环境科学  2017, Vol. 38 Issue (6): 2538-2545   PDF    
引用本文
陈齐, 邓潇, 陈珊, 侯红波, 彭佩钦, 廖柏寒. 典型土壤不同提取态Cd与水稻吸收累积的关系[J]. 环境科学, 2017, 38(6): 2538-2545.
CHEN Qi, DENG Xiao, CHEN Shan, HOU Hong-bo, PENG Pei-qin, LIAO Bo-han. Correlations Between Different Extractable Cadmium Levels in Typical Soils and Cadmium Accumulation in Rice[J]. Environmental Science, 2017, 38(6): 2538-2545.
典型土壤不同提取态Cd与水稻吸收累积的关系
陈齐 , 邓潇 , 陈珊 , 侯红波 , 彭佩钦 , 廖柏寒     
中南林业科技大学环境科学与工程学院, 长沙 410004
收稿日期: 2016-10-23; 修订日期: 2016-12-28
基金项目: 国家科技支撑计划项目（2015BAD05B02）；农业部财政部重大专项（农办财函〔2015〕38号）；湖南省重点学科建设项目（2006180）
作者简介: 陈齐(1993~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为环境生态, E-mail:15107100259@163.com
通讯作者: 彭佩钦, E-mail:pqpeng123@sina.com
摘要: 用盆栽试验方法研究典型土壤不同提取态Cd（TCLP-Cd和土壤溶液-Cd）及其与水稻吸收累积的关系.选取典型水稻土红黄泥（第四纪红色黏土母质发育）和紫泥田（紫色砂页岩母质发育的紫泥田），添加外源Cd梯度为0、0.5、1、2、5、10 mg·kg-1，进行水稻盆栽试验，研究水稻不同生育期土壤pH、土壤溶液Cd（SSE-Cd）、TCLP提取态Cd（TCLP-Cd）及水稻各部位Cd积累量变化.结果表明，水稻生育期红黄泥SSE-Cd范围为0~2.50 μg·L-1，平均0.57 μg·L-1，而紫泥田浓度范围为0~1.60 μg·L-1，平均0.48 μg·L-1；红黄泥TCLP-Cd范围为0~0.25mg·kg-1，平均0.10 mg·kg-1，而紫泥田为0~0.2 mg·kg-1，平均0.07 mg·kg-1.随着水稻生育期的延长，土壤溶液Cd及TCLP提取态Cd均不同程度降低，且红黄泥高于紫泥田.TCLP提取态Cd与土壤溶液Cd呈显著正相关.随着外源Cd浓度的增加，水稻植株Cd累积量逐渐增加.土壤溶液Cd与米Cd、TCLP提取Cd与米Cd及水稻植株Cd累积量均呈极显著正相关.两种不同母质土壤环境容量差异很大，紫泥田土壤中Cd安全阈值是红黄泥的2.06倍，且两种土壤水稻Cd吸收累积差异明显，因而不同母质土壤Cd污染治理可能需要不同的措施.TCLP提取Cd与水稻Cd累积量相关性更高，提取量更大，可以准确评价土壤中Cd的生物有效性.
关键词: 土壤类型      镉      水稻生育期      土壤溶液      TCLP     
Correlations Between Different Extractable Cadmium Levels in Typical Soils and Cadmium Accumulation in Rice
CHEN Qi , DENG Xiao , CHEN Shan , HOU Hong-bo , PENG Pei-qin , LIAO Bo-han     
College of Environmental Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China
Abstract: Pot experiments were used to study the correlations between different extractable cadmium levels in typical soil and cadmium accumulation in rice. To analyze the pH, Cd in soil solution(SSE-Cd), TCLP extractable Cd level(TCLP-Cd), and Cd accumulation in rice at different growth stages of rice, we conducted pot experiments which selected the reddish clayey soil(developed from quaternary red clay parent materials) and purple paddy field(developed from purple sandy shale parent materials), meanwhile added with exogenous Cd with the gradients of 0, 0.5, 1, 2, 5, 10 mg·kg-1. The results showed that, during the rice growth period, the content of SSE-Cd in reddish clayey soil was in the range of 0 and 2.5 μg·L-1, and the average content was 0.57 μg·L-1; TCLP-Cd was in the range of 0 and 0.25 μg·L-1 with the average content of 0.10 mg·kg-1; The content of SSE-Cd in purple paddy field was in the range of 0 and 1.6 μg·L-1 with the average content of 0.48 μg·L-1; TCLP-Cd was in the range of 0 and 0.2 mg·kg-1, and the average content was 0.07 mg·kg-1. It showed that the cadmium concentrations in soil solution and the TCLP extractable Cd levels were both significantly reduced in two types of soil with the extension of rice growth period, and the content in reddish clayey soil was higher than that in purple paddy. The TCLP extractable Cd level was significantly positively correlated with Cd concentration in soil solution. The total Cd accumulation in rice plants gradually increased with increasing exogenous Cd concentration. There were significant positive correlations between Cd concentration in soil solution and Cd concentration in rice, Cd concentration in soil extracted by TCLP method and Cd concentration in rice and total Cd accumulation in rice plant. The soil environmental capacities of the two different parent materials varied greatly, and the safety threshold of Cd in purple paddy field was 2.06 times of that of reddish clayey soil. There were significant differences in Cd uptake and accumulation in different soils, so different measures may be needed to control Cd pollution in different parent materials. TCLP extractable Cd was more relevant with total Cd accumulation in rice, and had more extraction amount. Therefore, the TCLP method can more accurately evaluate the biological availability of soil Cd.
Key words: types of soil      Cd      growth period of rice      soil solution      TCLP     

