水稻土鎘形態(tài)分布特征及其生物效應(yīng)研究

喻華，秦魚(yú)生，陳琨，曾祥忠，張焱，李麗君，涂仕華*

(1.四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，四川成都610066;2.重慶市長(zhǎng)壽區(qū)農(nóng)業(yè)委員會(huì)，重慶長(zhǎng)壽400221;3.大英縣農(nóng)業(yè)局，四川大英629300)

水稻土鎘形態(tài)分布特征及其生物效應(yīng)研究

喻華1，秦魚(yú)生1，陳琨1，曾祥忠1，張焱2，李麗君3，涂仕華1*

(1.四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，四川成都610066;2.重慶市長(zhǎng)壽區(qū)農(nóng)業(yè)委員會(huì)，重慶長(zhǎng)壽400221;3.大英縣農(nóng)業(yè)局，四川大英629300)

作物籽粒中鎘來(lái)源于土壤，土壤中鎘形態(tài)的含量與作物吸收量密切相關(guān)。本文旨在找出作物籽粒中鎘與土壤鎘形態(tài)之間的相關(guān)性，探究小麥/水稻籽粒中鎘的來(lái)源，為阻斷鎘吸收提供理論依據(jù)。采用調(diào)查采樣方法，對(duì)成都平原鎘污染區(qū)沖積性水稻土耕作層土壤鎘形態(tài)及對(duì)應(yīng)的作物秸稈和籽粒鎘含量進(jìn)行了測(cè)試分析，研究鎘超標(biāo)水稻土不同形態(tài)鎘的分布特征及其生物效應(yīng)。結(jié)果表明:水稻土不同形態(tài)鎘的平均含量高低排序?yàn)?鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞殘留態(tài)＞水溶交換態(tài)＞有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)，各形態(tài)分布極不均衡，生物可利用形態(tài)所占比例較大。鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鎘與土壤pH值呈極顯著正相關(guān)(r=0.712＊＊，P＜0.01)。小麥、水稻籽粒與秸稈中鎘含量均呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.854＊＊(P＜0.01)和0.872＊＊(P＜0.01)。小麥秸稈和籽粒中鎘含量與土壤中水溶交換態(tài)鎘呈極顯著正相關(guān)(r=0.677＊＊和0.867＊＊，P＜0.01)，與其他形態(tài)相關(guān)性不顯著;水稻籽粒中鎘含量?jī)H與土壤中水溶態(tài)鎘含量呈顯著正相關(guān)(r=0.573*，P＜0.05)，與其他形態(tài)相關(guān)性不顯著。鎘污染區(qū)水稻土種植水稻和小麥農(nóng)產(chǎn)品的鎘含量超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)較大。

水稻土;鎘形態(tài);水稻;小麥

近年來(lái)，鎘因其高致毒性而成為環(huán)境領(lǐng)域研究的焦點(diǎn)。自然土壤中鎘含量很低，且形態(tài)多以化合態(tài)存在，未受到污染時(shí)一般不會(huì)影響人體健康。隨著工業(yè)及采礦業(yè)的發(fā)展，隨之而來(lái)的鎘污染也越來(lái)越嚴(yán)重。據(jù)統(tǒng)計(jì)，全球每年向環(huán)境中排放鎘總量達(dá)到3萬(wàn)t，其中約85%進(jìn)入土壤，經(jīng)過(guò)農(nóng)作物生物富集作用，進(jìn)入食品中［1］。在食物鏈的生物放大作用下，最后富集在人體內(nèi)，造成對(duì)人體的慢性毒害。

