摘要：為研究農(nóng)田土壤重金屬與速效養(yǎng)分的時空特征以及氮磷增效劑對農(nóng)田土壤重金屬的影響，本試驗以受中、輕度污染的酸性棕壤和典型潮土為研究對象，采用田間試驗、盆栽試驗與室內(nèi)分析相結(jié)合的方法進行研究。結(jié)果表明：農(nóng)田土壤中Cd、Cu、Pb、Zn4種重金屬元素含量在0-20 cm土層顯著高于深層土壤；棕壤0-20 cm土層Cd含量超標(biāo)204％，潮土0～20 cm土層Cd、Zn含量分別超標(biāo)104％、419％；農(nóng)田土壤0-20 cm土層重金屬有效態(tài)含量占比高于深層土壤，棕壤中重金屬有效態(tài)含量占比高于潮土。棕壤0～20 cm土層全氮、堿解氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、有效磷和速效鉀含量均顯著高于深層土壤，且隨土壤深度增加呈逐漸減小趨勢，而潮土中僅全氮、堿解氮和有效磷含量顯著高于深層土壤；農(nóng)田土壤速效養(yǎng)分隨時間波動變化，其中硝態(tài)氮和銨態(tài)氮波動幅度最大，最大變異系數(shù)分別為44.1％和47.3％。受污染農(nóng)田土壤的小麥植株體內(nèi)Cd、Pb、Cu主要積累在葉片，Zn主要積累在籽粒；不同重金屬元素從小麥莖、葉向籽粒的遷移程度差異較大，其中Cd遷移率最小，Zn遷移率最大。氮磷增效劑能顯著減少棕壤中重金屬有效態(tài)含量，底肥+氫醌+雙氰胺+生物炭處理的有效態(tài)Cd、Cu、Pb、Zn含量較對照（僅加底肥，不加氮磷增效劑）處理分別顯著降低24.7％、19.5％、23.7％、18.1％，而在潮土中施用效果不明顯。研究表明，農(nóng)田土壤重金屬與土壤養(yǎng)分之間存在一定的相關(guān)性，且在土壤垂直分布上大體一致，土壤類型是氮磷增效劑對重金屬有效態(tài)產(chǎn)生不同影響的重要因素。

關(guān)鍵詞：棕壤；潮土；重金屬；養(yǎng)分有效性；重金屬遷移；氮磷增效劑

中圖分類號：X53 文獻標(biāo)志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）02-0294-14 doi：10.11654/jaes.2023-0238

隨著生產(chǎn)工業(yè)化、社會現(xiàn)代化的快速發(fā)展，區(qū)域農(nóng)田土壤出現(xiàn)不同程度的污染問題，其中較為突出的是重金屬污染。據(jù)全國土壤污染狀況調(diào)查公報顯示，截止至2013年12月，全國土壤總超標(biāo)率為16.1％，其中重金屬污染占82.8％，Cd、Cu、Pb、Zn的點位超標(biāo)率分別為7.0％、2.1％、1.5％、0.9％。農(nóng)田土壤重金屬含量與土壤背景值相比均有顯著積累，但總體并未超出土壤污染風(fēng)險篩選值。已有研究推測，隨著時間的推移，若不及時采取治理措施，土壤重金屬含量將會持續(xù)升高，在土壤深度上以表層積累最為明顯。有關(guān)研究表明，農(nóng)田重金屬的來源整體上以肥料施入、污水灌溉等農(nóng)業(yè)活動為主，部分來源于工礦活動及其產(chǎn)生的大氣沉降]。中國環(huán)境監(jiān)測總站調(diào)查結(jié)果顯示，2021年全國土壤安全利用率穩(wěn)定在90％以上，但是重點行業(yè)用地土壤污染風(fēng)險不容忽視，如工業(yè)園區(qū)、礦區(qū)等。2010-2012年間，受采礦污染的土地面積超過200萬hm2，并且每年以33 000-47 000hm2的速度遞增。因此，針對重點區(qū)域的重金屬在土壤中的富集遷移、重金屬對植物的影響、重金屬與土壤養(yǎng)分之間的相關(guān)性以及修復(fù)重金屬污染土壤等問題已越來越受到人們的重視。