国家环境保护部与国土资源部公布的全国土壤污染状况调查公报[1]表明, 全国耕地土壤污染中Cd的点位超标率达7.0%.1990年受Cd污染的土壤已超过1.3万hm2.每年生产的Cd超标农产品达14.6亿kg, 且呈现递增的趋势.已有调查表明[2], 湖南省一些重要的工矿区附近(如株洲、衡阳、郴州等)农田土壤受到重金属污染, 部分糙米中Cd含量出现不同程度的超标[3, 4].其中土壤和糙米重金属污染程度往往因土壤类型的不同存在很大差异[5].土壤类型不同, 土壤重金属生物有效性以及Cd在土壤-水稻系统中的迁移受到pH、有机质(OM)、CEC、Eh、土壤黏粒等[6, 7]影响而存在差异.

孔龙等[8]在研究外源Cd对不同类型土壤酶活性影响时发现, 土壤酶对Cd污染的响应随土壤类型等因素而有所差异, 特别是土壤pH和有机质的影响最大.郑春荣等发现[9], 在不同类型土壤(草甸棕壤、红壤、灰色石灰土)中, 水稻生长和吸收Cd的差异显著, 这说明不同类型土壤中重金属Cd的有效含量存在差异.因此, 选取准确的提取方法来评价不同土壤中Cd的生物有效性很有必要.TCLP(toxicity characteristic leaching procedure)法是现在美国法庭所通用的生态环境风险评价方法[10~13].国内外已有学者用TCLP法评价土壤重金属的生态环境风险[14~16].而土壤溶液提取法(soil in-situ solution extractor)是目前较新的一种评价土壤Cd污染的方法.但TCLP提取的Cd(TCLP-Cd)以及土壤溶液原位提取的Cd(soil in-situ solution extractor-Cd, SSE-Cd)与水稻Cd的吸收累积有何关系, 仍然鲜见报道.因此, 本研究采用2种典型母质发育的水稻土, 设置6个不同的土壤Cd梯度, 通过盆栽试验, 分析水稻不同生育期土壤TCLP提取态Cd(TCLP-Cd)及土壤溶液原位提取的Cd(SSE-Cd)与糙米Cd以及水稻植株Cd累积量的关系, 以期为科学评估不同类型土壤Cd在土壤-水稻系统中的迁移以及污染修复与控制提供参考依据.

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤采自湖南省长沙市宁乡县水稻土耕作层(0~20 cm), 两种土壤为红壤母质发育的水稻土红黄泥, 紫色土母质发育的水稻土紫泥田.土壤采回后, 用木块压碎, 除去残根、杂物, 铺成薄层在阴凉、洁净、无污染处自然风干.土壤基本性质见表 1.

