不同鈍化劑對(duì)重金屬在土壤-油菜中遷移的影響

沈章軍，侯萬(wàn)青，徐德聰，吳江峰，季濤濤

（合肥師范學(xué)院生命科學(xué)學(xué)院，合肥 230061）

重金屬是土壤最主要的污染物質(zhì)之一?；兽r(nóng)藥、工業(yè)廢水和礦業(yè)過(guò)程等含有的重金屬不斷被釋放進(jìn)入周邊環(huán)境，其中礦業(yè)過(guò)程中產(chǎn)生的重金屬污染是最主要的形式之一[1-4]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，全國(guó)每年被重金屬污染的糧食達(dá)1 200萬(wàn)t，造成的直接經(jīng)濟(jì)損失超過(guò)200億元[5]。

土壤重金屬有效態(tài)含量升高不但直接對(duì)土壤生物和植物造成毒害，還通過(guò)影響營(yíng)養(yǎng)元素的賦存形態(tài)破壞植物對(duì)養(yǎng)分的正常吸收利用，并最終進(jìn)入食物鏈危及人類健康。土壤中過(guò)高的重金屬會(huì)影響土壤養(yǎng)分的生物有效性和土壤肥力[6]，對(duì)植物產(chǎn)生脅迫，減少其對(duì)礦質(zhì)養(yǎng)分的吸收從而導(dǎo)致植物營(yíng)養(yǎng)缺乏[7-8]，引起植物參與代謝和物質(zhì)組成過(guò)程的紊亂失調(diào)并產(chǎn)生缺素癥狀等[9]，造成植株生長(zhǎng)發(fā)育不良，產(chǎn)量和品質(zhì)下降，嚴(yán)重時(shí)導(dǎo)致全株死亡[10]。

土壤重金屬性質(zhì)受到基質(zhì)環(huán)境中多種因子的影響，添加某些材料能夠降低土壤重金屬可溶性，減少重金屬對(duì)植物的毒害。通常土壤鈍化材料分為無(wú)機(jī)和有機(jī)鈍化劑2種。無(wú)機(jī)鈍化修復(fù)是利用經(jīng)濟(jì)有效的石灰、海泡石、碳酸鈣、磷酸鹽和硅酸鹽等材料，與土壤重金屬發(fā)生吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，從而降低重金屬的生物有效性[11-12]；有機(jī)鈍化修復(fù)是利用畜禽糞便、有機(jī)堆肥以及污泥等作為重金屬絡(luò)合劑固定重金屬，同時(shí)提高土壤肥力[13-14]。目前對(duì)單一改良劑的修復(fù)效果開(kāi)展了眾多的研究，但針對(duì)多種鈍化材料鈍化效果比較的大田試驗(yàn)研究報(bào)道較少。本文選擇安徽省銅陵市銅尾礦下游污染耕地為基地，開(kāi)展6種鈍化材料單一和混合處理的大田栽培試驗(yàn)，種植本地區(qū)常見(jiàn)作物——油菜（Brassica napus L.），通過(guò)分析土壤重金屬As、Cd、Pb、Zn和Cu生物有效態(tài)含量，及其在油菜各器官中含量，探究各種材料鈍化重金屬活性的效果以及對(duì)油菜吸收、遷移和積累各種重金屬的影響，為鈍化材料在重金屬污染耕地中的利用提供一定參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)大田概況

試驗(yàn)大田位于銅陵市某銅尾礦場(chǎng)下游800 m左右，長(zhǎng)江中下游南岸，屬亞熱帶濕潤(rùn)氣候區(qū)，季節(jié)特征分明，春季較短，氣候溫和，雨量充沛；夏季多雨炎熱，伏熱干旱，年均氣溫16.2℃，夏季平均氣溫27.4℃，年平均太陽(yáng)輻射總量114.8 kJ·cm-2，無(wú)霜期平均為230 d，年均降水1 390 mm，全年平均濕度在75%～80%；地面主導(dǎo)風(fēng)向?yàn)闁|北（冬）、西南（夏）[15]。該尾礦場(chǎng)海拔較高，三面環(huán)山，一面筑壩，由尾礦排放堆積而成（圖1）。壩高約100 m，面積達(dá)20 hm2，停止排放時(shí)間約為25 a，且該庫(kù)人為干涉較少，風(fēng)蝕、水蝕較嚴(yán)重。下游為農(nóng)田，種植作物以油菜、水稻、玉米、大豆等為主。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 大田試驗(yàn)材料和方法

