廣西鎘地球化學(xué)異常區(qū)水稻籽粒鎘含量預(yù)測(cè)模型研究

宋 波，王佛鵬，周 浪，龐 瑞，吳 勇，陳同斌*

（1.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣西 桂林541004；2.桂林理工大學(xué)地球科學(xué)學(xué)院，廣西 桂林541004）

土壤作為重要的環(huán)境組成成分之一，是保障農(nóng)作物安全生產(chǎn)的基礎(chǔ)，而土壤重金屬狀況將直接影響農(nóng)作物的品質(zhì)。土壤中重金屬主要來源有兩種：一是源自地質(zhì)背景[1-2]，主要由成土母質(zhì)本身重金屬含量高而導(dǎo)致土壤重金屬富集；二是源自人類活動(dòng)[3-5]，主要由工礦業(yè)排放廢水、廢氣、廢渣，污水灌溉，交通運(yùn)輸?shù)葞淼奈廴?。值得注意的是，近年來我?guó)開展的多目標(biāo)地球化學(xué)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在滇黔桂交界區(qū)存在一個(gè)規(guī)模巨大的以自然地質(zhì)背景為主的鎘地球化學(xué)異常區(qū)，異常區(qū)內(nèi)鎘的平均值達(dá)1.215 mg·kg-1[6]。廣西的西部和北部包含在內(nèi)，其中平果-河池地區(qū)異常強(qiáng)度高，且梯度和濃集中心十分明顯。鎘作為有毒有害、人體非必需的微量元素，同時(shí)是植物生長(zhǎng)非必需的礦物質(zhì)元素，不僅對(duì)植物的生長(zhǎng)有毒害作用，而且還可通過食物鏈對(duì)人類健康造成威脅。

至今，關(guān)于土壤-水稻系統(tǒng)重金屬污染已經(jīng)作了大量研究，這些研究結(jié)果表明重金屬在土壤-水稻系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化受到土壤理化性質(zhì)、水稻生理特征、污染物濃度等多種因素的共同影響[7-9]。根據(jù)這些影響因素得到了許多關(guān)于農(nóng)作物重金屬與土壤重金屬含量以及理化性質(zhì)的關(guān)聯(lián)模型[10-12]。然而，土壤-作物系統(tǒng)中重金屬的生物有效性是影響作物重金屬含量的關(guān)鍵因素[13]。前人研究多是基于礦山開采和金屬冶煉產(chǎn)生的廢水、廢渣排放等人為因素造成土壤重金屬污染而得到的結(jié)論，而對(duì)于鎘地球化學(xué)異常區(qū)的研究則鮮見報(bào)道。中國(guó)西南地區(qū)是一個(gè)顯著的鎘地球化學(xué)異常區(qū)，開展鎘地球異常區(qū)土壤-水稻系統(tǒng)Cd 含量特征的調(diào)查研究，以及建立稻米Cd 含量與土壤有效態(tài)Cd 含量和土壤理化性質(zhì)的關(guān)聯(lián)模型，對(duì)了解鎘地球化學(xué)異常區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量，指導(dǎo)水稻安全生產(chǎn)布局，保障水稻安全生產(chǎn)有著重要的意義。因此，以廣西鎘異常區(qū)的西南部和北部的水稻種植區(qū)為研究對(duì)象，利用土壤有效態(tài)Cd 含量及理化性質(zhì)通過逐步多元回歸分析建立不同Cd 濃度等級(jí)下水稻籽粒重金屬Cd 含量預(yù)測(cè)模型，明確土壤重金屬Cd對(duì)水稻吸收Cd 的潛在影響，為廣西鎘異常區(qū)水稻安全生產(chǎn)提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)背景

