牛糞配合無機改良劑對稻田土壤Cd賦存形態(tài)及生物有效性的影響

楊　蘭,李　冰①,王昌全,郭　勇,肖　瑞,張慶沛,鄭順強

(1.四川農(nóng)業(yè)大學資源學院,四川 成都　611130;2.四川省德陽市旌陽區(qū)農(nóng)業(yè)局,四川 德陽　643000)

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牛糞配合無機改良劑對稻田土壤Cd賦存形態(tài)及生物有效性的影響

楊蘭1,李冰1①,王昌全1,郭勇2,肖瑞1,張慶沛1,鄭順強1

(1.四川農(nóng)業(yè)大學資源學院,四川 成都611130;2.四川省德陽市旌陽區(qū)農(nóng)業(yè)局,四川 德陽643000)

摘要：選取四川省德陽市旌陽區(qū)天元鎮(zhèn)Cd污染稻田，通過牛糞與3種無機改良劑海泡石(DS)、石灰(DL)、鈣鎂磷肥(DP)配施，研究了有機無機混合改良劑對土壤重金屬Cd的生物有效性以及水稻吸收累積Cd的影響。結果表明，稻麥輪作下，DS、DL和DP處理對糙米Cd含量較牛糞單獨處理(D)降低50%～70%，且均低于GB 2762─2012《食品中污染物限量》中的Cd污染標準。DP處理促進了莖稈中Cd的累積，這可能加大稻草秸稈還田對冬季作物Cd污染風險；在水稻分蘗期和成熟期DS、DL和DP處理土壤可交換態(tài)Cd含量均降低，且稻油輪作下DL和DP處理比CK處理分別降低42%和44%，稻麥輪作DS和DL處理則分別降低48%和53%。同時，DS、DL和DP處理均增加了有機碳(SOC)和可溶性有機碳(DOC)含量，DL處理顯著提高了土壤pH值。水稻成熟期土壤可交換態(tài)Cd含量下降是降低糙米Cd含量累積的主要因子；DS、DL和DP處理提高了土壤pH值，降低了土壤DOC含量，從而降低土壤Cd活性形態(tài)含量，減小了其通過生物富集進入食物鏈的風險?？傮w來看，DS和DL處理可作為稻米安全生產(chǎn)優(yōu)先選擇的農(nóng)藝調(diào)控技術措施。

關鍵詞：Cd；改良劑；生物有效性；水稻；賦存形態(tài)；土壤

Cd是主要的重金屬污染元素之一,能通過食物鏈傳遞與富集對農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)和人類健康產(chǎn)生嚴重危害[1]。水稻(Oryzasativa)是我國第一大糧食作物,我國65%以上人口以稻米為主食[2]。研究表明,Cd易在水稻中累積,即使在低污染土壤中種植,其籽粒中Cd也很容易超過GB 2762─2012《食品中污染物限量》中的Cd污染標準(<0.2 mg·kg-1),直接威脅稻米安全生產(chǎn)[3-4]。近年來農(nóng)田Cd污染進一步加劇,稻米Cd超標事件不斷增長,引起了國內(nèi)外學者的廣泛關注[5-6]。

土壤中Cd具有移動性差、不易被微生物降解等特點,治理和修復難度較大。原位鈍化技術以其廉價及不影響農(nóng)作物耕作的優(yōu)點成為目前土壤重金屬污染治理最有效的方法之一[7-8]。鈍化物料能通過促進土壤重金屬從活性較高的水溶態(tài)或可交換態(tài)向活性較低的鐵錳氧化物結合態(tài)、有機物結合態(tài)或殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化,從而降低土壤重金屬的生物活性[9-10]。土壤改良劑主要以有機物、無機化學物料、黏土礦物等為主,但不同的改良劑對重金屬固定效果不同,如石灰、鈣鎂磷肥等能提高土壤pH值,顯著降低土壤中Pb、Cd、Zn的有效性[11-12];海泡石具有較強的表面吸附和離子交換能力,能顯著降低土壤中Cd的有效性,減少作物對重金屬的吸收[13-14];牛糞不僅可作為土壤肥力改良劑,也可通過增加土壤陽離子交換量及難溶性金屬有機絡合物等方式降低土壤重金屬的生物可利用性[15]。一般而言,不同改良劑的組配比單一改良劑的修復效果更佳[16-18],然而這些改良劑的組配主要是在無機物之間,有機無機改良劑混合組配應用于大田試驗的報道較少。因此,筆者采用大田試驗方式,在稻米-油菜(稻油)和稻米-小麥(稻麥)輪作方式下,將牛糞分別與3種無機改良劑(海泡石、石灰、鈣鎂磷肥)進行組配,研究其對Cd污染稻田土壤重金屬的生物有效性和水稻對Cd吸收累積的影響,以期為改良劑在Cd污染稻田土壤的修復和糧食作物的安全生產(chǎn)提供一些參考。

