不同土壤pH對(duì)紅壤稻田鎘形態(tài)及水稻鎘積累的影響

王一志，曹雪瑩，譚長銀，黃道友，王騰飛，何其輝，梁玉峰

(1.湖南師范大學(xué)a.資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院， 中國 長沙 410081；b.環(huán)境重金屬污染機(jī)理及生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,中國 長沙 410081；2.中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，中國 長沙 410125)

不同土壤pH對(duì)紅壤稻田鎘形態(tài)及水稻鎘積累的影響

王一志1a,b，曹雪瑩1a,b，譚長銀1a,b，黃道友2，王騰飛1a,b，何其輝1a,b，梁玉峰1a,b

(1.湖南師范大學(xué)a.資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院， 中國 長沙 410081；b.環(huán)境重金屬污染機(jī)理及生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,中國 長沙 410081；2.中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，中國 長沙 410125)

通過盆栽試驗(yàn)，研究不同土壤pH ( pH 為 4.0,5.0,6.0,7.0和8.0 ) 對(duì)紅壤稻田土壤Cd形態(tài)及水稻根、秸稈、稻殼和糙米Cd累積的影響.結(jié)果表明：(1)隨著土壤pH的升高，土壤弱酸提取態(tài)Cd含量逐漸降低，由 58.4%降低到28.7%.土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量逐漸上升，由 12.3%上升到35.5%.(2)調(diào)節(jié)土壤pH后，土壤Cd有效態(tài)含量隨土壤pH的升高顯著降低，與土壤pH 4.0的處理相比，土壤pH 8.0處理的有效態(tài)Cd含量下降了62.1%.(3)水稻不同部位Cd含量隨土壤pH的升高呈下降趨勢(shì)，與土壤pH 4.0的處理相比，土壤pH 6.0的水稻根、秸稈、稻殼分別下降了77.9%，66.5%和54.8%.試驗(yàn)條件下，綜合考慮土壤pH、水稻籽粒重量及水稻不同部位Cd含量，南方紅壤稻田土壤pH的調(diào)節(jié)參考值為6.0.研究結(jié)果可為我國南方Cd污染酸性土壤的修復(fù)和水稻安全生產(chǎn)提供參考依據(jù).

紅壤稻田；盆栽試驗(yàn)；土壤酸堿性；鎘

隨著工業(yè)的發(fā)展以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)現(xiàn)代化水平的提高，高強(qiáng)度的人類活動(dòng)，如工業(yè)“三廢”的大量排放、化肥和農(nóng)藥的不合理使用，造成土壤重金屬污染，尤其是Cd污染日益嚴(yán)重[1-3].土壤重金屬全量是評(píng)價(jià)重金屬污染環(huán)境效應(yīng)的重要指標(biāo)，但由于重金屬在不同土壤條件下的生物有效性不同，這一評(píng)價(jià)指標(biāo)存在一定的局限性[4-6].重金屬在土壤中的賦存形態(tài)及各形態(tài)所占比例是決定土壤重金屬生物有效性的關(guān)鍵.土壤理化性質(zhì)的變化是影響土壤重金屬形態(tài)變化的重要因素.在影響重金屬賦存形態(tài)的眾多土壤理化性質(zhì)中，土壤pH是重要的影響因素之一[7-9]，關(guān)于土壤pH對(duì)重金屬形態(tài)影響已有相關(guān)研究，楊忠芳[10]等關(guān)于土壤pH值的變化對(duì)Cd賦存形態(tài)影響的研究表明，土壤Cd的不同形態(tài)含量隨pH的變化而變化，其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化態(tài)Cd含量隨土壤pH升高而增加，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量隨土壤pH升高而增加，但后者變化幅度不大；此外，關(guān)于酸性土壤施加調(diào)理劑調(diào)節(jié)土壤pH的研究也有不少，但對(duì)調(diào)理劑施加量和施加方式?jīng)]有統(tǒng)一的規(guī)范和要求，也沒有一個(gè)可供參考的土壤pH調(diào)節(jié)的目標(biāo)值[11-13].本研究通過人為調(diào)節(jié)南方紅壤稻田土壤pH，老化，穩(wěn)定后種植水稻，分析不同土壤pH對(duì)土壤Cd形態(tài)及水稻各部位Cd含量的影響，以期找出適合南方Cd污染稻田土壤pH調(diào)節(jié)的目標(biāo)值，為我國南方Cd污染酸性土壤的修復(fù)和水稻安全生產(chǎn)提供參考依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自湖南省湘潭市湘潭縣梅林鎮(zhèn)飛龍村(27°44′4.2″～27°44′9.6″N，112°56′18.8″～112°57′4.0″E)，海拔50米左右.成土母質(zhì)為第四紀(jì)紅色黏土，土壤類型為水耕人為土.耕作制度為一年兩熟，冬季農(nóng)田休耕.采集表層土壤(0～20 cm)，風(fēng)干過10目(1.98 mm)尼龍篩，混合均勻，供盆栽試驗(yàn)用.供試土壤主要性質(zhì)見表1.

