2024, Vol. 45
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 Research, Chongqing 400715, China
首次全国土壤污染状况调查表明, 我国重金属污染的耕地面积约占中国耕地总数的20%, 其中镉（Cd）的点位超标率最高, 达到7.1%, 且南方地区土壤Cd浓度高于北方地区[1 ~ 3].Cd可通过根部吸收进入植物, 并分配到植物的各个组织[4], 通过食物链进入人体, 可导致癌症、肾脏疾病和心血管疾病等严重健康损害[5, 6].
有机物料中的胡敏酸（HA）和富里酸（FA）是调控土壤中重金属有效性的主要活性组分, 一般认为有机物料中的低相对分子质量组分如简单有机酸和FA等可提高重金属的移动性和植物有效性, 而高相对分子质量HA组分作用相反[7 ~ 11].有研究发现土壤Cd与HA能形成稳定的络合物, 降低Cd的迁移能力[12].Zhou等[13]发现生物腐殖酸（BHA）会降低土壤交换态Cd（EX-Cd）占总Cd的比例.邹传等[14, 15]发现从风化煤中提取的HA和FA作用于Cd污染土壤中, HA对Cd的钝化能力要强于FA的活化能力.罗梅[16]将商品腐殖酸（humic acids, HAs）进行超滤分级, 比较了不同相对分子质量对土壤Cd有效性的影响, 相对分子质量 < 104的低分子组分对Cd起活化作用, 而相对分子质量 > 104的高分子组分对Cd起钝化作用.实际有机物料一般为复杂非均质混合物, 其活性组分组成及其相对含量因有机物料来源、堆肥条件及腐熟化程度的不同而异, 其对土壤重金属活性的表观效应是各种组分共同作用的结果[17].施用有机物料是目前一项兼具改土培肥与重金属活性钝化的一项有效措施, 但施用不当可能会增加作物重金属累积的风险[18, 19], 探究阐明有机物料的关键活性组分及其赋存比例对Cd植物有效性的效应与机制, 是利用该类材料进行土壤Cd污染修复的重要科学基础.
HA/FA是传统用于衡量有机肥的腐殖化程度的重要指标[20], 同时也反映了有机物料中影响重金属活性关键组分的相对含量.刘小虎等[21]通过23 a定位试验结果证明, 施用有机肥可增加土壤HAs含量、增加土壤HA的羧基、酚羟基含量和提升HA/FA.陈盈等[22]研究表明从草炭、褐煤和风化煤中提取的HAs中HA/FA大小顺序为：草炭 < 褐煤 < 风化煤, 与其对Mn2+和Zn2+的络合稳定常数大小顺序一致, 与金属离子形成络合物的稳定程度呈显著正相关关系, 表明高分子组分HA对金属离子有更强的吸持能力.上述研究大多是基于有机物料整体效应结合其HA/FA值的测定进行的间接推断, 难以排除有机物料中养分等其他组分差异的影响；或仅仅通过室内模拟分析HAs不同组分对重金属的络合能力与化学有效性的影响, 难以直接反映不同HA/FA对作物重金属累积的影响, 更缺乏HA/FA阻控重金属累积的临界阈值研究.
为此, 本研究以易累积Cd的主要粮食作物——水稻为对象, 采用田间小区试验, 以HA和FA为试材, 探讨其不同比例组合（HA/FA）对水稻生长和水稻Cd积累的影响, 同时与3种HA/FA不同的实际有机肥进行比较, 阐明HAs影响下土壤Cd形态转化和有效性变化与水稻Cd累积的关系, 明确HA/FA调控土壤Cd活性与水稻Cd累积的临界阈值, 以期为Cd污染土壤修复及含HA和FA物料的定向利用提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料HA购买自济宁三石生物科技有限公司, 提取自风化煤, 外观为黑亮色粉状, ω（HA）为60%, 含水量为13.5%, ω（铁）为0.02%, pH为8.5, ω（水不溶物）为3%.FA购买自武汉吉业升化工有限公司, 植物残体经生物、化学工艺处理后提取, 外观为棕黄色, ω（FA）为90%, 含水量为1.8%, pH为6.3.供试HA和FA的傅里叶变换红外光谱图（FT-IR光谱）显示出相似的光谱特征（图 1）, 但HA的结构组成和官能团信息比FA更复杂.HA和FA光谱图中均出现了由—OH伸缩振动引起的峰, 分别位于3 693.34、3 399.1和3 396.33 cm-1处, 表明HA和FA组分中均含有醇类、酚类和有机酸类[23].位于1 585.85 cm-1和1 608.6 cm-1的峰属于C=C的伸缩振动[24].位于1 394.82 cm-1的峰和1 403.81cm-1的峰属于羧基离子的不对称伸缩.位于1 031.89 cm-1和1 082.2 cm-1处的峰属于C—O振动, HA在此处的吸收峰信号明显强于FA.由以上的特征峰可知, HA中含有较多的C—O键和脂类官能团, 而FA中含有更多的—OH基、羧基和含氧官能团.
