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2. 江西省地质局第一地质大队, 江西 南昌 330200;
3. 江西省地质调查勘查院基础地质调查所, 江西 南昌 330200;
4. 中国人民解放军陆军工程大学, 江苏 南京 210007
2. The First Gcological Brigade of Jianggxi Geological Bureau, Nanchang 330200, Jiangxi, China;
3. Basic Geological Survey Institute of Jiangxi Geological Survey Institute, Nanchang, 330200, Jiangxi, China;
4. Army Engineering University of PLA, Nanjing 210007, Jiangsu, China
[Objective] Metal elements mainly enter the human body through the food chain, thus affecting health. Research on the geochemical characterization of heavy metal elements in the soil−rice system is significant for the scientific management of arable land, the guarantee of food security and the implementation of the strategy of a healthy China. [Methods] A total of 129 sets of rice seeds and root soil samples were systematically collected, analyzed by chemical analysis to obtain geochemical data such as As, Cd, Hg, Pb, Cr, pH, and soil Cd morphology, thus using the human health risk model to assess the health risk in the study area. [Results] (1) The average soil Cd content in the study area was 0.49 mg/kg, which was significantly higher than the n background value of Jiangxi surface soil. There were 80 soil samples Cd content higher than the risk screening value, accounting for 62%. There were 57 rice seeds with excessive Cd content, the rate of exceeding the standard was 44%. (2) The results of the pollution evaluation of soil Cd and safety evaluation of rice seeds Cd in the study area were poorly correlated. Soil pH was the major influencing factor, with soil alkalinity increasing, soil Cd content increased by 2.3 times, but rice seeds Cd content decreased by 4.5 times. (3) The three fugitive forms of water−soluble, exchangeable and residual Cd in the soil had a significant effect on the Cd content of rice seeds, and the bio−efficacy of Cd was enhanced in a strongly acidic soil environment. (4) Children in the study area have greater health risks than adults, with non−carcinogenic and carcinogenic risk factors dominated