2023, Vol. 44
2. 稻米品质安全控制湖南省工程实验室, 长沙 410004
, LONG Jian1,2
, HAO Han-chi1 , WANG Wen-yu1 , LI Yao1 , HUANG Yi-hang1 , HOU Hong-bo1,2 , PENG Pei-qin1,2
2. Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safety, Changsha 410004, China
肥料可以为植物提供养分, 具有促增产的效应.我国是肥料使用大国, 据国家统计局公布的数据可知, 2020年我国农用化肥施用量达5 251万t, 占世界总用量的三分之一[1].在受重金属污染的农田中, 肥料的施用还可能影响土壤的理化性质, 改变重金属的赋存形态, 从而影响植物对重金属的累积[2, 3].
夏文建等[4]在研究长期施用化肥对稻田土壤重金属及其有效性的影响时发现, 化肥处理显著提高了土壤有效态铬和砷的含量.Selles等[5]和Huang等[6]也证实了施用化肥会显著增加土壤中有效态镉(Cd)的含量.目前, 市售肥料主要分为氯基和硫基肥, 其伴随的氯离子和硫酸根在重金属生物有效性的影响上不可忽视.郑志斌[7]的研究表明, 长期使用含氯化肥将土壤二亚乙基三胺五乙酸提取态Cd(DTPA-Cd)的含量提高了4.7倍.笔者课题组前期工作显示[8], 在外源Cd水平为5.0 mg ·kg-1时, 添加2.00~8.00 mmol ·kg-1的Cl-可与土壤溶液游离态Cd2+形成以CdCl+为主的络合物, 导致土壤对Cd的吸持能力降低进而增加了水稻Cd的富集量.硫基肥方面, 其伴随SO42-的环境意义主要在于还原条件下SO42-向S2-的转化及其与重金属结合成难溶性的硫化物沉淀, 从而降低重金属的生物有效性[9].此外, SO42-或S2-还具备阻控重金属在植物-土壤系统中迁移转运的能力, 如王丹等[10]的研究表明, 施用折纯S 0.15 g ·kg-1、0.30 g ·kg-1的S和CaSO4 ·2H2 O能有效阻碍Cd从水稻根部向茎叶和籽粒的转移.Cao等[11]的研究发现, 施用Na2SO4会增加水稻根系表面Fe2+和Mn2+的浓度, 促进根表铁膜的生成, 阻止Cd2+进入根系, 从而降低水稻的Cd含量.
湖南省稻田土壤Cd污染问题早已存在, 且稻米Cd超标风险也是在近年间迅速加剧[12], 探明施肥等农艺管理措施对水稻Cd生物有效性的影响机制, 是保障国民粮食安全的重要环节.目前, 相关研究大多集中于肥料整体或其主体阳离子与Cd在土-水-植物系统的交互作用, 于肥料种类而言, 也仅针对单一肥料.但实际农业生产活动中, 因土地利用性质和耕作方式等不同, 或缺乏科学的施肥管理, 常常存在氯基和硫基肥共同施加的情况, 关于二者共同作用对水稻Cd富集的影响还有待进一步探索.针对上述问题, 本研究通过设计水稻盆栽试验, 分析氯基和硫基肥不同施用比例下对土壤理化性质的影响, 结合水稻各生长发育期土壤Cd形态和水稻各部位Cd含量的变化规律, 明确肥料种类对水稻Cd富集的影响, 以期为合理施肥和粮食安全保障提供参考依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤为第四纪红色黏土母质发育的水稻土红黄泥, 采自湖南省宁乡市(28°24′03″N, 113°16′35″E)水稻土耕作层(0~20 cm), pH值为5.31, ω(总Cd)为0.43 mg ·kg-1, ω(有机质)为31.31 g ·kg-1, CEC为9.54 cmol ·kg-1, ω[黏粒(< 0.002 mm)]为30.72%.土壤采回后, 用木块压碎, 人工分离出肉眼可见的石粒、残根等杂物, 在阴凉、通风处风干, 研磨后混合均匀备用.
