喻成龍，湯 建，喻 惟，倪國榮，謝志堅(jiān)，康麗春，榮勤雷，周春火，2*

（1.江西農(nóng)業(yè)大學(xué)國土資源與環(huán)境學(xué)院/江西省農(nóng)業(yè)廢棄物資源化利用與面源污染防控產(chǎn)教融合重點(diǎn)創(chuàng)新中心，南昌 330045；2.南昌市農(nóng)業(yè)農(nóng)田養(yǎng)分資源管理與農(nóng)業(yè)面源污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌 330045；3.江西農(nóng)業(yè)大學(xué)工學(xué)院，南昌 330045；4.萬載縣農(nóng)業(yè)農(nóng)村局，江西 萬載 336100）

21世紀(jì)以來，土壤重金屬污染已成為一個危及全球環(huán)境質(zhì)量的重要問題，特別是由于采礦、冶煉、電鍍等工業(yè)“三廢”的排放以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中農(nóng)藥化肥的不合理施用等導(dǎo)致的農(nóng)田重金屬污染日趨嚴(yán)重[1-2]。水稻是我國重要的糧食作物，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中具有非常重要的地位[3]。近年來，我國稻田土壤和稻米中重金屬污染問題日益嚴(yán)重，已經(jīng)引起政府和公眾的廣泛關(guān)注。因此，如何在污染的稻田進(jìn)行水稻安全生產(chǎn)已經(jīng)成為目前迫切需要解決的問題。重金屬由于具有難移動性、累積性及滯后性等特點(diǎn)而導(dǎo)致其易在土壤中大量積累，并通過食物鏈進(jìn)入人體，最終嚴(yán)重威脅人類健康[4-5]。

農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，施肥是提高作物產(chǎn)量的必要措施[6-7]，但土壤重金屬的含量及活性均受施肥影響較大[8]。有研究表明，長期單施化肥可在一定程度上影響黑土、潮土和紅壤的Cu含量[9]，黑土施用磷肥提高了Cu的酸提取態(tài)和氧化結(jié)合態(tài)比例，而施用有機(jī)肥增加了土壤Cu的酸提取態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)比例[10]。王騰飛等[11]研究表明，長期化肥和有機(jī)肥配施沒有提高土壤稻田Cu污染風(fēng)險(xiǎn)?？梢姡煌┓誓Ｊ綄ν寥乐蠧u的積累和形態(tài)的影響不同。有研究表明綠肥具有良好的改土培肥作用，綠肥（紫云英）還田不僅能夠改善土壤礦質(zhì)養(yǎng)分狀況，且可減少化肥投入和降低農(nóng)業(yè)生產(chǎn)成本[12]。吳浩杰等[13]研究發(fā)現(xiàn)，在Cd污染稻田土壤上選用紫云英還田條件下施用化肥，既能提高水稻產(chǎn)量，還能降低土壤Cd活性和水稻Cd積累。而丁炳紅[14]研究表明，與單施化肥處理相比，紫云英還田提高了稻田土壤重金屬的活性。因此，翻壓紫云英對降低重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)仍無明確的結(jié)論，翻壓紫云英條件下土壤-水稻系統(tǒng)重金屬遷移規(guī)律仍需深入研究。

生物炭作為一種新興的綠色土壤改良劑，近年來受到越來越多學(xué)者的關(guān)注。其豐富的孔隙度、表面官能團(tuán)、高pH值和高陽離子交換量特性使其在固定土壤中重金屬[15-16]和降低植物中重金屬含量上具有重要作用[17-19]。生物炭基肥不僅含有豐富的生物炭，還能改良酸性土壤，促使金屬陽離子形成氫氧化物沉淀，且其中含有較多的可溶性硅酸鹽、磷酸鹽和碳酸鹽可與重金屬離子結(jié)合形成沉淀[20-21]。劉沖[22]研究也發(fā)現(xiàn)生物炭基肥對Cu、Cd、Pb、Zn的鈍化效果強(qiáng)于生物炭。以上研究表明生物炭或生物炭基肥對稻田重金屬含量和形態(tài)變化有重要影響，但目前對于翻壓紫云英條件下化肥配施生物炭基肥對土壤-水稻系統(tǒng)重金屬遷移轉(zhuǎn)運(yùn)的影響研究較少。

