摘 要:以苧麻地、間套作旱地和水稻田及種植農(nóng)作物為研究對象，分析土壤和農(nóng)作物重金屬含量、污染風(fēng)險及影響因素，評價苧麻與糧油作物對重金屬的富集能力。結(jié)果表明，苧麻地土壤Cd含量顯著低于水稻田，高于間套作旱地，Pb、Cr、Hg、As含量作物種植地之間差異不顯著（P＜0.05）；苧麻地和間套作旱地少數(shù)點位土壤Cd含量超過農(nóng)用地風(fēng)險篩選值，水稻田Cd未超標(biāo)。苧麻根Pb、Cr、Hg含量顯著高于稻米、玉米、馬鈴薯和油菜籽，Cd、As含量顯著低于稻米；稻米少數(shù)樣品Cd含量超過食品污染物限值，其它糧油作物重金屬未超標(biāo)。土壤酸性條件和不同農(nóng)作物種植所引起的土壤有機質(zhì)含量差異，以及磷肥的過量施用是導(dǎo)致苧麻地和間套作旱地Cd超標(biāo)的主要因素?？傮w上，三類種植地土壤和糧油作物重金屬綜合污染均處于安全和警戒線水平；苧麻對Cd和As的富集能力顯著低于稻米，對Pb、Cr、Hg的富集能力高于糧油作物；苧麻種植用于非礦區(qū)普通農(nóng)田重金屬污染土壤的修復(fù)效果優(yōu)于糧油作物，但用于水稻田Cd、As污染的治理需延長修復(fù)年限。
關(guān)鍵詞:苧麻；糧油作物；土壤；重金屬污染；富集；土壤理化性質(zhì)
農(nóng)田土壤重金屬污染是我國農(nóng)業(yè)面臨的重大問題之一。據(jù)統(tǒng)計，我國糧食五大主產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬點位超標(biāo)率高達21.49%，Cd、Hg是其中的兩種主要污染物[1]；麥玉輪作兩熟區(qū)旱地As達輕污染[2]；四川盆地西北部玉米地Cd和Cr、安徽某地水稻土和油菜土Cd、Pb超標(biāo)率較高[3-4]。耕地土壤重金屬污染較重，收獲的農(nóng)產(chǎn)品特別是糧油產(chǎn)品重金屬超標(biāo)現(xiàn)象尤為突出，多地報道稻米、玉米、油菜籽等作物Cd、Pb或Hg等重金屬含量超出標(biāo)準(zhǔn)限值[3-7]，對我國糧食安全構(gòu)成威脅，因此對污染農(nóng)田土壤重金屬的修復(fù)治理成為十分緊迫的任務(wù)。在重金屬常見的治理措施中，植物修復(fù)是有效的治理手段，而苧麻（Boehmeria nivea）作為植物修復(fù)農(nóng)田土壤重金屬潛力巨大的植物越來越受到重視。近年來的研究表明，苧麻對礦區(qū)重金屬污染土壤具有較好的忍耐與富集效果，礦區(qū)苧麻植株Cd、As、Pb的累積量高，植株Cd的含量比一般植物高2~10倍，As高9.9~147.5倍[8-9]；苧麻對礦區(qū)土壤重金屬Hg污染的修復(fù)能力高于油菜、棉花和印度芥菜[10]。而且，苧麻根與葉Cd、Pb含量差異大，分別相差達17倍和43倍[11]；苧麻地下根和地上莖葉Cd累積率分別為208%和83%[12]；苧麻根生物量特別大，是苧麻地上部分生物量的2.21~4.56倍，最高可達4.16~10.07倍[13]。這些研究結(jié)果表明苧麻對礦區(qū)污染土壤重金屬的富集能力強，是礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染植物修復(fù)的優(yōu)勢物種，但不同部位吸收差異明顯，以苧麻根對土壤重金屬的吸收能力較強。目前很多非礦區(qū)普通農(nóng)田，自然經(jīng)濟以農(nóng)業(yè)為主，主要種植糧油或其他經(jīng)濟作物，土壤重金屬含量相對礦區(qū)重金屬污染農(nóng)田低，但超過國家標(biāo)準(zhǔn)或地方標(biāo)準(zhǔn)；收獲的農(nóng)作物重金屬含量超標(biāo)[3-7]。這類農(nóng)田面積大，分布廣，重金屬污染治理難度大。苧麻針對這些普通農(nóng)田土壤重金屬污染的治理研究鮮見報道。本研究以苧麻地、間套作旱地、水稻田及種植農(nóng)作物為研究對象，通過土壤和收獲農(nóng)作物重金屬含量、污染風(fēng)險，以及土壤理化性質(zhì)的比較，探討苧麻對普通農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)的可行性，為改善作物產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量和提升農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全提供技術(shù)手段和參考依據(jù)。