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of the tested soil

1.2 试验设计

盆栽试验在中南林业科技大学生命科学大楼3楼露天试验天台进行, 光、水、气、热等环境条件均为自然状态, 无人为干扰.该地区属亚热带季风性湿润气候, 气候温和, 降水充沛, 雨热同期, 四季分明.年平均气温16.8~7.3℃, 年均降水量1 358.6~1 552.5 mm.盆栽试验用具为无盖圆形胶质盆, 高20 cm, 桶底半径10 cm.每盆装土5 kg, 加入CdCl2溶液, Cd水平为0、0.5、1、2、5、10 mg·kg-1, 平衡老化30 d以后, 按N 0.15 g·kg-1, P2O5 0.1 g·kg-1, K2O 0.15 g·kg-1作为基肥施入.供试水稻品种为威优46, 属迟熟杂交晚籼稻组合.将水稻种子在0.5%的H2O2溶液中浸泡24 h后, 覆上湿润纱布在培养皿中培养发芽, 然后在未受污染的土壤中育秧.取长势一致、健康的水稻幼苗进行插秧移栽至培育好的Cd污染土壤中.2015年7月28日育秧及土壤培育完成, 7月31日种植水稻, 每盆2穴, 每穴2株.11月3日收获.按水稻的4个生育期(分蘖盛期、抽穗期、灌浆期和成熟期)设置4个区组, 每个区组设置6个Cd水平, 共设置48盆(红黄泥和紫泥田各24盆).

1.3 样品采集

试验采用破坏性取样法(即采样处理不进入下一步试验).分别于采集水稻分蘖盛期、抽穗期、灌浆期和成熟期水稻和土壤样品.土壤样品于阴凉处自然风干、碾磨并过10目和100目尼龙筛, 塑料封口袋保存待测.水稻样品用自来水和去离子水洗净, 晾干后放入105℃烘箱杀青30 min, 调至70℃烘干至恒重, 使用剪刀将水稻根系、茎叶、谷粒分离, 使用小型脱壳机将水稻谷粒脱壳.

1.4 样品测定方法

土壤样品采用HNO3-HCl-HClO4消解, 用石墨炉原子吸收分光光度计测定Cd含量[17]; 采用干灰化法[18]测定水稻各器官中Cd含量.土壤pH值用酸度计(pHs-3C, 上海精密科学仪器有限公司)水土比2.5:1测定[19]; 有机质用重铬酸钾容量法-外加热测定[20]; 有效态镉采用DTPA提取剂提取[21], ICP-AES(ICP 6300, Thermo)测定; CEC采用氯化钡缓冲溶液法测定[22].土壤机械组成采用比重计法[23], 测定土壤各粒径(黏粒＜2 μm, 粉粒2~50 μm, 砂粒＞50 μm)的颗粒组成比例.

上述样品Cd分析过程中以国家标准物质土壤[(GBW(E)-070009)]和湖南大米[GBW 10045(GSB-23)]进行质量控制分析, 标样中Cd含量的平均回收率分别为96%、97%, 同时全程做空白试验.

1.5 TCLP对重金属Cd的提取、测定与计算

TCLP提取剂为pH值4.93±0.05的醋酸溶液, 配制方法为：准确吸取5.7 mL醋酸至500 mL超纯水中加64.3 mL 1 mol·L-1氢氧化钠, 稀释至1 L.取5.0 g样品到锥形瓶中, 加入100 mL确定好的提取液, 在200 r·min-1转速下振荡18 h, 在振荡过程中可能有气体产生, 应该定时在通风柜中打开锥形瓶, 释放一点气体压力.振荡完成后, 离心5 min, 定量滤纸过滤, 保存滤液[24]. TCLP提取液用石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500, Thermo)测定Cd含量.

土壤中TCLP提取态Cd的总量计算：

(1)

式中, M为整盆盆栽土壤中TCLP提取态Cd的总量, 单位mg; cTCLP为风干土中Cd的TCLP提取态含量, 单位mg·kg-1; T1为整盆盆栽风干土重, 5 kg.

1.6 土壤溶液中重金属Cd的提取、测定与计算

土壤溶液应用离心法[25]采集(专利号：201510255368.7).取450 g鲜土样于离心瓶中, 8 000 r·min-1高速离心3 min, 取上清液, 保存.用石墨炉原子吸收分光光度计测定其Cd浓度.

土壤溶液中Cd总量计算：

(2)

式中, N为整盆盆栽的土壤溶液中Cd的总量, 单位μg; c土壤溶液为土壤溶液Cd浓度, 单位μg·L-1; T2为整盆盆栽的平均水量(9.1-5.0=4.1 kg, 相当于4.1 L).

