耕地是粮食生产的根本和载体，土壤重金属污染影响农产品安全，并通过食物链对人体健康构成潜在威胁^[1]。与欧美国家相比，我国农业土壤和耕地资源相对缺乏，人均耕地面积仅为世界平均水平的42%^[2]。因此，我国农田土壤污染防控与修复技术发展中须要更多关注农田土壤的安全生产能力，以保障我国的耕地红线。近年来，不同尺度或地区的农田土壤重金属污染状况调查结果表明，我国由于长期不合理施用化肥导致耕地土壤养分失衡，重金属有效性升高等^[3]。Zhu等^[4]对我国南方水稻种植区土壤研究发现，单施化肥处理土壤pH从1980—2014年平均下降了0.94个单位，76% 的稻米Cd超标，土壤酸化是该区域稻米Cd超标的主要原因之一。中轻度Cd污染农田土壤质量改善及农产品安全生产是南方水稻土区域面临的重要问题。施用有机物料是提升土壤肥力，改善土壤质量的常用措施。通过有机肥替代部分化肥，在不减产甚至增产的前提下减少化肥施用，是我国深入开展化肥零增长行动、加快推进农业绿色发展的重要措施^[5]。中国农业科学院祁阳红壤实验站连续25年定位试验表明，与不施肥处理相比，长期施用化肥可使土壤pH下降1.15 ~ 1.28个单位，而长期施用有机肥土壤pH升高了0.69个单位，且增施有机肥处理土壤有机碳、全氮、全磷、碱解氮、有效磷、速效钾等养分含量均显著升高^[6]。

农业生产过程中会产生大量的秸秆和畜禽粪便，如果处理不当将带来一系列的生态环境问题。例如，秸秆田间焚烧会释放大量的温室气体和颗粒污染物造成大气污染，而畜禽粪便已经成为面源污染的主要来源。有机物料如秸秆、畜禽粪便中富含腐殖质、微生物活体等有机胶体和各种黏土矿物的无机胶体，是提高土壤养分的重要资源，农业有机废弃物的肥料化处理是其综合利用的重要方式^[7]。据估计，我国秸秆的有机养分总量约为2 209.8万t，其中粮食秸秆占总产量的80% 以上^[8]。生物质炭是植物残体在缺氧的环境下，经高温热解产生的一类富含碳素的物质，碳含量一般在55% 以上，还含有丰富的磷、钾、钙、镁等营养元素，添加生物质炭可以有效提高土壤肥力^[9]。且生物质炭多呈碱性，表面带大量负电荷和含氧、含氮、含硫官能团，能吸附土壤重金属，有效降低土壤重金属有效性并抑制作物对重金属的吸收^[10]。碱性有机物料既可以提高土壤肥力，改良土壤性质，促进作物生长，又能降低土壤Cd有效性，抑制作物对Cd的吸收，是Cd污染耕地修复培肥的有效性措施。

《土壤污染防治行动计划》^[11]提出对中轻度污染土壤制定实施耕地安全利用方案。本研究通过施用不同有机物料探究其对不同程度Cd污染农田土壤肥力及作物Cd吸收的影响，根据全国第二次土壤普查及有关标准对单个土壤养分指标进行分级，统计分析土壤肥力综合指数(Soil nutrient index, SNI)，以及土壤Cd有效性和作物不同部位Cd积累情况，以筛选出适宜提升南方农田土壤肥力的措施，为南方Cd污染农田的安全利用和养分利用效率的提高等提供科学依据和技术支持。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试有机物料选用猪粪(醴陵市某饲养场提供，已发酵，含水率15.4%)、商品有机肥(安琪酵母股份有限公司提供)、水稻秸秆(采自醴陵市浦口镇农田，晒干后切成2 ~ 3 cm小段)和生物质炭(采用水稻秸秆在450 ℃高纯氮气制造缺氧环境下制备)。供试有机物料的pH、Cd含量、养分含量见表 1。供试作物选择上海青(Brassica chinensis L.)，种子从江苏恒通种业有限公司购买。

供试土壤采自湖南醴陵市(轻污染土壤)和株洲县(中污染土壤)农田表层(0 ~ 20 cm)，成土母质均为河流冲积物，土壤Cd含量分别为0.55 mg/kg和1.85 mg/kg，有效态Cd含量分别为0.26 mg/kg和0.76 mg/kg。将采集的土壤风干后，过2.0 mm尼龙筛，混合均匀后装盆，每盆装土2.50 kg(花盆上口径为25.0 cm，高为16.5 cm)。供试土壤基本性质见表 2。

