劉　彬，孫　聰，陳世寶*，張曉晴，宋文恩，李　寧（.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，農(nóng)業(yè)部植物營(yíng)養(yǎng)與肥料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 0008；.湖北民族學(xué)院，湖北 恩施 445000）

水稻土中外源Cd老化的動(dòng)力學(xué)特征與老化因子

劉彬1，孫聰1，陳世寶1*，張曉晴2，宋文恩1，李寧1（1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，農(nóng)業(yè)部植物營(yíng)養(yǎng)與肥料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100081；2.湖北民族學(xué)院，湖北 恩施 445000）

選擇5種不同性質(zhì)的水稻土，通過(guò)外源添加制備了6個(gè)不同濃度梯度的Cd污染土壤，研究了外源Cd在幾種水稻土中的老化動(dòng)力學(xué)特征與影響因子；同時(shí)利用盆栽實(shí)驗(yàn)，結(jié)合Log-logistic分布模型，研究了5個(gè)不同老化時(shí)間（14、30、60、90和180d）與土壤中Cd對(duì)二種不同Cd敏感性水稻生長(zhǎng)毒性的影響.結(jié)果表明，不同濃度外源Cd進(jìn)入土壤后，0.05mol/L EDTA-2Na浸提的有效態(tài)Cd含量隨著老化時(shí)間的增加而逐漸下降；與14d處理相比，老化30d后土壤中有效態(tài)Cd降幅達(dá)21.5%（紅壤）～38.0%（黑土）；老化90d后，土壤中Cd進(jìn)入慢反應(yīng)階段. 基于二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的擬合參數(shù)顯示，土壤中Cd的老化特征表現(xiàn)為有效態(tài)Cd含量在30～60d內(nèi)快速降低，隨后變化減緩，經(jīng)過(guò)90d的老化后，土壤中有效態(tài)Cd含量逐漸趨于平衡.基于老化動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)（C∞及K2）與土壤性質(zhì)間的相關(guān)性分析表明，土壤pH值是影響Cd有效態(tài)含量變化的主控因子，其次是土壤 CEC和OC含量.在不同性質(zhì)土壤中，隨著老化時(shí)間的增加，土壤中外源 Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的半抑制濃度（EC50）值顯著升高；與14d老化處理相比，經(jīng)過(guò)180d老化后土壤中Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的EC50增加72.1%～195.0%；在大于90d的長(zhǎng)期老化過(guò)程中，土壤pH值對(duì)Cd老化過(guò)程的影響逐漸降低，而CEC的影響逐漸上升，盡管如此，土壤中Cd老化過(guò)程的主要影響因子仍然是土壤pH，而與測(cè)試的2種水稻品種無(wú)關(guān).

Cd；老化因子；水稻；劑量-效應(yīng)；預(yù)測(cè)模型

影響土壤中重金屬生物有效性的因素中，除生物因素（如不同生物物種、生育期、不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)及生物適應(yīng)性差異等）外，非生物因素（包括環(huán)境介質(zhì)條件、土壤性質(zhì)［1］、老化作用［2-3］、元素間的相互作用及伴隨陰離子等）也是其中主要影響因子.一般而言，不同形態(tài)外源金屬在進(jìn)入土壤后，迅速完成固-液分配及膠體表面吸附，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，逐漸完成由微孔擴(kuò)散、表面沉淀-共沉淀（或共絮凝）所導(dǎo)致的固相包裹或晶格固定等老化過(guò)程，從而導(dǎo)致重金屬的生物有效性逐漸降低［4-6］.

目前，針對(duì)水稻土中鎘（Cd）的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究中，Cd在不同性質(zhì)水稻土中的形態(tài)轉(zhuǎn)化、不同測(cè)試物種對(duì)Cd吸收、轉(zhuǎn)化機(jī)理及其在食物鏈中的遷移風(fēng)險(xiǎn)研究等備受關(guān)注，而針對(duì)不同性質(zhì)水稻土中Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)閾值研究相對(duì)較少.基于保護(hù)不同水平生態(tài)物種（如 HC5）而確定的污染土壤中重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)閾值是制（修）定土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的基本依據(jù). 我國(guó)現(xiàn)行的土壤質(zhì)量環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)是20世紀(jì)90年代初期主要通過(guò)實(shí)驗(yàn)室短期條件下基于外源添加重金屬獲得的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)而建立［7］，而研究表明，田間條件下，土壤中長(zhǎng)期老化的重金屬與短期（通常為 14d）外源添加的土壤中重金屬的生物毒性存在著明顯的差異［3］，因此，短期盆栽實(shí)驗(yàn)的結(jié)果往往高估了土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)（數(shù)據(jù)待發(fā)表）. 本文選擇了我國(guó)5種不同性質(zhì)水稻土，在不同時(shí)間添加6個(gè)不同濃度水平的Cd，制備了5個(gè)不同老化時(shí)間的 Cd污染土壤，測(cè)定了 Cd對(duì)二種不同Cd敏感性水稻的生長(zhǎng)毒性，結(jié)合Log-logistic分布模型，研究了Cd在不同性質(zhì)水稻土中的老化動(dòng)力學(xué)特征及其對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性（EC50）的影響，同時(shí)對(duì) Cd老化因子與水稻土性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系進(jìn)行了分析，以期為不同老化時(shí)間土壤中 Cd的生態(tài)毒理評(píng)價(jià)提供參考.

