2021, Vol. 42
2. 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400715
2. Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment, Chongqing 400715, China
砷(As)和镉(Cd)是环境中生物毒性和迁移性较强的两种元素, 被国际癌症研究机构定为Ⅰ类致癌物[1].土壤中过量的砷镉被植物吸收, 会通过食物链的传递作用对人体健康构成严重危害[2].水稻是我国的第一大粮食作物, 也是一种砷镉富集能力较强的作物, 对砷镉复合污染稻田的修复和安全利用十分必要[3].
我国常用的农田重金属污染修复技术主要包括物理技术、化学技术、植物技术和农艺修复技术等方面[4, 5].通过添加改良剂原位固定污染土壤中的重金属被认为是一种成本低、效率高、操作简便和稳定性好的污染土壤修复措施[6].改良剂种类多样, 其中, 有机物料因其来源广泛、富含有机质及作物所需营养元素, 兼具改良土壤、提高土壤肥力和调控重金属活性等多种效用而受到广泛关注.有研究表明, 有机物料不仅可通过改变土壤pH值和有机质等理化性质改变重金属的沉淀-溶解平衡, 从而影响重金属的有效性[7, 8]; 还可通过影响水稻根表铁锰膜的形成, 而影响水稻对砷镉的吸收利用[9].水稻根表铁锰膜对介质中重金属有极强的富集能力, 在水稻重金属的吸收转运过程中起重要作用[10].有研究表明, 铁锰膜既可以促进也可抑制水稻根系对重金属的吸收, 其作用效果取决于铁锰膜的厚度[11].因此, 在施用有机物料时, 有必要弄清楚有机物料对水稻根表铁锰膜的形成及其对水稻吸收砷镉的影响.
目前, 关于有机物料对土壤As/Cd有效性及植物As/Cd吸收影响的研究存在抑制和促进两种不同的结果.如胡雪芳等[12]的研究认为添加有机物料降低了土壤Cd的有效性及植物对Cd的吸收, Khan等[13]的研究却表明有机物料能活化土壤Cd, 促进植物对Cd的吸收.Yin等[14]的研究指出施用有机物料提高了土壤pH值, 增加了土壤胶体表面的负电荷量, 可促进As解吸, Wang等[15]的研究则认为, 施用有机物料可提高土壤有机质含量, 而有机质可通过作为粘合剂及形成不溶性络合物来固定As.因此关于有机物料对土壤As/Cd有效性及水稻As/Cd吸收的影响有待进一步研究.本文通过盆栽试验, 研究了油菜秸秆、蚕豆秸秆、泥炭、猪粪堆肥和生物炭这5种有机物料对石灰岩黄壤区复合污染稻田As/Cd有效性、水稻根表铁锰膜的形成及其水稻As/Cd吸收转运的影响, 以期为该区域砷镉复合污染稻田的修复治理与安全利用提供参考.
1 材料与方法 1.1 供试材料试验土壤: 采自贵州省贵阳市开阳县某砷镉复合污染土壤稻田0~20 cm表层土壤, 该土壤为石灰岩黄壤性水稻土.土壤样品经风干, 去除杂物后混匀磨碎, 过2 mm尼龙筛备用.土壤的基本性质为：pH值6.68, 有机质含量51.84 g·kg-1, 总镉含量0.96 mg·kg-1, 总砷含量52.88 mg·kg-1, 其砷镉含量超过了《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)[16]的风险筛选值.
供试有机物料：油菜秸秆(RS)、蚕豆秸秆(BS)、泥炭(PT)、生物炭(BC)和猪粪堆肥(PM).油菜秸秆、泥炭和猪粪堆肥均由本实验室提供; 生物炭购自江苏华丰农业生物工程有限公司, 该生物炭采用干法和湿法相结合的方法制备, 原料为水稻秸秆和稻壳混合物, 制备温度为600℃, 时间为20 s; 蚕豆秸秆取自重庆某农村.有机物料经粉碎机粉碎过1.0 mm筛备用.供试有机物料基本理化性质见表 1.
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表 1 供试有机物料基本理化性质 Table 1 Basic physiochemical properties of tested materials |
水稻：品种为丰优210(Oryza sativa L.var.Fengyou210).