氮素增效劑包括脲酶抑制劑和硝化抑制劑，主要作用是活化土壤中的氮素和磷素，并間接影響重金屬的有效性。脲酶抑制劑能抑制土壤脲酶活性，減緩尿素水解，延長其時效，如正丁基硫代磷酰三胺（NBPT）、氫醌（HQ）等。硝化抑制劑能抑制土壤亞硝化細菌等微生物活性，減緩?fù)寥乐袖@態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，如雙氰胺（DCD）、3，4-二甲基吡唑磷酸鹽（DMPP）等。磷素增效劑主要為有機化合物，能吸附或活化土壤中的磷素，減少土壤磷素的固定和沉淀，提升磷的有效性，如腐植酸、生物炭等。研究表明，土壤重金屬元素和養(yǎng)分元素之間存在不可分割的互作效應(yīng)。土壤重金屬可通過抑制土壤微生物的活性，從而抑制土壤有機氮的礦化及養(yǎng)分向速效形態(tài)的轉(zhuǎn)化。茹淑華等在對河北省典型蔬菜產(chǎn)區(qū)土壤的研究中發(fā)現(xiàn)，全氮、全磷、有效磷、有機質(zhì)與重金屬Cd之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系。重金屬鈍化劑通過吸附、螯合、絡(luò)合、氧化還原等作用機制，降低重金屬的有效性。例如：氮磷增效劑中的生物炭可部分吸附重金屬。另外可通過調(diào)節(jié)土壤養(yǎng)分的活性及含量影響重金屬的賦存形態(tài)，如土壤有效磷可與重金屬結(jié)合生成難溶性的重金屬磷酸鹽等。

了解受污染土壤重金屬含量與土壤養(yǎng)分的時空變化，監(jiān)控植株中重金屬含量的分布，針對性地配施鈍化劑或改良劑，遵循“邊修復(fù)，邊生產(chǎn)”，既對土壤養(yǎng)分的高效利用、重金屬污染土壤的科學(xué)治理以及糧食安全的保證有重要意義，也是推進中輕度復(fù)合污染土壤綜合安全利用的重要措施。本研究以存在中輕度金礦企業(yè)、重工業(yè)大氣沉降和廢液污染的大田土壤為研究對象，調(diào)查棕壤和潮土中污染元素的時空變異特征，并對污染土壤進行鈍化修復(fù)研究，以期為小麥、玉米的安全生產(chǎn)提供理論依據(jù)和實踐指導(dǎo)。

1材料與方法

1.1試驗地概況

本試驗在山東省煙臺市招遠市某鎮(zhèn)（當(dāng)?shù)赜薪鸬V，存在大氣沉降污染）與山東省聊城市某鎮(zhèn)（當(dāng)?shù)赜谢て髽I(yè)，存在廢液污染）進行。兩地均屬暖溫帶季風(fēng)氣候區(qū)。招遠市年均氣溫13.4℃，年均降水量525 mm，年均日照時數(shù)2 489 h；土壤為酸性棕壤，pH 4.69-6.85，有機質(zhì)含量17.5 g·kg-1。聊城市年均氣溫13.5℃，年均降水量540 mm，年均日照時數(shù)2 323 h；土壤為典型潮土，pH 7.78-8.48，有機質(zhì)含量18.1 g·kg-1。試驗地土壤理化性質(zhì)如表1所示。

1.2試驗設(shè)計

研究地為小麥一玉米輪作大田，小麥品種為濟麥22，施肥配比為20-12-6（N-P2O5-K2O），由尿素、磷酸二銨、氯化鉀供給。每公頃施氮150 kg作底肥（由尿素提供氮80 kg、磷酸二銨提供氮70 kg），播種前一次性撒施深翻；另外每公頃施氮150 kg作追肥（由尿素提供氮），返青期追施。

取供試0-20 cm耕層土壤進行盆栽試驗。將土壤均勻攤開，待風(fēng)干后，去除植物根系、石礫及其他雜物等，搗碎大土塊，將土壤充分混合均勻后過篩備用。試驗所用容器為上部直徑34 cm、底部直徑21 cm、高度30 cm的白色塑料盆，將24 cmX24 cm的紗布疊雙層鋪于盆底，每盆10 kg土樣，將氮0.15 g·kg-1、磷0.10 g·kg-1、鉀0.15 g·kg-1與氮磷增效劑混合作底肥施用。盆栽試驗所用的氮磷增效劑為課題組篩選出的阻控氮磷損失、增產(chǎn)效果良好的組合，氮素增效劑包括HQ+DCD、NBPT+DMPP，磷素增效劑為生物炭，具體處理列于表2。供試玉米品種為鄭單958，每盆播3?；?粒種子，待種子長到二葉一心時進行間苗，每盆保留1株。盆栽采用隨機區(qū)組排列，并定期調(diào)換盆的位置。試驗過程中，通過稱量法確定灌水量。

