基于DDGGGTTT 技術(shù)分析土壤鎘生物有效性及遷移動力學(xué)過程

陶春軍，文宇博，李明輝，馬明海，王家嘉，張笑蓉

［1.安徽省地質(zhì)調(diào)查院（安徽省地質(zhì)科學(xué)研究所），安徽合肥 230001；2.南通大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，江蘇南通 226019；3.黃山學(xué)院生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，安徽黃山 245041；4.安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所/安徽省養(yǎng)分循環(huán)與資源環(huán)境省級實驗室，安徽合肥 230031］

0 引言

農(nóng)田土壤重金屬污染易導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量超標(biāo)，通過食物鏈被人類吸收后并在體內(nèi)累積，進而危害到人體健康[1-3]。農(nóng)田Cd負(fù)荷量的增加勢必會造成農(nóng)產(chǎn)品中重金屬含量的增加，嚴(yán)重的將導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品中的Cd 超標(biāo)[4]。水稻具有較強的吸收土壤Cd 的能力[5-6]，我國南方稻田土壤普遍偏酸性，易促進土壤Cd活化和水稻Cd 吸收，并在水稻體內(nèi)富集[7-9]，因此，如何在Cd 含量較高的農(nóng)田中保障農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)是個亟待解決的問題。土壤中Cd 的生物有效性、毒性及可遷移性不取決于Cd 總量而在于Cd 的賦存形態(tài)，其形態(tài)轉(zhuǎn)化及生物有效性通常是動態(tài)關(guān)聯(lián)的，僅憑常規(guī)靜態(tài)的鎘化學(xué)形態(tài)分析難以明確其作用機理[10-11]。梯度擴散薄膜（diffusive gradients in thin-films, DGT）技術(shù)引入了一個動態(tài)概念，可以測量土壤中活性的重金屬組分，包括土壤溶液中的溶解組分和土壤顆粒固相能夠向液相部分補充的組分[12]。傳統(tǒng)有效態(tài)分析結(jié)果往往存在較大誤差，而以DGT為代表的原位被動采樣技術(shù)可避免上述因素對樣品的有效態(tài)產(chǎn)生影響，同時DGT具有形態(tài)選擇性，能測定可透過擴散相并可以被結(jié)合相固定的可溶性化合物形態(tài)。DGT 不僅反映靜態(tài)過程（土壤顆粒和土壤溶液），還包括了動態(tài)過程，能較準(zhǔn)確地評估各類土壤中Cd 等重金屬的生物有效性和模擬土壤動態(tài)反應(yīng)過程[13-15]，估算土壤動態(tài)過程的動力學(xué)參數(shù)[16-17]。

研究區(qū)是安徽省南部典型富硒區(qū)，區(qū)內(nèi)土壤及農(nóng)產(chǎn)品富含硒元素。通過前期調(diào)查發(fā)現(xiàn)，富硒土壤中重金屬含量也相對較高，尤其是重金屬Cd 含量高。以往學(xué)者主要針對區(qū)內(nèi)土壤及農(nóng)作物中硒含量、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及影響因素等方面進行研究，但對農(nóng)田土壤中Cd 的遷移動力學(xué)過程關(guān)注較少[18-23]。因此，本次擬借助DGT技術(shù)分析土壤Cd的生物有效性及其遷移動力學(xué)過程，有助于提升人們對典型高鎘富硒區(qū)土壤中Cd活化的認(rèn)識，對具有Cd 潛在生態(tài)危害的農(nóng)田安全利用及促進當(dāng)?shù)胤N植開發(fā)安全的富硒農(nóng)產(chǎn)品具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)地處皖南山區(qū)，位于石臺縣仙寓鎮(zhèn)境內(nèi)，面積約24 km2，區(qū)內(nèi)地形復(fù)雜，海拔高度在50～1 000 m，地勢總體北西為山地，中間為河谷平原。秋浦河重要支流公信河自南西往北東穿區(qū)而過。出露地層由老至新為青白口系、南華系、震旦系、寒武系、奧陶系、志留系及第四系，并以寒武系為主，巖性主要為灰?guī)r、頁巖和碳質(zhì)硅質(zhì)巖等，次為南華系砂礫巖、泥巖；奧陶系主要以泥巖和砂巖為主；第四系巖性主要為沖洪積物。區(qū)域斷裂構(gòu)造主要分為北北東向、北東向及近東西向，局部出露侵入巖（圖1）。成土母質(zhì)類型主要有沖洪積物、碳酸鹽類風(fēng)化物、淺色碎屑巖類風(fēng)化物。土壤類型主要為石灰?guī)r土、紅壤、粗骨土及水稻土。土地利用類型以林地為主，其次為水田和旱地，多分布于山間盆地。水稻和茶葉是區(qū)內(nèi)種植最為廣泛的農(nóng)作物。