1.2 试验设计

盆栽试验在湖南师范大学气象园温室内进行，共设置5个处理：①对照(CK)，不施肥；②施用猪粪(PM)；③施用商品有机肥(COF)；④施用水稻秸秆(RS)；⑤施用水稻秸秆生物质炭(RSB)，每个处理3个重复，有机物料的添加量均为10.0 g/kg。有机物料在上海青播种前一周施加，并与土壤充分混匀。上海青于2017年7月12日播种，9月21日收获。在上海青3 ~ 4片真叶时间苗，每盆保留4株长势相似的幼苗。定期补充水分，保持土壤60% 左右田间持水量。

1.3 样品采集与测定

分地上部和地下部采集植物样品，分别称重和洗净后，烘干、粉碎、装袋备用。收获植物同时采集土壤样品，风干、过筛、装袋备用。

土壤pH利用pHs-3C雷磁酸度计通过土壤悬浊液(土水比1∶2.5，m∶V)测定。土壤全氮采用凯氏定氮法测定；土壤全磷采用氢氧化钠熔融–钼锑抗比色法测定；土壤全钾采用氢氧化钠熔融–原子分光光度法测定；土壤NH₄⁺-N，NO₃^–-N采用2 mol/L KCl溶液浸提，流动分析仪测定；土壤有效磷用NaHCO₃浸提，钼锑抗比色法测定；土壤速效钾采用乙酸铵浸提，原子分光光度计测定；土壤有效态Cd含量采用DTPA溶液浸提，原子吸收光谱仪测定。植物样品收获洗净后105 ℃杀青30 min，70 ℃烘至恒重，分别粉碎后，参考美国环保署的标准方法(US EPA3051a)，放入微波消解仪对样品进行消解，原子吸收光谱仪测定Cd浓度，测试过程中加空白和标样以质量控制^[12]。

1.4 土壤肥力分级及土壤肥力综合指数的计算 1.4.1 土壤肥力分级标准

土壤肥力是土壤为植物生长供应和协调养分、水分、空气和热量的能力，是土壤物理、化学、生物学性质的综合反映^[13]。土壤养分(氮、磷、钾)是土壤化学肥力和性质的主要部分，其含量高低直接影响土壤肥力水平。根据全国第二次土壤普查推荐的土壤肥力分级标准^[14]，对试验过程中土壤相应的单个养分(全氮、全磷、全钾、有效氮、有效磷、速效钾、有机质等)指标按土壤肥力分级标准进行分级评估。

1.4.2 土壤肥力综合指数(SNI)统计方法

土壤肥力分级只能针对单个指标划定肥力等级，对土壤综合肥力的评估具有一定局限性。SNI是土壤养分综合评价的依据^[15]，SNI值越大，说明土壤肥力越高。其计算过程为：

$\begin{array}{l} {Y_i} = \mathop \sum \limits_{p = 1}^n \left| {{Y_{ip}}} \right| \times {F_p}(i = 1\text{，}2\text{，}3\text{，}4\text{，}5\text{，}6\text{，}7\text{；}\\ p = 1\text{，}2…n) \end{array}$

(1)

式中：Y_i是第i个指标的权重分配系数；Y_ip是第i个指标在第p个主成分上的载荷值；F_p是第p个主成分的特征值。

$ W_i=\left(Y_i / \sum\limits_{i=1}^7 Y_i\right) \times 100 $

(2)

式中：W_i表示第i个指标的权重；Y_i是第i个指标的权重分配系数。

$ {W_i} = \left( {{Y_i}/\mathop \sum \limits_{i = 1}^7 {Y_i}} \right) \times 100 $

(3)

式中：Q_i表示第i个指标的隶属度值。

要计算SNI，一是土壤指标的选择；二是指标权重的确定；三是隶属函数的建立。①土壤指标的选择：根据全国第二次土壤普查推荐土壤肥力分级标准^[14]中涉及的土壤肥力指标，选择土壤有机质、全氮、全磷、全钾和碱解氮(有效氮，本研究采用土壤NO₃^–-N和NH₄⁺-N含量之和表示)、有效磷、速效钾7个肥力指标进行土壤综合肥力评价。②指标权重的确定：利用主成分分析对上述土壤指标进行权重确定。③隶属函数建立和隶属度的计算：隶属函数实际上是评价指标与作物生长曲线之间关系的数学表达式，它可以将不同量纲的指标转化成数值为0 ~ 1的无量纲值，单一指标隶属度越大，反映该指标的肥力水平越高^[16]。隶属度的计算公式为：

