中轻度重金属污染农田土壤的时空特征及改良

摘要：为研究农田土壤重金属与速效养分的时空特征以及氮磷增效剂对农田土壤重金属的影响，本试验以受中、轻度污染的酸性棕壤和典型潮土为研究对象，采用田间试验、盆栽试验与室内分析相结合的方法进行研究。结果表明：农田土壤中Cd、Cu、Pb、Zn4种重金属元素含量在0-20 cm土层显著高于深层土壤；棕壤0-20 cm土层Cd含量超标204％，潮土0～20 cm土层Cd、Zn含量分别超标104％、419％；农田土壤0-20 cm土层重金属有效态含量占比高于深层土壤，棕壤中重金属有效态含量占比高于潮土。棕壤0～20 cm土层全氮、碱解氮、铵态氮、硝态氮、有效磷和速效钾含量均显著高于深层土壤，且随土壤深度增加呈逐渐减小趋势，而潮土中仅全氮、碱解氮和有效磷含量显著高于深层土壤；农田土壤速效养分随时间波动变化，其中硝态氮和铵态氮波动幅度最大，最大变异系数分别为44.1％和47.3％。受污染农田土壤的小麦植株体内Cd、Pb、Cu主要积累在叶片，Zn主要积累在籽粒；不同重金属元素从小麦茎、叶向籽粒的迁移程度差异较大，其中Cd迁移率最小，Zn迁移率最大。氮磷增效剂能显著减少棕壤中重金属有效态含量，底肥+氢醌+双氰胺+生物炭处理的有效态Cd、Cu、Pb、Zn含量较对照（仅加底肥，不加氮磷增效剂）处理分别显著降低24.7％、19.5％、23.7％、18.1％，而在潮土中施用效果不明显。研究表明，农田土壤重金属与土壤养分之间存在一定的相关性，且在土壤垂直分布上大体一致，土壤类型是氮磷增效剂对重金属有效态产生不同影响的重要因素。

关键词：棕壤；潮土；重金属；养分有效性；重金属迁移；氮磷增效剂

中图分类号：X53 文献标志码：A 文章编号：1672-2043（2024）02-0294-14 doi：10.11654/jaes.2023-0238

随着生产工业化、社会现代化的快速发展，区域农田土壤出现不同程度的污染问题，其中较为突出的是重金属污染。据全国土壤污染状况调查公报显示，截止至2013年12月，全国土壤总超标率为16.1％，其中重金属污染占82.8％，Cd、Cu、Pb、Zn的点位超标率分别为7.0％、2.1％、1.5％、0.9％。农田土壤重金属含量与土壤背景值相比均有显著积累，但总体并未超出土壤污染风险筛选值。已有研究推测，随着时间的推移，若不及时采取治理措施，土壤重金属含量将会持续升高，在土壤深度上以表层积累最为明显。有关研究表明，农田重金属的来源整体上以肥料施入、污水灌溉等农业活动为主，部分来源于工矿活动及其产生的大气沉降]。中国环境监测总站调查结果显示，2021年全国土壤安全利用率稳定在90％以上，但是重点行业用地土壤污染风险不容忽视，如工业园区、矿区等。2010-2012年间，受采矿污染的土地面积超过200万hm2，并且每年以33 000-47 000hm2的速度递增。因此，针对重点区域的重金属在土壤中的富集迁移、重金属对植物的影响、重金属与土壤养分之间的相关性以及修复重金属污染土壤等问题已越来越受到人们的重视。

氮素增效剂包括脲酶抑制剂和硝化抑制剂，主要作用是活化土壤中的氮素和磷素，并间接影响重金属的有效性。脲酶抑制剂能抑制土壤脲酶活性，减缓尿素水解，延长其时效，如正丁基硫代磷酰三胺（NBPT）、氢醌（HQ）等。硝化抑制剂能抑制土壤亚硝化细菌等微生物活性，减缓土壤中铵态氮转化为硝态氮，如双氰胺（DCD）、3，4-二甲基吡唑磷酸盐（DMPP）等。磷素增效剂主要为有机化合物，能吸附或活化土壤中的磷素，减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，土壤重金属元素和养分元素之间存在不可分割的互作效应。土壤重金属可通过抑制土壤微生物的活性，从而抑制土壤有机氮的矿化及养分向速效形态的转化。茹淑华等在对河北省典型蔬菜产区土壤的研究中发现，全氮、全磷、有效磷、有机质与重金属Cd之间存在极显著正相关关系。重金属钝化剂通过吸附、螯合、络合、氧化还原等作用机制，降低重金属的有效性。例如：氮磷增效剂中的生物炭可部分吸附重金属。另外可通过调节土壤养分的活性及含量影响重金属的赋存形态，如土壤有效磷可与重金属结合生成难溶性的重金属磷酸盐等。

