劉穎，蘇廣權(quán)，郭湘，楊燕花，姚愛(ài)軍*，仇榮亮，4，湯葉濤

（1.中山大學(xué)地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院，廣州510275；2.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣州510275；3.中山大學(xué)廣東省環(huán)境污染控制與修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州510275；4.嶺南現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科學(xué)與技術(shù)廣東省實(shí)驗(yàn)室，華南農(nóng)業(yè)大學(xué)，廣州510642）

近年來(lái)，隨著工業(yè)化和城市化的快速發(fā)展，土壤重金屬污染日益嚴(yán)重，引起人們廣泛關(guān)注。據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》（2014年）[1]，全國(guó)耕地土壤的點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)19.4%，其中鎘（Cd）位列第一。據(jù)統(tǒng)計(jì)，目前我國(guó)農(nóng)田土壤Cd污染面積超過(guò)2×105hm2[2]。重金屬Cd是植物生長(zhǎng)的非必需元素，其具有非常高的生物毒性，并能通過(guò)土壤-水-農(nóng)作物的食物鏈傳遞給人類，從而威脅生態(tài)系統(tǒng)和人類健康[3]。研究發(fā)現(xiàn)，水稻作為世界半數(shù)人口的主要糧食作物[4]，相較于其他糧食作物會(huì)吸收和積累更多的Cd[5]，這對(duì)稻米安全生產(chǎn)和人類健康產(chǎn)生巨大的危害。如何解決稻田Cd污染，保證水稻的安全生產(chǎn)是目前農(nóng)業(yè)和環(huán)保領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。

目前應(yīng)用于稻田Cd污染修復(fù)的技術(shù)主要包括土壤鈍化技術(shù)和生理阻隔技術(shù)等。常見(jiàn)的Cd的鈍化材料包括：碳酸鈣等無(wú)機(jī)材料[6]；海泡石、沸石等黏土材料；腐殖質(zhì)、生物炭等有機(jī)材料、微生物菌劑及復(fù)合材料[7]。但這些材料大都成本較高，且具有二次釋放風(fēng)險(xiǎn)[8-9]。生理阻隔技術(shù)更多是通過(guò)施加肥料以調(diào)節(jié)與稻米Cd積累相關(guān)的生理過(guò)程，抑制水稻對(duì)Cd等毒害元素的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、積累，提高其解毒能力，從而降低稻米中Cd含量。目前報(bào)道較多的是硅、硒和鋅，可有效降低稻米Cd積累[10-12]。

S是植物生長(zhǎng)的必需營(yíng)養(yǎng)元素之一[13]，作物生產(chǎn)中S素的施用可使土壤Cd活性和生物有效性發(fā)生變化，進(jìn)而影響作物對(duì)Cd的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和積累。首先在淹水的水稻土中，添加的S素還原成的S2-會(huì)與Cd形成CdS沉淀，降低Cd的移動(dòng)性[14-15]。其次，水稻土中S的氧化還原對(duì)根表鐵膜的形成及土壤Cd的賦存形態(tài)產(chǎn)生影響[16]，進(jìn)一步影響Cd的生物有效性。再次，S在植物體內(nèi)可代謝合成富含S的非蛋白巰基（半胱氨酸Cys、谷胱甘肽GSH和植物螯合肽PC），從而可以降低Cd毒性[17]，其中PC對(duì)水稻Cd的遷移有重要影響[18-19]。

目前施加S素對(duì)Cd在水稻土-水稻體系中遷移和積累的研究主要聚焦在石膏、單質(zhì)S、硫酸鈉等S形態(tài)上[20-25]，而對(duì)K2S研究較少；K2S屬于還原性物質(zhì)，其在淹水的水稻土中能否更有效地固定土壤Cd值得探討。此外，K2S在補(bǔ)充S的同時(shí)也能補(bǔ)充K，在補(bǔ)充養(yǎng)分同時(shí)兼具了污染阻控潛力。本研究擬在施用足量石灰石（CaCO3）條件下，在土壤中分別施加K2SO4和K2S，比較研究不同形態(tài)硫（SO2-4/S2-）對(duì)Cd在土壤中的活性以及對(duì)水稻吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)Cd的影響差異，明確各自作用機(jī)制的異同，為稻田土壤Cd污染修復(fù)實(shí)踐提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試供材料

