基于DGT 和化学提取法研究浙西北地质高背景区土壤镉生物有效性

吴超，孙彬彬*，成晓梦，刘冬，乔宇，贺灵，曾道明

（1. 自然资源部地球化学探测重点实验室，中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所，河北 廊坊065000； 2. 联合国教科文组织全球尺度地球化学国际研究中心，河北 廊坊 065000； 3. 山西省地质调查院有限公司，山西 太原 030000）

镉（Cd）作为一种活动性较强的有毒重金属元素，易通过食物链进入人体，危害人类健康。中国土壤污染状况调查公报显示，Cd 超标率位列中国耕地无机污染物首位。土壤中Cd 的污染主要来源于人类活动和地质高背景。人类活动如工矿企业“三废”排放和农业生产易引发局部地区土壤重金属污染[1-2]。此外，由地质作用过程引发的地质高背景也与土壤重金属异常富集密切相关[3-4]，如黑色岩系在沉积过程中富含硫化物和有机质，而Cd 具有显著的亲硫特点，易与Zn、Cu、As、Ag、Au、Hg、Sb、Pb 等元素的硫化物共生，使得风化土壤普遍存在Cd 等重金属超标现象[5-6]。调查发现，中国浙江西北部黑色岩系分布区土壤中Cd 含量显著偏高具有区域生态风险，其影响范围自南向北包括开化县、淳安县、临安县、安吉县等地[7-8]。“自然来源”相较于“人类活动”引起的土壤Cd 污染影响范围更广，在区域尺度上对生态系统和人类健康构成危害。土壤重金属总量虽能反映重金属富集程度，但其生物可利用性、生物毒性在更大程度上取决于其生物有效性。目前现有土壤环境质量标准多以重金属总量为指标，基于元素总量的评价结果过于保守，会导致不必要的污染土壤修复治理工作。大量研究表明，土壤重金属总量与其生物效应关系错综复杂，由于形态组成不同，等量重金属所表现出的环境生物效应差异很大，采用总量很难科学评价土壤重金属污染水平。因此，生物有效量逐渐成为土壤污染评价与风险预测的重要依据。

已有的土壤重金属有效态测定方法中，操作相对简单、成本相对较低的单一提取法及信息全面的连续提取法是最常用的方法。总体来看，化学提取法获得的土壤重金属元素有效量比总量能更好地反映植物吸收水平，但化学提取法存在浸提原理与作物吸收过程存在差异、浸提剂缺乏普适性、浸提过程中存在再分配和再吸附等问题。梯度扩散薄膜技术（Diffusive Gradients in Thin Films，DGT）是近年来被广泛应用于土壤、水体、沉积物等多种环境介质中各类元素的有效态含量测定的一种新型仿生原位取样技术。该技术以菲克（Fick）扩散第一定律为理论基础获得目标物在环境介质中的（生物）有效态含量及固-液交换动力学信息，同时也削弱甚至消除了土壤自身理化性质对测定结果的影响。与基于分配平衡原理的传统化学提取法不同，DGT 装置吸收待测物质的过程机理与植物吸收消耗作用引起的目标物质从环境介质到植物体表面的动力学过程机理类似，能较好地反映自然条件下植物对重金属元素的复杂吸收过程[9-11]。但学者对DGT 技术能否科学地表征土壤重金属生物有效性仍存在争议。有研究表明，DGT 相较于传统的化学提取法，能较好地模拟植物吸收土壤重金属的过程[12-13]，但也有研究表明DGT测定的有效态重金属与植物吸收之间相关性不好，且评价结果与重金属全量、复合污染和植物种类有关[14]。目前，对土壤Cd 污染DGT 的研究主要基于同种土地利用类型土壤的室内盆栽实验。外源添加污染土壤不仅具有较高的生物有效性，同时还会降低土壤pH 等因素对土壤中重金属生物有效性影响的敏感程度，难以代表自然污染土壤中的复杂情况。针对大田环境下自然来源的地质高背景区土壤Cd污染，DGT 的测定结果能否准确地反映土壤Cd 生物有效性还不十分清楚。

