资源描述：
２ ０ ２ ０年 ９月 Ｓ ｅ ｐ ｔ ｅ ｍ ｂ ｅ ｒ ２ ０ ２ ０ 岩 矿 测 试 Ｒ Ｏ Ｃ ＫＡ Ｎ ＤＭ Ｉ Ｎ Ｅ Ｒ Ａ ＬＡ Ｎ Ａ Ｌ Ｙ Ｓ Ｉ Ｓ Ｖ ｏ ｌ ． ３ ９ ，Ｎ ｏ ． ５ ７ ３ ９－ ７ ５ ２ 收稿日期 ２ ０ １ ９－ １ ２－ ２ ４ ；修回日期 ２ ０ ２ ０－ ０ １－ ３ ０ ；接受日期 ２ ０ ２ ０－ ０ ４－ ２ ４ 基金项目中国地质调查局地质调查二级项目“ 珠江下游及浙江基本农田土地质量地球化学调查与应用示范” （ Ｄ Ｄ ２ ０ １ ６ ０ ３ ２ ０ ） 作者简介曹宁， 硕士研究生， 从事勘查地球化学研究。Ｅ－ ｍ ａ ｉ ｌ ５ ４ ９ ８ ２ ９ ５ ５ ７ ＠ｑ ｑ ． ｃ ｏ ｍ 。 通讯作者曾道明， 硕士， 高级工程师， 主要从事应用地球化学研究工作。Ｅ－ ｍ ａ ｉ ｌ ｚ ｅ ｎ ｇ ｄ ａ ｏ ｍ ｉ ｎ ｇ ＠ｉ ｇ ｇ ｅ ． ｃ ｎ 。 通讯作者文美兰， 博士， 硕士生导师， 研究员， 主要从事地质和地球化学找矿研究。Ｅ－ ｍ ａ ｉ ｌ ｍ ｅ ｉ ｌ ａ ｎ ｗ ｅ ｎ １ １ ２ ＠１ ２ ６ ． ｃ ｏ ｍ 。 曹宁，孙彬彬，曾道明， 等． 珠江三角洲西部典型乡镇稻米与根系土重金属元素含量关系研究［ Ｊ ］ ． 岩矿测试， ２ ０ ２ ０ ， ３ ９ （ ５ ） ７ ３ ９－ ７ ５ ２ ． Ｃ Ａ ＯＮ ｉ ｎ ｇ ，Ｓ Ｕ ＮＢ ｉ ｎ － ｂ ｉ ｎ ，Ｚ Ｅ Ｎ ＧＤ ａ ｏ －ｍ ｉ ｎ ｇ ，ｅ ｔ ａ ｌ ． Ｓ ｔ ｕ ｄ ｙｏ ｎｔ ｈ ｅＲ ｅ ｌ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ ｓ ｈ ｉ ｐｂ ｅ ｔ ｗ ｅ ｅ ｎｔ ｈ ｅＣ ｏ ｎ ｔ ｅ ｎ ｔ ｓｏ ｆ Ｈ ｅ ａ ｖ ｙＭ ｅ ｔ ａ ｌ ｓｉ ｎＲ ｉ ｃ ｅａ ｎ ｄ Ｒ ｏ ｏ ｔ Ｓ ｏ ｉ ｌ ｓ ｉ ｎＴ ｙ ｐ ｉ ｃ ａ ｌ Ｔ ｏ ｗ ｎ ｓ ｈ ｉ ｐ ｓ ｉ ｎｔ ｈ ｅＷｅ ｓ ｔ ｅ ｒ ｎＰ ｅ ａ ｒ ｌ Ｒ ｉ ｖ ｅ ｒ Ｄ ｅ ｌ ｔ ａ ［ Ｊ ］ ． Ｒ ｏ ｃ ｋａ ｎ ｄＭ ｉ ｎ ｅ ｒ ａ ｌ Ａ ｎ ａ ｌ ｙ ｓ ｉ ｓ ， ２ ０ ２ ０ ， ３ ９ （ ５ ） ７ ３ ９－ ７ ５ ２ ． 【 Ｄ Ｏ Ｉ １ ０ ． １ ５ ８ ９ ８ ／ ｊ ． ｃ ｎ ｋ ｉ ． １ １－ ２ １ ３ １ ／ ｔ ｄ ． ２ ０ １ ９ １ ２ ２ ４ ０ １ ７ ７ 】 珠江三角洲西部典型乡镇稻米与根系土重金属元素含量关系研究 曹宁１ ， ２ ， ３，孙彬彬２ ， ３，曾道明２ ， ３ ，文美兰 １ ，吴超２ ， ３，贺灵２ ， ３，成晓梦２ ， ３ （ １ ． 桂林理工大学地球科学学院，广西 桂林 ５ ４ １ ０ ０ ６ ； ２ ． 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 ０ ６ ５ ０ ０ ０ ； ３ ． 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 ０ ６ ５ ０ ０ ０ ） 摘要农田土壤环境质量与稻米食用安全性关系非常密切， 已有研究表明在采矿、 交通、 电子工业等影响下， 珠三角地区积累了大量环境问题， 镉汞砷等污染越来越严重。重金属在土壤 － 稻米系统中的迁移转化， 受其 总含量、 土壤理化性质、 有机质以及微量或大量元素的交互作用影响。为查明广东省佛山市高明区典型乡镇 重金属在土壤 － 稻米系统中的迁移影响因素， 为稻米食用安全性预测提供依据， 本文在高明区明城镇、 更合 镇主要农田区， 采集了 １ ５ １组稻谷及对应根系土样品， 采用电感耦合等离子体发射光谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｏ Ｅ Ｓ ） 、 原子 荧光光谱法（ Ａ Ｆ Ｓ ） 等技术测定了土壤重金属、 养分元素含量、 土壤理化指标以及稻米重金属含量， 分析了重 金属含量特征及其迁移的影响因子， 建立并验证了稻米中重金属含量定量预测模型。结果表明 ①土壤重金 属含量均低于第一次全国土壤污染调查获得的广东省土壤重金属含量均值， 并且均低于 土壤环境质量农 用地土壤污染风险管控标准 （ Ｇ Ｂ１ ５ ６ １ ８ ２ ０ １ ８ ） 中的土壤风险管制值， 土壤污染风险低； ②稻米中除 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 存在轻微超标外， 其余重金属含量均低于食品卫生标准限值； ③土壤重金属总量、 土壤理化性质（ 土壤 ｐ Ｈ ， 土壤质地， 土壤有机质含量， 土壤 Ｎ 、 Ｐ 、 Ｋ等） 是重金属在土壤 －稻米系统中迁移的关键控制因素。