圖1 研究區(qū)地質(zhì)簡圖Figure 1. Geological map of the study area

1.2 樣品采集及分析

樣品采集方法及質(zhì)量要求嚴(yán)格執(zhí)行《土地質(zhì)量地球化學(xué)評價規(guī)范（1∶50 000）》（DZ/T 0295—2016）要求，在農(nóng)作物成熟收獲期，多點采集農(nóng)作物可食用部分，根系土壤樣品與農(nóng)作物樣品同點采集。水稻和茶葉以對角線法在田塊中分散采集并等量組成1 個樣品，樣品鮮重不少于1 000 g。根系土壤采集0～20 cm土柱，由3～5 個等量子樣混合組成1 件樣品，樣品重量不少于1 000 g。共采集農(nóng)作物樣品及根系土壤樣品各61件，其中水稻43件，茶葉18件。土壤經(jīng)自然風(fēng)干后過10目篩，待檢。水稻籽實經(jīng)脫殼后制成糙米樣品，茶葉經(jīng)脫水后制成干樣，待檢。

樣品測試由國土資源部合肥礦產(chǎn)資源監(jiān)督檢測中心完成，測試時采用國家一級標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)監(jiān)控分析質(zhì)量，分析方法的準(zhǔn)確度、精密度、監(jiān)控樣合格率、元素報出率、重復(fù)樣合格率等均符合土地質(zhì)量地球化學(xué)評價規(guī)范要求，數(shù)據(jù)質(zhì)量可靠。根系土壤中Cd 元素采用等離子質(zhì)譜法（ICP-MS）測定，pH 采用離子選擇性電極法(ISE)測定，有機質(zhì)采用硫酸亞鐵銨容量法（VOL）測定，CEC 采用乙酸銨交換法測定。Cd 形態(tài)分析采取Tessier[24]建立的土壤Cd 賦存形態(tài)分級提取法順序提取，并用離子體光譜法（ICP-AES）分析Cd的水溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、腐植酸結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、強有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)7種形態(tài)。農(nóng)作物中Cd采用電感耦合等離子體光譜法（ICP-AES）測定。

1.3 研究方法

1.3.1 數(shù)據(jù)處理

采用 Microsoft Excel 2016 及 SPSS 19.0 統(tǒng)計分析軟件進行地球化學(xué)特征參數(shù)統(tǒng)計、相關(guān)性分析及顯著性檢驗，并利用MapGIS 6.7、土地質(zhì)量地球化學(xué)調(diào)查與評價數(shù)據(jù)管理與維護（應(yīng)用）子系統(tǒng)3.0等軟件進行相關(guān)圖件繪制。

1.3.2 DGT模擬實驗

DGT 技術(shù)原理是讓目標(biāo)離子從待測溶液中以自由擴散方式穿過擴散層，隨即被結(jié)合相所捕獲，并在擴散層形成線性梯度分布[25]。異于其他測量方法的關(guān)鍵之處在于DGT 技術(shù)可以更加真實有效地模擬土壤動態(tài)反應(yīng)過程，并且運用模型可以估算出土壤動態(tài)過程的動力學(xué)參數(shù)，從而能夠更好地評估土壤中Cd離子遷移的動態(tài)過程。DGT裝置由過濾膜、擴散膜和吸附膜以及固定這3層膜的塑料外套組成（圖2）[15]。