表1 供試土壤的主要性質(zhì)

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

稱取供試土壤裝于塑料盆中，每盆4.50 kg.分別加入分析純FeSO4·7H2O和CaO使上述土壤的pH值調(diào)節(jié)至4.0,5.0,6.0,7.0和8.0共5個(gè)梯度，每個(gè)梯度設(shè)9個(gè)重復(fù)，共45盆.土壤穩(wěn)定時(shí)間約為3個(gè)月，期間不定期監(jiān)測(cè)pH值，根據(jù)每次pH測(cè)定結(jié)果，計(jì)算FeSO4·7H2O和CaO添加量；2個(gè)月后，所有處理土壤pH值變化較小，趨于穩(wěn)定，繼續(xù)老化一個(gè)月.pH調(diào)節(jié)期間，土壤保持濕潤，未淹水.水稻播種前施入基肥(尿素、磷酸二氫鉀，施用量分別為每盆4.50 g和3.00 g).播種時(shí)各處理土壤 pH 值見表2，每一水稻品種土壤pH呈現(xiàn)顯著差異(p<0.05).

供試水稻品種為黑占43、國稻6號(hào)、密陽12085，均由中國水稻研究所提供，前期試驗(yàn)結(jié)果分別表現(xiàn)為Cd低積累、中積累和高積累品種(數(shù)據(jù)暫未發(fā)表)，在不同pH梯度各有3個(gè)重復(fù).種子催芽后直播，每盆約20粒，并將盆栽移入玻璃溫室中培養(yǎng)，溫室溫度保持在25～40 ℃.待水稻長至三葉期時(shí)，間苗，每盆只保留9株長勢(shì)良好且相近的秧苗.除水稻收獲前1周停止?jié)菜?，曬田外，水稻生長期間盆栽土壤處于淹水狀態(tài).

表2 水稻播種時(shí)各處理土壤pH值

注：表中小寫字母表示同一水稻品種的土壤pH差異性.

1.3 樣品的采集與前處理

分別在水稻的分蘗期、抽穗期、收獲期采集土壤和水稻樣品，其中分蘗期、抽穗期的水稻樣品分為根和秸稈兩部分，收獲期分為根、秸稈、稻殼和糙米4部分.土壤樣品風(fēng)干后分別過10目(1.98 mm)和100目(0.15 mm) 尼龍篩，存儲(chǔ)備用.水稻植株樣品用自來水洗凈，蒸餾水沖洗，105 ℃殺青30 min后，70 ℃烘至恒重，將水稻根、秸稈、稻殼、糙米分別稱重，粉碎過60目(0.83 mm)尼龍篩后，儲(chǔ)存?zhèn)溆?

1.4 樣品分析及數(shù)據(jù)處理方法

水稻生長不同時(shí)期土壤pH值采用便攜式土壤酸度計(jì)(HJ16-KS05)實(shí)測(cè)，其余土壤樣品pH用酸度計(jì)(pHs-4CT) 測(cè)定，土水比為1∶2.5[14].

土壤Cd全量采用美國EPA法[15](HCl與HNO3比為3∶1)消解，采用空白試驗(yàn)和GSS-4，GSS-5國家標(biāo)準(zhǔn)樣品進(jìn)行質(zhì)量控制.