如土壤 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｕ 总量与其在稻米中含量呈显著正相关； 除 Ｐ ｂ 外， 土壤有机质土壤全氮与各稻米中各重金属含量呈显 著负相关； 除 Ｃ ｄ 外， 土壤全磷与稻米重金属含量呈显著负相关； 土壤质地（ Ｓ ｉ Ｏ ２／ Ａ ｌ２Ｏ３） 与稻米各重金属含量 均呈显著正相关； ④根据随机抽取的 １ ３ ０组数据， 以土壤重金属总量及土壤理化指标为自变量， 建立了稻米 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｒ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ含量多元回归方程， 均达到显著相关， 经剩余 ２ １组数据的验证， 预测方程的平均误 差的中位数与平均数最大为 ３ １ ％， 最小为 ７ ． ８ ％， 总体来说预测效果较好， 模型可以用来预测高明区及其相 似地区的稻米重金属含量。本研究通过探讨土壤理化性质的影响， 引入土壤大量营养元素作为影响因素进 行探究， 可为研究大量营养元素对土壤重金属迁移至稻米的影响以及科学施肥指导提供参考； 同时获得的土 壤 － 稻米系统元素迁移影响因素， 可对开展重金属生物有效性研究以及水田土壤污染修复、 相似地区生态风 险评价提供参考； 简单探讨了降低研究区重金属生物有效性的方法以及抑制重金属的迁移、 降低重金属生物 危害的措施， 为探究重金属迁移规律特征与地方病、 流行病之间的关系提供了思路。 关键词珠江三角洲；土壤 － 稻米系统；土壤理化性质；重金属；多元回归预测；电感耦合等离子体发射 光谱法；原子荧光光谱法 ９３７ 要点 （ １ ）查明稻米及根系土中的重金属含量数据， 浅析其污染风险。 （ ２ ）探讨重金属在土壤 － 稻米系统中的迁移影响因素， 包括土壤重金属总量、 土壤理化性质等。 （ ３ ）建立并验证了稻米籽实重金属含量的预测模型， 为水田污染修复以及生态风险评价提供依据。 中图分类号Ｓ １ ５ １ ． ９ ３ ；Ｏ ６ ５ ７ ． ３ １文献标识码Ａ 水稻是我国的主要粮食作物， 分别占粮食总播种 面积和总产量的 ２ ４ ％和 ４ ０ ％， 且稻米是世界第二大 主食， 我国有６ ５ ％以上的人以稻米为主食［ １ － ４ ］。近年 来， 食品安全问题越来越受到人们的重视， 稻米重金 属超标等报道也逐渐增多， 农作物种中重金属含量水 平与暴露风险的评价成为了研究热点［ ５ ］。重金属通 过各种方式、 路径进入土壤中， 然后从土壤中转移至 水稻稻米中， 进而通过食物链进入人体中， 不仅影响 着植物正常的生长发育， 对于人类的生命健康安全也 存在着巨大的威胁与隐患［ ６ ］。重金属在土壤 － 作物 系统中的迁移和累积是一个复杂的动态过程， 除了与 耕种土壤中的重金属含量有关外， 还往往与作物种 类、 土壤重金属有效态含量、 土壤机械组成、 有机质、 ｐ Ｈ等因素有关［ ７ － ９ ］。已有学者针对土壤 － 稻米系统 中的元素迁移特征进行了大量研究。例如， Ｍ ｏ ｒ ｅ ｎ ｏ 等［ １ ０ ］认为 ｐ Ｈ会影响土壤有机质的溶解性， 对元素的 行为、 活动性产生影响； Ｖ ｅ ｇ ａ 等［ １ １ ］认为土壤酸性降 低， 会增强土壤吸附金属元素； Ｈ ａ ｌ ｉ ｍ等［ １ ２ ］认为土壤 有机质可结合并固定土壤中的金属元素， 且有机质大 部分为固态， 可以降低土壤金属的毒性； 细颗粒的土 壤如黏土、 粉砂等相较于粗粒级的土壤较能富集重金 属元素， 重金属的迁移能力、 生物有效性也与土壤黏 粒中的含量显著相关［ １ ３ － １ ７ ］； 李杰等［ １ ８ ］在广西南宁市 郊的研究发现， 土壤理化性质对稻米富集元素具有显 著影响， 土壤 ｐ Ｈ与水稻 Ｃ ｄ呈显著负相关； 王腾云 等［ １ ９ ］对福建土壤 － 稻谷重金属关系的研究表明， 土 壤 Ｐ ｂ 含量与稻谷 Ｐ ｂ含量呈显著正相关， 但土壤 Ｃ ｄ 稻米 Ｃ ｄ 并无显著关系， 并且蒋彬等［ ２ ０ ］研究认为重金 属在系统中的迁移还受水稻基因性的控制， 不同品种 的水稻对于重金属的迁移存在显著差异。以上说明 重金属的迁移转化受多方面因素主导。 在土壤 － 稻米系统中， 稻米中重金属含量的高低 决定着重金属对人体的危害， 但稻米中重金属含量的 分析测试需要大量资金与大量时间［ ２ １ ］。