2024, Vol. 61
表1(Table 1)
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 复旦大学环境科学与工程系, 上海 200438;
4. 安徽省生态环境科学研究院, 合肥 230041
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. Department of Environmental Science and Engineering, Fudan University, Shanghai 200438, China;
4. Anhui Academy of Eco-Environmental Science Research, Hefei 230041, China
当前我国农田土壤重金属污染问题比较突出，食用稻米成为许多居民重金属暴露的主要途径之一[1]。因此，如何有效控制和修复土壤重金属污染，从根源上减少作物重金属积累，是目前研究者亟待解决的重要问题。当前，控制和修复土壤重金属污染的关键在于全面理解土壤重金属的有效性及其迁移转化机制和规律。重金属在土壤系统的分布、形态及有效性通常会因土壤环境因素而发生改变，包括土壤pH、氧化还原电位（Eh）和有机质（SOM）等[2]。
在土壤中，氧化还原过程介导着土壤重金属赋存形态、迁移能力等的变化。稻田土壤在频繁的淹水与排水过程中导致土壤氧化还原状态交替变化，驱动了土壤中一系列的吸附解析、沉淀溶解等反应[3]。在此过程中，土壤中各重金属元素的形态也随之改变并影响其有效性与环境行为[4]；而在土壤重金属迁移转化过程中土壤溶液的胶体颗粒（1 nm~2 μm）是重要媒介，胶体颗粒通常具有高比表面积和反应活性，能有效吸附土壤溶出的重金属，此外，一些重金属自身也能形成胶体结构从而脱离固相体系，研究[5]表明，重金属的长距离迁移与可移动胶体颗粒具有密切关系，这些进入液相的颗粒称为水分散性胶体（WDC）。胶体的原位活化释放通常受到自然或人为扰动的影响，研究[6]表明，降雨、灌溉、施肥均可促使土壤团聚体释放形成WDC。某些情况下，WDC中所含的重金属元素甚至远超以离子态形式“溶解”的浓度。在一些淹水土壤中，大部分铜（Cu）在淹水初期（5 d）为胶体态[4]；而对于镉（Cd）和铅（Pb），淹水10 d后则几乎均存在于胶体颗粒中[7]。有机物易与土壤中金属离子作用，以有机络合的形式在土壤和WDC组分中积累，并且与重金属结合的有机质的矿化与分解会导致重金属向液相部分的释放[8]。有研究[9]指出，长期外源有机质的添加会增加WDC的含量，并使得胶体颗粒中所含的Cu、锌（Zn）等金属增加。Bao等[10]的研究也表明，在小于1 μm的WDC中Cu主要以有机配合物的形式存在且流动性增强。需要指出的是，虽然近年来土壤有机物介导土壤胶体吸附重金属的过程引起了众多研究者的关注，但目前尚缺乏对稻田土壤在氧化-还原波动条件下有机质介导的重金属离子和胶体态迁移转化机制的系统研究。前人关于稻田土壤中重金属胶体的研究主要通过超滤膜分离法实现，通过设置不同的截留分子量（MWCO）以达到分离不同粒径胶体的目的[11]。然而该方法在分离过程中无法避免胶体的再凝聚，在获得较高分辨率的馏分上也存在困难。而近年来在生物和纳米领域得到较多应用的非对称流场流分馏技术（asymmetric flow field flow fractionation，AF4）能够较好规避超滤膜分离法的不足；相比于其他分离方法，场流分离技术在可分离尺寸范围、分离条件、对样品吸附作用、剪切作用和分离强度的程序化调控等方面具备一定优势[12]。此外，AF4可与多种检测模块，如紫外-可见光检测器和电感耦合等离子体质谱等在线联用，可进一步对不同粒径胶体的元素组成进行评估。但目前研究中AF4应用报道主要集中于旱地土壤[13-14]，关于AF4在水稻土胶体中的研究则鲜有报道。