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的鎘集中分布在0～20 cm耕層土壤中，主要通過(guò)水在土壤中遷移，隨著土層深度的增加則顯著減少［2］。土壤中總鎘含量往往只能表征其在土壤中的存在量，而植物對(duì)鎘的吸收富集取決于有效量而非全量［3］，其污染程度以及對(duì)農(nóng)作物生長(zhǎng)的危害除了與土壤性質(zhì)、栽培技術(shù)及總鎘含量有關(guān)以外，更主要取決于土壤中賦存的形態(tài)［4］。不同的形態(tài)決定了鎘的遷移率和生物利用率，因而產(chǎn)生不同的環(huán)境效應(yīng)。鎘在土壤中的形態(tài)按其結(jié)合方式主要分為水溶交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)［5］。各形態(tài)在不同類型土壤中的分布極不均衡。當(dāng)土壤條件發(fā)生改變時(shí)，各形態(tài)之間又是相互遷移轉(zhuǎn)化的，而轉(zhuǎn)化能力也取決于鎘的存在形態(tài)［6］。馬玲［1］等研究發(fā)現(xiàn)潮土和黃棕壤中離子態(tài)鎘比例最大。邵麗群［7］、張秋芳［8］、陳建斌［9］等研究了添加改良劑和有機(jī)物料可降低潮土和紅壤交換態(tài)鎘含量。陜紅［10］等對(duì)石灰性潮土和紅壤研究表明有機(jī)物料可使鎘由低活性態(tài)向交換態(tài)轉(zhuǎn)化。

常用植物吸收量與土壤金屬各形態(tài)組分的相關(guān)分析研究金屬元素的生物有效性［10］。鎘的生物有效性與形態(tài)分配密切相關(guān)［11］。大量研究顯示［12－15］，水溶交換態(tài)鎘是危害生物體的主要給源，與作物具有良好的相關(guān)性?？讘c新［4］等指出:糙米中鎘含量與土壤交換態(tài)鎘含量有關(guān)。然而，在成都平原水旱輪作水稻土中鎘形態(tài)的分布特征及水溶交換態(tài)鎘的生物效應(yīng)，報(bào)道甚少。因此，研究成都平原水旱輪作水稻土中鎘的不同形態(tài)及其分布以及與主要農(nóng)作物吸收的相關(guān)性，深入了解目前鎘在水稻土中的存在形態(tài)及作物效應(yīng)，為找出鎘的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律提供數(shù)據(jù)基礎(chǔ)。同時(shí)，根據(jù)鎘分布特征可以預(yù)測(cè)水稻土中鎘的活動(dòng)性和生物可利用性，間接地評(píng)價(jià)鎘的環(huán)境效應(yīng)，合理利用鎘污染土壤，為該區(qū)域鎘超標(biāo)稻田的清潔生產(chǎn)和可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)土壤采自成都平原鎘污染區(qū)域的稻田，土壤類型為沖積水稻土，質(zhì)地以粉砂壤土為主，種植制度為水稻－小麥水旱兩季輪作。土樣采自耕層0～20 cm，多點(diǎn)混合后風(fēng)干、制備成60和100目土樣，測(cè)定土壤鎘形態(tài)和總鎘。采用GPS定位法，分別在小麥和水稻成熟期采集與土壤樣品相對(duì)應(yīng)田塊位置的地上部分樣品(秸稈和籽粒)，65℃烘干粉碎，分別測(cè)定鎘含量。

1.2 測(cè)試方法

土壤pH采用1.0∶2.5的土水比，酸度計(jì)(型號(hào)pHS-4C+)測(cè)定;土壤鎘形態(tài)采用Tessier(1979)［5］五步連續(xù)提取法測(cè)定水溶交換態(tài)鎘(EX)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘(CAB)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鎘(O-FeMn)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)鎘(OM)、殘留態(tài)鎘(RE);總鎘按照GB/T17141-1997方法消解，石墨爐原子吸收光譜儀(nov400德國(guó)耶拿)測(cè)定。植株采用4∶1(硝酸:高氯酸)優(yōu)級(jí)純混酸消解，石墨爐原子吸收光譜儀測(cè)定。

表1 采樣點(diǎn)土壤基本性狀和鎘形態(tài)含量Table 1 Basic characters of soil and the content of Cd

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel2007和DPSv7.05進(jìn)行相關(guān)計(jì)算和統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻土不同形態(tài)鎘分布特征

