地質(zhì)高背景農(nóng)田土壤中水稻對(duì)重金屬的富集特征及風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測(cè)

唐豆豆，袁旭音*，汪宜敏，季峻峰，文宇博，趙萬(wàn)伏

（1.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098；2.南京大學(xué)地球科學(xué)與工程學(xué)院，南京 210023）

重金屬含量是反映土壤環(huán)境質(zhì)量狀況的一個(gè)重要因素，對(duì)區(qū)域土地資源的合理開(kāi)發(fā)和利用有著重要意義[1]。土壤中重金屬主要有兩種來(lái)源：一是源自地質(zhì)背景，主要由于成土母質(zhì)本身重金屬含量高而導(dǎo)致土壤重金屬富集，如某些基性巖和超基性巖發(fā)育形成的土壤中Cr和Ni含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其他母質(zhì)發(fā)育的土壤[2]；二是源自人為活動(dòng)，主要是工業(yè)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和城市生活帶來(lái)的污染，如廢棄尾礦的排放、污水灌溉、大氣沉降及生活垃圾的焚燒和填埋等[3]。人為活動(dòng)帶來(lái)的重金屬大多為外源，且多以離子態(tài)形式存在，容易被植物直接吸收、富集[4]。自然成土過(guò)程中的重金屬，一般累積在土壤表層，雖然總量超標(biāo)，但生物有效性總體上較弱[5]。我國(guó)有27%的耕地用來(lái)種植水稻，是世界上最大的水稻生產(chǎn)國(guó)，而地質(zhì)高背景造成的土壤重金屬超標(biāo)狀況對(duì)水稻土壤的影響更為普遍，分析不同區(qū)域地質(zhì)高背景農(nóng)田中重金屬在土壤-水稻體系的遷移轉(zhuǎn)化對(duì)保障國(guó)民糧食安全生產(chǎn)有著重要的指導(dǎo)意義。

污染物的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)是以其生物有效性為基礎(chǔ)的，而土壤中重金屬的有效態(tài)往往是影響元素被作物吸收的主要因子，研究表明土壤重金屬有效態(tài)含量能夠較好地預(yù)測(cè)水稻子實(shí)中重金屬的含量[6-7]。不同重金屬元素在土壤-作物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律有著明顯差異[8]。As作為一種類(lèi)金屬元素，在土壤中主要以陰離子形式存在，隨著土壤pH的升高，As的解吸量增大，生物有效性增強(qiáng)[9]。朱姍姍等[10]的研究表明，土壤中Cd的遷移轉(zhuǎn)化受水稻根際作用的影響顯著，表現(xiàn)出高活性、高遷移性的特點(diǎn)，而Pb、Cu和Zn的生物有效性則較低，不易被水稻利用。Ni是一種親鐵元素，在土壤中多與鐵伴生，生物活性并不高，但受土壤中Ni含量升高，pH和CEC降低的影響，其遷移能力會(huì)明顯增強(qiáng)，并易于富集在作物新葉、子實(shí)等部位[11]。由于農(nóng)作物對(duì)重金屬的吸收、累積和再分布過(guò)程不僅受土壤重金屬含量的影響，也受土壤性質(zhì)，如pH、有機(jī)質(zhì)（OM）、陽(yáng)離子交換量（CEC）和鐵鋁氧化物等的影響[12]，因此考慮作物自身特性和土壤因子的經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?，可以很好地預(yù)測(cè)大田農(nóng)作物中重金屬的含量[13]。目前我國(guó)農(nóng)田土壤環(huán)境狀況不容樂(lè)觀，對(duì)人為重金屬污染農(nóng)田的研究已有較多[6-7，14]，但針對(duì)高背景地區(qū)農(nóng)田土壤和農(nóng)作物中重金屬的研究較為少見(jiàn)。

