基于DDGGGTTT 技术分析土壤镉生物有效性及迁移动力学过程

陶春军，文宇博，李明辉，马明海，王家嘉，张笑蓉

［1.安徽省地质调查院（安徽省地质科学研究所），安徽合肥 230001；2.南通大学地理科学学院，江苏南通 226019；3.黄山学院生命与环境科学学院，安徽黄山 245041；4.安徽省农业科学院土壤肥料研究所/安徽省养分循环与资源环境省级实验室，安徽合肥 230031］

0 引言

农田土壤重金属污染易导致农产品重金属含量超标，通过食物链被人类吸收后并在体内累积，进而危害到人体健康[1-3]。农田Cd负荷量的增加势必会造成农产品中重金属含量的增加，严重的将导致农产品中的Cd 超标[4]。水稻具有较强的吸收土壤Cd 的能力[5-6]，我国南方稻田土壤普遍偏酸性，易促进土壤Cd活化和水稻Cd 吸收，并在水稻体内富集[7-9]，因此，如何在Cd 含量较高的农田中保障农产品安全生产是个亟待解决的问题。土壤中Cd 的生物有效性、毒性及可迁移性不取决于Cd 总量而在于Cd 的赋存形态，其形态转化及生物有效性通常是动态关联的，仅凭常规静态的镉化学形态分析难以明确其作用机理[10-11]。梯度扩散薄膜（diffusive gradients in thin-films, DGT）技术引入了一个动态概念，可以测量土壤中活性的重金属组分，包括土壤溶液中的溶解组分和土壤颗粒固相能够向液相部分补充的组分[12]。传统有效态分析结果往往存在较大误差，而以DGT为代表的原位被动采样技术可避免上述因素对样品的有效态产生影响，同时DGT具有形态选择性，能测定可透过扩散相并可以被结合相固定的可溶性化合物形态。DGT 不仅反映静态过程（土壤颗粒和土壤溶液），还包括了动态过程，能较准确地评估各类土壤中Cd 等重金属的生物有效性和模拟土壤动态反应过程[13-15]，估算土壤动态过程的动力学参数[16-17]。

研究区是安徽省南部典型富硒区，区内土壤及农产品富含硒元素。通过前期调查发现，富硒土壤中重金属含量也相对较高，尤其是重金属Cd 含量高。以往学者主要针对区内土壤及农作物中硒含量、迁移转化规律及影响因素等方面进行研究，但对农田土壤中Cd 的迁移动力学过程关注较少[18-23]。因此，本次拟借助DGT技术分析土壤Cd的生物有效性及其迁移动力学过程，有助于提升人们对典型高镉富硒区土壤中Cd活化的认识，对具有Cd 潜在生态危害的农田安全利用及促进当地种植开发安全的富硒农产品具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区地处皖南山区，位于石台县仙寓镇境内，面积约24 km2，区内地形复杂，海拔高度在50～1 000 m，地势总体北西为山地，中间为河谷平原。秋浦河重要支流公信河自南西往北东穿区而过。出露地层由老至新为青白口系、南华系、震旦系、寒武系、奥陶系、志留系及第四系，并以寒武系为主，岩性主要为灰岩、页岩和碳质硅质岩等，次为南华系砂砾岩、泥岩；奥陶系主要以泥岩和砂岩为主；第四系岩性主要为冲洪积物。区域断裂构造主要分为北北东向、北东向及近东西向，局部出露侵入岩（图1）。成土母质类型主要有冲洪积物、碳酸盐类风化物、浅色碎屑岩类风化物。土壤类型主要为石灰岩土、红壤、粗骨土及水稻土。土地利用类型以林地为主，其次为水田和旱地，多分布于山间盆地。水稻和茶叶是区内种植最为广泛的农作物。

图1 研究区地质简图Figure 1. Geological map of the study area

1.2 样品采集及分析

样品采集方法及质量要求严格执行《土地质量地球化学评价规范（1∶50 000）》（DZ/T 0295—2016）要求，在农作物成熟收获期，多点采集农作物可食用部分，根系土壤样品与农作物样品同点采集。水稻和茶叶以对角线法在田块中分散采集并等量组成1 个样品，样品鲜重不少于1 000 g。根系土壤采集0～20 cm土柱，由3～5 个等量子样混合组成1 件样品，样品重量不少于1 000 g。共采集农作物样品及根系土壤样品各61件，其中水稻43件，茶叶18件。土壤经自然风干后过10目筛，待检。水稻籽实经脱壳后制成糙米样品，茶叶经脱水后制成干样，待检。