1材料與方法
1.1試驗地概況
研究區(qū)位于四川省大竹縣（106°59′~107°32′E，30°20′~31°00′N，海拔高度400~600m）。大竹縣位于四川省東部，為丘陵地帶，屬亞熱帶季風(fēng)氣候，年平均氣溫16.5℃，降水量1179.1mm，日照時數(shù)1313.4h。大竹縣有“中國苧麻之鄉(xiāng)”的美譽，苧麻是大竹縣的特色經(jīng)濟作物，栽培歷史悠久，栽培面積大。除苧麻外，還種植糧油作物如水稻、玉米、馬鈴薯、油菜等。農(nóng)田類型以苧麻地、間套作旱地和水稻田為主，苧麻地苧麻纖維一年收獲三季；間套作旱地一般采用油菜/玉米或馬鈴薯/玉米間套作，一年收獲二季；水稻田一般為冬水田，一年收獲一季。本次研究采樣點設(shè)在大竹縣苧麻種植面積較大的川主鄉(xiāng)和蓮印鄉(xiāng)，兩個鄉(xiāng)2022年共種植苧麻1317hm2，玉米（與油菜、馬鈴薯間套作）1386hm2，水稻2090hm2。
1.2樣品采集與處理
2022年4月至11月，在對大竹縣川主鄉(xiāng)與蓮印鄉(xiāng)實地考察的基礎(chǔ)上，采用網(wǎng)格布點法，根據(jù)不同種植地面積大小布設(shè)代表性采樣地塊，其中苧麻地16個，間套作旱地8個（油菜/玉米地4個，馬鈴薯/玉米地4個），水稻田10個，作為作物和土壤的采樣地，同步采集作物和土壤樣品。
作物樣品的采集。在選定的苧麻地、間套作旱地和水稻田，在油菜、馬鈴薯、玉米、水稻成熟季節(jié)，采用五點采樣法采集農(nóng)作物可食部分；在苧麻第三季纖維收獲時采集苧麻根（包括地下莖和蘿卜根），共采集作物樣品42件（稻谷10件，油菜籽4件，馬鈴薯4件，玉米8件，苧麻根16件）。油菜籽、稻谷、玉米帶回實驗室自然風(fēng)干，稻谷脫粒去殼制成糙米，稻米、玉米、油菜籽粉碎，密封保存待測。馬鈴薯和苧麻根帶回實驗室用自來水清洗污物和泥土，然后用去離子水沖洗3~5次，吸水紙吸干，存放至低溫環(huán)境保存待測。
土壤樣品的采集。在采集作物樣品的同時，同步采集土壤樣品。用木條采集表層（深度0~20cm）土壤，混合均勻，去除樣品中雜草、礫石等雜物，四分法縮分為2kg左右的樣品裝入聚乙烯塑料袋，帶回實驗室。因油菜/玉米、馬鈴薯/玉米為間套作，同田土壤樣品只采集1次，共采集土壤樣品34件。樣品自然風(fēng)干混勻用木棒碾壓后過10目尼龍篩，篩下試樣混勻后分成兩份，一份用于測定土壤理化性質(zhì)，另一份用瑪瑙研缽研磨后過100目尼龍篩，保存用于測定土壤重金屬含量。
1.3樣品測試與分析方法
土壤重金屬含量參照《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)》（GB15618-2018）的方法測定，作物重金屬含量參照《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB2762-2017）中的方法測定。樣品中Cd、Pb含量采用石墨爐原子吸收分光光度法測定，Cr含量采用火焰原子吸收分光光度法測定，Hg和As含量采用原子熒光分光光度法測定。樣品分析按標(biāo)準(zhǔn)方法操作，測定過程中，加入有證標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)進行質(zhì)量控制，實驗全程做空白樣和平行樣，保證數(shù)據(jù)的有效性和分析方法的準(zhǔn)確性，所有元素測試結(jié)果的標(biāo)準(zhǔn)偏差均在10%以內(nèi)。