供試土壤采自廣東省某金屬礦區(qū)下游4 km處的農(nóng)田0～20 cm耕層土，經(jīng)風(fēng)干后研磨過(guò)10、20目和100目篩保存?zhèn)溆?。供試土壤的基本理化性質(zhì)如表1所示。

供試水稻（Oryza sativaL.）品種為廣8優(yōu)169，種子購(gòu)自廣東省金稻種業(yè)有限公司。

1.2 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)

將4 kg（10目）風(fēng)干土裝入塑料盆中（高30 cm、口徑25 cm），同時(shí)每盆施加1.80 g NPK復(fù)合肥作為基肥，施加4.35 g·kg-1CaCO3中和土壤酸性以保證水稻正常生長(zhǎng)。淹水之前在距盆底約10 cm處安裝土壤溶液取樣器收集土壤溶液。淹水，每盆分別施加400.0 mg S·kg-1的K2S或K2SO4（S素施用水平是在相關(guān)文獻(xiàn)[20-22，26-27]和本課題組前期研究工作基礎(chǔ)上確定，以不影響水稻生長(zhǎng)為前提，通過(guò)調(diào)節(jié)土壤S/Cd比，給予足量S處理）并充分混勻，以不施加S素的土壤為對(duì)照組，共3個(gè)處理組，分別記作CK、K2S、K2SO4，每個(gè)處理組設(shè)置3個(gè)重復(fù)，隨機(jī)排列。淹水深度保持高出土壤表面5 cm，平衡兩周，于2019年7月26日移栽幼苗（25 d），每盆2穴，每穴3株。水稻整個(gè)生育期內(nèi)始終用純水保持淹水4～5 cm，于2019年10月29日收獲植物樣品。

表1供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic propertiesof the tested soil

1.3 樣品采集和前處理

在水稻生長(zhǎng)全程監(jiān)測(cè)土壤pH和Eh。分別在水稻分蘗期、孕穗期、抽穗揚(yáng)花期、成熟期用土壤溶液取樣器（RhizoSphere MOM）采集土壤溶液，過(guò)濾（0.45 μm）后加硝酸酸化（溶液∶酸=9∶1），測(cè)定溶液中Fe、S濃度；同時(shí)采集土壤樣品，用冷凍干燥機(jī)（FD-1A-50）干燥后以Tessier法[28]測(cè)定土壤Cd形態(tài)。成熟期收獲水稻樣品，用自來(lái)水洗凈后用超純水沖洗擦干，分別測(cè)定根、莖、葉、糙米的生物量。根、莖、葉的一部分鮮樣用液氮冷凍后，保存在-80℃超低溫冰箱，用于亞細(xì)胞分級(jí)分析；另一部分樣品放入烘箱105℃殺青30 min，后60℃烘干至恒質(zhì)量，分別測(cè)定根、莖、葉、糙米中Cd含量。

1.4 樣品分析

1.4.1 土壤理化性質(zhì)及土壤溶液測(cè)定

土壤pH測(cè)定采用電位法（土∶水=1∶2.5），土壤有機(jī)質(zhì)、堿解N、速效K采用常規(guī)法測(cè)定[29]，有效P按NY/T 1121.7—2014、有效S按NY/T 1121.14—2006方法測(cè)定。以便攜式pH/mV儀（Cyberscan pH 300）原位測(cè)定土壤溶液的pH和Eh，采用鄰菲羅啉比色法測(cè)定土壤溶液中Fe（Ⅱ）濃度[29]。

1.4.2 Cd、As、S全量分析

土壤Cd、As、S全量以王水-HClO4法消解（GB/T 17141—1997），植物樣品采用HNO3+H2O2（V∶V=6∶2）微波消解儀（MARS6）消解（180℃，60 min），將消解管中溶液趕酸至剩余0.5 cm后，用2%HNO3定容，過(guò)濾待測(cè)（GB/T 5009.15—2014）。

1.4.3 土壤Cd賦存形態(tài)和有效態(tài)測(cè)定

土壤Cd賦存形態(tài)測(cè)定采用Tessier五步連續(xù)提取法[28]，分別為：水溶交換態(tài)（Cdexc）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（Cdcar）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（Cdiro）、有機(jī)硫化物態(tài)（Cdstr）和殘?jiān)鼞B(tài)（Cdres）。有效態(tài)Cd用0.01 mol·L-1CaCl2提取。提取液過(guò)0.45μm濾膜待測(cè)。