1材料與方法

1.1供試地點

試驗地點位于德陽市旌陽區(qū)天元鎮(zhèn)(30°06′ N,104°16′ E),該地區(qū)屬于亞熱帶濕潤季風氣候區(qū),年均降水量為894.3 mm,年均日照時數(shù)為1 251.5 h,年均溫度為16.1 ℃。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)模式為水稻(Oryzasativa)-小麥(Triticumaestivum)輪作或水稻-油菜(Brassicanapus)輪作。前期調(diào)查結果表明,該區(qū)土壤w(Cd)為0.16～0.93 mg·kg-1,區(qū)域間變幅較大,且絕大部分區(qū)域超過GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》中Cd污染2級水平,農(nóng)田土壤Cd污染受地質(zhì)背景和人為活動雙重壓力影響[19]。

田間試驗于2012年5─9月進行,土壤為典型的潴育水稻土,土壤質(zhì)地為中壤土。試驗開始前分別在稻麥輪作、稻油輪作區(qū)采用“S”形法布點進行土壤采樣,樣品混合均勻后取1.0 kg 帶回實驗室自然風干,磨細過1和0.149 mm孔徑篩,土壤理化性質(zhì)見表1。試驗區(qū)土壤Cd含量接近GB 15618—1995中2級標準值(0.30 mg·kg-1)的2倍。

表1供試土壤理化性質(zhì)

Table 1Basic physic-chemical properties of the tested soil

前作pH值w(有機質(zhì))/(g·kg-1)w(堿解氮)/(mg·kg-1)w(有效磷)/(mg·kg-1)w(速效鉀)/(mg·kg-1)w(全Cd)/(mg·kg-1)油菜6.58±0.0735.69±0.58101.33±3.7439.69±0.81107.81±0.150.536±0.013小麥6.45±0.1240.68±1.4786.54±2.3932.34±0.4972.75±0.650.558±0.021

1.2試驗設計與處理

在稻麥輪作和稻油輪作區(qū)分別進行田間試驗,在對照(CK,常規(guī)施肥,無改良劑處理)基礎上,分別設計牛糞(D)單獨施用,以及配合無機改良劑海泡石(DS)、石灰(DL)和鈣鎂磷肥(DP)。試驗采用完全區(qū)組設計,隨機排列,每個處理重復3次,小區(qū)面積為30 m2(長×寬為5 m×6 m),采用塑料薄膜分隔小區(qū),每個小區(qū)配置單獨灌溉溝渠。牛糞由農(nóng)戶提前腐熟,隨無機改良劑一并混勻施入農(nóng)田,水稻秧苗移栽前15 d完成有機、無機改良劑施用。

牛糞、無機改良劑(海泡石、石灰和鈣鎂磷肥)基本理化特性參見表2。每區(qū)用量分別為:牛糞18.0 kg，海泡石3.38 kg，石灰1.80 kg，鈣鎂磷肥0.68 kg。每區(qū)基礎化學肥料投入量分別為:w為40%的復合肥〔m(N)∶m(P2O5)∶m(K2O)=28∶6∶6〕1.1 kg，w為30%的尿素〔w(N)=46.1%〕0.6 kg,尿素在水稻移栽后10 d追肥施入。

表2改良劑基本性質(zhì)

Table 2Basic properties of the soil amendments tested

改良劑pH值w(有機質(zhì))/(g·kg-1)w(全Cd)/(mg·kg-1)牛糞6.87±0.15325.1±5.620.21±0.14海泡石9.63±0.1410.8±0.240.08±0.06石灰12.06±0.17——鈣鎂磷肥7.49±0.12—1.34±0.25

“—”表示未檢出。

移栽水稻秧苗為五葉一心,品種為YLY-1,移栽株行距為30 cm×20 cm。水稻和土壤樣品采集分別在移栽后30 d(分蘗期,淹水狀態(tài))和90 d(成熟期,排水狀態(tài))進行,每個小區(qū)采集5株水稻樣品。