1.3樣品采集及測定方法

樣品采集：田間試驗在小麥不同生育期采集土壤樣品，招遠取樣地取0-20、20-40、40-60 cm 3個層次土樣，聊城取0-20、20-40、40-60、60-80、80-100 cm 5個層次土樣。用土鉆在小麥行間取土，將不同深度土樣各自充分混勻，將其中的石礫、根系及有機殘體等剔除，部分鮮土樣用于測定土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮，其余土樣于室內(nèi)陰涼處自然風(fēng)干、磨細，分別過10、16、100目篩后密封保存。其中過10目篩的土樣用于測定土壤重金屬有效態(tài)含量，過16目篩的土樣用于測定土壤堿解氮、有效磷和速效鉀含量，過100目篩的土樣用于測定土壤重金屬全量和全氮含量，在小麥?zhǔn)斋@期采集小麥植株樣品，分割莖、葉、籽粒于烘箱烘干，用磨碎機粉碎后過100目篩，密封保存，用于測定植株重金屬含量。

盆栽試驗每隔15 d觀察記錄植株長勢以及采集土壤樣品，即播種后第0、15、30、45、60天調(diào)查取樣。取植株與盆體內(nèi)緣間的0-20 cm土樣，多點取樣，充分混勻，土樣處理方法同田間試驗土樣。

測定方法：土壤重金屬Cd、Cu、Pb、Zn全量采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸消解、電感耦合等離子體發(fā)射光譜法測定（iCAP 7000系列）；土壤重金屬Cd、Cu、Pb、Zn有效態(tài)采用DTPA浸提、電感耦合等離子體發(fā)射光譜法測定（iCAP 7000系列）；土壤全氮采用微量凱氏定氮法測定；土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮采用氯化鉀浸提、流動注射分析儀測定；土壤堿解氮采用堿解擴散法測定；土壤有效磷采用碳酸氫鈉浸提、鉬銻抗比色法測定；土壤速效鉀采用醋酸銨浸提、火焰光度計法測定；植株重金屬Cd、Cu、Pb、Zn采用濃硝酸-高氯酸消解、電感耦合等離子體發(fā)射光譜法測定（iCAP7000系列）。

1.4統(tǒng)計分析

采用轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）來表征各種重金屬從小麥莖、葉向籽粒遷移的能力，具體計算公式如下：

TF籽粒/莖=小麥籽粒的重金屬含量（mg·kg-1）／小麥莖的重金屬含量（mg·kg-1）

TF籽粒/葉=小麥籽粒的重金屬含量（mg·kg-1）／小麥葉的重金屬含量（mg·kg-1）

土壤單項質(zhì)量指數(shù)的分析按照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）所規(guī)定的進行。采用Microsoft Excel 2013軟件對數(shù)據(jù)進行處理和繪圖，采用SPSS 26軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計，Duncan多重比較法進行顯著性分析。

2結(jié)果與分析

2.1棕壤和潮土中Cd形態(tài)的時空變化

棕壤和潮土0-20 cm土層的全Cd、有效態(tài)Cd含量顯著高于深層土壤，且棕壤全Cd含量隨著土層深度的增加而顯著降低（圖1a-圖1d）。棕壤0-20 cm土層的全Cd含量均超出GB 15618-2018農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)中Cd風(fēng)險篩選值（0.3 mg·kg-1），需要采取農(nóng)藝措施進行管控；潮土0-20 cm土層的全Cd含量均超出GB 15618-2018中的土壤污染風(fēng)險篩選值（0.6 mg·kg-1）。

從時間看，當(dāng)年12月至次年6月的棕壤各土層全Cd含量緩慢上升，12月與次年6月全Cd含量差異顯著（圖1a）。棕壤0-20 cm土層中有效態(tài)Cd含量隨時間變化不顯著（圖1c）。潮土0-20 cm土層中，全Cd與有效態(tài)Cd含量有相似的動態(tài)變化過程：當(dāng)年10-12月全Cd和有效態(tài)Cd含量均在增加，此后至次年3月含量均降低，再后來至5月含量又增加。潮土其他土層含量變化規(guī)律不明顯（圖1b、圖1d）。