by the heavy metal Cd. [Conclusions] The correlation between soil Cd and rice seeds Cd content in the study area is relatively poor, and there are some limitations of misjudgment and omission according to the current norms; the health risk evaluation results revealed that there is a human health risk caused by rice Cd intake in the study area.
土壤是重要的自然资源之一，随着农业的现代化发展，中国农田土壤重金属污染问题日益突出。重金属Cd一直是中国农业用地的主要污染物之一，特别是中国南方地区，耕地土壤Cd污染尤为严重，对中国的食品安全和公众健康构成严重威胁。据统计，中国约有2.786×105 hm2农田受到严重的Cd污染，每年生产的Cd超标农产品约7.3×108 t（Liu et al., 2015; Wang et al., 2019）。与其他几种重金属元素相比，重金属Cd更容易被植物从土壤中吸收，迁移转化速率高（Cao et al., 2010; Tang et al., 2019）。水稻是中国的主要粮食作物，产量居世界第二位，在居民粮食消费结构中占有举足轻重的地位。已有研究证明，水稻对重金属Cd的富集能力较强，极易造成稻米中Cd含量超标（陈岭啸等, 2011; Deng et al., 2019; 陶春军等, 2023）。通过食物摄入是大多数人群接触重金属Cd的主要途径（Yu et al., 2017; 刘冰等, 2021）。当人体摄入过量Cd会造成贫血、肝损害、肺水肿、骨痛病、肾功能紊乱等疾病发生，甚至诱发癌症（Zhang et al., 2016）。因此，在提高水稻产量的同时，保障水稻的安全性及其品质显得尤为重要。近年来，土壤−水稻系统中Cd等重金属的污染及对人体健康风险受到了国内外学者的广泛关注（郑雄伟等, 2016; Mao et al., 2019; 刘同等, 2022; 杨琼等, 2022）。
中国现行的《土壤环境质量标准》（GB 15618—2018）是判断耕地土壤是否能够作为安全生产的重要依据，但该标准在部分地区往往存在一定的局限性。已有学者研究发现，在Cd地质高背景地区土壤Cd含量较高，但并未有大面积的水稻超标（Wen et al., 2020; 杨琼等, 2021），在土壤Cd含量较低的地区，也存在水稻Cd超标的现象（刘才泽等; 2022）。因此，重金属Cd的生物有效性研究至关重要。土壤−水稻这一复杂系统中水稻Cd生物受土壤元素含量、形态、pH、有机质含量、Eh等诸多因素的综合影响，Cd在土壤中各形态之间随着环境条件变化而相互转化（Zong et al., 2016; 喻华等, 2017; 刘道荣和周漪, 2020）。盲目地使用国家标准进行耕地分类管理，势必会造成土地资源的浪费，也无法起到保障粮食安全的作用。人体健康风险评估是一种识别健康风险的有效工具。1998年由美国环保署（US EPA）正式颁布《生态风险评价指南》，建立了以风险度作为评价指标，将环境污染因子与人体健康有机结合起来，从人体对污染物的摄入，定量地评价有害污染物对人体健康危害的概率的方法。目前，该方法被广泛应用于评价重金属元素对人体健康风险（Zheng et al., 2007; 宗庆霞等, 2017；Mao et al., 2019; 王昌宇等, 2021）。
本文以赣西地区土壤和水稻籽实为研究对象，依据中国地质调查局1:50000土地质量地球化学调查获取的水稻籽实和根系土重金属元素数据，研究赣西地区土壤−水稻系统中重金属镉元素地球化学特征及其影响因素，评价重金属元素对人体的健康风险。
2 材料与方法 2.1 研究区概况研究区地处江西省西部，位于萍乡市芦溪县、上栗县，常驻人口约83.49万，其中，芦溪县31.13万，上栗县52.36万。研究区地貌主要以丘陵为主，山地、丘陵和盆地错综分布，武功山脉绵亘于芦溪县南部。地势整体呈现南北高，中部低的分布特征。气候属典型亚热带湿润季风气候，四季分明，年平均气温是17 ℃，年均降水量1600 mm左右，无霜期240~270 d。研究区纵跨扬子板块及华夏板块，分属钦杭结合带及华南造山带。区内地层发育齐全，地质构造复杂，岩浆活动强烈。境内地层除寒武系、奥陶系、志留系、古近系—新近系外，其余从早古生界至新生界均有出露。区内岩浆活动剧烈，花岗岩岩体出露面积较大，主要为早志留世付坊序列、早志留世万洋山序列和晚侏罗世西华山序列，其岩性分别为片麻状中细粒斑状（含斑）黑云二长花、中粒斑状黑云母二长花岗岩和中细粒含斑黑云母二长花岗岩。研究区内土壤类型以红壤为主，其次为水稻土、黄红壤。其中红壤面积最大，水稻土次之，主要分布在平原及沟谷中。土地利用类型主要分为水田、旱地、乔木林地、灌木林地、其他林地、草地、建筑用地等，其中水田种植面积为283.53 km2，芦溪县和上栗县分别为134.87 km2和150 km2。境内矿产资源丰富，以煤和瓷土为主（图1）。