探寻有效的分析方法和技术手段检测土壤重金属生物有效态含量一直是环境科学领域研究的热点。本文在土地质量地球化学调查基础上，以浙西北地质高背景区内的水稻、小白菜及其对应根系土为研究对象，采用DGT 技术、单一提取法（0.01mol/L 氯化钙提取）、连续提取法（七步连续提取）和土壤溶液法比较评价土壤Cd 生物有效性，采用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）测定土壤和农作物Cd 含量及有效Cd；采用电位法（POT）测定土壤pH 值；采用容量法（VOL）测定土壤有机质（OM）含量，分析Cd 在土壤-作物系统中的迁移富集特征及赋存形态特征。通过对比土壤有效Cd 与作物Cd 含量间相关性，比较各土壤重金属有效态提取技术对地质高背景区不同土地利用类型土壤Cd 生物有效性评估效果，以期建立地质高背景区土壤Cd 的生物有效性评价方法，为污染农用地安全利用和风险管控、保障农产品安全提供技术支撑。

1 研究区概况

基于浙江省多目标区域地球化学调查资料，选择浙江西北部土壤Cd 高地质背景区为研究对象，采样点位主要布设于安吉县和淳安县黑色岩系区，另有少量点位布设于杭州市、诸暨市、建德市作为背景区样品（图1）。浙西地区广泛分布下寒武统黑色岩系，厚度450~1700m，地层发育较为完整，其中上统为华严寺组和西阳山组；中统为杨柳岗组；下统为荷塘组、大陈岭组。在岩性组合上，寒武统中上部以碳酸盐岩为主，下部为硅质岩夹石煤层和磷矿层[8]。浙西地区地处亚热带中部，气候湿润，光照充足。年均降水量在1100~2000mm 之间，全年日照时数1800~2200h，年平均气温15~18℃。地貌以山地和丘陵为主，主要土地利用类型为农用地，包括水田、旱地和林地，土壤类型以水稻土、红壤和黄壤为主。

图1 研究区位置及采样点位示意图Fig. 1 Location of the study area and sampling sites. The red point is sampling position, the base map shows the distribution characteristics of Cd content in soil, and the data comes from the multi-purpose regional geochemical survey.

2 实验部分

2.1 样品采集与预处理

研究区内共采集水田土壤-水稻籽实样品80 套和旱地土壤-小白菜样品20 套（图1）。样品采集和加工方法严格参照《土地质量地球化学评价规范》（DZ/T 0295—2016），在选定的田块内布设3 个以上采样小区，协同采集农作物及根系土样品。每个水稻采样点采集5~10 株稻穗组合成一件样品，质量大于0.5kg。每个小白菜采样点采集3~5 株菜叶组合成1 件样品，质量（鲜重）大于1kg。在作物样品同点位处对应采集根系土（0~20cm）样品，土壤样品原始质量大于1kg。

采集的土壤样品经自然风干后，过10 目（2mm）尼龙筛，全部过筛后的土样混合均匀，留取100g 土样用于DGT 方法和土壤溶液法提取有效态镉，剩余样品装入聚乙烯样品瓶中送至实验室用于单一提取法和连续提取法提取有效态镉、土壤镉全量、pH 值和有机质（OM）等测定。采集的水稻穗样品，晒干后送至实验室，实验室将水稻穗脱粒，用纯净水清洗干净后，烘干脱壳去皮，粉碎后用于测定镉全量。小白菜样品送至实验室，经纯净水清洗干净后用干净纱布轻轻擦干，用组织捣碎机捣碎混匀后用于测定镉全量。

2.2 土壤有效镉提取方法

2.2.1 DGT 技术

本实验采用的DGT 装置购置于南京维申环保科技有限公司，与基质接触面积为2.54cm2。吸附膜材质为Chelex-100，厚度0.4mm，直径2.5cm。扩散膜材质为聚丙烯酰胺，厚度0.78mm。滤膜材质为PES（聚醚砜），厚度0.14mm，孔径0.45μm。

