水稻土中外源Cd老化的動力學特征與老化因子

劉　彬，孫　聰，陳世寶*，張曉晴，宋文恩，李　寧（.中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室，北京 0008；.湖北民族學院，湖北 恩施 445000）

水稻土中外源Cd老化的動力學特征與老化因子

劉彬1，孫聰1，陳世寶1*，張曉晴2，宋文恩1，李寧1（1.中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室，北京 100081；2.湖北民族學院，湖北 恩施 445000）

選擇5種不同性質(zhì)的水稻土，通過外源添加制備了6個不同濃度梯度的Cd污染土壤，研究了外源Cd在幾種水稻土中的老化動力學特征與影響因子；同時利用盆栽實驗，結合Log-logistic分布模型，研究了5個不同老化時間（14、30、60、90和180d）與土壤中Cd對二種不同Cd敏感性水稻生長毒性的影響.結果表明，不同濃度外源Cd進入土壤后，0.05mol/L EDTA-2Na浸提的有效態(tài)Cd含量隨著老化時間的增加而逐漸下降；與14d處理相比，老化30d后土壤中有效態(tài)Cd降幅達21.5%（紅壤）～38.0%（黑土）；老化90d后，土壤中Cd進入慢反應階段. 基于二級動力學方程的擬合參數(shù)顯示，土壤中Cd的老化特征表現(xiàn)為有效態(tài)Cd含量在30～60d內(nèi)快速降低，隨后變化減緩，經(jīng)過90d的老化后，土壤中有效態(tài)Cd含量逐漸趨于平衡.基于老化動力學方程參數(shù)（C∞及K2）與土壤性質(zhì)間的相關性分析表明，土壤pH值是影響Cd有效態(tài)含量變化的主控因子，其次是土壤 CEC和OC含量.在不同性質(zhì)土壤中，隨著老化時間的增加，土壤中外源 Cd對水稻生長毒性的半抑制濃度（EC50）值顯著升高；與14d老化處理相比，經(jīng)過180d老化后土壤中Cd對水稻生長毒性的EC50增加72.1%～195.0%；在大于90d的長期老化過程中，土壤pH值對Cd老化過程的影響逐漸降低，而CEC的影響逐漸上升，盡管如此，土壤中Cd老化過程的主要影響因子仍然是土壤pH，而與測試的2種水稻品種無關.

Cd；老化因子；水稻；劑量-效應；預測模型

影響土壤中重金屬生物有效性的因素中，除生物因素（如不同生物物種、生育期、不同評價終點及生物適應性差異等）外，非生物因素（包括環(huán)境介質(zhì)條件、土壤性質(zhì)［1］、老化作用［2-3］、元素間的相互作用及伴隨陰離子等）也是其中主要影響因子.一般而言，不同形態(tài)外源金屬在進入土壤后，迅速完成固-液分配及膠體表面吸附，隨著時間的延長，逐漸完成由微孔擴散、表面沉淀-共沉淀（或共絮凝）所導致的固相包裹或晶格固定等老化過程，從而導致重金屬的生物有效性逐漸降低［4-6］.

目前，針對水稻土中鎘（Cd）的生態(tài)風險研究中，Cd在不同性質(zhì)水稻土中的形態(tài)轉化、不同測試物種對Cd吸收、轉化機理及其在食物鏈中的遷移風險研究等備受關注，而針對不同性質(zhì)水稻土中Cd的生態(tài)風險閾值研究相對較少.基于保護不同水平生態(tài)物種（如 HC5）而確定的污染土壤中重金屬的生態(tài)風險閾值是制（修）定土壤環(huán)境質(zhì)量標準的基本依據(jù). 我國現(xiàn)行的土壤質(zhì)量環(huán)境標準是20世紀90年代初期主要通過實驗室短期條件下基于外源添加重金屬獲得的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)而建立［7］，而研究表明，田間條件下，土壤中長期老化的重金屬與短期（通常為 14d）外源添加的土壤中重金屬的生物毒性存在著明顯的差異［3］，因此，短期盆栽實驗的結果往往高估了土壤重金屬的生態(tài)風險（數(shù)據(jù)待發(fā)表）. 本文選擇了我國5種不同性質(zhì)水稻土，在不同時間添加6個不同濃度水平的Cd，制備了5個不同老化時間的 Cd污染土壤，測定了 Cd對二種不同Cd敏感性水稻的生長毒性，結合Log-logistic分布模型，研究了Cd在不同性質(zhì)水稻土中的老化動力學特征及其對水稻生長毒性（EC50）的影響，同時對 Cd老化因子與水稻土性質(zhì)間的相關關系進行了分析，以期為不同老化時間土壤中 Cd的生態(tài)毒理評價提供參考.

