2024, Vol. 45
2. 中国地质调查局土地质量地球化学调查评价研究中心，廊坊 065000;
3. 中国地质科学院地球表层碳-汞地球化学循环重点实验室，廊坊 065000;
4. 云南省地质调查院，昆明 650216
2. Research Center of Geochemical Survey and Assessment on Land Quality, China Geological Survey, Langfang 065000, China;
3. Key Laboratory of Geochemical Cycling of Carbon and Mercury in the Earth's Critical Zone, Chinese Academy of Geological Sciences, Langfang 065000, China;
4. Yunnan Institute of Geological Survey, Kunming 650216, China
土壤是人类赖以生存的物质基础, 其环境质量直接维系着农产品安全, 对人体健康影响深远[1]. 硒（Se）是人类和动物必需的微量元素之一, 适量的Se摄入可使人体保持健康[2, 3]；镉（Cd）是环境中持久性的高危害有毒污染物之一, 对人体健康危害极高, 被国际癌症研究组织（IARC）列为致癌物质[4]. 土壤是作物吸收富集Se和Cd等元素的主要物质来源, 安全高效开发利用富Se土壤资源对当地居民和动植物的硒营养供给起决定性作用[5], 对Se缺乏人群健康风险防控意义重大.
近年来我国多目标区域地球化学调查发现, 我国耕地普遍缺Se, 天然富Se耕地[ω（Se） > 0.4 mg·kg-1]比例仅占调查耕地总面积的7.9%[6, 7], 其中典型天然富Se或高Se土壤分区大多受区域地质背景及其岩性建造的控制[8, 9]. 因地质背景成因形成的天然富Se土壤, 尤其是与黑色岩系等地层岩体和矿化作用有关的天然富Se土壤中的重金属Cd含量往往较高, 这类地质体受风化淋滤作用影响, 造成土壤Se和Cd等元素富集, 具有Se-Cd共生的特点[7]. 因此, 土壤环境质量已经成为制约这类Se-Cd共生区富Se土地资源可利用性的重要因素.
土壤-作物系统中Se-Cd的相互作用是一个复杂的开放系统, 土壤中Se具有与重金属Cd结合形成络合物的能力, 能抑制作物根系对Cd的吸收及转运[10]. 目前, 实验室添加外源Se对植物Cd胁迫的缓解作用和积累拮抗机制等方面的研究证实, 作物中Se-Cd的吸收、运输和积累相互抑制, 土壤-作物系统中Se-Cd之间存在拮抗作用[11 ~ 13]. 土壤-作物系统Se-Cd之间的相互作用的结果高度依赖于Se含量、赋存形态等有关因素[14]. 土壤Se-Cd含量及生物有效性可能是影响植物Se-Cd累积的先决条件, 在天然Se-Cd地质高背景区, Se与Cd从土壤向作物迁移累积的行为特征研究相对较少[15, 16]. 研究地质高背景区土壤-作物系统Se-Cd的拮抗效应, 有利于深入了解天然富Se高Cd土壤-作物系统Se-Cd相互作用机制, 对天然富Se土壤资源的高效和安全利用具有重要价值和指导意义.
西南地区碳酸盐岩、峨眉山玄武岩和沉积碎屑岩等成土母岩发育, 成土母质决定了其表层土壤中Se-Cd等化学元素的自然状况[17], 区内水系沉积物和土壤中重金属元素超常富集, 是我国土壤重金属元素地球化学高背景的主要分布区, 区内土壤普遍存在Se-Cd共生现象[18 ~ 20]. 区内铅锌矿、硫铁矿、煤炭和磷矿等各类矿产资源丰富, 长期矿业活动产生了严重的环境地质问题[21, 22], 属于典型地质背景叠加工业活动的地区. 西南地质背景成因的Se-Cd共生区土壤与农作物中Cd超标率显著不一致[20], 造成这种土壤与农作物超标现象不符的原因是否与Se-Cd相互作用有关仍不清楚. 因此, 地质背景成因的Se-Cd共生区土壤-作物系统Se-Cd的迁移累积特征及其相互作用是一个值得研究的科学问题. 本文围绕我国西南典型地质背景成因的Se-Cd共生区土壤-作物系统中Se和Cd等元素来源、迁移积累特征和生物有效性等开展调查研究, 探究Se-Cd在土壤和作物两种介质中的相互作用及其影响因素, 以期为我国典型地质高背景区天然富Se高Cd土地资源的安全开发利用提供相应科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于云南、贵州和四川三省结合部, 地理坐标为东经104°18′~105°19′, 北纬27°17′~27°50′. 大地构造位置属于上扬子陆块西南缘滇黔北拗陷的川-滇黔-铅锌成矿域[22]. 区内地理环境复杂, 属暖温带季风山地气候, 山峦起伏, 沟壑纵横. 土地利用类型主要为林地、耕地、草地、城镇村及工矿用地等, 受地形地貌影响, 各类用地分布零散, 其中耕地面积占比为37.95%, 农业生产活动以种植玉米、马铃薯和烤烟等为主. 土壤类型主要为黄壤、黄棕壤、石灰土、紫色土和水稻土. 土壤呈中性, pH值变化范围为4.70~ 8.10, 平均值为6.69. 土壤有机质以中等等级（含量介于20~30 g·kg-1之间）为主, 土壤质地主要为中壤和轻壤, 占比80%以上. 研究区古生界、中生界地层均有出露（图 1）, 主要发育寒武系白云岩, 奥陶-志留系泥岩、页岩和白云岩, 泥盆系灰岩, 二叠系峨眉山玄武岩、石灰岩和煤系地层, 三叠系灰岩、泥质灰岩、粉砂岩和白云岩[23].