根據(jù)多目標(biāo)地球化學(xué)調(diào)查結(jié)果，并結(jié)合土地利用方式，將區(qū)域選定在廣西的西南部和北部。西南部主要包括田東縣、田陽縣、平果縣、隆安縣、大新縣、天等縣，北部主要包括柳城縣、融安縣和融水縣。每個(gè)縣選擇1～5個(gè)水稻種植面積較大的村落作為土壤-水稻樣品采集區(qū)。研究區(qū)及采集土壤-水稻樣品的村落分布如圖1 所示。研究區(qū)屬南亞熱帶和亞熱帶季風(fēng)氣候，主要河流包括右江、左江、黑水河、刁江、柳江。研究區(qū)屬較典型的喀斯特地貌，出露地層以泥盆系和石炭系分布最廣，巖性以碳酸鹽巖為主。

1.2 樣品采集與前處理

土壤-水稻樣品采集于2017 年7—11 月，共采集樣品1312件，土壤與水稻樣品各656件。樣品采集過程中，綜合考慮農(nóng)田的規(guī)模和周圍環(huán)境等因素，選擇長(zhǎng)勢(shì)較好的稻田，以GPS 確定點(diǎn)位，采用單點(diǎn)取樣的方式采集水稻，并收集水稻根部土壤。

土壤樣品在室內(nèi)自然風(fēng)干后，揀出植物根系、石塊等雜質(zhì)，木錘搗碎后，用瑪瑙研缽研碎，過0.83 mm（20 目）尼龍篩，收集其中的一半裝于信封袋中，用于測(cè)定土壤pH 值；另一半土壤繼續(xù)研磨，過0.15 mm（100 目）尼龍篩，保存于信封袋中，用于測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)、全量Cd 和有效態(tài)Cd。水稻樣品用去離子水清洗后，在80 ℃下烘干至恒質(zhì)量，然后對(duì)稻米脫殼、粉碎，過0.15 mm（100 目）尼龍篩，過篩后裝袋保存，根、莖、葉粉碎后裝袋，用于測(cè)定重金屬Cd含量。

1.3 化學(xué)分析

實(shí)驗(yàn)檢測(cè)項(xiàng)目有土壤重金屬Cd全量以及有效態(tài)含量，水稻重金屬Cd 含量，土壤理化性質(zhì)包括土壤pH、有機(jī)質(zhì)。

土壤和水稻樣品中Cd含量分析采用全消解的處理方法，采用美國(guó)環(huán)保署推薦的HNO3-H2O2法[14]，由美國(guó)PerkinElmer 公司生產(chǎn)的ELAN DRC-e 型電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）測(cè)定；土壤有效態(tài)Cd 含量采用二乙烯三胺五乙酸浸提-電感耦合等離子體發(fā)射光譜法，由美國(guó)PerkinElmer 公司生產(chǎn)的型號(hào)為5300DV 型等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測(cè)有效態(tài)Cd 含量；土壤有機(jī)質(zhì)采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法[15]；土壤pH值采用玻璃電極法，水土比為2.5∶1。

分析過程中所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，實(shí)驗(yàn)用水均為超純水，所用器皿均在10%的硝酸中浸泡24 h 以上。分析過程中加入GBW 07404（GSS-4）土壤成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)、GBW 10045（GSB-23）湖南大米成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)、GBW 07444（GSF-4）土壤形態(tài)成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)和空白進(jìn)行質(zhì)量控制，分析樣品的重復(fù)數(shù)為10%～15%。標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW 07404（GSS-4）中Cd 的回收率范圍在87.1%～116%，均值為99.6%，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW 10045（GSB-23）中Cd 的回收率范圍在97.5%～112%，均值為106.0%，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW 07444（GSF-4）中Cd的回收率范圍在86.9%～107%，均值為94.7%。

圖1 研究區(qū)分布圖Figure 1 Distribution map of the study area

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

本研究中圖形處理采用ArcGIS 10.2和Origin Pro 2017 繪制；利用SPSS 19.0 統(tǒng)計(jì)分析軟件對(duì)原始數(shù)據(jù)進(jìn)行描述性統(tǒng)計(jì)分析、相關(guān)性分析及多元回歸分析等。