棕壤和潮土0-20 cm土層有效態(tài)Cd在全Cd中的占比均顯著高于深層土壤（Plt;0.05），棕壤0-20 cm土層中有效態(tài)Cd占比在19.1％-22.8％之間，潮土在12.6％-15.8％之間，棕壤0-20 cm土層中有效態(tài)Cd的占比高于潮土（圖1e、圖1f）。

2.2棕壤和潮土中Cu形態(tài)的時空變化

棕壤和潮土0-20 cm土層全Cu、有效態(tài)Cu含量顯著高于深層土壤，且棕壤有效態(tài)Cu含量隨著土層深度的增加顯著降低（圖2a-圖2d）。棕壤0-20 cm土層的全Cu含量部分超出GB 15618-2018中Cu風(fēng)險篩選值（50 mg·kg-1），可能存在土壤污染風(fēng)險；潮土各深度的全Cu含量均未超出土壤污染風(fēng)險篩選值（100 mg·kg-1）。

從時間看，當(dāng)年12月至次年6月的棕壤0-20 cm土層全Cu含量緩慢上升，當(dāng)年12月與次年6月全Cd含量差異顯著（圖2a）；棕壤0-20 cm土層當(dāng)年12月的有效態(tài)Cu含量顯著低于次年6月（圖2c）。潮土全Cu含量在各土層中的動態(tài)變化相似：當(dāng)年10-11月，全Cu含量顯著增加，此后至次年2月顯著下降，4月至5月又顯著增加（圖2b）。潮土各土層有效態(tài)Cu含量隨時間變化不顯著（圖2d）。

棕壤0-20 cm土層的有效態(tài)Cu在全Cu中的占比顯著高于深層土壤（圖2e）；而潮土各深度土層的有效態(tài)Cu占比相當(dāng)（圖2f）。棕壤0-20 cm土層的有效態(tài)Cu占全Cu含量的21.9％-26.5％，顯著高于潮土的4.76％-8.69％。

2.3棕壤和潮土中Pb形態(tài)的時空變化

棕壤和潮土0-20 cm土層的全Pb、有效態(tài)Pb含量顯著高于深層土壤。棕壤0-20 cm土層的全Pb平均含量為49.7 mg·kg-1，顯著高于潮土（圖3a、圖3b）；棕壤0-20 cm土層的有效態(tài)Pb平均含量為8.30 mg·kg-1，亦顯著高于潮土（圖3c、圖3d）。棕壤和潮土全Pb含量均未超出土壤污染風(fēng)險篩選值（90 mg·kg-1，170 mg·kg-1）。

從時間看，棕壤0-20 cm土層全Pb含量隨時間變化不顯著，有效態(tài)Pb含量次年6月顯著高于其他月份；潮土0-20 cm土層全Pb含量緩慢下降，有效態(tài)Pb含量隨時間變化規(guī)律不明顯。

棕壤0-20 cm土層的有效態(tài)Pb占全Pb的13.3％-22.2％，次年3、4、6月的0-20 cm土層有效態(tài)Pb占比顯著高于深層土壤（圖3e）。潮土0-20 cm土層的有效態(tài)Pb占全Pb的13.1％-19.7％，11月至次年4月的0-20 cm土層有效態(tài)Pb占比顯著高于深層土壤（圖3f）。

2.4棕壤和潮土中Zn形態(tài)的時空變化

總體看，潮土全Zn、有效態(tài)Zn含量高于棕壤。棕壤和潮土0-20 cm土層全Zn、有效態(tài)Zn含量顯著高于深層土壤，且棕壤有效態(tài)Zn含量隨深度增加而顯著降低（圖4a-圖4d）。棕壤各土層的全Zn含量均未超出土壤污染風(fēng)險篩選值（200 mg·kg-1）；潮土各土層的全Zn含量均遠超出土壤污染風(fēng)險篩選值（300 mg·kg-1），需采取嚴格的管控措施。

從時間看，棕壤和潮土中全Zn、有效態(tài)Zn含量與時間關(guān)系的規(guī)律不明顯。棕壤0-20 cm土層全Zn含量在176 mg·kg-1附近波動，有效態(tài)Zn含量在32.3mg·kg-1附近波動（圖4a、圖4c）。潮土0-20 cm土層的全Zn、有效態(tài)Zn含量變化幅度較大，波動范圍分別為1 412-1 802、63.6-77.9 mg·kg-1（圖4b、圖4d）。