样品测试由国土资源部合肥矿产资源监督检测中心完成，测试时采用国家一级标准物质监控分析质量，分析方法的准确度、精密度、监控样合格率、元素报出率、重复样合格率等均符合土地质量地球化学评价规范要求，数据质量可靠。根系土壤中Cd 元素采用等离子质谱法（ICP-MS）测定，pH 采用离子选择性电极法(ISE)测定，有机质采用硫酸亚铁铵容量法（VOL）测定，CEC 采用乙酸铵交换法测定。Cd 形态分析采取Tessier[24]建立的土壤Cd 赋存形态分级提取法顺序提取，并用离子体光谱法（ICP-AES）分析Cd的水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐植酸结合态、铁锰氧化态、强有机结合态、残渣态7种形态。农作物中Cd采用电感耦合等离子体光谱法（ICP-AES）测定。

1.3 研究方法

1.3.1 数据处理

采用 Microsoft Excel 2016 及 SPSS 19.0 统计分析软件进行地球化学特征参数统计、相关性分析及显著性检验，并利用MapGIS 6.7、土地质量地球化学调查与评价数据管理与维护（应用）子系统3.0等软件进行相关图件绘制。

1.3.2 DGT模拟实验

DGT 技术原理是让目标离子从待测溶液中以自由扩散方式穿过扩散层，随即被结合相所捕获，并在扩散层形成线性梯度分布[25]。异于其他测量方法的关键之处在于DGT 技术可以更加真实有效地模拟土壤动态反应过程，并且运用模型可以估算出土壤动态过程的动力学参数，从而能够更好地评估土壤中Cd离子迁移的动态过程。DGT装置由过滤膜、扩散膜和吸附膜以及固定这3层膜的塑料外套组成（图2）[15]。

本研究中Chelex-100 树脂DGT 装置购自南京维申环保科技公司。利用DGT 技术提取土壤中重金属元素的有效态[15-16]，先将通过10 目尼龙筛的风干土壤40 g 放入培养容器中，添加超纯水使其最大持水量（MWHC）保持为60%，平衡48 h，然后再次添加超纯水使土壤的MWHC 保持为80%，平衡24 h。放置24 h［保持温度在（25±1）℃］后，从土壤中回收DGT 装置，用去离子水冲洗并打开装置，取出吸附凝胶[14]。将吸附凝胶置于1.5 mL 离心管，用1 mL 1 mol/L HNO3洗脱24 h，保证凝胶完全被HNO3浸没，然后使用0.1 mol/LHNO3稀释 10 倍，通过 ICP-MS 分析重金属含量。DGT 测定的重金属有效态含量（CDGT）是根据公式(1)计算得出的[13]。

式中：M为在放置过程中累积的重金属元素总量（ng）；∆g为扩散层的厚度（0.08 cm），滤膜厚度（0.014 cm）；D是凝胶中重金属元素的扩散系数（单位为10-6,cm2/s）；A为装置的窗口（滤膜接触土壤部分）面积（2.54 cm2）；t为放置时间，单位为s，本研究中为86 400 s。

取出DGT 装置后，收集容器中残留的黏糊状土壤，过滤上清液，并将滤液加入0.1 mol/L HNO3稀释10 倍，然后用ICP-MS 测试分析土壤溶液中重金属元素的含量。CDGT所表达的浓度是测量期间内DGT 与土壤或沉积物界面的平均浓度。为了更好地研究土壤溶液在DGT 测量期间的变化程度，R值（CDGT跟土壤溶液的总浓度之间的比值）被引入[15-16]，它可以用来描述当土壤溶液中的金属被转移或消耗时土壤颗粒物补充金属的能力。当然，有很多因素会影响到此种能力，如土壤弯曲度、土壤密度以及金属自身的特性（吸附性和扩散性）等。