土壤理化性質(zhì)測定指標(biāo)包括pH值、有機質(zhì)（OM）、全氮（TN）、堿解氮（AN）、有效磷（AP）和速效鉀（AK）含量。參考《土壤pH值的測定》（NY/T1377-2007），采用電位法測定土壤pH值；參考魯如坤[14]的方法，采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化―容量法測定有機質(zhì)含量，使用酸溶―凱式定氮法測定TN含量，采用堿解擴散法測定AN含量，采用鹽酸―氟化銨浸提―鉬銻抗比色法測定AP含量，采用乙酸銨溶液浸提―火焰光度法測定AK含量。
1.4重金屬污染評價方法
1.4.1評價標(biāo)準(zhǔn)
土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As的評價，參照《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）》（GB15618-2018）中對應(yīng)農(nóng)用地（水稻田和旱地）土壤pH值下風(fēng)險篩選值為評價標(biāo)準(zhǔn)。
作物重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As的評價，參照《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB2762-2017）和農(nóng)業(yè)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)《綠色食品油菜籽》（NY/T2982-2016）的標(biāo)準(zhǔn)限值為評價標(biāo)準(zhǔn)。其中，Cd、Pb、As、Cr、Hg限值分別為：水稻0.2、0.2、0.2、1.0、0.02mg/kg；玉米0.1、0.2、0.5、1.0、0.02mg/kg；馬鈴薯0.1、0.2、0.5、0.5、0.01mg/kg；油菜籽Cd、Pb、As分別為0.5、0.2、0.2mg/kg，Cr、Hg無限值。
1.4.2評價方法
重金屬污染評價方法采用單因子污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法[15]。單因子污染指數(shù)法，Pi=Ci/Si，Pi為土壤（或作物）重金屬i的單項污染指數(shù)，Ci為土壤（或作物）重金屬i的實測值，Si為土壤（或作物）重金屬i的的限量值。土壤（或作物）重金屬污染指數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)：單因子污染指數(shù)Pi≤1為無污染，1＜Pi≤2為輕污染，2＜Pi≤3為中污染，Pi＞3為重污染[5,15]。
內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法，PN=[(Pimax2+Piave2)/2]1/2，式中，PN為綜合考慮所有評價重金屬元素的第n個采樣點綜合污染指數(shù)；Pimax為土壤（或作物）第n個采樣點中所有評價重金屬元素單因子污染指數(shù)的最大值；Piave為土壤（或作物）第n個采樣點中所有評價重金屬元素單因子污染指數(shù)的平均值。PN分級標(biāo)準(zhǔn)為：PN≤0.7，安全；0.7＜PN≤1，警戒線；1＜PN≤2，輕污染；2＜PN≤3，中污染；PN＞3，重污染[5,15]。
1.4.3重金屬元素生物富集系數(shù)
生物富集系數(shù)（K）是評價農(nóng)作物將重金屬吸收到農(nóng)作物體內(nèi)能力大小的指標(biāo)，K=農(nóng)作物重金屬含量/土壤重金屬含量；農(nóng)作物富集能力的大小可用富集系數(shù)的大小表示，K≤0.015為弱富集，0.015＜K≤0.045為中度富集，K＞0.045為強富集[16]。
1.5土壤理化性質(zhì)的評價
