2020, Vol. 57
作为国际癌症研究署列出的第Ⅰ类明确致癌物，砷（As）和镉（Cd）污染在土壤与灌溉水中的广泛发生已导致其在食物链中富集，正在不同程度上危害着全球人类健康[1-2]。水稻作为我国三大粮食作物之一，由于独特的水分管理模式、土壤pH条件以及固有遗传特性，其对Cd和As的吸收转运效率远大于其他农作物[3-4]。特别在我国水稻主产区之一的湖南省，作为国家有色金属采选、冶炼布局最为密集的重要省份，正面临着最为突出的稻米Cd、As污染[5-6]。例如，雷鸣等[7]研究表明湖南矿区和冶炼区稻谷精米中As、Cd含量均高于食品安全国家标准-食品中污染物限量[8]。因此，阻控水稻对Cd和As的吸收及其向籽粒的转运是实现我国农业安全生产的重中之重。
研究发现，作为改良土壤肥力的重要策略，水溶性有机肥具有全水溶、高活性、全吸收、见效快等优点[9]，且有机肥向土壤中施用可通过其丰富的酸性官能团的络合作用提高土壤对Cd的吸附持留能力，降低Cd的植物有效性，阻碍其通过根系吸收进入食物链[10]。同时，施用有机肥可提高土壤水溶性有机碳（DOC）含量，有利于促进As的甲基化过程[11]，降低土壤高毒性无机As含量。另一方面，考虑到As/Cd均为亲硫（S）元素，在施用有机肥使土壤DOC（作为微生物代谢底物）含量升高时，土壤氧化还原电位（Eh）下降，有利于硫酸盐向硫化物的还原转化，可进一步促使部分As/Cd形成硫化物沉淀或与硫化亚铁形成共沉淀[12-13]。我国是亚洲最缺硫（S）的国家之一，特别是长江以南地区因高温多雨，土壤有机质含量低，S易淋失[14]。那么在此背景下，施用有机肥及其与硫酸盐肥料协同施用可否对土壤-水稻体系中Cd/As两种重金属的生物有效性与环境迁移性产生减控效应？
为解决该科学问题，本文研究了单独施用有机肥及其复配硫酸盐对水稻土中As、Cd的溶出特性和形态转化的影响；此外，为进一步探讨两种肥料对水稻As、Cd的减控作用，分别在幼苗和成熟阶段测定了水稻不同部位As、Cd的积累浓度以及As化学形态，为利用以有机肥和硫酸盐为基础的农艺策略控制水稻As/Cd污染提供重要的基础参考。
1 材料与方法 1.1 试验材料为达到探究有机肥、硫酸盐对复合重金属污染调控作用的目的，将湖南省常德市石门县砷污染的水稻表层土（0~20 cm）及湖南省湘潭市镉污染的水稻表层土取回风干后，用研钵研磨并过10目筛后按1:1.2混合，混合之前的水稻土As浓度为110±4 mg·kg-1，Cd浓度为2.1±0.1 mg·kg-1，得到实验土壤全As为52.51±1.87 mg·kg-1，全Cd为1.06±0.06 mg·kg-1，分别代表了湖南稻田土壤中典型的As、Cd污染浓度值，As/Cd污染均超过农用地土壤污染风险筛选值（GB15168-2018[15]，As≤30 mg·kg-1，Cd≤0.4 mg·kg-1）。硫酸钠为分析纯；有机肥购于安琪酵母股份有限公司，是以酵母浓缩液为主要原料的水溶有机肥；盆栽桶为无盖圆柱形桶，直径280 mm（内径），高240 mm；水稻品种选用湖南地区常见的陵两优211（杂交稻）。供试土壤及有机肥的基本理化性质见表 1。
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表 1 供试土壤及有机肥的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of the tested soil and water-soluble organic manure |
