基于正交設(shè)計(jì)的栽培模式與土壤調(diào)理劑聯(lián)合調(diào)控蔬菜鉛鎘累積的優(yōu)化研究

王琳清 鄢 韜 李文英 李富榮 王 旭 吳志超 楊秀麗 陳永堅(jiān)

（1. 廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)與監(jiān)測(cè)技術(shù)研究所， 廣州510640； 2. 仲愷農(nóng)業(yè)工程學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院， 廣州510225； 3. 廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所， 廣州510640； 4. 廣東農(nóng)科監(jiān)測(cè)科技有限公司， 廣州510640）

近年來(lái)， 土壤重金屬污染問(wèn)題日益顯現(xiàn)， 受到全世界廣泛關(guān)注[1]。 鉛 （Pb）、 鎘 （Cd） 元素作為土壤中的主要重金屬污染物， 對(duì)環(huán)境和食品安全產(chǎn)生的危害尤為突出[2]。 Pb 和Cd 易被農(nóng)作物吸收積累， 對(duì)其產(chǎn)生毒害作用， 限制其生長(zhǎng)與代謝， 從而影響其品質(zhì)和產(chǎn)量， 并能通過(guò)食物鏈進(jìn)到人體， 對(duì)人類健康造成極大的威脅[3～4]。 因此， 為保障耕地土壤安全有效利用、 農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展， 尋找經(jīng)濟(jì)有效的途徑修復(fù)重金屬污染土壤并降低農(nóng)作物的重金屬累積顯得尤為迫切。

在土壤重金屬修復(fù)的各種物理、 化學(xué)、 生物方法中， 施用土壤調(diào)理劑可通過(guò)改變受污染土壤的理化特性和重金屬生物有效性達(dá)到修復(fù)效果， 由于該方法具有低成本、 操作簡(jiǎn)單、 高穩(wěn)定效率等優(yōu)點(diǎn)， 在實(shí)際產(chǎn)地污染修復(fù)中被廣泛應(yīng)用[5]。 生物炭作為一種可來(lái)源于秸稈、 木材、 動(dòng)物糞便等農(nóng)業(yè)廢棄物的環(huán)境友好型土壤調(diào)理劑， 對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的吸附能力， 能影響重金屬在土壤中的遷移和生物有效性，已成為應(yīng)用較廣泛的重金屬污染修復(fù)材料之一[6～7]。但在實(shí)際應(yīng)用中單一施用生物炭的修復(fù)效果往往有限， 通過(guò)改性或其他材料配施來(lái)優(yōu)化修復(fù)效果逐漸受到研究者們的關(guān)注。 果膠作為可從柑橘、 香蕉果皮等農(nóng)業(yè)廢棄物中加工提取出來(lái)的結(jié)構(gòu)復(fù)雜的一種多糖成分， 具有能與重金屬結(jié)合的羥基、 羧基、 酰胺和甲氧基等多種官能團(tuán)， 對(duì)環(huán)境中的重金屬呈現(xiàn)出良好的吸附能力和去除潛力[8～9]。 目前利用果膠進(jìn)行環(huán)境修復(fù)的研究逐漸增加， 特別是在治理水體重金屬污染方面[9]。 但將果膠應(yīng)用于土壤重金屬污染修復(fù)的效果尚不明確， 且有關(guān)生物炭和果膠配施對(duì)土壤重金屬污染的修復(fù)效果的報(bào)道更為少見。

