Research on Migration and Safety Threshold of Available Heavy Metals in Soil and Crop Systems

LUGangbin, EShengzhe, YUANJinhua, ZHANGPeng, LIUYana, ZHAOXiaolong

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Journal of Agriculture ›› 2025, Vol. 15 ›› Issue (3) : 24-35. DOI: 10.11923/j.issn.2095-4050.cjas2024-0042

Research on Migration and Safety Threshold of Available Heavy Metals in Soil and Crop Systems

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Abstract

Determining the safety threshold of heavy metals in soil is an important measure to ensure the quality and safety of agricultural products in China. By studying the accumulation and transportation characteristics of five heavy metals (Cr, Cd, Pb, As, and Hg) in different organs of corn and wheat in the cities of Jinchang, Zhangye and Baiyin in Gansu Province and establishing the relationship between the effective content of Cr, Cd, Pb, As, and Hg in soil and crop grains, this study identified the safety threshold of effective heavy metals in soil for corn and wheat systems. This study employed the method and principles of species sensitivity distribution (SSD) and derived the safety threshold of effective heavy metals in soil for corn and wheat planting systems based on the cumulative probability distribution curve of the Logistic function distribution model. The results showed that the accumulation pattern of Cr, Cd, Pb, As and Hg in wheat plants was consistent, namely, roots>stems>grains, and similarly, the accumulation pattern of Cr, Pb, As and Hg in corn plants was roots>stems>grains, while the accumulation pattern of Cd was stems>roots>grains. Utilizing the Logistic function distribution model to fit the cumulative probability distribution curve based on the effective content of heavy metals, the safety thresholds of effective Cr, Cd, Pb, As and Hg in wheat soil were determined to be 0.019, 0.771, 35.294, 2.777 and 0.133 mg/kg, respectively. Meanwhile, the safety thresholds of effective Cr, Cd, Pb, As and Hg in corn soil were determined to be 0.296, 7.90, 52.363, 12.462 and 0.119 mg/kg, respectively. The results of this study indicate that estimating the safe threshold of effective heavy metal content based on the cumulative probability distribution curve method was scientific, providing a scientific basis and support for the safe planting and risk control of wheat and corn.

Key words

wheat / corn / available heavy metal / safety threshold / soil heavy metals / species sensitivity distribution method / Logistic function / cumulative probability distribution curve / safety of agricultural product quality

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LU Gangbin , E Shengzhe , YUAN Jinhua , ZHANG Peng , LIU Yana , ZHAO Xiaolong. Research on Migration and Safety Threshold of Available Heavy Metals in Soil and Crop Systems. Journal of Agriculture. 2025, 15(3): 24-35 https://doi.org/10.11923/j.issn.2095-4050.cjas2024-0042

0 引言

土壤是支撑人类、动物以及整个生态系统健康稳定的重要基础[1]。但近些年来，伴随着经济的发展、人口的增长和城市化进程的加快，作为重金属重要的汇集地，土壤中重金属的暴露量持续提高，土壤重金属污染已经成为生态系统和人类不可忽视的关键问题[2]。中国首次全国土壤污染状况调查结果显示，中国土壤重金属总超标率达到16.1%，总体不容乐观，其中耕地点位超标率更高，达19.4%，耕地土壤环境质量堪忧[3]。建立土壤重金属阈值、制定土壤质量标准对重金属风险评估和指导农业安全生产具有重要意义。目前，世界各国建立的土壤中潜在有毒元素的标准值大部分都是根据土壤中重金属的总量而制定的[4-5]。中国现行土壤环境质量标准对土壤重金属阈值的评价体系也不例外，虽然现行的土壤环境质量标准在中国土壤环境保护和污染控制中发挥着重要作用，但对于不同生态气候区，复杂多样的土壤类型，土壤质量标准是否完全适用仍存在争议[6⇓-8]。由于土壤环境复杂多样，重金属在土壤中以不同形态存在，仅以重金属的总量作为风险防控指标往往不能起到风险筛选的作用。土壤中重金属的生物有效性及其风险主要取决于重金属有效态含量，其相较于总量更能反映重金属实际的供给水平，因此研究重金属有效态含量及其与作物吸收的关系，对于农产品质量安全具有重要意义[9]。
目前，土壤有效态重金属安全阈值的推导方法主要有2种，分别为物种敏感性分布(Species Sensitivity Distribution, SSD)法和评估因子(Assessment Factor, AF)法[10]。物种敏感度分布(SSD)法是利用累积概率分布函数拟合污染物的毒理学数据建立其物种敏感性分布曲线，使用不同的分布函数进行曲线拟合，是环境研究中常用的方法。AF法是由某一敏感物种的急性或慢性毒理学数据除以评估因子得到预测无效应浓度(PNEC)，与SSD法相比，AF法虽然操作简单，但评估因子的选取过于经验化，所取得的生态安全阈值存在不确定性，而SSD法能充分考虑物种多样性、敏感性及污染物的生物有效性，结果更加科学合理[11]。SSD法常用于水生和陆生动植物的毒性生态风险评价和阈值的制定，使用SSD法推导土壤有效态重金属安全阈值的应用目前还较为少见[12-13]。
本研究在甘肃金昌、张掖和白银小麦及玉米主产区选取多个乡镇的农田土壤作为研究对象，在作物收获期通过采集土壤—作物对应样品，探究在田间条件下，土壤重金属全量与有效态含量的关系、土壤有效态重金属的影响因素及有效态重金属含量与作物籽粒重金属含量间的关系，利用Logistic函数分布模型拟合基于有效态重金属含量的累积概率分布曲线，从而推导出保护当地95%的玉米及小麦籽粒重金属含量不超标情况下的土壤有效态重金属的安全阈值，以期为西北地区土壤作物的安全生产提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