1　材料與方法

1.1供試土壤及水稻

土壤：采集了我國(guó)5個(gè)不同水稻種植區(qū)的耕層（0～20cm）土樣（表 1）.經(jīng)過(guò)風(fēng)干磨碎后過(guò) 2mm尼龍篩，測(cè)定土壤的基本理化性質(zhì). pH值和電導(dǎo)率在水土比為5：1的條件下振蕩1h，靜置30min后測(cè)定［8］；陽(yáng)離子交換量使用非緩沖的硫脲銀方法測(cè)定［13］；有機(jī)碳含量以總碳與無(wú)機(jī)碳含量之差獲得［10］；土壤中非晶形鐵氧化物含量采用0.2mol/L C2H8N2O4·H2O（pH 3.2）溶液提取，液土比為 50：1，經(jīng)提取劑提取的非晶形鐵含量用ICP-OES測(cè)定［8］.土壤黏粒含量通過(guò)吸管法測(cè)定［8］.土壤中 Cd含量使用硝酸-氫氟酸微波消解后ICP-MS測(cè)定.從表1看，土壤pH值范圍為4.54～7.81，CEC為 6.36～28.81cmol+/kg，上述土壤性質(zhì)間的顯著差異為研究Cd在不同水稻土中老化效應(yīng)提供了好的基礎(chǔ)條件.

表1　供試土壤的基本性質(zhì)Table 1　Selected soil properties of the tested soils

供試水稻：采用水稻品種為前期篩選［8］的Cd耐性強(qiáng)的湘早 X-45和敏感的特優(yōu)-167（T-167）水稻品種進(jìn)行Cd毒性測(cè)試.

1.2土壤中外源Cd的老化處理

分別于2013年1月6日（老化時(shí)間：180d，下同）、4月6日（90d）、5月6日（60d）、6月6日（30d）、6月20（14d）取上述不同土壤1000g于塑料盆中，每種土壤根據(jù)預(yù)備實(shí)驗(yàn)結(jié)果，添加6種不同Cd水平（0，0.6，1.2，2.4，4.8，7.2mg/kg），每個(gè)處理3個(gè)重復(fù).外源Cd為分析純3CdSO4.8H2O溶液加入，根據(jù)不同土壤最大田間持水量（MWHC），將含有上述不同Cd濃度的溶液按照70%MWHC體積與土壤充分?jǐn)嚢杌靹蚝笱b入PVC培養(yǎng)筒，以封口膜將 PVC口進(jìn)行密封后在25℃溫室中培養(yǎng)，培養(yǎng)期間通過(guò)稱(chēng)重法保持土壤70%MWHC持水量.

1.3水稻生長(zhǎng)毒性測(cè)定

盆栽試驗(yàn)：將上述不同 Cd老化時(shí)間的土壤裝盆，每盆裝土700g（風(fēng)干土計(jì)），共計(jì)90盆.將上述二種水稻品種的幼苗培養(yǎng)到3葉1心（14d）時(shí)移栽到盆中，每盆種植3株水稻苗.為保證試驗(yàn)過(guò)程水稻正常生長(zhǎng)對(duì)養(yǎng)分的需求，在土壤中加入濃度為0.429g CO（NH2）2/kg土及0.420g KCl/kg土的營(yíng)養(yǎng)液在生長(zhǎng)過(guò)程中隨水澆灌到缽盆里.培養(yǎng)28d后，先用自來(lái)水將水稻苗完全洗凈，為去除黏附在苗上的Cd2+，用20mmol/L EDTA-2Na交換20min，然后用去離子水沖洗將幼苗分成地上部和根系兩部分，于烘箱105℃殺青30min，再80℃烘至恒重，測(cè)定地上部干重和根系干重及 Cd含量.