根据杜艳艳等[16]的水稻育种方式，对水稻种子进行选种及育苗。将3 500 g等份的实验土壤置于盆栽桶中并分别进行三个处理：（1）加入3 000 mL去离子水（CK）；（2）加入17.5 g有机肥和3 000 mL去离子水（OF）；（3）加入17.5 g有机肥，4.08 g硫酸钠和3 000 mL去离子水（SOF）。其中，有机肥的施用量是根据产品说明建议的合理用量而选择；硫酸盐用量是根据Burton等[12]的研究结果进行选择，其研究表明在厌氧条件下硫酸盐还原菌使Fe2+生成FeS，并可以螯合大量As从而降低As的有效性。每种处理设置3盆平行样并标记水位。稳定2 d后，将土壤孔隙水取样器（MOM-19.21.21F，Rhizon，荷兰；长10 cm，直径2.5 mm）插入土壤的中心，定期抽取土壤孔隙水。淹水一周后在每个盆中均匀种植预发芽的水稻种子，将种植水稻的盆置于玻璃房中，水稻培育共持续106 d至籽粒完全成熟。在整个培养期间每天添加去离子水将淹水水位保持在标记处。
1.3 淹水土壤pH与Eh及孔隙水指标测量水稻幼苗期和分蘖期每周利用氧化还原电位去极化法自动测定仪（FJA-6，南京传滴仪器设备有限公司）测定一次土壤pH和Eh并抽取孔隙水；抽穗扬花期和成熟期内每两周测定一次土壤pH和Eh并抽取孔隙水；再分别利用原子荧光光度计（AFS，LCAFS6500，北京海光仪器有限公司）和原子吸收分光光度计（AAS，AAnalyst900T，Perkin Elmer）分别测定当天所得新鲜孔隙水样中的As（Ⅲ）、As（Ⅴ）、总Fe、总Cd浓度；利用紫外-可见分光光度计（VOLUTION 260 BIO，Thermo Fisher Scientific，美国）和离子色谱仪（ICS5000，Thermo Fisher Scientific，美国）分别测定当天所得新鲜孔隙水样的Fe（Ⅱ）、Fe（Ⅲ）和SO42-浓度，并根据对氨基二甲基苯胺光度法采用紫外-可见分光光度计测定孔隙水S2-浓度；此外，利用总有机碳（TOC）分析仪（TOC-4200，Shimadzu，日本）测定孔隙水DOC含量。
1.4 淹水土壤孔隙水结合态As测量使用1 000 MWCO（截留分子量）再生纤维素酯膜透析袋（MD34，美国）将无机游离态As与有机结合态As分离，透析袋在使用前24 h用去离子水洗涤以除去任何可浸出的有机碳（OC），然后置于5 mmol·L-1的NaCl中；将每个处理淹水一周后抽取的10 mL等份的孔隙水置于透析袋中，并用透析夹封闭袋的末端；每24小时从透析袋外取样，采用AFS进行As量化并用新鲜的5 mmol·L-1的NaCl溶液替换外部溶液，直至外部溶液As浓度低于检出限；最后，采用AFS分析来自透析袋内部样品DOC结合的As浓度[17]。
1.5 水稻植株As、Cd提取与测定采集各处理水稻幼苗（培育30 d），分为根部和地上部，将地上部分洗净后于滤纸上吸干并在液氮中冻干后，在液氮中研磨，再将研磨样品（0.2~0.5 g）用20 mL PBS（磷酸盐缓冲液，2 mmol·L-1 NaH2PO4和0.2 mmol·L-1 Na2-EDTA）在超声处理下提取1 h，用0.45 μm滤膜过滤，然后用AFS分析As形态[18]。此外，将剩余的新鲜水稻幼苗在105 ℃下杀青30 min并于60 ℃下烘干72 h至恒重，之后对其研磨，并参考美国环保部的标准方法（US EPA3051a）[19]对研磨样品利用微波消解仪（CEM MARS6，Matthews，美国）进行消解，并分别利用AFS和AAS测定As、Cd含量。
待收获后，将水稻植株分为根部、地上部秸秆与稻谷，依次采用自来水和去离子水洗净。将秸秆与稻谷于105 ℃下杀青30 min并于60 ℃下烘干72 h至恒重，对稻谷样品进行脱壳，之后分别对秸秆、稻壳和糙米样品进行研磨，参考本节测定水稻幼苗总As、总Cd含量方法测定其总As、总Cd含量；另将糙米经过精米机（LTJM-2099，上海蒸哲精密仪器有限公司）获得白米样品并研磨，并按照上述操作测定白米总As含量，再根据Zhu等[5]提出的方法分析白米As形态。