土壤酸堿性和土壤養(yǎng)分分級標(biāo)準(zhǔn)參考第二次全國土壤普查和李志琦等[17]的分級標(biāo)準(zhǔn)。土壤酸堿性分級標(biāo)準(zhǔn)為：土壤pH≤4.5，強酸性；4.5~5.5，弱酸性；5.5~6.5，微酸性；6.5~7.5，中性；＞7.5，堿性。土壤養(yǎng)分含量分級標(biāo)準(zhǔn)為：土壤OM≤20g/kg，缺乏；20~40g/kg，中等；＞40g/kg，豐富。土壤TN≤1.0g/kg，缺乏；1.0~2.0g/kg，中等；＞2.0g/kg，豐富。AN≤60mg/kg，缺乏；60~120mg/kg，中等；＞120mg/kg，豐富。AP≤5mg/kg，缺乏；5~15mg/kg，中等；＞15mg/kg，豐富。AK≤50mg/kg，缺乏；50~150mg/kg，中等；＞150mg/kg，豐富。
1.6數(shù)據(jù)處理與分析
采用Excel2019、IBMSPSS18.0進行數(shù)據(jù)分析。
2結(jié)果與分析
2.1不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬含量和污染水平
2.1.1不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬含量
由表1可知，研究區(qū)苧麻地、間套作旱地、水稻田土壤重金屬平均含量呈現(xiàn)出一致的變化趨勢，均為Cr＞Pb＞As＞Cd＞Hg。不同農(nóng)作物種植地之間土壤Cd含量差異顯著，土壤Cd平均含量苧麻地高于間套作旱地，低于水稻田，其他土壤重金屬含量差異不顯著（P＜0.05）。
苧麻地、間套作旱地土壤Cd含量超過農(nóng)用地風(fēng)險篩選值，超標(biāo)率為苧麻地（18.75%）＜間套作旱地（25.00%），水稻田土壤Cd含量未超標(biāo)；三類種植地土壤Pb、Cr、Hg、As含量均低于農(nóng)用地風(fēng)險篩選值（表1）。
表1不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬含量統(tǒng)計
同列不同小寫字母表示差異顯著（P<0.05）。下同。
2.1.2不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬污染風(fēng)險
如表2所示，研究區(qū)苧麻地、間套作旱地、水稻田的土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg、As單因子污染指數(shù)平均值變化趨勢一致，均為PCd＞PCr＞PPb＞PAs＞PHg。不同農(nóng)作物種植地之間Pi差異顯著（P＜0.05），PCd、PCr、PPb的變化趨勢一致，均為苧麻地＞間套作旱地＞水稻田；PHg和PAs的變化趨勢相同，均為水稻田＞苧麻地＞間套作旱地。
三類農(nóng)作物種植地土壤重金屬單因子污染指數(shù)的平均值Pi≤1.0，表明均處于無污染水平。但Pi極值顯示土壤Cd存在輕污染點位，其中，苧麻地PCd≤1.0、處于無污染的點位占81.25%，1.0＜PCd≤2.0、處于輕污染的點位占18.75%；間套作旱地PCd≤1.0、處于無污染的點位占75.00%，1.0＜PCd≤2.0、處于輕污染的的點位占25.00%；水稻田所有點位PCd≤1.0，處于無污染。三類種植地土壤Pb、Cr、Hg和As所有點位Pi≤1.0，均處于無污染水平（表2）。
表2不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬單因子污染指數(shù)
不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)PN差異顯著，PN平均值苧麻地與間套作旱地相近，但顯著高于水稻田（P＜0.05）（表3）。三類種植地PN平均值均小于0.7（表3），表明苧麻地、間套作旱地、水稻田土壤重金屬綜合污染均為安全水平。但PN極值顯示有大于0.7的點位，其中，苧麻地和間套作旱地PN≤0.7、處于安全的點位均為62.50%，0.7＜PN≤1、處于警戒線的點位均為37.50%；水稻田所有點位均處于安全水平。