另一方面， 水是植物生長(zhǎng)的必要條件， 在旱作和水作兩種栽培模式下， 不同水分條件會(huì)引起土壤理化性質(zhì)及重金屬形態(tài)的改變， 從而對(duì)土壤-作物系統(tǒng)中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化和生物有效性產(chǎn)生顯著影響[10]。 因此， 水分調(diào)控也是農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)的一種有效農(nóng)藝調(diào)控措施[11～12]。 而施用土壤調(diào)理劑對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效果受不同水分條件影響， 因此研究不同栽培模式下施用土壤調(diào)理劑的修復(fù)效果， 對(duì)指導(dǎo)蕹菜、 水芹等水旱條件均可栽培且易受重金屬污染的農(nóng)作物的安全種植具有重要意義[13～14]。 本研究采用正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)， 選擇蕹菜、 水芹這兩種水旱模式下均可栽培的蔬菜為研究對(duì)象，利用原位土壤盆栽試驗(yàn)， 探討不同栽培模式下土壤調(diào)理劑配施（生物炭與果膠） 對(duì)蔬菜重金屬累積特性的影響， 旨在結(jié)合化學(xué)修復(fù)、 品種篩選、 農(nóng)藝措施等各自的優(yōu)點(diǎn)， 篩選一種適用于安全利用類農(nóng)田土壤的、 高效經(jīng)濟(jì)的蔬菜重金屬污染防控技術(shù)。

一、 材料與方法

（一） 供試材料 盆栽試驗(yàn)土壤采自廣州市某菜地0～20 cm 耕作層土壤， 土壤類型為砂壤土。將采集后的土壤風(fēng)干、 粉碎、 剔除雜物后過(guò)10 目篩混勻備用。 土壤的基本理化性質(zhì)和重金屬含量為： pH 6.75、 有機(jī)質(zhì)含量23.10 g/kg、 堿解氮含量99.65 mg/kg、 有效磷含量28.10 mg/kg、 速效鉀含量317.25 mg/kg、 總Pb 含量206.30 mg/kg、 總Cd含量1.31 mg/kg。 該 土 壤Pb、 Cd 含 量 均 超 過(guò)GB 15618-2018 《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）》 中給定的農(nóng)用地土壤（6.5＜pH≤7.5） 污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值——Pb 140 mg/kg（水田）/120 mg/kg （其他）、 Cd 0.6 mg/kg（水田）/0.3 mg/kg （其他）， 但未超過(guò)污染風(fēng)險(xiǎn)管制值——Pb 700 mg/kg、Cd 3.0 mg/kg， 為安全利用類農(nóng)田土壤。

供試土壤調(diào)理劑為竹質(zhì)生物炭 （B） 和果膠（P）。 生物炭是以粉碎的農(nóng)業(yè)廢棄物毛竹竿和毛竹枝葉為原料， 放入真空箱式氣氛爐內(nèi)， 通入氮?dú)猓ㄗ鳛楸Ｗo(hù)氣）， 以10℃/min 速度升溫至600℃后恒溫炭化2 h， 冷卻至室溫后， 研磨過(guò)20 目篩制成生物炭顆粒備用[15]。 果膠為分析純， 購(gòu)自阿拉丁試劑（上海） 有限公司。 兩種土壤調(diào)理劑的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤調(diào)理劑的基本信息

供試蔬菜為水芹（Q） 和蕹菜（K）。 水芹由安徽省安慶市山泉水生蔬菜研究所提供， 蕹菜為購(gòu)自廣東現(xiàn)代金穗種業(yè)有限公司的泰國(guó)柳葉蕹菜。

（二） 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì) 將供試土壤分裝入塑料盆， 每盆5 kg， 盆的規(guī)格為直徑28 cm， 深23 cm。利用水分調(diào)控模擬水作和旱作栽培模式， 其中水作（W） 為保持土面水層2～3 cm， 旱作（D） 為保持75%土壤飽和持水量[16]， 結(jié)合不同生物炭與果膠配施用量進(jìn)行正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)。 試驗(yàn)共計(jì)9 個(gè)處理， 每個(gè)處理4 個(gè)重復(fù)， 具體方案見表2。 其中， 生物炭（B）的3 個(gè)處理水平為： B0（0%， 即不添加）、 B1（1%， 即10 g/kg）、 B2 （2%， 即20 g/kg）； 果膠（P） 的3 個(gè)處理水平為P0 （0%， 即不添加）、 P1（0.5%， 即5 g/kg）、 P2（1%， 即10 g/kg）。 每盆土依試驗(yàn)設(shè)計(jì)添加相應(yīng)量的生物炭和果膠后， 充分?jǐn)嚢杈鶆颍?平衡7 d 后種入蕹菜和水芹幼苗。