1.1.1 样品采集

2018年8月和10月，选择金昌、张掖和白银3地小麦及玉米主产区选取多个乡镇的农田土壤作为研究对象，严格按《农田土壤环境质量监测技术规范》的操作要求，分别在金昌、张掖和白银3地点对点采集0~20 cm土壤1 kg和小麦及玉米成熟植株，各点经纬度用GPS定位。白银市西大沟工农渠中下游两岸（吊地沟村、三合村、强湾村、萱帽塔村、月亮湾村、白崖村）灌区农田采集土壤—小麦对应样品各21份，土壤—玉米样品对应样品各30份；金昌市金川总干渠—金川河灌区农田采集土壤—小麦对应样品30份，土壤—玉米对应样品21份；张掖市山丹河三闸镇（高寨村、二闸村、瓦窑村和小满镇）采集土壤—小麦对应样品共28份，土壤—玉米对应样品30份。

1.1.2 样品处理

土壤样品塑料自封袋独立包装，运至实验室常温环境下通风干燥，待土壤样品完全风干后，去除样品中的动植物残骸、石子以及其他杂物，避免影响实验测量结果。风干后的土壤置于玛瑙研钵中研碎后过2 mm孔径的尼龙筛，将过2 mm筛的土壤充分混匀后分为2份，一份放入研钵中研磨，直至全部通过0.25 mm孔径的尼龙筛，用于化学分析。另一份用于物理分析，剩余样品装入样品罐中、标明样品号，保存于干净并干燥的环境中作为副样备用。采集的小麦及玉米植株，轻轻抖落根部所带泥土，样品按根系、茎叶、籽粒仔细分离。用自来水冲洗干净后再用去离子水反复冲洗，利用恒温鼓风干燥箱105℃杀青2 h，再调至75℃烘干至恒重，对根、茎叶、籽粒分别进行称量和记录。分别将根系、茎叶、籽粒通过粉碎机粉碎，并过0.25 mm尼龙筛，装袋，存储备用。

1.2 样品测定

碳酸钙采用气量法进行测定；土壤重金属铬、铜、锌、镉、铅、砷采用微波消解，原子发射光谱法测定；汞采用微波消解，原子荧光光谱法测定。土壤有效态重金属Cr、Cd、Pb、As和Hg含量采用AB-DTPA浸提，电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES)测定。植株根系、茎叶、籽粒中的重金属铬、铜、锌、镉、铅、砷采用微波消解，原子发射光谱法测定；汞采用微波消解，原子荧光光谱法测定。

1.3 研究方法

研究借鉴使用SSD法的原理，用累积概率分布曲线研究土壤有效态Cr、Cd、Pb、As和Hg含量的安全阈值。主要利用物种受某一污染物胁迫的急性或慢性毒理学数据构建统计分布模型，应用不同的分布函数拟合数据求出概率分布模型，计算出保护95%的作物籽粒重金属含量不超过食品安全国家标准的HC5值。
应用累积概率分布曲线统计学法推导农田土壤重金属安全阈值时的核心步骤如下。
第一步，收集并测定相应的数据。重金属对作物的毒害效应一般用生物富集系数来表示，如式(1)所示。
BCF=CcorpCsoil
(1)
式中：BCF为生物富集系数；Ccorp为作物籽粒中重金属含量，mg/kg；Csoil为土壤重金属有效态含量，mg/kg。
第二步，确定拟合函数。将作物的生物富集数据取倒数后(1/BCF)，按照递增的顺序排列，选取目前常用的Logistic分布函数进行SSD曲线的拟合，如式(2)所示。
y=A1-A21+(x/x0)p+A2
(2)
式中：x为1/BCF；y为x对应的累积概率值；A1、A2、p、x0均为拟合参数。
第三步，根据累积概率分布曲线，得到保护95%作物所对应的1/BCF值，即作物的土壤有效态重金属安全阈值(HC5)。

1.4 数据计算与分析

富集系数是衡量作物器官吸收土壤中重金属元素能力的指标，作物根、茎、籽生物富集系数(Bioconcentration factor, BCF)为作物各器官中重金属浓度(mg/kg)与耕层土重金属浓度(mg/kg)的比值，富集系数与作物富集能力呈正比，耕层土壤重金属含量多采用重金属全量，为分析作物对土壤有效态重金属富集效果，此处采用土壤有效态重金属含量计算不同器官的富集能力。试验数据采用 Excel 2019 、SPSS 26进行处理与分析，并使用Origin 2021软件进行制图。