2 結(jié)果與分析

2.1 水田土壤基本理化性質(zhì)

對(duì)研究區(qū)656 件水田土壤樣品的理化性質(zhì)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，結(jié)果見表1。

土壤pH 值是土壤最重要的理化性質(zhì)之一，是影響土壤中Cd 有效性和植物吸收Cd 的重要因子。由表1 可以看出，研究區(qū)土壤pH 介于4.6～9.0 之間，均值為6.8，表現(xiàn)為中性土壤。廣西巖溶地形分布廣泛，而巖溶地形是石灰?guī)r經(jīng)過漫長(zhǎng)的地質(zhì)年代溶蝕而形成的。由于石灰?guī)r中含有豐富的CaCO3和MgCO3等鹽基性物質(zhì)[16]，這些巖石經(jīng)風(fēng)化后產(chǎn)生氫氧離子，使得土壤偏堿性或中性。同處于鎘異常區(qū)的貴州省，由石灰土發(fā)育的稻田土pH＞7.5，土壤均偏堿性[17]。

土壤有機(jī)質(zhì)作為土壤理化性質(zhì)中另外一個(gè)重要指標(biāo)，其含量不僅能夠影響土壤中Cd的積累，而且能夠與Cd 元素形成絡(luò)合物，進(jìn)而影響Cd 不同形態(tài)之間的遷移轉(zhuǎn)化，進(jìn)一步影響Cd 的生物有效性[18]。由表1可知，研究區(qū)水田土壤有機(jī)質(zhì)含量在7.73～92.95 g·kg-1范圍內(nèi)，均值為39.53 g·kg-1，比廣西耕層土壤有機(jī)質(zhì)平均含量（26.7 g·kg-1）高出48個(gè)百分點(diǎn)[19]。土壤有機(jī)質(zhì)含量偏高，這可能是由于水稻土長(zhǎng)期淹水，水稻根茬、秸稈等植物殘?bào)w腐爛后有機(jī)質(zhì)還田。研究結(jié)果表明，在南方將秸稈連續(xù)兩年返還到稻田后，土壤有機(jī)質(zhì)含量平均增加2.4 g·kg-1，增幅為8.0%[20]。另一方面受到人為施肥等耕作活動(dòng)影響，使得農(nóng)田中有機(jī)質(zhì)含量增加。

表1 水田土壤理化性質(zhì)Table 1 Soil physical and chemical properties in paddy fields

重金屬有效態(tài)決定了其生物有效性，比土壤重金屬全量更能體現(xiàn)出對(duì)農(nóng)作物的危害程度，同時(shí)也決定了對(duì)環(huán)境造成的危害程度。由統(tǒng)計(jì)結(jié)果可以看出，水田土壤有效態(tài)Cd 含量在0.028～5.875 mg·kg-1，全量Cd濃度在0.078～7.893 mg·kg-1。以《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值為參考標(biāo)準(zhǔn)，水田土壤樣點(diǎn)Cd超標(biāo)率為41.9%?？傮w來看，水田土壤中重金屬Cd表現(xiàn)出一定的累積特征。

2.2 水稻Cd含量特征

對(duì)廣西高鎘異常區(qū)采集的656 件水稻不同器官中Cd含量進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，結(jié)果見表2。

由表2 可知，重金屬Cd 在水稻不同器官中分布趨勢(shì)表現(xiàn)為：根＞莖＞葉＞籽粒。水稻籽粒中Cd含量均值為0.095 mg·kg-1，小于《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB2762—2017）中稻米重金屬Cd 的限定值0.2 mg·kg-1，然而從水稻籽粒Cd 含量范圍（0.002～1.488 mg·kg-1）看，部分稻米中Cd 存在超標(biāo)現(xiàn)象，超標(biāo)率為13.6%（89/656），可見高鎘異常區(qū)土壤中重金屬Cd已對(duì)水稻安全生產(chǎn)造成威脅。