|
1.中下侏罗统, 2. 下三叠统, 3中下三叠统, 4.中上三叠统, 5. 中二叠系, 6. 上二叠统, 7.泥盆系, 8. 中上志留统, 9. 奥陶-志留系, 10下寒武统, 11.中上寒武统, 12.断裂 图 1 研究区土壤采样位置和地质示意 Fig. 1 Soil sampling locations and geological map in study area |
本文涉及的土壤样品数据按照《多目标区域地球化学调查规范（1∶250 000）》（DZ/T 0258-2014）[24]规定采集和加工获得, 样品采集深度0~20 cm, 分析测试土壤样品921件. 农作物及根系土壤样品数据按照《土地质量地球化学评价规范》（DZ/T 0295-2016）[25]规定采集、加工和分析测试获得, 根据调查区土地利用类型和玉米种植分布区域, 采集玉米籽实及根系土配套样品84件.
土壤样品和农作物样品分析分别由中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所和云南省地质矿产勘查开发局实验室按照《生态地球化学评价样品分析技术要求》（DD 2005-03）规定[26]完成测试. Se采用原子荧光光谱法（AFS）测定, Cd采用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）测定. 部分根系土壤样品依据GB/T 25282-2010标准采用Se-Cd七步提取法, 依次提取水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐植酸结合态、铁锰氧化态、强有机结合态和残渣态. 分析测试中采用国家一级土壤成分分析标准物质GBW07423（GSS-9）、GBW07451（GSS-22）、GBW07454（GSS-25）和GBW07456（GSS-27）监控分析测试的准确度, 采用重复样监控分析测试的精密度. 所有分析测试元素标准物质合格率为100%, 重复性样品检验总体合格率均大于95%, 数据质量符合相关规范要求[26].
1.3 评价方法 1.3.1 生物富集系数生物富集系数（bioconcentration factors, BCF）是生物体内某种元素含量与其生存环境中该元素含量的比值, 被引申应用于土壤-农作物系统中定量评估作物中元素迁移累积趋势特征[27]. BCF表示生物富集、累积和吸收能力与程度的数量关系, 值越高表示作物吸收积累某种元素的能力越强. 其计算公式为：
|
式中, Ci plant为作物籽实中元素i的含量（mg·kg-1）, Ci soil为土壤中元素i的含量（mg·kg-1）.
1.3.2 风险评价指数风险评价指数（risk assessment code, RAC）是利用元素活性形态含量占总量的比例定量评价重金属生物有效性及其生态风险. 自然背景条件下, 元素水溶态和离子交换态的活性大、转化和迁移能力强, 易被生物吸收和利用, 因此RAC越高, 重金属生态危害风险越大[28, 29]. 依据RAC大小划分为5个等级, 表征土壤生态风险程度, 划分标准见文献[29].
1.3.3 地累积指数地累积指数法（index of geoaccumulation, Igeo）是综合考虑自然成岩作用引起区域元素地球化学背景值变动等因素, 可用于定量评估土壤中重金属元素污染（富集）程度. 其计算公式为：
|
式中, Ci为样品中元素i的含量（mg·kg-1）；Bi为土壤中元素i的地球化学背景值, 本研究采用云南省土壤背景值. 地累积指数分级与污染（富集）程度的关系见文献[30].
1.3.4 地理探测器法地理探测器（geographical detector）是探寻地理空间分区因素对疾病风险影响机制的一种方法, 利用分类后各自变量方差之和与因变量方差之和的比来评估自变量对因变量的贡献, 包括分异及因子探测器、交互探测器、风险区探测器和生态探测器, 4种探测器计算方法见文献[31]. 其中分异及因子探测器是评估探测因变量的空间分异性以及各自变量对因变量影响程度的解释能力, 用q值来度量. q的值域为[0, 1], q 值越大, 表明该自变量对因变量的影响程度越大.
