2016, Vol. 35文章信息
- 熊孜, 赵会薇, 李菊梅, 马义兵
- XIONG Zi, ZHAO Hui-wei, LI Ju-mei, MA Yi-bing
- 黄淮海平原小麦吸收镉与土壤可浸提镉间关系研究
- The relationship between cadmium in wheat plant and cadmium extracted by EDTA and diluted acids in soil in Huanghuaihai Plain
- 农业环境科学学报, 2016, 35(12): 2275-2284
- Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(12): 2275-2284
- http://dx.doi.org/10.11654/jaes.2016-0887
文章历史
- 收稿日期: 2016-07-05
2. 国家半干旱农业工程技术研究中心, 石家庄 050051
2. The Semi-arid Agriculture Science and Technology Research Center of China, Shijiazhuang 050051, China
土壤中镉的过量累积会影响农产品质量安全和人类健康，土壤镉污染已经成为全球广泛关注的问题[1-3]。土壤中重金属的生物有效性及其风险主要取决于重金属有效态含量[4]，因此研究重金属有效态含量及其与植物吸收的关系，对于土壤重金属污染程度和农产品质量安全具有重要意义[5-8]。目前，土壤镉有效态的浸提主要是通过浸提剂的离子交换、溶解和螯（络）合作用进行[9]。已有研究表明，0.1 mol·L-1 HCl与植物Cd含量相关性较好，常用作植物吸收Cd的有效指标[10-12]；EDTA作为一种强有机螯合剂，也被广泛用于评价土壤Cd的有效性及可浸提性[13-15]。以0.01 mol·L-1 HCl、0.05 mol·L-1 EDTA及0.43 mol·L-1 HNO3作为土壤Cd浸提剂测定的土壤有效态Cd含量均能很好地预测不同品种水稻籽粒Cd含量，且可通过得出的Cd预测模型准确地评估某一水稻品种在某一Cd污染水平土壤上的适种性，其中又以0.43 mol·L-1 HNO3作为浸提剂建立的Cd预测模型效果最优[16]。但是，不同区域的土壤性质差异，可能导致不同浸提剂的适用性不同。
土壤镉安全阈值是保障农产品质量的重要指标[17-18]，而土壤-作物系统中Cd的剂量-效应关系是确定土壤及农产品中Cd阈值的关键。目前，关于土壤外源Cd污染和农田土壤及农产品中Cd安全阈值的研究，国内已进行了相关探索，但其依据的Cd剂量-效应关系主要建立在水培或短期盆栽试验基础上[19-20]，且相关研究表明[21-22]，短期盆栽试验往往比长期田间试验高估土壤重金属的生物有效性。在长期田间试验条件下，外源添加的重金属生物有效性会随着时间的增加而降低[23]，仅依据短期盆栽试验获得的土壤重金属剂量及植物效应关系与田间实际结果是有差别的。此外，现有的大量试验是在重金属中、高剂量水平下进行的，对于低剂量水平的研究很少。而今后污染农产品的土壤环境标准制定应加强在大田面积上、重金属元素低剂量水平下长期效应试验的研究[24]。因此，针对大田重金属低剂量效应条件进行土壤-作物系统Cd剂量-效应关系研究非常必要。