表3不同農(nóng)作物種植地土壤重金屬內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)
2.2不同農(nóng)作物重金屬含量和生物富集系數(shù)
2.2.1不同農(nóng)作物重金屬含量
苧麻收獲的器官是苧麻纖維，但苧麻纖維僅占苧麻地上部分生物量的5%，生物量極小，對重金屬的吸收能力弱；苧麻根的生物量大，是地上部分生物量的2.21~4.56倍，最高可達4.16~10.07倍，苧麻各器官中根為吸收重金屬量最大的器官[11,13,18]，因此本研究采集苧麻根作為研究對象。
由表4可知，不同農(nóng)作物重金屬平均含量由大到小的順序為苧麻根Cr＞Pb＞As＞Cd＞Hg，玉米Cr＞Pb＞Cd＞As＞Hg，馬鈴薯Cd＞Cr＞Pb＞As＞Hg，油菜籽Cr＞Pb＞Cd＞As＞Hg，稻米Cd＞As＞Cr＞Pb＞Hg。
表4不同農(nóng)作物重金屬含量
ND：未檢出。
不同種植地收獲的農(nóng)作物重金屬含量差異顯著（P＜0.05）。苧麻根Cd平均含量與玉米、馬鈴薯、油菜籽相近，但顯著低于稻米；Pb、Hg含量顯著高于糧油作物（糧油作物Hg均未檢出）；Cr含量與玉米、油菜籽、稻米相近，顯著高于馬鈴薯；As含量顯著低于稻米，但高于其他糧油作物（表4）。
稻米Cd含量超過食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)（GB2762-2017），超標(biāo)率為30.00%；稻米Pb、Cr、Hg、As未超標(biāo)。玉米、馬鈴薯、油菜籽重金屬含量均在標(biāo)準(zhǔn)限值以內(nèi)（表4）。
2.2.2稻米重金屬污染風(fēng)險
如表4所示，玉米、馬鈴薯、油菜籽Cd、Pb、Cr、As的含量很低，明顯低于標(biāo)準(zhǔn)限值，Hg未檢出，因此不對玉米、馬鈴薯、油菜籽的污染進行評價，只對Cd含量超標(biāo)的稻米重金屬污染進行評價。
如表5所示，稻米Cd的Pi平均值顯著大于稻米Pb、Cr、As的Pi（P＜0.05）；四種重金屬的Pi平值均小于1，表明處于無污染水平。從稻米Cd的極值看，存在輕污染樣品，其中稻米Cd的Pi≤1，處于無污染的樣品占70.00%；1＜Pi≤2，處于輕污染的樣品占30.00%。
稻米重金屬綜合污染指數(shù)PN范圍為0.25~1.38，均值為0.65，處于安全水平。但極值顯示存在輕污染樣品，其中，PN≤0.7、處于安全的樣品占60.00%；0.7＜PN≤1、處于警戒線的樣品占30.00%；1＜PN≤2、處于輕污染的樣品占10.00%。
表5稻米重金屬單因子污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)
2.2.3不同農(nóng)作物對土壤重金屬的富集能力
根據(jù)生物富集系數(shù)K的分級標(biāo)準(zhǔn)[16]，苧麻根Hg為強富集，Cd、As為中度富集，Pb和Cr為弱富集；稻米Cd為強富集，As為中度富集，Pb、Cr、Hg為弱富集；玉米、馬鈴薯、油菜籽Cd為強富集，其他重金屬為弱富集（表6）。
不同農(nóng)作物對土壤重金屬的K存在顯著差異（P＜0.05）。苧麻根對土壤Pb、Hg的K顯著高于糧油作物；對Cd和As的K顯著低于稻米，高于或與其他糧油作物相近；對Cr的K與玉米、油菜籽、稻米相近，顯著高于馬鈴薯（P＜0.05）（表6）。這表明苧麻根對Pb、Cr、Hg的富集能力高于或等于糧油作物，對Cd、As的富集能力低于稻米，高于或等于其它糧油作物。
稻米、玉米、馬鈴薯、油菜籽對Cd的K明顯高于其他重金屬，稻米對Cd的K顯著高于苧麻根和其它糧油作物，表明糧油作物對Cd的富集能力較強，以稻米的富集能力最強，主要原因在于不同作物因形態(tài)結(jié)構(gòu)和代謝功能的不同，對重金屬Cd吸收的內(nèi)在機制和累積能力存在較大差異；另一方面也說明Cd具有更強的遷移性，易從土壤轉(zhuǎn)移至水稻等作物中[6]。