2 结果与讨论 2.1 土壤Se-Cd空间分布及成因来源 2.1.1 土壤中Se-Cd地球化学空间分布研究区表层土壤（0 ~ 20 cm）样品ω（Se）变化范围为0.17~2.35 mg·kg-1, 平均值为0.63 mg·kg-1, 显著高于全国土壤含量平均值（0.29 mg·kg-1）[32]. 根据天然富硒土地划定与标识（DZ/T 0380-2021）, 研究区富Se表层土壤样品数占比87.47%. 土壤Se含量变异系数为36.69%, 呈现一定的空间变异特征, 可能与地质背景、人类活动等因素的影响有关. 土壤Se含量高值富集特征呈现明显条带状, 主要分布在研究区中部二叠系茅口组（P2m）灰岩、栖霞组（P2q）灰岩和峨眉山玄武岩等成土母岩发育区[图 2（a）].
|
图 2 研究区表层土壤Se-Cd地球化学等值线 Fig. 2 Se-Cd geochemical contour of surface soil in study area |
研究区表层土壤（0 ~ 20 cm）ω（Cd）介于0.14~ 6.34 mg·kg-1, 平均值为1.06 mg·kg-1, 显著高于全国A层土壤Cd含量平均值（0.097 mg·kg-1）[32], 按照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618-2018）, 区内15件表层土壤样品中Cd含量小于GB 15618-2018筛选值, 占比1.59%；82件土壤样品Cd含量超过GB 15618-2018管制值, 占比8.71%；Cd含量介于筛选值和管制值之间的土壤样品数占比89.7%. 土壤Cd含量变异系数为65.7%, 表现为高度变异特征, 其含量在空间上分布不均匀, 可能受到地质背景和人类活动等多种因素的影响. 土壤Cd含量高值空间主要呈条带状分布在中二叠统茅口组（P2m）、栖霞组（P2q）和梁山组（P2l）等玄武岩和灰岩地层出露区, 其次下三叠统嘉陵江组（T1j）页岩夹灰岩地层发育区也呈现一定的高值特征[图 2（b）]. 研究区土壤Se-Cd空间分布具有明显的相似性, 呈现空间自相关性, 但局部地区存在一定的差异, 反映其贫化富集除受地质背景等区域性自然因素控制外, 可能还受人为活动（如施肥、农药喷洒及污水灌溉、工业排放和矿业活动等）等随机性因素的影响, 导致其局部空间自相关性减弱.
2.1.2 土壤中Se-Cd成因来源自然因素和人为因素是影响土壤硒、镉含量空间分布的两个重要因素. 通过自然来源（如土壤类型、成土母质和地形地貌类型等）或人为来源（如农业活动、工业活动和交通等）进入土壤中的重金属也会随土壤的变化发展发生迁移转化, 这种空间差异通常体现在潜在有毒元素在空间上的差异性、相关性、变化趋势和含量变化等. 本文选择成土母质、土壤类型、高程、坡度、土壤质地、有机质含量、酸碱度、灌溉条件和年降水量等影响因子, 利用地理探测器探究影响研究区土壤Se-Cd元素含量空间分布的控制因素, 其中连续型的数据根据地理探测器方法要求对数据进行离散化处理. 地理探测器分析结果显示, 研究区土壤Se-Cd主要受地质背景（成土母质和土壤类型）、成土过程中次生富集作用（高程、坡度、质地、有机质和pH）和农业活动（农业灌溉和年降水量）的影响, 其贡献率分别为38.94%、40.66%、20.40%与55.72%、31.38% 和12.90%（表 1）. 各影响因子对土壤中Se-Cd的空间分布有着不同程度的影响. Cd含量空间分布的主要影响因子为成土母质和土壤类型, 其次为灌溉条件；Se含量空间分布的主要影响因子为成土母质和土壤类型, 其次为高程、坡度和年降雨量等因素. Se-Cd含量空间分布特征和局部空间自相关性的异同, 也印证了其控制影响因子的贡献率存在差异.
|
表 1 基于地理探测器的土壤Se-Cd影响因素分析1） Table 1 Influencing factor analysis of Se-Cd based on geographical detector |
2.2 土壤-作物系统Se-Cd含量及赋存形态 2.2.1 土壤-作物系统Se-Cd含量特征
研究区农作物根系土壤中ω（Se）变化范围为0.176 ~1.80 mg·kg-1, 平均值为0.699 mg·kg-1, 高于全国表层土壤背景值（0.29 mg·kg-1）和云南省表层土壤背景值（0.432 mg·kg-1）[32], 根系土壤富硒率达84.52%. 农作物根系土壤中ω（Cd）变化范围为0.17 ~5.95 mg·kg-1, 平均值1.24 mg·kg-1, 显著高于全国表层土壤背景值（0.097 mg·kg-1）和云南省表层土壤背景值（0.218 mg·kg-1）[32], 超标率89.2%（参照GB 15618-2018农用地筛选值标准）. 根系土壤Se和Cd的变异系数分别为48.18%和90.4%, 均属高度变异, 反映研究区土壤Se和Cd均呈现不同程度的富集特征.
作物籽实ω（Se）变化范围为0.018 ~0.142 mg·kg-1, 平均值为0.034 mg·kg-1, 作物籽实富硒率高达98.8%（富硒标准参照DB 50/T 524-2013富硒农产品0.02 ~0.30 mg·kg-1的度量标准）. 作物籽实ω（Cd）变化范围为0.003~0.189 mg·kg-1, 平均值为0.017 mg·kg-1, 仅1件农作物籽实Cd含量超标, 超标率仅1.19%[参照《食品安全国家标准食品中污染物限量标准》（GB 2762-2022）0.01 mg·kg-1], 说明研究区典型地质背景成因的硒-镉共生区玉米籽粒重金属Cd的健康风险相对较低.