本研究中Chelex-100 樹脂DGT 裝置購自南京維申環(huán)保科技公司。利用DGT 技術(shù)提取土壤中重金屬元素的有效態(tài)[15-16]，先將通過10 目尼龍篩的風(fēng)干土壤40 g 放入培養(yǎng)容器中，添加超純水使其最大持水量（MWHC）保持為60%，平衡48 h，然后再次添加超純水使土壤的MWHC 保持為80%，平衡24 h。放置24 h［保持溫度在（25±1）℃］后，從土壤中回收DGT 裝置，用去離子水沖洗并打開裝置，取出吸附凝膠[14]。將吸附凝膠置于1.5 mL 離心管，用1 mL 1 mol/L HNO3洗脫24 h，保證凝膠完全被HNO3浸沒，然后使用0.1 mol/LHNO3稀釋 10 倍，通過 ICP-MS 分析重金屬含量。DGT 測定的重金屬有效態(tài)含量（CDGT）是根據(jù)公式(1)計算得出的[13]。

式中：M為在放置過程中累積的重金屬元素總量（ng）；?g為擴散層的厚度（0.08 cm），濾膜厚度（0.014 cm）；D是凝膠中重金屬元素的擴散系數(shù)（單位為10-6,cm2/s）；A為裝置的窗口（濾膜接觸土壤部分）面積（2.54 cm2）；t為放置時間，單位為s，本研究中為86 400 s。

取出DGT 裝置后，收集容器中殘留的黏糊狀土壤，過濾上清液，并將濾液加入0.1 mol/L HNO3稀釋10 倍，然后用ICP-MS 測試分析土壤溶液中重金屬元素的含量。CDGT所表達(dá)的濃度是測量期間內(nèi)DGT 與土壤或沉積物界面的平均濃度。為了更好地研究土壤溶液在DGT 測量期間的變化程度，R值（CDGT跟土壤溶液的總濃度之間的比值）被引入[15-16]，它可以用來描述當(dāng)土壤溶液中的金屬被轉(zhuǎn)移或消耗時土壤顆粒物補充金屬的能力。當(dāng)然，有很多因素會影響到此種能力，如土壤彎曲度、土壤密度以及金屬自身的特性（吸附性和擴散性）等。

1.3.3 DIFS模型評估Cd遷移過程

HARPER 等開發(fā)了DGT 誘發(fā)的泥沙通量（DGT-induced fluxes in sediments Soils，DIFS）模型，根據(jù)基本動力學(xué)和平衡補給參數(shù)對DGT 測量進行定量解釋[26]。通過輸入適當(dāng)?shù)膮?shù)，DIFS模型可以定量表征待測元素從土壤固相到液相的再補給以及元素從土壤-DGT-土壤界面和透過擴散膜至被吸附膜捕獲的擴散供給對R值的影響（圖2）。利用DIFS 模型擬合DGT 不同放置時間對應(yīng)的實驗測定的R值可以得到模型擬合的R值隨時間的變化，由此可計算出動力學(xué)參數(shù)如分配系數(shù)（Kdl）和響應(yīng)時間（Tc）。其中Kdl為待測元素在土壤固相和液相中的分配系數(shù)，Tc為土壤對待測元素濃度消減的響應(yīng)時間，亦即DGT 裝置引入后待測元素恢復(fù)至平衡值所需要的時間。

DIFS 軟件由英國蘭卡斯特大學(xué)研制，本研究采用的是1.2.3-3 版本，可用來擬合計算Kdl和Tc。數(shù)據(jù)擬合需要已知以下參數(shù)：土壤孔隙度（φs）、擴散膠孔隙度（φd，一般為0.95）、擴散膠厚度（Δg）、待測元素在土壤中的擴散系數(shù)（Ds）和在擴散膠中的擴散系數(shù)（Dd）以及DGT 放置時間（t）。目前，DIFS 軟件主要用來擬合Rdiff、Kdl和Tc。

2 結(jié)果與討論

2.1 DGT測量的生物有效性

DGT裝置放入濕潤土壤中之后，元素會持續(xù)地從土壤溶液中向作為“匯”的吸附膜轉(zhuǎn)移并在擴散膜中形成濃度梯度。該濃度梯度受擴散層厚度（Δg）和元素在土壤-DGT 界面的界面濃度（Ci）影響。根據(jù)菲克第一擴散定律，Δg和Ci決定了元素向吸附膜擴散的通量（F(t)），其中Dd是元素在擴散膜中的擴散系數(shù)。隨著元素被DGT 吸附膜所富集，Ci不斷降低，DGT 則會擾動土壤，隨之引發(fā)的可能響應(yīng)將需要考慮。如果元素在土壤溶液中的傳輸機制僅僅是擴散控制，元素在毗鄰DGT 裝置的土壤溶液中的濃度將會降低，進而會引發(fā)固相中元素的釋放。土壤對元素的吸附能力以及吸附和解吸速率決定了再補給能力。