1　材料與方法

1.1供試土壤及水稻

土壤：采集了我國5個不同水稻種植區(qū)的耕層（0～20cm）土樣（表 1）.經(jīng)過風干磨碎后過 2mm尼龍篩，測定土壤的基本理化性質(zhì). pH值和電導率在水土比為5：1的條件下振蕩1h，靜置30min后測定［8］；陽離子交換量使用非緩沖的硫脲銀方法測定［13］；有機碳含量以總碳與無機碳含量之差獲得［10］；土壤中非晶形鐵氧化物含量采用0.2mol/L C2H8N2O4·H2O（pH 3.2）溶液提取，液土比為 50：1，經(jīng)提取劑提取的非晶形鐵含量用ICP-OES測定［8］.土壤黏粒含量通過吸管法測定［8］.土壤中 Cd含量使用硝酸-氫氟酸微波消解后ICP-MS測定.從表1看，土壤pH值范圍為4.54～7.81，CEC為 6.36～28.81cmol+/kg，上述土壤性質(zhì)間的顯著差異為研究Cd在不同水稻土中老化效應提供了好的基礎條件.

表1　供試土壤的基本性質(zhì)Table 1　Selected soil properties of the tested soils

供試水稻：采用水稻品種為前期篩選［8］的Cd耐性強的湘早 X-45和敏感的特優(yōu)-167（T-167）水稻品種進行Cd毒性測試.

1.2土壤中外源Cd的老化處理

分別于2013年1月6日（老化時間：180d，下同）、4月6日（90d）、5月6日（60d）、6月6日（30d）、6月20（14d）取上述不同土壤1000g于塑料盆中，每種土壤根據(jù)預備實驗結果，添加6種不同Cd水平（0，0.6，1.2，2.4，4.8，7.2mg/kg），每個處理3個重復.外源Cd為分析純3CdSO4.8H2O溶液加入，根據(jù)不同土壤最大田間持水量（MWHC），將含有上述不同Cd濃度的溶液按照70%MWHC體積與土壤充分攪拌混勻后裝入PVC培養(yǎng)筒，以封口膜將 PVC口進行密封后在25℃溫室中培養(yǎng)，培養(yǎng)期間通過稱重法保持土壤70%MWHC持水量.

1.3水稻生長毒性測定

盆栽試驗：將上述不同 Cd老化時間的土壤裝盆，每盆裝土700g（風干土計），共計90盆.將上述二種水稻品種的幼苗培養(yǎng)到3葉1心（14d）時移栽到盆中，每盆種植3株水稻苗.為保證試驗過程水稻正常生長對養(yǎng)分的需求，在土壤中加入濃度為0.429g CO（NH2）2/kg土及0.420g KCl/kg土的營養(yǎng)液在生長過程中隨水澆灌到缽盆里.培養(yǎng)28d后，先用自來水將水稻苗完全洗凈，為去除黏附在苗上的Cd2+，用20mmol/L EDTA-2Na交換20min，然后用去離子水沖洗將幼苗分成地上部和根系兩部分，于烘箱105℃殺青30min，再80℃烘至恒重，測定地上部干重和根系干重及 Cd含量.

1.4土壤中Cd全量及EDTA-2Na浸提態(tài) Cd測定

采集不同Cd處理土壤樣品20g，將上述土壤樣品風干后研磨過100目篩，分別測定土壤中Cd全量和有效態(tài)Cd的含量.全量測定方法：稱取樣品0.50g，加入10mLHClO4-HNO3混酸（3：1） 1mL氫氟酸，于電熱板上消解，最后定容至 20mL，于電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀上（ICP-OES/MS）進行測定.有效態(tài)Cd含量測定：稱取樣品1.0g左右于50mL離心管，加入0.05mol/L EDTA-2Na溶液25mL，往復式振蕩2h，于4000r/min離心20min，取上清液經(jīng)孔徑為0.45μm的濾膜或濾紙過濾后進行Cd含量測定.

土壤中外源添加的EDTA浸提態(tài)Cd含量變化測定方法：

式中：Ct為第t d時土壤中外源EDTA浸提態(tài)Cd的含量，mg/kg；Cta為第 t d時各處理土樣中所測得的EDTA浸提態(tài)Cd含量，mg/kg；Cto為未添加重金屬的空白對照土樣中所測得的 EDTA浸提態(tài)Cd含量，mg/kg［12］.

1.5數(shù)據(jù)處理

不同水稻土中 Cd對水稻生長毒性的劑量-效應關系測定采用邏輯斯蒂克分布模型（Loglogistic distribution）進行擬合：logistic是目前應用最廣泛的分類模型之一，主要用來測定離散因變量與自變量之間的劑量-效應關系［13］，見式（1）：

式中：y為不同Cd處理水平土壤的水稻根、地上干重與對照處理的水稻根、地上干重的比值，即水稻脅迫反應產(chǎn)生的百分數(shù)（%），y0、b為擬合的參數(shù)，x為不同處理土壤中Cd的濃度值mg/kg；M 為ECx （這里x=50）的自然對數(shù)值.

若土壤中低濃度Cd對水稻生長產(chǎn)生刺激效應，則采用低劑量刺激效應擬合方程（Hormesis dose-response data fitting）進行毒性效應的擬合，通過Tablecurve 2D V5.01軟件進行測定，方程如下［14］：

式中：Y是水稻相對生物量，%，X是土壤Cd的濃度mg/kg，a，b，c，d是方程參數(shù).當k為50時，參數(shù)c定義為EC50.

本實驗所有試驗數(shù)據(jù)均采用 Excel和 SAS分析軟件（8.0.1）進行處理，利用Duncan法進行差異顯著性分析（顯著性水平P＜0.05）.

2　結果與討論

2.1外源Cd的老化過程特征與動力學模擬

基于0.05mol/L EDTA-2Na浸提的土壤中有效態(tài)Cd測定結果表明（圖1），相同土壤中，隨著外源Cd濃度的增加，土壤中EDTA浸提態(tài)Cd含量也增加，不同Cd添加濃度土壤中有效態(tài)Cd含量均隨著老化時間的增加而逐漸下降.不同 Cd添加濃度處理老化30d后，與14d處理相比，土壤中有效態(tài) Cd最大降幅分別為 21.5%（紅壤）、35.6%（水稻土）、37.1%（紫色土）、38.0%（黑土）及 27.2%（潮土）；而老化時間為 60d時，土壤中EDTA浸提態(tài)Cd與14d相比最大降幅分別達到47.8%、49.1%、51.2%、54.8%及48.3%.隨著老化時間進一步延長，土壤中Cd進入慢反應階段，在經(jīng)過180d的老化反應后，與老化90d土壤中有效態(tài)Cd含量相比，不同土壤中EDTA浸提態(tài)Cd分別下降12.4%～18.1%（紅壤）、11.2%～17.3%（水稻土）、11.0%～15.8%（紫色土）、6.3%～13.8%（紫色土）及 7.1%～17.9%（潮土）.從上述結果可以看出，不同土壤中有效態(tài)Cd在30d至60d內(nèi)快速下降，隨后變化減緩，在經(jīng)過90d的老化過程后，土壤中 EDTA浸提態(tài) Cd含量逐漸趨于平衡. 此外，土壤中Cd的老化速率也因Cd添加濃度的不同而有所差異，低濃度條件下（添加濃度≤2.4mg/kg），30d后，土壤中有效態(tài)Cd含量下降速率低于高濃度，說明高濃度 Cd在土壤中達到平衡的時間比低濃度時需要的時間長.外源金屬離子進入土壤后，離子初期的快速老化階段是由于土壤溶液和土壤膠體顆粒表面離子濃度差所驅(qū)動，而后期的慢速老化過程可能由金屬離子向土壤微孔隙滲透和擴散過程構成，這也決定了金屬離子形態(tài)分布速率逐漸減慢，直到體系中金屬離子在固-液相的分配達到平衡［15-16］.

目前，對土壤中重金屬老化進行動力學過程描述的模型通常有 5種［17-18］，即：拋物線模型、Elovich模型、雙常數(shù)模型、一階指數(shù)衰減函數(shù)和二級動力學模型.通過對這5種不同動力學模型模擬土壤中外源重金屬穩(wěn)定化過程的決定系數(shù)進行比較，發(fā)現(xiàn)二級動力學方程和一階指數(shù)衰減函數(shù)為最優(yōu)模型［12，18］.因此本研究采用二級動力學方程對不同土壤中Cd的老化特征進行參數(shù)擬合，方程式：

式中：Ct為時間t（d）時土壤中EDTA浸提態(tài)Cd測定值，mg/kg；C∞為時間 t（d）時外源 Cd有效態(tài)濃度，mg/kg，其值越大表示土壤對外源Cd固定量越低，反之固定量越高；k2表示二級動力學速率常數(shù)，kg·d/mg；表征外源Cd老化的快慢.