表2 不同試驗(yàn)處理的正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)表

蕹菜種子用1%次氯酸鈉溶液浸泡消毒， 再用去離子水洗凈于育苗盆播種育苗。 10 d 后， 待種子發(fā)芽、 生長(zhǎng)穩(wěn)定后， 取生長(zhǎng)一致的幼苗移植于盆栽試驗(yàn)塑料盆中， 每盆種植7 株。 水芹育苗采用扦插的方式， 待15 d 后選取長(zhǎng)勢(shì)一致的單株苗移植，每盆種植5 株。 并開始進(jìn)行旱作與水作的不同水分處理， 根據(jù)土壤水分情況每1～2 d 定量澆水， 保持穩(wěn)定的水分條件。 試驗(yàn)期間， 除水分管理外各試驗(yàn)處理的病蟲害防治等常規(guī)栽培管理措施一致。 種植35 d 后， 進(jìn)行樣品收集。

（三） 測(cè)定項(xiàng)目及方法 水芹、 蕹菜采收后先用自來(lái)水洗凈表面泥土， 再用去離子水沖洗， 經(jīng)吸水紙吸干表面水分， 分地上部和地下部制成勻漿后置于-20℃低溫貯存待測(cè)。 蔬菜中Pb、 Cd 含量的測(cè)定采用石墨消解法： 稱取2 g 左右樣品并記錄準(zhǔn)確質(zhì)量， 加入8 mL 混酸 （硝酸-高氯酸， 體積比為4∶1）， 放入石墨消解儀中進(jìn)行消解。 消解溫度條件設(shè)置為： 100℃保持30min， 升溫10min； 180℃保持20 min， 升溫10 min； 210℃保持90 min， 升溫10 min。 待消解完成后， 加入5 mL 超純水， 沖洗管壁上的酸， 繼續(xù)放置10 min。 冷卻后， 轉(zhuǎn)移至25 mL 塑料比色管， 用超純水定容， 靜置， 取上清液用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS） 測(cè)定[17]。用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)圓白菜［GBW10014（GSB-5）］進(jìn)行檢測(cè)質(zhì)量控制。

采用轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)評(píng)價(jià)蔬菜將重金屬?gòu)牡叵虏糠洲D(zhuǎn)運(yùn)至地上部分的能力， 即植物地上部重金屬含量/植物地下部重金屬含量[18]。

（四） 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 采用Excel 2010 和SPSS 19.0 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析， Origin 2018 軟件繪圖。 不同數(shù)據(jù)間的差異顯著性采用單因素方差分析（one-way ANOVA）和多重比較法分析（LSD）， 顯著水平為p<0.05。

二、 結(jié)果與分析

（一） 蔬菜重金屬含量 正交試驗(yàn)結(jié)果表明，其地上部和地下部重金屬Pb、 Cd 含量在9 個(gè)不同處理中存在一定差異 （見圖1）。 就蔬菜Pb 而言，除T3 外， 其他8 個(gè)處理的地上部Pb 含量均低于蔬菜Pb 含量安全限量值0.3 mg/kg （依據(jù)GB 2762-2022 《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》）， 其中， T4 處理的地上部Pb 含量明顯低于其他8 個(gè)處理， 為最低值0.178 mg/kg； 9 個(gè)處理的地下部Pb 含量范圍為0.949～9.390 mg/kg， 均超出蔬菜Pb 含量安全限量值， 其中， T3 處理的含量最高， 其次是T4 和T6 處理， 這3 種水作模式下的處理其蔬菜Pb 含量均明顯高于其他旱作模式下的6 個(gè)處理。 就蔬菜Cd 而言， 3 個(gè)種植水芹的處理（T1～T3） 中地上部和地下部Cd 含量范圍分別為0.044～0.049 mg/kg 和0.219～0.515 mg/kg， 其地上部Cd 含量均低于蔬菜Cd 含量安全限量值0.2 mg/kg （依據(jù)GB 2762-2022）； 6 個(gè)種植蕹菜的處理（T4～T9） 中地上部和地下部Cd 含量范圍分別為0.496～1.025 mg/kg 和0.554～1.208 mg/kg， 均明顯高于3 個(gè)種植水芹的處理， 且均超出安全限量值范圍。