因此，本試驗(yàn)以水稻為研究對象，采用盆栽試驗(yàn)，在無污染和污染土壤中采取不同施肥處理，研究翻壓紫云英條件下化肥與生物炭基肥配施對水稻生長及其對重金屬含量和活性的影響，探究土壤-水稻系統(tǒng)重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)規(guī)律，以期在減施化肥條件下尋找合理安全的施肥方式，為重金屬污染稻田的經(jīng)濟(jì)安全化生產(chǎn)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)于2018年在江西農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗(yàn)基地進(jìn)行，綠肥為紫云英，品種為余江大葉（0.1 kg·盆-1）；化學(xué)氮、磷、鉀肥分別是尿素（含N 46%）、鈣鎂磷肥（含P2O512%）和氯化鉀（含K2O 60%）。供試早稻品種為五優(yōu)156。試驗(yàn)所用有機(jī)肥為江陰市聯(lián)業(yè)生物科技有限公司提供（總養(yǎng)分：N-P2O5-K2O=7.4-3.4-6），生物炭基肥為遼寧金和福農(nóng)業(yè)科技股份有限公司生產(chǎn)（養(yǎng)分比：N-P2O5-K2O=24-8-10，以玉米秸稈為原料采用限氧裂解法制備而成）。供試土壤采自江西農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗(yàn)田，分別為無重金屬污染土壤[深度0～15 cm，因供試土壤中Cu含量未超過《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）》（GB 15618—2018）中最低風(fēng)險(xiǎn)篩選值，即為無污染土壤]和Cu污染土壤（深度0～15 cm）。供試土壤理化性質(zhì)見表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

盆栽試驗(yàn)土樣采回后平鋪在塑料薄膜上壓碎，并剔除根系及石塊等雜物，過10目篩，混勻后分別裝于直徑30 cm、高40 cm的橡膠桶中，每桶10 kg。處理設(shè)置：（1）對照（CK，不施肥）；（2）氮肥（CN）；（3）紫云英+氮肥（CNG）；（4）紫云英+有機(jī)肥+氮肥（CNGO）；（5）紫云英+生物炭基肥+氮肥（CNGC）。每盆紫云英的施加量相當(dāng)于替代37.5%的氮，有機(jī)肥和生物炭基肥分別代替20%的氮，且所有處理施氮量相等。所有肥料均分3次施入：基肥∶分蘗肥∶穗肥為4∶3∶3。肥料與土壤充分混勻，保持土壤在淹水狀態(tài)（水層約3 cm）。移栽長勢一致的30 d苗齡的水稻秧苗，每桶3株，每個處理3次重復(fù)。

1.3 樣品采集及測定方法

于100 d水稻成熟后采集植株樣品，用剪刀將水稻的根、籽粒和秸稈分開，并用去離子水清潔干凈，放入烘箱105℃殺青1 h，而后保持80℃恒溫烘干至恒質(zhì)量（約48 h），冷卻后使用天平分別測定植株各個部位的生物量，水稻籽粒需將谷殼和糙米分開磨碎，根和秸稈則用植株粉碎機(jī)粉碎，過100目篩用于測定其中重金屬Cu的含量。

土壤pH的測定采用風(fēng)干土以pH計(jì)（雷磁pHS-2F）測定，水土比為2.5∶1（即每10 g土加25 mL水）。土壤的有機(jī)質(zhì)、堿解氮、有效磷和速效鉀分別采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法、堿解擴(kuò)散法、Olsen法、火焰光度法進(jìn)行測定[23]。土壤Cu全量的測定使用三酸（硝酸、氫氟酸、高氯酸）消解法消解定容備用，使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法（Varian 720-ES）進(jìn)行測定。土壤有效態(tài)Cu含量采用0.01 mol·L-1CaCl2以1∶5土水比提取。水稻生物量用分析天平[ME204E/02，梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司]稱量測定。樣株中Cu含量測定方法：稱取約0.5 g烘干的植株樣品，參照Xu等[24]的方法加入10 mL體積分?jǐn)?shù)為65%的HNO3溶液，使用微波消解儀進(jìn)行消解，將消解液加熱濃縮至2 mL，定容至25 mL，使用ICP-AES測定Cu含量。

