镉(Cd)是一种十分危险的重金属元素，土壤中的Cd具有移动性强，危害性大等特点。据2014年环保部和国土部发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国耕地Cd超标率达7.0%^[1]。据统计，我国受Cd污染的耕地约有8 000 hm²，其中两广、贵州和湖南是Cd污染比较严重的地区，污染来源主要是采矿业。随着我国农田土壤重金属污染的加重，“镉米”事件频频发生。水稻作为我国的第一粮食作物，土壤-水稻系统Cd污染已成为当前研究的热点问题。现有研究主要集中在不同品种水稻对Cd的富集机理^[2]、Cd在土壤-水稻系统迁移转化的根际过程及分子机理与遗传规律^[1]、Cd胁迫诱导的生理生化特征^[4]等方面，这些研究为Cd污染土壤稻米安全生产提供了一定的技术基础。

土壤中Cd的安全阈值与土壤类型、土壤性质密切相关。且同一种植物不同品种之间由于生理、生化和遗传特性等不同，其对Cd的吸收能力也有所差异，因而其安全阈值亦可能不同^[5]。我国《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)过于强调全国Cd标准限值的统一性，并未充分考虑土壤类型和作物品种差异带来的影响。此外，现行的国家标准中Cd是以全量制定的标准值，全量只能代表Cd的总贮量，并不能真正表达Cd的供给水平，土壤中有效态Cd含量更能反映植物吸收与生态危害状况^[6]。但是在实际应用中，有效态Cd标准限值的可靠性取决于有效态测定方法的可靠性，目前尚没有一种科学可靠的提取方法。另外，单独利用有效态指标表征土壤安全阈值同样存在一些问题，如实际大田生产上，土壤有效态Cd含量随水稻生育期、田间水分条件等而变化，因此难以确定统一的土壤采样时间^[7]。总量Cd虽然不能反映Cd的有效性，但它具有测定方法成熟、数据结果比较稳定等优点^[8]。因此，在制定地方性标准中将有效态标准限值与全量标准限值同时使用较为适宜。

物种敏感性分布法(species sensitivity distribution，SSD)可用来推导土壤重金属安全阈值。物种敏感性分布法最早应用于水环境中污染物的生态风险评价，是基于不同物种对某污染物的敏感性存在差异且能够被一个概率分布所描述，通过来自于这个分布的生物测试获得的有限物种的毒性阈值来估算该分布的无效应浓度(PNEC)，从而实现该污染物在物种水平甚至整个生态水平上的风险评价。近几年该方法也逐渐应用于土壤环境中重金属安全阈值的研究^[9-10]。目前常用于拟合SSD分布的分布函数主要有Log- logistic、Burr Ⅲ、Log-normal等，以拟合好的SSD曲线上不同百分点对应的浓度值(hazardous concentration，HCp)为基准值，来表示不同的生态风险保护水平，其风险水平依据土地利用类型而定，农业用地通常选取5%处所对应的HC5值，即保护95%生物物种限值^[11-12]。

本文通过采集江苏省兴化勤泥土和常熟乌栅土，添加不同浓度的外源Cd，选用江苏省主栽的12种水稻品种，通过温室盆栽试验，研究不同水稻品种富集Cd的敏感性差异，以水稻糙米Cd的生物富集系数(BCF)作为物种敏感性评价指标，并采用Burr Ⅲ对12个水稻品种对Cd的物种敏感性分布频次和基于保护95%水稻品种的土壤全量Cd和不同提取态Cd的安全阈值(HC5)进行推导，为该地区稻米安全生产和农产品产地安全性评价提供重要参考。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤为江苏省兴化勤泥土和常熟乌栅土，均为脱潜水稻土亚类黄斑黏田土。将2种土壤自然风干，剔去残渣、碎砾，研磨后过2 mm尼龙筛，储存备用。另取少许土样，分别用于土壤常规分析和Cd含量测定。测得的土壤基本理化性状见表 1。