1.4.4 植物Cd亞細(xì)胞分級(jí)

參照Weigel等[30]的方法，取1.000 0 g鮮樣，加入10.0 mL預(yù)冷的提取液，研磨成勻漿液。提取緩沖液的組成：250 mmol·L-1蔗糖，50 mmol·L-1Tris-HCl（pH 7.50）和1 mmol·L-1二硫赤鮮醇，溫度為4℃。勻漿液過(guò)80μm的尼龍布，殘?jiān)糠譃榧?xì)胞壁組分（F1）；過(guò)濾液在1 500g下離心10 min（根部在2 500g下離心20 min），沉淀為地上部莖和葉-葉綠體/地下部根-營(yíng)養(yǎng)體（F2）；再將上清液15 000g離心30 min，沉淀為膜和細(xì)胞器組分（F3），上清液為胞液組分（F4）。所有過(guò)程在4℃下進(jìn)行，各組分用5 mL硝酸消解測(cè)定Cd含量。

以石墨爐原子吸收光譜儀（AAS，Contro AA800，Germany）測(cè)定溶液中Cd，用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES，Avio 500，Singapore）測(cè)定溶液中S、Fe總量。

1.4.5 分析質(zhì)量控制

試驗(yàn)以平行樣、土壤成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07443（GSF-3）和植物分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW（E）100349進(jìn)行質(zhì)量控制，誤差控制在20%以內(nèi)。同時(shí)做試劑空白試驗(yàn)。試驗(yàn)所用器具均以10%HNO3（m/m）浸泡過(guò)夜，去離子水洗凈干燥備用。

1.4.6 數(shù)據(jù)分析與處理

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）=植物地上部Cd含量（mg·kg-1）/植物地下部Cd含量（mg·kg-1）

用SPSS25.0、Excel 2017和Origin 9.1進(jìn)行數(shù)據(jù)處理與繪圖，以Duncan檢驗(yàn)法檢驗(yàn)處理間差異顯著性，P＜0.05為差異顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 S素添加對(duì)水稻生物量和水稻Cd含量的影響

2.1.1 水稻生物量

供試土壤Cd含量為1.61 mg·kg-1，超過(guò)土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制值。各處理均施加足量CaCO3，但CK處理水稻植株仍較為矮小，葉片數(shù)量、大小以及籽粒產(chǎn)量都遠(yuǎn)低于K2S和K2SO4處理（圖1）。與CK相比，K2S和K2SO4處理顯著提高水稻總生物量（干質(zhì)量）130.1%～186.7%，提高水稻籽粒產(chǎn)量167.2%～209.8%（P＜0.05），K2S處理水稻根、葉和糙米的生物量（干質(zhì)量）比K2SO4處理分別增加49.8%～64.2%、6.6%～11.6%和7.6%～24.0%。這說(shuō)明施加K2S和K2SO4均能緩解Cd對(duì)水稻的毒害，增加水稻產(chǎn)量。30.0%～37.5%，但顯著降低糙米Cd含量31.2%～45.0%。施S處理的Cd含量分布均為根＞莖＞葉＞糙米，但CK處理為根＞糙米＞葉＞莖。與CK相比，K2SO4處理Cd主要積累在水稻根、莖部，而K2S處理則將Cd固定在水稻莖、葉部，兩種施硫處理糙米中Cd的含量無(wú)顯著差異。

2.2 S素添加對(duì)土壤Cd活性的影響

2.2.1 土壤溶液pH和Eh

2.1.2 水稻Cd含量

如圖2所示，CK的根、莖、葉和糙米中的Cd含量分別達(dá)到0.23、0.08、0.09 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，與CK相比，K2S處理使莖、葉的Cd含量分別提高60.0%～136.0%、60.0%～100.0%，但顯著降低糙米Cd含量37.5%～50.0%，根的Cd含量與CK無(wú)顯著差異。與K2S處理類似，K2SO4處理使根、莖、葉的Cd含量分別 比CK增 加123.0%～196.0%、136.0%～340.0%和