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图 1 研究区采样点位分布图 Fig. 1 Distribution of sampling locations in the study area |
依据中国地质调查局行业技术标准《土地质量地球化学评价规范》（DZ/T 0295—2016），在水稻成熟期采集水稻籽实及相同点位根系土。采用手持GPS定位，样品采集时避开明显的污染区域。以1~2 m2为一个采样单元采集水稻稻穗，每件样品由3~5个子样本混合采集300 g水稻籽实。将水稻稻穗剪下放进干净网兜，用自来水仔细冲洗水稻籽实，然后用去离子水清洗，随后在60°C以下干燥至恒重。然后进行脱粒，去除表壳和杂物，再使用玛瑙研钵磨磨成细碎的粉末（<0.25 mm），混合均匀后以供进一步化学分析。
将采集水稻籽实的植株连根拔起后，取水稻植株根系土壤，取样深度为0~20 cm，3~5子样点混合成一件。土壤样品剔除根系、碎片和石头后，在阴凉处彻底风干。使用木棍压碎样品，直至全部通过2 mm（10目）孔径筛。过筛后土壤样品保留300 g送至实验室用于分析测试。
2.3 样品分析方法样品分析测试单位为自然资源部南昌矿产资源监督检测中心。土壤pH值采用离子选择性电极法（SE）测定。Cd、Cr采用电感耦合等离子质谱法（ICP−MS）测试，Hg、As采用原子荧光光谱法（AFS）测试。土壤Cd形态分析采用分步提取法，分别用水、氯化镁溶液、醋酸钠溶液、焦磷酸钠溶液、盐酸羟胺−盐酸溶液、过氧化氢−硝酸溶液，提取水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐殖酸结合态、铁锰氧化态、强有机结合态、残渣态，采用电感耦合等离子质谱法（ICP−MS）测定Cd各个形态含量。水稻籽实脱壳磨碎后，经微波消解，Cd、Cr、Pb采用电感耦合等离子质谱法（ICP−MS）测试，Hg、As采用原子荧光光谱法（AFS）测试。本次土壤样品、水稻籽实样品分析测试采用国家标准物质和内外重复样品验证分析的准确性和精密度，分析测试方法、检出限、样品分析准确度水平均符合《生态地球化学评价样品分析方法和技术要求》（DD 2005—03）和《土地质量地球化学评价规范》（DZ/T 0295—2016）的质量要求。
2.4 健康风险评价方法本文以美国环境保护署提出的健康风险评价模型（US EPA, 1989, 1996, 2002）为基础，结合研究区水稻和根系土调查实测数据，综合当地居民重金属元素日均摄入量，评估研究区耕地土壤−水稻籽实系统中重金属对人体的健康风险。因研究区内居民主食主要为稻米，因此本文食物暴露途径主要考虑水稻的摄入，探讨研究区的致癌风险及非致癌风险。当地居民通过摄入水稻接触重金属元素日摄入量CDI（mg/kg⋅d）通过公式（1）计算：其中C是水稻籽实中的重金属浓度（mg/kg），IR是水稻籽实的日摄入量（kg/d），EF是曝光频率（d/y），ED是曝露时间（y），BW是暴露个人的体重（kg），AT为平均作用时间（d）。在本研究中，AT=ED⋅365 d，成年人平均寿命ED为72 y，平均体重BW成人是61.75 kg，儿童是32.75 kg。IR成人每天摄入0.328 mg/d，儿童为0.198 mg/day（Mao et al., 2019; 周墨等, 2021）。
| $ \mathrm{C}\mathrm{D}\mathrm{I}=\frac{{C}_{i}\times \mathrm{I}\mathrm{R}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}}{\mathrm{B}\mathrm{W}\times \mathrm{A}\mathrm{T}} $ | (1) |
| $ \mathrm{H}{\mathrm{Q}}_{i}=\frac{{\mathrm{C}\mathrm{D}\mathrm{I}}_{i}}{{\mathrm{R}\mathrm{f}\mathrm{D}}_{i}} $ | (2) |
| $ \mathrm{H}\mathrm{I}=\sum _{i=1}^{n}{\mathrm{H}\mathrm{Q}}_{i} $ | (3) |