DGT 主要测试步骤包括：①土壤预平衡：按照其田间持水量（WHC）的60%加去离子水搅拌均匀并恒温放置。放置48h 后继续添加去离子水至WHC 的100%，继续恒温放置24h；②DGT 装置提取有效Cd，提取24h；③DGT 装置的回收和测定。详细操作流程和有效Cd 浓度（CDGT）的计算方法参照文献[15]。

2.2.2 单一提取法

采用0.01mol/L 氯化钙作为有效Cd 提取剂，具体参照Houba 等[16]的方法，称取3g 土壤样品，加入30mL 0.01mol/L 氯化钙溶液，室温振荡2h，在3000r/min 下离心20min，用0.45μm 聚醚砜滤膜过滤，用ICP-MS 测定提取液中Cd 含量。

2.2.3 连续提取法

参照《生态地球化学评价样品分析技术要求》（DD2005-03），采用七步连续提取法测定土壤Cd 形态组成，包括：水溶态（F1）、离子交换态（F2）、碳酸盐结合态（F3）、腐植酸结合态（F4）、铁锰氧化物结合态（F5）、强有机结合态（F6）和残渣态（F7）。其中F1、F2和F3为有效Cd（CF1+F2+F3），F4、F5和F6为潜在生物有效组分，F7为稳定态。

2.2.4 土壤溶液法

待DGT 实验结束后将培养皿中剩余的土壤全部转移到50mL 离心管中，在3000r/min 下离心30min，将上清液用0.45μm 聚醚砜滤膜过滤，用ICPMS 测定溶液中Cd 含量。

2.3 样品分析测试与质量控制

样品的分析测试工作由中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所实验测试中心完成。土壤总Cd 和作物总Cd 的测定采用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS，美国ThermoFisher 公司），样品前处理方法为密闭消解，方法检出限分别为0.02mg/kg 和0.0002mg/kg；土壤pH 值的测定采用电位法（雷磁PHB-4，中国上海仪电科学仪器股份有限公司），样品前处理方法为无二氧化碳水浸取，方法检出限为0.1；土壤有机质（OM）的测定采用容量法（VOL），样品前处理方法为浓硫酸加热消解，方法检出限为0.1%。

分析质量控制严格按照《土地质量地球化学评价规范》（DZ/T 0295—2016）和《多目标区域地球化学评价规范》（DZ/T 0258—2014）执行。样品分析过程中，按照规范插入国家一级标准物质（GBW0740～GBW07408、GBW07423～GBW07426）用于检测分析测试的准确度和精密度。各元素指标准确度总体合格率为100%，精密度总体合格率为100%，达到《多目标区域地球化学评价规范》（DZ/T0258—2014）的要求，分析数据质量可靠。

3 结果

3.1 土壤镉总量与镉各赋存形态特征

土壤总Cd 含量（Cd-S）可以在一定程度上说明土壤的污染情况。由表1 可见，研究区水田土壤总Cd 含量在0.18~6.61mg/kg 之间，平均值为1.07mg/kg。旱地土壤总Cd 含量在0.16~2.39mg/kg 之间，平均值为0.73mg/kg。对比浙江和全国表层土壤背景值数据[17-19]，研究区水田土壤和旱地土壤中Cd 平均含量分别是浙江表层土壤（0.07）的15.3 倍和10.4 倍，是全国表层土壤背景值（0.14）的7.6 倍和5.2 倍，显示研究区Cd 呈明显富集特征。

表1 研究区土壤、作物Cd 含量及土壤理化性质统计Table 1 Statistical date of Cd concentrations in soil and crop and soil properties in the study area.

已有研究表明，研究区属于典型的黑色岩系地质高背景区，黑色岩系是一套富含硫化物和有机质的沉积岩，包含各种暗色页岩、硅质粉砂岩和少量碳酸盐岩，并富集Cd 等重金属元素，在湿热环境中，黑色岩系暴露于地表时极易风化，使大量有毒重金属淋滤进入地表土壤、水和植物系统，从而影响作物安全和人体健康[5-6，8]。在全球范围内由黑色岩系引发的土壤Cd 异常富集现象广泛存在，如美国加利福尼亚州黑色页岩风化土壤Cd 含量为0.59~28mg/kg[20]，韩国Okchon 黑色页岩风化土壤Cd 含量为0.2~5.7mg/kg[21]，中国重庆黑色岩系区土壤Cd 含量为0.88~42.4mg/kg[22]。其中中国南方黑色岩系带从云南，经贵州、湖南、江西一直延伸到浙江，全长约1600km，是目前世界上最大的黑色岩系带之一[23]。本研究区处于中国南方黑色岩系带东部，土壤Cd 的异常富集与黑色岩系引起的地质高背景密切相关。