2.3 土壤基本理化性質(zhì)對(duì)稻米Cd含量的影響

為了解土壤基本理化性質(zhì)對(duì)水稻籽粒Cd含量的影響，根據(jù)鎘地球化學(xué)異常區(qū)內(nèi)土壤重金屬Cd 的分布特征，將土壤重金屬Cd 分為5 個(gè)等級(jí)，G1：小于0.5 mg·kg-1、G2：0.5～1.0 mg·kg-1、G3：1.0～2.0 mg·kg-1、G4：2.0～3.0 mg·kg-1、G5：大于3.0 mg·kg-1，通過相關(guān)分析方法確定不同土壤Cd 濃度下，土壤Cd 含量和土壤基本理化性質(zhì)與稻米Cd含量的相關(guān)關(guān)系。在相關(guān)性分析時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)含量，土壤總Cd含量、EDTA可提取Cd 含量和稻米Cd 含量進(jìn)行對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化，以確保方差的均勻性。結(jié)果見表3。

土壤pH 能夠影響土壤中Cd 的存在形態(tài)及Cd 的遷移轉(zhuǎn)化，從而影響水稻對(duì)Cd 的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)與分布。由表3 可知，在G1、G2、G3 等級(jí)下，水稻籽粒Cd 含量與土壤pH 在0.01 概率水平上相關(guān)性顯著，且兩者之間呈負(fù)相關(guān)，即水稻籽粒Cd濃度隨著土壤pH 的增加而降低，此結(jié)論與眾多的研究結(jié)果一致[21-23]；而總Cd含量在G4、G5 等級(jí)下，相關(guān)性檢驗(yàn)結(jié)果顯示兩者之間不顯著，這可能與在此Cd濃度范圍下，樣本量偏少有關(guān)。

表2 水稻不同器官Cd含量（mg·kg-1）Table 2 Cadmium content in different organs of rice（mg·kg-1）

有機(jī)質(zhì)作為土壤組成的重要部分，與土壤有效態(tài)Cd 含量之間關(guān)系密切，間接地對(duì)水稻吸收土壤中Cd產(chǎn)生一定的影響。在G2、G3、G4 等級(jí)下，稻米中Cd含量與土壤有機(jī)質(zhì)含量之間相關(guān)性檢驗(yàn)的顯著性水平為0.01，而在G5 等級(jí)下，兩者在0.05 概率水平上相關(guān)性顯著。且在這4 個(gè)等級(jí)下，稻米Cd 含量與有機(jī)質(zhì)之間的 ||r在0.350～0.484之間，表明稻米Cd 含量與土壤有機(jī)質(zhì)之間存在相關(guān)關(guān)系，但是相關(guān)程度較低。同時(shí)兩者之間呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)關(guān)系，這可能是由于研究區(qū)鎘異常區(qū)內(nèi)水田土壤有機(jī)質(zhì)含量整體偏高造成的。研究區(qū)有機(jī)質(zhì)含量遠(yuǎn)高于廣西土壤有機(jī)質(zhì)的平均水平（26.7 g·kg-1），而在土壤總Cd含量遠(yuǎn)高于GB 15618—2018中農(nóng)用地土壤中重金屬Cd篩選值的情況下，采集的656件水稻中籽粒超標(biāo)率為13.57%，這可能是有機(jī)質(zhì)中大量的官能團(tuán)加大了對(duì)Cd的吸附而形成絡(luò)合物或螯合物，抑制了Cd的有效性[24]，從而在一定程度上降低了水稻對(duì)土壤中Cd的吸收。

表3 水稻籽粒Cd含量與土壤理化性質(zhì)相關(guān)性分析Table 3 Correlation analysis between Cd content in rice grain and soil physical and chemical properties