黄淮海平原是我国重要的小麦主产区和商品粮基地[25-26]，地势平坦，土壤肥沃，生产条件较好，年降水量400~900 mm。其中，河北、河南、山东等省小麦种植历史悠久，小麦品种丰富，播种面积广，产量高。2005-2014年以来，3省小麦种植面积占全国种植面积的46.1%~47.7%，小麦产量占全国总产量的55.0%~56.7%，能较好地代表黄淮海小麦品种类型和产量情况。王元仲等[27]对2003-2004年河北省13个市（县）优势小麦产区土壤重金属进行监测，发现河北省优势小麦产区土壤Cd污染水平未超过国家土壤环境二级标准，适合发展优势小麦生产，但参照河北省土壤Cd本底值和国家土壤环境一级标准，Cd在河北优势小麦产区存在一定程度的积累现象。朱桂芬等[28]2009年对河南新乡寺庄顶污灌区土壤及小麦籽粒中Cd含量进行监测，发现小麦籽粒Cd污染严重，平均含量为2.55 mg·kg-1，远超过《国家食品卫生标准》（GB 2715-2005）；孙延斌等[29]于2011-2012年对济南市居民主要膳食Cd含量进行监测，发现居民主要膳食Cd月平均暴露量为8.83 μg·kg-1 BW，未超过安全限值，通过膳食摄入Cd虽无明显风险，但小麦Cd贡献率较高，占32.62%，仅次于水产品，需引起关注。目前国内现有研究大多是小范围、以土壤重金属全量作为评价依据，对单个省市农田的土壤和粮食Cd污染状况进行评价，缺少对粮食主产区土壤可浸提Cd与小麦吸Cd量间关系的大范围调查。
本文通过黄淮海平原大田试验采样调查，对3种不同浸提剂测定的有效态Cd含量与小麦吸收Cd含量之间的关系进行了研究，以期筛选与小麦籽粒吸收Cd量有较好相关性的浸提剂，通过以土壤有效态Cd含量和土壤Cd全量建立的作物籽粒Cd含量预测模型计算土壤Cd的安全临界值，为建立保证作物品质安全的土壤Cd污染评价标准提供参考。
1 材料与方法 1.1 样品采集与处理本研究参考《小麦优势区域布局规划（2008-2015年）》和《中华人民共和国多目标区域地球化学图集》，2015年7月于黄淮海平原的河北、山东、河南选取11个地点采集24个小麦优势品种（包括重复种植品种），共计40组土壤-小麦籽粒点对点样品（表 1）。采样点分别为：河北省石家庄市赵县原种场（赵种场）、河北省石家庄市赵县原种场附近韩村（赵韩村）、河北省石家庄市高邑原种场（高邑）、山东省山东农业大学农场（山农）、山东省泰安市东平县彭集镇后周村（东平）、山东省济南市王辛村（王辛村）、山东省济南市历城区唐王镇颜家村小麦品种展示园（历城）、山东省德州试验站（德州）、河南省济源郑坪村（郑坪村）、河南省济源三河村（三河村）、河南省济源试验站（济源）。
土壤样品均采自耕层0~20 cm，经自然风干，研磨，分别过2、1、0.25 mm和0.149 mm尼龙筛，充分混匀并测定基本理化性质（表 2）。植株样品（仅采集地上部分，不包含根系）先用去离子水洗净，分离为茎叶、穗粒两部分，105 ℃杀青20 min，70 ℃烘干。穗粒脱壳，舍去颖壳，保留籽粒。分别将茎叶、籽粒粉碎，过0.25 mm尼龙筛，测定Cd含量。
土壤pH采用电位法（玻璃电极）测定（水土比为2.5:1），有机质采用重铬酸钾外加热法，CEC采用非缓冲硫脲银法，全氮采用开氏法，碱解氮采用碱解扩散法，有效磷采用0.5 mol·L-1 NaHCO3法（液土比为20:1），有效钾采用火焰光度法（NH4OAc浸提，液土比为10:1），电导率采用电导法（水土比为5:1）[30]。
土壤Cd全量采用硝酸-氢氟酸（3:1，V:V）混合酸消解（EPA3052方法）；土壤有效态Cd含量分别采用不同浸提剂（0.43 mol·L-1 HNO3[31]；0.1 mol·L-1 HCl[32]；0.05 mol·L-1 EDTA[33]）进行浸提。小麦籽粒Cd含量采用硝酸-过氧化氢（2:1，V:V）混合酸消解（GB/T 5009.17-2003方法）。土壤及植株消煮液中Cd含量均采用7700X ICP-MS测定，分别以国家标准物质GBW07427（GSS-13）和GBW10011（GSB-2）为内标控制分析质量。
1.3 数据处理与分析采用Microsoft Excel 2010、Origin 8.5及SAS 9.0软件对数据进行处理与分析。因调查区土壤Cd全量差异较大、分布不均（0.107~2.29 mg·kg-1），Cd超标土壤（＞0.6 mg·kg-1）的数据量明显少于Cd未超标土壤的数据量，故将数据分成两部分，即河北、山东的32组土壤-植株样品数据用于建立文中的各类方程，河南的8组土壤-植株样品数据用于方程的验证。同时，为进一步验证方程的可靠性，将“中国知网”近10年的文献数据带入方程进行验证，文献筛选原则为：（1）黄淮海平原小麦种植区；（2）文献能够提供土壤全Cd（或EDTA-Cd）-小麦Cd原始数据及相应的土壤理化性质；（3）土壤pH范围≥7.5。