采用轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（Translocation factor，TF）來研究Cu在水稻各部位中的累積和轉(zhuǎn)運(yùn)能力。TF是水稻后一部位中重金屬含量與前一部位中重金屬含量的比值，可用于評估水稻各部位對于重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

所有數(shù)據(jù)輸入Excel 2010進(jìn)行初步處理計(jì)算，利用SPSS（Version 25.0）軟件進(jìn)行單因素ANOVA分析和Duncan法進(jìn)行不同處理間差異顯著性分析（P＜0.05），利用Origin Pro（Version 8.0）軟件進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同施肥處理對水稻生物量的影響

在無污染土壤上進(jìn)行水稻種植，水稻不同處理各部位生物量的大小均為CNGC＞CNG＞CNGO＞CN＞CK（表2），CN處理秸稈和籽粒干質(zhì)量顯著（P＜0.05）低于CNG處理，而根的干質(zhì)量雖低于CNG處理，但差異未達(dá)到顯著水平，可見在翻壓紫云英條件下施肥可提高水稻產(chǎn)量。對于根部，CNGC處理顯著（P＜0.05）高于CK、CN、CNGO處理；對于秸稈，CNG和CNGC處理顯著（P＜0.05）高于CN和CNGO處理；對于籽粒，各施肥處理均顯著（P＜0.05）高于CK，且CNGC和CNG處理顯著（P＜0.05）高于CN和CNGO處理，CNGC處理的水稻籽粒干質(zhì)量較CN、CNG和CNGO處理分別增產(chǎn)53.7%、4.5%和40.3%。可見在無污染土壤中，CNGC處理水稻產(chǎn)量最高。

表1 供試土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of soil were tested

在污染土壤中，水稻不同處理各部位生物量的大小規(guī)律與在無污染土壤下種植的情況基本一致，CNG、CNGC、CNGO各處理根的干質(zhì)量無顯著差異，且CNGC處理的籽粒干質(zhì)量顯著（P＜0.05）高于CN和CNGO處理。CNGC處理的水稻籽粒干質(zhì)量比CN、CNG和CNGO處理分別增產(chǎn)69.4%、12.8%和29.6%。

綜合兩種不同土壤進(jìn)行對比分析可知，較之于無污染土壤，在污染土壤中種植水稻時(shí)CK處理的產(chǎn)量明顯下降，表明Cu污染對無肥的水稻生長具有一定程度的毒害作用。且無論是在無污染土壤還是污染土壤中種植水稻，CN處理的水稻產(chǎn)量均低于CNG、CNGO和CNGC處理，說明翻壓紫云英條件下幾種施肥處理相比單施化肥均能提高水稻產(chǎn)量。翻壓紫云英條件下不同肥料配施在一定程度上對水稻產(chǎn)量有所影響，且在兩種土壤中化肥配施生物炭基肥的施肥方案下水稻籽粒產(chǎn)量要明顯高于其他處理。

2.2 不同施肥處理對污染土壤中Cu有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

由圖1可知，污染土壤中5組處理間Cu的有效態(tài)含量大小規(guī)律為CN＞CNG＞CK＞CNGO＞CNGC，CN處理Cu的有效態(tài)含量較其他4組處理顯著（P＜0.05）提高，說明單施化肥會提高稻田土壤有效態(tài)Cu的含量。而在翻壓紫云英之后，土壤中Cu的有效態(tài)含量顯著（P＜0.05）降低。尤其是CNGC處理，相比CN處理降低了39.4%，比CK處理降低了17.6%。表明翻壓紫云英條件下化肥配施生物炭基肥能有效降低單施化肥帶來的Cu污染風(fēng)險(xiǎn)。

表2 不同施肥處理下水稻各部位干質(zhì)量Table 2 The dry weight of each part of rice in each basin under different fertilization