如圖3a所示，由于持續(xù)淹水，各處理土壤溶液的Eh在-100～220 mV波動(dòng)。S素添加降低分蘗期和成熟期的土壤溶液Eh，提高孕穗期土壤溶液Eh，抽穗揚(yáng)花期各處理無(wú)顯著差異。在孕穗期后期至成熟期，K2SO4處理Eh始終高于K2S處理。

如圖3b所示，各處理在整個(gè)生育期土壤溶液pH在6.50～8.00波動(dòng)，4個(gè)時(shí)期CK的土壤溶液平均pH分別為7.27、7.17、7.34和7.73。與CK相比，施S處理均使土壤pH下降，且隨水稻生長(zhǎng)期的延長(zhǎng)降幅增大，分蘗期和孕穗期K2SO4處理的pH大于K2S處理，而在生長(zhǎng)后期低于K2S處理。K2S和K2SO4在水溶液中分別為堿性和中性物質(zhì)，施入土壤后，K2S和K2SO4處理土壤pH均低于CK，且加入K2S（強(qiáng)堿性）處理土壤pH反而低于加入K2SO4（中性）處理，其原因是伴隨K2S和K2SO4加入的K+與土壤膠體上的H+或Al3+發(fā)生置換，導(dǎo)致溶液中的H+或Al3+增加，引起土壤pH下降。由于K2S處理中K+置換出的H+與S2-形成的H2S是一種弱酸，從而導(dǎo)致這種置換反應(yīng)比K2SO4處理的可逆置換更為完全，使K2S處理土壤膠體上更多的H+、Al3+進(jìn)入溶液。此外，相同S處理水平，K2S處理引入的K+比K2SO4處理多，其置換出的H+、Al3+也更多。第三，K2SO4的還原也將消耗更多的H+，以上原因共同導(dǎo)致K2S處理土壤pH比K2SO4更低。在0～20 d中的個(gè)別時(shí)間點(diǎn)K2SO4處理的pH甚至高于CK，可能是K2SO4還原消耗H+所致。

水稻生長(zhǎng)后期，與CK相比，K2S和K2SO4處理導(dǎo)致土壤酸化的效應(yīng)進(jìn)一步加劇。這一方面是上述K+置換H+、Al3+效應(yīng)的延續(xù)；另一方面，在抽穗揚(yáng)花期各處理組的Eh均大幅上升，表明含S處理在Eh回升的過(guò)程中可能發(fā)生硫化物如FeS2、FeS、CdS的氧化，硫氧化的同時(shí)釋放H+，導(dǎo)致pH大幅下降。CK由于硫化物相對(duì)較少，其氧化釋放的H+有限，因此，在抽穗揚(yáng)花期和成熟期出現(xiàn)K2S、K2SO4處理土壤酸化效應(yīng)進(jìn)一步加劇的現(xiàn)象。在水稻生長(zhǎng)后期，K2S處理土壤pH轉(zhuǎn)而高于K2SO4處理，其原因是抽穗揚(yáng)花期和成熟期K2SO4處理土壤氧化性高于K2S處理，導(dǎo)致K2SO4處理更多的硫化物如FeS2、CdS發(fā)生氧化，同時(shí)釋放H+，因此在水稻生長(zhǎng)后期K2SO4處理土壤pH比K2S處理低。

2.2.2 不同時(shí)期土壤Cd的賦存形態(tài)和有效性

如圖4a所示，孕穗期，CK和K2S處理以Cdiro為主，而K2SO4處理以Cdcar占優(yōu)；抽穗揚(yáng)花期，與CK相比，K2S處理主要使土壤Cd向Cdiro和Cdres轉(zhuǎn)化，K2SO4處理則使土壤Cd向Cdres轉(zhuǎn)化；成熟期，與CK相比，K2S處理以Cdiro和Cdstr為主，K2SO4則以Cdstr占優(yōu)，且兩處理的Cdstr無(wú)顯著差異。