1.2 试验设计采用盆栽试验研究不同有机物料对水稻砷镉吸收及转运的影响.本试验于2019年4~9月在西南大学温室进行, 水稻生长期间, 通过温室大棚恒温调节装置, 保证温室温度与当地温度条件一致, 光照条件为自然光照.试验用盆为上口直径25 cm, 下口直径21.5 cm, 高24 cm的塑料桶, 每盆装土4 kg.共设计6个处理, 分别为对照CK(不施加有机物料)、油菜秸秆、蚕豆秸秆、泥炭、猪粪堆肥和生物炭处理, 每处理3次重复.根据本实验室前期研究结果, 以等有机碳量添加有机物料, 有机碳添加为5 g·kg-1[17, 18], 5种有机物料的添加量分别为12.88、12.97、10.19、24.32和13.95 g·kg-1.基肥为尿素(以N计)、磷酸二氢钾(P2O5)和氯化钾(K2O), 施用量分别为0.15、0.10和0.10 g·kg-1.将有机物料、肥料与土壤充分混匀后装入桶中, 淹水1周后移栽水稻, 每盆1株, 全生育期保持3~5 cm的相同水深, 每周随机更换盆钵位置.
1.3 样品采集2019年9月23日收获, 将整个植株从盆钵中取出, 用自来水和去离子水洗净后, 将根系和地上部分开, 取部分新鲜的根部测定根表铁锰氧化膜铁锰砷镉含量, 其余水稻植株于70℃烘干, 分成根、茎叶和稻谷, 测定各部分生物量, 稻谷脱壳分成壳和糙米, 粉碎备用.采集土壤样品, 一部分保存鲜土用于土壤有效态含量的测定, 另一部分样品风干后, 过1 mm和0.25 mm筛分别用于土壤pH值和有机质含量测定.
1.4 测定方法供试土壤和有机物料的pH、全氮、全磷、全钾和有机质的测定按照土壤农化分析常规方法进行[19].
土壤有效Cd用0.01 mol·L-1 CaCl2浸提-石墨炉原子吸收分光光度法测定[20], 有效Fe和有效Mn用DTPA浸提-火焰原子吸收分光光度计测定, 有效As用0.5 mol·L-1 NaHCO3[21]浸提-原子荧光分光光度法测定.
水稻根表铁膜用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-碳酸氢钠(DCB)法进行提取[22], 水稻全Cd含量用HNO3-HClO4消解-石墨炉原子吸收分光光度法, 全As含量用反王水消解-原子荧光分光光度法测定.
分析过程中采用空白试验、平行样和标准物质[土壤样品GBW07387、植物样品GBW(E)100353]进行质量控制.土壤样品Cd元素和As元素的回收率分别为105%和103%; 植物样品Cd元素和As元素的回收率分别为102%和105%.
1.5 数据处理方法采用Excel 2007软件进行数据计算, SPSS 19.0软件进行方差分析和相关性分析, 用Duncan法进行多重比较法, 显著水平设为0.05, 采用Origin 8.5软件进行作图.
2 结果与分析 2.1 有机物料对土壤理化性质的影响 2.1.1 对土壤pH和有机质的影响土壤pH值是影响土壤重金属有效性及迁移性重要因素之一.不同处理土壤pH值如图 1(a)所示.水稻收获后土壤pH值在6.83~7.51之间, 不同处理土壤pH值高低顺序为BC＞PM＞BS＞PT＞CK＞RS.与CK相比, 除油菜秸秆处理pH略有降低外, 其他物料使水稻土pH值提高0.37~0.68个单位, 达显著水平, 以生物炭处理提高幅度最大, 泥炭处理提高幅度最小.有研究表明, 有机物料可以通过分解产生有机酸和CO2等过程产生质子, 降低土壤pH, 也可通过分解产生有机还原物质等过程消耗质子, 提高土壤pH, 最终影响结果取决于各过程的相对强度[17].本研究中, 除油菜秸秆外, 有机物料使土壤pH值提高, 说明有机物料分解过程中质子消耗过程强于质子产生过程.此外, 相关分析结果显示, 土壤pH值与有机物料pH值呈显著极正相关关系(r=0.737**, r(0.01, 13)=0.641), 说明有机物料的酸碱度是土壤pH值的主要因素.