1.4土壤中Cd全量及EDTA-2Na浸提態(tài) Cd測(cè)定

采集不同Cd處理土壤樣品20g，將上述土壤樣品風(fēng)干后研磨過(guò)100目篩，分別測(cè)定土壤中Cd全量和有效態(tài)Cd的含量.全量測(cè)定方法：稱(chēng)取樣品0.50g，加入10mLHClO4-HNO3混酸（3：1） 1mL氫氟酸，于電熱板上消解，最后定容至 20mL，于電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀上（ICP-OES/MS）進(jìn)行測(cè)定.有效態(tài)Cd含量測(cè)定：稱(chēng)取樣品1.0g左右于50mL離心管，加入0.05mol/L EDTA-2Na溶液25mL，往復(fù)式振蕩2h，于4000r/min離心20min，取上清液經(jīng)孔徑為0.45μm的濾膜或?yàn)V紙過(guò)濾后進(jìn)行Cd含量測(cè)定.

土壤中外源添加的EDTA浸提態(tài)Cd含量變化測(cè)定方法：

式中：Ct為第t d時(shí)土壤中外源EDTA浸提態(tài)Cd的含量，mg/kg；Cta為第 t d時(shí)各處理土樣中所測(cè)得的EDTA浸提態(tài)Cd含量，mg/kg；Cto為未添加重金屬的空白對(duì)照土樣中所測(cè)得的 EDTA浸提態(tài)Cd含量，mg/kg［12］.

1.5數(shù)據(jù)處理

不同水稻土中 Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的劑量-效應(yīng)關(guān)系測(cè)定采用邏輯斯蒂克分布模型（Loglogistic distribution）進(jìn)行擬合：logistic是目前應(yīng)用最廣泛的分類(lèi)模型之一，主要用來(lái)測(cè)定離散因變量與自變量之間的劑量-效應(yīng)關(guān)系［13］，見(jiàn)式（1）：

式中：y為不同Cd處理水平土壤的水稻根、地上干重與對(duì)照處理的水稻根、地上干重的比值，即水稻脅迫反應(yīng)產(chǎn)生的百分?jǐn)?shù)（%），y0、b為擬合的參數(shù)，x為不同處理土壤中Cd的濃度值mg/kg；M 為ECx （這里x=50）的自然對(duì)數(shù)值.

若土壤中低濃度Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)產(chǎn)生刺激效應(yīng)，則采用低劑量刺激效應(yīng)擬合方程（Hormesis dose-response data fitting）進(jìn)行毒性效應(yīng)的擬合，通過(guò)Tablecurve 2D V5.01軟件進(jìn)行測(cè)定，方程如下［14］：

式中：Y是水稻相對(duì)生物量，%，X是土壤Cd的濃度mg/kg，a，b，c，d是方程參數(shù).當(dāng)k為50時(shí)，參數(shù)c定義為EC50.

本實(shí)驗(yàn)所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用 Excel和 SAS分析軟件（8.0.1）進(jìn)行處理，利用Duncan法進(jìn)行差異顯著性分析（顯著性水平P＜0.05）.