土壤Cd 形態(tài)采用歐共體參比司(European community bureau of reference)提出的BCR 三步提取法[16-17]，Cd 形態(tài)分為弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)4種.該研究僅是針對(duì)土壤pH調(diào)節(jié)穩(wěn)定后(水稻種植前)的土壤樣品進(jìn)行檢測(cè).

土壤有效態(tài)Cd含量用醋酸提取(pH=2.88)[18].

水稻不同部位Cd含量采用干灰化法消解[19]，稱取粉碎后的水稻樣品5.00 g置于石英坩堝，放入馬弗爐中，2小時(shí)從室溫升到600 ℃，保持4小時(shí).冷卻后取出，將灰分轉(zhuǎn)入50 mL聚四氟乙烯管中，加入2 mL硝酸、2 mL氫氟酸、1滴硫酸，于電熱板加熱至白煙冒盡.然后加入5 mL 1∶1磷酸，微熱取下，定容于25 mL比色管中.同時(shí)采用空白試驗(yàn)和GSB-23國家標(biāo)準(zhǔn)樣品進(jìn)行質(zhì)量控制.

本研究檢測(cè)過程所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，重金屬含量用原子吸收分光光度計(jì)(PinAAcle 900T)測(cè)定.

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2007與SPSS 19.0等軟件進(jìn)行處理.

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻生長過程中土壤pH的變化

表3是水稻不同生長期土壤pH測(cè)定結(jié)果，從結(jié)果可以看出，在水稻的生長過程中，土壤pH值在不斷變化.分蘗期，3個(gè)水稻品種不同pH處理均呈現(xiàn)顯著差異(p<0.05)，抽穗期和收獲期部分處理表現(xiàn)無顯著差異(p>0.05)，且抽穗期至收獲期土壤pH變化不大.土壤pH 4.0的處理到水稻抽穗期土壤pH上升到5.1左右，上升了約1.1個(gè)pH單位.土壤pH 5.0的處理到水稻抽穗期上升到5.7左右，上升了約0.7個(gè)pH單位.土壤pH為6.0的處理在水稻生長過程中pH無明顯變化.而土壤pH值為7.0和8.0的處理到水稻收獲時(shí)土壤pH分別下降了0.5和1.0個(gè)pH單位.這說明南方紅壤稻田具有較強(qiáng)的緩沖性.

表3 水稻生長過程中土壤pH值的變化

注：abc為水稻同一生長期土壤pH值差異性.

2.2 土壤pH對(duì)土壤Cd形態(tài)及有效態(tài)的影響

圖1 土壤Cd形態(tài)分析Fig.1 The analysis of Cd fractions in soil

2.2.2 水稻生長過程中土壤有效態(tài)Cd含量的變化 不同水稻生長期土壤有效態(tài)Cd含量分析結(jié)果(圖2)表明：隨著土壤pH值的升高，其有效態(tài)含量呈下降趨勢(shì)，其中分蘗期至抽穗期下降幅度較大，抽穗期至收獲期下降幅度較小.相同pH條件下，Cd有效態(tài)含量總體表現(xiàn)為：分蘗期土壤有效態(tài)Cd含量最高，抽穗期和收獲期有效態(tài)含量無明顯差異且低于分蘗期.土壤pH 4.0，5.0和6.0的處理在水稻分蘗期，土壤有效態(tài)Cd含量分別為0.66 mg·kg-1，0.65 mg·kg-1和0.54 mg·kg-1；到水稻收獲時(shí)土壤中有效態(tài)Cd含量分別下降到0.51 mg·kg-1，0.46 mg·kg-1和0.42 mg·kg-1，下降幅度為22.7%，30.0%和22.2%.而土壤pH為7.0和8.0的處理，在水稻整個(gè)生長過程中，土壤中有效態(tài)Cd含量變化不明顯.