2 结果与分析

2.1 土壤pH、有机质和有效态重金属含量特征

土壤理化性质含量特征见表1。从中可知，金昌土壤处于pH 7.97~8.55的范围内，平均值pH 8.26；土壤碳酸钙的范围为66.57~148.77 g/kg，平均值为117.70 g/kg；土壤有机质的范围为7.81~34.32 g/kg，平均值为19.27 g/kg。张掖土壤处于pH 8.14~8.85的范围内，平均值pH 8.38；土壤碳酸钙的范围为85.77~219.06 g/kg，平均值为145.41 g/kg；土壤有机质的范围为4.47~27.62 g/kg，平均值为19.18 g/kg。白银土壤处于pH 7.52~8.88的范围内，平均值pH 8.15；土壤碳酸钙的范围为37.58~144.98 g/kg，平均值为94.02 g/kg；土壤有机质的范围为7.58~36.05 g/kg，平均值为19.02 g/kg。3地土壤样品均属于中性和偏碱性土壤，碳酸钙含量较高，具有北方石灰性土壤特征，土壤有机质含量均值差异较小。
表1 土壤pH和有机质含量特征
地点 指标 极小值 极大值 平均值 标准差 变异系数/%
金昌 pH 7.97 8.55 8.26 0.14 1.69
SOM/(g/kg) 7.81 34.32 19.27 6.49 33.68
张掖 pH 8.14 8.85 8.38 0.14 1.67
SOM/(g/kg) 4.47 27.62 19.18 5.17 26.96
白银 pH 7.52 8.88 8.15 0.26 3.19
SOM/(g/kg) 7.58 36.05 19.02 5.94 31.23
张掖、金川和白银3调查区Cr、Cd、Pb、As和Hg有效态含量特征见表2。金川调查区土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg有效态含量的均值分别为0.12、0.11、5.39、0.74、0.0002 mg/kg。5种重金属元素变异系数由大到小排序为Cd>Pb>As>Hg>Cr，Cr变异系数最小，为33.33%，Cd变异系数最大，达54.55%。张掖调查区Cr、Cd、Pb、As和Hg有效态含量的均值分别为0.12、0.13、3.33、0.52、0.0005 mg/kg，5种重金属元素变异系数由大到小排列为Cr>Cd>As>Pb>Hg。Hg变异系数最小，为20.00%，Cr的变异系数最大达50.00%。白银调查区土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg有效态含量的均值分别为0.15、1.98、29.02、1.13、0.0004 mg/kg，除Cr和Hg外，其他重金属元素含量明显高于金川和张掖调查区。5种重金属元素变异系数由大到小排列为Cd>As>Hg>Pb>Cr。Cr变异系数最小，为40.00%，Cd变异系数最大，达到115.15%。
表2 土壤重金属有效态含量特征
采样区 指标 Cr Cd Pb As Hg
金昌 极小值/(mg/kg) 0.01 0.03 1.95 0.21 0.0001
极大值/(mg/kg) 0.24 0.36 14.34 2.47 0.0004
平均值/(mg/kg) 0.12 0.11 5.39 0.74 0.0002
标准差/(mg/kg) 0.04 0.06 2.83 0.38 0.0001
变异系数/% 33.33 54.55 52.50 51.35 50.00
张掖 极小值/(mg/kg) 0.02 0.01 0.98 0.26 0.0004
极大值/(mg/kg) 0.23 1.46 5.37 1.26 0.0008
平均值/(mg/kg) 0.12 0.13 3.33 0.52 0.0005
标准差/(mg/kg) 0.06 0.28 1.01 0.18 0.0001
变异系数/% 50.00 46.43 30.33 34.62 20.00
白银 极小值/(mg/kg) 0.03 0.24 7.32 0.36 0.00001
极大值/(mg/kg) 0.26 10.51 72.96 5.35 0.0012
平均值/(mg/kg) 0.15 1.98 29.02 1.13 0.0004
标准差/(mg/kg) 0.06 2.28 14.86 1.12 0.0003
变异系数/% 40.00 115.15 51.21 99.12 75.00