利用连二亚硫酸钠－柠檬酸钠－碳酸氢钠（DCB）法提取新鲜成熟根系的表面铁膜[20]，分别利用AFS和AAS测定提取液中As、Cd、Fe含量；将提取根表铁膜后的白根于60 ℃下烘干72 h至恒重，经微波消解后测定As、Cd含量；另将提取根表铁膜后的白根以及幼苗期新鲜根系参考本节幼苗期地上部分As形态测定方法进行As形态检测。
1.6 土壤As、Cd、S2-提取与测定为分析有机肥及硫酸盐对土壤As、Cd赋存形态的影响，在成熟期收获水稻后，小心收集与根系紧密黏连的根际土，自然风干后研磨过100目筛。根据Wenzel等[21]所建立的土壤As赋存形态分级提取法和Tessier等[22]所建立的土壤Cd赋存形态分级提取法，对根际土As、Cd形态进行提取分析。根据杨丽洲和陶大钧[23]提出的硫化砷提取方法对根际土进行硫化砷提取分析。为进一步探明两种肥料对土壤S2-形成量的影响，根据冷扩散法[24]提取土壤S2-，并利用对氨基二甲基苯胺光度法测定其浓度。
1.7 数据分析与质量保证各处理均设置3个平行样，pH和Eh测定前进行校准液的测定，偏差不超过合理范围（pH±0.05，ORP（氧化还原电位）电极浸泡液256±15 mV）时开始测定样品，且在样品分析测试过程中，标准曲线拟合优度R2≥0.999；每10个样品的测定中安插一个校准标准液。此外，关于本工作中使用的AFS和AAS，AFS检测限为0.01 μg·L-1，火焰AAS（FAAS）检测限为0.001 5 mg·L-1，用AAS测定镉的相对标准偏差（RSD）为1%，加标回收率为90%~100%；AFS测定砷的相对标准偏差为0.8%，回收率为90%~110%。
利用Excel 2010对数据进行整理，利用Origin 2018进行数据处理制图，采用SPSS 22.0对相关数据进行差异显著性分析，显著性分析采用方差分析（ANOVA），组间比较采用邓肯检验（Duncan’s test）进行分析处理，P < 0.05为差异有统计学意义。
2 结 果 2.1 有机肥及其复配硫酸盐对水稻根际化学特性及As、Cd溶出特性的影响在为期16周的淹水培育进程中，各处理土壤氧化还原电位（Eh）和pH的动态变化如图 1a）和图 1b）所示，随着淹水培育时间的延长，各处理土壤pH均逐步上升，与之相对应的土壤Eh随着淹水呈现下降趋势。此外，土壤pH的上升同时伴随着土壤孔隙水As、Fe浓度的逐步升高（图 1d）~图 1f）、图 2a）~图 2b）），指示pH的升高不利于Fe-As共沉淀的形成。OF处理土壤Eh大多在CK之下，说明有机物加剧了土壤的还原强度，而向有机肥处理中加入硫酸盐能提高Eh，这说明硫酸盐可作为电子受体影响土壤的还原强度，此外，土壤Eh的下降伴随着孔隙水中As（Ⅲ）的上升、Cd的下降（图 1b）、图 2a）、图 2c）），这说明还原条件有利于提高As的水溶性而降低Cd的溶出。
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注：CK：对照，不加有机肥或硫酸盐；OF：有机肥处理；SOF：有机肥复配硫酸盐下同。 Note:CK:Control, no organic fertilizer or sulfate; OF:Organic fertilizer; SOF:Organic fertilize compound sulfate. The same below. 图 1 淹水期间土壤氧化还原电位（a））、pH（b））和孔隙水溶解性有机碳（c））、Fe（d）-f））变化 Fig. 1 Changes in soil Eh(a)), pH(b)), and DOC(c)) and Fe(d)-f)) in porewater in flooded soil |