$ D\left(X_i\right)=\left(X_i-X_{\min }\right) /\left(X_{\max }-X_{\min }\right) $

(4)

式中：X_i表示第i个指标的测定值；X_max和X_min分别表示所有处理中第i个指标的最大值和最小值。

1.5 数据处理与分析

试验结果采用Excel 2016和SPSS 20.0软件进行数据统计，采用ANOVA中Duncan多重比较法(P < 0.05)进行差异显著性分析和Pearson双变量相关性分析，采用Origin 2021软件绘制图表。

2 结果与分析 2.1 施用有机物料对土壤pH和有机质的影响

土壤pH的变化受有机物料本身pH的影响较大，有机物料pH(表 1)均高于土壤pH(表 2)。轻污染土壤和中污染土壤施用有机物料土壤pH较CK处理分别提高了0.18 ~ 0.76和0.31 ~ 1.15个pH单位(图 1)，其中PM和RSB处理与CK处理差异显著。土壤有机质的数量和质量不仅是衡量土壤肥力的重要指标，其形成、转化及稳定过程还与土壤重金属生物有效性和作物产量等密切相关^[17]。轻污染土壤有机质为15.86 ~ 45.50 g/kg，RS和RSB处理有机质含量较CK处理分别升高了13.30% 和24.49%，均达土壤肥力1级(> 40.00 g/kg)。中污染土壤本身有机质含量(21.7 g/kg)较轻污染土壤(27.2 g/kg)低(表 2)。中污染土壤有机质为14.19 ~ 38.08 g/kg，RSB处理有机质含量显著高于其他处理，较CK处理升高了45.40%，属土壤肥力2级(30.00 ~ 40.00 g/kg)。

2.2 施用有机物料对土壤养分的影响 2.2.1 施用有机物料对土壤氮含量的影响

两种土壤中，COF处理土壤全氮、NO₃^–-N和NH₄⁺-N含量均高于其他处理(表 3)。轻污染土壤中，不同处理土壤全氮含量为2.17 ~ 2.44 g/kg，均达到土壤肥力1级(> 2.00 g/kg)。中污染土壤中，不同处理土壤全氮含量为1.70 ~ 1.85 g/kg，均属土壤肥力2级(1.50 ~2.00 g/kg)。土壤NO₃^–-N和NH₄⁺-N是作物可直接吸收利用的养分，两种土壤中NO₃^–-N含量均为COF和CK处理明显较高，其他处理间无显著差异；而土壤NH₄⁺-N含量各处理间相差不大。

2.2.2 施用有机物料对土壤磷含量的影响

与CK处理相比，施加有机物料对土壤全磷和有效磷含量的影响均表现为PM处理显著升高而其他处理略有下降(表 4)。土壤全磷含量均较低，轻污染和中污染土壤分别为0.51 ~ 0.65 g/kg和0.36 ~ 0.66 g/kg。不同处理土壤有效磷含量差异较大，最高的是PM处理，轻污染和中污染土壤中分别为58.94 mg/kg和53.47 mg/kg，均达土壤肥力1级(> 40 mg/kg)；其次是COF和CK处理，两个处理间无显著差异，轻污染土壤中均属土壤肥力2级(20.00 ~ 40.00 mg/kg)，中污染土壤中均属3级(10.00 ~ 20.00 mg/kg)；RS和RSB处理土壤有效磷含量最低，处理间无显著差异，均属土壤肥力3级。

2.2.3 施用有机物料对土壤钾含量的影响

有机物料对土壤全钾含量的影响不大，而土壤速效钾含量不同处理差异显著(表 5)。轻污染土壤全钾含量(12.23 ~ 17.17 g/kg)均高于中污染土壤(10.97 ~ 12.90 g/kg)，均表现为COF处理最高。轻污染土壤中，COF、CK和RS处理全钾含量属土壤肥力3级(15.00 ~ 20.00 g/kg)，其他处理均属土壤肥力4级(10.00 ~ 15.00 g/kg)。除个别处理外，土壤速效钾含量表现为中污染土壤略高于轻污染土壤，但两种土壤中均表现为COF处理最高，其次是RSB处理，均属土壤肥力1级(> 200.00 mg/kg)。RS、PM和CK处理土壤速效钾含量最低且处理间无显著差异。与CK处理相比，施加有机物料处理土壤钾的有效性(速效钾与全钾含量的比值)均明显升高，轻污染土壤和中污染土壤中COF处理土壤钾的有效性分别是CK处理的9.92倍和5.20倍。