了解受污染土壤重金属含量与土壤养分的时空变化，监控植株中重金属含量的分布，针对性地配施钝化剂或改良剂，遵循“边修复，边生产”，既对土壤养分的高效利用、重金属污染土壤的科学治理以及粮食安全的保证有重要意义，也是推进中轻度复合污染土壤综合安全利用的重要措施。本研究以存在中轻度金矿企业、重工业大气沉降和废液污染的大田土壤为研究对象，调查棕壤和潮土中污染元素的时空变异特征，并对污染土壤进行钝化修复研究，以期为小麦、玉米的安全生产提供理论依据和实践指导。

1材料与方法

1.1试验地概况

本试验在山东省烟台市招远市某镇（当地有金矿，存在大气沉降污染）与山东省聊城市某镇（当地有化工企业，存在废液污染）进行。两地均属暖温带季风气候区。招远市年均气温13.4℃，年均降水量525 mm，年均日照时数2 489 h；土壤为酸性棕壤，pH 4.69-6.85，有机质含量17.5 g·kg-1。聊城市年均气温13.5℃，年均降水量540 mm，年均日照时数2 323 h；土壤为典型潮土，pH 7.78-8.48，有机质含量18.1 g·kg-1。试验地土壤理化性质如表1所示。

1.2试验设计

研究地为小麦一玉米轮作大田，小麦品种为济麦22，施肥配比为20-12-6（N-P2O5-K2O），由尿素、磷酸二铵、氯化钾供给。每公顷施氮150 kg作底肥（由尿素提供氮80 kg、磷酸二铵提供氮70 kg），播种前一次性撒施深翻；另外每公顷施氮150 kg作追肥（由尿素提供氮），返青期追施。

取供试0-20 cm耕层土壤进行盆栽试验。将土壤均匀摊开，待风干后，去除植物根系、石砾及其他杂物等，捣碎大土块，将土壤充分混合均匀后过筛备用。试验所用容器为上部直径34 cm、底部直径21 cm、高度30 cm的白色塑料盆，将24 cmX24 cm的纱布叠双层铺于盆底，每盆10 kg土样，将氮0.15 g·kg-1、磷0.10 g·kg-1、钾0.15 g·kg-1与氮磷增效剂混合作底肥施用。盆栽试验所用的氮磷增效剂为课题组筛选出的阻控氮磷损失、增产效果良好的组合，氮素增效剂包括HQ+DCD、NBPT+DMPP，磷素增效剂为生物炭，具体处理列于表2。供试玉米品种为郑单958，每盆播3粒或4粒种子，待种子长到二叶一心时进行间苗，每盆保留1株。盆栽采用随机区组排列，并定期调换盆的位置。试验过程中，通过称量法确定灌水量。

1.3样品采集及测定方法

样品采集：田间试验在小麦不同生育期采集土壤样品，招远取样地取0-20、20-40、40-60 cm 3个层次土样，聊城取0-20、20-40、40-60、60-80、80-100 cm 5个层次土样。用土钻在小麦行间取土，将不同深度土样各自充分混匀，将其中的石砾、根系及有机残体等剔除，部分鲜土样用于测定土壤铵态氮、硝态氮，其余土样于室内阴凉处自然风干、磨细，分别过10、16、100目筛后密封保存。其中过10目筛的土样用于测定土壤重金属有效态含量，过16目筛的土样用于测定土壤碱解氮、有效磷和速效钾含量，过100目筛的土样用于测定土壤重金属全量和全氮含量，在小麦收获期采集小麦植株样品，分割茎、叶、籽粒于烘箱烘干，用磨碎机粉碎后过100目筛，密封保存，用于测定植株重金属含量。