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图 1 供试腐殖酸的傅里叶变换红外光谱图 Fig. 1 Fourier transform infrared spectroscopy of humic acid |
3种供试有机肥为万植有机肥、万植生物有机肥和矿源腐殖质有机肥, 万植有机肥和万植生物有机肥均购买自重庆市万植巨丰生态肥业有限公司, ω（有机质）分别为45%和60%.矿源腐殖质有机肥（土壤修复专用型）购自买地康食安（北京）农业科技有限公司, ω（有机质）为83%.3种供试有机肥中HA和FA实际含量及HA/FA存在差异.通过腐植酸与黄腐酸含量的快速测定试验, 得出万植有机肥、万植生物有机肥和矿源腐殖质中ω（HA）分别为37.93%、38.74%和28.7%, ω（FA）分别为3.16%、2.36%和3.74%.故万植有机肥中HA/FA = 12/1, 万植生物有机肥中HA/FA = 16/1, 矿源腐殖质中HA/FA = 8/1.在3种供试有机肥中HA/FA顺序由大到小为：万植生物有机肥 > 万植有机肥 > 矿源腐殖质.因此, 有机肥料中HA/FA的大小对水稻生长和水稻Cd累计产生的影响存在差异.
1.2 试验方法采用田间小区试验研究不同HA/FA腐殖酸对于稻田土壤Cd活性的影响及其对水稻Cd累积的影响.
1.2.1 试验点位试验点水稻田位于重庆市江津区某地（29°02′58″N, 106°00′58″E）, 海拔239 m.土壤类型为紫色水稻土.试验点稻田土壤基本理化性质见表 1.该水稻田中ω（总Cd）为0.4 mg·kg-1, 超过了土壤环境质量标准中水田土壤污染风险筛选值（0.3 mg·kg-1, GB 15618-2018）, 存在潜在农产品超标风险.试验时间为2021年4 ~ 10月.
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表 1 试验点稻田土壤基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of paddy soil in test site |
1.2.2 试验设计
田间试验共设置10个不同处理, 即：不施有机物料对照CK记为T1；HA与FA的质量比：HA/FA = 10/0记为T2、HA/FA = 8/2记为T3、HA/FA = 6/4记为T4、HA/FA = 4/6记为T5、HA/FA = 2/8记为T6、HA/FA = 0/10记为T7；和3种商品有机肥：万植有机肥记为T8、万植生物有机肥记为T9、矿源腐殖质有机肥记为T10.除对照外, 所有处理按0.3 kg·m-2施用等量有机碳, 万植有机肥（HA/FA = 12/1）的施用量为0.675 kg·m-2, 万植生物有机肥（HA/FA = 16/1）的施用量为0.5 kg·m-2, 矿源腐殖质有机肥（HA/FA = 8/1）的施用量为0.35 kg·m-2.不同处理的各小区中HA和FA施用质量见表 2.各处理重复3次, 10个处理共30个小区, 每个小区的面积为5 m × 4 m = 20 m2, 小区按随机区组排列.