当前我国广泛采用秸秆还田的增肥增产农艺措施，秸秆的输入能在增产保肥的同时改变土壤有机质组分[15]。秸秆进入土壤后形成大量腐殖质和小分子有机酸。腐殖质能够与重金属元素形成络合物，以胶体形式存在于土壤溶液中或吸附于土壤固相表面[16]。小分子有机酸可与Cd等重金属元素发生络合，降低土壤和沉积物对Cd的吸附[17]。研究[18]表明，添加秸秆可增加土壤中胶体结合态Cd和Pb含量，引起重金属活化。总体而言，秸秆对土壤性质的影响，尤其是通过土壤有机质的变化，能与污染元素相互作用，从而对重金属的环境行为和生物有效性产生影响。
基于此，本研究选取典型重金属复合污染土壤，外源添加秸秆以模拟秸秆还田开展土壤培养试验。运用非对称流场流分馏-紫外可见-电感耦合等离子体-质谱联用（AF4-UV-ICP-MS）等技术手段从传统的土壤“溶液”中分离水分散性胶体颗粒，并进行粒径、组成及重金属分布的定性和定量表征，以期探明氧化还原过程中外源秸秆添加下土壤水分散性胶体的动态变化及对胶体颗粒上污染元素分布的影响，为更好地了解土壤中重金属污染元素有效性及调控机制提供依据。
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤采自江西省贵溪市某重金属复合污染稻田0~15 cm耕层，基本理化性质如下：母质为红砂岩坡积物，土壤类型为普通铁聚水耕人为土，质地为壤土，pH 6.08，有机碳（SOC）含量为16.7 g·kg–1，全量Cd、As、Cu、Pb、Mn分别为32.2、689、1 491、2 348、377 mg·kg–1，全量Fe为116 g·kg–1，黏粒含量243 g·kg–1。土壤风干去杂研磨过2 mm尼龙筛备用。供试水稻秸秆在60℃烘干、粉碎、过0.25 mm筛，其全量Cd、As、Cu、Pb分别为0.46、1.70、11.3、3.50 mg·kg–1。
1.2 试验设计土壤培养试验设计两个处理，不添加秸秆对照（CK）和添加土壤质量1%秸秆（S），每处理3个重复。若干曲口玻璃瓶（120 mL）装入土壤20 g，再加超纯水40 mL，S处理多加0.2 g秸秆，混合均匀。在氮气氛围手套箱中（O2 < 1 mL·m–3）将瓶口用丁基橡胶塞密封并用铝盖压实，后置于28.0 ± 1.2℃恒温振荡避光培养。在第1、3、5、7、10、15、20、30和40天（还原期），两个处理各取3瓶进行测定。第41天起剩余玻璃瓶瓶塞打开通入空气继续培养，在第43、50、60和70天（氧化期），两个处理各取3瓶进行测定。培养过程中玻璃瓶放置完全随机且每周更换一次位置。
厌氧期取样时，玻璃瓶置于手套箱（O2 < 1 mL·m–3）中开盖，将土壤悬液转移至离心管，盖紧瓶盖并用3M封口膜密封后，从手套箱取出离心管，迅速于3 566 g离心10 min并转回手套箱中，上清液用0.45 μm微孔滤膜过滤。取滤液2 mL装入厌氧顶空瓶用于水分散性胶体（WDC）测定，另取适量滤液立即测定pH和Eh，其余滤液快速分装至事先准备好硝酸（1% v/v浓HNO3）的离心管酸化并于–20℃冷冻保存，用于可溶性有机碳（DOC）和元素测定。
1.3 水分散性胶体粒径分级与表征水分散性胶体的分离、粒径分级及元素组成表征采用非对称流场流分馏（AF4，AF2000，Postnova公司，德国），串联紫外-可见光检测器（UV，SPD-20A型）和电感耦合等离子体质谱（ICP-MS，Agilent 8800，美国）（AF4-UV-ICP-MS）技术。AF4配备的领带型通道长度2 750 mm，厚度0.500 mm，蓄积壁为0.3 kDa聚醚砜膜（polyether sulfone membrane，PES），即分子量（粒径）大于0.3 kDa的颗粒将被分离富集，而小于0.3 kDa的会被交叉流抽走并认为是真正“溶解”的。
通过预实验优化后的分馏与表征过程如下。流动相选择5 mmol·L–1 NaCl，每次试验前新鲜制备，经0.1 μm滤膜抽滤并进行脱气处理；对厌氧期样品，流动相全程采用N2吹扫以尽量保证厌氧状态。样品通过注射针筒从密封厌氧顶空瓶中抽取后立即注入定量环手动进样，进样量为850 μL。场流分馏程序：进样流速0.2 mL·min–1，聚焦时间（进样时间）8 min；洗脱步骤：先是恒定交叉流速3.5 mL·min–1×25 min，然后交叉流15 min线性降低至0 mL·min–1，继续冲洗30 min。检测器流速恒定为0.5 mL·min–1通过UV和ICP-MS。UV检测器波长254 nm，对应有色溶解有机质的吸光度[19]。ICP-MS采用5 μg·L–1的多金属混合标准溶液进行标定。