盆栽试验每隔15 d观察记录植株长势以及采集土壤样品，即播种后第0、15、30、45、60天调查取样。取植株与盆体内缘间的0-20 cm土样，多点取样，充分混匀，土样处理方法同田间试验土样。

测定方法：土壤重金属Cd、Cu、Pb、Zn全量采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸消解、电感耦合等离子体发射光谱法测定（iCAP 7000系列）；土壤重金属Cd、Cu、Pb、Zn有效态采用DTPA浸提、电感耦合等离子体发射光谱法测定（iCAP 7000系列）；土壤全氮采用微量凯氏定氮法测定；土壤铵态氮、硝态氮采用氯化钾浸提、流动注射分析仪测定；土壤碱解氮采用碱解扩散法测定；土壤有效磷采用碳酸氢钠浸提、钼锑抗比色法测定；土壤速效钾采用醋酸铵浸提、火焰光度计法测定；植株重金属Cd、Cu、Pb、Zn采用浓硝酸-高氯酸消解、电感耦合等离子体发射光谱法测定（iCAP7000系列）。

1.4统计分析

采用转移系数（TF）来表征各种重金属从小麦茎、叶向籽粒迁移的能力，具体计算公式如下：

TF籽粒/茎=小麦籽粒的重金属含量（mg·kg-1）／小麦茎的重金属含量（mg·kg-1）

TF籽粒/叶=小麦籽粒的重金属含量（mg·kg-1）／小麦叶的重金属含量（mg·kg-1）

土壤单项质量指数的分析按照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618-2018）所规定的进行。采用Microsoft Excel 2013软件对数据进行处理和绘图，采用SPSS 26软件进行数据统计，Duncan多重比较法进行显著性分析。

2结果与分析

2.1棕壤和潮土中Cd形态的时空变化

棕壤和潮土0-20 cm土层的全Cd、有效态Cd含量显著高于深层土壤，且棕壤全Cd含量随着土层深度的增加而显著降低（图1a-图1d）。棕壤0-20 cm土层的全Cd含量均超出GB 15618-2018农用地土壤污染风险管控标准中Cd风险筛选值（0.3 mg·kg-1），需要采取农艺措施进行管控；潮土0-20 cm土层的全Cd含量均超出GB 15618-2018中的土壤污染风险筛选值（0.6 mg·kg-1）。

从时间看，当年12月至次年6月的棕壤各土层全Cd含量缓慢上升，12月与次年6月全Cd含量差异显著（图1a）。棕壤0-20 cm土层中有效态Cd含量随时间变化不显著（图1c）。潮土0-20 cm土层中，全Cd与有效态Cd含量有相似的动态变化过程：当年10-12月全Cd和有效态Cd含量均在增加，此后至次年3月含量均降低，再后来至5月含量又增加。潮土其他土层含量变化规律不明显（图1b、图1d）。

棕壤和潮土0-20 cm土层有效态Cd在全Cd中的占比均显著高于深层土壤（Plt;0.05），棕壤0-20 cm土层中有效态Cd占比在19.1％-22.8％之间，潮土在12.6％-15.8％之间，棕壤0-20 cm土层中有效态Cd的占比高于潮土（图1e、图1f）。

2.2棕壤和潮土中Cu形态的时空变化

棕壤和潮土0-20 cm土层全Cu、有效态Cu含量显著高于深层土壤，且棕壤有效态Cu含量随着土层深度的增加显著降低（图2a-图2d）。棕壤0-20 cm土层的全Cu含量部分超出GB 15618-2018中Cu风险筛选值（50 mg·kg-1），可能存在土壤污染风险；潮土各深度的全Cu含量均未超出土壤污染风险筛选值（100 mg·kg-1）。

从时间看，当年12月至次年6月的棕壤0-20 cm土层全Cu含量缓慢上升，当年12月与次年6月全Cd含量差异显著（图2a）；棕壤0-20 cm土层当年12月的有效态Cu含量显著低于次年6月（图2c）。潮土全Cu含量在各土层中的动态变化相似：当年10-11月，全Cu含量显著增加，此后至次年2月显著下降，4月至5月又显著增加（图2b）。潮土各土层有效态Cu含量随时间变化不显著（图2d）。