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表 2 不同处理各小区中HA、FA和肥料施用量 Table 2 Application amounts of HA, FA, and fertilizer in different plots under different treatments |
所有小区统一按推荐用量施用肥料, N、P2O5和K2O用量分别按15、7.5和7.5 g·m-2计算, 氮肥用尿素（含N 46%, 33 g·m-2）, 磷肥用过磷酸钙（含P2O5 16%, 63 g·m-2）, 钾肥用氧化钾（含K2O 60%, 10 g·m-2）.其中氮肥80%作基肥, 20%作分蘖期追肥, 磷钾肥全作基肥一次性施用.于2021年4月16日移栽3叶期水稻秧苗, 水稻品种为当地推荐品种——深两优5814, 水稻行株距20cm × 20cm, 每个小区13行× 25窝.除处理涉及的试验因子外, 水分等其它田间管理方法同当地常规种植一致.于2021年4月2日基肥施用前, 采集初始土壤样品进行理化性质的测定.2021年7月6日水稻生长处于分蘖期时, 采集土壤样品, 同时测定水稻分蘖数和株高.2021年9月10日水稻生长处于成熟期时, 采集土壤样品和水稻植株, 同时称量水稻茎叶鲜重和茎叶干重, 按小区单独收获计产.
1.3 分析方法 1.3.1 样品处理与测定方法3种供试有机肥（万植有机肥、万植生物有机肥和矿源腐殖质）中HA与FA的质量分数的测定采用《中华人民共和国化工行业标准腐植酸与黄腐酸含量的快速测定方法》（HG/T 5937-2021）, 以焦磷酸钠为提取剂, 紫外-可见分光光度计（上海精密仪器仪表有限公司, 波长范围190 ~ 1 100 nm）进行测定.FT-IR光谱使用Nicolet IS10傅立叶红外光谱仪（美国, 尼高力）, 在（20±2）℃室温条件下, 波长范围为400 ~ 4 000 cm-1, 步长为4 cm-1的条件下进行扫描.土壤有机质、pH、氮、磷、钾、水分和灰分的测定采用《土壤农化分析与环境监测》[25]中的方法.土壤有效硫含量采用《中华人民共和国农业行业标准土壤有效硫的测定》方法（NYT1121.14-2006）测定.土壤有效态Cd含量采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）浸提-火焰原子吸收法（GB/T 23739-2009）测定.全Cd含量采用王水提取-石墨炉原子吸收光谱仪测定（石墨炉：SHIMADZU-6880, 下同）.土壤Cd形态采用Tessier连续提取法[26, 27], 将土壤Cd形态划分为可交换态Cd（EX-Cd）、碳酸盐结合态Cd（CA-Cd）、铁锰氧化物结合态Cd（FM-Cd）、有机质结合态Cd（OX-Cd）和残渣态Cd（RE-Cd）, 提取液中的Cd使用石墨炉原子吸收光谱仪测定.
采集的成熟期水稻植株将稻穗、秸秆和根系分开, 用去离子水冲洗净, 沥干后放入烘箱, 在105℃下保持30 min进行杀青处理, 再将温度调至65℃烘干48 h, 然后粉碎过0.149 mm筛备用.稻谷使用脱壳机脱壳, 去壳后的籽粒烘干后磨粉过0.149 mm筛备用. 水稻根、茎、叶及籽粒中Cd含量采用HNO3-HClO4消解：称取植物样0.100 0 g, 加入4 mL硝酸及1 mL高氯酸, 消煮至溶液清亮, 冷却定容至50 mL后过滤, 置于4℃下待测, 采用石墨炉原子吸收光谱仪进行测定.为保证分析结果的准确性及可靠性, 采用国家标准土壤物质GBW07405（GSS-5）及标准大米物质GBW100353（GBW-1）进行分析质量控制, 样品Cd的回收率分别为93% ~ 106%及96% ~ 104%, 满足分析质量要求.
1.3.2 数据处理3种供试有机肥中HA、FA的质量分数（ω）以%表示, 按式（1）计算.
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(1) |
式中, ρ表示由工作曲线查出的HA和FA的质量浓度, mg·mL-1；V表示测定时吸取的试样体积, mL；D表示测定时试样稀释倍数；m表示样品质量数值, g；10-3表示将mg换算成g的系数.取平均测定结果的算术平均值作为测定结果, 结果表示到小数点后两位.
生物富集系数（bioaccumulation factor, BAF）：作物籽粒某物质的含量与土壤中该物质的含量之比；转运系数（translocation factor, TF）：水稻后一部位中重金属含量与前一部位中重金属含量的比值[28].例如：籽粒中Cd的富集系数（BAFGrain）=籽粒Cd含量/土壤总Cd含量；水稻中Cd从根到茎的转运系数（TFRoot-Stem）=茎Cd含量/根Cd含量, 水稻其它部分的富集系数和转运系数按同样的方法进行计算.