2.2.2 根系土壤中Se-Cd赋存形态土壤中元素的赋存形态是研究其生物有效性的重要信息, 其迁移能力与赋存形态密切相关, 元素的赋存形态影响其在环境中的循环及生态毒性[33, 34]. 研究区作物根系土壤中Se赋存形态以残渣态为主, 占比为55.80%；其次为强有机结合态和铁锰结合态, 占比分别为29.93%和10.82%, 水溶态、离子交换态和碳酸盐结合态合计占比仅2.31%. Cd赋存形态含量大小为：残渣态 > 铁锰结合态 > 强有机结合态 > 离子交换态 > 碳酸盐结合态 > 腐植酸结合态 > 水溶态（图 3）, 各形态占比分别为：28.36%、21.09%、14.07%、13.03%、12.64%、10.66%和0.15%. 考虑可供植物利用的生物有效态（水溶态、离子交换态和碳酸盐结合态）, 研究区Cd的生物有效态占比为25.82%, 与西南重庆黑色岩系成土母岩区（27.62%）[35]和广西碳酸盐岩地质高背景区（20.99% ± 7.24%）[36]相近, 而显著低于河北平原区（36.83%）[37]和广州城市公园（49.48%）[38]等非地质高背景区以及承德矿集区（50.17%）[39]和辽宁省葫芦岛市冶炼厂周边（44.00%）[40]等人为污染区. 研究区土壤中可供植物吸收利用的生物有效态的比例显著低于其他非地质高背景区及人为污染区, 生态风险相对较低. 作物对Cd富集能力与土壤酸化密切相关, 研究区根系土壤为中性-弱碱性, 碳酸盐态不易转化为可交换态被植物吸收. 需注意, 若随着土壤酸化程度增加, 土壤交换性Ca2+离子流失引起交换性盐基离子降低, 促进土壤中Cd向高活性的可交换态转化, 土壤中Cd可交换态占比会显著增加, 导致其生态风险增大.
|
1~39表示随机分析测试的39件根系土壤样品编号；40表示调查区样品的平均值, 下同 图 3 研究区根系土壤Se-Cd形态占比 Fig. 3 Percentage of Se-Cd forms of root soil in study area |
根系土壤RAC风险评价时, 采用水溶态和离子交换态之和占各形态和的百分比作为风险值. 研究区根系土壤RACCd分布范围为2.77% ~ 42.33%, 平均值为13.86%, 总体处于中风险等级（图 4）. 区内根系土壤为中性-弱碱性, 碳酸盐态不易转化为可交换态被植物吸收, 若土壤酸化, 土壤碳酸盐态镉可转化为可交换态被植物吸收, 研究区根系土壤RACCd平均值则为25.82%, 根系土壤污染风险将显著增大, 因此防止土壤酸化是控制地质高背区土壤重金属活化、降低其生物有效性和生态风险的重要因素之一.
|
图 4 研究区土壤Cd元素RAC风险评价等级 Fig. 4 RAC risk assessment grade of soil Cd in study area |
表 2是研究区根系土壤重金属地累积指数评价结果. 相对云南省表层土壤而言, 研究区根系土壤Cd主要以中度污染等级为主, 总体呈轻微-中度污染状态, 少数样品处于重污染；根系土壤Se处于无富集到轻微富集状态, 无显著富集样点. 相对全国表层土壤而言, 研究区根系土壤Cd主要以中强污染等级为主, 根系土壤Se则处于轻微富集到中度富集状态. 该地区环境中Se-Cd等重金属主要源于二叠纪玄武岩、灰岩和含煤地层的自然风化过程, 部分受到人为源输入（煤开采利用和农业生产等活动）的叠加, 造成表生环境中土壤Se-Cd呈现富集（污染）状态.
|
|
表 2 根系土壤重金属地累积指数分级统计 Table 2 Class statistics of Igeo of heavy metals in root soil |
2.3 土壤-作物系统Se-Cd的迁移累积及拮抗作用 2.3.1 土壤-作物系统Se-Cd的迁移累积
生物富集系数（BCF）, 即农作物某部位元素含量与根系土壤中该元素含量的比值, 可用于表征元素从土壤向作物的迁移累积能力. 研究区BCFSe变化范围为1.85% ~18.89%, 平均值为5.82%；BCFCd变化范围为0.33% ~29.84%, 平均值为2.11%. Se的生物富集系数高于Cd的生物富集系数, 说明研究区Se从土壤向玉米籽实的迁移能力强于Cd的迁移能力.