為了探討地質(zhì)高背景下重金屬在土壤和水稻中的累積特點(diǎn)，本文選取兩個(gè)不同高背景重金屬農(nóng)田區(qū)，對(duì)土壤和水稻子實(shí)中 As、Cd、Pb、Ni、Cu 和 Zn 的含量進(jìn)行分析，研究重金屬富集的特征差異及其主要影響因素，建立兩個(gè)地區(qū)水稻子實(shí)中重金屬含量的最優(yōu)經(jīng)驗(yàn)預(yù)測(cè)模型，以了解地質(zhì)高背景土壤重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，旨在為土壤的合理開(kāi)發(fā)利用和糧食的安全生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)背景

研究區(qū)分別位于浙江北部丘陵地區(qū)（東經(jīng)119°14′~119°53′，北緯 30°23′~30°53′）和廣西中部巖溶地區(qū)（東經(jīng) 109°07′~109°39′，北緯 23°15′~23°33′），研究區(qū)示意圖如圖1所示。調(diào)查資料顯示，與浙江[15]和廣西[16]土壤重金屬背景含量相比，兩個(gè)研究區(qū)均為典型的地質(zhì)高背景帶。浙江丘陵地區(qū)土壤呈酸性，由黑色巖系強(qiáng)烈的風(fēng)化作用形成；廣西巖溶地區(qū)土壤呈弱堿性，主要由碳酸鹽巖風(fēng)化成土作用形成，兩地區(qū)農(nóng)田土壤質(zhì)地均為粘壤土，常年種植水稻種類(lèi)為秈稻，區(qū)內(nèi)無(wú)發(fā)達(dá)工業(yè)，未見(jiàn)顯著的區(qū)域性人為污染，成土母質(zhì)帶來(lái)的高背景重金屬是農(nóng)田土壤超標(biāo)的主要成因。

1.2 樣品采集與前處理

于水稻收獲季節(jié)，在浙江研究區(qū)的水稻農(nóng)田中按網(wǎng)格（根據(jù)實(shí)際地形設(shè)定采樣密度基本為每平方千米1個(gè)）部署采樣點(diǎn)，采集配套樣品80組，即水稻子實(shí)和土壤表層（0~15 cm）樣品各80件；在廣西巖溶地區(qū)以同樣方法采集水稻子實(shí)和土壤表層（0~15 cm）配套樣品90組。土壤樣品自然風(fēng)干后除去石塊、碎屑等雜質(zhì)，研磨、過(guò)20目篩，儲(chǔ)存于紙質(zhì)樣品袋中，用于理化分析；樣品預(yù)處理前全部磨細(xì)至100目以下。水稻子實(shí)樣品脫粒后，去殼取糙米，用自來(lái)水沖洗干凈，10 mmol·L-1Na2-EDTA浸泡10 min，超純水沖洗兩遍后，置于烘箱中，70℃烘干至恒重，磨細(xì)至200目以下，儲(chǔ)存于紙質(zhì)樣品袋中用于化學(xué)分析。

1.3 樣品分析

土壤主要理化性質(zhì)參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[17]，測(cè)定方法如下：pH值采用玻璃電極法，水土比為2.5∶1；OM含量采用水合熱重鉻酸鉀氧化比色法；CEC采用乙酸銨交換-火焰光度測(cè)定；常量元素（Al、Fe、Ca、Mg、Ti、Mn）含量使用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP-AES）進(jìn)行分析，并換算為對(duì)應(yīng)的氧化物含量。

圖1 研究區(qū)示意圖Figure 1 Sketch map of the two studied areas

土壤和水稻子實(shí)樣品中元素含量分析均采用全消解的預(yù)處理方法[18]。土壤樣品在250℃下加入HFHClO4-HNO3（體積比=1∶2∶2）進(jìn)行消解，子實(shí)樣品在200℃下加HNO3-H2O2（體積比=2∶1）進(jìn)行消解，用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）測(cè)定 Cd、Pb、Ni、Cu 和Zn的含量；土壤As全量采用王水浸提-原子熒光光譜儀（AFS）測(cè)定，子實(shí)樣品As采用H2O2-HNO3高壓密閉消解法測(cè)定，分析過(guò)程所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，實(shí)驗(yàn)用水均為超純水。分析過(guò)程中設(shè)置3組平行，以國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GSS-2和GSV-2控制測(cè)定質(zhì)量，樣品回收率在95%以上。