1.2 试验设计盆栽试验在湖南省长沙市中南林业科技大学树木楼3楼露天试验天台进行, 光、气、热等环境条件均为自然状态, 无人工干扰.用具为无盖圆形胶质盆, 高20 cm, 桶底半径10 cm.每盆装土4.2 kg.加入Cd(NO3)2溶液, 外源Cd水平为: 0、0.5和2.0 mg ·kg-1, 平衡老化30 d.老化后, 肥料的伴随阴离子按Cl ∶S(量比)为全Cl、2 ∶1、1 ∶1、1 ∶2和全S共5个比例(T1~T5)以KCl、NH4Cl、K2SO4和(NH4)2SO4的水溶液形式进行添加, 其中外源Cd水平为0 mg ·kg-1时, 设置全Cl(T1)和全S(T5)两个条件对照处理.为保证所有处理的营养元素含量均为0.15 g ·kg-1(N)、0.10 g ·kg-1(P2 O5)和0.15 g ·kg-1(K2 O), 再补充加入(NH4)3PO4, 具体施加量如表 1所示.供试水稻品种为Y两优, 属杂交低Cd累积稻.水稻于2021年7月14日移栽, 每盆4穴, 每穴1株, 10月26日收获.根据水稻3个Cd吸收相关的关键生育期(分蘖盛期、灌浆期和成熟期)设置3个区组, 每个处理设4个重复.整个生育期保持土壤表面水层深度2 cm.
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表 1 肥料具体施加量 Table 1 Specific application amount of fertilizer |
1.3 采样与分析
本试验采用破坏性取样法(即采样处理不进入下一步试验).分别采集水稻分蘖盛期(8月10日)、灌浆期(9月19日)和成熟期(10月26日)水稻植株和土壤样品.水稻样品用去离子水洗净, 晾干放入烘箱105℃杀青30 min后, 70℃烘干至恒重, 分离根、茎、叶、穗和糙米, 称量后磨碎过70目筛, 装袋备用.土壤样品于阴凉处自然风干, 研磨过10目筛用于测定pH值和各形态重金属含量; 过100目筛用于测定土壤总重金属含量.
水稻根、茎、叶和穗采用干灰化法消解[13]; 糙米采用HNO3-HClO4消解[14]; 土壤总Cd采用王水-高氯酸消解[15]; 土壤各形态Cd采用BCR连续提取法提取[16]; 土壤溶液采用课题组专利提取方法, 通过超高速冷冻离心机(TG21KR, 长沙东旺)在4℃, 8 000 r ·min-1下冷冻离心30 min提取, 该方法可在较好保持土壤原有状态下获得土壤溶液[17]; 各样品Cd含量均采用ICP-MS(XSeries 2, Thermo Fisher)测定; 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[18].上述样品分析以国家标准物质土壤[GBW(E)-070009]和湖南大米[GBW 10045(GSB-23)]为标准材料和空白试验进行质量控制, Cd回收率分别为100.7% ~107.7%和98.7% ~108.1%.
1.4 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 2016、SPSS 23和OriginPro 2018进行处理.
2 结果与分析 2.1 氯基和硫基肥对土壤pH的影响由图 1可知, 当未添加外源Cd时, 水稻分蘖盛期、灌浆期和成熟期的土壤pH大小均为: T5>T1, 其中灌浆期氯基和硫基肥施用比例对土壤pH的影响最显著, T5处理较T1处理升高了3.6%.当外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 水稻灌浆期和成熟期的土壤pH大小顺序依次均为: T5>T4>T3>T2>T1, 其差异性达到显著水平(P < 0.05), 其中T5处理pH最高, 分别为5.83(灌浆期)和5.53(成熟期).在水稻灌浆期和成熟期, 土壤pH整体表现出随硫基肥占比的提高而逐渐升高的趋势.