2 结果分析 2.1 采用不同浸提剂浸提的土壤Cd含量比较不同浸提剂浸提Cd的能力用浸提量占土壤全量的百分数来表示。在土壤Cd含量为0.107~2.29 mg·kg-1时，不同浸提剂浸提有效态Cd能力顺序一致，依次为0.43 mol·L-1 HNO3＞0.05 mol·L-1 EDTA＞0.1 mol·L-1 HCl（图 1）。由图 1可知，提高土壤全Cd含量可增加土壤浸提Cd量，但增加幅度不大。不同地点土壤Cd含量可大致分为3个区间，分别为0.107~0.212 mg·kg-1（低区间）、0.801~1.111 mg·kg-1（中区间）、2.292 mg·kg-1（高区间）。比较3种浸提剂在不同Cd含量区间上的浸提能力发现：0.1 mol·L-1 HCl浸提土壤Cd量在3个Cd含量区间所占百分比依次为18.6%~30.4%、26.7%~28.3%、30.5%；0.43 mol·L-1 HNO3浸提土壤Cd量在3个Cd含量区间所占百分比依次为48.3%~68.1%、70.1%~72.9%、75.0%；0.05 mol·L-1 EDTA浸提土壤Cd量在3个Cd含量区间所占百分比依次为47.6%~56.5%、54.4%~56.6%、57.7%。
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| 图 1 不同地点土壤Cd全量及有效态Cd含量 Figure 1 Concentrations of total and extractable Cd in soils at different sites |
可浸提Cd含量是土壤全Cd含量的一部分，与全Cd含量关系密切（图 2）。3种浸提Cd含量与土壤Cd全量之间均呈极显著相关，相关系数r达0.70以上。EDTA-Cd与Cd全量相关关系最密切（r=0.85），HCl-Cd与全量相关系数最低（r=0.70）。
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| 图 2 土壤Cd含量之间的相互关系 Figure 2 Relationship between different extractable Cd and total Cd in soil |
不同浸提Cd含量相互之间呈显著或极显著线性相关（图 2），相关系数r达0.69以上。EDTA-Cd与HNO3-Cd相关系数最高（r=0.76），而与HCl-Cd的相关系数最低（r=0.69），HNO3-Cd与HCl-Cd的相关系数介于二者之间。
2.3 土壤可浸提Cd及全Cd与小麦Cd含量的关系 2.3.1 土壤可浸提Cd及全Cd与小麦地上部Cd含量的关系小麦茎叶中Cd含量和植株地上部总吸Cd量都显著高于籽粒中Cd含量，不同小麦品种茎叶中Cd含量是籽粒中Cd的3~5倍（表 3）。由图 3可知，土壤不同浸提Cd含量及土壤Cd全量与小麦地上部Cd吸收量（茎叶+籽粒）之间均呈显著正相关，其相关性的顺序为：土壤Cd全量与小麦地上部Cd吸收量的相关性（r=0.78）≈EDTA-Cd与小麦地上部Cd吸收量的相关性（r=0.74）＞HNO3-Cd与小麦地上部Cd吸收量的相关性（r=0.64）＞HCl-Cd与小麦地上部Cd吸收量的相关性（r=0.49）。
