不同土壤鎘提取方法預(yù)測稻米富集鎘性能評(píng)估

鄂 倩，趙玉杰*，劉瀟威，李志濤，張闖闖，孫 楊，周其文*，梁學(xué)峰，王海華

（1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全環(huán)境因子控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，天津 300191；2.生態(tài)環(huán)境部土壤與農(nóng)業(yè)農(nóng)村生態(tài)環(huán)境監(jiān)管技術(shù)中心，北京 100012；3.臨沂市自然資源和規(guī)劃局，山東 臨沂 276000）

重金屬污染尤其是南方稻田鎘（Cd）污染是我國農(nóng)業(yè)綠色發(fā)展和農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地類別劃分最為關(guān)注的問題。原因一是我國稻田Cd 污染面積大[1]；二是土壤Cd 與稻米Cd 之間的吸收累積關(guān)系復(fù)雜，空間耦合性不強(qiáng)[2]，直接采用土壤重金屬含量監(jiān)測結(jié)果和土壤pH兩項(xiàng)指標(biāo)評(píng)估土壤環(huán)境質(zhì)量狀況很難準(zhǔn)確預(yù)警稻米的實(shí)際污染情況[3-4]。為了建立土壤Cd 污染與稻米Cd 蓄積量之間的量化經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ停蒲腥藛T做了大量研究工作，如創(chuàng)新了模型的構(gòu)建方法，引入混合線性模型以及隨機(jī)森林回歸等現(xiàn)代化數(shù)據(jù)挖掘技術(shù)[5-6]；增加土壤因子檢測指標(biāo)或進(jìn)一步細(xì)化水稻基因型[7-8]，或分區(qū)域構(gòu)建模型[9]，以提高模型的準(zhǔn)確度與代表性；再者則是進(jìn)一步改進(jìn)土壤重金屬檢測方法，以Cd 有效態(tài)含量監(jiān)測結(jié)果來耦合土壤環(huán)境因子如pH、陽離子交換量（CEC）、土壤有機(jī)質(zhì)（SOM）等對(duì)Cd活性的影響，以減少模型參數(shù)，提高模型實(shí)用性[10]。土壤重金屬Cd 有效態(tài)的提取方法較多，主要分為酸性、中性鹽、螯合提取劑以及復(fù)合提取劑等[11-13]，而梯度擴(kuò)散薄膜（DGT）技術(shù)則是一種以Fick 第一定律為基礎(chǔ)，通過測定特定時(shí)期內(nèi)穿過特定厚度擴(kuò)散膜的某一離子濃度而計(jì)算獲得該元素在特定介質(zhì)中有效態(tài)含量的方法[14-15]，自發(fā)明以來在多地成功應(yīng)用[16-17]。

湖南省長株潭地區(qū)不僅是我國稻米的主產(chǎn)區(qū)，同時(shí)也是稻米Cd污染的典型區(qū)域，且以往研究表明，采用土壤Cd 總量來預(yù)判稻米Cd 污染情況會(huì)產(chǎn)生30%～80%的誤判率[3]，因此采用pH、土壤Cd 含量無法科學(xué)評(píng)估本區(qū)域產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量狀況，也無法正確劃定農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量類型。作者團(tuán)隊(duì)曾采用新模型加多參數(shù)的方法以提高稻米Cd含量的預(yù)測性能[6]，但模型檢測參數(shù)多，推廣應(yīng)用困難。本研究試圖探索一種適用于本區(qū)域土壤Cd 有效態(tài)的檢測方法，以便以更少的參數(shù)構(gòu)建土-作Cd傳輸模型，在減少土壤環(huán)境檢測工作量的同時(shí)，更加科學(xué)地評(píng)估本區(qū)域的土壤環(huán)境質(zhì)量，為保障稻米質(zhì)量安全提供一定的技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與制備

