2014年4月17日环境保护部和国土资源部发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示重金属镉（Cd）是土壤中超标率最高的无机污染物，达7.0%，土壤Cd污染问题已经严重威胁到我国食品安全。土壤Cd污染的来源主要包括采矿、选矿、有色金属冶炼、电镀、合金制造以及玻璃、陶瓷、油漆和颜料等行业的“三废”排放、农药/化肥的不合理施用以及大气沉降等^[1]。在土壤中，Cd一般积累在土壤表层，其存在形态可分为可交换态（EXC-Cd）、铁锰氧化物结合态（R₂O₃-Cd）、碳酸盐结合态（CA-Cd）、有机结合态（OM-Cd）和残渣态（RES-Cd），其中EXC-Cd属生物可利用态，CA-Cd、OM-Cd和R₂O₃-Cd属生物潜在可利用态，而RES-Cd属于生物不可利用态，极其稳定^[2]。因此，不同形态Cd在土壤中的分布及含量共同决定了其生物有效性及毒性。农田土壤中各形态Cd的分布受土壤pH值、有机质含量、阳离子交换量（CEC）、氧化还原电位、铁锰氧化物含量、矿物特性、共存元素等多种因素的影响^{[3, 4]}。

土壤团聚体是矿物质、有机质、生物体相互作用在特定条件下的组合，是土壤物质循环的最基本结构单元^[5]。不同粒径团聚体由于具有不同的生物理化特性而具有不同的元素循环特征，也必然具有不同的污染物迁移转化特性。研究发现低能量超声分散筛分所得的尺寸粒径团聚体吸附重金属离子的能力与有机质含量、游离铁/铝氧化物含量和CEC相关，粘粒组分的吸附能力最强^[6]。干筛团聚体层级，重金属的分配与Fe/Mn含量相关，炭粒级中重金属浓度最高，尤其是Pb和Cd^[7]。针对水稳团聚体层级，Fan等^[8]发现团聚体中重金属的分配与有机质含量并不相关。从团聚体层级研究重金属的分配及其影响因素是解析土壤中重金属积累规律及其生态过程的必要起始点，但是相关方面的研究工作还极不充分。本研究解析农田土壤中重金属Cd各化学形态在水稳性团聚体层级的分布规律，并解析影响其分布的主要理化性质，相关结果可为理解田间土壤环境过程和修复技术研究提供科学依据。

土样采样区域位于苏南某铅锌冶炼厂收纳水体周边水稻-油菜轮作农田（31°46′N，120°23′E）。2015年3月利用不锈钢土钻采集0~15 cm表层土壤样品，3个采样点样品各置于自封袋内，迅速带回实验室。各样点土壤样品分别充分混合，一部分自然风干，用于测定理化性质。另一部分去除杂物、植物根系，过8 mm尼龙筛，该过程中沿着本身裂缝分裂土块，不人为破坏团聚体。这部分土壤样品用于后续团聚体分级。

水稳性团聚体分级采用湿筛法。具体做法：称取100 g土样于25 ℃去离子水中浸泡5 min，然后将其依次通过2000 μm、250 μm和53 μm的尼龙筛，筛上土样洗至已称重烧杯，得到三种尺寸团聚体，即>2000 μm大团聚体，2000~250 μm大团聚体及250~53 μm微团聚体。将这3种团聚体与<53 μm粉砂+粘粒组分在40 ℃下烘干并称重。

土壤理化性质测试参照《土壤农业化学分析方法》^[9]。土壤pH值用酸度计测定（水土比2.5∶1）；土壤有机碳含量用重铬酸钾氧化-分光光度法测定；土壤全氮含量采用半微量凯氏定氮法测定；CEC采用氯化钡法测定。土壤Cd形态分级采用Tessier等提出的经朱燕婉等^[10]修正的连续提取法，不同形态Cd含量采用原子吸收分光光度计（AA-7000F，Shimadzu）石墨炉法测定，并用污染农田土壤成分分析标准物质（GBW08303）进行Cd测定质控。

团聚体分级后各测定指标的回收率计算如下：

重金属分布因子（Distribution factor，DF）可评价不同粒径土壤团聚体中重金属富集情况^[11]，如果DF>1，则表示该重金属富集于相应粒径的团聚体中，其计算式如下：

式中：C_b和C_f分别为原土和不同粒径团聚体中重金属元素的含量。

团聚体粒径组重金属质量负载率（Grain size fraction metals loading，GSF_loading）可评价各粒径团聚体中重金属的贡献量^[11]，计算如下：