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| 图 3 土壤不同浸提Cd含量(EDTA-Cd、HNO3-Cd和HCl-Cd)及全量与小麦地上部Cd含量的相关性 Figure 3 Relationship between the concentrations of Cd in wheat (stem+leaves+grains) and different extractable Cd (EDTA-Cd, HNO3-Cd and HCl-Cd) or total Cd in soil |
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土壤不同浸提Cd含量及全量与小麦同一器官Cd含量间的相关性存在差异（图 4），土壤EDTA-Cd含量及土壤Cd全量与小麦吸收Cd含量关系密切，无论是与茎叶Cd还是籽粒Cd都达到极显著的线性相关关系；HCl-Cd含量与小麦不同器官的吸Cd量间相关关系最差，仅与小麦茎叶Cd含量间达极显著线性相关，而与籽粒Cd间的相关性不显著；HNO3-Cd含量与小麦吸收Cd之间的关系介于二者之间，与小麦茎叶Cd含量及籽粒Cd间分别呈极显著和显著相关。
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| 图 4 土壤不同浸提Cd含量(EDTA-Cd、HNO3-Cd和HCl-Cd)及全量与小麦不同器官中Cd含量的相关性 Figure 4 Relationship between the Cd contents in different organs of wheat and different extractable Cd (EDTA-Cd, HNO3-Cd and HCl-Cd) or total Cd in soil |
分析研究表明，土壤EDTA-Cd含量及全Cd与小麦籽粒中Cd含量间的相关性最好，均达到极显著水平。将土壤EDTA-Cd含量及全Cd结合土壤主要基本理化性质与含量进行回归分析，并以《国家粮食卫生标准》GB 2715-2005中所规定的小麦Cd含量＜0.1 mg·kg-1来计算，回归方程及土壤临界含量列于表 4。可以看出，土壤EDTA-Cd含量可控制方程71.8%的变异，土壤Cd全量可控制方程71.9%的变异，当引入土壤pH后方程预测能力可分别提高到75.5%（方程2）和75.9%（方程5），但同时引入pH、阳离子交换量（CEC）、有机质（OM）等则对提高方程的预测能力不明显。
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将济源8组土壤-植株样品数据带入籽粒Cd预测方程2和方程5中（图 5），可以发现当土壤Cd全量达到0.760~1.13 mg·kg-1时，方程2和方程5预测的Cd含量与实测的Cd含量间一致性较好，预测值均在方程的2倍标准误差范围内，但随着土壤Cd含量的进一步提高，方程2和方程5的预测能力开始下降。当土壤Cd含量达到2.10~2.53 mg·kg-1时，由全量Cd结合pH在低Cd土壤含量（0.107~0.212 mg·kg-1）下建立的方程已经难以准确预测小麦籽粒Cd含量，相对而言，由EDTA-Cd结合pH在同等条件下建立的方程仍能较好地预测小麦籽粒Cd含量，但也开始与实测值出现偏离。
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| 图 5 预测Cd含量与实测Cd含量的关系 Figure 5 Relationship between predicted and measured Cd (a)、(b)分别代表利用土壤EDTA-Cd和全Cd结合土壤pH进行回归分析所得的籽粒Cd含量预测方程在高浓度下的验证结果; 图中虚线表示预测方程的2倍标准误差区间.下同. |
由于本次调查采样时间和点位有限，为了进一步验证方程的准确性，将已在“中国知网”发表的相关文献数据带入方程，但由于文献可用资料有限，方程2所需数据缺乏，因此仅将筛选出的刘克等[34]7种小麦产区土壤（pH＞7.5，0.106 mg·kg-1＜Cd＜1.15 mg·kg-1）-小麦数据和赵鲁等[35]土壤（7.7＜pH＜8，0.211 mg·kg-1＜Cd＜2.01 mg·kg-1）-小麦数据带入籽粒Cd含量预测方程5中进行验证（图 6），发现以方程预测的籽粒Cd含量与实测籽粒Cd含量存在一定差异。