2.2 重金属在作物体内的富集运转特征

2.2.1 重金属在玉米体内的富集特征

金昌、张掖和白银3调查区富集系数见表3。3调查区玉米根、茎和籽粒Cr富集系数分别在271.65~831.49、65.13~183.22和2.06~2.24之间，其均值分别为549.58、106.46、2.13。Cd的富集系数在1.09~1.28、1.30~1.53、0.02~0.05之间，其均值分别为1.16、0.40、0.04。Pb富集系数在0.39~0.74、0.14~0.40、0.002~0.010之间，其均值分别为0.54、0.26、0.006。As富集系数在2.21~4.56、0.52~1.14、0.03~0.03之间，其均值分别为3.33、1.03、0.03。Hg富集系数在22.90~381.84、19.28~96.05、3.29~7.59之间，其均值分别为166.49、54.74、4.73。不同器官中Cr、Pb、As和Hg的富集规律表现为根>茎>籽粒，而Cd的富集规律则表现为茎>根>籽粒。玉米籽粒中Cr、Hg富集系数大于1，Cd、Pb、As富集系数小于1，表明玉米籽粒对Cr和Hg的富集能力相对较强，Cr与Hg更容易向作物的地上部分迁移。
表3 玉米根、茎、籽粒对有效态重金属的富集系数
重金属 地点 根 茎 籽粒
Cr 金昌 533.64±386.54 65.13±19.69 2.10±0.47
张掖 271.65±303.26 71.02±34.96 2.06±0.50
白银 831.49±606.23 183.22±101.25 2.24±0.87
Cd 金昌 1.28±0.43 1.36±0.56 0.05±0.03
张掖 1.12±0.54 1.53±4.88 0.05±0.03
白银 1.09±0.63 1.30±1.20 0.02±0.02
Pb 金昌 0.74±0.49 0.23±0.11 0.010±0.005
张掖 0.39±0.24 0.14±0.06 0.006±0.003
白银 0.49±0.27 0.40±0.46 0.002±0.002
As 金昌 4.56±2.97 1.13±0.49 0.03±0.01
张掖 2.21±1.16 0.52±0.30 0.03±0.01
白银 3.21±3.41 1.14±1.21 0.03±0.02
Hg 金昌 94.74±76.22 48.88±22.62 7.59±2.67
张掖 22.90±9.98 19.28±5.07 3.29±0.64
白银 381.84±540.03 96.05±63.50 3.32±1.02

2.2.2 重金属在小麦体内的富集特征

金昌、张掖和白银3调查区富集系数见表4。3调查区小麦根、茎和籽粒Cr富集系数在2116.78~3038.56、190.87~320.60、9.59~12.60，其均值分别为2576.48、271.29、10.66。Cd富集系数在1.84~4.77、0.74~1.08、0.15~0.54之间，其均值分别为3.00、0.91、0.31。Pb富集系数在0.54~1.17、0.15~0.25、0.01~0.02之间，其均值分别为0.78、0.20、0.01。As富集系数在3.27~5.13、0.76~1.41、0.09~0.17之间，其均值分别为4.11、1.13、0.12。Hg富集系数在23.44~100.76、17.45~58.10、2.18~4.16之间，其均值分别为62.33、35.68、3.36。小麦不同器官Cr、Cd、Pb、As和Hg的富集规律一致，均表现为根>茎>籽粒，同样小麦籽粒中Cr、Hg富集系数大于1，Cd、Pb、As富集系数小于1，表明小麦籽粒对Cr和Hg的富集能力相对较强，Cr与Hg更容易向作物的地上部分迁移。
表4 小麦根、茎、籽粒对有效态重金属的富集系数
重金属 地点 根 茎 籽粒
Cr 金昌 3038.56±1825.49 320.60±452.61 12.60±9.29
张掖 2116.78±2309.85 190.87±147.41 9.78±9.06
白银 2574.09±2782.37 302.40±268.95 9.59±11.25
Cd 金昌 2.39±0.96 0.91±0.56 0.25±0.12
张掖 4.77±8.11 1.08±0.76 0.54±0.36
白银 1.84±1.55 0.74±0.64 0.15±0.09
Pb 金昌 1.17±0.53 0.20±0.11 0.01±0.01
张掖 0.62±0.36 0.15±0.08 0.02±0.02
白银 0.54±0.44 0.25±0.18 0.01±0.00
As 金昌 5.13±2.66 1.41±0.61 0.17±0.08
张掖 3.27±1.60 0.72±0.32 0.10±0.05
白银 3.94±3.02 1.26±0.73 0.09±0.06
Hg 金昌 62.80±26.84 31.48±10.01 4.16±1.28
张掖 23.44±7.82 17.45±5.05 2.18±0.46
白银 100.76±149.73 58.10±82.50 3.73±2.85

2.3 土壤重金属全量与有效态含量的相关性分析

将土壤重金属全量与有效态含量进行线性回归分析，结果如图1示，土壤Cr、Cd、Pb、As和Hg全量均与有效态含量呈正相关关系。Cd、Pb、As和Hg全量与有效态含量的相关性均达到极显著(P<0.01)，其相关系数分别为0.989、0.966、0.989、0.400；土壤Cr与有效态含量的相关系数为0.127，其相关系数不显著。
图1 土壤重金属全量与有效态含量相关关系