棕壤0-20 cm土层的有效态Cu在全Cu中的占比显著高于深层土壤（图2e）；而潮土各深度土层的有效态Cu占比相当（图2f）。棕壤0-20 cm土层的有效态Cu占全Cu含量的21.9％-26.5％，显著高于潮土的4.76％-8.69％。

2.3棕壤和潮土中Pb形态的时空变化

棕壤和潮土0-20 cm土层的全Pb、有效态Pb含量显著高于深层土壤。棕壤0-20 cm土层的全Pb平均含量为49.7 mg·kg-1，显著高于潮土（图3a、图3b）；棕壤0-20 cm土层的有效态Pb平均含量为8.30 mg·kg-1，亦显著高于潮土（图3c、图3d）。棕壤和潮土全Pb含量均未超出土壤污染风险筛选值（90 mg·kg-1，170 mg·kg-1）。

从时间看，棕壤0-20 cm土层全Pb含量随时间变化不显著，有效态Pb含量次年6月显著高于其他月份；潮土0-20 cm土层全Pb含量缓慢下降，有效态Pb含量随时间变化规律不明显。

棕壤0-20 cm土层的有效态Pb占全Pb的13.3％-22.2％，次年3、4、6月的0-20 cm土层有效态Pb占比显著高于深层土壤（图3e）。潮土0-20 cm土层的有效态Pb占全Pb的13.1％-19.7％，11月至次年4月的0-20 cm土层有效态Pb占比显著高于深层土壤（图3f）。

2.4棕壤和潮土中Zn形态的时空变化

总体看，潮土全Zn、有效态Zn含量高于棕壤。棕壤和潮土0-20 cm土层全Zn、有效态Zn含量显著高于深层土壤，且棕壤有效态Zn含量随深度增加而显著降低（图4a-图4d）。棕壤各土层的全Zn含量均未超出土壤污染风险筛选值（200 mg·kg-1）；潮土各土层的全Zn含量均远超出土壤污染风险筛选值（300 mg·kg-1），需采取严格的管控措施。

从时间看，棕壤和潮土中全Zn、有效态Zn含量与时间关系的规律不明显。棕壤0-20 cm土层全Zn含量在176 mg·kg-1附近波动，有效态Zn含量在32.3mg·kg-1附近波动（图4a、图4c）。潮土0-20 cm土层的全Zn、有效态Zn含量变化幅度较大，波动范围分别为1 412-1 802、63.6-77.9 mg·kg-1（图4b、图4d）。

棕壤各土层有效态Zn占比显著高于潮土。棕壤中有效态Zn占比的规律性较低（图4e）；潮土0-20 cm土层有效态Zn占全Zn百分比要显著高于深层土壤（图4f）。

2.5棕壤和潮土中各养分含量的时空变化

由表3可知，棕壤和潮土0-20 cm土层全氮、碱解氮、硝态氮、铵态氮、有效磷、速效钾含量均显著高于深层土壤。棕壤各养分含量随土层深度的增加而逐渐降低，其中全氮、碱解氮含量显著降低。潮土的碱解氮、硝态氮、铵态氮、有效磷含量在深层土壤中差异不显著，全氮、速效钾含量在部分土层间差异显著。

棕壤和潮土的全氮、速效钾含量没有显著差异（Pgt;0.05），全氮平均含量分别为0.300、0.320 g·kg-1，速效钾平均含量分别为161、155 mg·kg-1。棕壤碱解氮、铵态氮、有效磷平均含量分别为67.4、11.8、16.5mg·kg-1，显著高于（Plt;0.05）潮土的平均碱解氮（47.5mg·kg-1）、铵态氮（8.87 mg·kg-1）、有效磷（9.68 mg·kg-1）含量。棕壤的硝态氮平均含量为3.47 mg·kg-1，显著低于（Plt;0.05）潮土的（10.8 mg·kg-1）。

各个土层中的养分含量随时间推移均会发生波动性变化，波动幅度大小可用变异系数表示。由表4可看出，棕壤的硝态氮、铵态氮变异系数较大，全氮、碱解氮变异系数小。潮土的铵态氮变异系数最大，硝态氮次之；与棕壤类似，潮土的全氮变异系数较小。由此推测，供试土壤中的硝态氮、铵态氮含量易波动，全氮含量较稳定。棕壤和潮土在各土层中的各养分含量变异系数无明显统一规律。