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0、0.5和2.0对应外源Cd水平, 单位为mg ·kg-1; 不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例土壤pH差异显著(P <0.05) 图 1 水稻各生育期氯基和硫基肥施用比例对土壤pH的影响 Fig. 1 Effects of application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers on soil pH value at growth stages of rice |
表 2为不同氯基和硫基肥施用比例下水稻各生育期土壤溶液Cd浓度.T1~T5处理土壤溶液ρ(Cd2+)在水稻全生育期范围分别为0.05~1.90、0~0.07、0~0.06、0~0.08和0~0.09 μg ·L-1, 其中水稻分蘖盛期外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, T1处理的土壤溶液ρ(Cd2+)最高, 为(1.90±0.16) μg ·L-1, T5处理的土壤溶液Cd2+浓度最低, 低于检出限(0.05 μg ·L-1).土壤溶液Cd2+浓度随着氯基肥占比升高而升高, 此趋势在外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时最明显.
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表 2 不同氯基和硫基肥施用比例下土壤溶液Cd浓度1) Table 2 Cd concentrations of soil solutions with varying application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers |
2.3 氯基和硫基肥对土壤Cd形态的影响
水稻成熟期土壤Cd形态的分布情况如图 2所示, 土壤Cd主要以酸可提取态为主, 约占总量的55.1% ~80.3%.外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 各处理的酸可提取态Cd占比大小顺序依次为: T1>T2>T4>T3>T5, Cl ∶S越高, 酸可提取态Cd占比越大, T1处理的酸可提取态Cd占比较T5处理的增加了24.6%; 各处理的残渣态Cd占比大小顺序依次为: T1<T2<T4<T3<T5, T5处理的残渣态Cd占比较T1处理的增加了24.4%.由此可以说明, 在外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1的情况下, 氯基肥会促进土壤中的残渣态Cd向酸可提取态转化, 而硫基肥则相反.在各外源Cd水平下, 铁锰氧化物结合态Cd和有机结合态Cd所占比例较低, 分别在7.2% ~16.5%和2.2% ~14.4%范围内, 且在同一外源Cd水平下, 各处理的铁锰氧化物结合态Cd和有机结合态Cd变化不显著, 说明氯基和硫基肥施用比例对土壤中Cd的铁锰氧化物结合态和有机结合态的影响较小.
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0.5和2.0对应外源Cd水平, 单位为mg ·kg-1, 下同 图 2 水稻成熟期氯基和硫基肥施用比例对土壤Cd形态的影响 Fig. 2 Effects of application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers on soil Cd morphology at maturity stage of rice |
氯基和硫基肥对成熟期水稻鲜重、株高和根长的影响如图 3所示.从图 3(a)可知, 未添加外源Cd处理的水稻鲜重为60.8~96.4 g, 平均鲜重为78.6 g, 外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 水稻鲜重为57.4~69.8 g, 平均鲜重为63.9 g, 较未添加外源Cd处理的降低了18.6%, 证明Cd对水稻鲜重的增长具有胁迫作用.从图 3(b)可知, 外源Cd水平为0、0.5和2.0 mg ·kg-1时, 水稻平均株高分别为97.1、104.5和101.9 cm, 无明显差异.以往研究表明, 添加外源Cd对水稻株高增长具有胁迫作用[19, 20], 但本试验不同外源Cd水平下水稻株高无明显差异, 推测氯基肥和硫基肥的添加对缓解Cd的水稻株高增长胁迫作用具有潜在效应.从图 3(c)可知, 未添加外源Cd处理的水稻平均根长为14.9 cm, 外源Cd水平为0.5 mg ·kg-1和2.0 mg ·kg-1时, 水稻平均根长分别为17.4 cm和17.9 cm, 较未添加外源Cd处理的分别增长了16.6%和20.5%, 推测添加一定量的Cd会促进水稻根长的增长.在外源Cd水平为0.5 mg ·kg-1和2.0 mg ·kg-1下, 水稻根长基本呈现出随着硫基肥占比的提高, 先降低后上升的趋势.