研究區(qū)域采樣點(diǎn)的土層厚度差異大，為25～65 cm，土樣質(zhì)地以為粉砂壤土為主，pH介于6.28～7.58，多為中性土。土壤總鎘含量范圍為0.286～1.045 mg·kg－1，平均值0.64 mg·kg－1。與我國(guó)大部分農(nóng)田土壤污染程度相似［14］，多數(shù)樣點(diǎn)屬于輕度污染。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618-1995)，從土壤無(wú)機(jī)污染物的環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)來(lái)看，pH6.5～7.5的土壤鎘含量超標(biāo)率達(dá)92.3%，其中14號(hào)土樣已達(dá)到二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限量臨界值。20世紀(jì)80年代姚延伸等對(duì)川西平原沖積性水稻土152個(gè)樣品化學(xué)元素背景值調(diào)查得出，鎘含量范圍僅為0.06～0.436 mg·kg－1［］，且分布極不均衡。與該區(qū)域土壤重金屬元素背景值相比，30多年后土壤總鎘含量大幅增加，鎘累積效應(yīng)極為明顯。因此，該區(qū)域水稻土鎘污染應(yīng)主要?dú)w因于后期的人為污染，即可能主要來(lái)自于為生產(chǎn)農(nóng)產(chǎn)品而投入所帶入的鎘、周邊大氣鎘污染物沉降和含鎘廢水灌溉等［15］。從表1中看，4和6號(hào)土樣中水溶交換態(tài)含量很高，而殘留態(tài)較少，原因可能是新近污染的土壤，由于農(nóng)事操作中肥料帶入部分可溶性鎘，外源鎘一旦進(jìn)入土壤后隨即被吸附，進(jìn)而轉(zhuǎn)變?yōu)槠渌螒B(tài)［16］;也可能與施肥帶入的鹽基離子使鎘活化，導(dǎo)致有效態(tài)含量增加有關(guān)［17］。

土壤中鎘總量和賦存形態(tài)及其比例關(guān)系共同揭示了土壤中鎘的形態(tài)轉(zhuǎn)化及其有效性的變化，對(duì)于掌握鎘在土壤中的化學(xué)行為和生物效應(yīng)極其重要。從表2中分布百分率看，研究區(qū)域土壤鎘形態(tài)分布百分比變化較大，各形態(tài)順序大致為:鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(O-FeMn)＞殘留態(tài)(RE)＞水溶交換態(tài)(EX)＞有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)(OM)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAB)，與徐衛(wèi)紅［18］、郝漢舟［19］、馬玲［1］等的形態(tài)分布研究結(jié)果各不相同，可能是因?yàn)槌啥计皆就僚c灰棕紫泥、黃淮平原以及潮土、黃棕壤土土壤類型不同，土壤理化性質(zhì)差異極大，導(dǎo)致各形態(tài)鎘分布迥異。受人為因素的影響，同一土壤類型的各形態(tài)分布差異也很大。隨著時(shí)間的推移，鎘總量和各形態(tài)所占比例與十年前王昌全［20］等的研究結(jié)果差異較大，總量上污染程度加重，水溶交換態(tài)比例大幅提高。

表2 水旱輪作水稻土鎘各形態(tài)分布Table 2 Distribution of different form Cd in rotation of paddy soil(%)

表3 土壤pH值與鎘形態(tài)間的相關(guān)系數(shù)Table 3 Correlation coefficient between pH and the form of Cd in soil