因此， 一些 学者进行研究并且发现， 综合土壤理化性质土壤重金 属含量等因素， 能够较好地预测作物中重金属的浓 度 如 Ａ ｄ ａ ｍ ｓ 等［ ２ ２ ］结合土壤 Ｃ ｄ 含量、 Ｃ ｄ 有效态含量 和土壤 ｐ Ｈ值对小麦中的 Ｃ ｄ含量进行预测， 结果发 现相关性较好； Ａ ｄ ａ ｍ ｓ 等［ ２ ２ ］和 Ｍ ｃ Ｂ ｒ ｉ ｄ ｅ ［ ２ ３ ］建立了甜 菜、 玉米等作物的 Ｃ ｄ含量、 土壤 Ｃ ｄ含量、 ｐ Ｈ之间的 回归模型， 回归系数达到０ ． ９ ０ 以上， 拟合效果好； 刘情 等［ ２ ４ ］在苏南典型区依据土壤理化指标、 重金属总量 等建立了稻谷 Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 等元素的回归预测方程， 可靠 性较好， 并且可以预测稻米籽实中的 Ｐ ｂ 含量； 赵科理 等［ ２ ５ ］使用土壤理化性质以及重金属形态建立了重金 属迁移模型， 较好地拟合了富集系数与土壤理化性质 以及重金属形态。前人建立的模型通常与多元回归 分析法相结合， 多元回归结合经验模型是估算稻米 Ｃ ｄ 最常用的方法［ ２ ６ ］， 并且可以推广到所有重金属。 该方法是对影响稻米 Ｃ ｄ累计的各类性质如土壤 Ｃ ｄ 含量、 土壤 ｐ Ｈ值、 土壤有机质、 土壤质地等相关因子 进行分析测定后， 采用最小二乘法估计模型参数来建 立的数学模型， 模型的决定系数（ Ｒ ２） 越接近于 １ ， 模 型拟合结果越好， 反之则较差［ ２ ７ ］。并且， 一般来说构 建模型的影响因子越多， 相对的模型拟合结果越好。 如 Ｋ ｅ ｍ ｐ ｅ ｎ等［ ２ ８ ］研究表明以土壤全 Ｃ ｄ含量、 ｐ Ｈ值、 土壤黏粒和 Ｓ Ｏ Ｍ为影响因子建立的多元回归预测模 型（ Ｒ ２＝ ０ ． ６ ６ ） ， 比仅以土壤全 Ｃ ｄ作为影响因子构建 的简单线性预测模型（ Ｒ ２＝ ０ ． ２ ８ ） 有更好的预测效果。 王梦梦等［ ２ ９ ］使用对数模型建立了多元回归方程， 通 过不断引入变量（ 影响因子） 的方法， 得出多元回归方 程的影响因子越多， 相关系数（ 模型） 越大， 预测效果 越好。并且由于重金属含量水平、 土壤元素含量存在 空间差异， 不同地区得出的结果也存在明显的差异。 因此， 对于实际产地土壤 － 稻米重金属迁移影响因素 研究是有必要的。 元素、 健康、 地质学三者的结合现在已成为地质 学、 环境学等学科的重要研究课题。有研究表明， 人 体内元素的丰缺水平有很大一部分取决于其所处环 境中的元素含量水平以及传输情况（ 生物有效 性） ［ ３ ０ ］。所以， 重金属的空间分布与在土壤稻米 人体系统中的迁移和人类健康关系密切， 将地球化学 与医学结合起来进行研究， 对于探寻很多疾病的来源 以及提升人体健康的地质环境因素、 分布特征意义重 大。本文以土壤 － 稻米系统为研究对象， 在珠江三角 洲西部佛山市高明区明城镇与更合镇主要农田区， 采 ０４７ 第 ５期 岩 矿 测 试 ｈ ｔ ｔ ｐ ∥ｗ ｗ ｗ ． ｙ ｋ ｃ ｓ ． ａ ｃ ． ｃ ｎ ２ ０ ２ ０年 集１ ５ １ 组稻谷及对应根系土样品， 测定了稻米及根系 土中８ 项重金属元素含量， 以及根系土中 ｐ Ｈ 、 Ｃ ｏ ｒ ｇ 、 常量元素及大量植物营养元素等理化指标， 对于土壤 重金属迁移转化的影响因子进行分析， 明确主要驱动 因子， 构建定量的预测模型并进行验证， 以探索重金 属在土壤 － 稻米中的迁移转化规律， 并通过该模型对 水稻中重金属元素含量进行估算， 以期为区域土地资 源安全管护提供科学依据。本项工作是土地质量评 价与环境调查等研究中的一项重要内容， 对于研究稻 米重金属安全阈值和环境质量安全标准以及提高稻 米的食用安全性也具有重要意义。 １ 实验部分 １ ． １ 样品采集与预处理 研究区位于珠江三角洲西北部， 佛山市高明区 明城、 更合两镇， 主要以丘陵盆地为主。土地利用类 型多样， 包括有林地 （ ５ ８ ％） 、 水田 （ １ ３ ％） 、 旱地 （ ２ ％） 等。水田主要分布在明城镇东北部的盆地、 明城镇中部盆地与河谷。交通便利， 人口较为密集。 根据研究区水稻种植情况， 于 ２ ０ １ ７年稻谷收获季 节， 共采集 １ ５ １件稻谷样品， 同时采集了对应表层根 系土样品， 研究区位置与采样点布设如图 １所示。 图 １ 研究区位置及采样点位示意图 Ｆ ｉ ｇ ． １ Ｓ ｃ ｈ ｅ ｍ ａ ｔ ｉ ｃｄ ｉ ａ ｇ ｒ ａ ｍｏ ｆ ｔ ｈ ｅｌ ｏ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎｏ ｆ ｔ ｈ ｅｓ ｔ ｕ ｄ ｙａ ｒ ｅ ａａ ｎ ｄｓ ａ ｍ ｐ ｌ ｉ ｎ ｇｐ ｏ ｉ ｎ ｔ ｓ 样点布设遵循代表性和均匀性原则， 采样点控 制 ３ ／ ４个采样格面积以上。丘陵山区采样点布设在 土壤易于汇集的平缓坡地、 山脚平坝等部位， 采集广 泛分布的成熟土壤。当水域面积占采样单元格的 ２ ／ ３以上时， 布设采集沉积物样品。采样点距离公 路、 铁路、 村镇、 厂矿等点状污染源 １ ０ ０ ｍ以上。 样品采集依据行业标准 土地质量地球化学评价 规范 （ Ｄ Ｚ ／ Ｔ０ ２ ９ ５ ２ ０ １ ６ ） ， 在采样田块 Ｇ Ｐ Ｓ定位点 及其周围２ ０ ～ ５ ０ ｍ范围内， 设置 ５个子采样点， 每个 位置等量采集 ０～ ２ ０ ｃ ｍ的耕层土壤并合并为 １ ｋ ｇ 左 右的样品， 并在土样采集位置采集稻谷样品， 装入洁 净的布袋中， 样品质量为 １ ｋ ｇ左右。