運用上述二級動力學方程對在土壤中外源Cd老化過程擬合參數(shù)（k2、C∞、R2）見表1. 通過方程擬合得到的平衡濃度C∞與老化180d后各處理土壤中有效態(tài) Cd濃度實測值基本一致，兩者相關系數(shù)均大于0.905（P＜0.01）.這說明經(jīng)過180d后，外源添加的 Cd基本達到了平衡.在同一種土壤中，隨著Cd添加濃度的增加k2值逐漸降低，表明外源 Cd老化的速率降低，所需要達到平衡的時間越長；而C∞卻隨著Cd含量的增大而升高，說明達到平衡狀態(tài)時外源 Cd有效態(tài)濃度越大，土壤對外源 Cd的固定量越低.土壤膠體表面存在兩種不同的吸附點位，即結合能高的點位和結合能低的點位.當土壤中重金屬濃度較低時，重金屬離子首先與土壤的高結合能點位結合，因結合能較高、吸附密度低及離子間的排斥力較小，所以在一定低濃度范圍內(nèi)的濃度變化基本不會導致吸附速率的變化；然而隨著重金屬的濃度升高，高結合能點位會呈現(xiàn)飽和狀態(tài)，重金屬離子開始被吸附在低結合能點位上，導致土壤膠體離子吸附密度加大，離子間排斥力增加，導致吸附速率隨初始濃度的增加而降低［19-21］.

土壤中重金屬的老化過程與不同土壤性質(zhì)具有很大關系［2］.利用相關性分析得到土壤主要性質(zhì)與k2、C∞的關系見表3.從表3看出，土壤的主要性質(zhì)pH值、CEC、OC（%）與外源EDTA浸提態(tài)Cd平衡濃度C∞呈負相關，而與速率常數(shù)k2呈正相關關系.在上述影響 Cd有效態(tài)變化的主控因子中，總體而言，土壤pH值的影響最為顯著，其次是土壤CEC和有機碳含量.本研究結果表明，在相同添加濃度處理條件下，土壤中 Cd有效態(tài)濃度隨著 pH值的升高而降低.pH值是土壤物理、化學性質(zhì)的綜合反映，當土壤pH值升高，土壤黏粒礦物和有機質(zhì)表面的負電荷增加，因而對Cd的吸附能力增強，增加了Cd濃度的活性；另外，土壤中有機質(zhì)-金屬絡合物及Cd在氧化物表面形成專性吸附的穩(wěn)定性隨著 pH值的升高而增大［22］.土壤陽離子交換量（CEC）是表征土壤吸附交換性陽離子能力的指標，土壤中 CEC增大，對陽離子的吸附能力增強，從而表現(xiàn)出對重金屬固持能力升高，這與本文中關于有效性 Cd隨著土壤CEC的增大而降低的結果是一致的.土壤有機質(zhì)對 Cd的有效態(tài)含量變化有一定的降低作用，這可能與有機質(zhì)中不同官能團對Cd的吸附作用及其絡合物的穩(wěn)定性大小有關.

圖1　不同土壤中EDTA浸提態(tài)Cd隨老化時間的變化Fig.1　Effect of aging time on the EDTA-extracted Cd in different kinds of soils.

表2　土壤中外源Cd老化二級動力學方程擬合參數(shù)及決定系數(shù)（R2）Table 2　The parameters and decision coefficient of the second-order equation for aging of Cd in soils

表3　土壤理化性質(zhì)與Cd老化動力學參數(shù)的相關系數(shù) （n=15）Table 3　Correlation coefficients between the soil physic-chemical properties and the dynamic parameters of Cd ageing in soils