2　結(jié)果與討論

2.1外源Cd的老化過(guò)程特征與動(dòng)力學(xué)模擬

基于0.05mol/L EDTA-2Na浸提的土壤中有效態(tài)Cd測(cè)定結(jié)果表明（圖1），相同土壤中，隨著外源Cd濃度的增加，土壤中EDTA浸提態(tài)Cd含量也增加，不同Cd添加濃度土壤中有效態(tài)Cd含量均隨著老化時(shí)間的增加而逐漸下降.不同 Cd添加濃度處理老化30d后，與14d處理相比，土壤中有效態(tài) Cd最大降幅分別為 21.5%（紅壤）、35.6%（水稻土）、37.1%（紫色土）、38.0%（黑土）及 27.2%（潮土）；而老化時(shí)間為 60d時(shí)，土壤中EDTA浸提態(tài)Cd與14d相比最大降幅分別達(dá)到47.8%、49.1%、51.2%、54.8%及48.3%.隨著老化時(shí)間進(jìn)一步延長(zhǎng)，土壤中Cd進(jìn)入慢反應(yīng)階段，在經(jīng)過(guò)180d的老化反應(yīng)后，與老化90d土壤中有效態(tài)Cd含量相比，不同土壤中EDTA浸提態(tài)Cd分別下降12.4%～18.1%（紅壤）、11.2%～17.3%（水稻土）、11.0%～15.8%（紫色土）、6.3%～13.8%（紫色土）及 7.1%～17.9%（潮土）.從上述結(jié)果可以看出，不同土壤中有效態(tài)Cd在30d至60d內(nèi)快速下降，隨后變化減緩，在經(jīng)過(guò)90d的老化過(guò)程后，土壤中 EDTA浸提態(tài) Cd含量逐漸趨于平衡. 此外，土壤中Cd的老化速率也因Cd添加濃度的不同而有所差異，低濃度條件下（添加濃度≤2.4mg/kg），30d后，土壤中有效態(tài)Cd含量下降速率低于高濃度，說(shuō)明高濃度 Cd在土壤中達(dá)到平衡的時(shí)間比低濃度時(shí)需要的時(shí)間長(zhǎng).外源金屬離子進(jìn)入土壤后，離子初期的快速老化階段是由于土壤溶液和土壤膠體顆粒表面離子濃度差所驅(qū)動(dòng)，而后期的慢速老化過(guò)程可能由金屬離子向土壤微孔隙滲透和擴(kuò)散過(guò)程構(gòu)成，這也決定了金屬離子形態(tài)分布速率逐漸減慢，直到體系中金屬離子在固-液相的分配達(dá)到平衡［15-16］.

目前，對(duì)土壤中重金屬老化進(jìn)行動(dòng)力學(xué)過(guò)程描述的模型通常有 5種［17-18］，即：拋物線(xiàn)模型、Elovich模型、雙常數(shù)模型、一階指數(shù)衰減函數(shù)和二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型.通過(guò)對(duì)這5種不同動(dòng)力學(xué)模型模擬土壤中外源重金屬穩(wěn)定化過(guò)程的決定系數(shù)進(jìn)行比較，發(fā)現(xiàn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和一階指數(shù)衰減函數(shù)為最優(yōu)模型［12，18］.因此本研究采用二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)不同土壤中Cd的老化特征進(jìn)行參數(shù)擬合，方程式：

式中：Ct為時(shí)間t（d）時(shí)土壤中EDTA浸提態(tài)Cd測(cè)定值，mg/kg；C∞為時(shí)間 t（d）時(shí)外源 Cd有效態(tài)濃度，mg/kg，其值越大表示土壤對(duì)外源Cd固定量越低，反之固定量越高；k2表示二級(jí)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)，kg·d/mg；表征外源Cd老化的快慢.

運(yùn)用上述二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)在土壤中外源Cd老化過(guò)程擬合參數(shù)（k2、C∞、R2）見(jiàn)表1. 通過(guò)方程擬合得到的平衡濃度C∞與老化180d后各處理土壤中有效態(tài) Cd濃度實(shí)測(cè)值基本一致，兩者相關(guān)系數(shù)均大于0.905（P＜0.01）.這說(shuō)明經(jīng)過(guò)180d后，外源添加的 Cd基本達(dá)到了平衡.在同一種土壤中，隨著Cd添加濃度的增加k2值逐漸降低，表明外源 Cd老化的速率降低，所需要達(dá)到平衡的時(shí)間越長(zhǎng)；而C∞卻隨著Cd含量的增大而升高，說(shuō)明達(dá)到平衡狀態(tài)時(shí)外源 Cd有效態(tài)濃度越大，土壤對(duì)外源 Cd的固定量越低.土壤膠體表面存在兩種不同的吸附點(diǎn)位，即結(jié)合能高的點(diǎn)位和結(jié)合能低的點(diǎn)位.當(dāng)土壤中重金屬濃度較低時(shí)，重金屬離子首先與土壤的高結(jié)合能點(diǎn)位結(jié)合，因結(jié)合能較高、吸附密度低及離子間的排斥力較小，所以在一定低濃度范圍內(nèi)的濃度變化基本不會(huì)導(dǎo)致吸附速率的變化；然而隨著重金屬的濃度升高，高結(jié)合能點(diǎn)位會(huì)呈現(xiàn)飽和狀態(tài)，重金屬離子開(kāi)始被吸附在低結(jié)合能點(diǎn)位上，導(dǎo)致土壤膠體離子吸附密度加大，離子間排斥力增加，導(dǎo)致吸附速率隨初始濃度的增加而降低［19-21］.

