目前，农田土壤重金属污染及其对农产品的健康风险日益受到关注^[1-4]。在农田重金属污染源中，污水灌溉是农田重金属主要污染源之一^[5-7]。污水灌溉虽使水肥资源得到充分利用，但长期污灌易引起重金属等污染物的累积，当超过环境容量时，重金属便可通过食物链对人类健康造成潜在威胁^[8-9]。目前我国污灌农田超过400万hm²，其中30%的土壤受重金属污染，尤其是北方旱作地区（如北京、天津、河北、辽宁等）。污水含有较为丰富的营养物质，因而适当使用污水进行农田灌溉，可以显著促进作物产量的增加，但如果过度使用污水灌溉则会引起土壤重金属超标或盐碱化等环境风险^[10-11]。近年来，农田土壤重金属污染问题日益凸显，而由污灌引起的农田重金属污染及其环境风险逐渐被学者关注^[10-12]。在不同来源重金属污染土壤中，由污灌引起的土壤往往含有较高的盐基离子和复合污染等特点，但针对污灌区不同性质土壤中重金属的形态转化及其生物有效性研究鲜见报道。本文选取北方5个典型污灌区（北京、天津、河北、山东、辽宁）的土壤进行盆栽试验，测定不同土壤中小麦根、茎叶Pb富集系数、转运系数，同时利用离子色谱和WHAM模型对土壤溶液性质进行测定，以探究不同污灌区土壤中影响Pb植物有效性的主控因子与预测模型，以期为我国污灌农田重金属污染风险评价及防治提供参考。

在前期资料^[13-16]调研基础上，根据我国农田污灌水（工业废水、城市再生水、生活污水及其复合污水等）主要类型，分别采集了5种典型污灌区农田（0~20 cm）土壤进行盆栽试验。每个地点以梅花型5点取样法采集土壤约200 kg，具体包括：（1）北京大兴区北野场灌区：有近30年污水灌溉历史，污灌区面积约14.8 km²，主要以城市再生水污灌为主；（2）辽宁沈阳市张士污灌区：污灌区建立于1962年，污灌历史超过25年，以工业废水和部分城市生活污水复合污灌为主；（3）天津北（塘）排污河灌区：以城市污水与污泥污染为主；（4）山东济南市华山镇小清河污灌区：以工业废水与城市再生水污灌为主，主要种植作物为小麦和玉米；（5）河北省清苑县污灌区：污水类型为历史型的城市混合污水为主，包括工业废水和生活污水，以小麦-玉米轮作为主。所有土样经室内风干后，剔除杂物，然后过2 mm尼龙筛，测定理化性质（表 1）。

表 1 不同污灌区土壤基本理化性质 Table 1 Basic physic-chemical properties of the sewage irrigation soils

表选项

（1）土壤pH（电位法）：水土比为2.5：1，加水振荡30 min，静置后使用PHS-3C酸度计测定；（2）阳离子交换量（CEC）采用乙酸钠-火焰光度法^[18]：称土5 g装入50 mL离心管，分别用33 mL pH8.2 NaOAc溶液和乙醇重复振荡清洗各3次，再用1 mol·L^-1 pH 7 NH4OAc重复洗涤2次，将两次清洗液倒入1000 mL锥形瓶中，用pH 7 NH4OAc定容后用火焰光度计（Agilent，日本）测定钠浓度，并计算土壤交换量；（3）有机碳（OC）用重铬酸钾容量法：称土0.3 g装入硬质试管，加入0.136 mol·L^-1 K₂Cr₂O₇-H₂SO₄溶液10 mL后盖上小漏斗，放入170~180 ℃的石蜡中煮沸5 min，冷却后，将其洗入250 mL三角瓶，使液体体积为60~70 mL，加邻啡罗啉指示剂3~4滴，再用0.2 mol·L^-1的标准硫酸亚铁溶液滴定至棕红色。

向不同灌区土壤中添加Pb（NO₃）₂（分析纯）溶液，使Pb添加浓度为0（CK）和250 mg·kg^-1（T1），搅拌均匀后，保持每种土壤的70%最大田间持水量（MWHC）平衡4周，备用。