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2.4 土壤理化性质与土壤有效态重金属相关性分析

土壤理化性质与土壤有效态重金属相关性分析见表5。土壤理化性质在一定程度上影响作物富集重金属的能力，土壤重金属有效态含量与土壤pH、有机质含量均存在相关关系。由表5可见，土壤pH与土壤有效态Cr、Cd、Pb、As和Hg均呈现出负相关关系，土壤pH与土壤有效态Cr、Cd、Pb和As含量相关性达到极显著，相关系数分别为-0.274、-0.384、-0.552和-0.390（P均小于0.01）；土壤有机质与土壤有效态Cr、Cd、Pb、As和Hg均呈现出正相关关系，土壤有机质与土壤有效态重金属Cd相关性达到极显著(P<0.01)，Pb相关性显著(P<0.05)，其相关系数为0.161。
表5 土壤有效态重金属含量与土壤理化性质的相关性
参数 pH 土壤有机质
含量		 土壤有效态
Cr含量		 土壤有效态
Cd含量		 土壤有效态
Pb含量		 土壤有效态
As含量		 土壤有效态
Hg含量
pH 1
土壤有机质含量 -0.224 ** 1
土壤有效态Cr含量 -0.274 ** 0.094 1
土壤有效态Cd含量 -0.384 ** 0.144 0.235 ** 1
土壤有效态Pb含量 -0.552 ** 0.161 * 0.329 ** 0.802 ** 1
土壤有效态As含量 -0.390 ** 0.102 0.326 ** 0.550 ** 0.621 ** 1
土壤有效态Hg含量 -0.049 0.145 -0.171 * 0.104 0.057 0.088 1
注：**表示在P<0.01水平上极显著相关，*表示在P<0.05水平上显著相关。

2.5 作物籽粒重金属与土壤有效态重金属含量之间的相关关系

将土壤有效态重金属含量与玉米重金属含量进行线性回归分析，结果如图2所示，玉米籽粒Cr、Cd、Pb、As和Hg重金属含量与土壤中的重金属有效态含量均呈现出正相关关系，其相关系数r由大到小依次为：土壤有效态-玉米籽粒As(0.882)>土壤有效态—玉米籽粒Cd(0.679)>土壤有效态—玉米籽粒Pb(0.518)>土壤有效态—玉米籽粒Hg(0.468)>土壤有效态—玉米籽粒Cr(0.305)，5种土壤重金属有效态含量均与玉米籽粒含量呈现极限显著正相关。而将土壤有效态重金属含量与小麦重金属含量进行线性回归，同样小麦籽粒重金属含量与土壤中的重金属有效态含量也均呈现出正相关关系，其相关系数r由大到小依次为：土壤有效态—小麦籽粒Cd(0.794)>土壤有效态—小麦籽粒Pb(0.695)>土壤有效态—小麦籽粒As(0.457)>土壤有效态—小麦籽粒Cr(0.349)>土壤有效态—小麦籽粒Hg(0.184)，除土壤有效态Hg含量与小麦籽粒含量相关性不显著外，其他土壤重金属有效态含量都与小麦籽粒含量呈现极限显著正相关。
图2 作物籽粒重金属与土壤有效态重金属含量相关关系

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2.6 SSD法推导土壤有效态重金属安全阈值

由于难以建立基于野外数据的土壤有效态重金属和作物籽粒重金属含量的线性关系，本研究参考基于Logistic函数分布模型的SSD法，推导出在SSD拟合曲线上将95%作物保护水平的污染物浓度值(HC5)，即土壤有效态重金属的安全阈值。
以1/BCF为横坐标、累积概率为纵坐标，选择Logistic函数分布模型拟合基于有效态重金属含量的SSD曲线。小麦Cr、Cd、Pb、As和Hg的SSD曲线R2分别为0.999、0.999、0.997、0.998和0.998；玉米Cr、Cd、Pb、As和Hg的SSD曲线R2分别为0.998、0.997、0.997、0.997和0.998；拟合结果的精度均较高，具有统计学意义。根据风险的可接受水平，选取SSD拟合曲线上不同百分点所对应的浓度值(hazardous concentration, HCp)作为基准值，根据实际情况，农业用地一般选用HC5作为阈值。使用国家生态环境基准计算软件（物种敏感度分布法1.0版，EEC-SSD）计算HC5值，结果见图3与图4。由图3可知推导出的小麦土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg的有效态安全阈值分别为0.019、0.771、35.294、2.777、0.133 mg/kg；由图4可知推导出的玉米土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg的有效态安全阈值分别为0.296、7.90、52.363、12.462、0.119 mg/kg。
图3 小麦重金属生物富集系数的SSD曲线

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图4 玉米重金属生物富集系数的SSD曲线

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3 结论

（1）玉米籽粒Cr、Cd、Pb、As、Hg富集系数分别2.13、0.04、0.006、0.03、4.73，而小麦籽粒为10.66、0.31、0.01、0.12、3.36。总体来看，小麦植株中Cr、Cd、Pb、As和Hg的富集规律一致：根>茎>籽粒。玉米植株中Cr、Pb、As和Hg的富集规律一致：根>茎>籽粒，玉米植株中Cd的富集规律则表现为：茎>根>籽粒，根部是小麦和玉米富集重金属的主要部位。玉米和小麦籽粒对Cr和Hg的富集能力相对较强，Cr与Hg更容易向作物的地上部分迁移。不同区域Cr、Cd、Pb、As和Hg在小麦和玉米根、茎、籽粒的富集系数有着明显的不同，表明土壤理化性质、环境气候等因素对重金属在2种作物不同器官的富集程度有一定程度的影响。
（2）本研究中，测得的土壤重金属全量与其有效态含量均呈现出呈正相关，且Cd、Pb、As和Hg的全量与有效态含量相关性极显著。土壤pH与所测的各重金属元素有效态含量之间均呈现出负线性关系，表明土壤pH的升高能使土壤中重金属的生物有效性下降；而有机质与各重金属元素有效态含量之间呈现出正相关关系，则表明有机质对耕地土壤重金属的活化作用可能要大于其吸附钝化能力。可见除了重金属的总量以外，土壤pH和有机质含量也会影响土壤中重金属的有效态含量。（3）利用Logistic函数分布模型拟合基于有效态含量的SSD曲线，推导出小麦土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg的有效态安全阈值分别为0.019、0.771、35.294、2.777、0.133 mg/kg；玉米土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg的有效态安全阈值分别为0.296、7.90、52.363、12.462、0.119 mg/kg。研究结果表明基于累积概率分布曲线法推定重金属有效态含量安全阈值较为科学，为小麦和玉米的安全种植和风险管控提供了科学依据和支撑。