如圖4b所示，與CK相比，K2S處理使孕穗期的土壤有效態(tài)Cd含量顯著增加100%，抽穗揚(yáng)花期與CK無(wú)顯著差異，但使成熟期有效態(tài)Cd降低29.4%。與CK相比，K2SO4處理使抽穗揚(yáng)花期和成熟期有效態(tài)Cd含量分別顯著增加166.7%和271.4%，孕穗期與CK無(wú)顯著差異。綜上，K2S處理在孕穗期對(duì)土壤Cd有一定活化效應(yīng)，這可能是K2S添加前期，導(dǎo)致土壤pH出現(xiàn)顯著下降引起土壤Cd的活化（圖3），但在抽穗揚(yáng)花期和成熟期，K2S可促進(jìn)Cd向鐵錳氧化物和硫化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化（圖4a），使土壤Cd活性在成熟期出現(xiàn)顯著下降。K2SO4處理則在抽穗揚(yáng)花期和成熟期顯著提高土壤Cd活性。兩種不同形態(tài)S處理使Cd有效性出現(xiàn)分異與其對(duì)土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化出現(xiàn)分異有密切關(guān)系。

2.2.3 不同時(shí)期土壤溶液中元素濃度變化

如圖5a所示，土壤溶液中S濃度隨水稻生長(zhǎng)期的延長(zhǎng)而逐漸降低；除成熟期外，K2S處理的土壤溶液S濃度均顯著高于K2SO4和CK處理（P＜0.05）。

如圖5b所示，土壤溶液的Fe2+濃度在全育期內(nèi)先降低后增加，除在分蘗期K2S處理Fe2+濃度低于K2SO4處理外，其余時(shí)期均顯著高于K2SO4處理。這是因?yàn)樘幚沓跗诩捶痔Y期，K2S解離出的大量S2-可與還原生成的Fe2+形成FeS沉淀，使溶液中Fe2+和S2-濃度快速下降。而K2SO4還原相對(duì)困難，其產(chǎn)生的S2-相對(duì)較少，沉淀Fe2+作用較弱，導(dǎo)致反應(yīng)初期K2SO4處理和K2S處理Fe2+濃度與CK相比顯著下降，且K2SO4處理Fe2+濃度高于K2S處理。在孕穗期至成熟期，K2S處理Fe2+濃度比K2SO4處理高。SO2-4的添加降低土壤溶液的Fe2+,這可能是在土壤溶液中，F(xiàn)e（Ⅲ）和SO2-4競(jìng)爭(zhēng)電子受體，F(xiàn)e（Ⅲ）的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位大于SO2-4，但水溶性SO2-4的電子競(jìng)爭(zhēng)能力比鐵礦物形式存在的Fe（Ⅲ）更強(qiáng)，因此硫酸鹽抑制Fe3+還原成Fe2+。而K2S處理還原性強(qiáng)于CK和K2SO4體系，更利于Fe2+的生成，而此時(shí)K2S處理溶液中S2-濃度由于前期與Fe2+生成沉淀已顯著下降，不會(huì)再使Fe2+大量生成FeS沉淀而降低Fe2+濃度。

2.3 S素添加對(duì)水稻體內(nèi)Cd轉(zhuǎn)運(yùn)和累積的影響

2.3.1 水稻不同部位的S、Fe含量

如圖6所示，CK處理根、莖、葉和糙米中的S含量分別為830.2、1 139.6、1 654.2 mg·kg-1和1 602.5 mg·kg-1，表現(xiàn)為葉＞糙米＞莖＞根。與CK相比，K2S處理使根、莖、葉的S含量分別增加49.8%～84.2%、104%～123%、107%～141%，使糙米S含量降低0.1%～11.6%，S含量表現(xiàn)為葉＞莖＞糙米＞根，而K2SO4處理根、莖、葉、糙米S含量分別增加68.8%～133%、86.3%～93.7%、14%～41.5%、3.3%～7.2%，S含量表現(xiàn)為莖＞葉＞根＞糙米。綜上，K2S處理S含量由根、莖、葉依次升高，且葉中S含量顯著高于K2SO4處理。與K2S處理相比，K2SO4處理則是根部S含量較高，莖、葉S含量相對(duì)較低，兩處理糙米S含量無(wú)顯著差異。