圖1 不同處理對(duì)蔬菜重金屬Pb （A）、 Cd （B） 含量的影響 （n＝4）

（二） 蔬菜重金屬累積差異的極差分析 本研究通過(guò)極差分析比較不同因素對(duì)蔬菜重金屬累積特性的影響差異， 結(jié)果見表3。 由表3 中的極差R值可以看出， 蔬菜品種、 栽培模式和兩種土壤調(diào)理劑等因素對(duì)蔬菜地上部Pb 含量的影響順序?yàn)樯锾?果膠>蔬菜品種>栽培模式， 該結(jié)果表明， 就安全利用類農(nóng)田土壤而言， 施用生物炭對(duì)調(diào)控蔬菜Pb 累積更為有效。 使蔬菜地上部Pb 含量最低的最優(yōu)處理組合為KDB2P1 （蕹菜+旱作+2%生物炭+0.5%果膠）。 4 個(gè)不同因素對(duì)蔬菜地下部Pb 含量的影響順序?yàn)樵耘嗄Ｊ?果膠>蔬菜品種>生物炭， 使蔬菜地下部Pb 含量最低的最優(yōu)處理組合為KDB2P0 （蕹菜+旱作+2%生物炭+0%果膠）。 4 個(gè)不同因素對(duì)蔬菜地上部Cd 含量的影響順序?yàn)槭卟似贩N>生物炭>栽培模式>果膠， 該結(jié)果表明， 就安全利用類農(nóng)田土壤而言， 選用適宜的蔬菜品種對(duì)調(diào)控蔬菜Cd 累積更為有效。 使蔬菜地上部Cd 含量最低的最優(yōu)處理組合為QWB1P1 （水芹+水作+1%生物炭+0.5%果膠）。 4 個(gè)不同因素對(duì)蔬菜地下部Cd含量的影響順序?yàn)槭卟似贩N>栽培模式>果膠>生物炭， 使蔬菜地下部Cd 含量最低的最優(yōu)處理組合為QWB1P2 （水芹+水作+1%生物炭+1%果膠）。

表3 蔬菜重金屬Pb、 Cd 含量指標(biāo)極差分析結(jié)果

（三） 蔬菜重金屬累積差異的方差分析 極差分析法具有相對(duì)簡(jiǎn)單明了的優(yōu)勢(shì)， 易于計(jì)算， 但不能區(qū)分不同因素各處理水平下相應(yīng)指標(biāo)產(chǎn)生差異的原因， 也不能將各因素對(duì)指標(biāo)的影響大小進(jìn)行精確的數(shù)量估計(jì)[19]。 而方差分析能彌補(bǔ)極差分析的缺陷， 分析結(jié)果更為精確。 本研究運(yùn)用方差分析， 考慮將各處理因素水平和試驗(yàn)誤差對(duì)指標(biāo)的影響區(qū)分開來(lái)， 進(jìn)一步判斷各因素對(duì)蔬菜重金屬累積影響的顯著程度， 方差分析結(jié)果見表4。