棕壤各土層有效態(tài)Zn占比顯著高于潮土。棕壤中有效態(tài)Zn占比的規(guī)律性較低（圖4e）；潮土0-20 cm土層有效態(tài)Zn占全Zn百分比要顯著高于深層土壤（圖4f）。

2.5棕壤和潮土中各養(yǎng)分含量的時空變化

由表3可知，棕壤和潮土0-20 cm土層全氮、堿解氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、有效磷、速效鉀含量均顯著高于深層土壤。棕壤各養(yǎng)分含量隨土層深度的增加而逐漸降低，其中全氮、堿解氮含量顯著降低。潮土的堿解氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、有效磷含量在深層土壤中差異不顯著，全氮、速效鉀含量在部分土層間差異顯著。

棕壤和潮土的全氮、速效鉀含量沒有顯著差異（Pgt;0.05），全氮平均含量分別為0.300、0.320 g·kg-1，速效鉀平均含量分別為161、155 mg·kg-1。棕壤堿解氮、銨態(tài)氮、有效磷平均含量分別為67.4、11.8、16.5mg·kg-1，顯著高于（Plt;0.05）潮土的平均堿解氮（47.5mg·kg-1）、銨態(tài)氮（8.87 mg·kg-1）、有效磷（9.68 mg·kg-1）含量。棕壤的硝態(tài)氮平均含量為3.47 mg·kg-1，顯著低于（Plt;0.05）潮土的（10.8 mg·kg-1）。

各個土層中的養(yǎng)分含量隨時間推移均會發(fā)生波動性變化，波動幅度大小可用變異系數(shù)表示。由表4可看出，棕壤的硝態(tài)氮、銨態(tài)氮變異系數(shù)較大，全氮、堿解氮變異系數(shù)小。潮土的銨態(tài)氮變異系數(shù)最大，硝態(tài)氮次之；與棕壤類似，潮土的全氮變異系數(shù)較小。由此推測，供試土壤中的硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量易波動，全氮含量較穩(wěn)定。棕壤和潮土在各土層中的各養(yǎng)分含量變異系數(shù)無明顯統(tǒng)一規(guī)律。

2.6棕壤和潮土0-20 cm土層中重金屬與土壤養(yǎng)分的關(guān)系

由表5可知，棕壤0-20 cm土層中，全Cu、有效態(tài)Pb、全Zn與速效磷呈極顯著正相關(guān)，全Cu、有效態(tài)Cu與速效鉀呈極顯著正相關(guān)，全氮與有效態(tài)Pb呈極顯著正相關(guān)，硝態(tài)氮與全Pb呈顯著正相關(guān)，銨態(tài)氮與全Zn呈顯著正相關(guān)。由表6可知，在潮土0-20 cm土層中，有效態(tài)Cd、有效態(tài)Cu、全Zn與有效磷呈極顯著正相關(guān)，全Pb、有效態(tài)Zn與有效磷呈顯著正相關(guān)，有效態(tài)Cu與速效鉀呈極顯著正相關(guān)，全氮與全Cu呈極顯著正相關(guān)，全氮與有效態(tài)Cu呈顯著正相關(guān)，銨態(tài)氮與全Pb呈極顯著正相關(guān)，堿解氮與有效態(tài)Pb呈極顯著正相關(guān)，堿解氮與有效態(tài)Zn呈顯著正相關(guān)。總的來看，土壤中重金屬的有效性與有效磷含量關(guān)系最密切。

2.7棕壤和潮土收獲期小麥植株部分器官重金屬含量

棕壤和潮土收獲期小麥籽粒中Cd含量顯著低于莖和葉（圖5a），Pb和Cu含量顯著低于葉（圖Sb、圖5c）；而Zn含量高于葉，并顯著高于莖（圖Sd）。葉中的Cd、Pb、Cu含量最高，莖次之，籽粒最低。Zn在籽粒中的含量最高，葉次之，莖最少。

棕壤和潮土小麥?zhǔn)斋@期籽粒中Cd的含量分別為0.017 0、0.013 0 mg·kg-1，均未超出GB 2762-2022國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)中Cd含量標(biāo)準(zhǔn)限值（0.1 mg·kg-1）；Pb含量分別為3.45、4.69 mg·kg-1，均超出GB2762-2022國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)中Pb含量標(biāo)準(zhǔn)限值（0.2 mg·kg-1），是標(biāo)準(zhǔn)限值的17.2、23.5倍。棕壤和潮土收獲期小麥葉中Cu含量分別為13.3、15.2 mg·kg-1，是籽粒的2.1、4.1倍。棕壤和潮土收獲期小麥籽粒中Zn含量分別為50.8、32.2 mg·kg-1，是莖中的3.1、2.3倍。