如圖7所示，CK處理根、莖、葉和糙米中的Fe含量分別為7 167.8、712.0、692.6 mg·kg-1和69.6 mg·kg-1。CK和K2SO4處理的Fe在水稻各部位的分布規(guī)律均為根＞莖＞葉＞糙米，與Cd的分布相似。與CK相比，K2S處理使根、莖和糙米的Fe含量分別顯著降低39.3%～43.5%、41.3%～53.5%和98.6%～99.0%，葉與對(duì)照無(wú)顯著差異；而K2SO4處理使糙米Fe含量顯著降低90.5%～92.0%，但使根顯著增加145.1%～158.1%，莖葉與對(duì)照無(wú)顯著差異。與CK相比，施S處理均顯著降低糙米Fe含量。Fe在不同處理水稻體內(nèi)分布模式與Cd的分布表現(xiàn)出相似性。

2.3.2 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

如圖8所示，CK處理莖、葉和糙米Cd的TF分別

為0.37、0.39和0.76，糙米Cd的TF在各處理中最高。K2S處理莖、葉和糙米Cd的TF均大于K2SO4處理，說(shuō)明K2S處理有促進(jìn)Cd向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的傾向，但能有效地將Cd固定在莖葉。K2SO4處理莖、葉、糙米Cd的TF依次下降，且低于K2S處理和CK，表明K2SO4有利于將Cd固定在根部，減少Cd從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，從而降低Cd向糙米轉(zhuǎn)移的風(fēng)險(xiǎn)。

3 討論

3.1 不同形態(tài)S對(duì)水稻生物量的影響

元素S是植物生長(zhǎng)必需的營(yíng)養(yǎng)元素，在本試驗(yàn)中，K2S和K2SO4處理顯著增加水稻總生物量130.1%～186.7%，且K2S處理增加水稻糙米產(chǎn)量效果更佳（圖1）。本研究土壤Cd含量為1.61 mg·kg-1，是土壤Cd污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值的5倍多，超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)管制值（1.5 mg·kg-1），因此該土壤對(duì)水稻存在毒害效應(yīng)。從水稻生長(zhǎng)看，CK組盡管施加了足量CaCO3和肥料，但水稻植株仍較為矮小，葉片數(shù)量及大小以及籽粒產(chǎn)量都遠(yuǎn)低于K2S和K2SO4處理，表明K2S和K2SO4處理能在一定程度上緩解Cd對(duì)水稻的毒害，增加水稻的生物量。以純鉀計(jì)算鉀肥用量，表現(xiàn)為K2S處理＞K2SO4處理＞CK，水稻生物量也呈現(xiàn)這樣的規(guī)律，表明鉀肥可能對(duì)水稻增產(chǎn)起到重要作用。此外，有研究表明[20]S素可促進(jìn)巰基酶的合成，后者是葉綠素合成的重要組成部分，對(duì)脂肪和氮代謝也有重要影響，可促進(jìn)水稻生長(zhǎng)。此外，S在植物體內(nèi)的代謝能促進(jìn)富含硫的非蛋白巰基（半胱氨酸Cys、谷胱甘肽GSH和植物螯合肽PC）的合成，可以降低Cd毒性[17]，這對(duì)水稻生長(zhǎng)也有一定促進(jìn)作用。鉀的增產(chǎn)和S的解毒雙重效應(yīng)共同促進(jìn)了水稻生物量的顯著提高。