表4 蔬菜重金屬Pb、 Cd 含量方差分析結(jié)果

由表4 可知， 就蔬菜地上部重金屬Pb 而言，蔬菜品種間的F＝109.630，p＜0.01， 差異極顯著；栽培模式間的F＝51.220，p＜0.01， 差異極顯著；生物炭間的F＝62.922，p＜0.01， 差異極顯著； 果膠間的F＝63.698，p＜0.01， 差異極顯著。F檢驗(yàn)結(jié)果表明， 不同蔬菜品種、 栽培模式、 土壤調(diào)理劑施用量對(duì)蔬菜地上部重金屬Pb 吸收量均有極顯著影響。 就蔬菜地上部重金屬Cd 而言， 蔬菜品種間的F＝225.994，p＜0.01， 差異極顯著； 栽培模式間的F＝9.996，p＜0.01， 差異極顯著； 生物炭間的F＝4.555，p＜0.05， 差異顯著； 果膠間的F＝1.074，p＞0.05， 差異不顯著。F檢驗(yàn)結(jié)果表明， 除果膠以外， 不同蔬菜品種、 栽培模式、 生物炭施用量對(duì)蔬菜地上部重金屬Cd 吸收量均有顯著影響。

從蔬菜地下部重金屬含量的方差分析結(jié)果可知， 對(duì)Pb 而言， 蔬菜品種間的F＝17.645，p＜0.01， 差異極顯著； 栽培模式間的F＝361.444，p＜0.01， 差 異 極 顯 著； 生 物 炭 間 的F＝3.998，p＜0.05， 差異顯著； 果膠間的F＝14.877，p＜0.01，差異極顯著。F檢驗(yàn)結(jié)果表明， 不同蔬菜品種、 栽培模式、 土壤調(diào)理劑施用量對(duì)蔬菜地下部Pb 吸收量均有顯著影響。 對(duì)Cd 而言， 蔬菜品種間的F＝95.197，p＜0.01， 差異極顯著； 栽培模式間的F＝23.399，p＜0.01， 差異極顯著； 生物炭間的F＝2.428，p＞0.05， 差異不顯著； 果膠間的F＝6.701，p＜0.01， 差異極顯著。F檢驗(yàn)結(jié)果表明， 不同蔬菜品種、 栽培模式與果膠施用量對(duì)蔬菜地下部重金屬Cd 吸收量均有極顯著影響， 而生物炭施用量對(duì)其影響不顯著。

（四） 蔬菜重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) 為評(píng)價(jià)不同處理下蔬菜地上部和地下部的重金屬吸收累積能力變化規(guī)律， 本研究采用轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)進(jìn)行了統(tǒng)計(jì)分析， 結(jié)果見圖2。 從圖2 可以看出， 各處理下的蔬菜重金屬Pb、 Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大多存在明顯差異。 其中， 就Pb元素而言， 9 個(gè)不同處理中， T3、 T4、 T6 這3 個(gè)水作條件下的處理其蔬菜Pb 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.079、0.032、 0.031， 均明顯小于其他旱作條件下的6 個(gè)處理的蔬菜Pb 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)； T9 處理下的蔬菜Pb 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最大， 達(dá)0.288。 可見， 栽培模式對(duì)重金屬Pb 在蔬菜中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的調(diào)控效應(yīng)較為明顯。 就Cd 元素而言， T1、 T2、 T3 這3 個(gè)種植水芹的處理其Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.089、 0.097、 0.222， 均顯著小于種植蕹菜的其他6 個(gè)處理的Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（0.783～0.954）， 可見重金屬Cd 在水芹和蕹菜這兩個(gè)蔬菜品種中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)存在較大差異。

圖2 不同處理下蔬菜重金屬Pb （A）、 Cd （B） 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