供试水稻品种选用江苏省不同地区主栽的12种水稻品种，其中包括7种粳型常规稻、2种粳型杂交稻和3种籼型杂交稻。具体见表 2。

1.2 试验处理

盆栽试验在中国科学院南京土壤研究所温室内进行，在每个塑料盆中装入6 kg风干并且过2 mm尼龙筛的2种土样，以液态形式加入CdSO₄·8H₂O进行老化，Cd添加浓度为我国《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)二级标准(0.30 mg/kg、pH≤7.5)的2倍和4倍，即在勤泥土和乌栅土上低浓度处理Cd1为0.60 mg/kg，高浓度处理Cd2为1.20 mg/kg，同时设置不加Cd处理作为对照(CK)，每个处理3次重复。外源添加的Cd与土壤充分混合均匀，自然状态进行老化培养3个月。老化培养期间土壤维持田间最大持水量的80%。

老化培养结束后，将育苗后的水稻幼苗移栽到塑料盆中，每盆3穴，每穴2株。移栽后，水稻全生育期盆钵土面保持2 ~ 3 cm水层，直到收获前2个星期停止加水。为了保证土壤有充足的肥力供水稻正常生长，水稻移栽前，对每盆施用相同量的氮磷钾底肥。

1.3 样品采集与分析

取老化后的土壤带回实验室，用于测定土壤中全量Cd(total-Cd)、CaCl₂提取态Cd(Cacl₂-Cd)和EDTA提取态Cd(EDTA-Cd)的含量。待成熟后陆续收获水稻，带回实验室后，用剪刀把各株水稻的穗剪下，用自来水小心洗净，再用去离子水清洗3遍后，用牛皮纸装好放入50 ~ 60℃的烘箱中烘至恒重。烘干后分别对稻穗进行脱粒、去壳、称重和粉碎，最后装入标记好的密封袋中，消解测定。

糙米Cd含量采用HNO₃-H₂O₂消解后用石墨炉原子吸收分光光度计(Varian AA 240 FS+GTA)进行测定。具体方法为：称取0.25 g的样品于消解罐中，依次添加5 ml浓硝酸(优级纯)和3 ml H₂O₂，加盖拧紧，摇匀放置过夜，放入密封烘箱中140 ℃消解2 h，冷却后150 ℃赶酸30 min至尽干，用5%硝酸转移定容至15 ml的离心管中，利用石墨炉原子分光光度计进行Cd含量的测定。为了保证分析质量，样品消解和上机测定过程中带有洋葱标准物质(GSB-27)和土壤标准物质(GBW07444)进行质量控制，其回收率分别为95% ~ 106%和94% ~ 103%。土壤有效态Cd的提取分别采用0.01 mol/L的CaCl₂和0.05 mol/L的EDTA。具体方法是：称取5 g土样于50 ml的离心管中，加入25 ml 0.01 mol/L的CaCl₂(或0.05 mol/L的EDTA)，放入水平振荡器，以转速180 r/min振荡2 h，然后以4 000 r/min离心5 min，过0.45 μm滤膜后的滤液收集于15 ml的离心管中，最后用石墨炉原子吸收分光光度计进行测定。

1.4 数据处理

1) 生物富集系数。生物富集系数(BCF)表示土壤-植物体系中重金属迁移的难易程度，能较清楚地表示植株不同器官对重金属元素的吸收积累能力。本文中基于土壤全量Cd、CaCl₂提取态Cd和EDTA提取态Cd的生物富集系数分别用BCF_total-Cd、BCF_CaCl2-Cd和BCF_EDTA-Cd来表示：

$ {\rm{BCF = }}\frac{{{\rm{Cdrice}}}}{{{\rm{Cdsoil}}}} $

(1)

式中：Cd_rice表示糙米中的Cd含量，单位为mg/kg；Cd_soil表示土壤中的Cd含量(分别为土壤中全量Cd、CaCl₂提取态Cd和EDTA提取态Cd的含量)，单位为mg/kg。

SSD曲线拟合与HC5值推导。将糙米的生物富集数据取倒数后(1/BCF)按照递增的顺序排列，然后利用Burr Ⅲ分布函数进行拟合SSD曲线，进而以国家食品安全标准(GB 2762-2017，0.2 mg/kg)为基准，反推出土壤Cd对水稻的安全阈值(HC5)。澳大利亚联邦科学和工业研究组织提供了该方法的说明以及相关计算软件BurrliOZ (http://www.cmis.csiro.au/envir/burrlioz/)。