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图 2 淹水期间土壤孔隙水As（a）-b））、Cd（c））、SO42-（d））、S2-（e））及土壤S2-（f））的浓度变化 Fig. 2 Changes in concentration of As(a)-b)), Cd(c)), SO42-(d)), S2-(e)) and soil S2-(f)) in soil porewater in flooded soil |
有机肥为土壤添加了大量的外源DOC，但在第10周后孔隙水DOC逐渐下降至与CK接近的水平（图 1c）），这是因为有机肥为微生物群落提供大量有机质后能促进微生物快速繁殖，从而消耗更多的DOC。所有处理组土壤孔隙水As均以无机As（Ⅲ）为主，且CK的As（Ⅲ）浓度大部分时间均高于OF（图 2a）），无机As（Ⅴ）在长期淹水环境下始终保持较低浓度，甚至更多的时候低于检出限，整个淹水期间仅有3个取样时间点测出了As（Ⅴ）。进一步通过渗析法可知，OF透析率（1.5%）低于CK（3.3%）（表 2），说明OF促进无机As（Ⅲ）转化为络合态As，稳定存在于孔隙水中。
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表 2 淹水一周孔隙水透析前后As变化 Table 2 Variation of soil As before and after dialysis of porewater in the soil flooded for one week |
硫酸盐的添加使土壤孔隙水中SO42-急剧增加（1 380 mg·L-1）（图 2d）），但在淹水前四周，SO42-迅速还原至接近检出限，直至第8~14周，随着排水的进行，孔隙水SO42-浓度再次升高至667 mg·L-1，在此过程中，土壤S2-含量出现与孔隙水SO42-含量恰好相反的对应变化趋势（图 2d） & 图 2f）），与此同时，伴随着SO42-还原，SOF处理使孔隙水As（Ⅲ）、总Fe以及Fe（Ⅱ）浓度均较OF出现明显降低（图 2a）、图 1d） & 图 1f）），以上结果可能与硫化物沉淀的生成有关，这与土壤固相提取硫化砷的结果一致（图 6b））。硫酸盐的加入仅在淹水前两周对土壤孔隙水Cd浓度产生短暂的提升效应，之后随着SO42-的持续还原，SOF处理中土壤孔隙水Cd含量急剧下降并持平于CK直至水稻收获（图 2c）），该结果表明针对本研究的污染土壤，通过水分管理即可控制该土壤水溶态Cd达到最低值。
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注：同一As形态所标注的不同小写字母表示不同处理间差异显著（P < 0.05）。 Note:Different lowercase letters affixed to As of the same speciation indicate significant difference between treatments(P < 0.05). 图 6 水稻白米无机As（Asi）、二甲基砷酸（DMA）、一甲基砷酸（MMA）含量（a））及土壤固相硫化砷含量（b）） Fig. 6 Content of inorganic As(Asi), dimethylarsinic acid(DMA), monomethylarsonic acid(MMA) in rice(a)) and arsenic sulfide in soils(b)) |