（五） 蔬菜重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的極差分析 蔬菜重金屬Pb、 Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)極差分析結(jié)果見表5。 通過(guò)表5 中的極差R值可以看出， 各因素水平對(duì)蔬菜Pb 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響順序?yàn)樵耘嗄Ｊ?生物炭>果膠>蔬菜品種， 為使蔬菜地下部重金屬Pb 減少向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)， 選取的最優(yōu)化處理組合為QWB2P2（水芹+水作+2%生物炭+1%果膠）。 各處理因素對(duì)蔬菜Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響順序?yàn)槭卟似贩N>果膠>生物炭>栽培模式， 使蔬菜地下部Cd 盡可能少向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的最優(yōu)化處理組合為QDB2P0 （水芹+旱作+2%生物炭+0%果膠）。

表5 蔬菜重金屬Pb、 Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)極差分析結(jié)果

（六） 蔬菜重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的方差分析 蔬菜重金屬Pb、 Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的方差分析結(jié)果見表6。由表6 可知， 就蔬菜Pb 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)而言， 蔬菜品種間的F＝0.340，p＞0.05， 差異不顯著； 栽培模式間的F＝112.450，p＜0.01， 差異極顯著； 生物炭間的F＝21.553，p＜0.01， 差異極顯著； 果膠間的F＝4.210，p＜0.05， 差異顯著。F檢驗(yàn)結(jié)果表明， 除蔬菜品種外， 其他3 個(gè)因素對(duì)蔬菜Pb 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均有顯著影響。 對(duì)于蔬菜Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)而言， 蔬菜品種間的F＝878.760，p＜0.01， 差異極顯著； 栽培模式間的F＝1.416，p＞0.05， 差異不顯著； 生物炭間的F＝1.588，p＞0.05， 差異不顯著； 果膠間的F＝7.497，p＜0.01， 差異極顯著。F檢驗(yàn)結(jié)果表明， 4 個(gè)不同因素中僅蔬菜品種和不同果膠施用量對(duì)蔬菜Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)存在極顯著差異。

表6 蔬菜重金屬Pb、 Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)方差分析結(jié)果

三、 討論

在水作和旱作兩種不同栽培模式下， 土壤含水量和曝氣狀態(tài)不同， 導(dǎo)致土壤氧化還原電位、 pH、有機(jī)質(zhì)等理化性質(zhì)發(fā)生變化[20～21]。 水分變化還能影響植物的生長(zhǎng)， 改變土壤重金屬的生物有效性和遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律， 從而影響植物對(duì)土壤中重金屬的吸收[22]。 王艷紅等[16]研究了在Cd 污染土壤上， 以水旱兩種模式栽培蕹菜， 發(fā)現(xiàn)水作條件下蕹菜生物量更高， 并且水作條件下地上部Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于旱作條件下地上部Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)， 提出為了保證蔬菜的安全生產(chǎn)， 應(yīng)采取全生育期淹水的栽培方式。 有研究表明， 土壤長(zhǎng)期淹水可導(dǎo)致鐵氧化物還原溶解， 溶解后表面的官能團(tuán)對(duì)土壤中Pb 和Cd 的吸附作用更強(qiáng)[23]。 湯家慶等[24]發(fā)現(xiàn)淹水條件下添加生物炭能有效鈍化Pb 和Cd， 且淹水和生物炭對(duì)Pb和Cd 的固定具有較好協(xié)同作用。 在本研究中， 水旱兩種栽培模式結(jié)合不同土壤調(diào)理劑對(duì)安全利用類農(nóng)田土壤上種植的水芹、 蕹菜Pb 和Cd 含量的調(diào)控效應(yīng)不同。 經(jīng)極差分析篩選出使蔬菜地上部Pb含量最低的最優(yōu)處理組合為蕹菜+旱作+2%生物炭+0.5%果膠， 而使蔬菜地上部Cd 含量最低的最優(yōu)處理組合為水芹+水作+1%生物炭+0.5%果膠。