土壤中有效态重金属迁移性强, 易被植物吸收；交换态重金属与土壤结合能力较弱, 易被释放, 导致土壤重金属活性增加, 因此将有效态和离子可交换态作为易被动植物吸收利用的形态来判定HA/FA对土壤Cd的钝化率[29].土壤Cd的钝化率计算式（2）[17]如下：
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(2) |
式中, y1表示土壤Cd的钝化率；Qi表示不同处理中的DTPA-Cd（或EX-Cd）含量, mg·kg-1；Q0表示对照组CK中DTPA-Cd（或EX-Cd）含量, mg·kg-1.
采用WPS Office 2019进行数据处理, Origin 2022进行数据分析作图, IBM SPSS Statistics 21进行数据统计分析.
2 结果与分析 2.1 不同HA/FA对水稻产量及Cd累积的影响不同处理水稻生物量变化情况见表 3.与CK处理相比, HA/FA = 6/4处理降低了水稻产量, 但差异不显著, 其余处理均显著（P < 0.05）增加了水稻产量.HA/FA = 10/0和HA/FA = 0/10均显著提高了分蘖期株高、成熟期茎叶干重和鲜重以及水稻产量, 其中产量增加幅度分别为3.2%和2.6%.HA/FA为8/2、4/6和2/8处理组的产量平均增加幅度为1.6%.施3种供试有机肥显著提高了分蘖期株高、成熟期茎叶干重和鲜重以及水稻产量, 其中产量平均增加幅度为5.0%.结果说明使用不同HA/FA作为土壤Cd钝化剂不会导致水稻产量降低, 含HAs的有机肥还有较明显的增产作用.
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表 3 不同处理水稻生物量变化情况1） Table 3 Changes in rice biomass after application of test materials |
不同HA/FA腐殖酸及有机肥对水稻Cd累积的影响见表 4.与CK处理相比, 3种供试有机肥均显著降低了水稻根、茎、叶和籽粒中的Cd含量, 其中叶和籽粒Cd含量降幅分别为11.2% ~ 32.6%和24.2% ~ 42.4%；而HAs的影响则与其HA/FA值有关, HA/FA ≥ 4/6的处理均显著降低了水稻根、茎、叶和籽粒中Cd含量, 其叶和籽粒中Cd含量降幅分别为20.2% ~ 42.7%和15.2% ~ 33.3%；而HA/FA ≤ 2/8的处理则显著提高了水稻籽粒、茎和叶中Cd含量, 其叶和籽粒中Cd含量增幅分别为13.5% ~ 43.8%和24.2% ~ 42.4%.
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表 4 不同HA/FA及有机肥对水稻Cd累积的影响1）/mg·kg-1 Table 4 Cadmium accumulation in rice after application of test materials /mg·kg-1 |
不同处理水稻Cd的富集系数和转运系数见表 5.与CK处理相比, HA/FA ≥ 4/6处理降低了TFStem-Grain和TFRoot-Grain, 降低幅度分别为5.9% ~ 23.5%和25%, 表明Cd从水稻茎、根向籽粒的转运受到抑制, 从而降低了籽粒Cd的累积量；而HA/FA ≤ 2/8处理则提高了TFStem-Grain和TFRoot-Grain, 增加幅度分别为5.9% ~ 17.6%和42.9%, 表明其促进了Cd从水稻根、茎向籽粒的转运, 提高了籽粒Cd的累积量[30].与CK相比, HA/FA ≥ 4/6和3种供试有机肥处理均降低了BAFGrain、BAFStem和BAFLeaf, 其中HA/FA ≥ 4/6处理对BAFGrain的降低幅度为13.4% ~ 31.7%, 供试3种实际有机肥对BAFGrain降低幅度为22.0% ~ 42.7%；HA/FA ≤ 2/8处理增加了BAFGrain、BAFStem和BAFLeaf, 其中对BAFGrain的增加幅度为25.6% ~ 42.7%.