該區(qū)域種植制度以水稻/小麥水旱輪作為主，土壤干濕交替頻繁，鎘形態(tài)分布表明，該類型土壤鎘主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)存在(表2)。鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)易受pH值和氧化還原電位的影響，氧化錳結(jié)合態(tài)鎘將隨活性錳的還原被釋放出來(lái)，并向交換態(tài)鎘轉(zhuǎn)化，提高其生物有效性［9］。因此，這部分鎘具有潛在危險(xiǎn)性。而殘留態(tài)主要存在于土壤結(jié)構(gòu)的晶格中，很難被釋放，生物有效性極低。研究區(qū)大部分樣品的有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)僅占總鎘的3%左右，由于受到有機(jī)質(zhì)強(qiáng)烈的吸附作用，該形態(tài)比例相對(duì)穩(wěn)定。水溶交換態(tài)變幅較大，因其與pH值密切相關(guān)。當(dāng)pH值接近或大于7時(shí)，水溶交換態(tài)鎘所占比例低于10.00%;pH值低于6.5時(shí)所占比例大多接近20.00%，最高達(dá)到69.15%。該形態(tài)鎘活性最強(qiáng)，可直接被農(nóng)作物吸收，且對(duì)環(huán)境變化敏感，易于遷移轉(zhuǎn)化，是重金屬污染的主要形態(tài)［］，對(duì)食物鏈安全的威脅也最顯著。研究區(qū)域土壤pH大多呈中性，土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘所占比例非常小，這與其他碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量較高的污染區(qū)的情況不同［］，由土壤pH變化所能釋放的碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘較少。作物能直接或者較直接利用的重金屬形態(tài)主要是水溶交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，通常用生物可利用性系數(shù)k值來(lái)表示直接或較直接利用的土壤中重金屬含量的比值。

式中，k值可以綜合反映鎘在土壤中的解吸能力，k值越大，土壤對(duì)外源鎘的解吸能力越強(qiáng)，對(duì)植物系統(tǒng)、土壤生物和地下水的影響更大［23］。另外，pH值也與k值關(guān)系最為密切。從該區(qū)域15個(gè)樣本的k值來(lái)看，當(dāng)pH較低時(shí)，k值較高，特別是6號(hào)土樣，其k值高達(dá)77.50%，說(shuō)明水溶交換態(tài)占土壤總鎘的比例大，可利用率非常高，短期內(nèi)極易被作物吸收。相比5、8、11和13號(hào)土樣，雖然pH都低于6.50，但k值遠(yuǎn)低于6號(hào)土樣，說(shuō)明生物可利用性可能還跟土壤的物理結(jié)構(gòu)和土壤陽(yáng)離子代換量、有機(jī)質(zhì)等因素也有較為密切的關(guān)系。

pH是影響水溶交換態(tài)鎘的重要因子之一。表3顯示，pH與水溶交換態(tài)鎘呈負(fù)相關(guān)，但未達(dá)顯著性水平。這是因?yàn)橥寥览砘再|(zhì)直接或間接影響土壤對(duì)鎘的吸附，而pH是對(duì)土壤吸附鎘的影響程度較大的因素。在鎘的幾種形態(tài)中，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)與pH值呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.712＊＊。

2.2 鎘超標(biāo)水稻土小麥鎘吸收與土壤鎘形態(tài)的相關(guān)性

2.2.1 小麥秸稈和籽粒中鎘含量的相關(guān)性研究區(qū)域小麥地上部分鎘含量為秸稈＞籽粒，籽粒鎘含量范圍為0.118～0.678 mg·kg－1，平均值為0.266 mg·kg－1，均超過(guò)《食品中污染物限量》GB2762-2012中面粉鎘限量標(biāo)準(zhǔn)(0.1 mg·kg－1)，超標(biāo)情況極其嚴(yán)重;秸稈中鎘含量范圍為0.152～0.771 mg ·kg－1，平均值為0.380 mg·kg－1。小麥籽粒與秸稈鎘含量呈顯著正相關(guān)，這與眾多研究結(jié)果一致［24－25］，其線性回歸方程為y=1.368x+0.015，相關(guān)系數(shù)為0.854＊＊，這表明籽粒中鎘來(lái)源于小麥生長(zhǎng)前期吸收并儲(chǔ)藏在莖葉器官中的鎘，莖葉吸收鎘多，籽粒鎘含量就高(圖1)。