圖1 污染土壤中不同施肥處理下Cu有效態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 1 Mass fraction of available Cu in contaminated soil of different fertilizer treatment

2.3 不同施肥處理對水稻各部位Cu含量的影響

在無污染土壤中進(jìn)行水稻種植，由圖2A可知，水稻各器官中Cu含量的分布為根?秸稈＞糙米＞谷殼。各施肥處理水稻根中Cu含量顯著（P＜0.05）低于CN，而各施肥處理水稻秸稈、谷殼、糙米中Cu含量均明顯低于CNG。CK、CNGO和CNGC處理間根、谷殼和糙米中Cu含量無顯著差異，CK、CNG、CNGO及CNGC處理間水稻根Cu含量無顯著差異?？梢?，單施化肥時(shí)Cu易于在水稻根部積累，而在翻壓紫云英條件下單施化肥Cu易轉(zhuǎn)移至水稻的地上部分。CNGO和CNGC處理的水稻根、秸稈、殼和糙米中Cu含量較CNG處理明顯下降，這說明翻壓紫云英條件下化肥與有機(jī)肥或生物炭基肥配施可明顯減少水稻對Cu的吸收。

而在污染土壤中進(jìn)行水稻種植，由圖2B可知，水稻各器官中Cu含量的分布規(guī)律與在無污染土壤下種植的情況一致。各施肥處理水稻根中Cu含量顯著（P＜0.05）低于CN，且CK、CNG、CNGO和CNGC處理根中Cu含量逐漸下降。CNG處理水稻的秸稈、谷殼和糙米中Cu含量最高，且秸稈和糙米中Cu含量顯著（P＜0.05）高于CK和CNGC處理，谷殼中Cu含量顯著（P＜0.05）高于CNGC處理。CNGC處理水稻所有器官Cu含量較其他處理均有下降，說明在Cu污染土壤中，翻壓紫云英條件下化肥配施生物炭基肥更能降低水稻各器官中Cu的含量。

此外，在無污染土壤中CNG處理Cu易轉(zhuǎn)移至水稻的地上部分，且其水稻秸稈、谷殼和糙米中Cu含量最高，其中糙米中Cu含量為10.5 mg·kg-1，已超過澳大利亞新西蘭食品標(biāo)準(zhǔn)（2002）中關(guān)于Cu≤10.0 mg·kg-1的規(guī)定[目前我國已取消了食品中Cu的限量標(biāo)準(zhǔn)，原《食品中銅限量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15199—1994）的最大限值為10.0 mg·kg-1]。這說明翻壓紫云英條件下施加化肥可能存在重金屬風(fēng)險(xiǎn)，因此，施用綠肥改良重金屬污染土壤應(yīng)該謹(jǐn)慎。但在污染土壤中，翻壓紫云英條件下化肥與生物炭基肥配施可明顯減少水稻各器官中Cu含量，且其水稻各器官中Cu含量在所有處理中最低。

2.4 不同施肥處理對水稻重金屬TF的影響及水稻各部位重金屬含量與TF之間的關(guān)系

從表3中可以看出，在無污染土壤中CNGC、CNGO和CNG處理的TF秸稈/根要顯著（P＜0.05）高于CK和CN處理，分別提高了132.4%、123.5%、121.3%和214.4%、202.5%、199.5%，表明在翻壓紫云英條件下施肥會顯著（P＜0.05）提高水稻根系將Cu轉(zhuǎn)運(yùn)到秸稈的能力。不同施肥處理TF谷殼/秸稈的大小為CNGC＜CNGO＜CNG＜CN＜CK，與TF秸稈/根基本相反，說明在無污染土壤中加入紫云英會降低水稻秸稈將Cu轉(zhuǎn)運(yùn)到谷殼的能力。對于TF糙米/谷殼，5個處理間的差異不顯著，但均大于1.0，說明Cu更易從谷殼轉(zhuǎn)運(yùn)到糙米中。CNG和CNGO處理的TF糙米/谷殼較CN處理都有升高，說明添加紫云英可提高水稻中Cu由谷殼轉(zhuǎn)運(yùn)至糙米的能力。