2.8棕壤和潮土小麥重金屬的遷移程度

如表7所示，TF籽粒／莖、TF籽粒／葉兩者數(shù)值越小，表明重金屬從小麥莖、葉向籽粒中的遷移越困難。棕壤和潮土Zn的TF籽粒／莖和TF籽粒／葉均顯著高于Cd、Pb、Cu，表明無論是在棕壤還是在潮土中，Zn從小麥莖、葉向籽粒中遷移的能力在4種重金屬元素中均是最強的。在棕壤和潮土中，Cd的TF籽粒／莖和TF籽粒／葉在4種重金屬元素的轉(zhuǎn)移系數(shù)中均為最小，表明無論是棕壤還是潮土，Cd從小麥莖、葉向籽粒遷移的能力均最弱。

2.9不同氮磷增效劑處理對盆栽棕壤、潮土重金屬含量的影響

如圖6所示，氮磷增效劑處理60 d后，棕壤Al處理的有效態(tài)Cd、Cu、Pb、Zn含量均顯著低于CK1處理，分別較CK1降低24.7％、19.5％、23.7％、18.1％。棕壤Bl處理的有效態(tài)Cd、Cu含量與CK1處理之間無顯著性差異，但高于Al處理；有效態(tài)Pb、Zn含量顯著低于CK1處理，但高于Al處理。以上表明在棕壤中，Al處理降低重金屬有效態(tài)含量的效果更顯著。潮土A2、B2處理的有效態(tài)Cd、Cu、Pb、Zn含量雖然高于CK2處理，但差異均不顯著。

3討論

3.1棕壤和潮土中重金屬與養(yǎng)分的關(guān)系

本研究發(fā)現(xiàn)，與對應(yīng)土類的土壤背景值相比嘲，Cd、Cu、Pb、Zn 4種重金屬元素在工業(yè)園區(qū)附近的棕壤和潮土中均存在積累的現(xiàn)象，其中以表層積累最為明顯。竇韋強等的研究發(fā)現(xiàn)，農(nóng)田成土母質(zhì)為河流沖積物、第四紀(jì)紅色黏土的土壤中，Cu、Zn、Pb、Cd4種重金屬元素在土壤表層有顯著積累。4種重金屬的污染源主要有肥料施入、污水灌溉、工礦活動及其產(chǎn)生的大氣沉降等。本研究區(qū)處在工業(yè)園區(qū)附近，工礦活動引起的重金屬污染較為突出。重金屬在土壤中經(jīng)吸附、固持、遷移轉(zhuǎn)化，包括吸附-解吸、溶解-沉淀、氧化-還原、絡(luò)合等作用，形態(tài)發(fā)生多重變化，如從碳酸鹽結(jié)合態(tài)向水溶態(tài)、螯合態(tài)、交換態(tài)轉(zhuǎn)變，從交換態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)殍F錳氧化物結(jié)合態(tài)等。研究區(qū)表層土壤的重金屬含量高，可能是與重金屬在土壤表層較易被吸附、固持有關(guān)。如表3所示，0-20 cm土層全氮、堿解氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮等養(yǎng)分含量均顯著高于深層土壤，這是因為表層養(yǎng)分豐富且物質(zhì)接近大氣圈，生物活動最為活躍。重金屬在解吸、溶解、氧化還原、絡(luò)合等作用下，有效性較高，導(dǎo)致土壤表層重金屬有效態(tài)占比通常高于深層土壤。