絡(luò)合劑EDTA能夠與土壤中的金屬離子形成絡(luò)合物進(jìn)入提取液中，因此常被用來(lái)探討重金屬在土壤環(huán)境中的活性和生物有效性[19]。本研究參考Manouchehri等[20]研究中的EDTA浸提法來(lái)表示研究區(qū)農(nóng)田土壤中重金屬的有效態(tài)含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

依據(jù)浙江[15]和廣西[16]土壤重金屬背景含量，分別對(duì)兩個(gè)研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的超標(biāo)狀況進(jìn)行評(píng)價(jià)。超標(biāo)率為土壤樣本中元素含量超過(guò)背景值的樣本所占的百分比，平均超標(biāo)倍數(shù)為農(nóng)田土壤重金屬平均值與相應(yīng)背景值的比值。

實(shí)驗(yàn)所得數(shù)據(jù)均錄入Microsoft Office Excel 2016并進(jìn)行初步整理，采用CorelDRAW X7和Origin 9.0進(jìn)行圖形處理，方差比較分析、相關(guān)系數(shù)計(jì)算和多元線性逐步回歸分析使用SPSS 21.0完成。為了保持結(jié)果的一致性，將原始數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為lg（x+1）用以計(jì)算相關(guān)系數(shù)和逐步回歸分析[21]。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤基本理化性質(zhì)

兩個(gè)研究區(qū)農(nóng)田土壤的主要理化性質(zhì)見(jiàn)表1。由表可知，除鐵氧化物外，兩個(gè)研究區(qū)農(nóng)田土壤的理化性質(zhì)均存在顯著性差異。浙江丘陵研究區(qū)土壤pH值為5.84，與成土黑色巖系的酸性有關(guān)；廣西巖溶研究區(qū)土壤呈弱堿性（pH=7.65）。一般來(lái)說(shuō)，除As外，作物中的重金屬含量與土壤pH呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，但并不是單一的遞減關(guān)系[22]，還受其他土壤因子的影響。浙江研究區(qū)土壤OM和CEC分別為21.8 mg·g-1和11.9 cmol·kg-1，各類(lèi)氧化物含量也低于廣西研究區(qū)，可能是由于該地土壤粒徑較細(xì)，受到明顯的酸性巖風(fēng)化成土作用的影響[23]；廣西采樣區(qū)土壤OM、CEC含量較高，肥力更好，比較適宜作物的生長(zhǎng)[24]，碳酸鹽巖風(fēng)化成土作用是該地區(qū)的主要成土機(jī)制，鈣氧化物含量（2.03%）也明顯高于浙江研究區(qū)。土壤有機(jī)質(zhì)通常在重金屬的有效性和遷移性方面扮演著重要的角色，大分子的固相有機(jī)物會(huì)與土壤中的粘土礦物一起吸附重金屬，限制其移動(dòng)，減弱作物對(duì)重金屬元素的吸收[25]；土壤常量元素氧化物固體黏粒有著較大的比表面積，對(duì)重金屬有很強(qiáng)的吸附能力，因此土壤中粘性物質(zhì)占比大，也將減弱重金屬的生物有效性，且作用最為強(qiáng)烈[5]。由此可見(jiàn)，不同研究地區(qū)土壤理化性質(zhì)對(duì)重金屬的生物活性和遷移性有著重要作用，進(jìn)而會(huì)影響水稻作物對(duì)重金屬的吸收和富集能力。

表1 研究區(qū)土壤的主要理化性質(zhì)Table 1 Major physicochemical properties of soils from studied areas