本研究的樣品采集自我國湖南省長株潭地區(qū)存在稻米Cd 污染風(fēng)險(xiǎn)的4 個(gè)產(chǎn)區(qū)。采集根際土壤和對(duì)應(yīng)的水稻籽粒樣品共140 對(duì)，采樣區(qū)包括稻米Cd 污染高、中、低風(fēng)險(xiǎn)種植區(qū)，采樣地選擇依據(jù)以下代表性原則：一是區(qū)域內(nèi)水稻種植面積不低于3.3 hm2；二是水分管理為常規(guī)方式；三是采樣點(diǎn)遠(yuǎn)離道路100 m 以上；四是水稻長勢與區(qū)域內(nèi)水稻生長狀況無差別。采用土壤和植株同采樣的方式進(jìn)行采樣，水稻植株采集時(shí)劃定1 m2樣方，在樣方內(nèi)隨機(jī)直接將4 株水稻連根拔出，采集相對(duì)應(yīng)的水稻根際土2 kg 左右，采集深度為0～20 cm，用干凈的木鏟去除土壤表層的浮萍及落葉，剪去水稻秸稈，將土壤放進(jìn)采樣袋并進(jìn)行標(biāo)號(hào)，記錄采樣點(diǎn)經(jīng)緯度及周邊環(huán)境狀況，帶回實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干后去除土樣中的植物殘?bào)w、石塊，四分法取500 g研磨過2 mm 尼龍篩；取過篩后混勻土壤300 g，用于土壤Cd 有效態(tài)含量測定，其余200 g 研磨過20 目尼龍篩，取其中50 g 用于檢測土壤pH、質(zhì)地，其余150 g 縮分至50 g，過100 目尼龍篩，用于檢測土壤重金屬總量。稻米樣品采集后用自來水洗去表面附著的泥土，用蒸餾水沖洗兩遍，曬干后用粉碎機(jī)粉碎，制成糙米樣品，過40目尼龍篩備用。

1.2 化學(xué)分析及重金屬提取

土壤pH 的測定采用電位法，去CO2超純水和土壤的質(zhì)量比為2.5∶1。SOM 的測定采用重鉻酸鉀滴定法（外加熱法），具體操作步驟參見《土壤農(nóng)化分析》（第三版）[18]。土壤中重金屬Cd 總量提取采用三酸消解法（濃HNO3、HF 和HClO4體積比為 10∶4∶1），稻米樣品Cd為雙酸（濃HNO3和HClO4體積比為10∶1）消解，用ICP-MS 測定[13，19-21]。土壤和稻米樣品抽取10%進(jìn)行雙樣檢測，分析準(zhǔn)確度均使用國家有證標(biāo)準(zhǔn)質(zhì)控樣品進(jìn)行質(zhì)量控制（GBW 07408、GBW 07423、GBW07447），檢測結(jié)果均在標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)定值不確定度區(qū)間內(nèi)。

除總量提取外，本研究選擇了6 種方式提取土壤Cd有效態(tài)，分別為CaCl2、復(fù)合有機(jī)酸、醋酸（HAc）、乙二胺四乙酸（EDTA）、DGT以及土壤溶液，將不同方法浸提換算的有效態(tài)Cd 分別標(biāo)記：總Cd 含量為T_Cd，CaCl2浸提有效態(tài)Cd 含量為CaCl2_Cd，復(fù)合有機(jī)酸浸提有效態(tài)Cd 含量為Org._Ac_Cd，HAc 浸提有效態(tài)Cd含 量 為 HAc_Cd，EDTA浸提有效態(tài)Cd含量為EDTA_Cd，DGT 提取有效態(tài)Cd 含量為 DGT_Cd，土壤溶液中有效態(tài)Cd 含量為Soil_Sol._Cd。具體操作過程如表1 所示。DGT 擴(kuò)散膜的制備參見Zhang 等[22]的文獻(xiàn)，結(jié)合膜的制備參見文獻(xiàn)[23]。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤及稻米Cd污染評(píng)價(jià)

如表2所示，區(qū)域土壤pH介于4.86～6.54之間，平均值為5.42，變異系數(shù)為6%（變異系數(shù)=標(biāo)準(zhǔn)差/平均值），為中性偏酸且變異性弱。此pH 適宜稻米對(duì)Cd的吸收富集[27]。土壤有機(jī)質(zhì)平均含量為4.30%，中值與平均值基本一致，且平均值為弱變異。pH、SOM 小的變異性說明區(qū)域土壤背景較為均一。土壤Cd（T_Cd）平均含量為0.40 mg·kg-1，依據(jù)《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），有55%的土壤樣品中Cd 含量超過篩選值，存在一定的污染風(fēng)險(xiǎn)，稻米Cd（R_Cd）平均含量為0.28 mg·kg-1，有44.4%的樣品超過《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017），20.4%超過國際食品法典委員會(huì)（CAC）規(guī)定的限值（0.4 mg·kg-1）。土壤Cd 及稻米Cd 正的偏度值表明，區(qū)域內(nèi)存在一定的土壤Cd 及稻米Cd 高值點(diǎn)，而尖峰分布說明土壤Cd及稻米Cd含量在某一分布區(qū)間較為集中。