2.6棕壤和潮土0-20 cm土层中重金属与土壤养分的关系

由表5可知，棕壤0-20 cm土层中，全Cu、有效态Pb、全Zn与速效磷呈极显著正相关，全Cu、有效态Cu与速效钾呈极显著正相关，全氮与有效态Pb呈极显著正相关，硝态氮与全Pb呈显著正相关，铵态氮与全Zn呈显著正相关。由表6可知，在潮土0-20 cm土层中，有效态Cd、有效态Cu、全Zn与有效磷呈极显著正相关，全Pb、有效态Zn与有效磷呈显著正相关，有效态Cu与速效钾呈极显著正相关，全氮与全Cu呈极显著正相关，全氮与有效态Cu呈显著正相关，铵态氮与全Pb呈极显著正相关，碱解氮与有效态Pb呈极显著正相关，碱解氮与有效态Zn呈显著正相关。总的来看，土壤中重金属的有效性与有效磷含量关系最密切。

2.7棕壤和潮土收获期小麦植株部分器官重金属含量

棕壤和潮土收获期小麦籽粒中Cd含量显著低于茎和叶（图5a），Pb和Cu含量显著低于叶（图Sb、图5c）；而Zn含量高于叶，并显著高于茎（图Sd）。叶中的Cd、Pb、Cu含量最高，茎次之，籽粒最低。Zn在籽粒中的含量最高，叶次之，茎最少。

棕壤和潮土小麦收获期籽粒中Cd的含量分别为0.017 0、0.013 0 mg·kg-1，均未超出GB 2762-2022国家食品安全标准中Cd含量标准限值（0.1 mg·kg-1）；Pb含量分别为3.45、4.69 mg·kg-1，均超出GB2762-2022国家食品安全标准中Pb含量标准限值（0.2 mg·kg-1），是标准限值的17.2、23.5倍。棕壤和潮土收获期小麦叶中Cu含量分别为13.3、15.2 mg·kg-1，是籽粒的2.1、4.1倍。棕壤和潮土收获期小麦籽粒中Zn含量分别为50.8、32.2 mg·kg-1，是茎中的3.1、2.3倍。

2.8棕壤和潮土小麦重金属的迁移程度

如表7所示，TF籽粒／茎、TF籽粒／叶两者数值越小，表明重金属从小麦茎、叶向籽粒中的迁移越困难。棕壤和潮土Zn的TF籽粒／茎和TF籽粒／叶均显著高于Cd、Pb、Cu，表明无论是在棕壤还是在潮土中，Zn从小麦茎、叶向籽粒中迁移的能力在4种重金属元素中均是最强的。在棕壤和潮土中，Cd的TF籽粒／茎和TF籽粒／叶在4种重金属元素的转移系数中均为最小，表明无论是棕壤还是潮土，Cd从小麦茎、叶向籽粒迁移的能力均最弱。

2.9不同氮磷增效剂处理对盆栽棕壤、潮土重金属含量的影响

如图6所示，氮磷增效剂处理60 d后，棕壤Al处理的有效态Cd、Cu、Pb、Zn含量均显著低于CK1处理，分别较CK1降低24.7％、19.5％、23.7％、18.1％。棕壤Bl处理的有效态Cd、Cu含量与CK1处理之间无显著性差异，但高于Al处理；有效态Pb、Zn含量显著低于CK1处理，但高于Al处理。以上表明在棕壤中，Al处理降低重金属有效态含量的效果更显著。潮土A2、B2处理的有效态Cd、Cu、Pb、Zn含量虽然高于CK2处理，但差异均不显著。

3讨论

3.1棕壤和潮土中重金属与养分的关系

本研究发现，与对应土类的土壤背景值相比嘲，Cd、Cu、Pb、Zn 4种重金属元素在工业园区附近的棕壤和潮土中均存在积累的现象，其中以表层积累最为明显。窦韦强等的研究发现，农田成土母质为河流冲积物、第四纪红色黏土的土壤中，Cu、Zn、Pb、Cd4种重金属元素在土壤表层有显著积累。4种重金属的污染源主要有肥料施入、污水灌溉、工矿活动及其产生的大气沉降等。本研究区处在工业园区附近，工矿活动引起的重金属污染较为突出。重金属在土壤中经吸附、固持、迁移转化，包括吸附-解吸、溶解-沉淀、氧化-还原、络合等作用，形态发生多重变化，如从碳酸盐结合态向水溶态、螯合态、交换态转变，从交换态转变为铁锰氧化物结合态等。研究区表层土壤的重金属含量高，可能是与重金属在土壤表层较易被吸附、固持有关。如表3所示，0-20 cm土层全氮、碱解氮、硝态氮、铵态氮等养分含量均显著高于深层土壤，这是因为表层养分丰富且物质接近大气圈，生物活动最为活跃。重金属在解吸、溶解、氧化还原、络合等作用下，有效性较高，导致土壤表层重金属有效态占比通常高于深层土壤。