2.2 研究區(qū)土壤重金屬含量的特征

兩個(gè)研究區(qū)土壤樣品中6種重金屬含量如表2所示，依據(jù)浙江[15]和廣西[16]土壤重金屬背景含量計(jì)算超標(biāo)狀況。結(jié)果表明，在浙江研究區(qū)的80個(gè)農(nóng)田土壤樣本中，重金屬超標(biāo)率大小為Cd>Cu>Zn>As>Ni>Pb，除Pb外，其他元素的超標(biāo)率均高達(dá)80%以上；廣西研究區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的超標(biāo)率次序?yàn)镻b>Cu>Cd>Zn>As>Ni，6種元素的超標(biāo)率全部大于75%。范允慧等[15]的研究也指出，浙江省部分地區(qū)土壤Sn、As、Hg和Cd元素位于全國(guó)的高背景帶。本研究數(shù)據(jù)表明，這兩個(gè)研究區(qū)多數(shù)土壤樣本重金屬含量都高于對(duì)應(yīng)的背景含量，是典型的地質(zhì)高背景區(qū)域，但由于成土母巖、大地構(gòu)造位置等不同，浙江研究地區(qū)和廣西研究地區(qū)富集的元素組合有所不同。

為更準(zhǔn)確地了解地質(zhì)高背景帶來(lái)的重金屬超標(biāo)狀況，除了考慮元素的樣本超標(biāo)率，還需要參考樣本元素的平均超標(biāo)倍數(shù)。對(duì)浙江土壤樣本而言，元素超標(biāo)倍數(shù)大小順序?yàn)?Cd、As、Cu、Zn、Ni和 Pb，結(jié)合上面的超標(biāo)率可知，Cd為該地區(qū)的首要初始污染性和豐富性元素；土壤As含量超標(biāo)的樣本百分比雖然只排第四位，但其平均超標(biāo)倍數(shù)位列第二，也需要重點(diǎn)關(guān)注；雖然80%的土壤樣本中Ni含量都超標(biāo)，但超標(biāo)倍數(shù)較低；Pb在該地區(qū)的污染狀況最輕。廣西研究區(qū)土壤樣本中元素的超標(biāo)倍數(shù)大小次序?yàn)镻b、As、Cd、Zn、Ni和Cu，與浙江研究區(qū)不同，該區(qū)域的首要初始污染性和豐富性元素為Pb；土壤As含量超標(biāo)的樣本數(shù)雖然相對(duì)較少，但超標(biāo)倍數(shù)高達(dá)2.99，與之相似的還有Cd，這兩種元素也是該區(qū)域需要重點(diǎn)關(guān)注的污染物；Ni在該區(qū)域的污染狀況最輕。

雖然地質(zhì)異常區(qū)土壤重金屬元素普遍超標(biāo)，但兩個(gè)研究區(qū)土壤重金屬富集情況有所不同，與各自的成土母巖和風(fēng)化機(jī)制有關(guān)。受酸性黑色巖系風(fēng)化成土作用影響，土壤As、Cd在浙江省部分地區(qū)處于全國(guó)的高背景帶[15]；而碳酸鹽系石灰?guī)r發(fā)育而來(lái)的土壤中Pb、Cd和As的含量則較高[26]。同時(shí)，受兩個(gè)研究區(qū)土壤理化性質(zhì)差異的影響，除As外，廣西研究區(qū)農(nóng)田土壤中有效態(tài)重金屬含量通常低于浙江研究區(qū)。