2.2.2 小麥秸稈和籽粒中鎘含量與土壤鎘形態(tài)的相關(guān)性鎘的水溶交換態(tài)是作物吸收并累積的主要形態(tài)，其中能被植物吸收利用的那部分與作物有良好的相關(guān)性，是評(píng)價(jià)土壤鎘污染程度的一個(gè)指標(biāo)［26］。土壤鎘形態(tài)與小麥籽粒和秸稈鎘含量的相關(guān)性分析顯示，小麥秸稈和籽粒與水溶交換態(tài)鎘相關(guān)性呈極顯著相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.677＊＊和0.867＊＊。雖然水溶交換態(tài)鎘與作物實(shí)際吸收的鎘在濃度上有一定的差距，但相比其他形態(tài)及總鎘，水溶交換態(tài)與作物鎘含量的相關(guān)性更好。盡管4號(hào)土樣總鎘并沒(méi)有超標(biāo)，但由于其水溶交換態(tài)鎘含量比例較高，因此，生長(zhǎng)在該土壤上的小麥籽粒鎘同樣超標(biāo)。這進(jìn)一步證實(shí)了作物能不斷從土壤中吸收鎘并累積在體內(nèi)，吸收方式既有被動(dòng)吸收，也有主動(dòng)吸收，使土壤中鎘非活性部分不斷向活性方向發(fā)展(表4)。

圖1 小麥籽粒鎘含量與秸稈中鎘含量的相關(guān)性Fig.1 Correlation between Cd content in wheat and Cd content in straw

表4 小麥中鎘含量與土壤鎘形態(tài)的相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlation coefficient between Cd in plant of wheat and Cd in soil

表5 水稻中鎘含量與各形態(tài)鎘的相關(guān)系數(shù)Table5 Correlation coefficient between Cd in plant of rice and Cd in soil

2.3 鎘超標(biāo)水稻鎘吸收與土壤中鎘形態(tài)的相關(guān)性

2.3.1 水稻籽粒和秸稈的鎘含量相關(guān)性研究區(qū)域水稻籽粒鎘含量范圍為0.051～0.816 mg·kg－1，平均值為0.381 mg·kg－1，依據(jù)《食品中污染物限量》GB2762-2012中稻米鎘限量標(biāo)準(zhǔn)(0.2 mg· kg－1)，超標(biāo)率為66.7%。秸稈中鎘含量范圍為0.111～2.660 mg·kg－1，平均值為1.195 mg·kg－1。水稻籽粒和秸稈中的鎘含量呈顯著正相關(guān)(r=0.872＊＊)，線性關(guān)系表示為y=2.618x+0.196。采樣點(diǎn)不同地塊上水稻植株中鎘含量差異較大，原因可能與水稻品種或栽培管理方式的差異有關(guān)，特別是水稻生長(zhǎng)后期的落干曬田管理，在灌漿期曬田能大幅度提高籽粒中鎘含量。胡坤［27］等研究指出，在鎘污染土壤上水稻全生育期淹水栽培，糙米中鎘含量最低，而旱作和節(jié)水曬田等栽培管理方式都會(huì)導(dǎo)致水稻籽粒中鎘含量的顯著增加(圖2)。

圖2 水稻籽粒和秸稈的鎘含量相關(guān)性Fig.2 Correlation curves between Cd content in rice and Cd content in straw

2.3.2 水稻秸稈和籽粒中鎘含量與土壤鎘形態(tài)的相關(guān)性水稻地上部分鎘含量排序與小麥一致，仍為秸稈＞籽粒，但鎘超標(biāo)水稻土中水稻籽粒比小麥籽粒更易吸收鎘。水稻籽粒鎘含量與土壤水溶交換態(tài)鎘呈顯著正相關(guān)(r=0.573*)，與其他形態(tài)相關(guān)性不顯著;而水稻秸稈鎘含量與土壤鎘所有形態(tài)均未達(dá)顯著相關(guān)(表5)。