1.7 数据分析

本试验中的数据结果采用显著性F测验和Duncan多重比较法(P < 0.05) 进行统计分析, 应用Excel 2010、SPSS19.0和OriginPro 8.5进行处理.

2 结果与分析 2.1 水稻各生育期土壤溶液Cd(SSE-Cd)

由于不同土壤类型的理化性质不同, 水稻根系所处的外界环境也不同.土壤溶液中的溶解物质反映了生态系统因子对于游离离子浓度的调节, 其游离离子浓度高低对于植物吸收利用相当重要.水稻各生育期土壤溶液Cd测定结果表明, 红黄泥土壤溶液Cd2+质量浓度在水稻全生育期范围在0~2.50 μg·L-1, 平均0.57 μg·L-1; 紫泥田土壤溶液Cd2+质量浓度范围为0~1.60 μg·L-1, 平均0.48 μg·L-1.图 1表明, 随着外源Cd含量的增加, 土壤溶液Cd2+的质量浓度提高; 同一外源Cd水平下, 红黄泥土壤溶液Cd2+浓度均高于紫泥田.

不同小写字母表示同一母质相同Cd水平不同生育期土壤溶液Cd质量浓度差异显著(P < 0.05) 图 1 水稻各生育期土壤溶液Cd2+质量浓度变化 Fig. 1 Changes of Cd concentration in soil solution at different growth stages of rice

2.2 水稻不同生育期TCLP提取的Cd(TCLP-Cd)

测定结果表明, 水稻全生育期红黄泥TCLP-Cd范围在0~0.25mg·kg-1, 平均0.10 mg·kg-1; 而紫泥田含量范围为0~0.20mg·kg-1, 平均0.07mg·kg-1.本研究结果还表明(图 2), 随着水稻的生长, 土壤毒性浸出Cd含量均显著降低, 与分蘖盛期相比, 紫泥田中Cd的TCLP提取态含量总共降低46.65%~76.36%, 红黄泥中降低47.53%~75.03%;随着外源Cd含量的增加, TCLP提取态Cd含量增加同一外源Cd水平下, 红黄泥TCLP提取态Cd含量均高于紫泥田.

图 2 水稻各生育期TCLP提取态Cd含量变化 Fig. 2 Changes of TCLP extracted Cd at different growth stages of rice

2.3 不同生育期水稻对添加Cd的吸收累积

通过测定水稻各部位(根、茎、叶、穗、壳、糙米)Cd含量及干重, 汇总计算出水稻植株Cd累积总量, 结果表明：随着水稻生育期的延长, 水稻植株中Cd总量呈逐渐增加趋势, 从分蘖盛期到成熟期, 紫泥田中增加了2.11倍, 红黄泥中增加了2.28倍.随着外源Cd含量的增加, 水稻植株Cd累积总量逐渐增加, 紫泥田中平均累积量为65.60 μg, 红黄泥中平均累积量为57.03 μg, 紫泥田高于红黄泥(图 3).

不同小写字母表示同一生育期同一Cd水平的不同母质土壤中水稻累积Cd差异显著(P < 0.05) 图 3 水稻各生育期植株Cd累积总量 Fig. 3 Cd accumulation of rice plants at different growth stages

图 4表明, 糙米中Cd含量均随外源Cd添加的升高而增加, 同一处理组红黄泥中糙米Cd含量均高于紫泥田.红黄泥中糙米Cd含量范围0~0.60mg·kg-1, 平均含量0.29mg·kg-1; 紫泥田中糙米Cd含量范围0~0.30mg·kg-1, 平均含量0.14mg·kg-1.根据国家标准(GB 2762-2012) 中规定的糙米中Cd含量的限值为0.20mg·kg-1, 红黄泥土壤添加Cd含量在2~5mg·kg-1, 紫泥田为5~10mg·kg-1时, 糙米中Cd含量超标.