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不同小写字母表示不同处理间差异显著(P < 0.05), 下同 图 1 有机物料对土壤pH值和有机质含量的影响 Fig. 1 Effects of different organic materials on soil pH and organic matter contents |
有机质是反映土壤肥力的重要指标, 也是影响土壤重金属迁移转化的重要因素之一[23].从图 1(b)看出, 各处理土壤有机质含量达50.48~59.60 g·kg-1, 不同处理土壤有机质含量高低为：PT＞PM＞RS＞BC＞BS＞CK.与CK相比, 有机物料使土壤有机质含量提高4.89%~19.07%, 达显著水平.提高幅度以泥炭处理最大, 蚕豆秸秆处理最小, 有机物料处理间土壤有机质含量存在显著差异, 相关分析结果表明, 土壤有机质含量与有机物料活性有机碳含量占物料总含碳量之比呈极显著负相关关系(r=-0.750**, r(0.01, 13)=0.641), 说明在等碳量加入条件下, 有机物料对土壤有机质含量的影响与其活性有机碳数量的不同有关, 由于有机物料的组分和活性有机碳数量的差异, 其在土壤中分解程度不同, 对土壤有机质含量的影响也不一样.
2.1.2 对土壤有效Fe和有效Mn的影响各处理土壤有效Fe和有效Mn含量分别在0.28~0.47 g·kg-1和27.33~52.32 mg·kg-1之间(图 2).与CK相比, 有机物料使土壤有效Fe和有效Mn含量分别降低4.19%~40.16%和3.66%~47.76%.降幅以生物炭处理最大, 油菜秸秆处理最小.相关分析可知, 土壤有效Fe和有效Mn含量均与土壤pH值呈极显著负相关关系(rFe=-0.721**, rMn=-0.792**, r(0.01, 16)=0.590), 说明有机物料使土壤有效Fe和有效Mn含量降低, 与其提高了土壤pH值有关.
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图 2 不同处理下土壤有效Fe含量和有效Mn含量 Fig. 2 Contents of available Fe and available Mn in the soil under different treatments |
由图 3(a)可知, 各处理土壤有效Cd含量在0.02~0.12 mg·kg-1之间, 仅占其总量的1.68%~14.36%, 与其它土壤相比, 本研究所用的土壤有效Cd含量占总量的比例较低[24, 25].不同处理土壤有效Cd含量为：CK>RS>PT>BS>PM>BC, 与对照相比, 有机物料使土壤有效Cd含量降低34.77%~82.69%, 均达显著水平, 降低幅度以生物炭最大, 猪粪堆肥其次, 油菜秸秆最小.
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图 3 不同处理下土壤有效Cd含量和有效As含量 Fig. 3 Contents of available Cd and available As in the soil under different treatments |
与有效Cd含量的变化不同, 相比CK, 猪粪堆肥和生物炭处理土壤有效As含量分别提高14.73%和73.43%, 油菜秸秆和泥炭处理分别降低21.43%和40.16%, 蚕豆秸秆处理变化不明显.表明有机物料对土壤有效Cd和有效As含量的影响不同, 即由于砷与镉的物理化学性质不同, 对有机物料的反应也不一样.
2.2 有机物料对水稻根表铁锰膜Fe、Mn、Cd和As含量的影响水稻根系表面形成的铁锰膜中Fe和Mn含量分别为4.34~8.96 g·kg-1和0.07~0.12 g·kg-1[图 4(a)和4(b)].表明水稻根表铁锰胶膜以铁氧化物胶膜为主, 锰氧化物胶膜相对较少.有机物料在一定程度上促进了水稻根表铁锰膜形成.与CK相比, 铁膜Fe和铁膜Mn含量分别提高20.65%~106.38%和24.38%~77.26%, 提高幅度同样以生物炭处理最大, 猪粪堆肥其次, 油菜秸秆最小.