4 讨论

4.1 土壤有效态重金属影响因素

重金属在土壤中有效性处于动态平衡的过程，且会受到土壤重金属总量及土壤pH、有机质、土壤机械组成等土壤理化性质的影响[14-15]。土壤pH是影响土壤生态环境的重要指标，不仅影响着植物对重金属的吸收，也会影响土壤重金属的存在形态、迁移与转化。通常来说土壤pH的升高会减轻重金属对农作物的毒害作用，其原因在于当土壤pH升高时，土壤胶体负电荷增加，H+竞争作用减弱，土壤中的黏土矿物、水合氧化物以及有机质表面负电荷增加，对土壤溶液中重金属离子的吸附能力增强，从而使土壤中重金属的生物有效性降低[16-17]。本研究也显示土壤pH与所测的各重金属元素有效态含量之间呈负相关。同样王昆艳等[18]研究发现向镉污染土壤中施加生物炭后，土壤pH提高了1.23个单位，有效态Pb含量降低了0.62 mg/kg。王永强等[19]通过研究发现在土壤中施加改良剂提高了土壤pH，土壤中重金属各种存在形态的含量均有所变化，有效态Cu、Cd分别下降了37.5%和69.5%。
有机质是土壤重要的组成成分之一，其含量多少不仅能决定土壤的营养状况，而且通过与土壤中重金属元素间的络合和螯合进一步影响到土壤中重金属的生物有效性[20⇓-22]。张亚丽等通过实验发现在施用有机肥料后，土壤有效态Cd的含量下降，降幅在30%~50%之间[23]。COVELO等[24]也发现有机质可以通过吸附、螯合来固定重金属，从而降低土壤中Cd的有效性。YIN等[25]研究表明，施用菜籽饼、猪粪等有机质后，土壤中可溶解性重金属的浓度下降，且作物籽粒中的重金属含量也明显降低。而本研究结果显示，土壤有机质与Cr、Cd、Pb、As和Hg之间呈正相关，其原因可能是有机质对重金属除了吸附作用外，同时也会活化重金属，当有机质对重金属的活化作用超出吸附能力时，就会表现出重金属可利用性随土壤中有机质含量的增加而上升，这与赵家印[26]和成杰民等[27]的研究结果相似。祖艳群等[28]通过大田实验发现，土壤有机质含量较低时，有机质的增加会使作物中的重金属含量降低，当土壤中有机质含量过高时，可能会导致土壤中重金属有效性提高，从而使作物对重金属的吸收增加。谭长银等[29]通过红壤稻田长期定位实验发现有机物料循环可显著提高土壤中Cd的有效性。刘景等[30]对田间长期定位实验的研究表明，土壤有机质对重金属有明显的“活化作用”，施用有机肥后土壤中Cu、Cd的有效态含量均呈上升趋势，年平均增加分别为0.03 mg/kg和0.04 mg/kg。刘灿等[31]的研究同样表明，施用有机肥在改善土壤肥力的同时，也同样提高Pb、Cd有效量含量。综合来看，有机质对重金属既有吸附作用，也有可能会使重金属的活化和迁移能力上升，使重金属的有效性随着有机质含量增加而增加。

4.2 有效态重金属的生态安全阈值

本研究使用Logistic函数分布模型推导出小麦土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg的有效态安全阈值分别为0.019、0.771、35.294、2.777、0.133 mg/kg；玉米土壤中Cr、Cd、Pb、As和Hg的有效态安全阈值分别为0.296、7.90、52.363、12.462、0.119 mg/kg。郑倩倩等[32]、Gao等[33]；对土壤有效态重金属安全阈值推导得出谷物的有效态Cd的安全阈值为0.64 mg/kg，与本研究中小麦Cd的有效态安全阈值的研究结果相近。陈娟等[11]通过统计分析上饶市农田有效态含量和水稻籽粒中重金属含量，建立了土壤有效态Cd的物种敏感性分布曲线，推导出土壤有效态Cd含量的生态安全阈值为0.160 mg/kg。LIU等[34]利用多元回归分析法得出小麦土壤有效态Cd的安全阈值为2.58 mg/kg。韩东锦等[35]基于SSD建立回归模型推导出耕地土壤有效态Pb的安全阈值范围为94.1~104.5 mg/kg。本研究与陈娟等[11]、LIU等[34]推导的有效态含量安全阈值存在差异的原因可能是由于不同的推导方法造成的，而与韩东锦等[35]产生差异的原因则可能是土壤理化性质的不同。此外，农作物品种、气候条件等都可能会影响作物的有效态重金属安全阈值。