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表 5 不同处理水稻Cd的富集系数和转运系数 Table 5 Changes in enrichment and transport coefficients of Cd in rice |
结果说明含HAs有机物料对水稻籽粒Cd累积调控作用受其HA/FA制约, 抑制或促进水稻籽粒Cd累积的临界阈值介于4/6和2/8之间.供试3种实际有机肥, 其HA/FA均 > 4/6, 施用后均显著降低籽粒Cd含量.因此, 以有机物料作为水稻土壤Cd钝化剂, 控制其适宜的HA/FA值是发挥其钝化效应的关键.
2.2 不同HA/FA对水稻土壤中Cd有效态和赋存形态的影响钝化材料常通过影响土壤Cd的形态转化和植物有效性进而影响作物的吸收累积.DTPA提取法是常用的土壤有效Cd含量测定方法之一.不同处理对水稻生长过程中土壤DTPA-Cd含量变化的影响见图 2.土壤DTPA-Cd含量受HA/FA值和有机肥种类的影响而呈现显著差异（P < 0.05）.水稻分蘖期HA/FA ≥ 4/6处理显著降低了DTPA-Cd含量（P < 0.05）, 较CK处理降幅为5.3% ~ 9.7%；HA/FA ≤ 2/8处理显著增加了DTPA-Cd含量, 增幅为6.2% ~ 9.7%；供试3种实际有机肥降幅为14.2% ~ 33.6%.水稻成熟期, 与CK处理相比, HA/FA ≥ 4/6处理显著降低了DTPA-Cd含量, 降幅为4.9% ~ 24.3%；HA/FA ≤ 2/8处理显著增加了DTPA-Cd含量, 增幅为2.8% ~ 4.2%；3种实际有机肥处理降幅为9.0% ~ 32.6%.
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不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异（P < 0.05） 图 2 不同处理对水稻生长过程中土壤DTPA-Cd含量变化的影响 Fig. 2 Effects of different treatments on DTPA-Cd content during rice growth |
综上可见, HA/FA ≥ 4/6处理和供试3种实际有机肥处理均能显著降低土壤有效态Cd含量, 相反HA/FA ≤ 2/8处理增加了土壤有效态Cd含量.HA/FA对土壤Cd植物有效性的调控效应临界阈值介于4/6和2/8之间, 与抑制或促进水稻籽粒Cd累积的临界阈值范围相同, 说明HAs通过影响土壤Cd的有效性而减少水稻籽粒Cd的累积.供试3种实际有机肥, 其HA/FA均 > 4/6, 施用后均显著降低籽粒中Cd含量.因此, 以有机物料作为水稻Cd钝化剂, 控制适宜的HA/FA是发挥其钝化作用的关键.
土壤Cd的植物有效性受其赋存状态的制约, 有机物料通过影响Cd的形态转化而制约其对水稻的有效性.不同处理对水稻生长过程中土壤各Cd形态占全Cd的比例见图 3.由图 3（a）可见, 水稻分蘖期, 与CK处理相比, HA/FA ≥ 4/6处理使EX-Cd降低13.3% ~ 44.4%, CA-Cd提高8.6% ~ 45.7%, FM-Cd提高7.1% ~ 35.7%.HA/FA ≤ 2/8处理使EX-Cd提高24.4%, CA-Cd降低31.4% ~ 42.9%, FM-Cd降低21.4%.万植生物有机肥和矿源腐殖质处理使EX-Cd降低2.2% ~ 68.9%, CA-Cd提高5.7% ~ 17.1%, FM-Cd提高14.3% ~ 114.3%.由图 3（b）可见, 成熟期, 与CK相比, HA/FA ≥ 4/6处理使EX-Cd降低6.5% ~ 21%.HA/FA ≤ 2/8处理使EX-Cd提高0 ~ 22.6%, FM-Cd降低18.2% ~ 36.4%.供试3种实际有机肥处理使EX-Cd降低了21% ~ 41.9%, CA-Cd提高了40% ~ 90%.