式中：C_i为重金属元素在i粒级团聚体中的浓度；S_i为i粒级团聚体的质量百分数；n为所分的粒级个数。

采用SPSS 13.0对数据进行方差分析和相关分析。

对土样进行湿筛分级，水稳性团聚体质量回收率98.33%（表 1）。该农田土壤以2000~250 μm大团聚体和250~53 μm微团聚体为主，分别占比例32.5%和35.3%；其次是> 2000 μm大团聚体和<53 μm的粉砂+粘粒组分。原土有机碳含量为14.39 g·kg^-1，不同粒径团聚体中有机碳含量存在差异，粉砂+粘粒组分及2000~250 μm大团聚体的有机碳含量显著高于原土，> 2000 μm大团聚体和微团聚体的有机碳含量低于原土，其中微团聚体中最低为11.48 g·kg^-1。与有机碳分布规律不同，TN含量在团聚体层级随着团聚体粒径的减小逐渐降低，原土pH值为6.76，在团聚体层级，微团聚体中pH值最低，大于2000 μm大团聚体和<53 μm粉砂+粘粒组分的pH值显著高于微团聚体和原土pH值 。原土CEC为18.18 cmol·kg^-1，随着团聚体粒径的减小，CEC值逐渐提高，在粉砂+粘粒组分中最高达到31.75 cmol·kg^-1。

表 1 团聚体质量分布及原土与团聚体层级土壤理化性质 Table 1 Aggregate mass distribution and physical and chemical properties of bulk soil and aggregates

表选项

原土中总Cd含量3.77 mg·kg^-1，不同化学形态Cd含量变化趋势为：RES-Cd>CA-Cd>R₂O₃-Cd> OM-Cd>EXC-Cd（表 2）。团聚体分级没有改变不同化学形态Cd含量的变化趋势，但是不同形态Cd在团聚体层级的含量分布模式不同。总Cd在粉砂+粘粒组分中含量最高，在微团聚体中含量最低；EXC-Cd和R₂O₃-Cd在粉砂+粘粒组分中含量最高，其他团聚体中含量无显著差异；CA-Cd在各级团聚体中含量无显著差异；OM-Cd在2000~250 μm大团聚体中含量最高，其次是粉砂+粘粒组分中，微团聚体和>2000 μm大团聚体中较低；RES-Cd在> 2000 μm大团聚体、粉砂+粘粒组分中含量显著高于2000~250 μm大团聚体中含量，其在微团聚体中含量最低。

表 2 原土与团聚体层级镉形态与含量 Table 2 Distribution of Cd fractions in bulk soil and aggregates

表选项

通过含量计算分布因子，结果表明，不同化学形态Cd在粉砂+粘粒组分中分布因子最高，而在微团聚体中最低（图 1）。考虑团聚体质量分配的质量负载结果表明，不同化学形态Cd分配主要在2000~250 μm大团聚体和微团聚体中（图 2），与团聚体质量分配规律一致。

图 1 团聚体层级镉的分布因子 Figure 1 Distribution of Cd fractions in bulk soil and aggregates

图选项

图 2 团聚体层级镉的质量负载 Figure 2 Mass loading of Cd fractions in soil aggregates

图选项

团聚体层级理化性质与不同化学形态Cd含量线性相关系数如表 3所示。总Cd含量与SOC含量显著线性相关；EXC-Cd和R₂O₃-Cd含量与CEC值极显著线性相关，与TN含量呈弱负相关关系；OM-Cd含量与SOC含量线性相关，但未达到显著水平；RES-Cd及CA-Cd与理化性质的相关性均达不到统计显著水平。

表 3 团聚体层级理化性质与镉分布的相关系数（R） Table 3 Correlation coefficients（R） between physical and chemical properties and Cd fraction content of aggregates

表选项

江苏全省表层土壤Cd含量为0.033~22.8 mg·kg^-1，平均含量为0.15 mg·kg^-1[12]，本研究原土中总Cd浓度3.77 mg·kg^-1，与土壤无机污染物环境质量二级标准规定pH 6.5~7.5之间水田总Cd含量0.6 mg·kg^-1（1995版）相比，超标6倍；与0.5 mg·kg^-1（2008修订版）相比，超标7倍，表明该地块确已因冶炼废水灌溉和排气粉尘导致Cd污染。本研究与Hsu等^[13]发现稻田土壤中Cd主要以R₂O₃-Cd存在，Jalali等^[14]、Zinati等^[15]发现土壤pH>7.6时Cd主要以CA-Cd存在不同，本研究对Cd进行化学形态分级后发现RES-Cd含量最高（表 2）。这与Yang等^[16]的稻田土壤研究结果相似，显然农田土壤Cd化学形态分布由于受控因素复杂，难以有统一的趋势。对特定研究区域甚至特定污染地块需开展针对性的研究。本研究土壤中RES-Cd含量最高，其次是CA-Cd 和R₂O₃-Cd，可见从化学形态而言，Cd的生物有效性及毒性相对较低。