3 討論

土壤水溶交換態(tài)鎘與小麥、水稻籽粒鎘含量均達(dá)到顯著正相關(guān)，表現(xiàn)趨勢(shì)為土壤水溶態(tài)鎘含量高，作物籽粒中鎘含量就高。由此可見(jiàn)，土壤水溶交換態(tài)鎘作為有效態(tài)鎘比總鎘含量作為水稻土鎘是否污染的評(píng)判標(biāo)準(zhǔn)更為合理，這與前期的研究結(jié)果完全一致［28］。交換態(tài)鎘含量不是固定不變的，而是與其它形態(tài)處于動(dòng)態(tài)平衡之中，交換態(tài)Cd除自身對(duì)植株Cd的貢獻(xiàn)外，還作為其它態(tài)有效性的橋梁;各形態(tài)Cd是植株Cd的不同庫(kù)源，交換態(tài)因此作為土壤其它Cd庫(kù)源向植株流動(dòng)的主要通道［29］。研究區(qū)域種植模式主要是水稻/小麥水旱輪作，水稻籽粒鎘含量平均值高于小麥籽粒鎘含量，秸稈中鎘含量也遠(yuǎn)高于小麥，這可能與水稻通常前期采用淹水種植，后期普遍曬田有關(guān)。前期土壤長(zhǎng)期處于還原狀態(tài)，和分別被還原成、Mn2+和S2－，淹水條件下硫化物增加，結(jié)果生成FeS、MnS和CdS等不溶性化合物而使其沉淀，使鎘向非活性方向發(fā)展［］，阻礙其遷移和作物吸收;后期曬田，土壤水分條件變化引起氧化還原電位變化，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鎘釋放或固定，引起生物有效性鎘含量不斷變化，更利于植物吸收和累積。該區(qū)域小麥和水稻的秸稈、籽粒鎘含量與總鎘含量均沒(méi)有顯著相關(guān)性，這與通常所認(rèn)為的“土壤總鎘含量高，作物鎘含量就高”的看法不一致。另外，作物對(duì)鎘的吸收不僅受土壤水溶交換態(tài)鎘含量影響，還受作物種類、品種以及土壤條件等影響。

4 結(jié)論

鎘在土壤中各形態(tài)含量差異大，根據(jù)含量多少排序?yàn)?鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(O-FeMn)＞殘留態(tài)(RE)＞水溶交換態(tài)(EX)＞有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)(OM)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAB)，分布不均衡。鎘的水溶交換態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及碳酸鹽結(jié)合態(tài)在土壤中都較活潑，易于遷移轉(zhuǎn)化。當(dāng)外界條件發(fā)生改變時(shí)，特別是pH值和水分條件，容易導(dǎo)致各形態(tài)間發(fā)生相應(yīng)的轉(zhuǎn)化，被激活后轉(zhuǎn)化成生物有效態(tài)鎘。另外，土壤條件和鎘形態(tài)的分布也是判斷鎘是否有效的輔助依據(jù)。

水溶交換態(tài)鎘分別與小麥和水稻籽粒鎘含量相關(guān)性顯著，是鎘形態(tài)中的有效部分，能被作物吸收利用，可以作為土壤污染的評(píng)判指標(biāo)。在鎘超標(biāo)水稻土上種植的水稻和小麥籽粒鎘含量超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)大，對(duì)食品安全構(gòu)成威脅。在掌握鎘形態(tài)分布及其生物效應(yīng)的基礎(chǔ)上，如何阻礙鎘活性，減少作物可食部分的鎘吸收和累積，生產(chǎn)出安全的農(nóng)產(chǎn)品，這將是下一步農(nóng)業(yè)環(huán)境領(lǐng)域研究的重點(diǎn)。

［1］馬玲，劉文長(zhǎng)，査立新.土壤樣品中鎘的形態(tài)分析研究［J］.安徽地質(zhì)，2010，20(4):273－276.

［2］宗良綱，徐曉炎.水稻對(duì)土壤中鎘的吸收及其調(diào)控措施［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2004，23(3):120－123.