重金属迁移转化及有效态含量受多种因素的影响，其中pH的高低与重金属形态关系最为密切。有关研究表明，pH可改变土壤中重金属元素的吸附位、吸附表面的稳定性、存在形态和配位性能等，从而影响土壤中重金属元素的化学行为。pH上升会增加土壤中黏土矿物、水合氧化物和有机质表面的负电荷，加强对重金属离子的吸附力，有利于重金属难溶物的形成，降低土壤中游离重金属离子含量，从而影响土壤中重金属的形态。本研究所用的棕壤pH（4.69-6.85）低于潮土pH（7.78-8.48），棕壤中的土壤胶体所带负电荷较少，故其表层土壤中重金属元素的有效态含量占全量的百分比明显高于潮土。有关研究表明，土壤养分可通过改变pH间接影响重金属的有效性，比如在氮代谢过程中发生的氧化、还原等过程会使pH产生相应的变化。如表4所示，土壤硝态氮、铵态氮的变异系数显著高于（Plt;0.05）其他养分，表明土壤中硝化、反硝化等氮素代谢过程较为活跃，易产生小范围内的pH变化。而pH的升高，易使重金属离子与碳酸根、磷酸根等离子作用而沉淀。由表5、表6进一步推断可知，与其他土壤化学性质相比，土壤有效磷含量对重金属元素的影响最大。棕壤表层土壤中，与有效磷呈极显著正相关的是全Cu、有效态Pb、全Zn；在潮土表层土壤中，有效态Cd、有效态Cu、全Zn与有效磷呈极显著正相关，全Pb、有效态Zn与有效磷呈显著正相关。这主要是由于这几种元素形态易与土壤中的磷结合形成磷酸盐，并随着有效磷含量的增加而逐渐积累。可见，重金属元素在土壤中的行为与土壤养分关系密切。

有研究表明，土壤的养分含量高（表3），土壤微生物多样性及丰度也高，因此必定会产生更多的有机酸、铁载体、类黄酮、植物激素等代谢产物来螯合、络合水溶态的重金属；另外这些微生物也会分泌一些有机酸代谢物，如乳酸、甲酸、苹果酸、草酸、丙酮酸等来活化土壤中难溶态重金属。前者固定具有直接危害性的水溶态重金属，后者增加重金属有效性。此外，土壤微生物产生的这些有机质也会影响重金属迁移转化及赋存形态，主要是有机质可络合、螯合重金属，降低重金属的迁移转化能力，从而降低重金属有效态含量；但这也使得氨基酸等小分子有机物螯合重金属，并通过细胞膜上的通道蛋白直接进入植物体内。另有研究表明，土壤物理性质也会影响重金属的有效性，如土壤质地、团聚体等。

3.2棕壤和潮土中重金属在小麦器官中的含量差异

本研究发现，4种重金属元素在小麦植株茎、叶和籽粒中含量差异较大，这可能与重金属在土壤中的物质结构和元素价态、溶解度以及土壤中共存离子的种类和浓度等因素有关，也与细胞膜上离子通道蛋白的种类、数目和活性等有关。其中Cd、Pb、Cu主要在叶片积累，Zn则主要积累在籽粒。如表7所示，Cd从小麦茎、叶向籽粒迁移的程度最小，Zn从小麦茎、叶向籽粒迁移的程度最大。Zn既是小麦生长发育必需营养元素，也是重金属元素，由于植物存在同化物的运输优先供应生长中心的特性，小麦在其发育后期会加速从茎、叶等营养器官向籽粒转运Zn，因此小麦籽粒对Zn有较大的积累量。研究表明，Zn在韧皮部的移动性也较强，而且Cd与Zn在小麦籽粒发育过程中转运和积累模式大致相同，即主要通过韧皮部运输进入小麦籽粒。因此，Zn可能通过抑制韧皮部Cd的运输，从而减少Cd向籽粒的转运及积累。此外，Zhang等的研究表明，Cd向地上部转运与液泡膜Cd转运蛋白失活相关。但是，Cd是否主要通过韧皮部运输进入小麦籽粒，以及影响Cd向籽粒的转运与积累的具体因素，还有待进一步研究。