表6不同農(nóng)作物對土壤重金屬的生物富集系數(shù)
2.2.4與礦區(qū)（或化工廠）苧麻地土壤、苧麻根重金屬含量和苧麻根生物富集系數(shù)的比較
由表7可知，根據(jù)生物富集系數(shù)K的分級標(biāo)準(zhǔn)[16]，冷水江銻礦區(qū)除個別點位Cd、Pb為中度富集，As為弱富集，七寶山礦區(qū)B農(nóng)田Pb為弱富集外，這兩個礦區(qū)的其它重金屬、以及其他礦區(qū)（或化工廠）的重金屬均為強富集，表明苧麻根對礦區(qū)污染土壤重金屬具有極強的吸收能力。
將本研究（非礦區(qū)）苧麻地土壤重金屬含量、苧麻根重金屬含量與礦區(qū)（或化工廠）的相應(yīng)指標(biāo)比較發(fā)現(xiàn)，土壤Cd、Hg和As含量明顯低于礦區(qū)（或化工廠），土壤Pb含量高于德興銅礦區(qū)，低于其它礦區(qū)（或化工廠）；苧麻根Cd、Pb、Hg和As含量也明顯低于礦區(qū)（或化工廠）（表7）。
表7非礦區(qū)苧麻地與礦區(qū)（或化工廠）苧麻地土壤和苧麻根重金屬含量以及生物富集系數(shù)的對比
但苧麻根對土壤重金屬的生物富集系數(shù)呈現(xiàn)出不一致的變化趨勢。苧麻根對本研究（非礦區(qū)）苧麻地土壤Cd、As的K總體低于礦區(qū)，但與冷水江銻礦區(qū)土壤Cd、As的K最低值相近；苧麻根對本研究（非礦區(qū)）苧麻地土壤Hg的K與化工廠附近農(nóng)田Hg的K相近（表7），表明苧麻根對非礦區(qū)普通農(nóng)田低濃度的Cd、As和Hg也具有較強的富集能力。這也說明，農(nóng)田土壤重金屬含量高，苧麻根重金屬含量不一定高，苧麻根對土壤重金屬的吸收能力不僅與土壤重金屬含量有關(guān)，可能還受其它因素如土壤pH、有機質(zhì)等的影響。
2.3不同農(nóng)作物種植地土壤理化性質(zhì)
由表8可知，不同農(nóng)作物種植地土壤pH、OM、AP和AK含量差異顯著（P＜0.05），土壤pH平均值苧麻地與間套作旱地相近，低于水稻田；土壤OM平均含量水稻田＞苧麻地＞間套作旱地；土壤AP和AK平均含量均以苧麻地最高，間套作旱地和水稻田相近；土壤TN和AN的含量三類作物種植地沒有顯著差異（P＜0.05）。
根據(jù)土壤酸堿性和土壤養(yǎng)分的分級標(biāo)準(zhǔn)[17]，苧麻地土壤呈弱酸性，AP含量豐富，OM、TN、AN、AK含量中等；間套作旱地土壤呈微酸性，AP含量豐富，OM、TN含量缺乏，AN、AK含量中等；水稻田土壤呈中性，AP含量中等偏下，OM、TN、AN、AK含量中等。
表8不同農(nóng)作物種植地土壤理化性質(zhì)
2.4土壤重金屬之間、土壤重金屬與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)性分析
由表9可知，土壤重金屬之間的相關(guān)性分析顯示，土壤Pb、Cd和Cr之間呈顯著或極顯著正相關(guān)，土壤Cd、Pb、Cr與土壤Hg、As之間相關(guān)性不顯著，表明土壤Pb、Cd和Cr具有同源關(guān)系，來源相同；與土壤Hg、As來源不同。
土壤重金屬與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)性分析顯示，土壤Cd、Pb、Hg與土壤OM、TN含量呈顯著或極顯著正相關(guān)，土壤Cd還與土壤pH呈顯著正相關(guān)，表明土壤Cd、Pb、Hg含量受到土壤有機質(zhì)和全氮的影響，Cd還受到土壤酸堿性的影響。土壤Cr、As與土壤OM、TN相關(guān)關(guān)系不顯著，Cr可能來源于成土過程，As可能與含As農(nóng)藥的施用有關(guān)。土壤各重金屬與土壤AN、AP、AK相關(guān)關(guān)系不顯著，表明受土壤速效養(yǎng)分影響小。
表9土壤重金屬元素之間以及土壤重金屬與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)性分析