试验采用分子量分别为1.4、4.6、6.96、28.6、57.8及140 kDa的系列聚苯乙烯磺酸钠（poly styrene sulfonate，PSS）标准样品，建立了特定流动相、通道、膜和流速条件下，样品保留时间和分子量大小的线性关系（图 1）。
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图 1 不同分子量聚苯乙烯磺酸钠（PSS）的紫外峰形图及分子量与洗脱时间的线性拟合 Fig. 1 UV fractograms of poly styrene sulfonate(PSS)materials with various molecular weights and the line fit curve between various molecular weights and elution time |
各粒径胶体颗粒态元素占液相总量的比例（RR），通过有无聚焦和交叉流下，各元素的信号峰面积比值来计算，计算公式如下：
| RR=AA0×100% | (1) |
式中，A为施加压力分离的样品信号峰面积，A0为不施加压力、样品未分离的元素信号峰面积[20]。
1.4 土壤及土壤溶液化学性质测定土壤pH、土壤有机碳（SOC）含量及质地的测定参考鲁如坤[21]的方法。土壤全量砷、镉、铜、铅、铁、锰等元素浓度，采用0.2 g过0.149 mm筛的土壤加入5 mL HCl和5 mL HNO3于高压消解罐中105℃消解5 h后过滤、定容、测定，并采用国家标准参比物质（GBW 07406）进行质量控制。
溶液样品pH和Eh采用便携式多功能pH计（AZ8651，衡欣科技股份有限公司）测定；DOC由TOC仪（Multi N/C 3000，Analytik Jena，德国）测定；大量元素K、Ca、Mg、Si、Fe、Mn等采用了电感耦合等离子体发射光谱（ICP-OES，Perkin Elmer Optima 8000，Waltham，MA，美国）测定；痕量元素As、Cd、Cu、Pb等采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS，Ultramass，Varian，Palo Alto，CA，美国）测定。
1.5 数据处理与计算所得数据使用Microsoft Excel 2013、SPSS 21.0和OriginLab 2021软件进行分析。数据采用方差分析进行检验。
2 结果与讨论 2.1 外源秸秆添加对土壤液相化学性质动态变化的影响研究表明，秸秆还田后能够在微生物的作用下通过转化与分配影响土壤的pH、Eh、DOC含量和重金属元素及其化学形态分布，从而影响重金属的地球化学行为[22]。图 2为厌氧培养（0~40 d）和好氧培养（41~70 d）过程中土壤液相部分pH、Eh、DOC、As、Cd、Fe、Cu、Pb的动态变化情况。
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注：CK：对照；S：添加秸秆；DOC，溶解性有机碳。数据为平均值±标准差（n = 3）。下同。 Note: CK, no straw added; S, rice straw added; DOC, dissolved organic carbon. Data are means ± SD(n = 3). The same as below. 图 2 还原-再氧化培养过程中的土壤液相化学参数动态变化 Fig. 2 Chemistry dynamics of aqueous phase at reduction-reoxidation batch incubations |