隨著DGT 放置時間（t）的增加，土壤溶液中的元素會持續(xù)降低，導(dǎo)致Ci不斷降低。因而，擴散膜中的濃度梯度以及受此影響的元素向吸附膜擴散的通量會隨著時間發(fā)生改變。

為了深入了解研究區(qū)土壤中Cd 的遷移機制，用DGT 測量的生物有效態(tài) Cd（DGT-Cd）與土壤 Cd 的傳統(tǒng)化學(xué)形態(tài)（通過分布連續(xù)提取得到）以及土壤基本理化性質(zhì)的Pearson 相關(guān)關(guān)系研究不同形態(tài)的Cd 與DGT 生物有效性態(tài)Cd 之間的關(guān)系（表1）。結(jié)果發(fā)現(xiàn)DGT 測量的生物有效態(tài)與土壤溶液-Cd 以及鐵錳氧化態(tài)-Cd、有機質(zhì)之間呈正相關(guān)關(guān)系，尤其是與鐵錳氧化態(tài)-Cd 之間的相關(guān)系數(shù)高達(dá)0.743，而與pH 呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。下面將逐一分析pH、有機質(zhì)等土壤理化性質(zhì)以及鐵錳氧化態(tài)-Cd 對DGT 測量的生物有效態(tài)的影響。

表1 土壤DGT-Cd含量與土壤各指標(biāo)的相關(guān)系數(shù)（N=61）Table 1. Correlation coefficient between DGT-Cd and each of soil indexes(N=61)

土壤的理化性質(zhì)參數(shù)中與DGT測量的Cd有效態(tài)關(guān)系較為密切的主要是土壤pH，土壤pH 會顯著影響重金屬在土壤中的賦存狀態(tài)。土壤pH 上升時，H+離子減少會增加土壤表面負(fù)電荷，促進土壤中多種礦物對重金屬離子的吸附，同時影響著重金屬元素的活動性、化合物的溶解度和重金屬離子在礦物表面發(fā)生羥基化的程度。當(dāng)土壤酸化時，土壤中礦物對于重金屬離子的吸附能力和吸附容量降低，也會將Cd 等重金屬離子從專性吸附改變?yōu)榉菍Ｐ缘碾x子交換吸附，從而使土壤中Cd 的生物有效性增加，容易被水稻、茶葉等農(nóng)作物所吸收。土壤中不穩(wěn)定的Cd 可以被有機物重新活化，DGT-Cd與有機質(zhì)含量呈正相關(guān)（表1）間接表明有機質(zhì)可以活化并且吸附釋放在土壤固相中的Cd。土壤pH 的降低會引起Cd從土壤固相中解吸附，導(dǎo)致Cd 遷移率更高。此外，土壤溶液-Cd 與DGT-Cd呈正相關(guān)，說明土壤孔隙水中的Cd 主要是通過DGT吸收，DGT可以較好地模擬植物根系吸收Cd的過程。

DGT-Cd 與鐵錳氧化態(tài)-Cd 呈正相關(guān)關(guān)系，表明Cd 在土壤中吸附或結(jié)合鐵或錳的氧化物，通過DGT被釋放并移動到溶液相中。因此，土壤中高的鐵氧化物含量可能會增加Cd 的吸附位并增加DGT-Cd的含量，從而增加Cd 的再遷移的風(fēng)險。本研究中發(fā)現(xiàn)根系土的DGT-Cd 與鐵錳氧化態(tài)-Cd 有較好的正相關(guān)關(guān)系，在植物根系吸收根際土壤中Cd 的過程中，根部附近土壤溶液中Cd 的濃度降低了，這個過程導(dǎo)致土壤溶液中的Cd 存在一個擴散梯度濃度，而從土壤固相向溶液的Cd 有效態(tài)補償了這部分被吸收的Cd。但是水稻根系土的鐵錳氧化態(tài)-Cd含量明顯大于茶葉根系土（圖3），主要原因是在淹水的還原條件下，Cd更容易轉(zhuǎn)化為還原性的鐵錳氧化態(tài)-Cd。