土壤重金属的赋存形态特征为研究重金属来源、赋存状态和生物有效性提供了重要信息，研究区土壤Cd 形态分布特征见图2。考虑到水溶态（F1）和离子交换态（F2）均为土壤中Cd 生物活性最强的组分，研究区水溶态（F1）Cd 的相对含量很低，本文将F1和F2态Cd 加和统计。研究区土壤F1+ F2态Cd 占比最高，相对含量在16.2%~75.0%之间，水田土壤和旱地土壤平均值分别为54%和47.2%。碳酸盐结合态（F3）是指被束缚在碳酸盐中的部分，F3态Cd 的相对含量在2.4%~26.6%之间，水田土壤和旱地土壤平均值分别为5.9%和4.6%，F3态对pH 值敏感，当pH降低时可重新释放进入土壤。腐植酸结合态（F4）是指被有机质吸附，结合力较弱的部分，F4态Cd 的相对含量在4.3%~16.8%之间，水田土壤和旱地土壤平均值分别为9.3%和11.5%。铁锰氧化物结合态（F5）是指被铁锰氧化物包裹或本身为氢氧化物沉淀的部分，F5态Cd 的相对含量在4.8%~26.7%之间，水田土壤和旱地土壤平均值分别为13.5%和14.3%。强有机结合态（F6）Cd 的相对含量在2.3%~10.6%之间，水田土壤和旱地土壤平均值分别为4.2%和5.5%。残渣态（F7）是化学性质最稳定的部分，不易被植物吸收利用，F7态Cd 的相对含量在5.1%~30.3%之间，水田土壤和旱地土壤平均值分别为13.2%和16.9%。整体来看，研究区土壤Cd 中生物有效组分占比较高，具有较强的生物活性。

一般来说，吸附-解吸过程对土壤Cd 生物有效性起到关键作用，该过程与土壤酸碱度（pH 值）、有机质含量（OM）等因素有着密切的联系。研究表明土壤pH 是控制土壤离子化学行为等作用的关键因素，随着pH 值降低，土壤颗粒表面对金属元素的吸附作用减弱。由表1 可见，研究区水田土壤pH 值为酸性到弱碱性（4.9~8.0，平均值6.1），旱地土壤pH 值为酸性到弱酸性（4.7~6.0，平均值5.3）。酸性（4.5

3.2 作物镉含量特征

研究区水稻籽实中Cd 含量在0.01~3.29mg/kg之间，平均值为0.26mg/kg。小白菜中Cd 含量在0.01~0.31mg/kg 之间，平均值为0.08mg/kg（表1）。参照《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中规定的“稻谷”和“叶菜蔬菜”Cd 污染阈值对作物样品进行食用安全性评估，研究区水稻籽实和小白菜的Cd 超标率分别为34%和10%。进一步参照《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中规定的Cd 污染风险筛选值对土壤样品进行污染风险评估，研究区水田和旱地土壤Cd 超标率分别为70%和75%，作物超标率显著低于土壤超标率。类似地，马宏宏等[4]和宋波等[25]测定的广西高Cd 地质背景区水稻籽实超标率分别为8.8%和4.2%，同样明显低于土壤Cd 超标率（95.6%和33.3%）。可见，虽然地质高背景区土壤Cd 超标率较高，但农作物超标率相对较低，如果仅以土壤中总Cd 含量的高低划分污染风险筛选区难以科学评价土壤Cd 污染水平，会造成土地资源的严重浪费，应综合考虑土壤中Cd 的生物有效性。