2018年10月，租用銅陵市某銅尾礦場(chǎng)下游的地塊，約0.13 hm2，離尾礦庫(kù)直線距離約1.2 km。土壤中有機(jī)質(zhì)含量為16.37 g·kg-1，全氮、全磷、全鉀的含量分別為0.87、0.72、25.35 g·kg-1，pH值為7.04。經(jīng)過(guò)除草、深翻處理后，用裝潢塑料扣板深埋分割成小地塊，每小地塊約20 m2。進(jìn)行如圖1所示改良材料處理，栽種油菜。海泡石粉產(chǎn)地為河南省鄭州市，組成主要為 SiO2（44.75%）、Al2O3（32.01%）、Fe2O3（5%）、TiO2（0.93%）、CaO（0.07%）、MgO（21%）、K2O（9%）和Na2O（0.8%）。根據(jù)圖1地塊劃分，每種植坑添加海泡石、雞糞、腐殖質(zhì)、生石灰和磷礦粉的量為20 g，換算成單位面積，約300 g·m-2；磷酸二銨和復(fù)合肥各10 g。除空白對(duì)照8以外，其他處理均施加等量的復(fù)合肥作為基肥。為了減少干擾因素，后期不再施加任何肥料。

圖1 土壤改良大田試驗(yàn)方案Figure 1 Field experiment program of soil improvement

對(duì)試驗(yàn)大田土壤和各鈍化劑中重金屬的含量進(jìn)行了分析，結(jié)果見(jiàn)表1。

表1 大田土壤及鈍化劑中重金屬平均含量（mg·kg-1，n=4）Table 1 Heavy metal average content in field soil and passivation agent（mg·kg-1，n=4）

1.2.2 取樣和樣品處理

2019年5月，油菜果實(shí)基本成熟時(shí)取全株，每種處理隨機(jī)取6棵，帶回實(shí)驗(yàn)室清水清洗干凈，去離子水淋洗2遍，分為根、莖、果殼和種子4個(gè)部分，在70℃烘箱中烘48 h。研磨、粉碎，過(guò)尼龍篩（0.15 mm篩孔），密封袋保存?zhèn)溆谩?/p>

土壤取所采植物根系周圍土，采樣抖動(dòng)輕刮取下，帶回實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干，去除根系等植物組織，研磨，過(guò)尼龍篩（0.15 mm篩孔），密封袋保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2.3 分析方法

土壤pH值按照體積土∶液=1∶10混合，充分振蕩后，利用pH計(jì)（Mettler Toledo FE20）測(cè)量。

土壤、鈍化劑和植物中重金屬提?。?.5 g植物樣品，加入5 mL HNO3和1 mL H2O2；1.0 g土壤（鈍化劑）樣品，加入15 mL HNO3和1 mL HClO4，分別放到微波消解儀（Speedwave-4，Berghof）進(jìn)行消解，消解完成定容到50 mL，待測(cè)。

土壤有效態(tài)重金屬提取：配制0.1 mol·L-1的鹽酸，稱取5 g土壤樣品置于離心管中，移取25 mL配制的鹽酸至土壤樣品中，在室溫（25±2℃）下振蕩后，離心10 min（3 000 r·min-1），將上清液過(guò)濾至50 mL三角瓶中，待測(cè)。

通過(guò)原子吸收分光光度計(jì)（AA-6300島津，日本）和電感耦合等離子體光譜法（ICP-AES，XSP Intrepid II，USA）測(cè)定植物和土壤中重金屬元素含量。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析方法