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（a）分蘖期, （b）成熟期；1.CK, 2.HA/FA = 10/0, 3.HA/FA = 8/2, 4. HA/FA = 6/4, 5. HA/FA = 4/6, 6. HA/FA = 2/8, 7. HA/FA = 0/10, 8. 万植有机肥, 9. 万植生物有机肥, 10.矿源腐殖质 图 3 不同处理对水稻生长过程中土壤Cd形态占全Cd比例的影响 Fig. 3 Effects of different treatments on the proportion of soil cadmium to total cadmium during rice growth |
不同处理对Cd钝化率的影响见图 4.随着HA/FA的降低, 钝化率在整体上呈现下降的趋势.水稻处于分蘖期和成熟期时：当HA/FA ≥ 4/6时, Cd的钝化率大于0；当HA/FA ≤ 2/8时, Cd钝化率小于0.即, HA/FA ≥ 4/6时对土壤Cd具有钝化作用, 而HA/FA ≤ 2/8时则表现为活化作用.
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1.万植有机肥, 2.万植生物有机肥, 3.矿源腐殖质, 4.HA/FA = 10/0, 5. HA/FA = 8/2, 6.HA/FA = 6/4, 7.HA/FA = 4/6, 8.HA/FA = 2/8, 9.HA/FA = 0/10 图 4 不同处理对土壤Cd钝化率的影响 Fig. 4 Effect on the percentage of soil cadmium passivation |
综上表明, HA/FA ≥ 4/6处理使得土壤中Cd由活性高的EX-Cd向活性低的CA-Cd和FM-Cd转化.HA/FA ≤ 2/8处理使得土壤中Cd由活性低的CA-Cd和FM-Cd向活性高的EX-Cd转化.HAs影响下的Cd形态转化与DTPA-Cd的变化高度一致.
2.3 不同HA/FA对水稻土壤pH和有效硫含量的影响土壤pH值被认为是对土壤Cd有效性和Cd赋存形态影响最为显著的因素[31].pH影响土壤重金属赋存形态的机制在于pH可使土壤吸附位点发生改变、影响吸附表面的配位及稳定[32].不同处理对水稻生长过程中土壤pH的影响见图 5.由图 5（a）可见, 分蘖期：与CK相比, HA/FA为10/0、8/2和6/4处理均提高了土壤pH, 分别提高了0.12、0.02和0.22个单位；HA/FA为4/6、2/8和0/10处理则降低了土壤pH, 分别降低了0.05、0.24和0.32个单位.供试3种实际有机肥使土壤pH显著提高了0.06 ~ 0.15个单位.成熟期时[图 5（b）]：与CK相比, HA/FA ≥ 6/4处理显著提高了土壤pH, pH ≤ 4/6处理降低了土壤pH；供试3种实际有机肥均显著提高了土壤pH, 分蘖期提高了0.06 ~ 0.15个单位、成熟期提高了0.04 ~ 0.08个单位.结果说明HA/FA较高的（≥ 6/4）HAs或含HAs有机物料, 可以提升或维持土壤较高的pH, 因此, 也有利于降低土壤中Cd的有效性.
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不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异（P < 0.05）, 下同 图 5 不同处理对水稻生长过程中土壤中pH的影响 Fig. 5 Effects of different treatments on soil pH during rice growth |
硫是植物生长过程中不可缺少的必需营养元素, 同时土壤中硫的形态转化也会影响土壤酸度.不同处理对水稻生长过程中土壤有效硫含量的影响见图 6.水稻生长处于分蘖期时, 施用不同HA/FA显著提高了土壤有效硫含量, 当HA/FA达到2/8时, 土壤有效硫含量达到最高, 较CK增加了122%；3种供试有机肥使水稻分蘖期土壤中有效硫含量增加了33.3% ~ 65.8%, 以万植有机肥增加幅度最大.至水稻成熟期, 土壤有效硫含量整体降低, 但不同处理土壤有效硫含量变化差异较大, 特别是HA/FA为2/8和0/10的处理组, 成熟期显著低于其他处理, 较CK降低了21.9% ~ 23.9%.表明HAs中FA组分水稻生长前期对土壤硫的有效性提升作用较大, 而HA组分更能持续维持土壤全生育期中有效硫较高的状态.