在污染土壤下CNG、CNGO、CNGC處理Cu的TF秸稈/根顯著（P＜0.05）高于CK和CN處理，分別提高了43.1%、41.6%、42.5%和104.2%、102.1%、103.3%。CK處理TF秸稈/根顯著（P＜0.05）高出CN處理42.7%，說明單施化肥能抑制Cu從根系到水稻秸稈的轉(zhuǎn)運(yùn)作用。從TF谷殼/秸稈來看，5個處理的TF谷殼/秸稈為0.073～0.126，說明在污染土壤中，Cu在水稻中從秸稈到谷殼的轉(zhuǎn)運(yùn)效果較差，從一定程度上限制了Cu進(jìn)入水稻的可食部位。對于TF糙米/谷殼，CNG處理分別高出CK、CN、CNGO和CNGC處理10.3%、10.9%、29.1%和5.8%，表明在翻壓紫云英條件下單施化肥仍存在一定的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。

圖2 不同施肥處理下水稻各部位重金屬含量Figure 2 Content of heavy metal in different rice organs of different fertilizer treatment

表3 不同施肥處理下水稻各器官間Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 3 Translocation factor of heavy metal in different rice organs of different fertilizer treatment

綜合兩種土壤下Cu的TF來看，污染土壤相比于無污染土壤，TF秸稈/根在 CK、CN 處理下分別提高了25.4%、18.9%，在CNG、CNGO、CNGC處理下分別降低了19.3%、20.6%和22.8%。表明在高濃度Cu脅迫下，Cu由根向秸稈的轉(zhuǎn)運(yùn)過程受到抑制。污染土壤下的TF谷殼/秸稈較無污染土壤在5個處理下都有明顯下降，CK、CN、CNG、CNGO 及 CNGC處理分別下降了79.6%、70.9%、64.1%、58.7%及70.3%，表明Cu從秸稈向谷殼的轉(zhuǎn)運(yùn)能力在Cu污染的情況下反而有所降低。對于TF糙米/谷殼，在兩種土壤中都大于1.0，表明Cu從谷殼轉(zhuǎn)運(yùn)到糙米的能力非常強(qiáng)。而在污染土壤中CNG處理TF谷殼/秸稈和TF糙米/谷殼在5個處理中均最高，說明在翻壓紫云英條件下單施化肥后的水稻仍存在重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)。

2.5 生物炭基肥的表征

圖3為生物炭基肥的傅里葉紅外光譜圖，圖中于3440 cm-1及3340 cm-1處有明顯的吸收峰，其為分子間締合或分子內(nèi)締合的O-H伸縮振動吸收峰[25]。而1688 cm-1處的吸收峰為-COOH振動吸收峰，在1622 cm-1處的吸收峰為-COOH反對稱伸縮振動[25]。在1466 cm-1處的吸收峰為-CH3的不對稱變角振動[25]。圖4為一定倍率下生物炭基肥的掃描電鏡圖，從圖中可以看出本試驗(yàn)所使用的生物炭基肥呈現(xiàn)片、塊交織狀。此外，從圖中還可以看出生物炭基肥具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)，有利于重金屬離子的附著。綜合分析表明，生物炭基肥中存在大量的羥基、羧基等官能團(tuán)，且具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)，對土壤重金屬具有較強(qiáng)的固定作用。因此，生物炭基肥所具備的這些結(jié)構(gòu)和特性是CNGC處理能降低土壤-水稻系統(tǒng)重金屬風(fēng)險(xiǎn)的重要原因之一。