生物富集系数（BCF）可以反映重金属在农田-作物系统中的迁移富集情况，用农作物重金属含量与其对应土壤中重金属含量的比值表示。BCF 越大，表明重金属在土壤-作物系统中的迁移富集能力越强。研究区水稻籽实Cd 的BCF 值在0.015~1.18 之间，平均值为0.28。小白菜Cd 的BCF 值在0.03~0.24之间，平均值为0.11。水稻籽实和小白菜Cd 的BCF 平均值均大于0.1（表1），说明土壤中的Cd 比较容易在作物中富集。进一步对比不同成因Cd 污染区水稻籽实BCF 值（表2）。本研究与唐豆豆等[3]对浙江安吉水稻籽实Cd 的BCF 研究结果相差不大，两者具有相似的地质背景（黑色岩系）。与马宏宏等[4]和宋波等[25]的研究结果相比，广西横县和广西西南部地区（碳酸盐岩区）水稻籽实Cd 的BCF 值明显低于本研究区结果，Cd 的BCF 值分别相差3.7 倍和7.4 倍。可见，黑色岩系区水稻籽实Cd 的BCF 值明显高于碳酸盐岩区研究结果。与Chen 等[26]和倪卫东等[27]对长三角和珠三角工业区人为污染农田的研究结果相比，水稻籽实Cd 的BCF 值相差不大。一般情况下，地质高背景区主要是成土母岩风化来的“内源”重金属，稳定性较强，不容易被植物吸收利用。而人类活动引入的“外源”重金属大都在土壤中不太稳定，有着较高的生物有效性，如白宇明等[28]研究发现河套平原某城市工业区土壤Cd 生物有效组分占比为44.93%，RAC 指数达到高风险等级。值得注意的是，本研究区土壤中Cd 虽然源自黑色岩系母岩，仍表现出较高生物有效性。刘意章等[22]研究结果也表明，不同区域黑色岩系风化土壤中重金属的赋存形态特征具有一定相似性，Zn、Cu、Cr 和Ni 主要赋存在残渣态中，但Cd 的残渣态比例相对较低。研究区作为黑色岩系母质重金属地质高背景区，土壤中高度富集Cd，且其生物有效组分占比较高，Cd易在土壤-作物系统中的迁移富集，导致农作物中Cd 的富集和超标。

表2 不同成因Cd 污染区水稻籽实生物富集系数（BCF）Table 2 Bioconcentration factor (BCF) of Cd in rice from different sources.

3.3 四种提取技术测定评价土壤镉生物有效性结果

土壤有效Cd 是否与作物体内Cd 含量之间存在线性相关及相关程度是决定土壤有效Cd 评价方法适宜性的根本依据。本研究应用DGT 技术、单一提取法（0.01mol/L 氯化钙提取）、连续提取法（七步连续提取）和土壤溶液法测定土壤中有效Cd 含量，测定结果分别记为CDGT、CCaCl2、CF1+F2+F3和Csoln（图3）。Kolmogorov-Smirnove（K-S）正态分布检验结果显示：CDGT、CCaCl2、CF1+F2+F3、Csoln和作物Cd 含量（Cd-P）均符合对数正态分布。将数据进行对数变换后，分别将4 种方法测定的土壤有效Cd 与作物Cd 含量进行线性相关分析，结果见表3。从Pearson 系数可知，4 种方法测定的土壤有效Cd 与作物体内Cd 均表现出显著的正相关性（P<0.01）。对于研究区水田土壤，不同方法测得的有效Cd 与水稻籽实Cd 含量相关系数大小依次为：Csoln>CDGT>CCaCl2>CF1+F2+F3。对于研究区旱地土壤，测得的有效Cd 与小白菜Cd 含量相关系数大小依次为：CDGT>CCaCl2>CF1+F2+F3>Csoln。

表3 土壤有效Cd 与作物Cd 含量线性相关系数Table 3 Relationships between available Cd in soil and Cd concentration in crops.

图3 不同方法测定的土壤有效Cd 含量特征Fig. 3 Available Cd of Se determined by different methods.