1.3.3 DIFS模型评估Cd迁移过程

HARPER 等开发了DGT 诱发的泥沙通量（DGT-induced fluxes in sediments Soils，DIFS）模型，根据基本动力学和平衡补给参数对DGT 测量进行定量解释[26]。通过输入适当的参数，DIFS模型可以定量表征待测元素从土壤固相到液相的再补给以及元素从土壤-DGT-土壤界面和透过扩散膜至被吸附膜捕获的扩散供给对R值的影响（图2）。利用DIFS 模型拟合DGT 不同放置时间对应的实验测定的R值可以得到模型拟合的R值随时间的变化，由此可计算出动力学参数如分配系数（Kdl）和响应时间（Tc）。其中Kdl为待测元素在土壤固相和液相中的分配系数，Tc为土壤对待测元素浓度消减的响应时间，亦即DGT 装置引入后待测元素恢复至平衡值所需要的时间。

DIFS 软件由英国兰卡斯特大学研制，本研究采用的是1.2.3-3 版本，可用来拟合计算Kdl和Tc。数据拟合需要已知以下参数：土壤孔隙度（φs）、扩散胶孔隙度（φd，一般为0.95）、扩散胶厚度（Δg）、待测元素在土壤中的扩散系数（Ds）和在扩散胶中的扩散系数（Dd）以及DGT 放置时间（t）。目前，DIFS 软件主要用来拟合Rdiff、Kdl和Tc。

2 结果与讨论

2.1 DGT测量的生物有效性

DGT装置放入湿润土壤中之后，元素会持续地从土壤溶液中向作为“汇”的吸附膜转移并在扩散膜中形成浓度梯度。该浓度梯度受扩散层厚度（Δg）和元素在土壤-DGT 界面的界面浓度（Ci）影响。根据菲克第一扩散定律，Δg和Ci决定了元素向吸附膜扩散的通量（F(t)），其中Dd是元素在扩散膜中的扩散系数。随着元素被DGT 吸附膜所富集，Ci不断降低，DGT 则会扰动土壤，随之引发的可能响应将需要考虑。如果元素在土壤溶液中的传输机制仅仅是扩散控制，元素在毗邻DGT 装置的土壤溶液中的浓度将会降低，进而会引发固相中元素的释放。土壤对元素的吸附能力以及吸附和解吸速率决定了再补给能力。

随着DGT 放置时间（t）的增加，土壤溶液中的元素会持续降低，导致Ci不断降低。因而，扩散膜中的浓度梯度以及受此影响的元素向吸附膜扩散的通量会随着时间发生改变。

为了深入了解研究区土壤中Cd 的迁移机制，用DGT 测量的生物有效态 Cd（DGT-Cd）与土壤 Cd 的传统化学形态（通过分布连续提取得到）以及土壤基本理化性质的Pearson 相关关系研究不同形态的Cd 与DGT 生物有效性态Cd 之间的关系（表1）。结果发现DGT 测量的生物有效态与土壤溶液-Cd 以及铁锰氧化态-Cd、有机质之间呈正相关关系，尤其是与铁锰氧化态-Cd 之间的相关系数高达0.743，而与pH 呈负相关关系。下面将逐一分析pH、有机质等土壤理化性质以及铁锰氧化态-Cd 对DGT 测量的生物有效态的影响。

表1 土壤DGT-Cd含量与土壤各指标的相关系数（N=61）Table 1. Correlation coefficient between DGT-Cd and each of soil indexes(N=61)

土壤的理化性质参数中与DGT测量的Cd有效态关系较为密切的主要是土壤pH，土壤pH 会显著影响重金属在土壤中的赋存状态。土壤pH 上升时，H+离子减少会增加土壤表面负电荷，促进土壤中多种矿物对重金属离子的吸附，同时影响着重金属元素的活动性、化合物的溶解度和重金属离子在矿物表面发生羟基化的程度。当土壤酸化时，土壤中矿物对于重金属离子的吸附能力和吸附容量降低，也会将Cd 等重金属离子从专性吸附改变为非专性的离子交换吸附，从而使土壤中Cd 的生物有效性增加，容易被水稻、茶叶等农作物所吸收。土壤中不稳定的Cd 可以被有机物重新活化，DGT-Cd与有机质含量呈正相关（表1）间接表明有机质可以活化并且吸附释放在土壤固相中的Cd。土壤pH 的降低会引起Cd从土壤固相中解吸附，导致Cd 迁移率更高。此外，土壤溶液-Cd 与DGT-Cd呈正相关，说明土壤孔隙水中的Cd 主要是通过DGT吸收，DGT可以较好地模拟植物根系吸收Cd的过程。