HQi表示某种重金属元素的非致癌风险，HI表示综合非致癌风险，通过公式（2）和（3）计算。其中RfDi为特定金属的参考剂量，Cd为0.001 mg/kg⋅d、Cr为0.003 mg/kg⋅d、Hg为0.0003 mg/kg⋅d、Pb为0.004 mg/kg⋅d（US EPA, 2011）。如果HI>1，认为可能会对人造成健康影响，存在得慢性疾病的风险。如果HI<1，可认为产生的人体健康风险较小或可忽略不计。
| $ {\mathrm{R}\mathrm{i}\mathrm{s}\mathrm{k}}_{i}=\mathrm{A}\mathrm{D}\mathrm{I}\times {\mathrm{S}\mathrm{F}}_{i} $ | (4) |
| $ {\mathrm{R}\mathrm{i}\mathrm{s}\mathrm{k}}_{\mathrm{t}\mathrm{o}\mathrm{t}\mathrm{a}\mathrm{l}}=\sum _{i=1}^{n}{\mathrm{R}\mathrm{i}\mathrm{s}\mathrm{k}}_{i} $ | (5) |
致癌风险与癌症斜率因子（SF）(kg·d/mg)相关。单个重金属的致癌风险（
本文相关图件采用ArcGIS 10.8、CorelDRAW 2021和Origin 2021软件绘制完成，数据结果采用Microsoft Office Excel 2013软件和SPSS 22软件进行统计分析。
3 结果与讨论 3.1 土壤和水稻中重金属的含量特征研究区土壤偏酸性，土壤pH平均值为5.88，中位数为5.80，变化范围介于4.73~7.75，变异系数为12%。除As元素，土壤中Cd、Cr、Hg、Pb这4种重金属元素的平均含量均高于江西表层土壤地球化学参数（0~20 cm），其中土壤Cd平均含量为0.49 mg/kg，是江西表层土壤地球化学参数的2.39倍（表1）。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中规定的风险筛选值和风险管制值对研究区土壤中重金属进行评价。结果显示，研究区无超过污染风险管制值的样品。Cr、Hg、Pb、As污染风险较低，仅3件样品Hg含量高于风险筛选值。但土壤Cd存在一定的污染风险，有80件土壤Cd元素含量高于风险筛选值，占总样本数量的62%。
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表 1 土壤中重金属元素含量统计（mg/kg，N=129） Table 1 Statistics of heavy metal elements in soil（mg/kg, N=129） |
研究区水稻籽实重金属含量统计结果（表1）显示：水稻籽实中Cd元素的含量最高，平均含量为0.24 mg/kg，含量范围介于0.01~0.91 mg/kg。Cr、Hg、Pb和As平均含量依次为0.23 mg/kg、0.004 mg/kg、0.09 mg/kg和0.07 mg/kg，无论哪种重金属元素，均表现出高变异的特征，变异系数均高于50%。本研究依据《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2022）对水稻籽实重金属含量进行评价。129件水稻籽实Cd、Pb和As的超标件数分别为57件、4件和2件。水稻籽实中Cd的超标最高，超标率为44 %，说明研究区由Cd元素引起的水稻粮食安全问题最为严重。已有研究表明水稻对Cd具有较强的富集能力，中国南方其他地区也发现水稻高Cd的现象（Wen et al., 2020; 杨琼等, 2021; 刘才泽等, 2022）。水稻作为研究区最主要的粮食作物，存在一定因水稻Cd含量超标而引起的健康风险问题。
3.2 土壤-水稻籽实重金属Cd元素的对应关系进一步研究发现，研究区土壤Cd的污染评价结果与农作物Cd的安全评价结果存在一定的差异，其对应性较差。由表2可知，本研究有41件土壤Cd含量低于筛选值，88件土壤Cd含量是高于筛选值，低于管制值。共57件水稻籽实Cd含量超标，其中14件对应的土壤Cd含量低于风险筛选值，43件对应的土壤Cd含量高于风险筛选值但低于管制值。一般认为当土壤Cd含量低于风险筛选值时是清洁的土壤，但研究区土壤Cd低于筛选值时水稻籽实Cd的超标率也达到34.15%，同时当土壤Cd含量高于筛选值，低于管制值时，有53.41%的水稻籽实Cd含量是符合《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2022）规定的界限值。在中国洞庭湖区、川东北区、辽河流域也发现土壤Cd含量与水稻Cd含量对应不一致的现象（余涛等, 2008; 成杭新等, 2012; 刘才泽等, 2022）。说明仅依照规范评价，存在一定的误判漏判现象，无法准确达到保护粮食安全生产和保障人体健康，在指导水稻安全种植工作中具有一定的局限性。