1.3樣品分析測試

水稻樣品采集后,先用自來水沖洗干凈,然后用0.1 mol·L-1HCl和去離子水反復沖洗,再用蒸餾水清洗干凈,按照根系、莖稈和籽粒分開,在60 ℃烘箱中殺青烘干。植物樣品經(jīng)烘干后粉碎過0.25 mm孔徑篩,分別稱取0.5～1 g烘干樣品,采用V(HNO3)∶V(HClO4)=3∶1的混合液進行消化處理,0.25 μm孔徑濾膜過濾后測定Cd含量。

土壤(0～20 cm)樣品采集后,室內(nèi)自然風干,分別過1和0.149 mm孔徑篩備用。土壤理化性質(zhì)測定參見文獻[20],土壤中Cd全量采用V(HNO3)∶V(HF4)∶V(HClO4)=2∶2∶1的混合液進行消化處理,土壤Cd形態(tài)分組按Tessier連續(xù)提取方法[21]測定?？山粨Q態(tài)Cd采用1.0 mol·L-1MgCl2(pH=7)浸提,碳酸鹽結合態(tài)Cd采用1.0 mol·L-1NaOAc(用HAc調(diào)到pH=5)浸提,鐵錳氧化物結合態(tài)Cd采用0.04 mol·L-1NH2OH·HCl加入w為25% HOAc浸提,有機物結合態(tài)Cd采用0.02 mol·L-1HNO3加入w為30% H2O2浸提,殘渣態(tài)Cd采用HNO3-HF-HClO4進行消化處理。土壤Cd全量和各形態(tài)含量采用ICP-MS(Agilent 7700X)測定。在分析測試過程中隨機插入國家標準樣品(GBW07403 土壤， GBW07603植物)以保證試驗結果精度,國家標準樣品來源于中國標準物質(zhì)中心。

1.4統(tǒng)計分析

采用Microsoft Excel 2007軟件處理數(shù)據(jù),采用SPSS 17.0軟件中的LSD方法進行顯著性檢驗(P<0.05)。

2結果與分析

2.1牛糞配合無機改良劑施用對水稻Cd含量的影響

施用無機改良劑與牛糞混合物對水稻Cd含量累積的影響如表3所示。

表3牛糞配合無機改良劑施用對水稻各部分Cd吸收累積的影響

Table 3Effect of application of decomposed cattle dung coupled with inorganic soil amendments on Cd concentration in various tissues of rice (Oryzasativa) relative to rotation system

輪作方式處理水稻不同部位中w(Cd)/(mg·kg-1)根莖谷殼糙米稻油輪作CK2.150±0.133b0.302±0.113c0.195±0.008b0.351±0.015aD2.895±0.122a0.604±0.026b0.099±0.004c0.288±0.012bDS2.135±0.090b0.199±0.008e0.067±0.003c0.257±0.035cDL1.918±0.081c0.256±0.010d0.195±0.008b0.192±0.008dDP1.727±0.115d0.806±0.034a0.366±0.094a0.333±0.014ab稻麥輪作CK2.004±0.085a0.382±0.016b0.220±0.099a0.431±0.018aD1.875±0.079ab0.312±0.013c0.074±0.003c0.283±0.012bDS1.348±0.099d0.180±0.008d0.151±0.006b0.141±0.006cdDL1.593±0.110c0.307±0.013c0.072±0.003c0.125±0.005dDP1.816±0.059b0.508±0.072a0.075±0.003c0.153±0.006c

CK為無改良劑處理;D為單施牛糞改良劑;DS為施用牛糞配合海泡石改良劑;DL為施用牛糞配合石灰改良劑;DP為施用牛糞配合鈣鎂磷肥改良劑。同一輪作方式下同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理間水稻某部位Cd含量差異顯著(P<0.05)。

在稻油輪作體系下,與CK相比,D處理水稻根系和莖對Cd的吸收增加35%與100%,谷殼和糙米Cd含量則分別降低49%與18%;DS、DL和DP處理均降低了水稻根系、糙米對Cd的吸收(P<0.05),其中DL處理糙米Cd含量低于GB 2762─2012標準,DP處理則顯著降低根系Cd含量,但水稻莖、谷殼Cd含量較CK處理分別顯著上升167%和88%(P<0.05)。