圖3 水稻及茶葉根系土DGT-Cd濃度與鐵錳氧化態(tài)-Cd含量的關(guān)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

為進一步研究Cd 的生物有效性，本研究嘗試通過多種方法建立Cd的遷移模型。Cd的生物有效性模型的建立一方面可以通過土壤理化性質(zhì)等數(shù)據(jù)估算DGT-Cd 的含量，另一方面還可以研究土壤理化性質(zhì)對Cd 離子從土壤固相向液相遷移的影響。建立的DGT-Cd的生物有效性模型如下：

得出對于土壤DGT-Cd影響最重要的因素有pH、有機質(zhì)、鐵錳氧化態(tài)-Cd，這驗證了之前的結(jié)果。土壤pH 與 Cd 有效態(tài)含量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，pH 升高，Cd 有效性會降低。土壤有機質(zhì)與Cd 有效態(tài)含量呈正相關(guān)關(guān)系。Cd 的生物有效性取決于在土壤中的生物可利用態(tài)和生物潛在可利用態(tài)，而鐵錳氧化態(tài)屬于生物潛在可利用態(tài)。

此外，本研究中DGT 測量的Cd 有效態(tài)與水稻及茶葉中Cd 含量有較好的正相關(guān)關(guān)系，但是水稻的預(yù)測效果不如茶葉（圖4），主要原因包括水稻在內(nèi)的很多種水生植物的根系表面在水生根際微環(huán)境下都會形成一種鐵膜，這是植物適應(yīng)水生環(huán)境的一種機制，而土壤中鐵氧化物的含量升高會導(dǎo)致鐵膜在水稻根系表面形成的量增加，根表鐵膜主要由非晶態(tài)或結(jié)晶態(tài)的Fe（羥基）氧化物組成，會在水稻根系固定一部分鐵氧化物結(jié)合態(tài)的Cd，而水稻植株吸收的Cd會減少，因此水稻的DGT測量生物有效態(tài)預(yù)測效果要差于茶葉等旱地作物，需要在后續(xù)的工作中使用通過DGT-Cd濃度和擴散系數(shù)（Rdiff）校正的有效濃度（CE）進行更好預(yù)測。

圖4 水稻及茶葉根系土DGT-Cd濃度與對應(yīng)農(nóng)作物Cd含量的關(guān)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模型計算Cd遷移的動力學(xué)過程

CDGT與測定的初始土壤溶液中元素（例如Cd）濃度的比值（R）可用來指示土壤溶液中元素濃度在DGT界面的減少程度。R值受DGT放置時間的影響，是進行DIFS模型擬合的一個重要參數(shù)。因此，CDGT和R值提供了DGT-土壤界面過程隨時間變化的綜合信息。

本項目中選取不同Cd 含量，不同土壤pH 的5 個土 壤 樣 品 ，即 STSD09T、STSD22T、STSD40T、STCY11T、STCY14T，將土壤孔隙度、擴散膠孔隙度、擴散膠厚度、Cd 在土壤中的擴散系數(shù)和在擴散膠中的擴散系數(shù)以及DGT 放置時間輸入DIFS 模型，得出不同土壤Cd 的R值變化時間序列（圖5）。根據(jù)得出的結(jié)果，揭示在pH 更低土壤中的Cd 表現(xiàn)出遷移率更高，Kdl是基于土壤中活性固相Cd 與溶液相交換的分布系數(shù)，Tc直接與從固相到溶液Cd 的供應(yīng)速率有關(guān)。通過DIFS 模型獲得的這些參數(shù)可以用于說明研究區(qū)土壤中Cd 分配的動力學(xué)特征。結(jié)果說明研究區(qū)土壤中的Cd 從固相遷移到土壤溶液中的速率較慢，主要由于Cd與土壤中的鐵氧化物和有機物結(jié)合緊密。