3.2 不同形態(tài)S對(duì)土壤Cd賦存形態(tài)及有效性的影響

土壤Cd的賦存形態(tài)一定程度上反映Cd的植物有效性，可對(duì)水稻吸收Cd產(chǎn)生影響。由土壤有效態(tài)Cd含量可知（圖4b），與CK相比，K2S處理使孕穗期的土壤有效態(tài)Cd含量顯著增加100%，抽穗揚(yáng)花期與CK無(wú)顯著差別，成熟期的有效態(tài)Cd含量顯著降低29.4%。可以看到，隨時(shí)間推移，與CK相比，K2S處理有效態(tài)Cd含量有逐步下降的趨勢(shì)。與之相反，K2SO4處理有效態(tài)Cd含量在孕穗期比CK增長(zhǎng)，但未達(dá)顯著差異水平，隨時(shí)間推移，K2SO4處理有效態(tài)Cd含量與CK相比有逐漸增長(zhǎng)的趨勢(shì)，并在抽穗揚(yáng)花期和成熟期分別顯著增加166.7%和271.4%。可以看出，K2S和K2SO4的影響有隨時(shí)間逐步增強(qiáng)的效應(yīng)。K2S處理在孕穗期對(duì)土壤Cd有一定活化效應(yīng)，這應(yīng)是K2S添加前期，K+置換H+、Al3+導(dǎo)致土壤pH出現(xiàn)顯著下降引起的（圖4b）。但在抽穗揚(yáng)花期和成熟期，K2S處理土壤pH與CK相比有進(jìn)一步下降趨勢(shì)，但土壤Cd活性并未隨之增加，在成熟期有效態(tài)Cd含量甚至比CK顯著降低29.4%?？赡艿臋C(jī)理是S2-可促進(jìn)土壤中鐵氧化物還原溶解生成Fe2+，生成的硫鐵礦物可與Cd共沉淀[31]，或Fe2+與未還原的Fe（Ⅲ）礦物形成混合Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的二次鐵礦物吸附Cd[32]，造成K2S處理的Cd形態(tài)向低活性的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和硫化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，尤其是鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd顯著高于CK和K2SO4處理，而鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd在酸化和氧化環(huán)境下相對(duì)穩(wěn)定，這可能是抽穗揚(yáng)花期土壤酸化加劇和Eh回升條件下K2S處理土壤Cd的活性沒(méi)有大幅增加，反而在成熟期相對(duì)CK出現(xiàn)顯著下降的原因。此外，K2S處理在成熟期Eh顯著低于CK，且低于K2SO4處理，這也有利于減少硫化物結(jié)合態(tài)Cd的氧化與釋放。上述兩方面可能是成熟期K2S處理有效態(tài)Cd含量比CK低的原因。K2SO4處理在孕穗期的土壤有效態(tài)Cd含量與CK相比有一定增長(zhǎng)，但未達(dá)顯著水平，這主要是K2SO4在作用初期，中性鹽對(duì)土壤pH表現(xiàn)一定降低效應(yīng)（圖3），但沒(méi)有K2S作用顯著，對(duì)土壤Cd活性的影響也相對(duì)有限。隨著時(shí)間推移，K2SO4對(duì)土壤Cd活化效應(yīng)逐漸增強(qiáng)，在抽穗揚(yáng)花期和成熟期K2SO4使土壤有效態(tài)Cd含量分別比K2S處理和CK顯著增加166.7%～420.0%、100.0%～271.4%（圖4b）。已有研究發(fā)現(xiàn)硫酸鹽可以提高根際Cd生物有效性[33-36]。對(duì)比K2SO4和K2S處理的Cd形態(tài)（圖4），K2SO4處理鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd顯著低于K2S處理，而碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd則顯著高于K2S處理，碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd在酸化條件下極易溶解釋放Cd，這導(dǎo)致K2SO4處理在抽穗揚(yáng)花期和成熟期土壤pH顯著下降時(shí)，有效態(tài)Cd2+顯著提高。此外，SO2-4對(duì)Cd2+有一定的絡(luò)合活化效應(yīng)[33-34，36]，從而可以提高Cd2+活性。第三，K2SO4處理在抽穗揚(yáng)花期和成熟期Eh顯著升高，會(huì)造成硫化物如FeS2、FeS、CdS的氧化，釋放與之結(jié)合的Cd2+的同時(shí)，顯著降低pH[34]，導(dǎo)致土壤Cd活性顯著提高[20，37-38]。抽穗揚(yáng)花期和成熟期是水稻吸收、積累Cd的關(guān)鍵時(shí)期[39]，在該時(shí)期使土壤保持還原狀態(tài)，加入還原物質(zhì)如有機(jī)質(zhì)，將有利于降低Cd活性及水稻吸收[35]。K2S可能起到了類似作用。由于水稻不同生育期土壤氧化還原狀況變化極大，不同形態(tài)S對(duì)土壤Cd形態(tài)分布及Cd活性的影響出現(xiàn)了顯著分異。本研究表明，還原態(tài)S比氧化態(tài)S更有利于降低土壤Cd活性。