在稻麥輪作體系下,與CK相比,除DP處理對水稻莖稈Cd積累有顯著促進作用外,其余處理均顯著降低水稻根系、莖、谷殼和糙米中Cd的累積(P<0.05)。DS、DL和DP處理糙米Cd含量較CK和D處理降低50%～70%,且均低于GB 2762─2012標準。DL和DS處理較DP處理顯著降低水稻根系、莖中Cd累積,DP處理則顯著增加莖對Cd的累積,這在稻田應用中需得到重視。

在稻油/稻麥輪作體系下,DS、DL和DP處理均降低水稻根系、糙米對Cd的吸收,但DP處理顯著增加莖稈中Cd含量的累積,這可能加大稻草秸稈還田對冬季作物Cd污染的風險。DS和DL處理可作為稻米安全生產(chǎn)優(yōu)先選擇的農(nóng)藝調(diào)控技術措施。

2.2牛糞配合無機改良劑施用對土壤Cd形態(tài)的影響

2.2.1牛糞配合無機改良劑施用對水稻分蘗期土壤Cd形態(tài)的影響

水稻分蘗期牛糞配合無機改良劑施用對土壤Cd形態(tài)的影響見表4。與CK處理相比,DS、DL和DP處理在稻油/稻麥輪作中均顯著減低(P<0.05)土壤可交換態(tài)Cd含量,其中稻油輪作中DL與DP處理分別降低50%與48%,稻麥輪作中DS與DL處理分別降低57%與52%。

表4水稻分蘗期牛糞配合無機改良劑施用對稻麥/稻油輪作中土壤Cd形態(tài)變化的影響

Table 4Effects of application of decomposed cattle dung coupled with inorganic soil amendments on chemical form of Cd in the soil under the rice-rapeseed or rice-wheat crop rotation system at the tillering stage of ricemg·kg-1

CK為無改良劑處理;D為單施牛糞改良劑;DS為施用牛糞配合海泡石改良劑;DL為施用牛糞配合石灰改良劑;DP為施用牛糞配合鈣鎂磷肥改良劑。同一輪作方式下同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理間土壤某形態(tài)Cd含量差異顯著(P<0.05)。

與CK處理相比,稻油輪作中D、DS、DL和DP處理土壤碳酸鹽結合態(tài)Cd含量顯著上升37%～47%(P<0.05)。稻麥輪作中DP處理土壤碳酸鹽結合態(tài)Cd含量上升54%。稻油輪作中 DS、DL和DP處理土壤鐵錳氧化物結合態(tài)Cd含量顯著降低22%左右,但在稻麥輪作中卻顯著增加42%～67%。稻油輪作輪中DS處理與稻麥輪作中DP處理土壤有機物結合態(tài)Cd含量比CK處理分別顯著上升19%與25%,其余處理則無顯著性差異;除稻油輪作中D和DL處理土壤中殘渣態(tài)Cd含量顯著增加23%與20%外,其余各處理無顯著差異。

DS、DL和DP處理均抑制可交換態(tài)Cd含量的增加,其中稻油/稻麥輪作中DL處理抑制作用效果最強;稻油輪作中DS處理對有機結合態(tài)Cd含量的促進作用最強,DL處理對殘渣態(tài)Cd含量促進作用最強,稻麥輪作中DP處理對碳酸鹽結合態(tài)和有機結合態(tài)Cd含量促進作用最強。

2.2.2牛糞配合無機改良劑施用對成熟期土壤Cd形態(tài)的影響

由表5可知,水稻成熟期稻油/稻麥輪作中各處理土壤可交換態(tài)Cd含量與分蘗期相比有少量增加,DS、DL和DP處理土壤可交換態(tài)Cd含量均較CK與D處理顯著下降(P<0.05);稻油輪作中,DL與DP處理土壤可交換態(tài)Cd含量較CK處理下降44%和42%,稻麥輪作中,DS與DL處理下降48%和53%。

在稻麥輪作中,與CK處理相比,D、DS、DL和DP處理土壤碳酸鹽結合態(tài)Cd含量顯著提高35%～67%(P<0.05);在稻油輪作中,DS處理較CK處理顯著增加47%,但DL與DP處理則有所降低。稻油輪作中各處理間土壤鐵錳氧化物結合態(tài)Cd含量無顯著差異,稻麥輪作中D和DS處理較CK處理分別顯著增加45%和35%。稻油輪作中D處理和稻麥輪作中DP處理土壤有機物結合態(tài)Cd含量較CK處理分別顯著增加29%和35%,在稻油/稻麥輪作的水稻整個生育期DL處理均表現(xiàn)出抑制作用。除稻麥輪作中的DP處理土壤殘渣態(tài)Cd含量較CK處理顯著增加外,其余各處理均無顯著差異。