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不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例水稻生物性状差异显著(P <0.05) 图 3 水稻成熟期氯基和硫基肥施用比例对水稻生物性状的影响 Fig. 3 Effects of application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers on biological traits of rice at maturity stage |
通过测定水稻各部位(根、茎、叶、穗和糙米)Cd含量和干重, 计算出水稻植株Cd含量, 结果如图 4所示.随着水稻生育期的延长, 水稻植株Cd含量从分蘖盛期到成熟期持续降低, 主要原因是水稻在分蘖期进行营养生长, 土壤中大部分有效态Cd随营养元素进入水稻, 分蘖期后水稻体内的Cd增长缓慢, 水稻干重的增长率大于水稻对Cd的吸收速率, 从而使植株Cd含量呈现下降趋势.以外源Cd水平0.5 mg ·kg-1处理为例, 成熟期水稻Cd较分蘖盛期增长了50.4%, 而成熟期水稻干重是分蘖盛期的6倍, 增长率大于水稻Cd吸收速率.因此本试验水稻吸收Cd的关键时期是在分蘖盛期, 分蘖盛期是相对较好的控Cd时期.在水稻成熟期外源Cd水平0.5 mg ·kg-1和2.0 mg ·kg-1下, 随着硫基肥施入的增多, 植株Cd基本表现为先升高后降低, 分别在Cl ∶S为1 ∶1和1 ∶2时达到最高, 表明氯基和硫基肥配施较单施氯基或硫基肥更易促进水稻植株吸收Cd.
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不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例水稻植株Cd含量差异显著(P <0.05) 图 4 水稻各生育期不同氯基和硫基肥施用比例下植株Cd含量变化 Fig. 4 Changes in Cd content in rice with varying application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers at growth stages |
图 5为水稻各生育期根Cd含量变化, 水稻各生育期中, 根Cd含量在分蘖盛期达到最高, 在灌浆期和成熟期均降低.外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 分蘖盛期平均根ω(Cd)为8.39 mg ·kg-1, 灌浆期平均根ω(Cd)为3.66 mg ·kg-1, 成熟期平均根ω(Cd)为2.02 mg ·kg-1.笔者推测, 在分蘖盛期, 水稻根部大量吸收土壤Cd, 在分蘖盛期到灌浆期之间, 水稻根Cd主要向水稻地上部转移.图 6为茎Cd含量变化, 外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 茎Cd从分蘖盛期到灌浆期降低了24.6%, 从灌浆期到成熟期降低了68.3%, 表明茎Cd的转移主要发生在灌浆期和成熟期间.外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 水稻叶部对Cd的富集特征基本与茎一致(图 7), 表现为随生育期的延长叶Cd含量不断下降.
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不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例水稻根Cd含量差异显著(P <0.05) 图 5 水稻各生育期不同氯基和硫基肥施用比例下根Cd含量变化 Fig. 5 Changes in Cd content in roots with varying application ratios of chlorine-based and sulfur-based fertilizers at growth stages of rice |
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不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例水稻茎Cd含量差异显著(P <0.05) 图 6 水稻各生育期不同氯基和硫基肥施用比例下茎Cd含量变化 Fig. 6 Changes in Cd content in stems with varying application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers at growth stages of rice |
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不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例水稻叶Cd含量差异显著(P <0.05) 图 7 水稻各生育期不同氯基和硫基肥施用比例下叶Cd含量变化 Fig. 7 Changes in Cd content in leaves with varying application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers at growth stages of rice |
施用不同比例氯基和硫基肥下水稻糙米Cd含量变化如图 8所示.结果表明, 糙米Cd含量随外源Cd水平的提高而增加.外源Cd水平为0.5 mg ·kg-1和2.0 mg ·kg-1时, 糙米Cd含量大小顺序依次均为: T3>T2≥T1>T4>T5, 且差异性达到显著水平(P <0.05), 其中氯基和硫基肥1 ∶1处理ω(Cd)达到最高, 分别为0.12 mg ·kg-1(0.5 mg ·kg-1外源Cd水平)和0.21 mg ·kg-1(2.0 mg ·kg-1外源Cd水平), 表明1 ∶1混施氯基和硫基肥更易造成水稻糙米Cd污染.外源Cd水平为2.0 mg ·kg-1时, 氯基和硫基肥比1 ∶1处理的糙米Cd含量已超出国家标准(GB 2762-2022)中规定的糙米Cd限值(0.20 mg ·kg-1).各外源Cd水平下, 单肥处理的糙米Cd含量大小均为: T1>T5, 差异显著(P <0.05), 推测硫基肥较氯基肥对抑制水稻糙米吸收Cd的效果更佳.