表2 研究區(qū)土壤重金屬含量Table 2 Heavy metal concentrations in soils from studied areas

2.3 水稻子實(shí)重金屬含量的特征

本研究分析了浙江和廣西兩個(gè)研究地區(qū)水稻子實(shí)中重金屬含量，并與中華人民共和國(guó)食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)（GB2762—2012）中的限值進(jìn)行比較（表3）。從表中可以看出不同研究區(qū)水稻子實(shí)中As、Cd和Pb含量具有顯著性差異，Ni、Cu和Zn含量差異則不明顯。在浙江研究區(qū)，作為土壤首要污染元素的Cd在水稻子實(shí)樣品中含量為（0.34±0.47）mg·kg-1，僅次于作物必需元素Zn和Cu；As雖然在土壤中超標(biāo)狀況嚴(yán)重，但在子實(shí)中的含量最低，只有（0.06±0.03）mg·kg-1。在廣西研究區(qū)，土壤中超標(biāo)狀況最為嚴(yán)重的Pb、Cd和As三種重金屬在水稻子實(shí)中的含量水平則處于后三位，分別為（0.04±0.02）、（0.07±0.08）mg·kg-1和（0.23±0.07）mg·kg-1。與標(biāo)準(zhǔn)限值相比，除浙江研究區(qū)的Cd外，其他水稻子實(shí)樣品中的重金屬元素均未超標(biāo)。這種水稻子實(shí)與土壤重金屬含量間的巨大差異主要與兩個(gè)研究區(qū)元素主要來(lái)源于地質(zhì)母巖有關(guān)，成土母質(zhì)殘留的重金屬在土壤中以相對(duì)穩(wěn)定的形態(tài)存在，生物有效性較弱[5]。

為了解重金屬在農(nóng)田土壤-水稻系統(tǒng)中的遷移富集情況，計(jì)算了生物富集因子BAF（BAF=水稻子實(shí)重金屬含量/表層土重金屬含量）。BAF是一個(gè)無(wú)量綱的數(shù)值，用以定量分析作物對(duì)土壤重金屬的生物富集效應(yīng)[27]。每種重金屬的BAF統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果如圖2所示。兩地區(qū)土壤As、Cd、Pb和Ni的遷移和富集有顯著性差異，這與土壤性質(zhì)的不同有關(guān)。從土壤酸堿度來(lái)看，浙江研究區(qū)的酸性土壤環(huán)境有利于Cd的溶出，生物活性明顯高于廣西研究區(qū)，因此子實(shí)中富集較多；而在廣西研究區(qū)，弱堿性的土壤環(huán)境有利于以陰離子形式存在的As的解吸，因此As的BAF高于浙江地區(qū)。從土壤OM和CEC來(lái)看，較高的有機(jī)質(zhì)和CEC使土壤吸附和保持Cd的能力增強(qiáng)[26]，也更加減弱了廣西研究區(qū)土壤中Cd的生物有效性。從土壤礦物組成來(lái)看，土壤中的鐵錳氧化物通過(guò)共價(jià)鍵或配位鍵將Pb結(jié)合在固體表面，使得本就難以溶解和遷移的Pb變得更加穩(wěn)定[26]，在廣西研究區(qū)表現(xiàn)尤為顯著；碳酸鹽含量高能夠增大Ni的潛在可利用性[28]，因而廣西研究區(qū)土壤中Ni在水稻中的累積高于浙江研究區(qū)。作為植物必需微量元素的Cu和Zn在兩個(gè)研究區(qū)的遷移能力則基本一致，都處于較高水平。

圖2 研究區(qū)水稻重金屬生物富集因子Figure 2 Bioaccumulation factors of heavy metals in rice grains of studied areas

與人為污染“外源”重金屬不同，地質(zhì)高背景“內(nèi)源”重金屬的生物有效性顯著降低。表4是基于文獻(xiàn)的不同來(lái)源農(nóng)田土壤重金屬的生物富集因子比較，從中可以看出，由成土母巖發(fā)育而來(lái)的高背景農(nóng)田土壤雖然重金屬含量較高，但其生物富集因子都明顯低于人類(lèi)活動(dòng)帶來(lái)的重金屬，表現(xiàn)出較低的生物有效性，這也是兩個(gè)研究區(qū)多數(shù)水稻子實(shí)沒(méi)有表現(xiàn)出重金屬含量超出國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)限值的主要原因。人類(lèi)活動(dòng)引入的“外源”重金屬大都在土壤中不太穩(wěn)定，有著較高的生物有效性；而本研究中的高背景重金屬主要是成土母巖風(fēng)化發(fā)育帶來(lái)的“內(nèi)源”重金屬，穩(wěn)定性較強(qiáng)，不容易被植物吸收利用[8]。值得注意的是，浙江農(nóng)田土壤中Cd雖然源自黑色巖系母巖，仍表現(xiàn)出稍高的生物有效性，這可能與該地區(qū)土壤中作物必需元素鈣的含量偏低，土壤呈現(xiàn)弱酸性有關(guān)。前人的研究表明，礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)元素會(huì)影響作物對(duì)Cd的吸收和富集，介質(zhì)中較高含量的必需元素（如Ca、Fe和Zn）能夠顯著降低作物對(duì)Cd的吸收速率，而當(dāng)介質(zhì)中缺乏這些礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)元素時(shí)，Cd由于具有與之相似的水合半徑等物化性質(zhì)，會(huì)通過(guò)Ca等礦質(zhì)養(yǎng)分元素的載體蛋白被主動(dòng)運(yùn)輸進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)[31]。