在淹水培育水稻16周之后，CK土壤As形态主要与结晶Fe/Al氧化物结合态和残渣态相关，两种As赋存形态分别占土壤总As的30%和49%（表 3），而OF处理使晶体Fe/Al氧化物结合态As减少了6%，这可能是由于DOC作为微生物氧化代谢底物，其含量的升高促使淹水土壤中（兼性）厌氧微生物对良好结晶态铁/铝氧化物的还原转化强度增大，导致稳定结合态As向非稳态转化，使无定形铁/铝氧化物结合态和专性吸附态As含量分别升高约8%和9%。当协同施用硫酸盐时，土壤晶体和无定形铁/铝氧化物结合态As以及专性吸附态As含量均较OF处理有所增加（4%~5%），主要归因于SO42-可替代铁氧化物作为电子受体，耦合微生物氧化DOC，从而减少铁氧化物的还原转化及其结合态As的溶解还原，这与SOF处理中孔隙水Fe低于OF相一致（图 1d））。但值得注意的是，SOF处理中SO42-的加入不能完全逆转铁氧化物由稳定晶体态向其非稳定态的转化，OF与SOF处理中孔隙水Fe含量依然显著高于CK（图 1d）），表明有机肥是驱动土壤As活化溶解的主导因素。类似地，由表 3可看出，在淹水16周之后OF处理使铁/锰氧化物结合态Cd较CK减少了15%，同时碳酸盐结合态Cd也较CK降低了11%，这一结果表明OF处理使土壤Cd有向易溶态转化的趋势，而SO42-的加入未对以上过程产生明显的逆转效应（表 3）。
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表 3 淹水16周后OF与SOF对土壤As、Cd赋存形态浓度的影响 Table 3 Effects of OF and SOF on content of As and Cd in soil flooded for 16 weeks relative to form of the element |
由图 3可知，培育一个月后，水稻As主要集中于根部，有机肥显著抑制水稻As积累，分别使茎叶和根部As含量降低44%和47%。从水稻As形态看，有机肥的加入未对水稻幼苗根系和茎叶As形态产生显著影响，而协同施用硫酸盐条件下，水稻茎叶As（Ⅲ）含量较OF降低19%，表明SO42-有利于促进茎叶部As（Ⅲ）向As（V）的氧化转化。OF处理使水稻幼苗茎叶和根部Cd累积量分别上升了7倍和6倍，且使Cd从根部向茎叶的转运效率（0.224→0.185）较CK增加了21%，而添加硫酸盐（SOF）使Cd在幼苗体内的累积量和向地上部分的转运效率迅速下降至与CK相当的水平。
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注：不同小写字母表示在处理间差异显著（P < 0.05）。下同。 Note: Different lowercase letters indicate significant difference between treatments(P < 0.05). The same below. 图 3 水稻培育1个月后水稻地上部分及根部As（a）~b））、Cd（c）~d））含量 Fig. 3 Content of As(a)~b))and Cd(c)~d))in shoots and roots of rice after 1 month of rice cultivation |
水稻成熟收获后利用DCB法提取水稻根表铁膜，OF与SOF处理分别使Fe膜含量较CK下降22%和36%；与此同时，OF和SOF处理分别使Fe膜所持留As较CK升高14%和减少32%（图 4）。
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图 4 水稻收获后根表铁膜中的As、Cd、Fe浓度 Fig. 4 As, Cd and Fe concentrations in the iron plaque on root surface after rice was harvested |