2.2.4 施用有机物料对SNI的影响

轻污染和中污染土壤中，COF处理SNI值分别为0.70和0.64，分别是其他处理的1.50倍~ 3.18倍和1.71倍~ 2.86倍，均显著高于其他处理(图 2)。轻污染土壤中，施加有机物料处理SNI较CK处理略有升高或下降，除COF处理外，不同处理SNI为0.22 ~ 0.46，均与CK处理无显著差异。中污染土壤中，施加有机物料处理SNI与CK处理相比均显著升高，是CK处理的1.50倍~ 2.91倍。

2.3 施用有机物料对土壤有效态Cd含量及作物Cd吸收的影响 2.3.1 土壤有效态Cd含量

有机物料施加对土壤有效态Cd含量的影响不大(表 6)。轻污染土壤中，有效态Cd含量为0.23 ~ 0.27 mg/kg，不同处理间无显著差异。中污染土壤中，有效态Cd含量为0.68 ~ 0.85 mg/kg，施加有机物料处理土壤有效态Cd含量较CK处理下降了2.35% ~ 20.00%，其中PM处理土壤有效态Cd含量显著下降。

2.3.2 作物Cd吸收情况

图 3是不同处理上海青地上部及地下部Cd含量(以鲜重计)变化。轻污染土壤中，上海青地上部Cd含量为0.14 ~ 0.28 mg/kg，其中PM和RSB处理地上部Cd含量较CK处理分别下降了25.00% 和41.67%；施加有机物料处理地下部Cd含量均显著下降，与CK处理相比，地下部Cd含量降低了50.70% ~ 66.15%。中污染土壤中，施加有机物料处理地上部和地下部Cd含量为0.19 ~ 0.78 mg/kg和0.22 ~ 0.57 mg/kg，均显著低于CK处理(1.13 mg/kg和1.36 mg/kg)。两种土壤中PM处理上海青地上部Cd含量均低于GB 2762—2022《食品安全国家标准食品中污染物限量》^[18]标准中叶菜蔬菜Cd的限量标准(0.20 mg/kg)。

2.4 土壤肥力水平与作物Cd吸收的相关关系

图 4是土壤肥力相关指标与有效态Cd含量及上海青不同部位Cd含量的相关分析。由图 4可知，上海青地上部和地下部Cd含量均与土壤有效态Cd含量显著正相关(P < 0.01)，与土壤全氮、全磷和有效磷含量显著负相关。而土壤有效态Cd含量与全氮、全磷、全钾和有效磷含量均呈显著负相关关系，说明提高土壤的氮、磷、钾养分含量，有效降低了土壤的有效态Cd含量，减少了上海青对Cd的吸收。

3 讨论 3.1 有机物料对土壤肥力的影响

在土壤其他肥力因素变化不大的情况下，氮、磷、钾等养分元素是土壤肥力的核心要素。大量研究表明，有机物料可以有效改善土壤氮、磷、钾等养分的平衡状况、提高氮肥利用率和增加土壤有机质含量，提高土壤肥力和生态系统的生产力^[19]。施加有机物料在一定程度上影响土壤的养分水平，与CK处理相比，两种土壤中COF处理均提高了土壤全氮、NO₃^–-N和NH₄⁺-N含量(表 3)，PM处理土壤全磷和有效磷含量显著高于其他处理(表 4)。两种土壤中，COF和RSB处理土壤速效钾含量均为土壤肥力1级，显著高于其他处理(表 5)。究其原因：一方面是因为有机物料本身含有较高的养分，通过增施有机物料，直接增加土壤养分含量。本研究中，猪粪含P₂O₅量较高(50.4 g/kg)，商品有机肥中氮(44.8 g/kg)和K₂O(105.0 g/kg)含量较高，高养分含量有机物料的施用直接提高了土壤中相应养分的含量。朱晓晖等^[20]研究发现，不同有机物料(猪粪、鸡粪、牛粪)对土壤有效磷含量的影响明显不同，有机物料中有效磷含量高则表层土壤中水溶性磷和有效磷含量也高。Khaliq和Abbasi^[21]发现与单施化肥相比，有机物料配施土壤全氮含量提高了14.0% ~ 29.0%。另一方面可能是有机物料的施用改变土壤养分状况的同时，有机–无机养分的转化提高了养分利用效率。例如，磷肥施入土壤后极易被吸附形成难溶性磷酸盐，从而影响磷的释放。增施有机物料能使有机磷向无机磷转化，且通过腐殖质包裹铁、铝、钙等的氧化物而降低对磷的吸附，提高磷的有效性^[22]。有机物料中有机营养进入土壤还可以增加土壤中有益微生物群落的多样性及其代谢活力，加速有机质的分解、转化和养分释放速率，促进土壤中有机质的稳定和团聚体形成^[23]。本研究中，PM处理采用的是已发酵的猪粪，含水量也比较适中，其中的微生物活性较强，可能加速了有机物质的矿质化过程，从而导致施用猪粪后的土壤中有机质含量反而出现降低的情况^[24]。施加有机物料明显增加土壤NO₃^–-N、NH₄⁺-N和速效钾含量(表 3和表 5)，轻污染和中污染土壤中COF处理土壤钾的有效性分别是CK处理的9.92倍和5.20倍。与CK处理相比，中污染土壤施加有机物料处理SNI升高了0.50倍~ 1.91倍，两种土壤中均为COF处理最高，分别是其他处理的1.50倍~ 3.18倍和1.71倍~ 2.86倍。李树山等^[25]发现，增施有机物料显著提高土壤养分有效性。生物质炭是生物质在缺氧条件下热解炭化产生的具有高度芳香化结构的难溶性有机物，具有很强的碳封存能力^[26]。生物质炭加入土壤后参与土壤有机质的分解转化，并影响土壤有机碳的矿化和腐殖化过程^[27]。本研究中，两种土壤中RSB处理有机质含量均显著升高(图 1)，同样地，温延臣等^[28]采用有机肥配施化肥3年后，发现与单施化肥相比，土壤有机碳含量也增加19.5%。