References

Publishing order | Descend order by publishing year | Descend order by cited within
[1]
KEITH A M, SCHMIDT O, MCMAHON B J. Soil stewardship as a nexus between ecosystem services and one health[J]. Ecosystem services, 2016,17:40-42.
本文引用 [1]
[2]
JIANG H H, CAI L M, WEN H H, et al. An integrated approach to quantifying ecological and human health risks from different sources of soil heavy metals[J]. Science of the total environment, 2020,701:134466.
本文引用 [1]
[3]
全国土壤污染状况调查公报[R]. 北京: 国土资源部, 2014.
本文引用 [1]
[4]
曹柳叶. 基于多表面模型的土壤重金属有效态预测及阈值推导[D]. 武汉: 华中农业大学, 2022.
本文引用 [1]
[5]
MEERS E, SAMSON R, TACK F M G, et al. Phytoavailability assessment of heavy metals in soils by single extractions and accumulation by Phaseolus vulgaris[J]. Environmental and experimental botany, 2007, 60(3):385-396.
本文引用 [1]
[6]
ZHAO F J, MA Y, ZHU Y G, et al. Soil contamination in China: current status and mitigation strategies[J]. Environmental science & technology, 2015, 49(2):750-759.
本文引用 [1]
[7]
窦韦强, 安毅, 秦莉, 等. 农用地土壤重金属生态安全阈值确定方法的研究进展[J]. 生态毒理学报, 2019, 14(4):54-64.
本文引用 [1]
[8]
史明易, 王祖伟, 王嘉宝, 等. 基于富集系数对蔬菜地土壤重金属的安全阈值研究[J]. 干旱区资源与环境, 2020, 34(2):130-134.
本文引用 [1]
[9]
熊孜, 赵会薇, 李菊梅, 等. 黄淮海平原小麦吸收镉与土壤可浸提镉间关系研究[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(12):2275-2284.
本文引用 [1]
[10]
王靖菡, 许秋云, 王婷, 等. 基于物种敏感性分布(SSDs)的土壤硒生态基准值推导[J]. 环境科学学报, 2023, 43(3):459-465.
本文引用 [1]
[11]
陈娟, 袁贝, 任杰, 等. 农用地土壤Cd有效态含量的安全阈值研究[J]. 环境科学研究, 2022, 35(12):2792-2800.
本文引用 [3]
[12]
吴丰昌, 冯承莲, 张瑞卿, 等. 我国典型污染物水质基准研究[J]. 中国科学:地球科学, 2012, 42(5):665-672.
本文引用 [1]
[13]
丁昌峰, 李孝刚, 王兴祥. 我国两种典型土壤汞的安全阈值研究——以根茎类蔬菜为例[J]. 土壤, 2015, 47(2):427-434.
本文引用 [1]
[14]
唐豆豆, 袁旭音, 汪宜敏, 等. 地质高背景农田土壤中水稻对重金属的富集特征及风险预测[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(1):18-26.
本文引用 [1]
[15]
杨梦丽, 叶明亮, 马友华, 等. 基于重金属有效态的农田土壤重金属污染评价研究[J]. 环境监测管理与技术, 2019, 31(1):10-13+38.
本文引用 [1]
[16]
杨希, 岳晓岚, 李靖, 等. pH值对土壤重金属污染的影响及其准确测定[J]. 贵州地质, 2021, 38(4):466-471.
本文引用 [1]
[17]
李思民, 王豪吉, 朱曦, 等. 土壤pH和有机质含量对重金属可利用性的影响[J]. 云南师范大学学报(自然科学版), 2021, 41(1):49-55.
本文引用 [1]
[18]
王昆艳, 王豪吉, 李双丽, 等. 施加生物炭对三七连作土壤铅有效态含量的影响[J]. 云南师范大学学报(自然科学版), 2019, 39(5):53-57.
本文引用 [1]
[19]
王永强, 肖立中, 李伯威, 等. 不同改良剂对复合污染重金属形态与再分配的影响[J]. 安徽农业科学, 2009, 37(34):17027-17029,17037.
本文引用 [1]
[20]
杜彩艳, 祖艳群, 李元. pH和有机质对土壤中镉和锌生物有效性影响研究[J]. 云南农业大学学报, 2005(4):539-543.
本文引用 [1]
[21]
李廷强, 杨肖娥. 土壤中水溶性有机质及其对重金属化学与生物行为的影响[J]. 应用生态学报, 2004(6):1083-1087.
本文引用 [1] 摘要
土壤水溶性有机质是陆地生态系统和水生生态系统中一种重要的、很活跃的化学组分,已成为环境科学、土壤学和生态学等学科的研究热点.土壤DOM对重金属化学与生物行为有重要影响,但其机理尚不清楚.文中从土壤性质、环境条件、人为因素等方面阐述了土壤DOM产生及影响因素,总结评述了DOM对重金属化学行为和生物有效性的影响,将DOM对重金属的影响机制归纳为络合机制、竞争吸附机制、酸碱缓冲机制.在此基础上,提出了DOM研究存在的问题及其展望.
[22]
陈子扬, 孙孝龙. 土壤中有机质与重金属关系的研究进展[J]. 环境与发展, 2017, 29(8):141-142.
本文引用 [1]
[23]
张亚丽, 沈其荣, 谢学俭, 等. 猪粪和稻草对镉污染黄泥土生物活性的影响[J]. 应用生态学报, 2003(11):1997-2000.
本文引用 [1] 摘要
通过培养试验研究了猪粪和稻草对Cd污染黄泥土生物活性的影响，结果表明，Cd污染土壤的生物活性下降，施用有机肥料后，土壤有效态Cd含量降低，降幅约为40％；微生物量C、N、P和脱氢酶、过氧化氢酶的活性增高，增幅为30％～100％，其中微生物量C、N与土壤有效态Cd之间有显著的负相关关系，可作为污染土壤的生物指标。
[24]
COVELO E F, VEGA F A, ANDRADE M L. Competitive sorption and desorption of heavy metals by individual soil components[J]. Journal of hazardous materials, 2007, 140(1-2):308-315.