能夠被DTPA 緩沖溶液浸提出來的土壤中元素有效態(tài)可以在植物生長(zhǎng)期內(nèi)被植物根系吸收。因此，有效態(tài)Cd 含量的大小對(duì)水稻籽粒Cd 累積有著重要的影響。由表3可知，在土壤總Cd濃度為0.5～1.0 mg·kg-1時(shí)，即在G2 等級(jí)下，稻米Cd 含量與土壤有效態(tài)Cd 含量在0.05 概率水平上相關(guān)性顯著，且呈正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.178。在G3、G4 等級(jí)下，稻米Cd 含量與土壤有效態(tài)Cd含量之間相關(guān)性檢驗(yàn)的顯著性水平為0.01，相關(guān)系數(shù)分別為0.265、0.463，與相關(guān)研究結(jié)果具有一致性[25-26]?？侰d 濃度在＜0.5 mg·kg-1和≥3.0 mg·kg-1時(shí)，即在G1、G5等級(jí)下，相關(guān)性分析表明兩者之間的相關(guān)性不顯著。

土壤中重金屬的全量是有效態(tài)含量的提供者，是決定Cd2+活性的重要影響因素。從表3 可以看出，當(dāng)在總Cd 濃度小于0.5 mg·kg-1濃度下，稻米Cd 含量與土壤全量Cd 之間在0.05 概率水平上顯著相關(guān)，但相關(guān)系數(shù)較低，僅為-0.128，表明兩者相關(guān)程度較弱，基本上不相關(guān)。其他濃度等級(jí)下，相關(guān)性檢驗(yàn)結(jié)果表明兩者之間不顯著。因此得出在一定濃度范圍內(nèi)水稻中Cd含量與土壤中全量無顯著相關(guān)。

2.4 水稻籽粒Cd含量預(yù)測(cè)模型

一般而言，植物對(duì)重金屬的吸收主要取決于重金屬在土壤中的有效態(tài)含量，而土壤pH 和土壤有機(jī)質(zhì)含量是影響土壤中Cd生物有效性的最重要的兩個(gè)因素[27-29]。因此，利用土壤有效態(tài)Cd 含量、有機(jī)質(zhì)和土壤pH 通過逐步多元回歸方法建立稻米Cd 含量預(yù)測(cè)模型。土壤-作物系統(tǒng)中重金屬擬合模型總體上可劃分為線性模型和對(duì)數(shù)線性模型[30-33]。因此，為得到擬合程度更為精確的模型，進(jìn)行了線性擬合和對(duì)數(shù)線性擬合，共有5 種：模型1：DTPA-Cd、pH、SOM 均為對(duì)數(shù)；模型2：DTPA-Cd 為對(duì)數(shù)，pH、SOM 為非對(duì)數(shù)；模型3：DTPA-Cd 為非對(duì)數(shù)，pH、SOM 為對(duì)數(shù)；模型4：DTPA-Cd、pH、SOM 均為非對(duì)數(shù)；模型5：DTPA-Cd、SOM 為對(duì)數(shù)，pH 為非對(duì)數(shù)。決定系數(shù)R2是衡量模型擬合程度高低的一個(gè)重要指標(biāo)，具體結(jié)果見表4。

通過對(duì)比表4 中不同Cd 濃度下擬合模型的決定系數(shù)可以發(fā)現(xiàn)，G1 的模型3，G2 的模型5，G3 和G4 的模型4，其決定系數(shù)明顯高于其他模型的決定系數(shù)。除了在G1 等級(jí)下模型3 的決定系數(shù)在0.05 概率水平上顯著相關(guān)外，其余3 個(gè)等級(jí)的擬合模型的R2則在0.01概率水平上顯著相關(guān)，表明這些模型均能較好地表征土壤理化性質(zhì)與稻米Cd 含量間的相關(guān)關(guān)系，且擬合效果達(dá)到理想狀態(tài)。而G5 等級(jí)下，5 種模型的決定系數(shù)大小為：模型1=模型3＝模型5＞模型2=模型4。模型具有相同的決定系數(shù)是因?yàn)樵谥鸩椒治龌貧w分析過程中移除不相關(guān)的變量后，保留了與因變量相關(guān)程度高的自變量，因此選擇模型1、3、5 中的任意一個(gè)均可。綜上，在不同土壤Cd 等級(jí)下得到的最佳擬合模型見表5。