表5水稻成熟期牛糞配合無機改良劑施用對稻麥/稻油輪作中土壤Cd形態(tài)的變化的影響

Table 5Effects of application of decomposed cattle dung coupled with inorganic soil amendments on chemical forms of Cd in the soil under the rice-rapeseed or rice-wheat crop rotation system at the maturing stage of ricemg·kg-1

CK為無改良劑處理;D為單施牛糞改良劑;DS為施用牛糞配合海泡石改良劑;DL為施用牛糞配合石灰改良劑;DP為施用牛糞配合鈣鎂磷肥改良劑。同一輪作方式下同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理間土壤Cd形態(tài)含量差異顯著(P≤0.05)。

水稻成熟期DS、DL和DP處理均降低土壤中可交換態(tài)Cd含量;稻油輪作中,DL處理降低碳酸鹽結合態(tài)和有機結合態(tài)Cd含量;稻麥輪作中,DS、DL和DP處理均增加碳酸鹽結合態(tài)Cd含量,DS處理增加鐵錳氧化物結合態(tài)含量,DP處理對有機結合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量促進效應強于DS與DL處理。

2.3牛糞配合無機改良劑對稻田Cd污染土壤理化性質(zhì)的影響

土壤pH值、有機碳(SOC)含量、可溶性碳(DOC)含量變化是影響土壤重金屬遷移轉(zhuǎn)化及其生物活性的重要影響因子[22]。圖1表明,水稻處于分蘗期時,稻麥/稻油輪作中DL處理土壤pH值上升最為顯著,土壤達中性;DS與DP處理也促使土壤pH值上升,但上升幅度遠小于DL處理;D和CK處理間土壤pH值無顯著差異。水稻處于成熟期時各處理間土壤pH值的差異與水稻處于分蘗期時類似,但與分蘗期相比pH值總體呈降低趨勢。

CK—無改良劑處理;D—單施牛糞改良劑;DS—施用牛糞配合海泡石改良劑;DL—施用牛糞配合石灰改良劑;DP—施用牛糞配合鈣鎂磷肥改良劑。同一幅圖中相同時間直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間土壤pH值差異顯著(P<0.05)。

由圖2可知,牛糞及配合無機改良劑施用在稻麥/稻油輪作中都提高了土壤有機碳含量,其含量上升9%～25%,尤以DP處理促進效應最佳。在稻麥輪作中,各處理稻田土壤有機碳含量隨著水稻種植時間推移有逐漸降低的趨勢，在稻油輪作中有緩慢上升的趨勢。DL處理對稻田土壤有機碳含量水平的促進作用較D處理緩慢。

CK—無改良劑處理;D—單施牛糞改良劑;DS—施用牛糞配合海泡石改良劑;DL—施用牛糞配合石灰改良劑;DP—施用牛糞配合鈣鎂磷肥改良劑。同一幅圖中相同時間直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間土壤有機碳含量差異顯著(P<0.05)。

圖3顯示,無論在水稻分蘗期及水稻成熟期,D、DS、DL和DP處理在稻麥/稻油輪作中均提高了土壤可溶性碳含量。隨著時間的推移,各處理稻田土壤可溶性碳含量有逐漸上升的趨勢,尤以稻油輪作體系中的DP與DS處理變化較為明顯,成熟期稻麥輪作體系中的D、DS、DP處理土壤可溶性碳含量比分蘗期增加15%以上。

CK—無改良劑處理;D—單施牛糞改良劑;DS—施用牛糞配合海泡石改良劑;DL—施用牛糞配合石灰改良劑;DP—施用牛糞配合鈣鎂磷肥改良劑。同一幅圖中相同時間直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間土壤可溶性碳含量差異顯著(P<0.05)。

2.4土壤Cd形態(tài)與水稻各部位Cd累積及土壤理化性質(zhì)的回歸分析

相關水稻各部位Cd含量與土壤不同形態(tài)Cd含量呈顯著相關關系,其逐步回歸方程為

Y1=2.60-7.08X1,

(1)

Y2=0.42-3.44X1+3.55X2,

(2)