表3 水稻子實(shí)中6種元素標(biāo)準(zhǔn)限量及研究區(qū)水稻子實(shí)重金屬含量（mg·kg-1）Table 3 Limited concentrations of the six elements in rice grains and heavy metal concentrations in rice grains from studied areas（mg·kg-1）

2.4 水稻子實(shí)重金屬含量與土壤性質(zhì)和有效態(tài)重金屬的相關(guān)性

表5描述了兩個(gè)研究區(qū)水稻子實(shí)重金屬含量與土壤理化參數(shù)和有效態(tài)重金屬的相關(guān)系數(shù)。結(jié)果表明，只有兩個(gè)地區(qū)子實(shí)As和廣西研究區(qū)水稻子實(shí)Zn含量與土壤pH呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)或負(fù)相關(guān)（P<0.01），同時(shí)，也只有浙江研究區(qū)子實(shí)Pb與土壤OM在P<0.05水平上表現(xiàn)出顯著相關(guān)。雖然有研究指出土壤pH和OM是重金屬生物有效性的主要影響因子[14]，但顯然不同來(lái)源和成因的重金屬存在差異，地質(zhì)背景形成的土壤高含量重金屬穩(wěn)定性較強(qiáng)，緩解了pH降低引起的重金屬溶解效應(yīng)；土壤中大分子固相有機(jī)質(zhì)能夠限制金屬離子的遷移[25]，但在水稻生長(zhǎng)過(guò)程中根系也會(huì)分泌小分子有機(jī)酸，促進(jìn)根系吸收重金屬[32]，因此表現(xiàn)出或正或負(fù)的相關(guān)性。常量元素氧化物是土壤礦物和黏粒的重要組成部分，對(duì)重金屬起到吸附固著作用，限制金屬離子的遷移，對(duì)子實(shí)重金屬累積表現(xiàn)出負(fù)的相關(guān)關(guān)系；在地質(zhì)高背景土壤中，重金屬與礦物的結(jié)合更加緊密，如在石灰性土壤中，重金屬可以形成一些碳酸鹽礦物，反而比與黏土結(jié)合的重金屬容易遷移[33]。從表5也可以看出，兩個(gè)研究區(qū)水稻子實(shí)重金屬含量與土壤有效態(tài)重金屬呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，表明土壤中有效態(tài)重金屬對(duì)子實(shí)中重金屬富集有關(guān)鍵影響；但浙江研究區(qū)的活性重金屬對(duì)水稻子實(shí)的富集影響更顯著，顯然與其土壤性質(zhì)有關(guān)[34]。

2.5 水稻子實(shí)中重金屬含量的預(yù)測(cè)

在不同土壤背景下，水稻子實(shí)對(duì)重金屬的富集程度有所不同，本文以農(nóng)田土壤EDTA提取態(tài)重金屬為基礎(chǔ)，結(jié)合土壤基本理化性質(zhì)，進(jìn)行多元逐步線性回歸，建立兩個(gè)不同地質(zhì)高背景地區(qū)農(nóng)田中水稻子實(shí)重金屬含量的最優(yōu)經(jīng)驗(yàn)預(yù)測(cè)模型，見(jiàn)表6。