使用Excel 2010軟件對(duì)數(shù)據(jù)的平均值及標(biāo)準(zhǔn)差進(jìn)行前期整理和制圖。利用SPSS 19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，利用單因素方差分析（One-way ANOVA）對(duì)不同處理間數(shù)據(jù)的差異性進(jìn)行檢驗(yàn)，利用Pearson相關(guān)分析法對(duì)植物體內(nèi)重金屬與土壤重金屬有效態(tài)之間的關(guān)系進(jìn)行分析。

2 結(jié)果和討論

2.1 不同處理組土壤性質(zhì)分析

對(duì)該地塊土壤中重金屬總量進(jìn)行分析（表1），對(duì)應(yīng)As、Pb、Cd、Zn和Cu這5種重金屬的銅陵市農(nóng)田土壤背景值分別為12.44、47.79、0.09、85.58、32.15 mg·kg-1[15]，說(shuō)明該地塊重金屬含量遠(yuǎn)超過(guò)土壤環(huán)境背景值。結(jié)合《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）：As 30 mg·kg-1、Pb 120 mg·kg-1、Cd 0.30 mg·kg-1、Zn 250 mg·kg-1、Cu 100 mg·kg-1（6.5＜pH＜7.5），該地塊中5種重金屬均超過(guò)規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)值。

有效態(tài)重金屬可以被植物吸收，比土壤重金屬總量更能體現(xiàn)其毒性的大小，所以對(duì)于耕地重金屬的污染更傾向于采用鈍化劑修復(fù)，降低重金屬有效態(tài)含量，從而減少作物對(duì)重金屬的吸收、遷移和轉(zhuǎn)化[16]。在本研究中，6種鈍化材料對(duì)不同重金屬有效態(tài)的影響見(jiàn)表2。與空白處理相比，單一材料處理中，海泡石對(duì)重金屬As鈍化效果最顯著（P＜0.05，下同），其次是雞糞和生石灰，有效態(tài)含量分別約為空白對(duì)照組的45.67%、48.38%和59.98%；雞糞、磷礦粉、生石灰和海泡石均能顯著降低Pb的毒性，有效態(tài)含量分別為空白對(duì)照組的64.89%、69.70%、70.84%和73.88%；海泡石、雞糞、生石灰和磷酸二胺均能顯著降低Cd的有效態(tài)含量，分別約為對(duì)照組的56.94%、63.89%、73.61%和80.56%；海泡石、生石灰和雞糞均能顯著降低Zn的活性，有效態(tài)含量分別約為空白對(duì)照組的69.22%、71.19%和76.24%；海泡石、磷礦粉、秸稈腐殖質(zhì)和生石灰均能顯著影響土壤Cu有效性，有效態(tài)含量分別約為空白對(duì)照組的63.56%、72.28%、74.28%和74.82%。

無(wú)機(jī)鈍化劑通過(guò)與重金屬發(fā)生吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，從而降低重金屬的生物有效性[11]。無(wú)機(jī)鈍化劑中，海泡石對(duì)As、Cd、Pb、Zn和Cu 5種重金屬均表現(xiàn)出顯著的鈍化作用，這與前人的研究結(jié)果相同[17-18]。生石灰因?yàn)槟苡行Ц淖兺寥浪釅A度，使重金屬容易產(chǎn)生氫氧化物沉淀，減低可溶性，一直是污染土壤，特別是偏酸性土壤常見(jiàn)的重金屬毒性鈍化材料[19]。在本研究中，生石灰對(duì)5種重金屬也表現(xiàn)出較好的鈍化作用。磷礦粉對(duì)土壤中的Pb、As、Zn和Cu也表現(xiàn)出顯著的鈍化效果，相對(duì)而言，磷酸二胺僅對(duì)土壤重金屬Cd的鈍化作用顯著（表2）。