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表 2 土壤与对应水稻籽实Cd超标率统计 Table 2 Statistics of cadmium content exceeding standard in soil and rice seeds |
由于研究区水稻籽实Cd超标问题较为严重，本文主要对Cd进行深入讨论。通过土壤Cd含量、pH值与水稻籽实Cd含量对应关系图（图2）可以明显看出，水稻籽实Cd高含量样点集中分布于土壤pH值较低的酸性土壤中。进一步统计研究区不同土壤pH值区间、土壤Cd和水稻籽实Cd含量与超标率发现（图3），随着土壤pH值增加，土壤Cd含量与水稻籽实Cd含量的变化趋势相反，土壤Cd含量随pH值增加而增加，而水稻籽实Cd含量随着土壤酸性减弱逐渐降低。当土壤pH值低于5.50时，土壤Cd平均含量为0.383 mg/kg，水稻籽实Cd平均含量为0.298 mg/kg，土壤pH值介于5.50~6.50时，土壤Cd平均含量增加至0.509 mg/kg，水稻籽实Cd平均含量轻微降低，为0.267 mg/kg。土壤pH值介于6.50~7.50时，土壤Cd平均含量增加至0.600 mg/kg，水稻籽实中Cd平均含量显著降低，为0.056 mg/kg。pH值大于7.5时，土壤中平均含量高达0.868 mg/kg，水稻籽实含量仅为0.066 mg/kg。随着土壤pH值不断增加，土壤Cd的平均含量增加了2.26倍，但水稻籽实中Cd的含量降低了4.5倍。水稻籽实的超标率由58.7%降低至0，与水稻超标率变化相比，土壤Cd高于筛选值比例下降并不显著，在土壤pH值大于7.50时还出现一定的上升。
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图 2 土壤pH、Cd含量与水稻籽实Cd含量关系图 Fig. 2 Relationship between soil pH, Cd content and Cd content in rice seeds |
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图 3 研究区土壤和水稻籽实中Cd含量分布 Fig. 3 Distribution of Cd content in soil and rice seeds in the study area |
土壤Cd元素赋存形态与其生物有效性密切相关，当土壤理化性质发生变化时，各形态间能相互转化，不同的形态分布决定了Cd的活动性和生物有效性（韩春梅等, 2005; Deng et al., 2019; 刘道荣和周漪, 2020）。采用连续提取法，对根系土壤样品中Cd及水溶态（F1）、离子交换态（F2）、碳酸盐结合态（F3）、腐殖酸结合态（F4）、铁锰氧化物结合态（F5）、强有机结合态（F6）和残渣态（F7）7种不同形态Cd的含量进行测定。结果表明：残渣态是研究区土壤Cd最主要存在形式，占比35.54%。其他形态占比由多致少依次为腐殖酸结合态（16.92%）>碳酸盐结合态（14.91%）>离子交换态（13.53%）>铁锰氧化物结合态（13.26%）>强有机质结合态（5.43）>水溶态（0.4%）。按土壤酸碱度分别统计了强酸性（pH≤5.5）、酸性（5.5<pH≤6.5）、中性（6.5<pH≤7.5）、碱性（pH>7.5）土壤中Cd元素形态的变化。结果显示在强酸条件下，水溶态Cd的占比最高，但总体上水溶态Cd占比相对较低，均小于1%。离子交换态Cd在强酸性土壤中占比最高，为17.38%，随着土壤碱性增强，离子交换态Cd的占比逐渐降低。碳酸盐结合态Cd变化相对较为复杂，对土壤环境条件特别是pH值最敏感，当土壤pH值下降时其易重新释放出来而进入环境中，相反，pH值升高有利于碳酸盐的生成。研究区土壤碳酸盐结合态Cd随着土壤碱性增强，比例逐渐降低，但当pH>7.5时，碳酸盐结合态占比明显增加，占比为18.47%。腐殖酸结合态Cd与碳酸盐结合态Cd变化趋势基本一致。铁锰结合态Cd在中性环境中占比最高，强有机结合态在酸性环境中占比最高。残渣态Cd随着碱性增强而增加，当pH>7.5时其占比出现一定的下降（图4）。
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图 4 土壤中不同形态Cd的分布特征 Fig. 4 Distribution of various forms of cadmium in soil |