土壤中重金屬的老化過(guò)程與不同土壤性質(zhì)具有很大關(guān)系［2］.利用相關(guān)性分析得到土壤主要性質(zhì)與k2、C∞的關(guān)系見(jiàn)表3.從表3看出，土壤的主要性質(zhì)pH值、CEC、OC（%）與外源EDTA浸提態(tài)Cd平衡濃度C∞呈負(fù)相關(guān)，而與速率常數(shù)k2呈正相關(guān)關(guān)系.在上述影響 Cd有效態(tài)變化的主控因子中，總體而言，土壤pH值的影響最為顯著，其次是土壤CEC和有機(jī)碳含量.本研究結(jié)果表明，在相同添加濃度處理?xiàng)l件下，土壤中 Cd有效態(tài)濃度隨著 pH值的升高而降低.pH值是土壤物理、化學(xué)性質(zhì)的綜合反映，當(dāng)土壤pH值升高，土壤黏粒礦物和有機(jī)質(zhì)表面的負(fù)電荷增加，因而對(duì)Cd的吸附能力增強(qiáng)，增加了Cd濃度的活性；另外，土壤中有機(jī)質(zhì)-金屬絡(luò)合物及Cd在氧化物表面形成專(zhuān)性吸附的穩(wěn)定性隨著 pH值的升高而增大［22］.土壤陽(yáng)離子交換量（CEC）是表征土壤吸附交換性陽(yáng)離子能力的指標(biāo)，土壤中 CEC增大，對(duì)陽(yáng)離子的吸附能力增強(qiáng)，從而表現(xiàn)出對(duì)重金屬固持能力升高，這與本文中關(guān)于有效性 Cd隨著土壤CEC的增大而降低的結(jié)果是一致的.土壤有機(jī)質(zhì)對(duì) Cd的有效態(tài)含量變化有一定的降低作用，這可能與有機(jī)質(zhì)中不同官能團(tuán)對(duì)Cd的吸附作用及其絡(luò)合物的穩(wěn)定性大小有關(guān).

圖1　不同土壤中EDTA浸提態(tài)Cd隨老化時(shí)間的變化Fig.1　Effect of aging time on the EDTA-extracted Cd in different kinds of soils.

表2　土壤中外源Cd老化二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合參數(shù)及決定系數(shù)（R2）Table 2　The parameters and decision coefficient of the second-order equation for aging of Cd in soils

表3　土壤理化性質(zhì)與Cd老化動(dòng)力學(xué)參數(shù)的相關(guān)系數(shù) （n=15）Table 3　Correlation coefficients between the soil physic-chemical properties and the dynamic parameters of Cd ageing in soils

2.2土壤中Cd的老化對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的影響

基于Log-logistic模型的土壤中Cd對(duì)X-45水稻（基于篇幅限制T-167的圖沒(méi)有列出）生長(zhǎng)毒性的劑量-效應(yīng)關(guān)系及其擬合的半抑制濃度閾值（EC50）見(jiàn)圖2和表4.從圖2可以看出，隨著土壤中Cd濃度的升高，水稻生長(zhǎng)受到明顯抑制作用，變現(xiàn)為縱坐標(biāo)曲線(xiàn)的逐漸下滑.在吉林的黑土與河北的潮土中，短期老化（＜60d）的土壤中Cd在低濃度條件（＜2.4mg/kg）下對(duì)水稻生長(zhǎng)表現(xiàn)出了一定的低劑量刺激作用，表現(xiàn)在模型擬合曲線(xiàn)的上升部分，與對(duì)照相比，上述2種土壤最大刺激效應(yīng)分別達(dá) 125.3%和 120.4%.低劑量刺激效應(yīng)的出現(xiàn)與反應(yīng)程度受諸多因素影響，包括毒物產(chǎn)生毒害的環(huán)境介質(zhì)條件、測(cè)試物種的個(gè)體差異及測(cè)試終點(diǎn)等，產(chǎn)生刺激效應(yīng)的機(jī)理可能與生物對(duì)毒物產(chǎn)生機(jī)體損傷的過(guò)度補(bǔ)償有關(guān)［23］.從圖2也可以看出，隨著老化時(shí)間的增加，產(chǎn)生相同脅迫效應(yīng)（縱坐標(biāo)的值）時(shí)，模型擬合曲線(xiàn)越往橫坐標(biāo)右側(cè)，也即ECx的值增加（毒性降低）.