https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/17049729
本文引用 [1] 摘要
Knowledge of sorption and desorption of heavy metals by individual soil components should be useful for modelling the behaviour of soils of arbitrary composition when contaminated by heavy metals, and for designing amendments increasing the fixation of heavy metals by soils polluted by these species. In this study the competitive sorption and desorption of Cd, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn by humified organic matter, Fe and Mn oxides, kaolinite, vermiculite and mica were investigated. Due to the homogeneity of the sorbents, between-metal competition for binding sites led to their preferences for one or another metal being much more manifest than in the case of whole soils. On the basis of k(d100) values (distribution coefficients calculated in sorption-desorption experiments in which the initial sorption solution contained 100mgL(-1) of each metal), kaolinite and mica preferentially sorbed and retained chromium; vermiculite, copper and zinc; HOM, Fe oxide and Mn oxide, lead (HOM and Mn oxide also sorbed and retained considerable amounts of copper). Mica only retained sorbed chromium, Fe oxide sorbed cadmium and lead, and kaolinite did not retain sorbed copper. The sorbents retaining the greatest proportions of sorbed metals were vermiculite and Mn oxide, but the ratios of k(d100) values for retention and sorption suggest that cations were least reversibly bound by Mn oxide, and most reversibly by vermiculite.
[25]
YIN B, ZHOU L, YIN B, et al. Effects of organic amendments on rice (Oryza sativa L.) growth and uptake of heavy metals in contaminated soil[J]. Journal of soils and sediments, 2016,16:537-546.
本文引用 [1]
[26]
赵家印, 席运官, 代慧杰, 等. 钝化剂与有机肥配施对土壤有效态重金属及其在生菜中累积的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2019, 35(11):1460-1467.
本文引用 [1]
[27]
成杰民, 潘根兴, 郑金伟. 太湖地区水稻土pH及重金属元素有效态含量变化影响因素初探[J]. 农业环境保护, 2001(3):141-144.
本文引用 [1]
[28]
祖艳群, 李元, 陈海燕, 等. 蔬菜中铅镉铜锌含量的影响因素研究[J]. 农业环境科学学报, 2003(3):289-292.
本文引用 [1]
[29]
谭长银, 吴龙华, 骆永明, 等. 不同肥料长期施用下稻田镉、铅、铜、锌元素总量及有效态的变化[J]. 土壤学报, 2009, 46(3):412-418.
本文引用 [1]
[30]
刘景, 吕家珑, 徐明岗, 等. 长期不同施肥对红壤Cu和Cd含量及活化率的影响[J]. 生态环境学报, 2009, 18(3):914-919.
https://doi.org/10.16258/j.cnki.1674-5906(2009)03-0914-06
本文引用 [1]
[31]
刘灿, 秦鱼生, 赵秀兰. 长期不同施肥对钙质紫色水稻土重金属累积及有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(7):1494-1502.
本文引用 [1]
[32]
郑倩倩, 王兴祥, 丁昌峰. 基于物种敏感性分布的江苏省典型水稻土Cd安全阈值研究[J]. 土壤, 2019, 51(3):557-565.
本文引用 [1]
[33]
GAO J, YE X, WANG X, et al. Derivation and validation of thresholds of cadmium, chromium, lead, mercury and arsenic for safe rice production in paddy soil[J]. Ecotoxicology and environmental safety, 2021,220:112404.
本文引用 [1]
[34]
LIU B, AI S, ZHANG W, et al. Assessment of the bioavailability, bioaccessibility and transfer of heavy metals in the soil-grain-human systems near a mining and smelting area in NW China[J]. Science of the rotal environment, 2017,609:822-829.
本文引用 [2]
[35]
韩东锦, 张乃明, 赵龙, 等. 滇东耕地土壤铅安全阈值研究[J]. 农业环境科学学报, 2022, 41(10):2190-2199.
本文引用 [2]
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