水溶态Cd、离子交换态Cd和碳酸盐结合态Cd一般被认为是容易被植物吸收利用的形态，腐殖酸结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd和强有机结合态Cd一般情况难以被植物所吸收利用，残渣态Cd是指能够稳定存在于土壤环境中，基本不受土壤环境变化的影响，残渣态Cd不会进入植物体中，被生物吸收利用（钟晓兰等, 2009; Wen et al., 2020; 刘道荣和周漪, 2020）。通过相关性分析（表3），研究区水稻籽实Cd含量与水溶态Cd（F1）、离子交换态Cd（F2）呈极显著正相关关系，相关系数分别为0.440和0.304，与残渣态Cd（F7）呈极显著负相关关系，相关系数为−0.356，与其他形态Cd相关性不显著。水稻籽实Cd与土壤pH值呈显著负相关关系，相关系数为−0.468。总体而言，土壤中Cd的水溶态、离子交换态和残渣态三种赋存形态对水稻籽实Cd含量具有显著影响。随着土壤pH值增加，研究区土壤Cd离子交换态和水溶态的占比降低，残渣态占比增加，说明在强酸性土壤环境中，Cd生物有效性增强。
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表 3 水稻籽实Cd含量与土壤pH值、土壤Cd形态的相关性 Table 3 Correlation of Cd content in rice seeds with soil pH and Cd forms in soil |
健康风险评价的目标为人体，通过评价科学评估人体出现疾病、伤残等造成健康损害的可能性，相较于其他评价方法，人体健康风险评价更适用于与人类活动密切的农田生态系统。土壤重金属虽然可以通过皮肤和呼吸等暴露方式进入人体，但是其摄入的量远低于经食物摄入的量，最常见的暴露途径为土壤—农作物—人体。由于当地居民主要以水稻为主要食物，因此本文食物暴露途径主要考虑水稻籽实的摄入。根据研究区水稻籽实及其根系土数据和相关参数，评估研究区耕地土壤−水稻籽实系统中重金属元素对人体的健康风险，在重金属元素日均摄入量分析的基础上，进一步探讨研究区的致癌风险及非致癌风险。
研究区非致癌风险评价结果显示儿童的风险性要高于成人，不同重金属元素非致癌风险（HQ）平均值依次为Cd>Pb>Hg>As>Cr，仅Cd的非致癌风险指数超过1，儿童高于成人，儿童和成人的非致癌风险指数分别为1.453和1.276。儿童和成人总非致癌风险（HI）平均值分别为2.577和1.458。从非致癌风险指数平均值组成上看，Cd的贡献占到87.53%，说明研究区存在通过食用水稻籽实引起慢性病的风险，Cd是影响研究区非致癌风险的最主要因子。由于目前只有As、Cd、Cr和Pb的致癌风险值，因此本次只计算这4种元素的致癌风险。通常认为，致癌风险指数>10−4时，可能存在一定的致癌风险；介于10−6~10−4时，存在一定的致癌风险，但在可接受的范围内；当致癌风险指数<10−6时，没有致癌风险。由表4可知，研究区总致癌风险指数（Risktotal）成人低于儿童，成人和儿童的平均值分别为1.97×10−2和2.24×10−2。4种重金属元素的成人的致癌风险指数平均值由大到小为Cd（1.91×10−2）>As（7.43×10−4）>Cr（5.61×10−4）>Pb（3.60×10−6）。儿童的致癌风险指数平均值由大到小为Cd（2.18×10−2）>As（8.46×10−4）>Cr（6.38×10−4）>Pb（4.09×10−6）。研究区存在一定的致癌风险，其中Cd也是最主要的风险因子。
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表 4 非致癌风险和致癌健康风险指数 Table 4 Non-carcinogenic risk and carcinogenic health risk index |
（1）研究区土壤Cd平均含量为0.49 mg/kg，显著高于江西省表层土壤背景值。有80件土壤Cd含量高于风险筛选值，占总样本的62%，57件水稻籽实Cd超标，超标率为44%。
（2）研究区土壤Cd的污染评价结果与水稻籽实Cd的安全评价结果应性较差。依照现有规范评价，存在一定的误判漏判现象，无法准确达到保护粮食安全生产和保障人体健康的标准，在指导水稻安全种植工作中具有一定的局限性。土壤pH值是主要的影响因素，随着土壤碱性增强，土壤中Cd含量增加了2.3倍，水稻籽实Cd含量降低了4.5倍。
（3）研究区土壤中各形态Cd的含量特征表现为：残渣态（35.54%）>腐殖酸结合态（16.92%）>碳酸盐结合态（14.91%）>离子交换态（13.53%）>铁锰氧化物结合态（13.26%）>强有机质结合态（5.43）>水溶态（0.4%）。相关性分析结果显示，土壤中水溶态Cd、离子交换态Cd和残渣态Cd三种赋存形态对水稻籽实Cd含量具显著的影响。在强酸性土壤环境中，Cd生物有效性增强。
（4）人体健康风险评价结果显示儿童的风险大于成人，非致癌风险和致癌风险因子主要为Cd。Cd不仅是超标元素而且对生态和人体健康具有较高的健康风险，应进一步加强研究区内重金属Cd的调查和研究工作，保障粮食安全。
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