［3］肖振林，王果，黃瑞卿，等.酸性土壤中有效鎘提取方法研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2008，27(2):795－800.

［4］孔慶新，吳燕玉，陳濤，等.土壤中重金屬形態(tài)變化的試驗(yàn)研究［J］.土壤通報(bào)，1985(5):230－231.

［5］A.Tessier，P.G.C.Campbell，M.Bisson.Sequential Extraction Procedure for the Speciation of Particulate Trace Metals［J］.ANALYTICAL CHEMISTRY，1979，51(7):844－851.

［6］顧繼光，周啟星，王新.土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進(jìn)展［J］.應(yīng)用基礎(chǔ)與工程科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，11(2):143－151.

［7］邵麗群，王翠紅，何明遠(yuǎn).改良劑對(duì)土壤中外源鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響研究［J］.湖南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011(11):63－65，68.

［8］張秋芳，王果，楊佩藝，等.有機(jī)物料對(duì)土壤鎘形態(tài)及其生物有效性的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13(12):1659－1662.

［9］陳建斌，陳必群，鄧朝祥.有機(jī)物料對(duì)土壤中外源鎘形態(tài)與生物有效性的影響研究［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2004，12(3):105－108.

［10］陜紅，劉榮樂(lè)，李書(shū)田.施用有機(jī)物料對(duì)土壤鎘形態(tài)的影響［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2010，16(1):136－141.

［11］張季惠，王黎虹，張建奎.土壤中鎘的形態(tài)轉(zhuǎn)化、影響因素及生物有效性研究進(jìn)展［J］.廣東農(nóng)業(yè)科學(xué)，2013(6):169－171.

［12］雷鳴，廖柏寒，秦普豐.土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的生物可利用性評(píng)價(jià)［J］.生態(tài)環(huán)境，2007，16(5):1551－1556.

［13］陳懷滿.土壤－植物系統(tǒng)中的重金屬污染［M］.北京:科學(xué)出版社，1996:88－92.

［14］姚延伸.川西平原農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)自然區(qū)沖積性水稻土及糧食作物(小麥、大米)中十一中化學(xué)元素背景值的研究［J］.四川師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，1987(1).

［15］劉樹(shù)堂，趙永厚，孫玉林，等.25年長(zhǎng)期定位施肥對(duì)非石灰性潮土重金屬狀況的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2005，19(1):164－167.

［16］寧兵，瞿麗雅，董澤琴，等.農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中鎘的形態(tài)與遷移轉(zhuǎn)化研究進(jìn)展［J］.貴州農(nóng)業(yè)科學(xué)，2009，37(10):192－194.

［17］王祖?zhèn)?，吉衛(wèi)星，張輝.土壤鹽化過(guò)程中陽(yáng)離子對(duì)鎘的形態(tài)分布影響［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2012，21(6):1121－1124.

［18］徐衛(wèi)紅，王宏信，劉懷，等.Zn、Cd單一及復(fù)合污染對(duì)黑麥草根分泌物及根際Zn、Cd形態(tài)的影響［J］.環(huán)境科學(xué)，2007(9): 28.

［19］郝漢舟，靳孟貴，李瑞敏，等.耕地土壤銅、鎘、鋅形態(tài)及生物有效性研究［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2010，19(1):92－96.

［20］王昌全，代天飛，李冰，等.稻麥輪作下水稻土重金屬形態(tài)特征及其生物有效性［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，27(3):889－897.

［21］李宇慶，陳玲，仇雁翎，等.上海化學(xué)工業(yè)區(qū)土壤重金屬元素形態(tài)分析［J］.生態(tài)環(huán)境，2004，13(2):154－155.

［22］徐晟徽，郭書(shū)海，胡筱敏.沈陽(yáng)張士灌區(qū)重金屬污染再評(píng)價(jià)及鎘的形態(tài)分析［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，18(9):2144－2148.

［23］徐曉炎.土壤中鎘的吸附解吸特性及其對(duì)水稻吸收鎘的影響［D］.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，2004:21－23.