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图 4 不同处理水稻铁锰膜Fe、Mn、Cd和As含量 Fig. 4 Fe, Mn, Cd, and As contents in the Fe plaque under different treatments |
不同处理水稻根表铁锰膜中Cd、As含量如图[4(c)和4(d)]所示.铁锰膜中Cd和As含量高低为BC>PM>BS>PT>RS>CK.相比CK, 有机物料使铁锰膜的Cd和As含量分别提高17.73%~151.03%和28.49%~94.86%, 表明有机物料促进了水稻根表铁锰膜的形成并增强了根表铁锰膜对Cd和As的固定.
2.3 有机物料对水稻生物量的影响从表 2看出, 相比CK, 有机物料使水稻根干重提高85.08%~99.64%, 不同有机物料处理之间无显著差异; 水稻茎干重提高42.23%~120.96%, 提高幅度以生物炭处理最大, 泥炭处理最小; 叶干重提高43.11%~112.85%, 提高幅度以猪粪堆肥处理最大, 蚕豆秸秆处理最小; 籽粒干重提高10.83%~97.98%, 提高幅度以生物炭处理最大, 油菜秸秆处理最小.表明有机物料可显著提高水稻各部位生物量, 这是因为有机物料增加了土壤有机质、氮、磷和钾等养分因子的含量, 提高土壤肥力, 促进水稻的生长, 导致水稻生物量增加[25].
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表 2 水稻成熟期生物量1)/g·pot-1 Table 2 Biomass of rice at harvest stage/g·pot-1 |
2.4 有机物料对水稻各部位Cd/As含量的影响
成熟期水稻各部位Cd含量如表 3所示.与CK相比, 水稻各部位Cd含量均显著降低, 水稻根、茎、叶和糙米的Cd含量降低幅度分别为4.38%~21.67%、18.80%~57.83%、26.37%~67.15%和15.87%~79.45%.糙米Cd含量在0.019~0.092 mg·kg-1之间, 水稻糙米Cd含量顺序为：CK＞RS＞BS＞PT＞PM＞BC, 所有处理糙米Cd含量均低于国家《食品安全国家标准食品中污染物限量》中的规定值(0.2 mg·kg-1, GB 2762-2017)[26].
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表 3 不同处理水稻各部位Cd和As含量/mg·kg-1 Table 3 Cd and As contents in different parts of the rice under different treatments/mg·kg-1 |
不同部位As含量为根＞茎＞叶＞糙米.与CK相比, 有机物料使水稻根、茎、叶和糙米的As含量分别降低11.92%~44.36%、9.83%~40.26%、10.83%~34.32%和27.04%~82.51%.各处理糙米As含量在0.13~0.73 mg·kg-1之间, 不同处理水稻糙米As含量顺序为：CK＞RS＞PT＞BS＞PM＞BC, 即油菜秸秆处理的降低幅度最小, 生物炭处理的降低幅度最大.
2.5 有机物料对水稻Cd/As的富集与转运的影响水稻从土壤中富集和转运重金属的能力可以分别用富集系数(BCF)和转运系数(TF)来表征, 富集系数越大表示水稻根表对土壤中重金属的富集能力越大, 转运系数越大说明该部位对重金属的转运能力越强[24, 27].从表 4可知, 5种有机物料均显著降低了水稻根系对土壤Cd的富集系数BCF根/土和水稻各部位的转运系数TF茎/根、TF叶/茎和TF糙米/茎, 不同有机物料处理之间富集系数和各部位转运系数各有差异, 说明有机物料抑制了水稻根系对土壤Cd的富集及Cd从根向茎叶和茎叶向糙米转运, 且不同有机物料对水稻根系富集能力及各部位转运能力影响不同.