土壤中重金属的积聚、迁移性和生物有效性与土壤颗粒组成显著相关，一般认为细粒径组分较粗组分更能捕集重金属，因为细颗粒有较高的比表面积、有机质含量、Fe/Mn/Al氧化物含量、粘粒含量等。同时，细颗粒易携带重金属迁移至深层土壤、地表/地下水和空气中，加剧环境污染^{[17, 18]}。本研究中团聚体分级表明土壤具有较高的团聚程度（表 1）。Cd在各粒径团聚体中差异性分布以及不同化学形态Cd在团聚体层级分布模式不同（表 2），不仅是总Cd，各种化学形态Cd均主要富集在粉砂+粘粒组分中（表 2、图 1），显然本研究土壤中Cd的化学形态虽偏向惰性，但是在土壤物理组分中易富集到细颗粒中，则可能增加Cd对环境的污染风险。同时需要注意的是，由于湿筛方法存在不足，可能导致EXC-Cd在筛分过程中随着水溶液再分配，从而高估其在粉砂+粘粒组分中的积聚。考虑团聚体质量分配，Cd的质量负载表明总Cd和各化学形态Cd主要存在库是2000~250 μm大团聚体和微团聚体（图 2），虽然微团聚体不易富集各化学形态Cd（图 1），但2000~250 μm大团聚体中CA-Cd 和OM-Cd，尤其是OM-Cd较高的富集（与粉砂+粘粒组分中相当的分布因子）可能成为EXC-Cd的潜在来源^[19]，因而提高Cd的生物有效性，增强对环境的污染风险。

影响土壤中各化学形态Cd分布的因素研究表明，通常土壤中Cd含量与pH、CEC、铁锰氧化物含量和粘粒含量等正相关^{[20, 21]}，pH、有机质含量、CEC、碳酸盐含量提高将促使Cd从可交换态向结合态转化^{[22, 23]}。在根际随着与根距离的接近，土壤pH值降低导致可交换态Cd含量提高，而无机结合态Cd含量下降^[24]。在团聚体层级研究影响总Cd分布的因素，Fan等^[8]发现黑土中SOC与Cd不相关或弱负相关，而龚仓等^[11]发现农耕黑土和沼泽土中，Cd分布与粒级中有机碳含量正相关，认为高含量有机碳的吸附作用是Cd解析缓慢的重要影响因素。本研究土壤SOC含量与黑土相当，团聚体层级Cd的化学形态分级结果表明SOC是影响总Cd分布的主要因素，SOC同时影响OM-Cd的分布。CEC是影响EXC-Cd和R₂O₃-Cd分布的主要因素，王旭等^[20]的模拟研究发现棕壤对外源水溶性Cd的吸附主要通过离子交换机制，因此EXC-Cd易受CEC的控制。CEC的大小主要与土壤表面胶体负电荷多少有关，而胶体所带负电荷多少又主要与土壤粘粒和有机质等相关，土壤粘粒中含有氧化物和层状粘粒矿物^[21]，因此本研究团聚体层级R₂O₃-Cd受控于CEC可能主要是由粘粒含量分布引起的。一般土壤中Cd含量与氮含量无相关性或弱正相关^[25]，外源氮肥通过改变土壤pH值活化结合态Cd转变为EXC-Cd^[26]。而本研究中团聚体层级各化学形态Cd，尤其是EXC-Cd和R₂O₃-Cd与TN略负相关，我们推测可能与不同粒径团聚体中氮的矿化能力有关。由于不同粒径团聚体中氮的组成不同，且大尺寸团聚体对“有机核”的碳氮有物理包裹保护作用，使粒径越小的团聚体含有更高比例的易分解性氮^[27]，由此本研究中虽然TN含量随着团聚体粒径减小而降低，氮的矿化却有可能随着团聚体粒径减小而增加，促进OM-Cd等转化为EXC-Cd。

本研究土壤总Cd含量为3.77 mg·kg^-1，主要以惰性的RES-Cd为主，其次是潜在可利用的结合态CA-Cd、R₂O₃-Cd、OM-Cd。湿筛团聚体分级没有改变不同化学形态Cd含量的变化趋势，但是不同形态Cd在团聚体层级的含量分布模式不同，不同化学形态Cd在粉砂+粘粒组分中最易富集，而在微团聚体中不易积累。考虑团聚体质量分配，本研究土壤中总Cd和各化学形态Cd主要存在库是2000~250 μm大团聚体和微团聚体。SOC是影响总Cd分布的主要因素，而CEC是影响EXC-Cd和R₂O₃-Cd分布的主要因素。从团聚体层级对不同形态Cd分布的研究表明粉砂+粘粒组分中Cd的富集以及2000~250 μm大团聚体中的潜在可利用结合态Cd均提高了环境Cd污染的风险。结合土壤物理组分分级和Cd的化学形态分级能更为全面地解析Cd污染情况，从而理解Cd的生物化学转化。