样品采集完成 后， 将土壤样品自然阴干， 使用洁净的木槌进行捶打， 使之完全过１ ０ 目尼龙筛， 将过筛好的样品混合均匀， 称取２ ０ ０ ｇ 装入洁净的纸样袋中， 送实验室检验。稻 谷晾干后， 去除杂物， 脱粒去皮， 称取 ２ ０ ０ ｇ 装入洁净 的纸样袋中， 送至实验室以供分析测试。 １ ． ２ 样品分析 土壤与稻米样品分析测试均由中国地质科学院 地球物理地球化学勘查研究所中心实验室完成， 其 中土壤样品分析测试 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｒ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ和 Ｎ 、 Ｐ 、 Ｋ 、 Ｓ ｉ Ｏ ２、 Ａ ｌ２Ｏ３、 Ｔ Ｆ ｅ２Ｏ３、 Ｃ ｏ ｒ ｇ 、 ｐ Ｈ等指标 ［ ３ １ － ３ ３ ］； 稻米样品分析测试 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｒ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ等 元素含量。本次分析测试按照 区域生态地球化学 评价规范 （ Ｄ Ｚ ／ Ｔ０ ２ ８ ９ ２ ０ １ ５ ） 和 生态地球化学评 价样品分析技术要求 （ Ｄ Ｄ ２ ０ ０ ５－ ０ ３ ） 执行。 样品的分析测试方法、 检出限及标样合格率分 别见表 １ ， 精密度和准确度符合规范要求， 分析数据 质量可靠。 ２ 结果与讨论 ２ ． １ 根系土和稻米重金属含量特征 ２ ． １ ． １ 根系土 根系土重金属元素含量特征见表 ２ 。数据表 明， 研究区以酸性土壤为主， ｐ Ｈ＜ ５的强酸性土壤达 到 ４ ５ ％， ｐ Ｈ值在 ５ ． ０～６ ． ５之间的酸性土壤占 ４ ０ ％； 土壤 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｒ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 等元素含量 平均值与全国土壤元素背景值［ ３ ６ ］对比得出， Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ １４７ 第 ５期曹宁， 等珠江三角洲西部典型乡镇稻米与根系土重金属元素含量关系研究第 ３ ９卷 表 １ 土壤和稻米样品分析方法和分析质量控制参数 Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ １ Ａ ｎ ａ ｌ ｙ ｓ ｉ ｓ ｍ ｅ ｔ ｈ ｏ ｄ ｓ ｏ ｆ ｓ ｏ ｉ ｌ ａ ｎ ｄｒ ｉ ｃ ｅｓ ａ ｍ ｐ ｌ ｅ ｓ ａ ｎ ｄｔ ｈ ｅ ｉ ｒ ｃ ｏ ｎ ｔ ｒ ｏ ｌ ｐ ａ ｒ ａ ｍ ｅ ｔ ｅ ｒ ｓ ｏ ｆ ａ ｎ ａ ｌ ｙ ｓ ｉ ｓ ｑ ｕ ａ ｌ ｉ ｔ ｙ 土壤样品 待测 元素 分析方法检出限 标样合格率 （ ％） 重复样合格率 （ ％） 待测 元素 分析方法检出限 标样合格率 （ ％） 重复样合格率 （ ％） Ａ ｓ 氢化物发生 － 原子荧光 光谱法（ Ｈ Ｇ－ Ａ Ｆ Ｓ ） １１ ０ ０９ ８ ． ９Ｎ 氧化燃烧 － 气相 色谱法 ２ ０１ ０ ０１ ０ ０ Ｃ ｄ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ０ ． ０ ３１ ０ ０９ ６ ． ６Ｐ 压片制样 － Ｘ射线 荧光光谱法（ Ｘ Ｒ Ｆ ） ５１ ０ ０９ ８ ． ９ Ｃ ｒ 电感耦合等离子体发射 光谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｏ Ｅ Ｓ ） 、 压片制样 － Ｘ射线荧光光谱法（ Ｘ Ｒ Ｆ ） ５１ ０ ０９ ５ ． ５ Ｋ ２Ｏ 压片制样 － Ｘ射线 荧光光谱法（ Ｘ Ｒ Ｆ ） ０ ． ０ ５１ ０ ０１ ０ ０ Ｃ ｕ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） １１ ０ ０１ ０ ０ Ｓ ｉ Ｏ ２ 压片制样 － Ｘ射线 荧光光谱法（ Ｘ Ｒ Ｆ ） ０ ． １１ ０ ０１ ０ ０ Ｈ ｇ 冷蒸气 － 原子荧光 光谱法（ Ｃ Ｖ－ Ａ Ｆ Ｓ ） ０ ． ５１ ０ ０９ ８ ． ９ Ａ ｌ ２Ｏ３ 压片制样 － Ｘ射线 荧光光谱法（ Ｘ Ｒ Ｆ ） ０ ． ０ ５１ ０ ０１ ０ ０ Ｎ ｉ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ２１ ０ ０９ ７ ． ７Ｃ ｏ ｒ ｇ 氧化热解 － 电位法０ ． １１ ０ ０９ ８ ． ９ Ｐ ｂ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ２１ ０ ０９ ８ ． ９ｐ Ｈ电位法０ ． １１ ０ ０１ ０ ０ Ｚ ｎ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ４１ ０ ０９ ８ ． ９ 稻米样品 Ａ ｓ 氢化物发生 － 原子荧光 光谱法（ Ｈ Ｇ－ Ａ Ｆ Ｓ ） ０ ． １９ ４ ． ４１ ０ ０Ｈ ｇ 冷蒸气 － 原子荧光 光谱法（ Ｃ Ｖ－ Ａ Ｆ Ｓ ） ０ ． ５１ ０ ０１ ０ ０ Ｃ ｄ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ０ ． ０ １１ ０ ０１ ０ ０Ｎ ｉ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ０ ． ２９ ７ ． ２１ ０ ０ Ｃ ｒ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ０ ． ２１ ０ ０１ ０ ０Ｐ ｂ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ０ ． ５１ ０ ０１ ０ ０ Ｃ ｕ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） １１ ０ ０１ ０ ０Ｚ ｎ 电感耦合等离子体 质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） ２１ ０ ０１ ０ ０ 注ｐ Ｈ无量纲； Ｓ ｉ Ｏ ２、 Ａ ｌ２Ｏ３、 Ｔ Ｆ ｅ２Ｏ３、 Ｍ ｇ Ｏ 、 Ｃ ａ Ｏ 、 Ｎ ａ２Ｏ 、 Ｋ２Ｏ 、 Ｃ ｏ ｒ ｇ 的检出限单位为％； Ｈ ｇ 元素含量单位为 ｎ ｇ ／ ｇ ， 其余元素均为 μ ｇ ／ ｇ 。 表 ２ 土壤样品重金属含量统计（ Ｎ＝ １ ５ １ ） Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ ２ Ｓ ｔ ａ ｔ ｉ ｓ ｔ ｉ ｃ ｓ ｏ ｆ ｈ ｅ ａ ｖ ｙｍ ｅ ｔ ａ ｌ ｃ ｏ ｎ ｔ ｅ ｎ ｔ ｉ ｎｓ ｏ ｉ ｌ ｓ ａ ｍ ｐ ｌ ｅ ｓ （ Ｎ＝ １ ５ １ ） 分析项目Ａ ｓＣ ｄＣ ｒＣ ｕＨ ｇＮ ｉＰ ｂＺ ｎ 均值７ ． １ ８ ０ ． １ ２ ６ ３ ６ ． ４ １ ２ ． ５ ０ ． １ ４ ３ ８ ． １ ８４ ０４ ９ ． ３ 中位数４ ． ３ ６ ０ ． ０ １ １ ３ １ ． ４ １ １ ． ２ １ ０ ． ０ １ ２ ７ ． ７ ９ ３ ４． ３ ４ ４ ． ４ 标准差８ ． ８ ６ ０ ． １ ５ ６ １ ９ ． ６ ６ ． １ ６ ０ ． ８ ５ ２ ４ ． ０ ７ １ ６ ． ５ ４ ４ ． ７ 最大值６ ８ ． ７ １ ． ９ ５ ９ ９ ． ８ ４ ５ ． ６ ０ ． ５ ６ ２ ２ ９１ １ ０５ ６ ５ 最小值０ ． ７ ６ １ ０ ． ０ ０ ３ ８ ． ８２ ． ８ ７ ０ ． ０ ０ ３ １ ． ０ ９ １ １ ． ５ １ ５ ． １ 广东省 Ａ１ ６ ． ８ ０ ． ３ ３ ６ ６ ０ ． ４ ２ ４ ． １ ０ ． １ ９ ９ １ ８ ． ７ ６ ０ ． ４ ８ ７ ． ４ 广东省 Ｂ－０ ． １５ ８１ ８０ ． １ ０ ４ １ ８３ ７ ． ５５ １ 中国土壤 Ｃ１ １ ． ２ ０ ． ０ ９ ７ ５ ３ ． ９２ ００ ． ０ ４ ２ ３ ． ４ ２ ３ ． ６ ６ ７ ． ７ ｐ Ｈ ≤５ ． ５ ３ ００ ． ３２ ５ ０５ ００ ． ５６ ０８ ０２ ０ ０ ５ ． ５＜ ｐ Ｈ ≤６ ． ５ ３ ００ ． ４２ ５ ０５ ００ ． ５７ ０１ ０ ０２ ０ ０ ｐ Ｈ ≤５ ． ５ ２ ０ ０１ ． ５８ ０ ０－２ ． ０－４ ０ ０－ ５ ． ５＜ ｐ Ｈ ≤６ ． ５ １ ５ ０２ ． ０８ ５ ０－２ ． ５－５ ０ ０－ 注Ａ为第一次全国土壤污染调查广东省土壤元素含量均值［ ３ ４ ］； Ｂ为广东省 表层土壤均值［ ３ ５ ］； Ｃ为全国土壤元素含量背景值［ ３ ６ ］； 单位均为 μ ｇ ／ ｇ ； “－ ” 表示未检出； “ ” 为风险筛选值； “ ” 为风险管制值。 明显高于全国土壤元素含量背景值， Ａ ｓ 、 Ｃ ｒ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 低于全国土壤元素含量背景值。对比第一次 全国土壤污染调查获得的广东省土壤重金属含量均 值［ ３ ４ ］以及广东省表层土壤均值［ ３ ５ ］可以看出， ８种元 素含量均低于第一次全国土壤污染调查获得的广东 省土壤重金属含量均值； Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ略高于广东省 表层土壤均值。