3.3 不同形態(tài)S對(duì)水稻體內(nèi)Cd轉(zhuǎn)運(yùn)和分配的影響

本研究結(jié)果表明，K2S處理有促進(jìn)Cd向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的傾向，但能有效地將Cd固定在莖葉。而K2SO4處理則有利于將Cd固定在根部，減少Cd從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，從而降低Cd向籽粒轉(zhuǎn)移的風(fēng)險(xiǎn)。從Cd在水稻根、莖、葉的亞細(xì)胞分布（圖9）可以看到，各處理組從根到莖、葉，Cd在胞液所占比例逐漸增加，且施S處理與CK相比有促進(jìn)Cd向胞液轉(zhuǎn)移的趨勢(shì)。CK處理根、莖、葉Cd在胞液中所占比例分別為5.3%、20.6%和59.2%。與CK相比，K2S和K2SO4處理使根、莖、葉部Cd的胞液比例分別增加了18.5%～28.9%、4.4%～20.7%和14%～32.8%；K2SO4處理根和葉Cd的胞液占比為23.8%、92.0%，顯著高于K2S處理，僅莖的占比低于K2S處理。K2SO4處理比K2S處理更有利于Cd在植物體內(nèi)的液泡區(qū)隔化，這可能是其能夠抑制Cd從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的原因。

在本試驗(yàn)中，K2S處理地上部莖、葉S含量更高，而K2SO4處理的根系S含量更高（圖6），其分布與Cd分布表現(xiàn)出較高相似性。不同處理S在不同部位的富集可能有助于相關(guān)部位谷胱甘肽（GSH）和植物螯合肽（PC）的合成，并螯合更多的Cd轉(zhuǎn)移到液泡區(qū)隔[40]，使Cd在相應(yīng)部位固定，從而減少Cd向籽粒遷移。

從K2S和K2SO4處理對(duì)土壤有效態(tài)Cd的影響可以看出，K2S對(duì)土壤Cd活性有一定抑制效應(yīng)，而K2SO4則顯著提高土壤Cd活性和植物吸收。但從糙米Cd含量看，K2S和K2SO4均能顯著降低糙米Cd 31%～50%，表明S對(duì)Cd在植物體內(nèi)遷移、轉(zhuǎn)運(yùn)和累積起到了重要的調(diào)節(jié)作用。本試驗(yàn)亞細(xì)胞分布的結(jié)果（圖9）表明，從根到莖、葉，Cd主要分布在細(xì)胞壁和液泡，且液泡所占比例由根向葉逐漸增加，施S處理可以顯著促進(jìn)地上部Cd向液泡轉(zhuǎn)移，且K2SO4處理比K2S處理更有利于Cd在植物體內(nèi)的液泡區(qū)隔化，這可能是K2SO4處理雖對(duì)土壤Cd有活化效應(yīng)，但能夠抑制Cd從根向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)和在糙米中積累的原因。K2S則比K2SO4更有利于降低土壤Cd活性和植物吸收，并可通過(guò)促進(jìn)將Cd有效區(qū)隔在葉片液泡中，進(jìn)而限制Cd向糙米轉(zhuǎn)運(yùn)。

本試驗(yàn)中，不同處理水稻體內(nèi)Fe分布模式與Cd的分布也表現(xiàn)出相似性。不同形態(tài)S所導(dǎo)致的土壤中Fe2+含量差異及植物吸收分配的差異也可能是引起Cd2+在水稻體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)、積累差異的另一原因。

4 結(jié)論

（1）在足量施用CaCO3條件下，K2S和K2SO4處理均能顯著增加水稻的生物量，其中K2S增加糙米產(chǎn)量更顯著。

（2）土壤中性條件下，足量K2S和K2SO4處理可使糙米Cd含量降低31%～50.0%，但同時(shí)使糙米Fe含量下降90%以上，兩種施S處理間無(wú)顯著差異。

（3）K2S處理通過(guò)促進(jìn)土壤Cd向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)硫化物結(jié)合態(tài)Cd轉(zhuǎn)化而使土壤Cd活性受到一定抑制；同時(shí)增加水稻莖、葉的S含量，有效將Cd液泡區(qū)隔化，將Cd固定在莖、葉，從而降低糙米Cd含量。

（4）K2SO4處理對(duì)土壤Cd有活化效應(yīng)，但K2SO4處理比K2S處理更有利于Cd在植物體內(nèi)的液泡區(qū)隔化，是其能夠抑制Cd從根向地上部及糙米轉(zhuǎn)運(yùn)的原因。