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不同小写字母表示相同外源Cd水平下不同氯基和硫基肥施用比例水稻糙米Cd含量差异显著(P <0.05) 图 8 氯基和硫基肥施用比例对糙米Cd的影响 Fig. 8 Effects of application ratios of chlorine-and sulfur-based fertilizers on Cd in brown rice |
据报道, 我国复合肥料年产量在5 500~6 500万t, NH4Cl和(NH4)2SO4与KCl和K2 SO4分别是为其提供氮源和钾源的主要原料[21], 每年通过施肥进入土壤的Cl-和SO42-对土壤环境的影响不可忽视.有研究表明, 氯离子肥料和硫酸根肥料均为生理酸性肥料, 施用含氯和硫的化肥会使土壤pH值降低[22].曾希柏等[23]在湖南省祁阳县中国农业科学院红壤试验站长期定位试验的研究结果表明, 长期施用伴随Cl-和SO42-的肥料, 尤其是Cl-会使水稻土壤酸化.李海云等[24]也发现与SO42-相比, Cl-更能降低土壤pH值.上述研究中, 田间施肥所带入的Cl-和SO42-含量与本研究的处理设置接近, 结论也与本研究的结果一致, 由此可知, 在实际农业生产活动中, 这些阴离子的存在确实会导致土壤酸化.此现象可以解释为: 施入土壤肥料的阴离子大部分残留在土壤溶液中, SO42-与土壤的相对亲和力大于Cl-, 土壤吸附SO42-使土壤胶体中的正电荷量减少、负电荷量增加, H+含量增长幅度相对较小; 而土壤中的Cl-大部分以游离态存在, 使土壤电导率增加, pH下降更为显著[23, 24].
而pH值对土壤重金属有效态含量影响显著[25].其中, 土壤固相对Cd的吸附强烈依赖于pH值[26].土壤酸化是我国南方地区水稻Cd富集高的主要原因之一[27, 28].土壤pH降低, 土壤溶液H+浓度增加, H+对Cd2+竞争吸附作用增强, 土壤黏土矿物和有机质的表面电荷减少, 土壤对Cd2+的吸附能力下降, 促使更多的Cd2+发生解吸.此外, pH呈酸性时, 难溶性物质Cd (OH)2和CdCO3等的溶解性增强, Cd2+与固相分离重新进入土壤溶液中[29].氯基和硫基肥会通过改变土壤pH值间接影响土壤Cd含量.
3.2 氯基和硫基肥对土壤Cd形态的影响土壤重金属形态特征是影响重金属在土壤系统中迁移转化的重要因素, 对重金属生物有效性起着决定性作用[30].进入土壤的Cd通过吸附-解吸、络合-沉淀、氧化-还原反应和土壤微生物作用后, 以不同形态存在于土壤介质中[31].酸可提取态Cd被认为是BCR连续提取法中生物活性最强的一种形态, 该形态可被水稻根系直接吸收, 酸可提取态Cd含量的高低直接影响着水稻土中Cd的生物有效性强弱[32].