4 讨论

4.1 DGT 技术测定结果分析

应用DGT 技术对研究区水田和旱地土壤测定的有效Cd（CDGT）含量范围分别为0.02~1.69μg/L 和0.14~1.88μg/L（图3），平均值分别为0.78μg/L 和0.62μg/L。由表3 可知，CDGT在水田和旱地土壤中与作物Cd 含量的相关系数分别为0.622 和0.887，大于CCaCl2和CF1+F2+F3。Csoln虽然在水田土壤中与作物Cd 含量的相关系数大于CDGT，但其生物有效性评价效果不稳定。本文中DGT 技术反映的土壤Cd 生物有效性要优于0.01mol/L 氯化钙提取法、七步连续提取法和土壤溶液法，且评价效果不受土地利用类型影响。类似地，陈静等[29]分别应用DGT 技术和5 种化学提取法评价Zn-Cd 复合污染土壤中Cd 的生物有效性，结果表明DGT 技术优于化学提取法。姚羽等[30]采用盆栽试验和外源添加Pb-Cd 复合污染方式，应用DGT 技术和传统化学方法评价土壤Cd 生物有效性，结果也表明DGT 技术优于化学提取法。刘小莲等[31]比较研究了DGT 技术、0.01mol/L 氯化钙提取法和土壤溶液法测定的有效Cd 与水稻籽实Cd 含量相关性，结果表明DGT 技术相较于传统化学提取法能更好地反映土壤Cd 生物有效性。

土壤-作物系统中Cd 的生物有效性是一个不断变化的动态过程，伴随作物根系对Cd 的吸收，根系附近土壤溶液中的Cd 浓度下降，促使被土壤吸附的非稳态Cd 释放到土壤溶液中。这个过程可以概括为两个不同的阶段，即以物理化学作用为基础的解吸过程和以生物学作用为驱动的吸收过程。传统的化学提取法基于平衡原理，采用特定的化学试剂和提取流程，从土壤中提取一个或几个特定目标态组分，其测定结果都是操作意义上的“相态”，无法反映土壤释放动力学过程对生物有效性的影响。DGT 装置吸收待测物质的过程，其机理与植物吸收消耗作用引起的目标物质从环境介质到植物体表面的动力学过程机理类似，测定的有效Cd（CDGT）包括土壤溶液中的离子态物质、络合态物质中的可解离物质以及固相向液相的补给物质，该浓度反映了环境介质对目标元素的再补给能力以及对补给过程有所贡献的元素赋存形态[32]，其结果不仅反映了土壤固相和土壤溶液间的静态过程，还包括土壤固相释放补给土壤溶液的动态过程。Tian 等[33]利用多因子分析发现，DGT 技术几乎不受土壤基本性质影响。因此，与传统的化学提取法和土壤溶液法相比，DGT 技术是评价土壤Cd 生物有效性和预测作物Cd 含量的较好方法。

4.2 氯化钙（单一提取法）测定结果分析

单一提取法是目前普遍采用的土壤有效态重金属测定方法，常用的有效态Cd 提取剂类型主要有盐溶液（CaCl2、MgCl2、NH4NO3等），稀酸（盐酸、硝酸、乙酸等），络合剂（EDTA、DTPA 等）缓冲溶液（NH4OAc 等）。本文采用的0.01mol/L 氯化钙提取法对研究区水田和旱地土壤测得的有效Cd（CCaCl2）含量范围分别为0.07~0.95mg/kg 和0.08~0.55mg/kg（图3），平均值分别为0.58mg/kg 和0.31mg/kg。CCaCl2在水田和旱地土壤与作物Cd 含量的相关系数分别为0.583 和0.795，表现出较好的相关性水平，整体来看其评价效果仅次于DGT 技术（表3）。值得注意的是，国家标准《土壤质量有效态铅和镉的测定原子吸收法》（GB/T 23739—2009）中规定的有效Cd 提取剂类型为DTPA，但DTPA 在普适性方面有所欠缺，其应用于酸性土壤可能会超过土壤溶液缓冲能力，导致碳酸盐和铁锰氧化物吸附的重金属释放，不能很好地评价酸性土壤中Cd 生物有效性。本研究区土壤呈明显的酸化特征，因此DTPA 并不适用。近年来中性盐提取剂0.01mol/L 氯化钙受到学者广泛关注，在美国、欧洲、澳大利亚和新西兰等国家地区得以应用[34]。研究表明，氯化钙溶液能有效地置换出被土壤颗粒吸附的金属离子，且土壤pH 和土壤结构变化对置换率的影响较小，适用范围广[35-36]。氯化钙溶液主要通过静态离子交换作用置换出土壤吸附态Cd，提取的有效Cd 的形态主要为水溶态和离子交换态，但土壤中部分生物可利用的金属（如土壤颗粒或土壤溶液中不稳定的有机和无机络合物）可能未被提取出来，因此可能会低估土壤中Cd 的生物有效性。