Y3=0.38-2.16X1+3.19X3-1.42X4。

(3)

式(1)～(3)中,Y1、Y2和Y3分別為根、莖稈和糙米中Cd含量,mg·kg-1;X1、X2、X3和X4分別為分蘗期土壤鐵錳氧化物結合態(tài)Cd含量、成熟期土壤有機結合態(tài)Cd含量、成熟期土壤可交換態(tài)Cd含量和分蘗期土壤有機結合態(tài)Cd含量,mg·kg-1。

水稻成熟期土壤可交換態(tài)Cd含量降低,顯著影響水稻糙米Cd的累積;水稻分蘗期土壤鐵錳氧化物結合態(tài)Cd含量增加,降低水稻根系、莖稈和糙米Cd累積;水稻分蘗期土壤有機物結合態(tài)Cd含量增加,降低糙米中Cd的累積,而水稻成熟期有機物結合態(tài)Cd含量上升,增加莖稈中Cd的累積。

土壤理化性質(zhì)與土壤Cd形態(tài)間的逐步回歸分析表明,土壤可交換態(tài)Cd含量(CCd)與土壤pH值(VpH)、可溶性有機碳含量(CDOC)呈顯著相關關系,其回歸方程為CCd=0.496+0.002CDOC-0.052VpH。就DS、DL和DP處理而言,土壤可交換態(tài)Cd含量隨可溶解性有機碳含量的下降及土壤pH值的升高而下降。因此,調(diào)節(jié)土壤pH值與土壤可溶性有機碳含量有助于降低土壤活性態(tài)Cd含量,減小生物對其吸收利用進入食物鏈的風險。

3討論

土壤改良劑的應用可引起Cd在作物根系、莖稈和籽粒中的遷移轉(zhuǎn)化特性變化,從而降低作物可食用部分Cd的累積,達到作物安全生產(chǎn)的目的[23-24]。筆者研究結果表明,牛糞配合無機改良劑的施用在稻油/稻麥輪作下均降低了水稻根系、糙米對Cd的吸收,與相關研究結果[13,25]類似,但DP處理顯著促進莖稈中Cd含量的累積,這可能是由于鈣鎂磷肥中w(Cd)達1.34 mg·kg-1,遠高于牛糞、海泡石、石灰改良劑中Cd含量,導致水稻莖稈中Cd含量較高,因此在選擇改良劑修復污染土壤時,需要密切關注改良劑本底值,避免給土壤帶來二次污染。

土壤重金屬元素化學形態(tài)變化直接影響作物的吸收累積特性[26-28]。在水稻分蘗期和成熟期DS、DL和DP處理均顯著降低土壤可交換態(tài)Cd含量,在稻油輪作下DP處理降低40%,在稻麥輪作下DS和DL處理降低超過48%。土壤中可交換態(tài)Cd含量與水稻糙米中Cd含量之間存在相關關系,表現(xiàn)為土壤可交換態(tài)Cd含量降低,水稻糙米中Cd含量也降低,這與前人研究結果[22,29-30]相一致。土壤可交換態(tài)Cd含量的降低說明土壤Cd形態(tài)由生物活性最強的化學形態(tài)向其他不易吸收利用的化學形態(tài)轉(zhuǎn)化,而土壤鐵錳氧化物結合態(tài)Cd含量和土壤有機物結合態(tài)Cd含量(水稻分蘗期)的增加將降低水稻根系、莖稈和糙米中Cd含量。因此有機物料配合無機改良劑能降低土壤中可交換態(tài)Cd含量,抑制Cd在水稻體內(nèi)的遷移轉(zhuǎn)化,是有效降低糙米中Cd累積的重要途徑。

DS、DL和DP處理降低了土壤中可交換態(tài)Cd含量,主要可能是因為海泡石、石灰、鈣鎂磷肥都是堿性物料,能提高土壤pH值,牛糞含有豐富的腐殖物質(zhì),可提高土壤中SOC含量并改變土壤中DOC含量[11-15]。研究表明,土壤pH值越小,其重金屬離子的生物有效性越大[11];生物活性最強的土壤可交換態(tài)Cd含量受到淹水條件下土壤DOC的強烈影響[31];SOC含量越高,土壤中高分子聚合物含量增加,對重金屬離子具有較強的絡合或螯合能力,降低重金屬離子水溶態(tài)的釋放[32]。該研究結果表明,施用牛糞及配合無機改良劑在稻油/稻麥輪作中均促進了有機碳含量和可溶性有機碳含量增加,DL處理土壤pH值上升最為顯著,調(diào)和了土壤的弱酸性特征。逐步回歸分析表明土壤可交換態(tài)Cd含量隨可溶解性有機碳含量的降低及土壤pH值的升高而下降,說明牛糞配合無機改良劑處理可調(diào)節(jié)土壤pH值與土壤可溶性有機碳含量,有助于降低生物活性最強的土壤可交換態(tài)Cd含量,減小生物對其吸收利用并進入食物鏈的風險,有助于稻米安全生產(chǎn)。