2.2土壤中Cd的老化對水稻生長毒性的影響

基于Log-logistic模型的土壤中Cd對X-45水稻（基于篇幅限制T-167的圖沒有列出）生長毒性的劑量-效應關系及其擬合的半抑制濃度閾值（EC50）見圖2和表4.從圖2可以看出，隨著土壤中Cd濃度的升高，水稻生長受到明顯抑制作用，變現(xiàn)為縱坐標曲線的逐漸下滑.在吉林的黑土與河北的潮土中，短期老化（＜60d）的土壤中Cd在低濃度條件（＜2.4mg/kg）下對水稻生長表現(xiàn)出了一定的低劑量刺激作用，表現(xiàn)在模型擬合曲線的上升部分，與對照相比，上述2種土壤最大刺激效應分別達 125.3%和 120.4%.低劑量刺激效應的出現(xiàn)與反應程度受諸多因素影響，包括毒物產(chǎn)生毒害的環(huán)境介質(zhì)條件、測試物種的個體差異及測試終點等，產(chǎn)生刺激效應的機理可能與生物對毒物產(chǎn)生機體損傷的過度補償有關［23］.從圖2也可以看出，隨著老化時間的增加，產(chǎn)生相同脅迫效應（縱坐標的值）時，模型擬合曲線越往橫坐標右側，也即ECx的值增加（毒性降低）.

基于劑量-效應關系模型擬合的不同老化時間的不同土壤中Cd對水稻生長毒性的半抑制濃度值及其95%置信區(qū)間值結果表明（表4），土壤中Cd對水稻毒性與土壤性質(zhì)、水稻品種及老化時間有很大影響.在相同老化時間下，土壤中Cd對敏感性水稻（T-167）的EC50值總體低于耐Cd品種（X-45），也即表明在相同濃度條件下，Cd對T-167產(chǎn)生的生長毒性影響更大；在相同老化時間與水稻品種條件下，隨著土壤 pH值的增加，EC50值也隨之明顯增加，也即土壤中Cd的毒性降低；此外，隨著老化時間的增加，土壤中 EC50值也顯著升高，在5種不同土壤中，與14d老化處理相比，經(jīng)過180d老化后土壤中Cd毒性的EC50分別增加117.4%～195.0%（紅壤）、84.2%～185.4%（水稻土）、72.1%～174.5%（紫色土）、99.5%～127.2%（黑土）及105.8%～144.4%（潮土）.

2.3老化因子與土壤性質(zhì)的相關關系

將老化因子（AF）定義為不同老化時間的EC50相對于老化14d的比值.計算得到不同老化時間Cd對2種水稻生長毒性的老化因子（表5）及其與土壤性質(zhì)間的相關關系模型（表6）.從表5可以看出，不同土壤中，老化30，60，90，180d的老化因子范圍為0.97～1.46、1.04～1.82、1.70～2.71及1.72～2.85，土壤中 Cd對水稻生長毒性的老化因子隨著老化時間的增加而增加. 從相同水稻所測定的不同老化時間老化因子比較發(fā)現(xiàn)，總體而言，90d的老化因子比較短時間土壤Cd老化因子明顯增加，而180d的老化因子與90d間增加趨勢明顯變緩，說明土壤中 Cd的毒性間差異變化不大，這與前文土壤中 Cd有效態(tài)含量變化趨勢基本吻合.

圖2　土壤中外源Cd不同老化時間對X-45水稻生長毒性的劑量-效應曲線Fig.2　Dose-response curves of the phytotoxicity of added Cd to rice X-45with different aging time in soils

土壤中Cd的老化因子對不同老化時間的不同土壤中Cd的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)的歸一化具有重要意義［5，24-25］.對 5種具有明顯差異性質(zhì)的土壤中Cd老化因子及其與土壤性質(zhì)間的相關關系進行了回歸分析，得出基于土壤主控因子的不同老化時間的老化因子預測模型（表 6）.分析結果表明，土壤中Cd老化因子與土壤pH值和CEC、Org-C的呈正相關關系，基于上述三個主要因子的老化因子預測模型決定系數(shù)為0.607～0.946，達到極顯著水平（P＜0.01）.而通過對不同老化時間的老化因子預測模型發(fā)現(xiàn)，在長期老化中，土壤pH值對老化因子的影響逐漸下降，而CEC的影響逐漸上升，盡管如此，土壤pH值仍然是影響土壤中Cd老化的主要因子（表6），其次為土壤中CEC和OC，而土壤中Cd的老化因子與所測試的2種不同水稻品種無關.

