中性盐溶液对土壤中重金属的浸提量较少,通常存在测定困难及盐分过高而影响仪器测定等问题。本研究中,9种不同性质土壤中CaCl₂法浸提的有效态Cd含量相对较低(砖红壤中仅占全量21.0%),但与作物Cd吸收的相关关系拟合方程R²却较高,CaCl₂浸提态Cd含量与水稻、小白菜及玉米地上部Cd含量的线性相关关系分别为y=2.657 8x+0.204 1(R²=0.690 5),y=2.483x+0.166 2(R²=0.728 8)及y=1.542 3x+0.177(R²=0.657)。类似研究^[24]表明,0.01 mol/L CaCl₂能够很好地表征土壤中Cr、As、Cu和Zn的生物有效性。

在络合(螯合)化学浸提法研究中,乙二胺四乙酸(EDTA)及二乙基三胺五乙酸(DTPA)是目前常用的络合浸提剂^[25],上述浸提剂因含有氨基多元羧酸等多齿络合(螯合)性能,与中性盐相比,对土壤中重金属的浸提能力较高,除可交换态外,还能够提取出碳酸盐结合态和部分有机结合态及铁锰氧化物结合态重金属离子,在土壤重金属有效性的测定中应用较广。本研究结果表明,总体而言,9种不同性质土壤中EDTA和DTPA法浸提态Cd含量显著大于CaCl₂法浸提Cd含量,但EDTA与DTPA法对土壤中Cd浸提率间无明显差异。与络合浸提方法不同,弱酸溶液(HCl、HNO₃)通过 H⁺的置换作用对土壤中重金属离子进行浸提,此外,由于H⁺的增加,将Fe/A1氧化物结合态等部分非交换态的金属离子解吸出来,因此,多数情况下,弱酸溶液对土壤中重金属离子的浸提率进一步增强^[19,26-27],但由于酸对土壤金属离子的浸提能力过高,基于酸浸提态重金属与作物重金属吸收间的相关关系通常并不高。本研究结果显示,EDTA与DTPA浸提态Cd与水稻、小白菜及玉米茎叶Cd含量间的相关系数R²分别为0.584 7~0.656 5和0.567~0.625 1,低于M3和CaCl₂法浸提态Cd。Mehlich-3化学浸提法是美国土壤科学家 Mehlich于1982年提出的一种由络合剂与缓冲剂组成的化学浸提法,目前在M3浸提方法土壤营养元素生物有效性的评价中被广泛应用^[7,28-29],但是在土壤重金属有效性评价中应用还相对较少。本研究通过对不同性质土壤中Cd的浸提率测定结果表明,相对于HCl、EDTA和DTPA而言,M3对土壤中Cd的浸提率较低(24.5%~38.0%),这主要与M3浸提的重金属形态组成有关,M3浸提的土壤重金属形态主要包括可交换态、部分碳酸盐结合态和有机结合态的重金属离子,因此,与弱性酸溶液及络合剂相比,M3的浸提金属离子能力较弱。另外,针对不同化学浸提态Cd与作物Cd吸收富集相关关系分析表明,土壤中Cd的浸提率与作物吸收间呈非线性关系,虽然M3对土壤Cd浸提率不高,但与作物Cd吸收的富集系数(BCF)间具有较好的相关系数。综上,目前针对土壤中重金属有效态浸提方法较多,但由于土壤中重金属有效性的影响因素复杂,不同化学浸提态重金属和作物对重金属的富集相关关系会对土壤中重金属的环境风险评价结果产生影响,目前尚没有针对不同性质土壤的通用浸提方法,不同化学浸提剂选择的科学性及其在不同性质土壤中的应用广谱性还有待进一步深入研究。

4 结论

(1)不同化学浸提法提取的土壤有效态Cd含量间具有显著差异,不同浸提方法对土壤中Cd的浸提率(%)为DTPA≈EDTA≈HCl>M3≈CaCl₂。

(2)不同性质土壤中,3种作物对Cd的吸收富集系数(BCF)表现出显著差异,土壤pH值、CEC、OC含量等因子是影响作物Cd吸收富集的主要因子。

(3)不同化学浸提态Cd与作物Cd吸收的相关系数间具有显著差异,基于综合相关系数方法,得出5种不同浸提态Cd与作物Cd吸收的综合相关系数为I_M3=0.765,I_EDTA=0.641,I_DTPA=0.627,I_HCl=0.606, I_{\mathrm{C}\mathrm{a}\mathrm{C}{\mathrm{l}}_2}=0.711,M3浸提态Cd含量与不同性质土壤中水稻、小白菜和玉米植株地上部Cd相关性最高,可作为不同性质土壤中有效态Cd通用浸提方法。

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基金资助

国家自然科学基金项目(42177010)

中国农业科学院青年创新专项(Y2023QC17)