2.2 土壤Cd不同提取方式與稻米Cd含量的關(guān)聯(lián)性

2.2.1 土壤Cd提取方式的差別分析

采用7 種方式提取土壤重金屬Cd，結(jié)果如表3 所示，提取的效率高低為總量＞HAc＞EDTA＞復(fù)合有機(jī)酸＞CaCl2＞土壤溶液＞DGT。7 種土壤 Cd 提取方式聚類分析（聚類距離為相關(guān)系數(shù)法）結(jié)果如圖1 所示，EDTA 螯合劑提取的Cd含量與土壤Cd總量相關(guān)性最強(qiáng)，而HAc 與復(fù)合有機(jī)酸有更加突出的相似性，兩者的聚類距離最短，其次是無機(jī)鹽，最后是土壤溶液與DGT 法提取的Cd 活性態(tài)含量，但它們的聚類距離最長，表明兩者之間還有較大的差別。

2.2.2 土壤Cd總量與稻米Cd含量的相關(guān)性分析

研究區(qū)土壤Cd含量與稻米Cd含量散點(diǎn)圖如圖2所示?？傮w而言，隨著土壤Cd 含量增加，稻米Cd 含量呈增加態(tài)勢，但當(dāng)土壤Cd 含量低于0.5 mg·kg-1時(shí)，稻米 Cd 含量基本在 0.05～0.80 mg·kg-1范圍內(nèi)隨機(jī)分布，變異系數(shù)達(dá)58.3%。線性方程擬合決定系數(shù)R2為0.293，說明此方程可以解釋稻米Cd 變異性的29%。可見，土壤Cd 總量在本區(qū)域內(nèi)并不能很好地預(yù)測稻米Cd 污染風(fēng)險(xiǎn)。表4 是不同研究者在我國不同區(qū)域采用土壤Cd 總量來評(píng)估稻米Cd 含量的基本統(tǒng)計(jì)表，總體而言，采用土壤Cd 總量預(yù)測稻米Cd 含量模型代表性都不高。而彭華等[28]在長株潭地區(qū)的研究結(jié)果與本研究結(jié)果基本一致。

表1 土壤Cd有效態(tài)提取操作過程Table 1 Operation procedure of extractable Cd in the soil

表2 研究區(qū)土壤及農(nóng)產(chǎn)品描述性統(tǒng)計(jì)結(jié)果Table 2 Descriptive statistics of soil and agricultural products in the study area

分別對(duì)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）中土壤Cd 含量的風(fēng)險(xiǎn)篩選值和《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中稻米Cd 含量最大限量值，分析土壤Cd 不超限稻米Cd 超標(biāo)比率（①），土壤Cd超限稻米Cd 超標(biāo)比率（②），土壤Cd 超限稻米Cd 不超標(biāo)比率（③），以及土壤Cd 不超限稻米Cd 不超標(biāo)比率（④）共4種情況，結(jié)果如圖3所示?？梢?，以現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)預(yù)警稻米Cd的安全水平，在低pH 條件下（pH≤5.5）會(huì)有39.8%的誤判率（誤判率=①+③），在中性偏酸pH條件下（5.5＜pH≤6.5）會(huì)有37.2%的誤判率。

圖2 土壤Cd總量與稻米Cd含量的相關(guān)關(guān)系Figure 2 Correlation between total soil Cd concentrations and rice Cd concentrations

表3 不同方法提取土壤Cd含量差異性統(tǒng)計(jì)（mg·kg-1）Table 3 Statistical table of differences in Cd concentrations in the soil extracted by different methods（mg·kg-1）

表4 不同研究區(qū)域土壤Cd總量與稻米Cd含量的關(guān)系模型Table 4 Models of relationship between total Cd content in soil and Cd content in rice in different study areas