Burr Ⅲ型函数的参数方程为：

$ y = \frac{1}{{{{\left[ {1 + {{(\frac{b}{x})}^c}} \right]}^k}}} $

(2)

式中：b、c、k为函数的3个参数。当k趋于无穷大时，Burr Ⅲ分布可变化为ReWeibull分布；当c趋向于无穷大时，可变化为RePareto分布。

另，本文采用Excel2007、SPSS18.0及Sigmaplot10进行数据的统计分析和绘图，利用LSD法进行差异显著性分析(显著水平0.05)。

2 结果与分析 2.1 老化后土壤全量Cd、不同提取态Cd含量

表 3显示了老化后土壤全量Cd、CaCl₂提取态Cd及EDTA提取态Cd的含量。由表 3数据可得，CaCl₂提取态Cd的含量占全量Cd含量的7% ~ 43%，EDTA提取态Cd的含量占全量Cd含量的60% ~ 64%，EDTA提取态Cd的含量显著高于CaCl₂提取态Cd的含量。

2.2 不同水稻品种的产量和糙米Cd含量及两者的相关关系

不同Cd处理下，12个水稻品种的产量见图 1。图 1中显示，不同品种间的产量存在显著差异，但是同一品种在不同Cd处理下的产量差异不显著。在勤泥土上，粳型常规稻、粳型杂交稻和籼型杂交稻产量的平均值分别为44.7、61.6和66.6 g/盆；而在乌栅土上，分别为44.1、58.4和64.6 g/盆。由此可知，在2种土壤类型下的水稻产量高低排序均是：籼型杂交稻 > 粳型杂交稻 > 粳型常规稻。

由图 2可知，糙米Cd含量随着土壤外源Cd添加量的增加而升高，且不同品种间糙米Cd含量差别较大，籼型杂交稻的糙米Cd含量远远高于粳型常规稻和粳型杂交稻。在勤泥土上，Cd1和Cd2处理糙米Cd含量变化范围分别为0.03 ~ 0.22 mg/kg和0.06 ~ 0.38 mg/kg，最高含量和最低含量分别相差6倍和5倍；粳型常规稻、粳型杂交稻和籼型杂交稻在Cd1处理下糙米平均Cd含量分别为0.05、0.06、0.13 mg/kg，在Cd2处理下分别为0.10、0.09、0.23 mg/kg，其中C两优4418(P10)在2个Cd处理下的糙米Cd含量均超过了食品安全国家标准。在乌栅土上，Cd1和Cd2处理糙米Cd含量变化范围分别为0.03 ~ 0.12 mg/kg和0.04 ~ 0.22 mg/kg，最高含量和最低含量分别相差3倍和4倍；3种水稻类型在Cd1处理下糙米平均Cd含量分别为0.04、0.05、0.09 mg/kg，在Cd2处理下分别为0.08、0.06、0.17 mg/kg，其中C两优4418在Cd2处理下的糙米Cd含量超过了食品安全国家标准。

分别对勤泥土和乌栅土上不同Cd处理下的12个水稻品种糙米Cd含量和产量作Pearson相关性分析，结果表明，在勤泥土上，Cd1和Cd2处理下二者的相关系数分别为0.64(P < 0.05)、0.74(P < 0.01)；在乌柵土上，Cd1和Cd2处理下二者的相关系数分别为0.74(P < 0.01)、0.67(P < 0.05)。说明水稻产量和糙米Cd含量之间存在正相关关系。

2.3 不同水稻品种糙米Cd的生物富集系数(BCF)

表 4为2种土壤类型上12个水稻品种糙米Cd的BCF值。由表 4数据可知，在Cd1和Cd2处理下，各水稻品种BCF值变化不显著。对比相同Cd处理下不同水稻品种的BCF值，可以发现不同品种间的BCF值存在差异，其中籼型杂交稻高于粳型杂交稻和粳型常规稻。

2.4 基于不同土壤Cd形态的水稻土安全阈值

将12个水稻品种分别基于土壤全量Cd、CaCl₂提取态Cd以及EDTA提取态Cd下的BCF值通过取倒数后输入BurrliOZ软件进行计算，得到了不同水稻品种的SSD曲线如图 3所示。从图 3中可以看出，在2种土壤类型下，12种水稻品种富集Cd的敏感性存在显著差异。C两优4418在2种土壤类型下富集Cd最为敏感，而苏粳9号在勤泥土上富集Cd较不敏感，通优粳1号在乌栅土上富集Cd较不敏感。并且在2种土壤类型下，籼型杂交稻总体表现出较强的Cd的敏感性。