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| 图 6 预测Cd全量与文献中实测Cd全量的关系 Figure 6 Relationship between predicted total Cd and measured Cd in literature |
综上所述，在pH≥7.5、土壤Cd含量范围为0.107~2.292 mg·kg-1条件下，方程2和方程5可以较好地预测小麦籽粒Cd含量，推荐以方程2和方程5计算出的土壤Cd含量0.671 mg·kg-1和1.02 mg·kg-1分别作为土壤EDTA-Cd和全Cd的临界含量。
3 讨论本研究中HCl（0.1 mol·L-1）、HNO3（0.43 mol·L-1）、EDTA（0.05 mol·L-1）对土壤有效Cd的浸提率分别为26.1%、60.0%和53.2%，均与土壤Cd全量呈极显著相关关系，其中土壤EDTA-Cd含量与全Cd含量相关系数最高（r=0.85）。该结果与易磊等[36]在潮土上得出EDTA（0.05 mol·L-1）浸提量为42%的浸提结果相近，但比李发生等[13]在河南潮土上得出的93.3%浸提率低，可能与李发生等添加重金属到土壤后未经老化而直接测定有关。
本文对土壤不同浸提Cd含量及全Cd与小麦Cd含量的相关系数（r）进行比较，发现土壤全Cd含量与小麦Cd含量的相关系数与EDTA-Cd和小麦Cd含量间的相关系数差别甚微，但均依次高于HNO3-Cd与小麦Cd含量的相关系数、HCl-Cd与小麦Cd含量的相关系数（图 4）。土壤全量与小麦吸收有很好的相关性，说明这些供试土壤中镉的来源比较相似。相关研究表明[37-38]，总量难以真实反映Cd在土壤中的生物可利用性和表征其污染危害性，且土壤全Cd含量与小麦Cd含量的相关系数与EDTA-Cd和小麦Cd含量的相关系数相差很小，土壤有效Cd浓度能够直接反映植物吸收与生态危害状况[4]。此外，当土壤性质差异比较大、土壤中镉来源不同（比如来自污水和矿渣）时，土壤可浸提镉（如EDTA-Cd）是较好的指标，因为EDTA可以消除高背景以及矿物中无效态镉对植物有效性的影响。所以在评价土壤重金属污染状况和确定土壤临界含量时，综合考虑土壤重金属总量和生物有效性更好[39-40]。
为了验证在土壤Cd含量较低条件下建立的方程对小麦籽粒Cd的预测性，将河南采样点数据代入对应方程进行检验（图 5），发现当河南土壤Cd全量不超过1.13 mg·kg-1时，由土壤EDTA-Cd和土壤全量Cd结合pH在低Cd土壤含量（0.107~0.212 mg·kg-1）下建立的方程能较好地预测小麦籽粒Cd含量。但以方程5预测的籽粒Cd含量与刘克等[34]和赵鲁等[35]实测籽粒Cd含量之间存在一定差异（图 6）。这除了可能与刘克、赵鲁等试验方式为盆栽、Cd为外源添加等因素有关外，还可能与所选用的小麦品种单一有关，因为籽粒中重金属含量的多少不仅与小麦从土壤中的吸收量有关，还与小麦品种将重金属从茎叶转移到籽粒的转移系数有关[41-42]。
4 结论（1）在本文所选用的3种浸提剂中，EDTA-Cd与植物吸收有很好的相关性，说明EDTA-Cd可以作为判定土壤Cd有效性的指标。
（2）利用EDTA-Cd或土壤全Cd结合土壤pH能够较好地预测小麦籽粒的镉吸收情况。
（3）土壤EDTA-Cd和土壤全Cd的限量值分别为0.671 mg·kg-1和1.02 mg·kg-1（pH=7.5，土壤Cd含量为0.107~2.29 mg·kg-1条件下）。
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