3 討論

本研究中，Cu主要集中在水稻的根部，而谷殼和籽粒中的Cu含量較低，這與馬榮輝[26]的研究結(jié)果一致。與單施化肥處理相比，翻壓紫云英后的處理均能顯著減少水稻根系中Cu的含量；與翻壓紫云英條件下單施化肥處理相比，化肥配施有機(jī)肥或生物炭基肥對于減少水稻各部位Cu的含量效果更明顯；在污染土壤中，翻壓紫云英條件下化肥與生物炭基肥配施可明顯減少水稻各器官中Cu含量，且水稻各器官中Cu含量在所有處理中最低?？梢姺瓑鹤显朴l件下化肥配施生物炭基肥能明顯減少水稻各部位對Cu的吸收。大量研究表明生物炭基肥中的生物炭能夠減少作物對重金屬的吸收，這與生物質(zhì)炭對土壤重金屬的直接吸附和固持作用相關(guān)[27]。此外，生物質(zhì)炭也可間接通過影響土壤pH、電導(dǎo)率、陽離子交換量（CEC）等理化性質(zhì)來減少土壤重金屬向植物體的遷移[28]。本研究發(fā)現(xiàn)翻壓紫云英后水稻土壤中Cu有效態(tài)含量較單施化肥處理顯著減少，這與吳浩杰等[13]的研究結(jié)論類似。

圖3 生物炭基肥的紅外光譜圖Figure 3 FTIR spectra of the biochar based fertilizer

圖4 生物炭基肥的掃描電鏡圖Figure 4 SEM image of the biochar based fertilizer

翻壓紫云英后會顯著提高水稻根系將Cu轉(zhuǎn)運(yùn)到秸稈的能力；Cu從秸稈向谷殼的轉(zhuǎn)運(yùn)能力在一定Cu濃度水平下會受到抑制，可能是由于水稻籽粒對Cu的吸收在達(dá)到一定的峰值時(shí)會停止，對于這一現(xiàn)象尚需進(jìn)行更深入的研究。單施化肥會抑制Cu從根到秸稈的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，這可能是由于CN處理下根系對于Cu吸收能力較強(qiáng)，而水稻秸稈對于Cu的吸收可能存在一定的上限，導(dǎo)致TF秸稈/根降低。這種不易從地下部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的抗性機(jī)制有多種原因，如植株根細(xì)胞功能性的原生質(zhì)膜和胞間連絲產(chǎn)生抗性機(jī)制，降低了Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)[29]，Cu在植株中的長距離運(yùn)輸通過韌皮部循環(huán)運(yùn)輸至根部[30]，以及Cu在木質(zhì)部中與一些有機(jī)化合物形成某種穩(wěn)定的絡(luò)合物[31]。Cu從谷殼轉(zhuǎn)運(yùn)到糙米的能力非常強(qiáng)，但由于 Cu 的TF秸稈/根和 TF谷殼/秸稈都不高，所以導(dǎo)致最終稻米中Cu的含量不高。本研究表明在無污染和污染土壤中水稻Cu的TF糙米/谷殼均大于1.0，這與陳立偉[32]對于早稻添加土壤調(diào)理劑后，水稻中Cd的TF糙米/谷殼均大于1.0的研究結(jié)論類似。

4 結(jié)論

（1）在本試驗(yàn)所取的污染土壤中種植水稻，與無污染土壤相比，籽粒產(chǎn)量無明顯差異。與翻壓紫云英條件下單施化肥相比，生物炭基肥與化肥配施處理在無污染和污染土壤中水稻籽粒產(chǎn)量分別提高4.5%和12.8%。

（2）單施化肥條件下水稻植株體中Cu的總吸收量最大，且水稻根部Cu含量最高；在污染土壤中，翻壓紫云英條件下單施化肥時(shí)水稻糙米存在一定的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)，而在翻壓紫云英條件下生物炭基肥與化肥配施時(shí)糙米中Cu含量低于相關(guān)食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)（≤10.0 mg·kg-1）。

（3）翻壓紫云英能提高Cu從根向秸稈的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，而在污染土壤條件下Cu從秸稈向谷殼的轉(zhuǎn)運(yùn)能力會受到抑制。在污染土壤中單施化肥處理下Cu有效態(tài)含量最高，生物炭基肥與化肥配施處理相比于單施化肥處理土壤Cu有效態(tài)含量降低了39.4%。

（4）翻壓紫云英條件下生物炭基肥與化肥配施可抑制水稻對Cu的吸收和遷移，降低水稻籽粒中重金屬Cu含量，適宜在重金屬Cu污染稻田施用。