表4 不同等級(jí)下不同擬合模型的決定系數(shù)（R2）比較Table 4 Comparison of determination coefficients（R2）of different fitting models under different levels

表5 不同Cd含量范圍下最佳擬合模型Table 5 Best fit model under different cadmium content ranges

通過以上內(nèi)容討論得到了不同Cd濃度等級(jí)下水稻籽粒Cd 含量的最佳預(yù)測(cè)模型，為驗(yàn)證模型的預(yù)測(cè)效果，現(xiàn)將模型的計(jì)算值與水稻Cd 含量的實(shí)測(cè)值進(jìn)行對(duì)比得到圖2。為了較為直觀地反映計(jì)算結(jié)果，對(duì)模型所得計(jì)算值進(jìn)行了相應(yīng)轉(zhuǎn)換。

從圖2 中預(yù)測(cè)模型的計(jì)算值和實(shí)測(cè)值的相關(guān)系數(shù)可知，除了G5 等級(jí)下模型的實(shí)測(cè)值與計(jì)算值在0.05 概率水平上相關(guān)性顯著外，其他Cd 濃度等級(jí)下均在0.01 概率水平上相關(guān)性顯著，相關(guān)系數(shù)最高為0.644，最低為0.349，表明擬合模型的預(yù)測(cè)效果較理想，具有較好的統(tǒng)計(jì)學(xué)意義。同時(shí)由圖2 可知，在水稻籽粒Cd 含量較低時(shí)，擬合模型的計(jì)算值要高于實(shí)測(cè)值，隨著Cd 濃度的增加，計(jì)算值要低于實(shí)測(cè)值，這兩者之間會(huì)有一個(gè)明顯的臨界點(diǎn)。在G1、G2、G3、G4 等級(jí)下，臨界點(diǎn)濃度為0.1 mg·kg-1，而在G5 等級(jí)下，臨界點(diǎn)濃度為0.07 mg·kg-1。這可能是因?yàn)樵诖舜握{(diào)查的656 件水稻樣品中，籽粒Cd 含量低于0.1 mg·kg-1的樣本比例為77%，使得隨著水稻籽粒Cd 含量的增大，模型計(jì)算值與實(shí)測(cè)值間的偏差逐漸增大。

圖2 水稻籽粒Cd含量實(shí)測(cè)值與計(jì)算值對(duì)比結(jié)果Figure 2 Comparison of measured and calculated Cd content in rice grain

3 討論

3.1 鎘異常區(qū)水稻安全

本研究所調(diào)查區(qū)域具有顯著的喀斯特地貌特征，喀斯特地貌的形成與碳酸鹽巖的物理和化學(xué)性質(zhì)具有緊密聯(lián)系。廣西壯族自治區(qū)碳酸鹽巖分布面積約為9.6 萬km2，約占全區(qū)陸地面積的40.7%[34]。由碳酸鹽巖風(fēng)化形成的土壤中Cd、Pb、Hg 等重金屬普遍富集。李杰等[35]發(fā)現(xiàn)廣西南寧市郊水稻種植區(qū)農(nóng)田土壤重金屬主要來源于土壤母質(zhì)，該地區(qū)碳酸鹽巖中Cd含量達(dá)到0.567 mg·kg-1。同樣，地處廣西西南部石灰?guī)r地區(qū)的崇左市土壤中平均Cd 含量為4.08 mg·kg-1[36]。在課題組前期研究中同樣發(fā)現(xiàn)西江流域土壤中Cd 含量變異程度大，水田土壤中Cd 平均含量在0.787 mg·kg-1，最大值可達(dá)到22.6 mg·kg-1[37]，遠(yuǎn)超國(guó)家環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。