为了验证实验结果的适用性价值，选取由中国农科院提供的北方两种不同Pb耐性的小麦品种（耐Pb品种白麦-126及Pb敏感性品种轮选-987）进行实验。选取健康饱满的种子，用10%的H₂O₂溶液浸泡30 min消毒，再用蒸馏水清洗干净。蒸馏水浸泡小麦种子至有白色小芽露头，移入培养皿中（铺有灭菌滤纸），保持蒸馏水没过种子，置于气候箱内培养36~48 h，条件设置为32 ℃、无光照。待胚根长至接近2 mm移种至盆中，每盆装土1.0 kg，置于温室（25±2 ℃，自然光照）中进行培养，表面覆土约1 cm，每盆15粒种子，每个处理3次重复。一周后定植10株。进行实验2个月后收获，将植株分为根与茎叶，先在105 ℃下杀青，再在60 ℃下烘干至恒重待测。

土壤溶液提取方法^[19]：称土25.0 g（已平衡四周）装入垫有玻璃棉的注射器内部，在干土中添加去离子水使土壤达到最大持水量后，培养过夜（24 h），接着用离心机先后进行低速（3500 r·min^-1）和高速（15 000 r·min^-1）离心处理各50 min，最后用0.22 μm的滤膜过滤，将滤液装瓶冷藏待测。

离子测定方法^[21-22]：采用离子色谱法测定土壤溶液离子含量，使用Metrohm AS分离柱，淋洗液采用2.5 mmol·L^-1 Na₂CO₃+1.7 mmol·L^-1 NaHCO₃，流速0.7 mL·min^-1，进行上机测定，得到F^-、Cl^-、Br^-、NO₃^-、SO₄^2-和Li⁺、Na⁺、K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺ 10种离子的含量。

使用WHAM 6.0计算土壤溶液自由Pb²⁺含量^[19]。测定时，依次输入溶液pH、TOC及各阴、阳离子（Na⁺、K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、F^-、Cl^-、Br^-、NO₃^-、PO₄^3-、SO₄^2-等）浓度等进行模型计算，得出土壤溶液自由Pb²⁺含量。由于实验室属于开放性系统，溶液CO₂浓度采用标准大气压条件下的含量参与计算。

论文其他数据采用Excel 2007、SPSS 19.0进行相关和回归分析，差异性水平为P < 0.05。

表 2为不同污灌区土壤中两种小麦的生物量变化。总体来看，轮选987的生物量要明显低于白麦126；同时，在外源添加250 mg·kg^-1 Pb后，北京和辽宁土壤中小麦轮选987根部的生物量出现下降，而天津土壤中轮选987茎叶部位生物量要低于对照土壤，白麦126生物量也具有类似的结果。在低浓度条件下，土壤中外源添加重金属Pb可能对植物的生长具有一定的刺激作用^[23]，而当超过这一范围后，植物的生长便会受到抑制^[24]。此外，不同污灌区土壤中小麦生长状态的差异说明了土壤性质对植物的生长具有较大影响。

表 2 不同地区污灌土壤小麦生物量（g·盆^-1，DW）变化 Table 2 The biomass of the wheat in different sewage irrigation soils

表选项

不同污灌区土壤中两种小麦根和茎叶部位Pb含量如图 1所示。总体看，Pb敏感性品种轮选987根与茎叶部位Pb含量明显高于耐Pb品种白麦126的。对照处理中，轮选987茎叶Pb含量为14.4~21.3 mg·kg^-1，最大相差47.9%；白麦126茎叶铅含量为8.6~16.0 mg·kg^-1，最大相差86.0%。不同Pb处理土壤中，轮选987和白麦126茎叶铅含量分别为22.6~35.5 mg·kg^-1和10.1~19.2 mg·kg^-1，最大相差57.1%和90.1%，随着外源重金属Pb的添加，小麦根部和茎叶Pb含量也出现明显增加。此外，两种小麦在不同污灌区土壤中根部Pb变化趋势与茎叶部位相似，见图 1。

图 1 不同污灌区土壤中小麦不同部位Pb含量变化 Figure 1 Accumulation of Pb in roots and shoots of wheat in the sewage irrigation soils

图选项

本实验中Pb的富集系数（BCF）定义为：植株不同部位（根或茎叶）中Pb含量（mg·kg^-1）与土壤中Pb浓度（mg·kg^-1）的比值。图 2为不同污灌区土壤中两种小麦根和茎叶部位对Pb的富集系数。总体上看，无论是T1处理或对照处理土壤中，Pb敏感性品种轮选987根与茎叶的富集系数均明显高于耐Pb品种白麦126。对照土壤中，轮选987 Pb富集系数为0.44~0.81，最大相差84.1%，白麦126茎叶Pb富集系数为0.31~0.68，最大相差119.4%；T1处理中，白麦126和轮选987的富集系数分别为0.034~0.121和0.114~0.186，最大相差255.9%和63.2%。从图 2看出，不同污灌区土壤中小麦对Pb的富集系数有较大差异。对照土壤中，山东棕壤中小麦对Pb的富集系数最大，而天津潮土的最小；向Pb污灌区土壤中外源添加重金属Pb后，两种小麦茎叶对土壤Pb的富集系数均明显降低，其中山东棕壤中小麦的富集系数变化最显著。此外，不同污灌区土壤中两种小麦根部对重金属Pb的富集系数变化趋势与茎叶的相似。植物对土壤中Pb的富集能力除了与土壤基本性质、Pb的浓度变化有关外，还与植物不同品种间的差异有较大关系。