图 4 添加不同浓度Cd对糙米Cd的影响 Fig. 4 Effects of different concentrations of Cd on the Cd content in brown rice

3 讨论 3.1 水稻Cd的吸收累积与土壤溶液Cd的关系

按照1.6节土壤溶液中重金属Cd的提取总量计算公式, 计算成熟期SSE-Cd提取总量.分别建立成熟期土壤溶液提取Cd总量与米Cd含量以及水稻植株Cd累积总量的相关关系, 由图 5可以看出, 土壤溶液Cd提取Cd总量与米Cd含量呈极显著正相关(R红黄泥-糙米2=0.807 5, n=6;R紫泥田-糙米2=0.984 2, n=6), 与水稻植株Cd累积总量呈显著正相关(R红黄泥-水稻2=0.647 2, n=6;R紫泥田-水稻2=0.596 3, n=6).

图 5 水稻Cd的吸收累积与土壤溶液Cd的关系 Fig. 5 Relationship between Cd uptake and accumulation in rice and the Cd content in soil solution

3.2 水稻Cd的吸收累积与土壤TCLP-Cd提取总量的关系

按照1.5节土壤中TCLP提取态Cd的总量计算公式, 计算成熟期TCLP-Cd提取总量.建立成熟期土壤Cd的TCLP提取量与米Cd含量以及水稻植株Cd累积总量的相关关系(图 6).由图 6可看出, TCLP-Cd提取总量与米Cd含量(R红黄泥-糙米2=0.951 1, n=6;R紫泥田-糙米2=0.916 1, n=6) 及水稻植株Cd累积总量均呈极显著正相关(R红黄泥-水稻2=0.971 0, n=6;R紫泥田-水稻2=0.976 4, n=6).

图 6 水稻Cd的吸收累积与土壤毒性浸出Cd的关系 Fig. 6 Relationship between uptake and accumulation of Cd in rice and the TCLP extracted Cd

3.3 不同提取方法评价土壤中Cd的生物有效性

土壤中重金属的生物有效性及其对生物的毒性主要依赖于重金属自由离子的活性也就是土壤中可溶性或可交换态金属的质量分数[26, 27].目前, 关于评价土壤中Cd的生物有效性的方法很多, 如国内外使用较多的DTPA提取剂、中性盐、HCl等.本研究采用了美国EPA法定重金属污染评价方法——TCLP提取法以及目前新提出的土壤溶液提取法, 来评价两种不同类型母质土壤Cd污染状况.刘春早等采用美国TCLP(toxicity characteristic leaching procedure)提取法对湖南省湘江、资江流域土壤重金属生态环境风险进行评价时发现[29, 30], TCLP法对Cd、Cu、Zn的提取效率较高, 且TCLP提取的有效态重金属含量与该重金属总量间存在着显著的相关关系.在本研究中, 不同提取方法的提取效果不尽相同.相对于土壤溶液提取法, 用TCLP法提取Cd的量更接近水稻植株对Cd的吸收量.这可能是由于, 土壤溶液所提取的Cd仅能代表在自然条件下土壤液相中的Cd浓度, 这种可溶态金属的含量在土壤系统中所占比例较低, 因此相对于整个土壤金属库来说, 推测该提取态对植物有效态金属的贡献可能不占据重要地位[31].而其他方法, 如DTPA提取剂所提取的Cd包括络合态、吸附态以及碳酸盐结合态, 这些形态的Cd在某些条件下对植物生长存在有效性. Maiz等[32]研究还发现, 污染土壤中生长的某些草本植物中的Fe、Cr、Ni和Pb含量与土壤铁锰氧化物结合态和有机结合态金属相关.用TCLP法提取Cd的量与水稻累积Cd的量相关性更好, 可能正是由于该法所提取Cd与水稻吸收Cd的形态契合度更高, 故能准确反映重金属Cd在土壤中的生物有效性.周航等[33]也发现, 土壤Pb、Cd和Cu的TCLP提取态含量与水稻根系和糙米中Pb、Cd和Cu的含量之间存在显著或极显著的正相关关系, TCLP提取态含量能较好地表示重金属在土壤中的生物有效性.