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图 6 不同处理对水稻生长过程中土壤中有效硫含量的影响 Fig. 6 Effects of different treatments on soil available sulfur during rice growth |
前文分析表明, 施用HAs及含HAs有机物料显著改变了土壤pH、有效硫含量和Cd形态.为进一步了解有机物料影响下, 土壤性质变化及其与Cd有效性和水稻籽粒累积的关系, 首先基于不同HA/FA腐殖酸处理（T1 ~ T7）结果, 对HA、FA添加量与分蘖期和成熟期土壤中有效Cd、pH、有效硫含量以及籽粒Cd含量做皮尔逊相关性分析（表 6）.结果表明, 水稻分蘖期土壤中有效Cd含量与HA添加量呈显著负相关而与FA添加量为显著正相关；同时, HA添加量与土壤pH呈显著正相关关系（P < 0.05）, 而与FA添加量则为显著负相关, 且FA添加量还与分蘖期土壤有效硫含量呈显著正相关（P < 0.05）.结果证实HAs通过影响土壤pH和有效硫含量, 进而影响土壤中有效态Cd, 而有效态Cd则与水稻籽粒中Cd的含量呈高度正相关（P < 0.01）；HAs中HA和FA组分对土壤Cd活性的作用相反, 前者表现为钝化效应, 而后者则起活化作用, 不同HA/FA的影响则是两者综合作用的结果.
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表 6 HA和FA添加量与土壤性质的相关性1）（N = 7） Table 6 Correlation between HA and FA addition and soil properties (N = 7) |
HAs对土壤pH、有效硫等性质的影响, 势必影响土壤中Cd的赋存形态, 从而表现出不同的有效性, 且分蘖期的影响比成熟期更显著.为此, 将包括实际供试有机肥在内的所有分蘖期处理的土壤pH、有效硫含量和Cd赋存形态等性质因子与土壤Cd有效性和水稻籽粒Cd之间进行相关性分析（表 7）, 以进一步分析各因子之间的相互联系, 同时以水稻籽粒Cd含量作为目标变量, 采用逐步回归法定量分析不同因子对水稻Cd累积的贡献（表 8）.由表 8可以看出, 影响水稻籽粒Cd累积的第一因素为土壤有效Cd, 第二因素为土壤pH, 水稻籽粒Cd含量随着有效Cd的增大而增大, 随着pH的增大而减小.同时水稻籽粒Cd的含量随着水稻叶和茎中Cd的累积而累积.
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表 7 水稻生长处于分蘖期时各因素之间的相互关性1） Table 7 Correlation between various factors at tillering stage of rice growth |
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表 8 不同因子对于水稻籽粒Cd累积的贡献1） Table 8 Contribution of different factors to cadmium accumulation in rice grains |
由表 7可知, 水稻籽粒Cd含量与有效Cd呈显著正相关（P < 0.01）、与pH呈显著负相关（P < 0.01）、与CA-Cd呈显著负相关（P < 0.05）.故土壤pH和CA-Cd含量的增加均能降低籽粒Cd含量.有效Cd与pH呈显著负相关（P < 0.05）, pH与有效硫含量呈显著负相关（P < 0.01）, 与不同HA/FA腐殖酸处理（T1 ~ T7）的相关性结果一致.另EX-Cd与CA-Cd和FM-Cd呈显著负相关（P < 0.01）.