有研究表明, 因土壤理化性质、元素化学属性及赋存状态和作物种类等多重因素的影响, 使得土壤-作物系统元素迁移转运过程及机制复杂[34]. 研究区土壤-作物系统中Se-Cd元素生物富集系数BCF与移动系数MF相关分析显示（图 5）, 作物对Se和Cd的吸收和转运受其赋存形态影响. Se生物富集系数BCF与土壤中Se的移动系数MF（水溶态及可交换态硒占各硒形态的百分比[41]）呈现显著正相关（相关系数0.788, 显著性水平P < 0.01）, Cd生物富集系数BCF与土壤中Cd的移动系数MF正相关（相关系数0.388, 显著性水平P < 0.05）. Se-Cd生物富集系数BCF与其移动系数MF显著性存在差异可能与土壤-作物系统中Se-Cd拮抗作用有关. 土壤Se-Cd共生区Se改变土壤中Cd的赋存形态, 形成Se-Cd有机化合物或络合物, 不易被作物吸收和转运, 导致Cd的生物有效性降低.
|
图 5 土壤Se-Cd生物富集系数（BCF）与移动系数（MF）的相关性 Fig. 5 Correlation between soil Se-Cd bioconcentration factor (BCF) and mobility factor (MF) |
此外, 土壤理化性质也是影响土壤-作物系统元素迁移累积的重要因素. 研究区Se-Cd生物富集系数之间非参数统计检验（Wilcoxon检验）结果显示（显著性水平P < 0.05）, 土壤酸碱性不同环境中, Se和Cd之间从土壤向作物的迁移富集能力明显不同（图 6）, 强酸性土壤环境中, 研究区Cd的生物富集系数显著高于Se的生物富集系数；中性或碱性土壤环境中, Cd的生物富集系数则显著低于Se的生物富集系数. 不同土壤酸碱性之间, Cd的生物富集系数差异显著, Se的生物富集系数差异则不显著, 说明Se和Cd从土壤向作物籽实的迁移累积受土壤酸碱性影响, 但土壤酸碱性对其影响程度不同. 因此, 在地质高背景成因的Se-Cd富集区, 控制一定的土壤酸碱性, 能有效降低研究区土壤-作物系统Cd的生物有效性, 同时在一定程度上影响作物籽实Se含量, 可实现地质背景成因的Se-Cd共生区富硒土地资源安全开发利用. 不同田间管理实验研究也证实, 以调控土壤pH为主的农艺方法, 能有效控制土壤-作物系统Cd的生物有效性, 实现高Cd背景的富Se土壤安全利用[42, 43].
|
图 6 不同土壤酸碱性环境中Se和Cd生物富集系数箱线图 Fig. 6 Box plots of Se and Cd bioconcentration coefficients in different soil acid-base environments |
土壤-作物系统中Se与Cd的迁移累积除受自身赋存形态、土壤理化性质（pH、Eh和有机质）等因素的影响外, 当两者共存时, Se与Cd相互之间也有一定的协同-拮抗作用. 土壤-作物系统中Se能拮抗Cd的作用机制主要包括：①通过改变土壤Cd的赋存形态, 降低土壤交换态Cd含量, 从而降低Cd生物有效性, 亦或是与其形成Se-Cd有机络合物, 从而降低Cd的活性；②降低了Cd向地上部的转运[14, 44]. 研究区土壤与作物中Se和Cd含量相关性分析显示（图 7）, 在受控条件下, 土壤富Se对于作物籽实吸收Cd有一定抑制效果. 当土壤ω（Se）较高时（> 0.9 mg·kg-1）, 玉米籽实Cd含量与土壤Se含量呈显著负相关关系（Spearman相关系数0.522, P < 0.05）, 玉米籽粒对Cd的累积（BCF）显著低于Se含量较低的土壤；当土壤ω（Cd）较高时（> 2.0 mg·kg-1）, 玉米籽实Se含量与土壤Cd含量的则无显著相关关系, 玉米籽粒对Se的累积（BCF）普遍低于Cd含量较低的土壤. Se与Cd相互之间的协同-拮抗作用也经水培模拟实验证实, 在一定的受控条件下, Cd污染土壤中添加适量外源Se可增加作物中Se的含量并降低Cd含量, Se对Cd的迁移转化产生抑制作用, 但是当土壤Cd含量较高时, Cd各形态分布较稳定, 这时Se对Cd抑制作用减弱或不明显[45]. 此外, 当添加Se含量过高时, 反而会活化重金属, 加剧作物对Cd等重金属的吸收, 有危害作物生长的可能[14, 46], 但是受研究区土壤Se含量范围限制, 未发现相关现象.
|
图 7 土壤-作物中Se与Cd含量和BCF相关性 Fig. 7 Correlation between Se and Cd contents and BCF in soil and crops |
（1）研究区土壤Se-Cd均呈现不同程度的富集特征, 其含量空间分布主要受地质背景（成土母质和土壤类型）、成土过程中次生富集作用（高程、坡度、质地、有机质、pH）和农业活动（农业灌溉、年降水量）的影响, 其贡献率分别为38.94%、40.66%、20.40% 与55.72%、31.38%和12.90%.