基于劑量-效應(yīng)關(guān)系模型擬合的不同老化時(shí)間的不同土壤中Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的半抑制濃度值及其95%置信區(qū)間值結(jié)果表明（表4），土壤中Cd對(duì)水稻毒性與土壤性質(zhì)、水稻品種及老化時(shí)間有很大影響.在相同老化時(shí)間下，土壤中Cd對(duì)敏感性水稻（T-167）的EC50值總體低于耐Cd品種（X-45），也即表明在相同濃度條件下，Cd對(duì)T-167產(chǎn)生的生長(zhǎng)毒性影響更大；在相同老化時(shí)間與水稻品種條件下，隨著土壤 pH值的增加，EC50值也隨之明顯增加，也即土壤中Cd的毒性降低；此外，隨著老化時(shí)間的增加，土壤中 EC50值也顯著升高，在5種不同土壤中，與14d老化處理相比，經(jīng)過(guò)180d老化后土壤中Cd毒性的EC50分別增加117.4%～195.0%（紅壤）、84.2%～185.4%（水稻土）、72.1%～174.5%（紫色土）、99.5%～127.2%（黑土）及105.8%～144.4%（潮土）.

2.3老化因子與土壤性質(zhì)的相關(guān)關(guān)系

將老化因子（AF）定義為不同老化時(shí)間的EC50相對(duì)于老化14d的比值.計(jì)算得到不同老化時(shí)間Cd對(duì)2種水稻生長(zhǎng)毒性的老化因子（表5）及其與土壤性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系模型（表6）.從表5可以看出，不同土壤中，老化30，60，90，180d的老化因子范圍為0.97～1.46、1.04～1.82、1.70～2.71及1.72～2.85，土壤中 Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的老化因子隨著老化時(shí)間的增加而增加. 從相同水稻所測(cè)定的不同老化時(shí)間老化因子比較發(fā)現(xiàn)，總體而言，90d的老化因子比較短時(shí)間土壤Cd老化因子明顯增加，而180d的老化因子與90d間增加趨勢(shì)明顯變緩，說(shuō)明土壤中 Cd的毒性間差異變化不大，這與前文土壤中 Cd有效態(tài)含量變化趨勢(shì)基本吻合.

圖2　土壤中外源Cd不同老化時(shí)間對(duì)X-45水稻生長(zhǎng)毒性的劑量-效應(yīng)曲線(xiàn)Fig.2　Dose-response curves of the phytotoxicity of added Cd to rice X-45with different aging time in soils

土壤中Cd的老化因子對(duì)不同老化時(shí)間的不同土壤中Cd的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)的歸一化具有重要意義［5，24-25］.對(duì) 5種具有明顯差異性質(zhì)的土壤中Cd老化因子及其與土壤性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系進(jìn)行了回歸分析，得出基于土壤主控因子的不同老化時(shí)間的老化因子預(yù)測(cè)模型（表 6）.分析結(jié)果表明，土壤中Cd老化因子與土壤pH值和CEC、Org-C的呈正相關(guān)關(guān)系，基于上述三個(gè)主要因子的老化因子預(yù)測(cè)模型決定系數(shù)為0.607～0.946，達(dá)到極顯著水平（P＜0.01）.而通過(guò)對(duì)不同老化時(shí)間的老化因子預(yù)測(cè)模型發(fā)現(xiàn)，在長(zhǎng)期老化中，土壤pH值對(duì)老化因子的影響逐漸下降，而CEC的影響逐漸上升，盡管如此，土壤pH值仍然是影響土壤中Cd老化的主要因子（表6），其次為土壤中CEC和OC，而土壤中Cd的老化因子與所測(cè)試的2種不同水稻品種無(wú)關(guān).

表4　不同老化時(shí)間土壤中Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)的毒性閾值EC50及95%置信區(qū)間（mg/kg）Table 4　Effects of aging time on toxicity thresholds EC50（mg/kg） of added Cd to rice growth in soils

表5　基于水稻生長(zhǎng)毒性EC50的不同土壤Cd的老化因子Table 5　Aging factors of Cd toxicity threshold （EC50） to rice growth in soils

表6　土壤中Cd的老化因子與土壤性質(zhì)之間的Pearson相關(guān)系數(shù)（n=15）Table 6　Pearson correlation coefficients between aging factors and main soil properties （n=15）

3　結(jié)論

3.1不同濃度外源 Cd進(jìn)入土壤后，有效態(tài) Cd含量隨著老化時(shí)間的增加而逐漸下降. 在影響土壤 Cd有效態(tài)含量變化的主控因子中，主要為土壤pH值，其次是土壤CEC和OC含量.