有機(jī)鈍化劑通過(guò)絡(luò)合固定重金屬，同時(shí)為作物提供必要的營(yíng)養(yǎng)元素[12-13]。雞糞有效降低了As、Pb、Cd和Zn 4種重金屬的有效態(tài)含量，對(duì)于降低土壤重金屬毒性效果明顯。秸稈腐殖質(zhì)對(duì)重金屬有效態(tài)含量的影響存在差異性，Pb、Cd和Cu的有效態(tài)含量均降低，Cu有效態(tài)含量下降顯著，但是As和Zn的有效態(tài)含量均增加，這可能與腐殖質(zhì)降低了土壤的酸堿性有關(guān)。研究發(fā)現(xiàn)[20]有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬有效態(tài)含量有較大的正向作用，有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤中重金屬離子具有較強(qiáng)的吸附、絡(luò)合能力。雞糞處理組土壤所含有機(jī)質(zhì)最高，故雞糞可能會(huì)通過(guò)影響土壤重金屬形態(tài)的方式來(lái)降低土壤重金屬活性。

眾多的研究表明，無(wú)機(jī)鈍化劑和有機(jī)鈍化劑的混合使用能更有效地降低土壤重金屬有效態(tài)的含量[12，21-23]。相對(duì)于單一材料處理，海泡石與有機(jī)廢棄物雞糞和秸稈腐殖質(zhì)混合處理表現(xiàn)出較好的降低重金屬活性的效果（表2），與雞糞混合處理組土壤中Pb、As、Cd、Zn和Cu的有效態(tài)含量分別是空白對(duì)照組的56.99%、40.84%、43.06%、78.33%和52.23%；與腐殖質(zhì)混合處理組土壤中Pb、As、Cd、Zn和Cu的有效態(tài)含量分別是空白對(duì)照組的62.33%、43.93%、72.22%、88.79%和74.39%。另外，海泡石+生石灰處理組土壤Zn和Cu的有效態(tài)含量?jī)H為空白對(duì)照組的75.24%和46.45%。綜合表明，海泡石與其他材料混合處理對(duì)土壤重金屬的鈍化影響總體優(yōu)于單一材料處理。

表2 不同處理方式土壤中重金屬有效態(tài)含量（mg·kg-1，n=6）Table 2 Available contents of heavy metals in rhizosphere soil of rape under different treatments（mg·kg-1，n=6）

2.2 油菜各組織中重金屬的累積

植物對(duì)重金屬的吸收和遷移受多個(gè)因素的影響，如土壤pH、土壤CEC、土壤的團(tuán)粒體結(jié)構(gòu)、重金屬有效態(tài)以及離子間的作用等[21]。添加鈍化材料處理土壤不僅影響了重金屬的有效態(tài)，也改變了土壤的其他性質(zhì)，包括肥力，甚至是微生物組成，從而影響植物對(duì)礦質(zhì)元素的吸收、遷移和轉(zhuǎn)化。在本研究中，不同重金屬在油菜體內(nèi)含量和分布存在差異性，含量表現(xiàn)為Zn＞Cu＞As＞Pb＞Cd，不同鈍化劑處理土壤對(duì)油菜體內(nèi)5種重金屬的含量和分布均有一定影響。

如圖2所示，As在油菜體內(nèi)各器官分布差異顯著，表現(xiàn)為根＞莖＞果殼＞種子，根中As的平均含量分別約是莖、果殼和種子的2.13、3.33倍和12.45倍。海泡石、雞糞、腐殖質(zhì)、生石灰、海泡石+雞糞、海泡石+磷酸二胺均顯著降低油菜根中As的含量；而莖中僅生石灰和海泡石+磷酸二胺處理能顯著降低As含量；雞糞、海泡石、磷礦粉、海泡石+腐殖質(zhì)、海泡石+磷酸二胺處理均顯著減少了As在果殼中的積累；海泡石+雞糞和海泡石+腐殖質(zhì)處理對(duì)降低種子中As的含量效果最佳，分別約是空白對(duì)照組種子中含量的57.07%和60.47%。從食用角度考慮，雞糞、海泡石+雞糞和海泡石+腐殖質(zhì)處理對(duì)減少油菜籽中As的含量效果最佳，平均含量達(dá)到了《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的限量要求（≤0.5 mg·kg-1）。