表4　不同老化時間土壤中Cd對水稻生長的毒性閾值EC50及95%置信區(qū)間（mg/kg）Table 4　Effects of aging time on toxicity thresholds EC50（mg/kg） of added Cd to rice growth in soils

表5　基于水稻生長毒性EC50的不同土壤Cd的老化因子Table 5　Aging factors of Cd toxicity threshold （EC50） to rice growth in soils

表6　土壤中Cd的老化因子與土壤性質(zhì)之間的Pearson相關系數(shù)（n=15）Table 6　Pearson correlation coefficients between aging factors and main soil properties （n=15）

3　結論

3.1不同濃度外源 Cd進入土壤后，有效態(tài) Cd含量隨著老化時間的增加而逐漸下降. 在影響土壤 Cd有效態(tài)含量變化的主控因子中，主要為土壤pH值，其次是土壤CEC和OC含量.

3.2基于二級動力學方程的擬合結果表明，土壤中Cd的老化特征表現(xiàn)為有效態(tài)Cd含量在30d 至60d內(nèi)快速降低，隨后變化減緩，經(jīng)過90d的老化過程后，土壤中有效態(tài)Cd含量逐漸趨于平衡.

3.3基于劑量-效應關系模型擬合的不同老化時間土壤中Cd對水稻生長毒性的半抑制濃度值測定結果表明，土壤中 Cd對水稻生長毒性與土壤性質(zhì)、水稻品種及老化時間有很大影響；在相同土壤中，隨著老化時間的增加，EC50值顯著升高，Cd的毒性降低.

3.4在大于90d的長期老化中，土壤pH值對老化過程的影響逐漸降低，而CEC的影響逐漸上升，盡管如此，土壤pH值仍然是影響土壤中Cd老化的主要因子，而土壤中 Cd的老化因子變化與所測試的水稻品種無關.

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Dynamic characteristics and ageing factors of Cd added to paddy soils with various properties.

LIU Bin1，SUN Cong1，CHEN Shi-bao1*，ZHANG Xiao-qing2，SONG Wen-en1，LI Ning1（1.Key Laboratory of Plant Nutrition and Fertilizer，Ministry of Agriculture，Institute of Agricultural Resources and Regional Planning，Chinese Academy of Agricultural Sciences，Beijing 100081；2.Hubei University for Nationalities，Enshi 445000）.

China Environmental Science，2015，35（7）：2137～2145

To study the dynamic characteristics，aging factors and its’ influence factors of Cd added to paddy soil，five kinds of paddy soil with various properties were collected，the soils were artificially polluted by cadmium with 6 different addition levels. A pot experiment was performed to investigate the Cd phytotoxicity to the rice growth characterised with different sensitivity to Cd stress in paddy soils，meanwhile，the effect of five ageing times （i.e. 14d，30d，60d，90d and 180d） on the Cd phytotoxicity was investigated using Log-logistic dose-response distribution model. The results showed that the content of the 0.05mol/L EDTA-2Na extracted Cd decreased with the increasing of the aging time in all the soils，the maximum decrement of the 0.05mol/L EDTA-2Na extracted Cd ranged from 21.5% （for the red soil） to 38.0% （for the black soil） respectively，as compared with the treatment of 14d-incubation time. After aging for 90d，the adsorption of Cd in the soil solution reached the slow reaction stage. According to the fitting parameters of the two-order kinetics equation，the aging of Cd in soil was characterized with the extracted Cd content decreased fast in 30d to 60d stage，then the process became slow and reached the balance in the soil solution after 90d incubation. The analysis of the correlation between the kinetic equation parameters （C∞ and K2） and soil properties indicated that，soil pH was the main control factors affecting the fraction of bio-available Cd content in soils，followed by soil CEC and OC content. The 50%inhibiting concentration （EC50） of Cd toxicity to rice growth increased significantly （P＜0.05） with the aging time in soils，the EC50of the treatments with 180d ageing time increased 72.1% to 195.0% as compared with the treatments of 14d aging time. The effects of soil pH on the Cd aging processes decreased gradually，and the influence of CEC increased gradually in thelong-term ageing greater than the treatment of 90d，however，the key factor that affecting the Cd ageing process in the soil was still the soil pH，and no effect of the selected rice cultivars on the Cd ageing process was observed in the soils for this study.

cadmium；aging factors；rice cultivars；dose-response；predicted model

X53文獻識別碼：A

1000-6923（2015）07-2137-09

2014-12-25

國家自然科學基金（21077131，41271490）；湖北省自然科學基金（2014CFB622）

* 責任作者. 研究員，chenshibao@caas.cn

劉彬（1992-），女，河北衡水人，中國農(nóng)業(yè)科學院碩士研究生，主要從事土壤中重金屬的環(huán)境化學過程與污染控制研究.