3.2 有机物料对土壤Cd有效性及作物Cd吸收的影响

有关有机物料对土壤重金属有效性及作物Cd吸收的影响结论还存在较大分歧，因为有机物料本身含有少量重金属，长期施用可能增加土壤中重金属累积的风险^[29]。本研究中，水稻秸秆和水稻秸秆生物质炭本身Cd含量较高，分别为1.02 mg/kg和1.91 mg/kg (表 1)。但轻污染土壤中施加有机物料处理有效态Cd含量均与CK处理无显著差异，中污染土壤中有效态Cd含量较CK处理均显著下降，其中PM处理下降了20.00%(表 6)。研究表明，有机物料增加了土壤中交换位点的数量，通过表面吸附和稳定的络合作用降低重金属的迁移性^[30]。有机物料施入土壤后也可以通过腐殖化作用转变成为富含羟基、羧基、酚羟基等官能团和配位体的腐殖质，能够螯合土壤中的Cd²⁺，在一定程度可降低土壤Cd有效性^[31]。此外，有机物料本身pH较高(6.71 ~ 9.04)，土壤中施加有机物料后土壤pH不同程度升高(图 1)。有机物料分解过程中产生的腐植酸类物质会降低土壤中交换态Al³⁺的含量，抑制因交换态Al³⁺水解而产生更多的H⁺，缓解土壤酸化而引起的土壤Cd有效性升高^[32]。土壤–作物系统重金属的累积和转运主要取决于土壤重金属的生物有效性^[33]。本研究中，土壤有效态Cd含量与全氮、全磷、全钾和有效磷含量均呈显著负相关关系，上海青地上部和地下部Cd含量均与土壤有效态Cd含量显著正相关(图 4)，提高土壤氮、磷、钾含量，有效降低有效态Cd含量且抑制了作物对Cd的吸收。轻污染土壤中，PM和RSB处理地上部Cd含量较CK处理分别下降了25.00% 和41.67%，符合GB 2762— 2022^[18]中Cd的限量标准。与CK处理相比，中污染土壤中，施加有机物料处理地上部和地下部Cd含量分别下降24.27% ~ 81.55% 和58.09% ~ 83.82%，其中PM处理地上部Cd含量符合GB 2762—2022^[18]中Cd的限量标准(图 3)。说明施加有机物料可实现Cd污染农田土壤的安全利用。

4 结论

本试验条件下，有机物料本身养分含量直接影响土壤养分的变化。施加猪粪有效提高了土壤全磷和有效磷含量，施加商品有机肥土壤全氮、全钾和速效钾含量均明显升高。上海青地上部和地下部Cd含量均与土壤有效态Cd含量显著正相关，与土壤全氮、全磷和有效磷含量显著负相关。施加有机物料显著降低了中污染土壤中有效态Cd含量，明显抑制作物对Cd的吸收。两种土壤中，施加猪粪处理上海青地上部Cd含量均符合GB 2762—2022限量标准。综合考虑，商品有机肥对提升土壤肥力效果最好，但在南方Cd污染农田中要实现作物安全生产还存在一定风险。针对南方中轻度Cd污染农田土壤的培肥及安全利用可考虑施用猪粪有机肥。