重金屬Pb在油菜根中含量最高，總體表現(xiàn)為根＞莖＞果殼＞種子，根中Pb平均含量約是種子的4倍。不同材料處理對(duì)油菜各器官中Pb的含量影響差異較大，海泡石顯著降低了油菜4種器官中Pb的含量；雞糞極顯著地減少了油菜體內(nèi)Pb的含量，總體效果優(yōu)于海泡石（圖3）。秸稈腐殖質(zhì)對(duì)油菜莖、果殼和種子中Pb的減少影響顯著；生石灰、磷礦粉、磷酸二胺和復(fù)合肥均能顯著減少油菜根莖中Pb的含量，生石灰和磷酸二胺也顯著減少果殼中Pb的含量；除了生石灰和復(fù)合肥，其他材料處理均對(duì)油菜種子中Pb的含量降低有顯著作用。海泡石和其他材料復(fù)合處理均顯著減少種子中Pb的含量，海泡石+雞糞處理組油菜種子中Pb的含量最低，僅為空白組的13.26%（圖3），平均含量符合《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的限量要求（≤0.2 mg·kg-1）。

圖2 油菜中重金屬As的分布情況（n=6）Figure 2 Contents of As in rape organs（n=6）

圖3 油菜中重金屬Pb的分布情況（n=6）Figure 3 Contents of Pb in rape organs（n=6）

油菜各器官中Cd的含量總體表現(xiàn)為根≥莖＞果殼＞種子，種子中Cd的平均含量約是根中的38.66%（圖4）。相較對(duì)照而言，各種材料處理土壤對(duì)油菜體內(nèi)Cd含量的影響較為明顯，尤其是莖、果殼和種子。單一材料處理中，添加海泡石、生石灰和磷礦粉能顯著減少油菜根中Cd的含量；對(duì)莖中Cd含量的影響除復(fù)合肥不顯著，其他處理均表現(xiàn)顯著；海泡石、雞糞、生石灰和磷礦粉均能顯著減少果殼中Cd的含量；而雞糞和磷酸二胺對(duì)種子中Cd的積累影響并不顯著。海泡石和其他材料復(fù)合處理均對(duì)油菜4個(gè)器官中Cd的減少造成顯著影響，海泡石+雞糞處理組種子中Cd的含量?jī)H為對(duì)照組的44.02%（圖4）。說(shuō)明海泡石和其他材料復(fù)合處理土壤對(duì)減少油菜籽吸收、積累Cd的效果最為理想。從食用角度考慮，海泡石與其他材料混合處理組中，除了海泡石+磷酸二胺組外，種子中Cd的含量均符合《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中限量要求（≤0.2 mg·kg-1）。

相較于重金屬As、Pb和Cd，更多鈍化劑處理方式表現(xiàn)出對(duì)油菜體內(nèi)Zn含量的顯著影響（圖5）?？傮w來(lái)看種子中Zn含量最低，但果殼中含量偏高。單一材料處理方式中，除了秸稈腐殖質(zhì)對(duì)油菜根、果殼和種子、復(fù)合肥對(duì)根莖、雞糞對(duì)果殼、磷礦粉對(duì)種子中Zn含量影響不顯著外，其他處理均表現(xiàn)顯著（圖5）。海泡石和其他材料復(fù)合處理中，除了與秸稈腐殖質(zhì)復(fù)合處理對(duì)種子中Zn含量影響不顯著外，其他均表現(xiàn)出對(duì)油菜根、莖、果殼和種子中Zn含量顯著的減少作用，海泡石+雞糞和海泡石+磷礦粉對(duì)減少油菜籽中Zn的含量效果最為顯著。說(shuō)明Zn相對(duì)于其他重金屬性質(zhì)更容易受到生境中因子的影響，更容易通過(guò)添加改良材料減少其毒性。

所有處理方式均顯著減少了油菜體內(nèi)各器官中的Cu含量（圖6），尤其是對(duì)根中Cu的含量影響最為明顯。相較于完全空白處理組，添加復(fù)合肥也顯著減少了油菜根和果殼中Cu的含量。