pH是影响土壤中重金属有效性的重要因素之一。土壤淹水阶段（0~40 d），其液相pH逐步上升，并最终稳定在6.7~7.0之间，而在好氧终末阶段（60~70 d），土壤pH降低，添加秸秆处理的pH要显著高于对照。土壤氧化还原电位（Eh）用于表征各处理培养过程中的厌氧程度，其变化（图 2）表明在厌氧和好氧培养期间，土壤分别处于持续还原或氧化状态，且S处理的Eh在0~30 d内始终低于CK，而后趋于一致。这是因为外源秸秆的加入为土壤微生物提供碳源，从而刺激土壤的还原过程。氧化期还原性物质发生氧化，液相部分Eh迅速上升。
由图 2可知，液相部分DOC在厌氧培养过程中缓慢升高，S处理的DOC在第20天以后基本稳定，且S处理的DOC含量始终高于CK。这是因为外源有机物是土壤液相部分DOC的主要来源之一，秸秆作为外源有机物含有大量可利用C、N，施入土壤后的腐解过程会分解N，一部分以气体形式释放进入大气，剩余部分则残留于土壤内与土壤原有有机质结合形成新的有机质分子[23]。同时，秸秆还田后的效应也能促进土壤有机质向DOC转化。有研究显示，厌氧情况下秸秆还田后0~30 d腐解较快，后期腐解速率逐渐降低[24]，与本研究得到的结果类似。氧化期间，液相部分DOC迅速降低并趋于稳定，这可能是因为有氧环境下土壤微生物大量繁殖消耗DOC，以及DOC与黏土矿物结合形成沉淀而去除。
Si、Al、Fe、Mn、Ca、Mg、K被认为是组成土壤颗粒的主要元素，多以氧化物形式存在，其中Fe、Mn等具有氧化还原活性，能够参与重金属元素的氧化或者还原。从图 2可以看出，液相中Mg、Si、Ca、Fe和Mn五个元素的浓度，在厌氧期间逐渐升高，且S处理总体高于CK处理，而至好氧阶段后迅速降低。液相Al浓度在厌氧至好氧的整个培养过程中持续波动升高，且S处理始终高于CK。液相部分Fe浓度在厌氧培养期间（0~40 d）持续上升，尤其在厌氧培养初期（0~10 d）大量Fe释放，该过程中，添加秸秆的处理Fe浓度始终高于CK。这可能是由于厌氧环境下，S处理中大量有机质释放出吸附的Fe[25]。在氧化阶段，Fe浓度在三天内迅速下降而后趋于平缓，该阶段S处理与CK的Fe浓度差异不明显。
由图 2可知，As在厌氧-好氧整个过程中（0~70 d）的变化规律与Fe十分相似。液相部分As含量在厌氧期间大幅上升，在氧化初期（40~50 d）迅速下降，而后趋于平稳。在As浓度最高的40 d，添加秸秆的处理As的释放量为对照的4倍，高达14 319 μg·L–1。研究[26]表明As的活性及移动性主要与土壤Eh和pH相关。厌氧环境下，Eh的降低诱导了铁锰氧化物的还原性溶解，该过程大大增加了As的移动性[27]。结合液相部分Fe、Mn浓度的变化可以推断，相较于CK，S处理在厌氧阶段有更多的铁锰氧化物参与还原，该过程随之释放更多的As。
Cu、Cd和Pb均为重金属中性质相对稳定的元素，在水溶液中赋存形态主要为二价阳离子[28]。由图 2可知，厌氧情况下，三者的变化趋势较为一致，均为随厌氧时间的增加浓度急剧降低，且总体上S处理低于CK。这主要是因为外源添加秸秆后，土壤中有机颗粒增加，此三个重金属元素作为亲有机质元素，大量吸附于有机颗粒表面，生成巯基络合物或沉淀，导致液相部分元素浓度降低[4]。在氧化阶段，Cd和Cu的浓度整体呈上升趋势，与秸秆添加与否关系不明显，这可能主要是液相部分中还原性物质被氧化以及有机物释放吸附的重金属元素所致；而Pb在氧化期间的变化略有不同，S处理在40~60 d上升而后下降，而CK的Pb浓度在好氧阶段持续下降。
上述结果表明，土壤在持续还原和氧化的过程中，金属离子由固相至液相中的释放受秸秆添加的影响，且与金属性质有关。厌氧阶段，类金属As及矿质元素Si、Al、Fe、Mn、Ca、Mg随厌氧培养时间增加而释放，秸秆的添加增强了其释放；而重金属Cu、Cd和Pb随厌氧培养时间增加而急剧减少，秸秆的添加将进一步抑制其释放。好氧阶段，液相中As、Fe、Mn、Mg浓度迅速下降，而Cu、Cd则快速升高；除Pb外，秸秆添加对好氧阶段重金属释放作用不明显。
2.2 外源秸秆及氧化还原条件下水分散性胶体的总体特征利用AF4-UV-ICP-MS技术，本研究分离并检测了厌氧40 d和再氧化30 d过程中土壤溶液的水分散性胶体，其典型的分离图谱如图 3。可以发现，0.45 μm滤膜过滤后的土壤液相部分存在大量大于0.3 kDa的水分散性胶体颗粒，根据其粒径分布特征和元素组成，大致可以分为三个粒径范围：