圖5 DIFS模型計算得出不同土壤Cd的R值變化時間序列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 受土壤性質(zhì)（有機質(zhì)、pH和鐵氧化物）和土壤固相中Cd 的活性（易遷移的Cd總量）控制。酸性土壤中的R值范圍（0.28～0.87）屬于“部分持續(xù)”類型，表明土壤溶液-Cd 由于DGT 的吸收而被土壤固相緩沖。不同土壤Cd 的R值變化時間序列揭示了兩種形式的R值（圖5），其中STCY11T、STCY14T 土壤明 顯 偏酸性 ，pH 分 別為 5.2 和 4.7，STSD09T、STSD22T、STSD40T 土壤偏中性，pH 為6.2～6.8。一開始，兩種土壤R值形態(tài)的走勢在短時間內(nèi)（25min）急劇上升接近平衡，這是由于在實驗初期活性Cd組分較高，Cd從土壤孔隙水進入DGT 擴散層呈現(xiàn)線性擴散。土壤的Cd 供給量較高，影響了DGT 裝置附近的土壤固相Cd 釋放速率。達(dá)到峰值后，STCY11T 的R值逐漸下降，說明鄰近 DGT 裝置土壤的Cd 活性池被持續(xù)消耗。由于鐵氧化物和有機質(zhì)與Cd 的吸附和結(jié)合，固相的Cd 釋放速率太慢而不能維持連續(xù)的Cd 供給，因此達(dá)到峰值后陡峭的下降曲線由容量控制固相對土壤孔隙水的解吸Cd 和Cd 從土壤孔隙水?dāng)U散到擴散層的速率層。此外，酸性土壤由于土壤中Cd 持續(xù)供應(yīng)而保持Cd 的界面濃度不變，模擬植物對于Cd 的吸收能力保持不變，表明該類型屬于完全持續(xù)類型。偏中性土壤中，土壤顆粒物會部分地補充有效態(tài)的Cd 到土壤溶液中，但是這種補充又不能夠使得DGT界面濃度保持穩(wěn)定。在DGT不斷移除下，DGT 界面的濃度越來越低，模擬植物對于Cd的吸收能力持續(xù)降低，屬于部分持續(xù)類型。

從固相到土壤溶液的補給能力可以通過R值體現(xiàn)，R值越高表示土壤顆粒物向土壤溶液中補充Cd的動態(tài)過程越快。如果沒有從土壤固相到溶液的Cd 供給，在這種情況下，R值處于其最小可能值并且被稱為Rdiff(R=Rdiff)。Rdiff值由土壤溶液中Cd 的擴散系數(shù)、DGT 裝置的參數(shù)和部署時間決定。在本項目中，Rdiff范圍從0.03到0.05，取決于在DGT實驗過程中添加的水和產(chǎn)生的土壤孔隙率，也取決于彎曲度和土壤中的擴散系數(shù)。這些結(jié)果表明開始實驗時的Cd 固相-液相遷移的通量主要受土壤含水率影響，時間越長，則越趨于受土壤固相再供應(yīng)能力的影響。不同土壤R值從高到低的順序為：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值為0.39，明顯低于其他的土壤，表明偏中性土壤中發(fā)生了固相部分的Cd 向土壤溶液持續(xù)補給的過程。但是其他酸性土壤，特別是pH 4.5～5.5 土壤的R值較高，這表明在pH 更低的土壤中固相的補給相對更豐富，在這些更酸性土壤中，當(dāng)土壤溶液中的Cd 被植物吸收時，土壤的固相可以向液相釋放更多的有效態(tài)Cd。

3 結(jié)論

（1）土壤DGT-Cd的主要影響因素為pH、有機質(zhì)、鐵錳氧化態(tài)-Cd。DGT-Cd 的生物有效性預(yù)測模型方程為DGT-Cd=0.036[有機質(zhì)]-0.067[pH]+0.213·[鐵錳氧化態(tài)-Cd]。

DGT測量的Cd有效態(tài)與水稻及茶葉農(nóng)作物中有較好的正相關(guān)關(guān)系，但水稻的DGT測量生物有效態(tài)預(yù)測效果要差于茶葉，在后續(xù)的工作中需通過DGT-Cd濃度和擴散系數(shù)（Rdiff）校正的有效濃度（CE）來校正。

（2）DGT-Cd和土壤溶液-Cd受土壤性質(zhì)（有機質(zhì)、pH 和鐵氧化物）和土壤易遷移的Cd 總量控制。不同土壤R值從高到低的順序為：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 較低的土壤固相補給更豐富，當(dāng)土壤溶液中的Cd 被植物吸收時，土壤的固相可以向液相釋放更多的有效態(tài)Cd。