本研究发现, 施加氯基肥可将土壤中残渣态Cd活化为酸可提取态Cd, 增强土壤Cd的有效性, 从而增加了水稻体内Cd的富集.这与唐盛爽[8]外源添加不同浓度Cl-显著增加了酸可提取态Cd的研究结果一致.一方面, 氯基肥降低了水稻土壤的pH, 导致土壤有机质和黏土矿物表面负电荷减少, 降低了土壤胶体对金属阳离子的吸附稳定效果, 增强了残渣态Cd的解吸, 导致酸可提取态Cd含量增加; 另一方面, Cl-较强的配合作用也至关重要, Cl-可直接作用于土壤溶液游离态Cd2+并生成多种通式为CdCln2-n的Cl基配合物, 且不同配合物的表面电荷不同[33, 34].在本研究设置的添加量下, 外源Cl能与Cd污染程度为0.5~5.0 mg ·kg-1土壤的溶液Cd2+形成以CdCl+和CdCl20为主的配合物[8].土壤中层状铝硅酸盐矿物和有机胶体带负电, 其对CdCl20的离子交换作用显著降低, 会导致土壤吸附态Cd的解吸.于CdCl+而言, 其生成虽然降低了土壤Cd的迁移能力, 但因水稻具有积极可逆的调节机制, 在外源加入Cl-时, 能通过吸收土壤溶液中的CdCl+实现细胞质与周围环境间的渗透平衡, 促进了水稻对Cd的富集, 增强了Cd的生物有效性[8].硫基肥则将土壤中酸可提取态Cd钝化为残渣态Cd, 是因为水稻在长期淹水条件下, 土壤体系处于还原状态, SO42-被硫酸盐还原菌还原成S2-, 而S2-可与Cd2+生成硫化物沉淀CdS, 降低了Cd的移动性[35].
3.3 氯基和硫基肥对水稻Cd富集的影响有研究表明, 在土壤中外源添加Cl-会使植物地上部Cd含量增加[36, 37].Ozkutlu等[38]研究发现, 由于Cl-和Cd2+形成的络合物CdCln2-n减少了植物细胞表面的电荷量, 促进了Cd在植物体内转移和扩散, 因此配施溶解性NaCl和Cd会增加小麦籽粒中的Cd含量.本研究中, 随着氯基肥的增加, 水稻糙米Cd含量基本呈现出先增加, 在氯基和硫基肥1 ∶1处理时达到最高, 再缓慢下降的趋势.产生这种情况是氯基肥能够促进水稻对Cd的吸收, 但是由于植物为了减少自身所受到的Cd毒害作用, 当地上部Cd含量达到某一阈值时, 会启动生理生化的抗性机制来抑制Cd从地下部向地上部的转运[39].
有研究指出, 施硫基肥可通过促进植物体内谷胱甘肽和植物螯合肽等巯基物质的合成来提高植物对重金属的抗性, 从而影响植物对重金属的富集能力[40].SO42-还会在淹水环境中被还原成S2-, S2-可将Fe3+还原成Fe2+, 而根际环境中Fe2+的含量是形成根表铁膜的重要因素之一[41], 根表铁膜可以吸附拦截Cd, 是抑制水稻根部吸收Cd的重要屏障[42].因此推测, 肥料对水稻糙米富集Cd的影响中, 在T1、T2和T3处理, 氯基肥占主导地位, 促进了糙米吸收Cd, 且在T3处理时, 水稻Cd含量已达到启动抑制Cd转运机制的阈值; 而在T4和T5处理, 硫基肥占主导, 抑制了糙米吸收Cd.这些结果说明, 单施硫基肥大幅阻控了Cd在水稻糙米中的富集.
4 结论(1) 施用氯基和硫基肥均会使土壤pH值降低, 但氯基肥对土壤pH的影响更明显, 故其对稻田土壤Cd生物有效性的间接影响也将更为显著.
(2) 氯基肥的施加对残渣态Cd的生物有效性具有活化作用, 施入硫基肥则会将酸可提取态Cd钝化为残渣态.
(3) 氯基和硫基肥配施较单施同种肥料, 尤其在水稻吸收Cd旺盛的分蘖盛期, 更易提升水稻植株总Cd含量; 但对于可食用部位糙米而言, 施加氯基肥会促进糙米对Cd的富集, 达到一定阈值后, 水稻会启动抑制Cd转运的机制; 而硫基肥会抑制糙米吸收Cd.单施硫基肥在阻控土壤Cd在水稻籽粒中的富集和保障粮食品质安全方面具有较好效果.
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