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图 3 水分散性胶体的典型非对称流场流分馏-紫外可见-电感耦合等离子体-质谱联用分离图谱 Fig. 3 Typical asymmetrical flow field-flow fractionation(AF4)coupled to UV and ICP-MS(AF4-UV-ICP-MS)fractograms of water dispersible colloids |
（1）0.3~3 kDa。该范围内UV254信号较低，说明在该粒径范围内有机质较少。而无机矿物类元素Mg、Al、Si、K、Ca、Mn和Fe的信号峰主要集中于该范围，由此推断0.3~3 kDa尺寸范围内的胶体主要为无机胶体，包括黏土矿物和铁锰矿物。同时，As主要集中于该粒径范围。这说明胶体颗粒中，As可能主要与无机胶体结合，这与前人[29]在湿地和河流中的研究一致。
（2）3~40 kDa。该尺寸范围内UV254和Fe信号较高，同时还存在Cu、Al、Cd、Pb等金属元素。鉴于上述元素与有机质具有较高亲和力，通常与有机胶体相结合[30]，推断3~40 kDa尺寸范围的胶体主要是与重金属络合的有机质以及铁矿物。
（3）130 kDa~450 nm。该范围对应的是洗脱运行的最后一步冲洗，此时交叉流量为0 mL·min–1，剩余未分离的颗粒开始洗脱。在该部分大粒径胶体中，各元素及有机质的信号均较高，说明有大量的有机-无机混合胶体存在于该范围。
表 1为计算以3.5 mL·min–1交叉流速分馏后各污染元素信号峰面积与该元素在未分馏（交叉流速为0 mL·min–1）时信号峰面积的比值，得到该元素0.3 kDa~450 nm颗粒占液相总量的比例。从表中可以看出，在氧化还原波动条件下，颗粒占液相总量的比例在各元素间呈现出较大差异。其中，液相中的As大部分以小于0.3 kDa的溶解态形式存在，部分Cu、Cd以水分散性胶体颗粒态形式存在，而Pb在厌氧和好氧初期绝大多数以水分散性胶体颗粒态存在。Pokrovsky等[31]研究显示，在泥炭土土壤溶液中存在有机-无机混合胶体，其中有50%~80%的As以溶解态存在，部分Cu、Cd存在于小于1 kDa的胶体颗粒且与黄腐酸形成强有机配合物，有50%左右的Cd、Pb集中在大于10 kDa的胶体中；Ilina等[32]研究显示，在富含有机质的水体中，1 kDa~100 nm范围内有40%~60%的Cu以胶体态形式存在。
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表 1 各元素在0.3 kDa~450 nm水分散性胶体颗粒上浓度占液相总浓度的比例 Table 1 Proportion of various elements concentration in 0.3 kDa-450 nm water dispersible colloids to the total aqueous phase |
外源添加秸秆后，颗粒上元素占比相比对照有所变化。总体上，小于0.45 μm的液相部分中，CK和S处理分别有2.36%~8.89%和0.31%~3.45%的As、6.05%~11.7%和0.27%~17.3%的Cd、3.04%~28.3%和1.58%~20.8%的Cu、29.9%~68.3%和0.90%~103%的Pb存在于0.3 kDa~450 nm尺寸范围的胶体颗粒中。重金属污染元素在水分散性胶体颗粒中的分布表明，土壤液相部分胶体在重金属污染的环境行为中具有重要作用。
2.3 外源秸秆及氧化还原条件下不同粒径水分散性胶体中元素的动态变化特征在AF4-UV-ICP-MS分离测定后，可得到UV254及各金属元素信号值，经数据处理可以比较不同培养时间下分馏图谱的差异，进而分析秸秆处理及氧化还原条件下不同粒径水分散性胶体中污染元素的动态变化变化特征（图 4）。