3 讨论 3.1 HA/FA处理对水稻土壤性质和Cd形态及有效性的影响本研究结果表明, HAs对于土壤pH、有效硫含量和Cd赋存形态和有效性均有显著影响, 其影响方向和程度随其活性组分的不同而有很大差异.单纯HA处理能显著增加土壤pH、降低有效Cd含量, 而单纯FA处理能显著降低pH, 增加有效硫含量、促进了土壤Cd由活性较低的FM-Cd向活性高的EX-Cd转化, 从而升高了土壤有效Cd含量, 这与HA和FA结构和性质差异密切相关.HA相对分子质量高, 一般在3 000 ~ 100 000之间[33], 聚合程度高且结构更加复杂, 其酸缓冲能力更强, 同时更易于与土壤无机胶体结合形成复合胶体, 改变土壤结构和缓冲性能, 进而改变土壤不同组分对Cd的固持能力和形态分配[10].因此, HA处理能够增加土壤pH[34, 35], 降低土壤有效态Cd含量[12], 促进土壤中的Cd向活性低的形态转化；而FA相对分子质量低, 一般在500 ~ 5 000之间[33], 在土壤中移动性更强, 同时FA带有更多的酸性功能基团, 进入土壤后增加体系中H+的浓度, 降低土壤pH[30, 36], 促进土壤中的Cd向离子态和EX-Cd的转化[36], 提升了土壤Cd的移动性和植物有效性.此外, 本研究发现, FA可以增加土壤有效硫含量, 有研究表明土壤中有效硫含量增加能有效促进土壤有效Cd含量增加[37].单纯施用FA使土壤中有效硫含量较CK增加了65.8%, 张立超等[38]通过元素分析仪测定出的HA和FA中S质量含量占比仅为0.18%和1.21%, 说明HAs对土壤有效硫含量的影响非自身成分的直接影响, 而是通过促进土壤中的硫发生的氧化还原反应, 产生的硫酸和金属氧化物反应生成水溶性硫酸盐和吸附态硫酸盐, 从而增加了土壤中有效硫含量.实际有机物料中HA和FA的含量和相对比例因其物料种类、堆肥条件的不同而异, 其对土壤中Cd有效性的影响是各种组分综合作用的结果.本研究通过系列试验得出, 既提升水稻产量, 又确保粮食安全的HA/FA的适用范围应为HA/FA ≥ 4/6.
3.2 HA/FA处理对水稻Cd吸收转运和累积的影响田间试验结果表明, 降低水稻籽粒对Cd累积的HA/FA ≥ 4/6, 与HAs调控土壤Cd有效态的阈值范围一致, 说明HAs通过调控土壤Cd的有效性而影响水稻对Cd的吸收累积, 籽粒Cd累积量与土壤中Cd有效态含量的高度相关性也进一步证实了此观点.如前所述, 大分子的HA通过其自身对Cd的络合固定作用[39], 与土壤无机胶体紧密结合形成复合胶体, 强化了土壤对Cd的固持能力；而低分子的FA通过降低pH、形成移动性强的络合物, 从而增加土壤有效Cd含量, 促进了水稻对Cd的吸收[40].同时, 本研究还发现, HA/FA还影响水稻植株体内Cd的分配转运.HA/FA ≥ 4/6处理使Cd由茎向籽粒和根向籽粒的转运系数分别降低了5.9% ~ 23.5%和25%, 而HA/FA ≤ 2/8处理使Cd由茎向籽粒和根向籽粒的转运系数分别上升了5.9% ~ 17.6%和42.9%, 表明HA/FA不仅影响土壤Cd的有效性, 同时也影响植株体内Cd的转运分配, 这可能与不同HA/FA影响下水稻吸收Cd的形态有关, 有研究表明有效态Cd更容易被植物所吸收[41], HA/FA影响下水稻Cd吸收、转运的生理机制值得进一步研究.需要说明的是, 本试验条件下, 尽管HA/FA ≥ 4/6的HAs和实际有机肥对水稻均显示了显著的降Cd效果, 籽粒Cd降低幅度达15.2% ~ 33.3%, 但水稻籽粒Cd含量尚未达到食品安全国家标准（GB 2762-2017）的标准限值（0.2 mg·kg-1）要求, 意味着单施有机物料调控尚难保证水稻籽粒达标, 需要有多种措施结合[28].
4 结论（1）HA和FA通过影响土壤pH、Cd的形态和有效性从而影响水稻Cd的吸收、分配转运和累积.两者作用方向不同, 前者促进土壤对Cd的固定, 降低土壤有效态Cd含量, 从而降低水稻籽粒Cd含量, 而后者作用则相反.HA/FA抑制或促进水稻籽粒Cd累积的临界阈值介于4/6和2/8之间.
（2）3种实际有机肥施用后, 均显著降低了土壤中DTPA-Cd含量和水稻籽粒Cd含量.而3种供试有机肥的HA/FA均大于 > 4/6, 与研究确定的临界阈值吻合, 证实有机肥对于土壤Cd活性的调控作用确受其活性组分HA/FA相对含量的制约.
（3）实际有机肥常含有不同HA和FA组成的复杂混合物, 其对Cd污染土壤上水稻Cd的吸收、转运分配和累积的效应是各种组分共同作用的结果.选择以有机物料作为土壤Cd污染修复材料, 控制其适宜的HA/FA是关键.
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