DGT-Cd 与铁锰氧化态-Cd 呈正相关关系，表明Cd 在土壤中吸附或结合铁或锰的氧化物，通过DGT被释放并移动到溶液相中。因此，土壤中高的铁氧化物含量可能会增加Cd 的吸附位并增加DGT-Cd的含量，从而增加Cd 的再迁移的风险。本研究中发现根系土的DGT-Cd 与铁锰氧化态-Cd 有较好的正相关关系，在植物根系吸收根际土壤中Cd 的过程中，根部附近土壤溶液中Cd 的浓度降低了，这个过程导致土壤溶液中的Cd 存在一个扩散梯度浓度，而从土壤固相向溶液的Cd 有效态补偿了这部分被吸收的Cd。但是水稻根系土的铁锰氧化态-Cd含量明显大于茶叶根系土（图3），主要原因是在淹水的还原条件下，Cd更容易转化为还原性的铁锰氧化态-Cd。

图3 水稻及茶叶根系土DGT-Cd浓度与铁锰氧化态-Cd含量的关系Figure 3. Relationship between DGT-Cd concentration and the content of Cd bounded by iron-manganese oxides in the root zone soil of rice or tea

为进一步研究Cd 的生物有效性，本研究尝试通过多种方法建立Cd的迁移模型。Cd的生物有效性模型的建立一方面可以通过土壤理化性质等数据估算DGT-Cd 的含量，另一方面还可以研究土壤理化性质对Cd 离子从土壤固相向液相迁移的影响。建立的DGT-Cd的生物有效性模型如下：

得出对于土壤DGT-Cd影响最重要的因素有pH、有机质、铁锰氧化态-Cd，这验证了之前的结果。土壤pH 与 Cd 有效态含量呈负相关关系，pH 升高，Cd 有效性会降低。土壤有机质与Cd 有效态含量呈正相关关系。Cd 的生物有效性取决于在土壤中的生物可利用态和生物潜在可利用态，而铁锰氧化态属于生物潜在可利用态。

此外，本研究中DGT 测量的Cd 有效态与水稻及茶叶中Cd 含量有较好的正相关关系，但是水稻的预测效果不如茶叶（图4），主要原因包括水稻在内的很多种水生植物的根系表面在水生根际微环境下都会形成一种铁膜，这是植物适应水生环境的一种机制，而土壤中铁氧化物的含量升高会导致铁膜在水稻根系表面形成的量增加，根表铁膜主要由非晶态或结晶态的Fe（羟基）氧化物组成，会在水稻根系固定一部分铁氧化物结合态的Cd，而水稻植株吸收的Cd会减少，因此水稻的DGT测量生物有效态预测效果要差于茶叶等旱地作物，需要在后续的工作中使用通过DGT-Cd浓度和扩散系数（Rdiff）校正的有效浓度（CE）进行更好预测。

图4 水稻及茶叶根系土DGT-Cd浓度与对应农作物Cd含量的关系Figure 4. Relationship between DGT-Cd concentration in the root zone soil of the crop (rice or tea) and Cd content in the crop (rice or tea)

2.2 DIFS模型计算Cd迁移的动力学过程

CDGT与测定的初始土壤溶液中元素（例如Cd）浓度的比值（R）可用来指示土壤溶液中元素浓度在DGT界面的减少程度。R值受DGT放置时间的影响，是进行DIFS模型拟合的一个重要参数。因此，CDGT和R值提供了DGT-土壤界面过程随时间变化的综合信息。

本项目中选取不同Cd 含量，不同土壤pH 的5 个土 壤 样 品 ，即 STSD09T、STSD22T、STSD40T、STCY11T、STCY14T，将土壤孔隙度、扩散胶孔隙度、扩散胶厚度、Cd 在土壤中的扩散系数和在扩散胶中的扩散系数以及DGT 放置时间输入DIFS 模型，得出不同土壤Cd 的R值变化时间序列（图5）。根据得出的结果，揭示在pH 更低土壤中的Cd 表现出迁移率更高，Kdl是基于土壤中活性固相Cd 与溶液相交换的分布系数，Tc直接与从固相到溶液Cd 的供应速率有关。通过DIFS 模型获得的这些参数可以用于说明研究区土壤中Cd 分配的动力学特征。结果说明研究区土壤中的Cd 从固相迁移到土壤溶液中的速率较慢，主要由于Cd与土壤中的铁氧化物和有机物结合紧密。

图5 DIFS模型计算得出不同土壤Cd的R值变化时间序列Figure 5. The time series of the changing R values of Cd in different soils calculated by DIFS model