（2）土壤-作物系统土壤富Se率达84.52%, 赋存形态以残渣态为主, 占比55.80%, 作物籽实富Se率高达98.8%, 土壤Se地累积指数等级为无富集到轻微富集等级；土壤Cd含量超过GB15618-2018筛选值的样本占比89.2%, 其赋存形态以残渣态和铁锰结合态为主, 占比分别为28.36%和21.09%, 但作物籽实Cd含量超标率仅1.19%, 作物籽粒重金属Cd的健康风险相对较低.
（3）地质背景成因的Se-Cd共生区, Se-Cd生物富集系数BCF与移动系数MF相关, 不同土壤酸碱性环境中, Se-Cd从土壤向作物的迁移能力不同. 作物籽实对Se和Cd的吸收和迁移累积受其赋存形态和理化性质影响, 土壤富Se对于其吸收Cd有一定抑制效果, 土壤-作物系统中Se-Cd存在拮抗作用. 控制土壤酸碱性能有效降低Cd的生物有效性, 可实现地质背景成因的Se-Cd共生区富硒土地资源安全利用.
| [1] | Hou D Y, O'Connor D, Igalavithana A D, et al. Metal contamination and bioremediation of agricultural soils for food safety and sustainability[J]. Nature Reviews Earth & Environment, 2020, 1(7): 366-381. |
| [2] | Ekumah J N, Ma Y K, Akpabli-Tsigbe N D K, et al. Global soil distribution, dietary access routes, bioconversion mechanisms and the human health significance of selenium: a review[J]. Food Bioscience, 2021, 41. DOI:10.1016/j.fbio.2021.100960 |
| [3] | Rayman M P. The importance of selenium to human health[J]. The Lancet, 2000, 356(9225): 233-241. DOI:10.1016/S0140-6736(00)02490-9 |
| [4] | Järup L, Åkesson A. Current status of cadmium as an environmental health problem[J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 2009, 238(3): 201-208. DOI:10.1016/j.taap.2009.04.020 |
| [5] | Hui Y, Yang X F, Ning Z P, et al. The beneficial and hazardous effects of selenium on the health of the soil-plant-human system: an overview[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 422. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.126876 |
| [6] |
周亚龙, 彭敏, 成杭新, 等. 全国主要农耕区富硒土地资源调查与开发利用模式[J]. 物探化探计算技术, 2022, 44(6): 833-841. Zhou Y L, Peng M, Cheng H X, et al. Investigation and development mode of selenium-enriched land resources in major farming areas of China[J]. Computing Techniques for Geophysical and Geochemical Exploration, 2022, 44(6): 833-841. |
| [7] |
王惠艳, 曾道明, 郭志娟, 等. 天然富硒土地划定的富硒阈值[J]. 环境科学, 2021, 42(1): 333-342. Wang H Y, Zeng D M, Guo Z J, et al. Selenium threshold for the delimitation of natural selenium-enriched land[J]. Environmental Science, 2021, 42(1): 333-342. |
| [8] |
周国华. 富硒土地资源研究进展与评价方法[J]. 岩矿测试, 2020, 39(3): 319-336. Zhou G H. Research progress of selenium-enriched land resources and evaluation methods[J]. Rock and Mineral Analysis, 2020, 39(3): 319-336. |
| [9] |
王学求, 柳青青, 刘汉粮, 等. 关键元素与生命健康: 中国耕地缺硒吗?[J]. 地学前缘, 2021, 28(3): 412-423. Wang X Q, Liu Q Q, Liu H L, et al. Key elements and human health: is China's arable land selenium-deficient?[J]. Earth Science Frontiers, 2021, 28(3): 412-423. |
| [10] | Xu H Z, Yan J P, Qin Y, et al. Effect of different forms of selenium on the physiological response and the cadmium uptake by rice under cadmium stress[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17(19). DOI:10.3390/ijerph17196991 |
| [11] | Wan Y, Yu Y, Wang Q, et al. Cadmium uptake dynamics and translocation in rice seedling: influence of different forms of selenium[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 133: 127-134. DOI:10.1016/j.ecoenv.2016.07.001 |
| [12] | Guo Y K, Mao K, Cao H R, et al. Exogenous selenium (cadmium) inhibits the absorption and transportation of cadmium (selenium) in rice[J]. Environmental Pollution, 2021, 268. DOI:10.1016/j.envpol.2020.115829 |
| [13] |
范健, 任静华, 廖启林, 等. 苏南典型区农田土壤硒-镉拮抗作用研究[J]. 土壤, 2021, 53(5): 1023-1032. Fan J, Ren J H, Liao Q L, et al. Antagonism between Se and Cd in typical farmland soil in southern Jiangsu province[J]. Soils, 2021, 53(5): 1023-1032. |
| [14] |
潘丽萍, 刘永贤, 黄雁飞, 等. 土壤-植物体系中硒与重金属镉的相互作用[J]. 生物技术进展, 2017, 7(5): 480-485. Pan L P, Liu Y X, Huang Y F, et al. Interaction between selenium and cadmium in soil-plant system[J]. Current Biotechnology, 2017, 7(5): 480-485. |
| [15] | Zhang Z H, Yuan L X, Qi S H, et al. The threshold effect between the soil bioavailable molar Se: Cd ratio and the accumulation of Cd in corn (Zea mays L.) from natural Se-Cd rich soils[J]. Science of the Total Environment, 2019, 688: 1228-1235. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.06.331 |