前期的研究結(jié)果顯示，廣西鎘異常區(qū)水田土壤Cd具有中等-中高等-高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[38]，土壤重金屬可以通過多種暴露途徑被人攝取，最常見的包括農(nóng)產(chǎn)品食用暴露、接觸暴露和無意吸食土壤暴露[39]，其中農(nóng)產(chǎn)品食用暴露是人體攝入Cd的主要來源。調(diào)查顯示中國(guó)大陸大部分地區(qū)人體經(jīng)稻米Cd 攝入量占總Cd攝入量的比例約為30%～40%[40]。此次在鎘異常區(qū)采集的656 件水稻樣品中有13.6%的稻米Cd 含量超標(biāo)，可見，高鎘異常區(qū)內(nèi)水稻種植已經(jīng)受到重金屬Cd威脅，具有一定潛在危險(xiǎn)，長(zhǎng)期食用后會(huì)對(duì)人體健康造成不同程度的危害。相關(guān)性分析表明，在一定濃度范圍內(nèi)水稻籽粒中Cd 含量與土壤全量Cd 無顯著相關(guān)，而與土壤有效態(tài)Cd含量顯著相關(guān)。因此，可以通過施用改良劑降低土壤Cd 的生物有效性，或調(diào)整農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)，種植重金屬低累積品種的水稻，從而降低稻米中重金屬給人體健康帶來的風(fēng)險(xiǎn)。

3.2 水稻Cd預(yù)測(cè)模型分析

通過對(duì)廣西鎘異常區(qū)土壤-水稻系統(tǒng)Cd 含量特征分析，采用線性和對(duì)數(shù)線性模型的結(jié)合，運(yùn)用逐步多元回歸方法建立了水稻籽粒Cd含量與土壤有效態(tài)Cd和理化性質(zhì)的函數(shù)關(guān)系（表5），從擬合模型可以看出水稻籽粒Cd 含量隨著土壤pH、有機(jī)質(zhì)含量的增加而降低，而隨著土壤有效態(tài)Cd 含量的增加而增大。通過將預(yù)測(cè)模型的計(jì)算值與稻米Cd含量的實(shí)測(cè)值進(jìn)行對(duì)比，兩者之間的相關(guān)系數(shù)最高為0.644（P＜0.01），最低為0.349（P＜0.01），可見這些模型能夠較好地預(yù)測(cè)實(shí)際大田水稻產(chǎn)區(qū)水稻籽粒Cd 含量，其預(yù)測(cè)能力也因土壤中Cd濃度的不同而存在差異。

雖然擬合模型預(yù)測(cè)水平達(dá)到了顯著預(yù)測(cè)程度，但其決定系數(shù)（R2）與其他研究者的結(jié)果還存在一定差距。Cheng 等[41]利用8 個(gè)水稻品種共35 個(gè)水稻樣品，建立水稻重金屬含量與土壤DTPA 提取的重金屬含量之間的回歸模型，所得模型的相關(guān)系數(shù)為0.73；湯麗玲[33]在江蘇省某3 個(gè)郊區(qū)采集土壤-水稻樣品82組，采用多元線性回歸分析檢驗(yàn)各項(xiàng)土壤理化性質(zhì)對(duì)水稻籽粒Cd 含量影響的顯著性，所得對(duì)數(shù)模型相關(guān)系數(shù)為0.565。以上研究者所得模型是基于盆栽試驗(yàn)或小規(guī)模的田間試驗(yàn)，而此次調(diào)查樣本均來自于實(shí)際大田水稻產(chǎn)區(qū)。實(shí)際大田水稻產(chǎn)區(qū)是一個(gè)高度復(fù)雜且不均勻的環(huán)境，土壤理化性質(zhì)、水稻種植管理方式、氣候等均與盆栽試驗(yàn)或小規(guī)模田間試驗(yàn)存在著一定的差異性。