4.3 七步法（连续提取）测定结果分析

与单一提取法相比，连续提取法能够提供重金属的赋存形态特征，可以更加全面地评价土壤中重金属的移动性、有效性和潜在毒性。本文采用七步法对土壤样品进行连续化学提取分析，获得Cd 的七种赋存形态。一般将水溶态（F1）、离子交换态（F2）和碳酸盐结合态（F3）归为生物有效组分（CF1+F2+F3），将腐植酸结合态（F4）、铁锰氧化物结合态（F5）和强有机结合态（F6）归位潜在生物有效组分，残渣态（F7）则为稳定态[37]。研究区水田和旱地土壤测得的CF1+F2+F3含量范围分别为0.08~3.95mg/kg 和0.13~1.61mg/kg（图3），平均值分别为0.64mg/kg 和0.40mg/kg。CF1+F2+F3在水田和旱地土壤与作物Cd 含量的相关系数分别为0.577 和0.717，低于0.01mol/L 氯化钙提取法和DGT 技术（表3）。

活动系数（MF）为土壤中Cd 的生物有效组分（CF1+F2+F3）占全部形态的相对比例[38]。MF 越大，表明Cd 的活动性越强。研究区水田和旱地土壤Cd 的MF 平均值分别为59.9%和51.8%，表现出较高的生物活性。类似的，夏伟等[39]报道的湖北宣恩县黑色岩系区土壤Cd 的MF 平均值为44.4%，邓帅等[40]报道的重庆市城口县黑色岩系区土壤Cd 的MF 平均值为49%。但马宏宏等[41]对广西横县碳酸盐岩区的土壤研究结果表明，土壤中Cd 主要以残渣态形式存在（58.1%），Cd 的MF 平均值仅为21%（图4）。可见，虽然黑色岩系区和碳酸盐岩区形成的土壤均具有显著的Cd 富集特征，是地质成因土壤Cd 高背景区的主要类型。但不同母质风化的土壤中Cd 的赋存形态差异明显，碳酸盐岩区成土母岩风化土壤中Cd 主要以残渣态形式存在，生物有效组分占比较低，而黑色岩系区成土母岩风化土壤中Cd 的生物有效组分占比较高，表现出较高生物活性[22]。

图4 不同地区土壤Cd 活动系数（MF）Fig. 4 Cd mobility coefficient in different areas. The proportion of bioavailable components of Cd is relatively high in the weathering soil of the black shale area, showing a high biological activity.

4.4 土壤溶液法测定结果分析

土壤溶液（Csoln）是植物体与土壤环境进行物质交换的主要场所，因此可以指示土壤重金属的生物有效性，研究区水田和旱地土壤Csoln含量范围分别为0.03~2.18μg/L 和0.15~2.91μg/L（图3），平均值分别为1.22μg/L 和1.99μg/L。由表3 可见，土壤溶液法测得的Csoln在水田土壤中与作物Cd 含量的相关系数大于CDGT、CCaCl2和CF1+F2+F3，但其在旱地土壤中与作物Cd 含量的相关系数最小，生物有效性评价效果不稳定。这主要由于土壤溶液中部分重金属形态可供植物吸收利用，另外还含有不能被植物吸收利用的惰性形态，同时难以提取出潜在可利用态，具有较大局限性[30]。此外，由于土壤溶液的分离需要在高转速下离心，这会破坏元素在土壤固相与土壤溶液间的原始平衡，从而影响测定结果[42]。