经过Burr Ⅲ模型计算得到勤泥土和乌栅土上基于土壤全量Cd和不同提取态Cd的HC5值如表 5所示。对比基于土壤全量Cd和EDTA提取态Cd的2种土壤安全阈值，乌栅土显著高于勤泥土；而基于CaCl₂提取态Cd的2种土壤安全阈值差异并不显著。

3 讨论

对比12个水稻品种分别在Cd1和Cd2处理下的产量，发现随着土壤Cd添加量的增加，水稻产量的变化规律并不显著，说明低量Cd污染不会对水稻产量产生显著影响。孙聪等^[9]选取了17个水稻品种，添加土壤Cd含量范围为0.30 ~ 6.0 mg/kg，发现在低含量(< 0.60 mg/kg)范围内对水稻产量的抑制作用并不明显，但是随土壤Cd含量的提高，这种抑制作用越来越明显。本研究中12个水稻品种糙米Cd含量和产量之间存在正相关关系，这是由于本研究选用的12个水稻品种中，籼型杂交稻和部分粳型常规稻均属于高产高Cd品种(结合图 1和图 2可知)。吴启堂等^[13]选用了20个水稻品种(杂交稻、优质稻和常规稻)，通过回归分析发现其产量和糙米Cd含量之间的相关性较强，并指出这20个水稻品种中杂交稻和优质稻分别为高产高Cd和低产低Cd水稻品种，常规稻则因品种而异。蔡秋玲等^[14]选取了84个水稻品种，根据糙米富集Cd的能力和产量将其划分为4个组别(高产高Cd、低产低Cd、高产低Cd和低产高Cd)，发现这些品种糙米Cd的富集能力与产量之间并不存在相关性。因此，所选用水稻品种的差异是决定其产量和糙米Cd含量是否存在相关性以及相关程度的关键因素。

12个水稻品种糙米Cd含量随着土壤Cd处理含量的升高而升高，且同一Cd处理下，不同品种糙米Cd含量差异显著，其中籼型杂交稻显著高于粳型杂交稻和粳型常规稻。这与李坤权等^[15]和龙小林等^[16]研究结果一致。不同水稻品种糙米Cd含量差异主要受根部吸收和向地上转运这两个过程的影响^[17]。

本研究中勤泥土和乌栅土上同一Cd处理(0.60 mg/kg)下，12个水稻品种糙米Cd含量分别相差7倍和5倍。李坤权等^[15]选取了20个水稻品种，通过人工添加外源Cd的盆栽试验，得出Cd在水稻不同品种糙米内浓度相差3倍。因此，在进行土壤重金属安全阈值研究时应当考虑品种差异带来的影响。现有关于土壤Cd安全阈值的研究大部分是基于一个水稻品种，如范中亮等^[18]以杂交籼稻K优818为材料，选择两种pH分别为5.94和7.50的土壤，通过人工添加外源Cd的盆栽试验，推导出两种土壤基于全量Cd的安全阈值分别为0.74 mg/kg和1.63 mg/kg。陈宏坪等^[19]采集了全国8个地区的水稻土(pH 4.94 ~ 7.75)，水稻品种选用籼型常规稻中嘉早17，通过人工添加外源Cd的盆栽试验，得出保证稻米安全生产的8种水稻土基于全量Cd的临界范围为0.70 ~ 4.79 mg/kg。本研究基于12个水稻品种对土壤Cd的敏感性差异，利用糙米Cd的富集系数和Burr Ⅲ型分布函数拟合出SSD曲线，以国家食品安全标准(0.20 mg/kg)为基准，反推出基于土壤全量Cd的勤泥土和乌栅土的安全阈值分别为0.78 mg/kg和1.17 mg/kg，与我国《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)相比，均高出其限值(0.30 mg/kg、pH≤7.5)。