3.4 不同土壤类型Cd的迁移与控制

本研究进行了一个生长季的Cd污染水稻盆栽试验, 采用了两种不同的提取方法(毒性浸出法及土壤溶液提取法)来评价不同土壤类型中Cd的生物有效性.研究发现在相同条件下, 红黄泥土壤中提取Cd的量显著高于紫泥田, 糙米中Cd含量也是红黄泥要高于紫泥田.这可能是由于不同类型土壤发育的母质不同, 由不同母质演化而来的黏土矿物具有较强的离子交换性和吸附性, 能很好地吸附重金属离子及其他污染物[34].红黄泥土壤主要由第四纪红黏土和花冈岩母质发育而来, 其黏土矿物以1:1型高岭石为主, 而紫泥田土壤则以2:1型蒙脱石、伊利石为主.不同类型土壤黏土矿物组成结构各异, 1:1型黏土矿物(高岭石)由一个硅氧四面体晶片与一个铝氧八面体晶片构成, 比表面积较低, 且几乎不存在晶格取代, 因此负电荷量较少, CEC含量低; 2:1型黏土矿物(蒙脱石、伊利石)由两个硅氧四面体晶片与一个铝氧八面体晶片构成, 由晶格取代产生较多负电荷, 膨胀性大, CEC高. CEC反映土壤胶体的负电荷量, CEC越高, 能提供吸附重金属离子的点位也就越多, 重金属离子的吸附量也就越大[35], 而有研究表明[36], 土壤对Cd2+的吸附量随土壤阳离子交换量(CEC)的增加而增加.本研究也发现, 阳离子交换量更大的紫泥田中土壤溶液Cd浓度更低, 说明紫泥田土壤对Cd2+的亲和度更大.由图 1和图 2可以看出, 随着水稻生育期的延长, 土壤溶液提取Cd与TCLP提取Cd的量均呈下降趋势.这可能是由于, 随着水稻的生长, 土壤pH值逐渐升高(图 7), 与分蘖盛期相比, 成熟期紫泥田土壤pH值平均上升了0.13, 红黄泥田土壤pH值平均上升了0.12.而pH值对土壤中重金属的生物有效性影响显著, 随着土壤pH值的升高, 带负电荷的土壤胶体对带正电荷的重金属离子吸附能力增加, 而且土壤中的Fe、Mn等离子会与OH-结合形成羟基化合物为重金属离子提供更多的吸附位点[37], 从而降低了重金属的生物有效性.

不同小写字母表示水稻不同生育期同种母质土壤pH值差异显著(P < 0.05) 图 7 水稻不同生育期两种土壤pH的变化 Fig. 7 The pH changes in different rice growth period of two different types of soil

不同土壤类型中重金属Cd的环境容量可能不同.如图 8所示, 根据食品安全国家标准(GB 2762-2012) 里规定的糙米Cd含量限值0.2 mg·kg-1, 并通过多项式拟合计算出对应土壤中Cd安全阈值, 红黄泥土壤中Cd安全含量为3.08 mg·kg-1, 紫泥田中为6.36 mg·kg-1.紫泥田土壤中Cd安全阈值是红黄泥的2.06倍.因此在确定Cd污染的安全阈值时, 不能一概而论, 土壤母质类型的差异, 对水稻中Cd的吸收累积影响显著[9].在进行土壤修复的时, 也应针对土壤类型的差异而采取不同的措施, 如本试验中偏酸性的红黄泥土壤中Cd的生物有效性更大(见图 1和图 2), 有必要施加土壤酸碱调节剂, 改善土壤的酸碱环境以降低Cd的生物有效性, 进而减少Cd在水稻植株的累积, 使糙米中Cd含量达标.

图 8 外源Cd与糙米Cd含量关系拟合 Fig. 8 Relationship between Cd content in brown rice and exogenous Cd addition

4 结论

(1) 水稻生育期红黄泥SSE-Cd平均0.57 μg·L-1, 紫泥田平均0.48 μg·L-1; 红黄泥TCLP-Cd平均0.10mg·kg-1, 紫泥田平均0.07 mg·kg-1.随着水稻生育期的延长, 土壤溶液中Cd及TCLP提取态Cd均不同程度降低, 且红黄泥高于紫泥田.

(2) 随着外源Cd浓度的增加, 水稻植株Cd累积量逐渐增加.土壤溶液Cd与米Cd、TCLP提取Cd与米Cd及水稻植株Cd累积量均呈极显著正相关.不同土壤水稻Cd吸收累积差异明显.TCLP提取Cd与水稻Cd累积量相关性更高, 提取量更大, 可以准确评价土壤中Cd的生物有效性.

(3) 不同母质土壤的环境容量不同, 其环境质量标准与治理措施应该有所不同.

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