图 2 不同污灌区土壤中小麦对Pb的富集系数 Figure 2 Bioconcentration factors(BCF) of Pb by the wheat in sewage irrigation soils

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本文将小麦Pb的根-茎叶转运系数（TF）定义为：茎叶中Pb含量（mg·kg^-1）与根部Pb含量（mg·kg^-1）的比值。表 3为不同污灌区土壤中两种小麦对重金属Pb的根-茎叶转运系数。由表 3可见，无论轮选987或白麦126，向土壤外源添加重金属Pb后，其根-茎叶转运系数TF明显降低。这说明，在植物对土壤中Pb吸收转运过程中，植物根系是Pb进入植物体进行长距离转运的第一道屏障，随着土壤中Pb胁迫的增加，植物通过将Pb束缚在根部从而阻止Pb的进一步转运可能是植物产生耐性的生理机制之一^[25]。从总体上看，轮选987 Pb根-茎叶转运系数要显著高于白麦126的，即重金属Pb在植株内更易发生转移，与两者对Pb的耐受性一致。此外，不同污灌区土壤间两种小麦的根-茎叶迁移系数并没有表现出明显的规律性，可能是小麦品种、小麦本身对重金属Pb毒性忍耐机制以及土壤环境介质条件等的差异造成的。

表 3 不同污灌区土壤中小麦对Pb的根-茎叶转运系数（TF） Table 3 Root to shoot transfer factors of Pb by the wheat in sewage irrigation soils

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采用SPSS 19.0将土壤溶液自由Pb²⁺含量[p（Pb²⁺）]与两种小麦根和茎叶部位重金属Pb含量进行Pearson相关分析。结果表明，p（Pb²⁺）与小麦根部和茎叶中Pb含量呈极显著相关关系（P < 0.01）。分别将p（Pb²⁺）与小麦根和茎叶部位Pb含量进行线性回归分析。根部铅含量与p（Pb²⁺）的线性拟合方程为：

y=0.772x+54.805，R²=0.904

茎叶铅含量与p（Pb²⁺）的线性拟合方程为：

y=0.087x+12.980，R²=0.897

因此，小麦根和茎叶对重金属Pb的吸收与土壤中自由Pb²⁺浓度呈显著的正相关关系。

为了探究Pb的来源及环境介质对其生物有效性的影响，实验中提取不同处理土壤溶液，利用离子色谱测试了各污灌区的土壤溶液性质（表 4）。结果发现，各污灌区土壤溶液的pH、EC及阴阳离子含量之间均有较大差异。其中，土壤阴离子：Cl^-、NO₃^-、SO₄^2-最大相差分别为108.4%、115.4%和86.1%，阳离子Ca²⁺、Mg²⁺、Na⁺最大相差分别为91.8%、111.3%和41.5%；EC变化为75~332 μS·cm^-1，最大相差342.7%。

表 4 不同污灌区土壤溶液理化性质及离子含量（mg·L^-1） Table 4 Basic properties and anions/cations contents of the soil solutions

表选项

采用SPSS 19.0对小麦Pb吸收与污灌区土壤溶液性质的相关性进行分析结果表明，小麦BCF_根、BCF_茎叶、TF_根-茎叶、土壤溶液理化性质及溶液阴阳离子间具有一定的相关性。表 5为基于不同毒性终点的Pb浓度值与土壤性质及溶液离子浓度间Pearson相关性分析结果。由表 5可知，土壤中Pb的有效性及溶液自由Pb²⁺的负对数p（Pb²⁺）与pH、CEC、OC呈正相关；土壤溶液离子中，p（Pb²⁺）与K⁺、Na⁺、Ca²⁺呈负相关；在土壤溶液阴离子中，Cl^-、NO₃^-含量与土壤中Pb的有效性呈现正相关关系，而SO₄^2-与Pb有效性呈负相关关系。