与之对应的是，OF和SOF处理中水稻白根As含量分别增加了14%和降低32%，糙米As含量分别增加了22%和降低了10%（图 5a）），这一结果提示成熟期根表Fe膜吸附态As是水稻根系As的吸收“源”，根表Fe膜对As持留量的增加可促进水稻根系对As的吸收以及向籽粒的转运与积累。与CK和OF处理相比，协同施用硫酸盐的SOF处理使Fe膜和白根内As含量明显降低，表明施用SO42-有利于减控土壤As生物有效性，这一方面归因于SO42-可替代铁氧化物作为DOC氧化终端的电子受体，从而抑制铁氧化物还原溶解；另一方面，SO42-处理条件下土壤S2-含量增加（图 2e）~图 2f）），这将有利于生成Fe/As硫化物沉淀（图 6b））。进一步对白米As进行化学形态分析，结果表明，OF处理使无机As（Asi）含量较CK升高12%，均高于食品安全标准对大米Asi含量的限定（0.2 mg·kg-1，GB2762-2017）；与此同时，OF处理使白米DMA（二甲基砷酸）含量较CK下降36%（图 6a））。而SOF处理中硫酸盐的进一步施加对OF处理所引发的白米As形态转化的影响效应较弱，白米Asi含量与OF基本持平且高于国家食品安全标准。
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图 5 水稻收获后其糙米、稻壳、白根及秸秆As（a））、Cd（b））含量 Fig. 5 Contents of As(a)) and Cd(b)) in brown rice, rice hulls, white roots and straw after rice was harvested |
与As不同，水稻成熟期根表Fe膜对土壤Cd主要起到“障碍层”，阻止土壤Cd向水稻各部位的运输；由于OF与SOF处理使Fe膜持留Cd量下降至CK的61%和59%，导致OF和SOF白根Cd积累较CK分别升高了52%和88%（图 5b）），这直接进一步使OF和SOF糙米Cd含量增加至CK的1.2倍和1.5倍，这说明有机肥及其与硫酸盐的协同施用对稻米Cd积累的减控作用并不显著。
3 讨 论 3.1 水溶性有机肥及其复配硫酸盐对土壤液相及固相中As、Cd的影响本研究指示土壤pH升高不利于Fe-As共沉淀的形成，这与李金珠等[25]和吕洪涛等[26]的研究结论一致，即Fe-As共沉淀物的溶解度随体系pH升高而急剧增加，稳定性明显下降。同时，渗析法结果及孔隙水As形态说明，水溶性有机肥促进了无机自由态As（Ⅲ）转化为络合态并以DOC-As的形式稳定存在于孔隙水中，其中，DOC可与As形成As-DOM二合络合物或借助金属桥形成As-X-DOM三合络合物，Fe是目前发现的在As-DOM络合中最有效的金属桥[27]。同时，水溶性有机肥在施用初期显著提高了孔隙水Cd的浓度，这很可能是由于水溶性有机肥的施用使土壤DOC浓度显著增加，大量DOC通过络合作用使土壤Cd水溶性迅速升高，这与陈同斌和陈志军[28]的研究结果一致；随着淹水培育过程的进行，土壤Eh迅速下降，主导Cd形态由DOC-Cd向沉淀态转化，该结果与Honma等[29]的结果相一致。Burton等[11]和O’Day[12]等的研究结果表明，硫酸盐可使厌氧条件下土壤水溶态As通过形成Fe/As-S沉淀或吸附于Fe-S沉淀表面而使As从土壤液相中得到去除。本研究结果表明，土壤S2-含量出现与孔隙水SO42-含量恰好相反的变化趋势，与此同时，伴随着SO42-还原，SOF处理使孔隙水As（Ⅲ）、总Fe以及Fe（Ⅱ）浓度均较OF出现明显降低（图 1，图 2）。
在土壤固相中，本研究结果表明，水溶性OF处理使土壤固相As向生物有效性较高的化学形态转化，同时使土壤稳定态Cd含量减少，而SO42-的加入未对以上过程产生明显的逆转效应（表 3）。水溶性OF使土壤非稳态As/Cd含量升高的主要原因可能在于：作为微生物氧化代谢底物，土壤DOC的显著增加促进了淹水条件下铁氧化物的还原溶解，从而导致铁氧化物结合态As/Cd释放，这与钟松雄等[30]的研究结果一致；同时，微生物氧化DOC所生成的H+可能是导致碳酸盐结合态Cd含量减少的主要原因[31]。