正如前所述，作物從土壤中吸收和積累重金屬受到多種因素影響，這就導(dǎo)致不同鈍化劑處理對(duì)作物金屬累積的影響是非常復(fù)雜的，目前還沒(méi)有明確的結(jié)論。有研究認(rèn)為當(dāng)土壤中重金屬處于高污染狀態(tài)時(shí)，植物中的金屬元素含量往往與土壤中有效態(tài)金屬元素含量并不呈現(xiàn)明顯的正相關(guān)關(guān)系，甚至?xí)霈F(xiàn)負(fù)相關(guān)；而當(dāng)土壤中重金屬處于中低污染狀態(tài)時(shí)，植物中的金屬元素含量往往與土壤中有效態(tài)金屬元素含量呈現(xiàn)明顯的正相關(guān)關(guān)系。如景鑫鑫等[24]研究發(fā)現(xiàn)在Pb、Cd（土壤全Pb 436 mg·kg-1，全Cd 2.59 mg·kg-1）污染農(nóng)田土壤中添加膨潤(rùn)土與磷酸二氫鉀后，玉米莖葉和根中的Pb和Cd含量隨著土壤DTPA提取態(tài)Pb、Cd含量的降低而降低；郭曉方等[25]利用過(guò)磷酸鈣與石灰混施研究污染農(nóng)田土壤上的玉米金屬積累也得出類似結(jié)果；但郝金才等[26]在高污染農(nóng)田土壤（全Pb含量為1 277 mg·kg-1，全Cd含量為39.0 mg·kg-1）中添加各種鈍化劑后發(fā)現(xiàn)玉米根和地上部中Cd、Pb含量降低幅度遠(yuǎn)小于土壤中有效態(tài)含量降低幅度，甚至有的鈍化劑雖然降低了土壤中有效態(tài)Cd含量，但玉米根和地上部中Cd含量并未降低。本研究土壤中的Cd、Pb含量屬于低污染，油菜器官中Cd、Pb含量的變化程度因器官種類、鈍化劑種類及組合而不同，這與郝金才等[26]在高污染土壤中的研究結(jié)果一致。由此可見(jiàn)，鈍化劑對(duì)于同一種作物相同元素的積累可能與土壤中金屬元素含量高低關(guān)系更密切，同時(shí)也表明除了土壤，作物自身以及不同元素均可以影響鈍化劑的固定功能。如Elbehiry等[27]通過(guò)盆栽試驗(yàn)將小麥、蠶豆和芝麻菜種植在添加了等量的生物炭、腐殖質(zhì)物質(zhì)和氧化鐵的2處污染的土壤中，發(fā)現(xiàn)3種添加劑均降低了土壤中有效態(tài)金屬含量，但2處土壤對(duì)小麥的Cu含量影響有差異，同時(shí)2處土壤又對(duì)蠶豆和芝麻菜的Cu含量影響表現(xiàn)出相同的規(guī)律，而且在所研究元素中，3種添加劑對(duì)3種植物的Pb含量影響最明顯。本研究中發(fā)現(xiàn)幾種改良材料對(duì)限制油菜吸收、轉(zhuǎn)移和積累Zn和Cu的含量更明顯，可能與當(dāng)?shù)厥倾~礦區(qū)，土壤中Zn和Cu含量較高所致。因此，可以推斷，鈍化劑對(duì)污染土壤上生長(zhǎng)作物中金屬含量的影響，土壤中較高含量的元素效果可能更明顯。

圖4 油菜中重金屬Cd的分布情況（n=6）Figure 4 Contents of Cd in rape organs（n=6）

圖5 油菜中重金屬Zn的分布情況（n=6）Figure 5 Contents of Zn in rape organs（n=6）

圖6 油菜中重金屬Cu的分布情況（n=6）Figure 6 Contents of Cu in rape organs（n=6）

綜上可以看出，添加改良材料處理對(duì)于限制油菜吸收、轉(zhuǎn)移和積累As的效果最差，對(duì)于Zn和Cu的影響最顯著。說(shuō)明Zn和Cu相對(duì)于其他重金屬性質(zhì)更容易受到生境中因子的影響，更容易通過(guò)添加改良材料減少其毒性。