表 5 基于不同毒性终点的Pb浓度值与土壤性质及溶液离子浓度间Pearson相关性分析 Table 5 Pearson correlation between Pb bioavailabilities and soil properties, soil solution ions

表选项

表 6 小麦对Pb吸收与土壤性质间的预测模型 Table 6 Predicted models of Pb uptake by wheat cultivars in soils based on soil properties

表选项

土壤溶液中可交换Pb含量与溶液竞争性阳离子、配位体含量等有关。通过WHAM 6.0模型测得溶液中的Pb主要以自由Pb²⁺、低分子有机或无机配位体结合态等形式存在。T1处理中，溶液自由Pb²⁺浓度变化[△p（Pb²⁺）]与溶液Cl^-、EC、Ca²⁺及Na⁺呈显著正相关，而与溶液pH、OC、CEC呈负相关。土壤胶体对Pb²⁺的吸附能力与土壤胶体的吸附点位、溶液中竞争性阳离子含量等因素有关。常见的Ca²⁺、Na⁺等阳离子因参与到吸附点位的竞争，降低了土壤胶体对Pb²⁺的吸附；同时Cl^-等阴离子因具有促进解吸作用，进一步阻碍了土壤胶体对Pb²⁺的吸附^[26]。

土壤溶液的理化性质是影响重金属毒性的主要原因之一。土壤中简单有机物能够增加重金属的溶出，促进重金属污染的进一步扩散，而复杂有机质可以与重金属结合，对重金属具有一定的固定作用^[27]；土壤溶液pH的变化则直接决定了重金属在土壤中的存在状态。当土壤为酸性时，重金属多以自由离子形式存在于土壤溶液中；而在碱性土壤中，金属离子常与OH-等阴离子结合^[22]。本文通过多元回归线性分析得到的预测模型即显示了有机质及pH等土壤理化性质对小麦不同部位Pb毒性具有较大影响。土壤溶液性质（阴、阳离子含量、种类和配位体等）是影响土壤重金属的另一重要因素。例如土壤溶液中阴离子Cl^-因为可以与自由Pb²⁺形成配合物而减少土壤胶体对Pb²⁺的吸附，所以Cl^-含量的增加，在一定程度上可以促进Pb的解吸，从而增加Pb在土壤-植物系统中的迁移转化。土壤阳离子如Na⁺、K⁺、Ca²⁺等因与Pb²⁺竞争有机配体、粘土矿物等的吸附点位而降低了土壤胶体对Pb²⁺的吸附，增加土壤溶液中Pb²⁺的含量^[28-29]。

利用SPSS19.0将小麦植株对Pb吸收影响因子进行多元逐步回归分析，得到基于不同主控因子的小麦不同部位Pb含量、土壤溶液自由Pb²⁺[p（Pb²⁺）]及其变化量[△p（Pb²⁺）]与土壤主控因子间的多元回归方程（表 6）。对于小麦根部Pb含量而言，对其影响最大的是土壤pH值，其次为土壤有机质OC、土壤电导率EC和阴离子Cl^-。当同时引入pH、OC、EC和Cl^-时，预测模型的决定系数达到0.721，P值均小于0.05。小麦茎叶Pb含量与根部相似，当引入OC、EC、CEC时，预测模型的决定系数达到0.739，P < 0.05；同样的，随着主控因子的逐步增加，p（Pb²⁺）和△p（Pb²⁺）预测模型的决定系数也逐渐增大，且模型均在0.05置信区间内显著（P < 0.05）。

（1）在本研究所选择的五个主要污灌区中，不同污灌区土壤中小麦对Pb的富集系数及其植株内Pb的根-茎叶转运系数均有较大差异，其中，山东棕壤中小麦对Pb的富集系数最大，而天津潮土的最小，最大相差255.9%；说明土壤类型明显影响小麦对土壤中铅的富集。

（2）小麦根、茎叶Pb含量与土壤溶液中自由Pb²⁺含量呈极显著正相关（P < 0.01），两种小麦的拟合方程分别为：y=0.772x+54.805（R²=0.904），y=0.087x+12.980（R²=0.897）；说明不同性质土壤中植物根、茎叶中Pb含量与土壤溶液自由离子Pb²⁺含量具有显著相关性。

（3）基于土壤主控因子的小麦Pb吸收回归方程表明，不同污罐区土壤小麦中Pb和土壤溶液自由Pb²⁺含量与土壤pH、OC含量呈负相关，而与土壤溶液Cl^-、Na⁺离子含量呈正相关，由污灌引起的土壤中盐基离子浓度升高可能会增加土壤中Pb的富集环境风险。