3.2 水溶性有机肥及其复配硫酸盐对水稻不同部位As、Cd累积的减控效应本研究发现，水溶性有机肥（OF）可显著降低幼苗期水稻茎叶As含量，且协同施用硫酸盐条件下，水稻茎叶氧化态As（Ⅴ）比例较OF明显增加，表明SO42-有利于As（Ⅲ）向As（V）的氧化转化，但目前尚不能确定该氧化过程是否部分发生在水稻体内。同时，根据本文结果，水溶性有机肥具有使水稻幼苗Cd积累量和转运效率提高的重要风险（图 3），类似地，有研究表明施用稻草也将促进水稻茎、叶对Cd的吸收[32]，而施用猪粪、鸡粪可抑制水稻茎、叶对Cd的积累，表明不同类型有机肥对水稻Cd吸收积累的影响效果不同。其中，水溶性有机肥在Cd污染稻田土壤中应谨慎施用。
值得说明的是，水稻收获后，水溶性OF处理使成熟期水稻白根、茎秆和糙米As积累量增加（图 5）。针对这一现象，本文分析推测以下产生原因：此类有机肥在应用初期对土壤As溶出性和有效性产生以下两方面作用：第一，含量迅速升高的DOC作为速效碳源可促进淹水土壤还原性微生物对铁氧化物及其结合态As的还原溶解；第二，DOC同时通过络合作用减少自由态无机As（如As（Ⅲ））含量，短期内可降低As的根系可利用性。但是，随着水稻培育时间的增加，DOC逐渐被微生物氧化消耗（图 1c）），由此使DOC对无机As的络合作用减弱直至消失，因此，在水稻生长后期（灌浆期，淹水培育10周后，图 2a）和图 2b）），大量水溶态As以无机形态大量进入籽粒（该推论仍需后续进一步证实）。根据以上结果和分析，后续实验可尝试改变水溶性有机肥的加入方式，由“一次性施加”调整为“小剂量多次施用”，目的是使DOC对As的络合作用能够在整个水稻生育期内稳定持续，同时控制其对土壤铁氧化物的还原溶解。
此外，通过进一步对白米As进行化学形态分析发现，OF处理使白米无机As（Asi）含量升高而DMA（二甲基砷酸）含量下降（图 6a）），这一点与前人所报道的向土壤添加有机质可促进As甲基化的结论相反[33]，推测其可能的原因如下：1）本研究中OF处理使土壤pH有所升高。通常认为，DMA与MMA（一甲基砷酸）浓度与土壤pH呈显著负相关[10]，例如，Carbonell-Barrachina等[34]的研究结果表明在污泥悬浮物pH为6.5时，有机态As为主要形态，而pH为8时无机As增加为主导形态。2）OF处理可能打破了Asi甲基化和DMA去甲基化菌群之间的平衡。目前已知硫还原菌群具有最高的As甲基化能力[35]，但是淹水条件下的去甲基化菌群目前人们仍知之甚少，因此针对我国南方稻田土壤，有机质的增加将对As甲基化和矿化转化菌群产生怎样的影响效应？这是一个值得进一步研究的重要科学空白，对于控制由施用有机肥引发的白米Asi积累风险具有重要意义，直接关系到我国大面积As污染土壤的安全利用。结果说明了有机肥具有增加白米无机As积累的重要风险，尽管硫酸盐对糙米总As积累有一定的减控作用，但对白米无机As含量无显著的降低效应。与此同时，OF与SOF处理使Fe膜中的Cd持留量下降，导致白根Cd积累升高，这进一步导致糙米Cd含量增加，这说明水溶性有机肥及其与硫酸盐的协同施用对稻米Cd积累具有重要促进作用，可对Cd污染稻田土壤的安全利用产生重要威胁。
4 结 论向淹水耕作稻田土壤中施用水溶性有机肥将增强土壤铁氧化物的还原溶解，使As、Cd生物有效性升高；特别对于土壤As污染，有机肥可能通过影响As甲基化和去甲基化菌群的相对丰度与活性而增加白米对高毒性无机As的积累。因此，水溶性有机肥在As/Cd污染稻田土壤中的应用风险值得引起高度关注，而利用硫酸盐减控复合污染稻田土壤As/Cd作物有效性的有利土壤化学条件则需要进一步探索。
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