4.5 四种提取技术综合评价

由表3 可见，4 种方法测定的土壤有效Cd 与作物体内Cd 均表现出显著的正相关性，本文采用的土壤有效Cd 提取技术均可有效地反映土壤中有效Cd含量水平。比较不同土壤有效Cd 测定方法的优缺点及其适用性，DGT 技术、单一提取法、连续提取法和土壤溶液法的适用范围和意义各不相同，但在土壤Cd 生物有效性研究中均发挥不可替代的作用。DGT 技术可以模拟植物体对Cd 的动态吸收过程，能更准确地反映土壤Cd 生物有效性。单一提取法操作相对简单、成本相对较低，主要用于快速判断土壤Cd 生物有效性水平，推荐0.01mol/L 氯化钙作为土壤有效Cd 的提取剂。连续提取法则侧重于土壤中有效Cd 和潜在有效Cd 的分析。土壤溶液不仅可以反映生物有效性，还是环境模型预测和定量评估土壤重金属地表径流和下渗迁移的关键参数。但各方法均存在一定的局限性，如单一提取剂缺乏普适性、连续提取存在再分配和再吸附问题、DGT 装置成本较高等。

4.6 有效镉与土壤理化性质关系

重金属的生物有效性与土壤性质密切相关，本文分别将4 种方法测定的土壤有效Cd 与土壤pH 值和有机质（OM）进行线性相关分析，结果见表4。土壤pH 值与不同方法测定的有效Cd 整体上呈负相关性，随着pH 值的降低，土壤有效Cd 含量增加。一般认为，土壤pH 降低会将潜在生物可利用态的重金属从土壤中释放出来（或降低表面带负电荷矿物对重金属的吸附），从而增加重金属的活动性，因此防止土壤酸化是降低土壤Cd 生物有效性和污染风险的重要方法。土壤有机质（OM）与不同方法测定的有效Cd 整体上呈正相关性。土壤中多数有机质不可溶（呈固相），对金属阳离子及有机污染物表现为强结合和固定作用，起到降低毒性的作用，然而这与本文土壤有机质与有效Cd 呈正相关性的研究结果不符。Frohne 等[43]研究认为有机质可以向土壤溶液提供低分子量的有机物，与重金属形成螯合物，可提高重金属生物有效性。余贵芬等[44]研究结果同样表明，有机质中的低分子量的腐植酸和有机酸组分对Cd起到活化作用，提高了Cd 的生物有效性。可见，由于土壤有机质组成极为复杂，其对Cd 生物有效性的影响是双向的，可溶性与不可溶性有机质的组成比例，决定了有机质对Cd 生物有效性的作用效果。

表4 土壤有效Cd 与土壤pH 值和有机质（OM）线性相关系数Table 4 Relationships between available Cd, pH value and organic matter (OM) in soil.

5 结论

本文以浙江西北部土壤Cd 高地质背景区水田土壤-水稻籽实和旱地土壤-小白菜样品为研究对象，实验应用DGT 技术、单一提取法（0.01mol/L 氯化钙提取）、连续提取法（七步连续提取）和土壤溶液法评价土壤中镉生物有效性。结果表明：①研究区表层土壤Cd 平均含量显著高于浙江和全国土壤背景值，超过土壤污染风险筛选值的比例较高，Cd 的异常富集主要与浙西北地区广泛分布的黑色岩系有关。②相较于碳酸盐岩区，黑色岩系区土壤中Cd 的生物有效组分占比较高，表现出较高的生物活性，Cd 易在土壤-作物系统中发生迁移富集。土壤有效镉整体上与土壤pH 值呈负相关关系，与有机质（OM）呈正相关关系。③对比不同土壤镉生物有效性评价方法，DGT 技术测定的有效镉与作物镉含量相关关系优于单一提取法、连续提取法和土壤溶液法。

本研究查明了DGT 技术是评价地质高背景区不同土地利用类型土壤Cd 生物有效性的适宜方法，DGT 技术可实际应用于地质高背景区土壤Cd 生态风险评估。DGT 吸收待测物质的过程机理与植物吸收消耗作用引起的目标物质从环境介质到植物体表面的动力学过程机理类似，在重金属生物有效性研究方面相较于其他化学分析方法更具优势。