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表 4 有机物料对水稻Cd和As富集和转运的影响1) Table 4 Accumulation coefficient and transport coefficient of Cd and As in the rice as affected by organic materials |
相比CK, 油菜秸秆处理根系对土壤As的富集系数BCF根/土和茎向叶的转运系数TF叶/茎略有降低(表 4), 根部转运系数TF茎/根略有提高, 茎向糙米的转运系数TF糙米/茎则降低了19.10%, 达显著水平(P＜0.05), 意味着油菜秸秆可能主要通过影响As从水稻茎向糙米的转运, 从而减少糙米As累积; 蚕豆秸秆使水稻根系富集系数BCF根/土和茎向糙米的转运系数TF糙米/茎分别降低31.86%和54.46%, 茎向叶的转运系数TF叶/茎略有降低, 但根部转运系数TF茎/根提高了17.71%, 表明蚕豆秸秆既可降低根系对土壤As的富集也可抑制As向糙米的转运; 泥炭施用使根系富集系数BCF根/土和茎向糙米的转运系数TF糙米/茎, 分别降低24.01%和46.96%, 茎向叶的转运系数TF叶/茎略有降低, 根部转运系数TF茎/根略有提高, 表明泥炭对水稻As的吸收和转运均有显著降低效果; 施加生物炭抑制了水稻根系对As的富集及茎向糙米的转运, BCF根/土较对照降低了44.36%, TF糙米/茎降低70.76%, TF茎/根和TF叶/茎有所增加; 猪粪堆肥使根系富集系数BCF根/土和茎向糙米的转运系数TF糙米/茎分别降低36.84%和57.48%, TF叶/茎有所降低, TF茎/根提高了15.62%.可见, 有机物料主要是通过抑制水稻根系对土壤As的富集及茎向糙米的转运来降低水稻糙米对As的累积.
3 讨论 3.1 有机物料对土壤Cd/As有效性的影响土壤pH值和有机质是影响土壤金属元素有效性的重要因素.一般来说, 土壤pH升高, 土壤胶体表面的可变负电荷增加, 对重金属离子的吸附能力增强, 重金属生物有效性降低[28].土壤有机质对重金属有效性的影响有“活化”[29]和“钝化”[30]两种, 与土壤有机质组分和含量有关.本研究中, 5种有机物料显著降低了土壤有效Cd含量.相关分析表明, 土壤有效Cd含量与土壤pH值呈极显著负相关关系(r=-0.902**, r(0.01, 16)=0.590), 与有机质含量呈显著负相关关系(r=-0.475*, r(0.05, 16)=0.468), 说明有效Cd含量的降低与施加有机物料后土壤pH值和有机质含量提高有关.有机质可通过络合、离子交换和沉淀等过程增强土壤对Cd的吸附能力, 使土壤中的Cd2+由溶解在土壤溶液中的离子态变为难溶解的有机结合态, 从而降低土壤有效Cd含量[8].不同处理降低幅度不同, 这可能与不同有机物料对土壤pH值影响程度不同有关, 生物炭和猪粪堆肥pH值最高, 使土壤pH值提高程度最大, Cd有效性降低幅度也最大[31].
与土壤有效Cd不同, 土壤有效As含量与土壤pH值呈显著正相关关系(r=0.519*, r(0.05, 16)=0.468).猪粪堆肥和生物炭处理使土壤有效As含量提高, 可能是施加猪粪堆肥和生物炭使土壤pH值提高幅度较大, 土壤胶体表面的负电荷增量多, 从而促进了As解吸引起[14], 另一方面生物炭矩阵结构中的宏观、微观和纳米孔道可能包含拥有还原As潜能的Fe和Mn种类[32].油菜秸秆处理土壤有效As含量明显降低可能是油菜属于十字花科植物, 对硫吸收量大, 其秸秆含有较多的硫代葡萄糖苷物质, 施入土壤后这些硫化合物可与金属离子产生螯合作用, 从而降低金属离子的有效性[33].可见, 不同有机物料处理对土壤As和Cd的有效性影响不同, 可能与As主要以阴离子的形式存在, Cd主要以阳离子的形式存在有关, 它们对土壤环境条件的响应不同[34, 35].
3.2 有机物料对水稻根表铁膜的影响水稻根系泌氧作用被认为是铁锰胶膜形成的重要生物控制因素.这种根际连续氧化作用, 使淹水土壤中存在的大量Fe2+和Mn2+离子在根表面被氧化, 形成红棕色铁、锰氧化物胶膜[36].影响水稻根表铁锰胶膜形成的因素有许多, 如土壤pH、Eh、土壤有机质和Fe2+含量等[37~40].本研究中5种有机物料的施用促进了水稻根表铁锰膜的形成.相关分析可知, 根表铁膜和锰膜含量与土壤pH值和有机质含量呈显著正相关关系, 与土壤有效Fe和有效Mn含量呈显著负相关关系(表 5), 说明铁膜的形成与土壤pH和有机质含量的提高及土壤有效Fe和有效Mn含量的降低有关.进一步分析可知, 铁锰中As和Cd含量与铁膜和锰膜数量呈极显著正相关关系, 说明有机物料也促进了铁锰膜对As和Cd的富集.