在实际生产过程中，为减少重金属进入到籽粒中，可在叶面适当喷施阻控剂，其作用机理就是利用元素间的生理阻隔、元素拮抗和转运竞争作用。生理阻隔就是通过诱导植物质膜将重金属转运体（转运蛋白）阻隔在液泡等器官内，阻止重金属迁移至生殖器官中，或者通过大分子物质螯合重金属使其不能通过质膜。元素拮抗和竞争吸收类似，即通过营养元素或其他金属离子干扰植物对重金属的吸收，与重金属竞争跨膜转运蛋白位点，减少植物体内重金属总量，从而减轻重金属对植物的危害。

3.3氮磷增效剂对棕壤、潮土中重金属的影响

氮素增效剂能活化土壤中的氮素养分，进而增强土壤微生物和酶的活性，促进小分子有机物的释放和腐殖质的生成，可螯合、络合土壤中的重金属，间接降低重金属的有效性。磷素增效剂以有机物和益生菌为主，能活化土壤养分资源，将无效化的、被固定的大量磷素释放出来。生物炭是一种常见的磷素增效剂，施用于土壤后，可以吸附氮、磷元素，减少土壤养分淋失，提高磷肥的利用率。已有研究表明，生物炭显著影响土壤中重金属迁移和行为形态，对重金属有很强的吸附能力，可降低土壤中重金属可交换态含量。此外，氮磷增效剂的施用能提高土壤中速效养分的含量，促进植株的生长发育，同时生成的代谢产物又能吸附、络合重金属，降低重金属的有效性。

棕壤中施用氮磷增效剂会降低重金属有效态的含量，而潮土中施用氮磷增效剂对重金属有效态含量无显著影响。根据上述研究结果推测，随着氮磷增效剂的施入，土壤中的氮素、磷素持续被活化。丰富的氮素利于植物的生长和土壤微生物的繁殖，更易产生有机代谢产物螯合重金属；而活化的磷素与重金属发生作用，可降低重金属生物有效性。棕壤的有效磷含量显著高于潮土（Plt;0.05，表3），且有效磷与土壤重金属存在一定程度的正相关（表5、表6），又因为偏酸性的土壤重金属有效态本底高，故棕壤中重金属有效态含量较潮土高。虽然施入的氮磷增效剂能够活化土壤中的氮磷，但潮土质地较黏重，氮磷增效剂被土壤吸附在固定位置，不易发生作用甚至失活；而棕壤质地较轻，大孔隙较多，氮磷增效剂能最大限度地发挥作用。因而在棕壤上施用氮磷增效剂的效果较潮土好。

4结论

（1）Cd、Pb、Cu、Zn 4种重金属元素存在明显的表层积累现象，其中Cd积累最明显。棕壤表层土壤重金属有效性明显高于潮土，这与土壤养分、pH等密切相关。

（2）土壤养分存在表层积累现象。表层土壤全氮、碱解氮、有效磷和速效钾含量均显著高于深层土壤，铵态氮、硝态氮含量高于深层土壤。土壤硝态氮和铵态氮有较大的变异系数，说明其随时间变化幅度大，氮素代谢较为活跃。土壤有效磷与重金属元素有效性的相关性最大。

（3）小麦植株体内Cd、Pb、Cu主要在叶片积累，Zn主要在籽粒积累。不同重金属元素从小麦茎、叶向籽粒的迁移程度的差异较大，其中Cd迁移程度最小，Zn迁移程度最大。

（4）棕壤中施用氮磷增效剂会显著减少有效态Cu、Zn、Pb、Cd的含量，而在潮土中施用效果不显著。施用氢醌+双氰胺+生物炭后土壤重金属有效性降低效果较正丁基硫代磷酰三胺+3，4-二甲基吡唑磷酸盐+生物炭显著。