| [16] | Yang R Y, He Y H, Luo L F, et al. The interaction between selenium and cadmium in the soil-rice-human continuum in an area with high geological background of selenium and cadmium[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 222. DOI:10.1016/j.ecoenv.2021.112516 |
| [17] |
成杭新, 彭敏, 赵传冬, 等. 表生地球化学动力学与中国西南土壤中化学元素分布模式的驱动机制[J]. 地学前缘, 2019, 26(6): 159-191. Cheng H X, Peng M, Zhao C D, et al. Epigenetic geochemical dynamics and driving mechanisms of distribution patterns of chemical elements in soil, Southwest China[J]. Earth Science Frontiers, 2019, 26(6): 159-191. |
| [18] |
肖高强, 陈杰, 白兵, 等. 云南典型地质高背景区土壤重金属含量特征及污染风险评价[J]. 地质与勘探, 2021, 57(5): 1077-1086. Xiao G Q, Chen J, Bai B, et al. Content characteristics and risk assessment of heavy metals in soil of typical high geological background areas, Yunnan province[J]. Geology and Exploration, 2021, 57(5): 1077-1086. |
| [19] |
张丽, 张乃明, 张玉娟, 等. 云南耕地土壤硒含量空间分布及其影响因素研究[J]. 土壤, 2021, 53(3): 578-584. Zhang L, Zhang N M, Zhang Y J, et al. Spatial distribution of Se content and its influencing factors in cultivated topsoil in Yunnan[J]. Soils, 2021, 53(3): 578-584. |
| [20] |
周亚龙, 郭志娟, 王成文, 等. 云南省镇雄县土壤重金属污染及潜在生态风险评估[J]. 物探与化探, 2019, 43(6): 1358-1366. Zhou Y L, Guo Z J, Wang C W, et al. Assessment of heavy metal pollution and potential ecological risks of soils in Zhenxiong county, Yunnan province[J]. Geophysical and Geochemical Exploration, 2019, 43(6): 1358-1366. |
| [21] |
袁鑫奇, 郭兆来, 王越, 等. 滇东北铅锌矿区废弃地的自然演替特征研究[J]. 农业现代化研究, 2021, 42(4): 764-775. Yuan X Q, Guo Z L, Wang Y, et al. Study on natural succession characteristics of abandoned land in Pb-Zn mining area in northeast of Yunnan province[J]. Research of Agricultural Modernization, 2021, 42(4): 764-775. |
| [22] |
张佳文, 赵元艺, 骆检兰, 等. 滇东北镇雄硫磺矿区环境地质问题及其对策与意义[J]. 地球学报, 2019, 40(2): 329-338. Zhang J W, Zhao Y Y, Luo J L, et al. Environmental geological problems in Zhenxiong sulfur mining area of northeast Yunnan province and their countermeasures and significance[J]. Acta Geoscientia Sinica, 2019, 40(2): 329-338. |
| [23] | 云南省地质矿产局. 云南省区域地质志[M]. 北京: 地质出版社, 1990: 45-202. |
| [24] | DZ/T 0258-2014, 多目标区域地球化学调查规范(1: 250000)[S]. |
| [25] | DZ/T 0295-2016, 土地质量地球化学评价规范[S]. |
| [26] | DD 2005-03, 生态地球化学评价样品分析技术要求[S]. |
| [27] | Boim A G F, Melo L C A, Moreno F N, et al. Bioconcentration factors and the risk concentrations of potentially toxic elements in garden soils[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 170: 21-27. |
| [28] | Liu J, Zhang X H, Tran H, et al. Heavy metal contamination and risk assessment in water, paddy soil, and rice around an electroplating plant[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2011, 18(9): 1623-1632. DOI:10.1007/s11356-011-0523-3 |
| [29] |
周亚龙, 杨志斌, 王乔林, 等. 雄安新区农田土壤-农作物系统重金属潜在生态风险评估及其源解析[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 2003-2015. Zhou Y L, Yang Z B, Wang Q L, et al. Potential ecological risk assessment and source analysis of heavy metals in soil-crop system in Xiong'an New District[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 2003-2015. |
| [30] |
郭志娟, 周亚龙, 王乔林, 等. 雄安新区土壤重金属污染特征及健康风险[J]. 中国环境科学, 2021, 41(1): 431-441. Guo Z J, Zhou Y L, Wang Q L, et al. Characteristics of soil heavy metal pollution and health risk in Xiong'an New District[J]. China Environmental Science, 2021, 41(1): 431-441. |
| [31] |
王劲峰, 徐成东. 地理探测器: 原理与展望[J]. 地理学报, 2017, 72(1): 116-134. Wang J F, Xu C D. Geodetector: principle and prospective[J]. Acta Geographica Sinica, 2017, 72(1): 116-134. |
| [32] | 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990. |
| [33] | Chen H Y, Tian Y X, Cai Y X, et al. A 50-year systemic review of bioavailability application in soil environmental criteria and risk assessment[J]. Environmental Pollution, 2023, 335. DOI:10.1016/j.envpol.2023.122272 |