“*”在0.05水平（雙側(cè)）上顯著相關(guān)；“**”在0.01水平（雙側(cè)）上顯著相關(guān)。
3討論
3.1苧麻地和糧油作物種植地土壤重金屬Cd含量的差異
本研究顯示，土壤Cd平均含量間套作旱地＜苧麻地＜水稻田（P＜0.05），但Cd超標(biāo)和輕污染點位卻集中在苧麻地和間套作旱地（表1），2個結(jié)論似乎矛盾。相關(guān)關(guān)系分析顯示，Cd含量與土壤pH、OM呈顯著和極顯著正相關(guān)（表9），表明3類作物種植地Cd含量與土壤的pH值和土壤有機質(zhì)有密切關(guān)系。
前人研究發(fā)現(xiàn)，土壤酸堿性極大影響Cd在農(nóng)田土壤中的存在形態(tài)，在酸性的土壤中，Cd以活躍性很高的有效態(tài)存在土壤溶液中，使Cd濃度較高發(fā)生超標(biāo)；在中性或偏堿性的土壤中，Cd以難溶的氫氧化物類沉淀或碳酸鹽為主，抑制了對鎘有效態(tài)的富集[19-20]。因此，苧麻地和間套作旱地酸性的土壤環(huán)境使Cd有效態(tài)增加而超標(biāo)；而水稻田土壤呈中性，Cd有效態(tài)得到抑制，土壤Cd含量低于標(biāo)準(zhǔn)限值；土壤的酸性環(huán)境是苧麻地和間套作旱地Cd超標(biāo)的一個重要因素。
另一方面，土壤有機質(zhì)具有很強的吸附重金屬的能力，能通過吸附、螯合、絡(luò)合來固定土壤重金屬，使土壤重金屬沉積[20-21]。苧麻的長期種植能顯著增加土壤OM的含量[22]，稻谷收獲后稻草、稻樁留置在稻田，水淹加速腐爛，增加了水稻田土壤OM含量；間套作旱地兩季作物并行生長期較長，為便于操作，作物秸稈一般在作物收獲后移出地塊，因此土壤OM含量較低。本研究中土壤OM含量間套作旱地＜苧麻地＜低于水稻田（P＜0.05），而土壤Cd與OM呈顯著正相關(guān)（表9），土壤OM的含量不同所導(dǎo)致對土壤Cd吸附和固定量的差異，是苧麻地和間套作旱地Cd含量超標(biāo)，且Cd超標(biāo)率間套作旱地高于苧麻地的另一個重要因素。三類種植地Cd的存在形態(tài)，后續(xù)應(yīng)作進一步研究。
除土壤pH和OM外，土壤氮、磷、鉀含量也影響土壤重金屬含量。對不同地域農(nóng)田的諸多研究表明，土壤Cd、Pb、Cr、Hg等重金屬與土壤pH值、OM、TN、AP或AK存在顯著、極顯著正相關(guān)或負相關(guān)關(guān)系[3,23]。而肥料的不合理施用加重了土壤重金屬的累積。按照土壤養(yǎng)分的分級標(biāo)準(zhǔn)，AP≥15mg/kg為豐富，本研究中苧麻地和間套作旱地AP的含量分別為51.94、25.94mg/kg（表8），可以說極豐富；但有機質(zhì)、TN、AN、AK卻處于中等水平或缺乏，表明N、P、K肥料的施用不平衡，磷肥存在過量施用現(xiàn)象。對肥料與重金屬關(guān)系的研究表明，氮肥和鉀肥對土壤重金屬累積的影響相對較小[24]，尿素的長期施用不會顯著提高土壤Cd、Cr、As和Hg含量[25]，但磷肥能夠顯著增加土壤Cd含量[26]，因為磷酸鹽礦物肥料中Cd等重金屬含量明顯偏高[27]。本研究中磷肥的過多過量施用也是導(dǎo)致苧麻地和間套作旱地Cd污染的重要因素之一。
研究區(qū)自然經(jīng)濟以農(nóng)業(yè)為主，機械化水平低，勞動力缺乏，長期以來主要以施用化學(xué)肥料為主，化肥的長期施用和不平衡施用必然給耕地帶來不同程度的重金屬污染。因此，生產(chǎn)中應(yīng)針對不同農(nóng)田土壤理化性質(zhì)和不同農(nóng)作物需肥種類和需肥量的差異，進行測土配方施肥。對苧麻地、間套作旱地，應(yīng)適當(dāng)控制磷肥的施用，增加堿性氮肥、有機肥的施用來提高土壤pH和OM，水稻田則應(yīng)適當(dāng)增加磷肥的施用。通過施肥調(diào)節(jié)土壤酸堿度，增加土壤OM的積累，促使農(nóng)田重金屬沉淀、鈍化和固定。由于苧麻地、間套作旱地土壤呈酸性的特點，后期還應(yīng)加強對苧麻地、間套作旱地Cd含量的監(jiān)測和管控。