DGT-Cd 和土壤溶液-Cd 受土壤性质（有机质、pH和铁氧化物）和土壤固相中Cd 的活性（易迁移的Cd总量）控制。酸性土壤中的R值范围（0.28～0.87）属于“部分持续”类型，表明土壤溶液-Cd 由于DGT 的吸收而被土壤固相缓冲。不同土壤Cd 的R值变化时间序列揭示了两种形式的R值（图5），其中STCY11T、STCY14T 土壤明 显 偏酸性 ，pH 分 别为 5.2 和 4.7，STSD09T、STSD22T、STSD40T 土壤偏中性，pH 为6.2～6.8。一开始，两种土壤R值形态的走势在短时间内（25min）急剧上升接近平衡，这是由于在实验初期活性Cd组分较高，Cd从土壤孔隙水进入DGT 扩散层呈现线性扩散。土壤的Cd 供给量较高，影响了DGT 装置附近的土壤固相Cd 释放速率。达到峰值后，STCY11T 的R值逐渐下降，说明邻近 DGT 装置土壤的Cd 活性池被持续消耗。由于铁氧化物和有机质与Cd 的吸附和结合，固相的Cd 释放速率太慢而不能维持连续的Cd 供给，因此达到峰值后陡峭的下降曲线由容量控制固相对土壤孔隙水的解吸Cd 和Cd 从土壤孔隙水扩散到扩散层的速率层。此外，酸性土壤由于土壤中Cd 持续供应而保持Cd 的界面浓度不变，模拟植物对于Cd 的吸收能力保持不变，表明该类型属于完全持续类型。偏中性土壤中，土壤颗粒物会部分地补充有效态的Cd 到土壤溶液中，但是这种补充又不能够使得DGT界面浓度保持稳定。在DGT不断移除下，DGT 界面的浓度越来越低，模拟植物对于Cd的吸收能力持续降低，属于部分持续类型。

从固相到土壤溶液的补给能力可以通过R值体现，R值越高表示土壤颗粒物向土壤溶液中补充Cd的动态过程越快。如果没有从土壤固相到溶液的Cd 供给，在这种情况下，R值处于其最小可能值并且被称为Rdiff(R=Rdiff)。Rdiff值由土壤溶液中Cd 的扩散系数、DGT 装置的参数和部署时间决定。在本项目中，Rdiff范围从0.03到0.05，取决于在DGT实验过程中添加的水和产生的土壤孔隙率，也取决于弯曲度和土壤中的扩散系数。这些结果表明开始实验时的Cd 固相-液相迁移的通量主要受土壤含水率影响，时间越长，则越趋于受土壤固相再供应能力的影响。不同土壤R值从高到低的顺序为：pH 4.5～5.5 的土壤>pH 5.5～6.5 的土壤>pH 高于 6.5 的土壤，pH 高于 6.5 的土壤平均R值为0.39，明显低于其他的土壤，表明偏中性土壤中发生了固相部分的Cd 向土壤溶液持续补给的过程。但是其他酸性土壤，特别是pH 4.5～5.5 土壤的R值较高，这表明在pH 更低的土壤中固相的补给相对更丰富，在这些更酸性土壤中，当土壤溶液中的Cd 被植物吸收时，土壤的固相可以向液相释放更多的有效态Cd。

3 结论

（1）土壤DGT-Cd的主要影响因素为pH、有机质、铁锰氧化态-Cd。DGT-Cd 的生物有效性预测模型方程为DGT-Cd=0.036[有机质]-0.067[pH]+0.213·[铁锰氧化态-Cd]。

DGT测量的Cd有效态与水稻及茶叶农作物中有较好的正相关关系，但水稻的DGT测量生物有效态预测效果要差于茶叶，在后续的工作中需通过DGT-Cd浓度和扩散系数（Rdiff）校正的有效浓度（CE）来校正。

（2）DGT-Cd和土壤溶液-Cd受土壤性质（有机质、pH 和铁氧化物）和土壤易迁移的Cd 总量控制。不同土壤R值从高到低的顺序为：pH 4.5～5.5 的土壤>pH 5.5～6.5 的土壤>pH 高于 6.5 的土壤，pH 较低的土壤固相补给更丰富，当土壤溶液中的Cd 被植物吸收时，土壤的固相可以向液相释放更多的有效态Cd。