| [34] | Adamo P, Iavazzo P, Albanese S, et al. Bioavailability and soil-to-plant transfer factors as indicators of potentially toxic element contamination in agricultural soils[J]. Science of the Total Environment, 2014, 500-501: 11-22. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.08.085 |
| [35] |
刘意章, 肖唐付, 熊燕, 等. 西南高镉地质背景区农田土壤与农作物的重金属富集特征[J]. 环境科学, 2019, 40(6): 2877-2884. Liu Y Z, Xiao T F, Xiong Y, et al. Accumulation of heavy metals in agricultural soils and crops from an area with a high geochemical background of cadmium, Southwestern China[J]. Environmental Science, 2019, 40(6): 2877-2884. |
| [36] |
马宏宏, 彭敏, 刘飞, 等. 广西典型碳酸盐岩区农田土壤-作物系统重金属生物有效性及迁移富集特征[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 449-459. Ma H H, Peng M, Liu F, et al. Bioavailability, translocation, and accumulation characteristic of heavy metals in a soil-crop system from a typical carbonate rock area in Guangxi, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 449-459. |
| [37] |
崔邢涛, 王学求, 栾文楼. 河北中南部平原土壤重金属元素存在形态及生物有效性分析[J]. 中国地质, 2015, 42(2): 655-663. Cui X T, Wang X Q, Luan W L. An analysis of modes of occurrence and biological availability of the heavy metal elements in soil of the central and southern plain in Hebei[J]. Geology in China, 2015, 42(2): 655-663. |
| [38] |
谢邵文, 郭晓淞, 杨芬, 等. 广州市城市公园土壤重金属累积特征、形态分布及其生态风险[J]. 生态环境学报, 2022, 31(11): 2206-2215. Xie S W, Guo X S, Yang F, et al. Accumulation characteristics, geochemical fractions distribution and ecological risk of heavy metals in soils of urban parks in Guangzhou, China[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2022, 31(11): 2206-2215. |
| [39] |
孙厚云, 卫晓锋, 孙晓明, 等. 钒钛磁铁矿尾矿库复垦土地及周边土壤-玉米重金属迁移富集特征[J]. 环境科学, 2021, 42(3): 1166-1176. Sun H Y, Wei X F, Sun X M, et al. Bioaccumulation and translocation characteristics of heavy metals in a soil-maize system in reclaimed land and surrounding areas of typical vanadium-titanium magnetite tailings[J]. Environmental Science, 2021, 42(3): 1166-1176. |
| [40] |
魏晓莉, 张珊, 张玉龙, 等. 锌冶炼厂周边农田土壤团聚体Cd、Pb分布特征及污染评价[J]. 农业环境科学学报, 2023, 42(4): 820-832. Wei X L, Zhang S, Zhang Y L, et al. Cd and Pb distribution characteristics and risk assessment in agricultural soil aggregates surrounding a zinc smelter[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2023, 42(4): 820-832. |
| [41] |
周菲, 彭琴, 王敏, 等. 土壤-植物体系中硒生物有效性评价研究进展[J]. 科学通报, 2022, 67(6): 461-472. Zhou F, Peng Q, Wang M, et al. Advances in the evaluation of selenium bioavailability in soil-plant system[J]. Chinese Science Bulletin, 2022, 67(6): 461-472. |
| [42] | Sun C X, Rong Q L, Guo X, et al. Land-use types regulate Se: Cd ratios of natural seleniferous soil derived from different parent materials in subtropical hilly areas[J]. Forests, 2023, 14(3). DOI:10.3390/f14030656 |
| [43] | Yao B M, Wang S Q, Xie S T, et al. Optimal soil Eh, pH for simultaneous decrease of bioavailable Cd, As in co-contaminated paddy soil under water management strategies[J]. Science of the Total Environment, 2022, 806. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.151342 |
| [44] |
万亚男, 余垚, 齐田田, 等. 硒对植物吸收转运镉影响机制的研究进展[J]. 生物技术进展, 2017, 7(5): 473-479. Wan Y N, Yu Y, Qi T T, et al. Progress on influence mechanism of Selenium on Cadmium uptake and translocation in plants[J]. Current Biotechnology, 2017, 7(5): 473-479. |
| [45] | Feng R W, Wei C Y, Tu S X, et al. A dual role of Se on Cd toxicity: evidences from the uptake of Cd and some essential elements and the growth responses in paddy rice[J]. Biological Trace Element Research, 2013, 151(1): 113-121. DOI:10.1007/s12011-012-9532-4 |
| [46] |
曾宇斌, 郑淑华. 不同硒水平对大豆不同部位累积镉的影响[J]. 环境保护科学, 2017, 53(3): 116-119, 131. Zeng Y B, Zheng S H. Effects of different concentrations of Se on Cd accumulation in different parts of soybeans[J]. Environmental Protection Science, 2017, 53(3): 116-119, 131. |