植物對(duì)重金屬的吸收很大程度上取決于土壤的pH、 氧化還原電位、 有機(jī)質(zhì)和礦物類型以及微生物群落結(jié)構(gòu)等因素[25]。 施用有效的土壤調(diào)理劑可以使土壤Pb、 Cd 有效態(tài)含量發(fā)生變化， 進(jìn)而影響植物對(duì)重金屬的吸收積累。 生物炭因其化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、 生物相容性較好， 具有表面積較大、 孔隙率較高、 含有各種表面官能團(tuán)等優(yōu)點(diǎn)， 可以有效地固定重金屬， 改變重金屬形態(tài)和有效性， 從而降低土壤重金屬的生物毒性[26]。 BIAN 等[27]使用秸稈生物炭添加到Pb、 Cd 污染水稻土中， 經(jīng)試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)水稻植物對(duì)Cd 和Pb 的吸收顯著下降， 其中Cd 在水稻組織中的總富集量減少了27.50%～67.33%， 且水稻根中的Pb 濃度減少27%～69%。 劉阿梅等[28]添加不同生物炭處理Cd 污染土壤， 發(fā)現(xiàn)生物炭處理后能減少植物對(duì)Cd 的吸收， 抑制Cd 從地下部向地上莖葉部分的遷移， 從而降低蔬菜類可食部分的Cd 含量。 果膠作為一種結(jié)構(gòu)復(fù)雜的多糖成分，其有豐富的羥基、 羧基、 酰胺和甲氧基等多種官能團(tuán)， 能與環(huán)境中的重金屬結(jié)合而發(fā)揮其吸附和去除重金屬的作用[8～9]。 劉源等[29]發(fā)現(xiàn)添加果膠能顯著增加地下部分重金屬含量， 但是并未增加轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分的重金屬含量， 重金屬在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)明顯下降。 本研究發(fā)現(xiàn)施用土壤調(diào)理劑來(lái)調(diào)控蔬菜重金屬的效果因土壤污染元素特性以及種植的蔬菜品種和栽培模式的不同而有所不同。

另外， 不同種類的蔬菜對(duì)土壤重金屬的吸收能力存在較大差異[30～31]。 葉類蔬菜因傳輸途徑短， 相對(duì)更容易富集重金屬[14]。 蕹菜和水芹作為常見的水生葉菜， 因其特殊的組織結(jié)構(gòu)極易從水和土壤環(huán)境中吸收重金屬而被認(rèn)定為重金屬污染的高風(fēng)險(xiǎn)蔬菜[18，22，32～33]。 但通過(guò)本研究發(fā)現(xiàn)， 在安全利用類農(nóng)田土壤中， 采用調(diào)整栽培模式和施用適量土壤調(diào)理劑等措施能一定程度上實(shí)現(xiàn)水芹和蕹菜的安全種植。 但因水芹和蕹菜對(duì)重金屬 （尤其是Cd） 的吸收能力存在較大差異， 兩種蔬菜所適宜的重金屬污染防控措施不同。

四、 結(jié)論

總體來(lái)看， 生物炭、 果膠作為土壤調(diào)理劑， 配合適當(dāng)?shù)脑耘嗄Ｊ綄?duì)蔬菜的重金屬累積可起到有效的調(diào)控作用， 但為達(dá)到最佳調(diào)控效果， 還應(yīng)結(jié)合土壤污染元素特性， 適當(dāng)調(diào)整種植的蔬菜品種和栽培模式， 從而在實(shí)現(xiàn)蔬菜安全生產(chǎn)的同時(shí)提升耕地土壤的安全有效利用率。 其中， 在受Pb 污染的安全利用類農(nóng)田土壤中， 為保證蔬菜的安全種植， 宜采用旱作模式選種蕹菜， 并聯(lián)合施用2%生物炭和0.5%果膠作為土壤調(diào)理劑達(dá)到土壤安全利用的效果； 在受Cd 污染的安全利用類農(nóng)田土壤中， 宜采用水作模式選種水芹， 并聯(lián)合施用1%生物炭和0.5%果膠， 以最大程度上減少蔬菜Cd 累積， 保障蔬菜質(zhì)量安全。