表4 不同來(lái)源研究區(qū)土壤重金屬生物富集因子Table 4 Bioaccumulation factors of heavy metals in studied area soils from different pollution sources

表5 水稻子實(shí)重金屬含量與土壤性質(zhì)和有效態(tài)重金屬的相關(guān)系數(shù)Table 5 Correlations coefficients of heavy metal concentrations in rice grains with various soil properties and bioavailable fractions of heavy metal

前人研究表明，野外采樣條件下干擾因子諸多，回歸模型對(duì)水稻子實(shí)重金屬含量的預(yù)測(cè)能力普遍沒(méi)有實(shí)驗(yàn)室控制條件下的好[35]。我們的數(shù)據(jù)也證實(shí)了這一結(jié)果，回歸方程的預(yù)測(cè)能力R2介于0.467和0.688之間，但這也是比較好的預(yù)測(cè)結(jié)果。在浙江研究區(qū)，水稻子實(shí)重金屬含量都可以用土壤有效態(tài)重金屬和pH或OM進(jìn)行有效預(yù)測(cè)，受土壤常量元素氧化物的影響則較小，表明土壤pH和OM在地質(zhì)高背景地區(qū)對(duì)子實(shí)重金屬的富集有一定影響。在廣西研究區(qū)，水稻子實(shí)樣品中重金屬含量都可以用土壤有效態(tài)重金屬、pH、OM以及常量元素氧化物，特別是CaO進(jìn)行有效預(yù)測(cè)?？傮w來(lái)看，基于土壤有效態(tài)重金屬的預(yù)測(cè)模型對(duì)浙江研究區(qū)子實(shí)重金屬含量的預(yù)測(cè)性更好，這與活性態(tài)重金屬和土壤性質(zhì)都有關(guān)聯(lián)。從不同重金屬元素來(lái)看，兩個(gè)研究區(qū)子實(shí)As和Zn都只受對(duì)應(yīng)的土壤有效態(tài)含量和pH、OM的影響，子實(shí)中Cd、Ni和Cu則受相應(yīng)的土壤有效態(tài)含量以及土壤化學(xué)組分的影響。這些結(jié)果表明，土壤中有效態(tài)重金屬是影響水稻吸收累積重金屬元素的關(guān)鍵因子，而土壤理化性質(zhì)對(duì)重金屬累積也有較大影響。

3 結(jié)論

（1）地質(zhì)高背景使農(nóng)田土壤重金屬普遍超標(biāo)，不同成土母質(zhì)和風(fēng)化作用導(dǎo)致的土壤富集元素也不同。浙江研究區(qū)土壤主要是Cd和As超標(biāo)，廣西研究區(qū)Pb、As和Cd的超標(biāo)較為嚴(yán)重，但土壤有效態(tài)重金屬含量均較低。

（2）兩個(gè)研究區(qū)土壤中嚴(yán)重超標(biāo)的重金屬有效態(tài)含量和生物富集因子普遍偏低，在水稻中富集含量較少，只有浙江研究區(qū)水稻子實(shí)Cd含量超標(biāo)，而不同重金屬富集程度的差異明顯受到土壤性質(zhì)和重金屬內(nèi)在性質(zhì)的影響，地質(zhì)高背景農(nóng)田中重金屬的生物有效性明顯低于人為污染的農(nóng)田。

（3）土壤有效態(tài)重金屬含量、pH、OM和CaO是影響水稻子實(shí)重金屬累積的主要因子。在浙江的酸性土壤環(huán)境中，子實(shí)重金屬含量的經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ皖A(yù)測(cè)性較好，而土壤中不同金屬由于賦存條件的不同其預(yù)測(cè)效果也存在差異。

表6 水稻子實(shí)重金屬含量多元逐步回歸預(yù)測(cè)方程Table 6 Stepwise multiple linear regression equations for predicting metal concentrations in rice grains from studied areas

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