重金屬遷移轉(zhuǎn)化及有效態(tài)含量受多種因素的影響，其中pH的高低與重金屬形態(tài)關(guān)系最為密切。有關(guān)研究表明，pH可改變土壤中重金屬元素的吸附位、吸附表面的穩(wěn)定性、存在形態(tài)和配位性能等，從而影響土壤中重金屬元素的化學(xué)行為。pH上升會增加土壤中黏土礦物、水合氧化物和有機質(zhì)表面的負電荷，加強對重金屬離子的吸附力，有利于重金屬難溶物的形成，降低土壤中游離重金屬離子含量，從而影響土壤中重金屬的形態(tài)。本研究所用的棕壤pH（4.69-6.85）低于潮土pH（7.78-8.48），棕壤中的土壤膠體所帶負電荷較少，故其表層土壤中重金屬元素的有效態(tài)含量占全量的百分比明顯高于潮土。有關(guān)研究表明，土壤養(yǎng)分可通過改變pH間接影響重金屬的有效性，比如在氮代謝過程中發(fā)生的氧化、還原等過程會使pH產(chǎn)生相應(yīng)的變化。如表4所示，土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮的變異系數(shù)顯著高于（Plt;0.05）其他養(yǎng)分，表明土壤中硝化、反硝化等氮素代謝過程較為活躍，易產(chǎn)生小范圍內(nèi)的pH變化。而pH的升高，易使重金屬離子與碳酸根、磷酸根等離子作用而沉淀。由表5、表6進一步推斷可知，與其他土壤化學(xué)性質(zhì)相比，土壤有效磷含量對重金屬元素的影響最大。棕壤表層土壤中，與有效磷呈極顯著正相關(guān)的是全Cu、有效態(tài)Pb、全Zn；在潮土表層土壤中，有效態(tài)Cd、有效態(tài)Cu、全Zn與有效磷呈極顯著正相關(guān)，全Pb、有效態(tài)Zn與有效磷呈顯著正相關(guān)。這主要是由于這幾種元素形態(tài)易與土壤中的磷結(jié)合形成磷酸鹽，并隨著有效磷含量的增加而逐漸積累?？梢姡亟饘僭卦谕寥乐械男袨榕c土壤養(yǎng)分關(guān)系密切。

有研究表明，土壤的養(yǎng)分含量高（表3），土壤微生物多樣性及豐度也高，因此必定會產(chǎn)生更多的有機酸、鐵載體、類黃酮、植物激素等代謝產(chǎn)物來螯合、絡(luò)合水溶態(tài)的重金屬；另外這些微生物也會分泌一些有機酸代謝物，如乳酸、甲酸、蘋果酸、草酸、丙酮酸等來活化土壤中難溶態(tài)重金屬。前者固定具有直接危害性的水溶態(tài)重金屬，后者增加重金屬有效性。此外，土壤微生物產(chǎn)生的這些有機質(zhì)也會影響重金屬遷移轉(zhuǎn)化及賦存形態(tài)，主要是有機質(zhì)可絡(luò)合、螯合重金屬，降低重金屬的遷移轉(zhuǎn)化能力，從而降低重金屬有效態(tài)含量；但這也使得氨基酸等小分子有機物螯合重金屬，并通過細胞膜上的通道蛋白直接進入植物體內(nèi)。另有研究表明，土壤物理性質(zhì)也會影響重金屬的有效性，如土壤質(zhì)地、團聚體等。

3.2棕壤和潮土中重金屬在小麥器官中的含量差異

本研究發(fā)現(xiàn)，4種重金屬元素在小麥植株莖、葉和籽粒中含量差異較大，這可能與重金屬在土壤中的物質(zhì)結(jié)構(gòu)和元素價態(tài)、溶解度以及土壤中共存離子的種類和濃度等因素有關(guān)，也與細胞膜上離子通道蛋白的種類、數(shù)目和活性等有關(guān)。其中Cd、Pb、Cu主要在葉片積累，Zn則主要積累在籽粒。如表7所示，Cd從小麥莖、葉向籽粒遷移的程度最小，Zn從小麥莖、葉向籽粒遷移的程度最大。Zn既是小麥生長發(fā)育必需營養(yǎng)元素，也是重金屬元素，由于植物存在同化物的運輸優(yōu)先供應(yīng)生長中心的特性，小麥在其發(fā)育后期會加速從莖、葉等營養(yǎng)器官向籽粒轉(zhuǎn)運Zn，因此小麥籽粒對Zn有較大的積累量。研究表明，Zn在韌皮部的移動性也較強，而且Cd與Zn在小麥籽粒發(fā)育過程中轉(zhuǎn)運和積累模式大致相同，即主要通過韌皮部運輸進入小麥籽粒。因此，Zn可能通過抑制韌皮部Cd的運輸，從而減少Cd向籽粒的轉(zhuǎn)運及積累。此外，Zhang等的研究表明，Cd向地上部轉(zhuǎn)運與液泡膜Cd轉(zhuǎn)運蛋白失活相關(guān)。但是，Cd是否主要通過韌皮部運輸進入小麥籽粒，以及影響Cd向籽粒的轉(zhuǎn)運與積累的具體因素，還有待進一步研究。