2.3 植物各器官中重金屬分布與土壤重金屬有效態(tài)間相關(guān)性分析

分析了土壤重金屬有效態(tài)、油菜根內(nèi)重金屬與各器官中重金屬含量的相關(guān)關(guān)系，結(jié)果見(jiàn)表3。油菜4個(gè)器官中As的含量與土壤中As的有效態(tài)含量呈正相關(guān)關(guān)系，其中根和種子表現(xiàn)為顯著影響（P＜0.05）；油菜莖和種子中As與根中As表現(xiàn)出極顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），果殼中As也受到根中As的顯著影響（P＜0.05）。油菜各器官中Pb的含量均受到土壤和根中Pb的影響，但均不顯著。土壤中Cd的有效態(tài)含量極顯著影響了油菜莖中Cd的含量（P＜0.01），果殼與根中Cd的含量表現(xiàn)為極顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。土壤中Zn的有效態(tài)含量對(duì)油菜各器官中的Zn未造成顯著影響，但根系中Zn的含量與其他3個(gè)器官中的Zn均為極顯著相關(guān)（P＜0.01）。同樣，土壤Cu的有效態(tài)也沒(méi)有對(duì)油菜各器官中Cu造成顯著影響，但根系中Cu與其他3個(gè)器官中Cu的含量呈極顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。

表3 土壤中重金屬有效態(tài)與油菜體內(nèi)重金屬分布相關(guān)性Table 3 Correlation between bioavailability of heavy metals in soils and plant parameters

相關(guān)分析表明，在污染土壤改良過(guò)程中油菜對(duì)Cd和As的吸收和積累更多直接受土壤Cd有效性影響，而對(duì)Cu、Zn和Pb的吸收表現(xiàn)為更多直接受植物因素影響。這可能與Cu和Zn為植物生長(zhǎng)的必需元素而Cd、As和Pb并非植物生長(zhǎng)的必需元素有關(guān)，因此Cu和Zn的含量更多受到植物生長(zhǎng)生理特性的影響，至于Pb可能與植物地上部分的較多吸收有關(guān)[28]。

3 結(jié)論

（1）銅陵市楊山?jīng)_尾礦庫(kù)造成下游耕地土壤重金屬污染，其中As、Cd、Pb、Zn和Cu 5種重金屬含量均超過(guò)國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。海泡石對(duì)5種重金屬均表現(xiàn)出顯著的鈍化作用，其次是生石灰。另外，磷礦粉也對(duì)Pb、As、Zn和Cu的鈍化效果顯著。有機(jī)鈍化劑中，雞糞有效降低了As、Pb、Cd和Zn 4種土壤重金屬的有效態(tài)含量，秸稈腐殖質(zhì)也有效地鈍化了Pb、Cd和Cu的活性。相對(duì)于單一材料處理，海泡石與雞糞和秸稈腐殖質(zhì)混合處理表現(xiàn)出更好的降低重金屬活性的效果。

（2）油菜體內(nèi)重金屬含量總體表現(xiàn)為Zn＞Cu＞As＞Pb＞Cd，種子中重金屬的含量相對(duì)較低。不同鈍化劑處理土壤對(duì)油菜體內(nèi)5種重金屬的含量和分布均有一定影響，總體來(lái)說(shuō)海泡石與其他材料混合處理對(duì)減少重金屬在油菜體內(nèi)的積累效果最為顯著。相較于土壤重金屬的影響，油菜莖、果殼和種子中重金屬含量與根的相關(guān)性更為顯著。

大田試驗(yàn)受到外界環(huán)境影響因素較多，其他因子可能也對(duì)土壤重金屬的有效態(tài)和油菜中重金屬的吸收、遷移和轉(zhuǎn)化造成干擾，另外，使用鈍化劑的最佳劑量設(shè)置等，都需要進(jìn)行長(zhǎng)期的試驗(yàn)和分析研究。