3.2苧麻種植對土壤重金屬的修復(fù)能力
生物富集系數(shù)（K）的大小是反映農(nóng)作物吸收重金屬能力強弱的重要指標(biāo)。對K的分析顯示，苧麻根對Hg為強富集；Pb、Cr雖為弱富集，但苧麻根對Pb的K顯著高于糧油作物，苧麻根對Cr的K與糧油作物相近（表7），表明苧麻種植用于普通農(nóng)田Hg、Pb污染土壤的修復(fù)能力高于種植糧油作物，用于Cr污染土壤的修復(fù)能力與種植糧油作物相近。由于苧麻為多年生纖維作物，產(chǎn)品不進入食物鏈，對Hg、Pb、Cr污染的稻田和間套作旱地土壤，可采用與苧麻輪作種植來修復(fù)。苧麻根對Cd、As的K顯著高于或與玉米、油菜籽、馬鈴薯相近（表7），表明對Cd、As污染的間套作旱地土壤，仍然可采用與苧麻輪作種植進行修復(fù)。
苧麻根對土壤Cd、As的富集能力不如稻谷，但從前面與礦區(qū)（化工廠）苧麻根的富集能力相比，苧麻根對低濃度的土壤Cd、As仍有較強的吸收能力（表8），再加上苧麻葉等地上部分對Cd的積累，土壤Cd含量可有效降低。這一結(jié)論與項雅嶺等[12]的研究結(jié)果基本一致：種植苧麻改良Cd污染水稻田和旱地發(fā)現(xiàn)，水稻田改良區(qū)苧麻根和地上莖葉Cd累積率分別為258%、91%，旱地改良區(qū)苧麻根和地上莖葉Cd累積率分別為315%和127%，苧麻對水稻田和旱地土壤Cd的降低率分別為2.65%和3.17%。林匡飛等[27]研究表明，將Cd污染稻田改種苧麻5年后，土壤Cd含量降低率為27.6%，年平均降低率5.5%，改良效果高于種植水稻。因此，苧麻種植用于水稻田土壤Cd的修復(fù)，種植年限需要延長。雖然本研究中水稻田土壤Cd含量未超標(biāo)，但顯著高于苧麻地和間套作旱地，且稻米Cd存在超標(biāo)現(xiàn)象。為降低水稻田和間套作旱地Cd的累積，水稻、旱地作物可分別與苧麻輪作，利用苧麻對土壤Cd進行富集；并通過延長苧麻種植年限來降低土壤重金屬Cd的含量。
上述研究表明，苧麻是重金屬污染土壤較好的修復(fù)作物，但本研究中苧麻地少數(shù)點位土壤Cd含量超過風(fēng)險篩選值，主要有以下兩方面的原因。一是與本地苧麻收獲習(xí)慣有關(guān)，農(nóng)民在收獲苧麻時僅剝?nèi)≌嫉厣喜糠稚锂a(chǎn)量5%的麻皮，而將占地上部分生物產(chǎn)量95%的麻葉、麻骨作為廢棄物就地丟棄，使麻葉和麻骨中積累的重金屬又返回苧麻地土壤。二是與苧麻根蔸自我更新的生長習(xí)性有關(guān)。苧麻為多年生宿根性作物，地上部分生長旺盛，龐大的根蔸新陳代謝迅速，更新過程中腐爛的根留在土壤中，根吸附的重金屬又重新回到土壤中。為確保苧麻對污染土壤重金屬的修復(fù)效果，收獲苧麻時應(yīng)將麻葉和麻骨移出苧麻地；在根蔸開始更新前移出根蔸，重新種植新麻。苧麻根蔸的更新時間需作進一步的研究。
4結(jié)論
不同農(nóng)作物Cd、Pb、Cr、Hg、As含量以及種植地土壤Cd含量差異顯著。雖然苧麻地和間套作旱地土壤以及稻米Cd含量超過標(biāo)準(zhǔn)限值，但不同種植地土壤和農(nóng)作物重金屬綜合污染均處于安全和警戒線水平。土壤酸性條件和不同農(nóng)作物種植所引起土壤有機質(zhì)含量的差異，以及磷肥的過量施用是導(dǎo)致苧麻地和間套作旱地Cd超標(biāo)的主要因素。苧麻種植用于非礦區(qū)普通農(nóng)田重金屬污染土壤的修復(fù)效果優(yōu)于糧油作物，但用于水稻田Cd、As污染的治理需延長修復(fù)年限。
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文章摘自：黃承建,李祥,劉小康,等.不同農(nóng)作物種植對土壤和作物重金屬的影響[J/OL].作物雜志,1-10[2024-09-20].http://kns.cnki.net/kcms/detail/11.1808.S.20240814.1639.012.html.