3.2基于二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的擬合結(jié)果表明，土壤中Cd的老化特征表現(xiàn)為有效態(tài)Cd含量在30d 至60d內(nèi)快速降低，隨后變化減緩，經(jīng)過(guò)90d的老化過(guò)程后，土壤中有效態(tài)Cd含量逐漸趨于平衡.

3.3基于劑量-效應(yīng)關(guān)系模型擬合的不同老化時(shí)間土壤中Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性的半抑制濃度值測(cè)定結(jié)果表明，土壤中 Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)毒性與土壤性質(zhì)、水稻品種及老化時(shí)間有很大影響；在相同土壤中，隨著老化時(shí)間的增加，EC50值顯著升高，Cd的毒性降低.

3.4在大于90d的長(zhǎng)期老化中，土壤pH值對(duì)老化過(guò)程的影響逐漸降低，而CEC的影響逐漸上升，盡管如此，土壤pH值仍然是影響土壤中Cd老化的主要因子，而土壤中 Cd的老化因子變化與所測(cè)試的水稻品種無(wú)關(guān).

［1］ Chapman E V，Dave G，Murimbo J D. A review of metal （Pb and Zn） sensitive and pH tolerant bioassay organisms for risk screening of metal-contaminated acidic soils ［J］. Environmental Pollution，2013，179：326-342.

［2］ Sayen S，Guillon E. Aging effect on Zn retention on a calcareous soil： Column experiments and synchrotron X-ray microspectroscopic investigation ［J］. Sci. Total Environ.，2014，487：545-556.

［3］ Ma Y B，Lombi E，McLaughlin M. Aging of nickel added to soils as predicted by soil pH and time ［J］. Chemosphere，2013，92：962-968.

［4］ Sayen S，Guillon E. Aging effect on Zn retention on a calcareous soil：column experiments and synchrotron X-ray micro- spectroscopic investigation ［J］. Sci. Total Environ.，2014，487（15）：545-556.

［5］ 林蕾，陳世寶，劉繼芳.不同老化時(shí)間對(duì)土壤中外源鋅的形態(tài)轉(zhuǎn)化及生態(tài)毒性閾值（ECx）的影響 ［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2013，24（7）：2025-2032.

［6］ Naidu R，Bolan NS. Contaminant chemistry in soils： key concepts and bioavailability ［J］. Developments in Soil Science，2008，32：9-37.

［7］ 王國(guó)慶，駱永明，宋靜，等.土壤環(huán)境質(zhì)量指導(dǎo)值與標(biāo)準(zhǔn)研究：國(guó)際動(dòng)態(tài)及中國(guó)的修訂考慮 ［J］. 土壤學(xué)報(bào)，2005，42（4）：666-673.

［8］ 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法 ［M］. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社，1999.

［9］ Pleysier J L，Juo A S R. A single-extraction method using silverthiourea for measuring exc-hangeable cations and effective CEC in soils with variable charges ［J］. Soil Science，1980，129（4）：205-211.

［10］ Sherrod L A，Dunn G，Peterson G A，et al. Inorganic carbon analysis by modified pressure-Calcimeter method ［J］. Soil Science Society of American Journal，2002，66（1）：299-305.

［11］ 孫聰，陳世寶.不同品種水稻對(duì)土壤中鎘的富集特征及敏感性分布 ［J］. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014，47（12）：2384-2394.

［12］ 吳曼，徐明崗，徐紹輝.有機(jī)質(zhì)對(duì)紅壤和黑土中外源鉛鎘穩(wěn)定化過(guò)程的影響 ［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，30（3）：461-467.

［13］ Wang X N，Liu Z T，Wang W H. Derivation of predicted no effect concentration （PNEC） for HHCB to terrestrial species ［J］. Science of The Total Environment，2015，508（1）：122-127.

［14］ Mushak P. Limits to chemical hormesis as a dose-response model in health risk assessment ［J］. Science of The Total Environment，2013，443（15）：643-649.

［15］ 林蕾，陳世寶.土壤中鋅的形態(tài)轉(zhuǎn)化影響因素及有效性研究進(jìn)展 ［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2012，31（2）：221-229.

［16］ 蔡楠，肖青青，許振成.基于土壤-農(nóng)作物遷移途徑重金屬鎘化學(xué)形態(tài)研究 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2013，33（1）：13-18.

［17］ 朱維晃，臧輝，吳豐昌.微生物還原針鐵礦膠體的動(dòng)力學(xué)特征及其影響因素 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2011，31（5）：820-827.

［18］ Donald S Gamble. Discoveries leading to conventional chemical kinetics for pesticides in soils： a review ［J］. Advances in Agronomy，2013，120：381-419.