在實際生產(chǎn)過程中，為減少重金屬進入到籽粒中，可在葉面適當(dāng)噴施阻控劑，其作用機理就是利用元素間的生理阻隔、元素拮抗和轉(zhuǎn)運競爭作用。生理阻隔就是通過誘導(dǎo)植物質(zhì)膜將重金屬轉(zhuǎn)運體（轉(zhuǎn)運蛋白）阻隔在液泡等器官內(nèi)，阻止重金屬遷移至生殖器官中，或者通過大分子物質(zhì)螯合重金屬使其不能通過質(zhì)膜。元素拮抗和競爭吸收類似，即通過營養(yǎng)元素或其他金屬離子干擾植物對重金屬的吸收，與重金屬競爭跨膜轉(zhuǎn)運蛋白位點，減少植物體內(nèi)重金屬總量，從而減輕重金屬對植物的危害。

3.3氮磷增效劑對棕壤、潮土中重金屬的影響

氮素增效劑能活化土壤中的氮素養(yǎng)分，進而增強土壤微生物和酶的活性，促進小分子有機物的釋放和腐殖質(zhì)的生成，可螯合、絡(luò)合土壤中的重金屬，間接降低重金屬的有效性。磷素增效劑以有機物和益生菌為主，能活化土壤養(yǎng)分資源，將無效化的、被固定的大量磷素釋放出來。生物炭是一種常見的磷素增效劑，施用于土壤后，可以吸附氮、磷元素，減少土壤養(yǎng)分淋失，提高磷肥的利用率。已有研究表明，生物炭顯著影響土壤中重金屬遷移和行為形態(tài)，對重金屬有很強的吸附能力，可降低土壤中重金屬可交換態(tài)含量。此外，氮磷增效劑的施用能提高土壤中速效養(yǎng)分的含量，促進植株的生長發(fā)育，同時生成的代謝產(chǎn)物又能吸附、絡(luò)合重金屬，降低重金屬的有效性。

棕壤中施用氮磷增效劑會降低重金屬有效態(tài)的含量，而潮土中施用氮磷增效劑對重金屬有效態(tài)含量無顯著影響。根據(jù)上述研究結(jié)果推測，隨著氮磷增效劑的施入，土壤中的氮素、磷素持續(xù)被活化。豐富的氮素利于植物的生長和土壤微生物的繁殖，更易產(chǎn)生有機代謝產(chǎn)物螯合重金屬；而活化的磷素與重金屬發(fā)生作用，可降低重金屬生物有效性。棕壤的有效磷含量顯著高于潮土（Plt;0.05，表3），且有效磷與土壤重金屬存在一定程度的正相關(guān)（表5、表6），又因為偏酸性的土壤重金屬有效態(tài)本底高，故棕壤中重金屬有效態(tài)含量較潮土高。雖然施入的氮磷增效劑能夠活化土壤中的氮磷，但潮土質(zhì)地較黏重，氮磷增效劑被土壤吸附在固定位置，不易發(fā)生作用甚至失活；而棕壤質(zhì)地較輕，大孔隙較多，氮磷增效劑能最大限度地發(fā)揮作用。因而在棕壤上施用氮磷增效劑的效果較潮土好。

4結(jié)論

（1）Cd、Pb、Cu、Zn 4種重金屬元素存在明顯的表層積累現(xiàn)象，其中Cd積累最明顯。棕壤表層土壤重金屬有效性明顯高于潮土，這與土壤養(yǎng)分、pH等密切相關(guān)。

（2）土壤養(yǎng)分存在表層積累現(xiàn)象。表層土壤全氮、堿解氮、有效磷和速效鉀含量均顯著高于深層土壤，銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量高于深層土壤。土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮有較大的變異系數(shù)，說明其隨時間變化幅度大，氮素代謝較為活躍。土壤有效磷與重金屬元素有效性的相關(guān)性最大。

（3）小麥植株體內(nèi)Cd、Pb、Cu主要在葉片積累，Zn主要在籽粒積累。不同重金屬元素從小麥莖、葉向籽粒的遷移程度的差異較大，其中Cd遷移程度最小，Zn遷移程度最大。

（4）棕壤中施用氮磷增效劑會顯著減少有效態(tài)Cu、Zn、Pb、Cd的含量，而在潮土中施用效果不顯著。施用氫醌+雙氰胺+生物炭后土壤重金屬有效性降低效果較正丁基硫代磷酰三胺+3，4-二甲基吡唑磷酸鹽+生物炭顯著。