2.2.3 3 種有機(jī)酸提取的土壤Cd 含量與稻米Cd 含量關(guān)系分析

3種不同有機(jī)酸提取的土壤Cd含量與稻米Cd含量關(guān)系如圖4所示。與土壤Cd總量相似，隨著有機(jī)酸提取土壤Cd含量的增加，稻米Cd含量也有增加趨勢，3種方法建立的土壤-稻米Cd含量預(yù)測模型的決定系數(shù)比總量預(yù)測模型略大，EDTA 的提取效果較復(fù)合有機(jī)酸和HAc 略好。但當(dāng)HAc 和EDTA 提取土壤Cd 含量小于0.3 mg·kg-1，復(fù)合有機(jī)酸小于0.2 mg·kg-1時(shí)，以上3 種方法效果均不佳，此時(shí)稻米Cd 含量基本在0.05～0.53 mg·kg-1（5%～95%分位數(shù)）范圍內(nèi)分布。

進(jìn)一步分析土壤Cd 總量與3 種有機(jī)酸提取量之間的關(guān)系，如圖5 所示。可見，3 種有機(jī)酸提取土壤Cd 含量與土壤Cd 總量有極顯著相關(guān)性，模型決定系數(shù)R2均在0.8 以上。復(fù)合有機(jī)酸與HAc 之間的相關(guān)系數(shù)達(dá)到0.94，與聚類分析結(jié)果一致，說明這兩種方法對(duì)本研究區(qū)土壤Cd 有效態(tài)提取有相似的性質(zhì)。EDTA 既是一種酸又是一種強(qiáng)螯合劑，它可以萃取有機(jī)鍵合和Fe/Mn 氧化物鍵合的Cd 以及吸附在次生黏土礦物上的一部分Cd[36]。EDTA 提取土壤Cd 含量與土壤中Cd 總量模型決定系數(shù)R2最高，達(dá)到0.908 4，與聚類分析結(jié)果一致。

圖3 土壤安全限值與稻米安全限值對(duì)應(yīng)關(guān)系Figure 3 The corresponding relationship between soil safety limits and rice safety limits

Fang 等[37]采用復(fù)合有機(jī)酸方法提取未污染土壤Cd 有效態(tài)，并與小麥Cd 根、莖吸收量進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果表明，兩者決定系數(shù)分別為0.56 和0.57，達(dá)極顯著水平，但研究未涉及小麥籽粒Cd含量的相關(guān)性分析，而本研究結(jié)果表明，在長株潭水稻產(chǎn)區(qū)，復(fù)合有機(jī)酸的適用性不如其在小麥產(chǎn)區(qū)。說明復(fù)合有機(jī)酸提取Cd的有效態(tài)有使用局限。

Ma 等[38]研究了EDTA 提取浙江省溫嶺和海鹽地區(qū)水稻土壤中Cd 有效態(tài)與稻米中Cd 含量的關(guān)系，二者線性模型決定系數(shù)R2為0.305（P＜0.01），達(dá)顯著水平，而Xiao 等[39]用EDTA 提取浙江省其他地區(qū)土壤有效態(tài)Cd，其與稻米Cd 含量模型的決定系數(shù)R2為0.423，與本研究結(jié)果R2（0.384）略有差異，總體而言，EDTA 對(duì)稻米Cd含量變異性的解釋都沒有超過50%。YAO 等[40]用 EDTA 提取小麥和玉米土壤中的 Cd，并與根、莖Cd 含量做相關(guān)性分析，結(jié)果表明，小麥根、芽Cd含量與EDTA 提取土壤中Cd含量的模型決定系數(shù)R2分別為 0.841 和 0.830（P＜0.01），玉米根、芽Cd 含量與EDTA 提取土壤中Cd 含量的決定系數(shù)R2分別為0.840 和0.861（P＜0.01），均比本研究決定系數(shù)R2大，可見，EDTA 提取的有效態(tài)能更好地預(yù)測植物根、芽等部位吸收的Cd，而在考慮Cd 在植物中的傳輸時(shí)，其預(yù)測效果有所降低。

圖4 HAc、復(fù)合有機(jī)酸及EDTA提取土壤Cd與稻米Cd相關(guān)關(guān)系Figure 4 Correlation between HAc extractable Cd，compositeorganic-acid-extracted Cd，EDTA extractable Cd and rice Cd concentrations

圖5 土壤Cd總量與有機(jī)酸提取Cd相關(guān)關(guān)系Figure 5 Correlation between total soil Cd and organic-acid extractable Cd