调查区稻田根系土元素含量特点为 Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ 含量略高。李婷婷等［ ３ ７ ］对珠三角地区重 金属异常来源研究认为， Ｃ ｄ 异常受西江冲积洪积物 控制明显， 由西江从上游携带富含 Ｃ ｄ的物质， 在三 角洲地区受水动力等影响沉积形成， 因此受西江等 自然因素的影响 Ｃ ｄ含量略高； 韩志轩等［ ３ ８ ］在 ２ ０ １ ８ 年的研究中利用因子分析得出， Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ主要受到人 为的影响较为严重。 根据土壤酸碱度的不同， 对比 土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准 （ Ｇ Ｂ１ ５ ６ １ ８ ２ ０ １ ８ ） ２４７ 第 ５期 岩 矿 测 试 ｈ ｔ ｔ ｐ ∥ｗ ｗ ｗ ． ｙ ｋ ｃ ｓ ． ａ ｃ ． ｃ ｎ ２ ０ ２ ０年 中的农用地土壤污染风险管制值可以发现， 调查区 土壤较为洁净， 所有重金属元素均不存在超过 Ｇ Ｂ１ ５ ６ １ ８ ２ ０ １ ８ 中的污染风险管制值的情况， 除根 系土 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ元素的个别样品外， 其余元 素均未超过土壤风险筛选值， 并且 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 均为轻微超标。其中 Ｈ ｇ 有 ２ ９件样品略高于土 壤风险管制值； ６个样品 Ａ ｓ 含量超标； ２个样品 Ｃ ｄ 超标， 其中 １件超标样品接近风险管制值； ３件样品 Ｐ ｂ 超标； １件样品 Ｚ ｎ超标。所有超标点位均为孤 立个点， 未形成集中连片的情况。综上所述， 研究区 水稻根系土总体污染风险较低， 仅 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 可能存在轻微生态风险。 ２ ． １ ． ２ 稻米 稻米重金属含量统计见表 ３ ， 由表中的数据可 获得以下特征。 （ １ ） 本文将研究区稻米 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｒ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 等元素含量与 食品安全国家标准 食品中污 染物限量 （ Ｇ Ｂ２ ７ ６ ２ ２ ０ １ ７ ） 相比发现， 稻米中只有 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ出现了超标的情况， Ｃ ｄ超标率相对较高， 达 到了 １ ７ ％， Ｐ ｂ 超标率较低。稻米中 Ｃ ｄ的平均含量 ０ ． １ １ ８ μ ｇ ／ ｇ ， 最大值为 ０ ． ４ ５ ７ μ ｇ ／ ｇ ， 共有 ２ ６件水稻样 品 Ｃ ｄ 含量超标（ ０ ． ２ μ ｇ ／ ｇ ） ， 除 １件样品含量较高 外， 其余样品均略微超过标准限值。Ｐ ｂ的平均含量 ０ ． ０ ７ ８ μ ｇ ／ ｇ ， 最大值为０ ． ３ ２ μ ｇ ／ ｇ ， 有４件稻谷样品 Ｐ ｂ 含量（ ０ ． ２ μ ｇ ／ ｇ ） 超标。其余重金属元素未出现超标 情况。 （ ２ ） 富集系数（ Ｂ Ｃ Ｆ ） 为植物与根系土元素含量 的比值， 通常以该系数来表征植物对于土壤元素的 富集能力。王腾云等［ １ ９ ］在福建沿海地区研究得出， 稻谷对 Ｃ ｕ 、 Ｚ ｎ 等元素的富集系数大于 Ａ ｓ 等其他重 金属元素。李杰等［ １ ８ ］对南宁市郊的研究得出， 稻谷 对 Ｚ ｎ 、 Ｃ ｕ 富集系数高于其他重金属元素。本次研 究 Ｚ ｎ 、 Ｃ ｕ富集系数也较高， Ｚ ｎ的富集系数达到 １ ． １ ９ ， Ｃ ｕ富集系数为 ０ ． ２ ７ ３ ， 即 Ｚ ｎ 、 Ｃ ｕ呈现出较强 的迁移能力， 但 Ｃ ｄ的富集系数达到了 １ ． ４ ， 说明研 究区 Ｃ ｄ极易从土壤迁移到稻米中。根据前文结 果， 稻米中 Ｃ ｄ已经出现超标的情况， 并且 Ｃ ｄ具有 较大的生物毒性， 在土壤中具有较高的化学毒 性［ ３ ９ ］， 因此 Ｃ ｄ 的危害需要引起重视。 （ ３ ） 由表 ２ 、 表 ３中数据可以看出， 土壤部分样 品 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｈ ｇ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ超过土壤风险筛选值， 且稻米 中 Ａ ｓ 、 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 也出现了超标的情况。