［19］ Bonten L T C，Groenenberg J E，Weng L P. Use of speciation and complexation models to estimate heavy metal sorption in soils ［J］. Geoderma，2008，146（1）：303-310.

［20］ Chadi H S. Speciation of zinc in contaminated soils ［J］. Environmental Pollution，2008，155：208-216.

［21］ Huang B，Li ZW，Huang J Q. Adsorption characteristics of Cu and Zn onto various size fractions of aggregates from red paddy soil ［J］. Journal of Hazardous Materials，2014，264（15）：176-183.

［22］ 林蕾，陳世寶.基于基質(zhì)誘導(dǎo)硝化測(cè)定的土壤中鋅的毒性閾值主控因子及預(yù)測(cè)模型研究 ［J］. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2012，7（6）：647-653.

［23］ 郭雪雁，馬義兵，李波.陸地生態(tài)系統(tǒng)中低劑量毒物刺激作用及擬合模型研究進(jìn)展 ［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2009，29（8）：4409-4419.

［24］ Settimio L，McLaughlin M，Kirby J K. Fate and lability of silver in soils effect of ageing ［J］. Environmental Pollution，2014，191：151-157.

［25］ 陳世寶，林蕾.基于不同測(cè)試終點(diǎn)評(píng)價(jià)我國(guó)土壤中鋅的毒性閾值（ECx）及其預(yù)測(cè)模型 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2013，33（5）：922-930.

Dynamic characteristics and ageing factors of Cd added to paddy soils with various properties.

LIU Bin1，SUN Cong1，CHEN Shi-bao1*，ZHANG Xiao-qing2，SONG Wen-en1，LI Ning1（1.Key Laboratory of Plant Nutrition and Fertilizer，Ministry of Agriculture，Institute of Agricultural Resources and Regional Planning，Chinese Academy of Agricultural Sciences，Beijing 100081；2.Hubei University for Nationalities，Enshi 445000）.

China Environmental Science，2015，35（7）：2137～2145

To study the dynamic characteristics，aging factors and its’ influence factors of Cd added to paddy soil，five kinds of paddy soil with various properties were collected，the soils were artificially polluted by cadmium with 6 different addition levels. A pot experiment was performed to investigate the Cd phytotoxicity to the rice growth characterised with different sensitivity to Cd stress in paddy soils，meanwhile，the effect of five ageing times （i.e. 14d，30d，60d，90d and 180d） on the Cd phytotoxicity was investigated using Log-logistic dose-response distribution model. The results showed that the content of the 0.05mol/L EDTA-2Na extracted Cd decreased with the increasing of the aging time in all the soils，the maximum decrement of the 0.05mol/L EDTA-2Na extracted Cd ranged from 21.5% （for the red soil） to 38.0% （for the black soil） respectively，as compared with the treatment of 14d-incubation time. After aging for 90d，the adsorption of Cd in the soil solution reached the slow reaction stage. According to the fitting parameters of the two-order kinetics equation，the aging of Cd in soil was characterized with the extracted Cd content decreased fast in 30d to 60d stage，then the process became slow and reached the balance in the soil solution after 90d incubation. The analysis of the correlation between the kinetic equation parameters （C∞ and K2） and soil properties indicated that，soil pH was the main control factors affecting the fraction of bio-available Cd content in soils，followed by soil CEC and OC content. The 50%inhibiting concentration （EC50） of Cd toxicity to rice growth increased significantly （P＜0.05） with the aging time in soils，the EC50of the treatments with 180d ageing time increased 72.1% to 195.0% as compared with the treatments of 14d aging time. The effects of soil pH on the Cd aging processes decreased gradually，and the influence of CEC increased gradually in thelong-term ageing greater than the treatment of 90d，however，the key factor that affecting the Cd ageing process in the soil was still the soil pH，and no effect of the selected rice cultivars on the Cd ageing process was observed in the soils for this study.

cadmium；aging factors；rice cultivars；dose-response；predicted model

X53文獻(xiàn)識(shí)別碼：A

1000-6923（2015）07-2137-09

2014-12-25

國(guó)家自然科學(xué)基金（21077131，41271490）；湖北省自然科學(xué)基金（2014CFB622）

* 責(zé)任作者. 研究員，chenshibao@caas.cn

劉彬（1992-），女，河北衡水人，中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院碩士研究生，主要從事土壤中重金屬的環(huán)境化學(xué)過(guò)程與污染控制研究.