當(dāng)然針對(duì)實(shí)際大田水稻建立的Cd含量預(yù)測(cè)模型也取得了一定的研究進(jìn)展。趙科理[42]通過主成分分析法得到土壤Cd 形態(tài)含量、pH、有機(jī)質(zhì)和電導(dǎo)率是雜交水稻系統(tǒng)中Cd 遷移累積的主要影響因素，并通過這些因素建立雜交水稻Cd 的遷移模型，發(fā)現(xiàn)模型雖具有顯著的擬合程度（R2=0.72，P＜0.01），但幾乎沒有預(yù)測(cè)能力（r=0.21）。而常規(guī)晚粳稻則受到土壤Cd形態(tài)含量、pH、有機(jī)質(zhì)、電導(dǎo)率和砂粒含量等因子共同影響，所得模型達(dá)到了顯著的擬合效果（R2=0.81，P＜0.01），且模型的預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值具有顯著的相關(guān)性（r=0.52，P＜0.01）。劉情等[31]對(duì)水稻籽粒重金屬含量與環(huán)境因子進(jìn)行冗余分析和逐步回歸分析，得到重金屬Cd的弱酸溶解態(tài)和可還原態(tài)含量、氧化鋁、氧化鐵是建立水稻籽粒Cd 含量線性預(yù)測(cè)方程的主要因子，方程具有顯著性擬合水平（R2=0.526，P＜0.001）。由此可以得出，針對(duì)實(shí)際大田水稻建立稻米Cd 含量預(yù)測(cè)模型過程中，若對(duì)水稻品種和土壤理化性質(zhì)進(jìn)行綜合考慮，那么擬合模型的精確度將會(huì)有所提高。

水稻對(duì)Cd 的吸收主要受水稻品種、土壤條件和農(nóng)業(yè)活動(dòng)等不同條件的影響。由于此次調(diào)查的樣本數(shù)量多，分布范圍廣，無法確定出每一株水稻品種而進(jìn)行分類，另外本模型僅考慮了幾個(gè)重要的土壤理化性質(zhì)作為建模對(duì)象，沒有加入更多的土壤其他理化性質(zhì)，這兩方面的原因?qū)︻A(yù)測(cè)模型的預(yù)測(cè)效果產(chǎn)生了一定的影響。因此，所得水稻Cd 含量預(yù)測(cè)模型還需進(jìn)一步修改，應(yīng)針對(duì)土壤類型和水稻品種進(jìn)行細(xì)致歸類，分析相關(guān)影響因子并結(jié)合國(guó)內(nèi)外其他相關(guān)模型，從而提高模型的精確度，為鎘異常區(qū)水稻安全生產(chǎn)提供參考價(jià)值。

4 結(jié)論

（1）研究區(qū)土壤呈中性（pH=6.8），有機(jī)質(zhì)含量均值為39.53 g·kg-1，有效態(tài)Cd 含量為0.028～5.875 mg·kg-1，依照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），水田土壤樣點(diǎn)Cd超標(biāo)率為41.9%。

（2）水稻不同器官中Cd含量趨勢(shì)表現(xiàn)為：根＞莖＞葉＞籽粒。研究區(qū)水稻籽粒中Cd 含量為0.002～1.488 mg·kg-1，根據(jù)《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017），稻米Cd 超標(biāo)率為13.6%?？梢婃k異常區(qū)部分區(qū)域土壤中重金屬Cd已對(duì)水稻安全生產(chǎn)造成威脅。

（3）依據(jù)鎘異常區(qū)土壤Cd含量的不同，在不同濃度等級(jí)下得到最佳預(yù)測(cè)模型分別為：