4結論

(1)稻麥/稻油輪作土壤中,DS、DL和DP處理均降低了水稻糙米對Cd的吸收積累,尤以DL處理效果最佳;DP處理促進了莖對Cd的吸收累積,這可能加大稻草秸稈還田對冬季作物Cd污染的風險。

(2)水稻分蘗期和成熟期DS、DL和DP處理均降低了土壤可交換態(tài)Cd含量,尤以DL處理降幅最大?；貧w分析結果表明土壤可交換態(tài)Cd含量減少,水稻糙米中Cd含量亦降低。

(3) 土壤pH值的升高與土壤可溶性有機碳含量的降低有助于降低土壤活性態(tài)Cd含量,減小水稻對Cd吸收利用和進入食物鏈的風險。

參考文獻：

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(責任編輯： 陳昕)

收稿日期：2015-11-16

基金項目：國家科技支撐計劃 (2013BAD07B13);四川省科技支撐計劃(2013NZ0028)

通信作者①E-mail: benglee@163.com

中圖分類號：X53

文獻標志碼：A

文章編號：1673-4831(2016)04-0651-08

DOI：10.11934/j.issn.1673-4831.2016.04.021

作者簡介：楊蘭(1993—),女,四川廣元人,碩士生,主要從事土壤重金屬污染修復治理研究。E-mail: lany93@163.com

Effects of Decomposed Cattle Dung Coupled With Inorganic Soil Ameliorants on Speciation and Bioavailability of Cadmium in Paddy Soil.

YANG Lan1, LI Bing1, WANG Chang-quan1, GUO Yong2, XIAO Rui1, ZHANG Qing-pei1, ZHENG Shun-qiang1

(1.College of Resources, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China；2.Jinyang Agricultural Bureau of Sichuan Province, Deyang 643000, China)

Abstract:To investigate effects of application of organic and inorganic soil ameliorants in combination on speciation and bioavailability of cadmium and uptake or accumulation of cadmium by rice growing in cadmium contaminated paddy soil, a field experiment was carried out in a tract of Cd-contaminated paddy field in Tianyuan Town, Jinyang District, Deyang City, Sichuan Province of China. The experiment was designed to have four treatments, i.e. Treatment D (decomposed cattle dung only), Treatment DS (decomposed cattle dung plus sepiolite), Treatment DL (decomposed cattle dung plus limestone) and Treatment DP (decomposed cattle dung plus calcium-magnesium-phosphate fertilizer). Results show that cadmium concentration in brown rice of Treatments DS, DL and DP was 50% to 70% lower than that of Treatment D in the rice-wheat rotation system and even lower than the criteria set in the “Limits for Contaminants in Food” (GB 2762-2012). However, Treatment DP promoted Cd accumulation in stem, which may increase the risk of cadmium contamination of the winter crop by incorporation of rice straw. Meanwhile, Treatments DS, DL and DP lowered the content of exchangeable cadmiumin the soil at the tillering and maturing stages of rice. The drop reached by 42% and 44% in Treatments DL and DP in the rice-rapeseed rotation system and by 48% and 53% in the rice-wheat rotation system, respectively. Moreover, Treatments DS, DL and DP increased the contents of organic carbon and soluble organic carbon in the soil. Furthermore, Treatment DL significantly increased soil pH. The decline of soil exchangeable Cd at the maturing stage of rice was found to be the major factor lowering the accumulation of Cd in brown rice. Treatments DS, DL and DP raised the content of soluble organic carbon in the soil, thus decreasing the content of active Cd in the soil, and hence reducing the risk of soil cadmium entering the food chain through bio-accumulation. To sum up, Treatments DS and DL can be deemed as the optimum option of agronomic control technique for safe rice production.

Key words:cadmium; ameliorant; bioavailability; rice; speciation; soil