2.2.4 CaCl2提取土壤Cd含量與稻米Cd含量相關(guān)性分析

CaCl2是中性鹽提取劑，Rao等[41]總結(jié)了1980年至今研究人員采用的近26 種提取劑提取的土壤重金屬含量與植物重金屬含量的關(guān)系，認(rèn)為0.01 mol·L-1CaCl2較酸性及有機(jī)絡(luò)合提取劑更能代表重金屬植物有效態(tài)含量。本研究CaCl2提取的土壤Cd 含量與稻米Cd 含量散點(diǎn)圖如圖6 所示，線性關(guān)系模型的決定系數(shù)R2為0.479 6，效果要優(yōu)于總量及有機(jī)酸提取的結(jié)果。這是因?yàn)镃aCl2提取的重金屬有效態(tài)屬于現(xiàn)實(shí)有效態(tài)，而有機(jī)酸及螯合劑提取的有效態(tài)更多的為潛在有效態(tài)[42]?？梢?，現(xiàn)實(shí)有效態(tài)更能體現(xiàn)土壤Cd 污染對(duì)稻米的危害性。就局部數(shù)據(jù)而言，CaCl2提取的重金屬有效態(tài)對(duì)稻米Cd含量的預(yù)測能力存在明顯的差異性，其中在 0.04～0.13 mg·kg-1（平均值為 0.075 mg·kg-1）范圍內(nèi)效果明顯差于其他數(shù)據(jù)區(qū)域，模型決定系數(shù)R2僅為0.006。當(dāng)大于0.12 mg·kg-1時(shí)，稻米Cd含量隨CaCl2提取土壤Cd 含量的增加而增加，且趨勢明顯，這與Chen 等[43]在湖南湘潭的研究結(jié)果有相似性，也與劉小蓮等[16]的研究結(jié)果相符。Zhang 等[44]在浙江上虞采集了53 個(gè)土壤-稻米對(duì)應(yīng)樣品，分析了CaCl2、NH4OAc等方法提取的Cd與稻米Cd的相關(guān)性，0.01 mol·L-1CaCl2提取的土壤Cd 含量平均值為0.018 mg·kg-1，范圍為0.011～0.083 mg·kg-1，在此區(qū)間CaCl2提取土壤Cd 與稻米Cd 的線性關(guān)系模型相關(guān)系數(shù)為0.85。本研究亦選取CaCl2提取土壤Cd含量為0.016～0.040 mg·kg-1的數(shù)據(jù)共23對(duì)做相關(guān)性分析，數(shù)據(jù)平均值為 0.035 mg·kg-1，模型形式為y=6.78x-0.074，決定系數(shù)R2=0.56（P＜0.01），與 Zhang 等[44]的研究結(jié)果基本一致。Lai 等[45]將 0.01 mol·L-1CaCl2作為重金屬 Cd 有效態(tài)的提取方法，分析了臺(tái)灣地區(qū)不同季節(jié)、不同種類水稻（粳稻和秈稻）對(duì)CaCl2提取的土壤Cd 的響應(yīng)性，結(jié)果表明，高富集Cd 的早秈稻品種與CaCl2提取Cd 有更好的劑量-效應(yīng)關(guān)系，且高濃度優(yōu)于低濃度?？梢?，采用CaCl2提取的土壤Cd 有效態(tài)，存在較為明顯的濃度適用范圍。除采用0.01 mol·L-1CaCl2作為土壤Cd 有效態(tài)含量提取劑外，也有研究者認(rèn)為0.1 mol·L-1CaCl2提取土壤鮮樣獲得的Cd 含量更能代表Cd 對(duì)稻米的有效性，土壤風(fēng)干后理化性質(zhì)較鮮樣有較大變化，會(huì)引起Cd 有效態(tài)含量的改變，這可能是0.01 mol·L-1CaCl2提取風(fēng)干土 Cd 含量代表土壤 Cd 有效態(tài)含量不佳的原因[43]。

2.2.5 土壤溶液及DGT提取土壤Cd與稻米Cd的關(guān)系

土壤溶液及DGT提取的土壤Cd有效態(tài)含量與稻米Cd 含量散點(diǎn)圖如圖7 所示?？梢?，以本文方法提取的土壤溶液Cd 有效態(tài)含量預(yù)測稻米Cd 含量并不理想，兩者無顯著相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)r=0.12。DGT監(jiān)測結(jié)果表明，隨著DGT_Cd 的增加，稻米對(duì)Cd 的吸收存在明顯的二向性，部分水稻Cd含量增加緩慢，而部分水稻Cd含量增加明顯。且兩種情景均表現(xiàn)為與稻米Cd 含量顯著相關(guān)，這與其他土壤有效態(tài)提取結(jié)果有較大的差別。出現(xiàn)這種情況可能與Cd的實(shí)際供給庫有關(guān)[46]。實(shí)際采樣時(shí)我們也發(fā)現(xiàn)，農(nóng)民對(duì)水稻的管理差異很大，有的地里基本沒有水，而有的地里還有一層水。這也可能是造成DGT 測定結(jié)果兩向性的原因。水稻在生長過程中，由于存在不同水分管理模式，導(dǎo)致同一土壤Cd有效性存在明顯差別，間歇式灌排的稻田，由于土壤處于好氧狀況，Cd 活性高，稻米富集Cd 量增加，而淹水稻田，土壤處于厭氧狀況，Cd活性明顯下降，導(dǎo)致Cd實(shí)際供給能力明顯下降，表現(xiàn)為稻米Cd 吸收量的減少。本研究測定土壤為風(fēng)干土，因此對(duì)于淹水生長的稻田，土壤DGT_Cd 含量較實(shí)際偏大，導(dǎo)致相同DGT_Cd 濃度稻米富集Cd 存在差異性。再者，水稻品種的差異也可能是另外的原因[47-49]，畢竟模型構(gòu)建時(shí)為了通用性沒有考慮不同品種水稻對(duì)Cd富集能力的差別。

與其他重金屬有效態(tài)提取技術(shù)不同，DGT提取重金屬有效態(tài)過程是一個(gè)動(dòng)態(tài)模擬植物吸收的過程，其提取的重金屬有效態(tài)包括土壤溶液中離子態(tài)、有機(jī)易解離態(tài)及土壤顆粒易解離態(tài)，實(shí)際研究表明，土壤中此部分重金屬更具有植物可利用性[17，50-51]。而土壤溶液中的重金屬主要以離子態(tài)、有機(jī)絡(luò)合態(tài)、黏粒結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)等形態(tài)存在[52]，這部分重金屬不一定都是植物可利用的。

本研究最終篩選出DGT 技術(shù)為本區(qū)域預(yù)測稻米富集Cd較為理想的工具，DGT技術(shù)具有很強(qiáng)的土壤環(huán)境適用性，土壤理化性質(zhì)變化對(duì)有效態(tài)含量的影響具有良好的聚合表征性能，是分析長株潭地區(qū)土壤與稻米污染風(fēng)險(xiǎn)最有效的工具之一。但就本研究而言，取樣區(qū)域以及取樣量有限，并不能完全代表本區(qū)域特點(diǎn)，因此要想在區(qū)域內(nèi)建立一個(gè)可推廣的基于DGT 技術(shù)的土-作Cd傳輸模型，還需進(jìn)一步加大研究力度。

圖6 CaCl2提取土壤Cd與稻米Cd相關(guān)關(guān)系Figure 6 Correlation between CaCl2 extractable Cd and rice Cd concentrations

圖7 土壤溶液和DGT提取土壤Cd與稻米Cd相關(guān)關(guān)系Figure 7 Correlation between soil solution Cd，DGT-extracted Cd and rice Cd

3 結(jié)論

（1）研究區(qū)存在較為明顯的土壤及稻米Cd 污染風(fēng)險(xiǎn)，土壤Cd 平均含量為0.40 mg·kg-1，有55%的樣品超過篩選值，稻米Cd 平均含量為0.28 mg·kg-1，有44.4%樣品超標(biāo)。

（2）土壤Cd 總量與HAc、EDTA 和復(fù)合有機(jī)酸提取Cd 含量達(dá)極顯著相關(guān)性，模型決定系數(shù)R2均在0.8以上，其中，土壤Cd總量與EDTA提取Cd含量模型決定系數(shù)R2達(dá)0.908 4。

（3）以總量預(yù)測稻米Cd 污染情況會(huì)產(chǎn)生37.2%～39.8%的誤判率，0.01 mol·L-1CaCl2提取的土壤Cd 有效態(tài)含量存在明顯的適用范圍限制，在0.04～0.13 mg·kg-1范圍內(nèi)，效果明顯差于其他數(shù)據(jù)區(qū)域。

（4）DGT技術(shù)能較好地預(yù)測稻米對(duì)Cd的吸收富集性能，且能區(qū)分土壤庫供給能力差異對(duì)稻米富集Cd的影響，是本區(qū)域預(yù)測稻米富集Cd較為理想的工具。