［24］Youngberg B L.Differential responses of Australian wheat cultivars to cadmium concentration in wheat grain［J］.Aust J Agric Res，1991，46:873－886.

［25］閻雨平.廣東赤紅壤、紅壤重金屬鎘污染的農(nóng)作物污染效應(yīng)及其臨界含量研究［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，1992(1):6－11.

［26］劉銘，劉鳳枝，劉保峰.土壤中有效態(tài)鉛和鎘的測(cè)定［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26(S):300－302.

［27］胡坤，喻華，馮文強(qiáng).不同水分管理方式下3種中微量元素肥料對(duì)水稻生長(zhǎng)和吸收鎘的影響［J］.西南農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2010，23(3):772－776.

［28］秦魚(yú)生，詹紹軍，喻華，等.鎘在不同質(zhì)地水稻土剖面中的分布特征及與作物吸收的關(guān)系［J］.光譜學(xué)與光譜分析，2013，33(2):476－480.

［29］朱波，青長(zhǎng)樂(lè)，牟樹(shù)森.紫色土外源鋅、鎘形態(tài)的生物有效性［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13(5):555－558.

［30］陳濤，吳燕玉，張學(xué)詢，等.張士灌區(qū)土壤鎘形態(tài)的探討［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)，1985，5(4):300－305.

(責(zé)任編輯 陳虹)

Distribution Characteristics of Cadm ium Form s and Its Correlation w ith Biological Effect in Paddy Soil

YU Hua1，QIN Yu-sheng1，CHEN Kun1，ZENG Xiang-zhong1，ZHANG Yan2，LILi-jun3，TU Shi-hua1*
(1.Institute of Soil and Fertilizer，Sichuan Academy of Agricultural Sciences，Sichuan Chengdu 610066，China;2.Agricultural Committee of Changshou District，Chongqing 400221，China;3.Agriculture Bureau of Daying County，Sichuan Daying 629300，China)

Cadmium(Cd)in grains came from the soil.The form of cadmium in soilwas closely related to the amount absorption of crops.The purpose of this paperwas to find out the correlationship between the form of cadmium in soil and cadmium in grains，aimed to explore the source of cadmium in wheat/rice grain，which provided theoretical basis for blocking-up cadmium absorption.Through investigating and samplingmethod，Cd content in paddy soil of tillage layer on Chengdu plain cadmium polluted area and the corresponding crop straw and grain were analyzed，which used to research the distribution characteristics and biological effects of different forms cadmium in these paddy soils.The results showed that the order of average content of different Cd forms in paddy soilwas:O-FeMn＞RE＞EX＞OM＞CAB.The content distribution of different forms of Cd were extremely uneven，and the proportion of bio-available form was larger.Therewas a significant positive correlation between O-FeMn and pH，(r=0.712＊＊，P＜0.01).The Cd content in wheatand ricewere significantly positive correlated with wheat straw(r=0.854＊＊，P＜0.01)and rice straw(r=0.872＊＊，P＜0.01)respectively.The EX-Cd in soil correlated with wheat straw and seed，respectively(r=0.677＊＊and 0.867＊＊，P＜0.01)，but notother forms of Cd in soil.The EX-Cd content in soilwas only correlated with Cd in rice grain(r=0.573*，P＜0.05).The risk of Cd-exceed the standard in the grain of the crops which was grown on the polluted soilwas high.

Paddy soil;Cadmium forms;Rice;Wheat

S151.9

A

1001－4829(2017)2－0452－06

10.16213/j.cnki.scjas.2017.2.035

2016－03－20

四川省科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(2014NZ0008，2015NZ0 108);四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院公益性項(xiàng)目(2016GYSH-024)

喻華(1981－)，女，重慶市人，碩士，助理研究員，主要從事土壤化學(xué)和作物高效施肥方面的研究，E-mail:yuhua353@163.com，*為通訊作者，E-mail:stu@ipni.net。