土壤环境中Cd含量的自然背景值超标与人为污染超标有着本质的不同。目前，按照《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)评价土壤Cd含量会出现高背景值点位无外源污染但超标的情况。因为该国标中Cd是以平均背景含量及95%置信水平来确定的，代表的是该元素的总贮存量，不一定代表该地区的Cd污染水平。土壤中Cd一般以可给态、交换态和难溶态存在，不同存在形态的Cd其迁移、转化、吸附、解吸能力不同，其受土壤pH和有机质含量影响较大。在监测评价中有效态标准值无疑优于土壤Cd全量值^[20-21]。当土壤Cd背景值较高时，利用有效态标准值可以更准确地对该地区Cd污染水平进行评价。现有关于土壤Cd安全阈值的研究主要基于土壤全量Cd，对于基于土壤有效态Cd安全阈值的研究较少，本研究新增了基于SSD法的对土壤有效态Cd的安全阈值推导。由于同一土壤中有效态Cd含量受提取剂的影响较大，本研究采用0.01 mol/L的CaCl₂和0.05 mol/L的EDTA这两种提取剂进行提取。CaCl₂溶液离子强度与土壤溶液相似，其提取的是土壤中植物可直接利用的易移动态Cd。EDTA被认为是一种比较强的络合剂，可与土壤中多种重金属和碳酸钙等发生络合作用，其提取的还包括对植物潜在有效的可移动态Cd，其提取的Cd量比CaCl₂大很多^[22]。0.01 mol/L的CaCl₂是在进行有效态Cd提取中常用的提取剂，但提取率不高，勤泥土和乌栅土在CaCl₂提取态Cd下的安全阈值分别为0.13 mg/kg和0.14 mg/kg，差异并不显著。而EDTA作为一种较强的提取剂，勤泥土和乌栅土在EDTA提取态Cd下的安全阈值分别为0.46 mg/kg和0.64 mg/kg，两种土壤差异显著。

土壤重金属的植物有效性与土壤理化性质密切相关，具有不同理化性质如pH和有机质含量的勤泥土和乌柵土，其安全阈值也与本研究推导出的存在一定差异。因此，下一步需要建立生物富集预测模型，将不同土壤上的生物富集数据归一化到同一土壤上，拟合SSD曲线并推导HC5值，最终确立HC5值与土壤理化性质的定量关系。与田间实际污染土壤相比，外源Cd盐的添加以及温室盆栽的试验方法很有可能促进了水稻对Cd的富集，在本试验结果广泛应用之前还需要在田间条件下进一步验证。

由于温室盆栽试验在水稻全生育期内需保持长期淹水状态，这会显著减少水稻对Cd的吸收，与田间试验相比，本研究水稻糙米Cd含量相对偏低。水稻在不同生育期、不同水分管理模式下的土壤有效态Cd含量差别较大。王英^[23]通过盆栽试验，发现水稻土中有效态Cd含量在水稻整个生育期内呈先降低后升高的趋势。刘昭兵等^[24]发现不同水分管理模式下水稻土中有效态Cd含量高低顺序为：全生育期淹水 < 乳熟期晒田 < 湿润灌溉 < 分蘖-乳熟期两次晒田。因此，在基于有效态Cd的安全阈值实际应用过程中，如何确定合适的土壤采样时间还需要进一步研究。此外，由于有效态Cd提取受提取剂、提取时间、温度等影响较大，提取剂的科学性与广谱性问题仍没有得到实质性的解决。无论是否建立合适的有效态标准，在进行土壤环境质量评价时都不应忽略总量的重要性，在制定区域和地方性标准时可将总量和有效态含量一并考虑^[25-26]。

4 结论

不同水稻品种富集Cd的敏感性存在显著差异，其中籼型杂交稻显著高于粳型常规稻和粳型杂交稻。本文结合国家食品安全标准中Cd的限量标准和水稻糙米Cd的BCF值，对勤泥土和乌栅土两种水稻土Cd的安全阈值进行推导，其中全量Cd分别为0.78 mg/kg和1.17 mg/kg，CaCl₂提取态Cd分别为0.13 mg/kg和0.14 mg/kg，EDTA提取态Cd分别为0.46 mg/kg和0.64 mg/kg。两种土壤全量Cd的安全阈值均高出我国《土壤环境质量标准》(GB 15618-1995)的二级指标(0.30 mg/kg、pH≤7.5)，因此该标准值对于种植粳稻为主的水稻土来说可能过于严格，应当适当放宽。