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表 5 铁膜Cd及As含量和影响因子间相关性分析1) Table 5 Correlation between the Cd and As contents in the Fe plaque and the influencing factors |
3.3 有机物料对水稻Cd/As吸收转运的影响
成熟期水稻植株不同部位As和Cd含量受多种因素影响, 如土壤pH、Eh、有机质含量和土壤重金属的有效性等[36, 38].本研究中, 有机物料的施入均不同程度地增加了水稻的生物量, 显著降低水稻各部位As和Cd含量.原因可能是有机物料可通过改变根际环境pH、有机质含量及根表铁锰膜的形成等影响水稻对As和Cd的吸收转运.相关分析结果表明(表 6), 水稻各部位Cd含量及各部位Cd的转运系数与土壤pH、铁膜Cd含量呈极显著负相关关系, 与土壤有效Cd含量呈极显著正相关关系, 而与土壤有机质含量相关性不显著.说明有机物料通过提高土壤pH值降低有效Cd含量, 抑制了水稻对Cd的吸收; 同时根表铁膜的形成抑制了水稻植株对Cd的吸收转运.
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表 6 水稻Cd和As含量及转运系数与影响因子间的相关分析 Table 6 Correlation between the content and transport coefficient of Cd and As in the rice and the influencing factors |
水稻各部位As含量与土壤pH和铁锰膜As含量呈极显著负相关关系(表 6), 根部和糙米As含量与土壤有机质和有效As含量呈显著负相关, 可能是有机物料富含丰富的有机质, 有机质可以通过形成不溶性络合物来固定As, 降低水稻对As的吸收累积, 生物炭处理土壤有效As含量显著提高, 但水稻根部和糙米As含量明显降低, 可能是因为根表铁锰膜对土壤As起固定作用, 阻碍了As向水稻体内转移; 也有研究表明, 随土壤中As有效性的增加, 稻米中的As含量并不会增加, 稻米中As的累积可能与根际硅的有效性有关[41], 该生物炭含硅量较高.水稻As的茎向糙米的转运系数TF糙米/茎与土壤pH和铁膜As含量呈极显著负相关, 说明土壤pH值和铁膜As含量是影响水稻As由茎向糙米转运的主要因素, 有机物料的施用增强了铁膜对As的固定, 阻碍了As由茎向糙米的转运, 降低了糙米As的累积.相比CK, 施加有机物料处理根表铁锰膜As/Cd含量显著增加, 水稻根和各部位As和Cd含量明显降低, 说明铁锰膜抑制了水稻对As/Cd的吸收和转运.Liu等[22]和王丹等[36]的研究也表明, 水稻根表铁锰膜对As/Cd有很强的富集能力, 阻碍水稻植株对As/Cd的吸收转运.
4 结论(1) 除油菜秸秆对土壤pH值影响不明显外, 其余4种有机物料使土壤pH值显著提高, 5种有机物料使土壤有机质含量显著提高, Cd有效性显著降低, 对土壤As有效性的影响因物料的类型不同而异.
(2) 5种有机物料均显著提高水稻根表铁锰膜数量及铁锰膜中Cd/As含量, 提高幅度以生物炭处理最大, 油菜秸秆处理最小.
(3) 有机物料显著降低了水稻各部位Cd/As含量, 使Cd的各部位转运系数显著降低; 对水稻As的根向茎和茎向叶的转运系数影响不大, 但显著降低了茎向糙米的转运系数.
(4) 相关分析表明, 土壤有效Cd含量与土壤pH值和有机质含量呈显著负相关关系, 有效As含量与土壤pH呈显著正相关; 土壤pH、有效Cd和铁膜Cd含量是影响籽粒Cd累积的主要因素, 土壤pH、有机质含量和铁膜As含量是影响籽粒As累积的主要因素.有机物料通过改变土壤pH值, 有机质含量影响土壤Cd/As的有效性和根表铁膜的形成, 从而对水稻Cd/As的吸收转运和籽粒Cd/As累积产生影响.
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