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图 4 添加秸秆处理不同培养时间各粒径范围内UV、Fe、As、Cd、Cu、Pb信号峰值变化 Fig. 4 Peak signal of UV, Fe, As, Cd, Cu and Pb at various particle size ranges at different culture time in CK and S treatments |
图 4a显示，本研究中，UV254主要集中于3~40 kDa，而且该粒径范围厌氧阶段明显高于氧化阶段，同时添加秸秆的S处理高于对照，结合液相部分S处理DOC含量高于CK，推测厌氧条件下秸秆分解倾向于产生更多粒径介于3~40 kDa的有机胶体颗粒。类似的研究也发现，绝大部分溶解性有机质分布于100 kDa以内的胶体及真溶解态中[33-34]。
从图 4b可以看出，颗粒部分的Fe含量均为厌氧时高于好氧，这与液相部分厌氧时Fe含量升高相一致。在3~40 kDa尺寸范围内，S处理的Fe含量略高，而在130 kDa~450 nm尺寸范围则是CK含有较多Fe。对比发现添加秸秆后，大颗粒部分含Fe胶体减少，小颗粒部分增多，结合液相部分Fe浓度上升的情况可以推断，添加秸秆使得土壤液相部分含Fe胶体粒径减小，甚至由胶体态分解为溶解态。As的变化与Fe十分类似，添加秸秆后大颗粒中所含As减少，小颗粒中增加（图 4c）。结合S处理下土壤液相部分As浓度高于CK，而胶体颗粒As占液相总量的比值却低于CK，说明添加秸秆后As更易释放至液相部分，且有更多的As以溶解态形态存在。
由图 4d中可知，胶体态Cd含量随着厌氧培养天数的增加而减少，氧化期开始逐渐升高。这与其液相部分Cd浓度的变化是一致的。颗粒中的Cd主要集中分布于3~40 kDa尺寸范围，且S处理略高于CK。结合S处理下液相部分Cd浓度小于CK，而颗粒态Cd占液相总量比值则高于CK等结果，推断添加秸秆使得胶体态Cd增加。Cu在液相部分和颗粒中的变化与Cd一致，推断胶体态Cu也有所增加（图 4 d）。这可能是因为3~40 kDa尺寸范围内有机颗粒增加，吸附Cd与Cu[29]。
图 4e显示，胶体Pb在整个培养过程中持续存在，且更多集中在130 kDa~450 nm的大颗粒上，添加秸秆与否对其影响较小。Pb作为土壤中较难发生迁移的元素之一，无论在厌氧还是好氧情况下，与Al、Mn和Fe氧化物以及有机质均有很强的相关性（图 3），再次说明胶体颗粒在Pb迁移行为方面的重要性。
总体而言，外源添加秸秆影响了金属在胶体态和溶解态之间的分配，其对土壤水分散性胶体中重金属元素的影响可以分为三类。
第一类是Fe、As，主要是添加秸秆后大颗粒胶体中的Fe和As减少，而小颗粒中增加。对应液相部分Fe、As浓度的增加，判断添加秸秆使得Fe、As倾向于向溶解态分配，生物有效性增加。
第二类是Cd、Cu，主要是添加秸秆后3~40 kDa尺寸范围内颗粒上的Cd、Cu增加，对应范围内有机颗粒增加，判断添加秸秆能使溶解态Cd、Cu转化为含Cd和Cu的有机胶体。
第三类是Pb，主要集中在130 kDa~450 nm的大颗粒上，添加秸秆与否对其影响不明显。
3 结论土壤液相部分存在大量与重金属结合的水分散性胶体，在重金属污染的环境行为中具有重要作用；水分散性胶体主要集中分布于0.3~3 kDa、3~40 kDa和130 kDa~450 nm三个粒径范围，其中Cd、Cu主要集中在3~40 kDa，Pb主要集中于130 kDa~450 nm，而As在0.3~3 kDa和130 kDa~450 nm两个粒径范围均有分布；外源添加秸秆能够影响重金属在不同粒径胶体颗粒中的分配，且该影响与污染元素种类有关：对于Fe和As等主要与无机胶体相结合的元素而言，添加秸秆会促使其由胶体态向溶解态转化；对于Cd和Cu等易与有机质结合的元素而言，添加秸秆能够使其由溶解态向胶体态转化。本研究有助于进一步明晰农业活动影响土壤重金属迁移转化及有效性的界面机制，为全面评估重金属污染迁移风险提供了胶体尺度的视角。
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