针对土壤与稻 米中重金属超标情况进行了点对点的验证， 经验证， 部分稻米超标的点位对应的土壤含量也存在超标的 情况， 但也有部分稻米含量超标的点位对应的土壤 点位不存在超标的情况。对土壤元素总量与对应稻 米中的元素含量进行相关性分析（ 表 ４ ） 可以看出， 只有 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 相关性较好， 这体现了土壤与稻米 中重金属含量关系较为复杂， 稻米中重金属含量不 仅受到土壤重金属含量的影响， 还受到土壤理化性 质等其他因素的影响。 表 ３ 稻米样品重金属含量统计（ Ｎ＝ １ ５ １ ） Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ ３ Ｓ ｔ ａ ｔ ｉ ｓ ｔ ｉ ｃ ｓ ｏ ｆ ｈ ｅ ａ ｖ ｙｍ ｅ ｔ ａ ｌ ｃ ｏ ｎ ｔ ｅ ｎ ｔ ｉ ｎｒ ｉ ｃ ｅｓ ａ ｍ ｐ ｌ ｅ ｓ （ Ｎ＝ １ ５ １ ） 分析项目Ａ ｓＣ ｄＣ ｒＣ ｕＨ ｇＮ ｉＰ ｂＺ ｎ 均值（ μ ｇ ／ ｇ ）０ ． １ ４ ６ ０ ． １ １ ８ ０ ． １ ６ ６ ２ ． ７ ８ ０ ． ０ ０ ４ ０ ． ３ ４ １０ ． ０ ７ ８１ ８ ． ２ 标准差（ μ ｇ ／ ｇ ） ０ ． ０ ５ ６ ０ ． ０ ８ ５ ０ ． ０ ８ ０ ． ７ ５ ２ ０ ． ０ ０ ３ ０ ． １ ６ ５０ ． ０ ４ ３２ ． ２ ２ 最大值（ μ ｇ ／ ｇ ） ０ ． ６ ９ ０ ． ４ ５ ７ ０ ． ６ ４４ ． ９０ ． ０ １ ９ ０ ． ９ ９ ０ ． ３ ２２ ４ ． ７ 粮食卫生 标准（ μ ｇ ／ ｇ ） －０ ． ２１ ． ０－０ ． ０ ２－０ ． ２－ 超标数量（ 件）－２ ６０－０－４－ 富集系数０ ． ０ ２１ ． ４０ ． ０ １ ８ ０ ． ２ ７ ３ ０ ． ０ ０ ０ ４ ０ ． ０ ２ ８０ ． ０ ０ ６１ ． １ ９ 注标注 “ ”的数据来源 食品安全国家标准 食品中污染物限量 （ Ｇ Ｂ２ ７ ６ ２ ２ ０ １ ７ ） 。 ２ ． ２ 土壤 － 稻米系统元素迁移影响因素 大量研究表明［ ６ ， ４ ０ － ４ １ ］， 土壤 －稻米系统中重金 属吸收运移受到多种因素的影响， 土壤元素总量、 ｐ Ｈ值、 有机质、 黏土矿物、 氧化还原条件、 营养元素 （ Ｎ 、 Ｐ 、 Ｋ ） 含量以及土壤微生物活性、 植物种类及其 生理机制都会影响到土壤 － 稻米系统中重金属的化 学形态和迁移能力［ ４ ２ ］。不同土壤条件、 作物种类对 重金属的吸收迁移规律， 是预防土壤以及作物中重 金属元素污染危害的基础支撑［ ４ ３ ］。所以， 研究土壤 － 稻米系统元素迁移影响因素至关重要。 ２ ． ２ ． １ 土壤重金属总量 土壤重金属总量与稻米重金属含量的相关系数 见表 ４ 。分析结果表明， 在 ｐ ＜ ０ ． ０ １的置信条件下， 稻米中 Ｃ ｄ （ Ｒ＝０ ． ３ ４ ４ 、 ｐ＜０ ． ０ １ ） 、 Ｃ ｕ （ Ｒ＝０ ． ２ ５ ０ 、 ｐ ＜ ０ ． ０ １ ） 含量与对应的土壤元素总量呈正相关； Ｈ ｇ （ Ｒ＝－ ０ ． ２ ５ ５ ， ｐ ＜ ０ ． ０ １ ） 含量与对应的土壤元素总 量呈负相关， 这表明土壤 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 含量直接影响 着稻米中 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｕ 、 Ｈ ｇ 含量， 其中 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｕ存在显著正 相关， Ｈ ｇ 存在显著负相关。Ｃ ｄ具有较大的生物毒 性， 并且在土壤中具有较高的化学毒性［ ３ ９ ］， 说明 Ｃ ｄ 较容易从土壤中迁移至稻米中并对人体造成危害。 聂呈荣等［ ４ ４ ］在 ２ ０ １ ０年在佛山地区菜地土壤中全量 Ｃ ｄ 与蔬菜中部分的元素含量进行分析对比的研究 中， 发现Ｃ ｄ 含量在土壤 －作物系统呈极显著正相 ３４７ 第 ５期曹宁， 等珠江三角洲西部典型乡镇稻米与根系土重金属元素含量关系研究第 ３ ９卷 表 ４ 稻米与根系土样品重金属含量及土壤理化性质相关系数（ Ｎ＝ １ ５ １ ） Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ ４ Ｃ ｏ ｒ ｒ ｅ ｌ ａ ｔ ｉ ｏ ｎｃ ｏ ｅ ｆ ｆ ｉ ｃ ｉ ｅ ｎ ｔ ｏ ｆ ｈ ｅ ａ ｖ ｙｍ ｅ ｔ ａ ｌ ｃ ｏ ｎ ｔ ｅ ｎ ｔ ａ ｎ ｄｐ ｈ ｙ ｓ ｉ ｃ ａ ｌ ａ ｎ ｄｃ ｈ ｅ ｍ ｉ ｃ ａ ｌ ｐ ｒ ｏ ｐ ｅ ｒ ｔ ｉ ｅ ｓ ｏ ｆ ｒ ｉ ｃ ｅａ ｎ ｄｒ ｏ ｏ ｔ ｓ ｏ ｉ ｌ ｓ ａ ｍ ｐ ｌ ｅ ｓ （ Ｎ＝ １ ５ １ ） 分析项目相关关系Ａ ｓＣ ｄＣ ｒＣ ｕＨ ｇＮ ｉＰ ｂＺ ｎ 土壤总含量 相关性０ ． ０ ４ ８０ ． ３ ４ ４ ０ ． １ ３ ８０ ． ２ ５ ０ － ０ ． ２ ５ ５ － ０ ． １ ７ ８ － ０ ． １ ３ ６－ ０ ． ０ １ ２ 显著性０ ． ５ ６ ２００ ． ０ ９ １０ ． ０ ０ ２０ ． ０ ０ ５０ ． １ ３ ４０ ． ０ ２ ９０ ． ８ ８ ３ Ｃ ｏ ｒ ｇ 相关性－ ０ ． ３ ０ ８ － ０ ． ２ ２ １ － ０ ． ３ ８ ４ － ０ ． ４ ２ １ － ０ ． ５ ２ ３ － ０ ． ３ ７ ５ － ０ ． ０ ９ ９－ ０ ． ５ ０ ０ 显著性００ ． ０ ０ ６０００００ ． ２ ２ ８０ ｐ Ｈ 相关性－ ０ ． ０ １ ６０ ． ０ ５ １－ ０ ． ０ ８ ９－ ０ ． １ ３ ４－ ０ ． １ ３ ４－ ０ ． １ ６ １ ０ ． １ ７ ０ － ０ ． ０ ６ ９ 显著性０ ． ８ ４ ５０ ． ５ ３ １０ ． ２ ７ ８０ ． １０ ． １０ ． ０ ４ ８０ ． ０ ３ ７０ ． ３ ９ ８ Ｓ ｉ Ｏ ２／ Ａ ｌ２Ｏ３ 相关性０ ． １ ９ ６ ０ ． ３ ２ ５ ０ ． ２ ４ ０ ０ ． ２ ２ ４ ０ ． １ ９ ９ ０ ． ２ ４ ２ ０ ． ４ ４ ４ ０ ． ６ ３ ３ 显著性０ ． ０ １ ６００ ． ０ ０ ３０ ． ０ ０ ６０ ． ０ １ ４０ ． ０ ０ ３００ 土壤全氮 相关性－ ０ ． ３ １ ６ － ０ ． １ ７ ２ － ０ ． ４ ５ ４ － ０ ． ５ ０ ３ － ０ ． ５ ８ ２ － ０ ． ４ ０ ５ ０ ． ０ ６ ３－ ０ ． ５ ０ ９ 显著性００ ． ０ ３ ５０００００ ． ４ ４ ３０ 土壤全磷 相关性－ ０ ． ２ ９ ９ － ０ ． １ ２ ３－ ０ ． ３ １ ２ － ０ ． １ ７ ４ － ０ ． ３ ３ ２ － ０ ． ３ ０ ４ － ０ ． ２ ５ １ － ０ ． ３ ９ ２ 显著性００ ． １ ３ １００ ． ０ ３ ２０００ ． ０ ０ ２０ Ｋ ２Ｏ 相关性－ ０ ． ０ ７－ ０ ． ２ ４ ０ ０ ． ０ ３ ９０ ． ０ ６ ３０ ． １ ３ ５０ ． ０ ２ １－ ０ ． ５ ６ ３ － ０ ． ３ ４ ５ 显著性０ ． ３ ９ ４０ ． ０ ０ ３０ ． ６ ３ ７０ ． ４ ４ ４０ ． ０ ９ ８０ ． ７ ９ ７００ 注 标注“ ” 的数据在 ｐ ＜ ０ ． ０ １水平（ 双侧） 上显著相关； 标注“ ” 在 ｐ ＜ ０ ． ０ ５水平（ 双侧） 上显著相关； 除土壤总含量外， 其余项目（ Ｃ ｏ ｒ ｇ 等） 的 相关性均为该项目与元素富集系数的相关性。 关关系。所以控制土壤 Ｃ ｄ总量可以控制稻米中的 含量， 可以通过抑制外源 Ｃ ｄ的输入来控制土壤以 及稻米中的 Ｃ ｄ含量来实现， 从而控制 Ｃ ｄ污染。 Ｃ ｕ 作为植物生长的必需元素， 通常表现为较强的迁 移能力［ １ ８ ］； 因此， 土壤与稻米中的 Ｃ ｕ 具有较好的正 相关。另一方面， Ａ ｓ 、 Ｃ ｒ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ在稻米与根系土之 间无显著相关性， 表明土壤 Ａ ｓ 、 Ｃ ｒ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ并不会直 接显著影响稻米中的含量。周国华［ ４ ０ ］认为， 在土壤 － 稻米系统中， 土壤重金属全量代表的是该元素各 种形态的综合， 并未代表土壤中重金属的生物有效 性， 总量虽然能代表元素在土壤中的富集程度， 但重 金属生物可利用性、 生物毒性更大程度上取决于形 态分布， 即相比于土壤全量， 土壤有效态重金属含量 更能促进谷物产品中重金属的积累［ ４ ５ ］。也有研究 表明， 土壤中 Ｐ ｂ 、 Ｎ ｉ 、 Ｃ ｒ 均为土壤中移动性较差、 不 易被作物吸收的元素［ ４ ６ － ４ ７ ］， 因此作物中的这三种元 素含量一般较低， 且作物中的含量与土壤中的含量 一般无相关关系。这也可能为研究区土壤与稻米中 的 Ｐ ｂ 、 Ｎ ｉ 、 Ｃ ｒ 的相关性较差的原因。 研究区稻米与根系土之间 Ｈ ｇ 呈显著负相关， 其中原因可能与土壤元素形态与土壤其他理化性质 （ 土壤 ｐ Ｈ 、 土壤有机质、 土壤 Ｎ 、 Ｐ 、 Ｋ含量等） 有关。 如随着土壤中总 Ｈ ｇ 增加， 土壤中的碳酸盐结合态 等稳定形态
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