2.3 土壤pH對(duì)水稻籽粒重量的影響

同一品種水稻籽粒重量隨土壤pH升高表現(xiàn)為先上升后下降(圖3).密陽12085、國稻6號(hào)和黑占43的籽粒重量最高(干重)為37 g·pot-1，26 g·pot-1和16 g·pot-1，最低為23 g·pot-1，14 g·pot-1和13 g·pot-1，3種水稻籽粒重量均在土壤pH值為6.0時(shí)達(dá)到最高.與土壤pH值為4.0的處理相比，土壤pH為6.0時(shí)，密陽12085的籽粒重量增加了58.8%，國稻6號(hào)的籽粒重量增加了64.3%，黑占43的籽粒重量增加了23.1%.相關(guān)研究也呈現(xiàn)類似結(jié)果，丁凌云等[20]研究表明，在一定土壤pH值范圍內(nèi)，隨著土壤pH升高，水稻株高增加，籽粒重量增加，超出一定范圍，隨著株高增加，谷粒重量反而下降.密陽12085和國稻6號(hào)各處理間籽粒重量差異較大，黑占43各處理間籽粒重量無顯著差異.

圖3 土壤pH對(duì)水稻籽粒重量的影響Fig.3 Effects of soil pH on the weight of rice注：abc為不同土壤pH水稻籽粒重量差異性，ABC為不同品種水稻籽粒重量差異性

2.4 土壤pH對(duì)水稻不同部位Cd含量的影響

表4 不同生長期水稻根Cd含量(單位：mg·kg-1)

注：abc為不同pH土壤間水稻根Cd含量差異性.

表5 不同生長期水稻秸稈Cd含量(單位：mg·kg-1)

注：abc為不同土壤pH處理水稻秸稈Cd含量差異性.

2.4.3 土壤pH對(duì)稻殼Cd含量的影響 不同土壤pH條件下，水稻稻殼Cd含量差異較大，最高達(dá)到0.45 mg·kg-1，最低僅有0.03 mg·kg-1(表6).隨著土壤pH的升高，稻殼中Cd含量呈下降趨勢(shì).土壤pH與稻殼Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān).土壤pH 4.0的處理稻殼中Cd含量達(dá)到最高，密陽12085和黑占43稻殼Cd含量最高值分別為0.10 mg·kg-1和0.95 mg·kg-1；在土壤pH為8.0時(shí)達(dá)到最低值分別為0.08 mg·kg-1和0.03 mg·kg-1，與土壤pH為4.0的處理相比，3種水稻稻殼Cd含量分別最大下降達(dá)93.3%，70.1%和96.8%.

表6 稻殼Cd含量(單位：mg·kg-1)

注：abc為不同土壤pH稻殼Cd含量差異性，“-”因出糙過程中稻殼損失，數(shù)據(jù)不足，標(biāo)準(zhǔn)差缺失.

2.4.4 土壤pH對(duì)水稻糙米Cd含量的影響 水稻糙米Cd含量分析表明，密陽12085、國稻6號(hào)、黑占43三種水稻糙米Cd含量在土壤pH為4.0時(shí)出現(xiàn)最高均值，分別為0.14±0.07 mg·kg-1，0.08±0.05 mg·kg-1和0.20±0.08 mg·kg-1，不同土壤pH條件下國稻6號(hào)糙米Cd含量無顯著差異(p>0.05)，密陽12085、黑占43糙米Cd含量呈顯著差異.土壤pH為7.0時(shí)出現(xiàn)最低值，分別為0.03±0.06 mg·kg-1，0.03±0.02 mg·kg-1和0.06±0.02 mg·kg-1.在不同土壤pH條件下，所有45個(gè)糙米樣品中僅有2個(gè)超過國家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2012)中糙米的限量值，其余均未超標(biāo).不同土壤pH處理，水稻糙米中Cd含量較低，這與水稻生長過程中外源Cd輸入少(溫室中培養(yǎng)、清潔水灌溉)及土壤較長時(shí)期處于淹水狀態(tài)有關(guān)[22].

表7 水稻糙米Cd含量(單位：mg·kg-1)

注：abc為不同土壤pH稻殼Cd含量差異性.

3 討論

3.1 pH對(duì)土壤Cd賦存形態(tài)的影響

Cd在土壤中的形態(tài)分配與土壤pH密切相關(guān).本試驗(yàn)結(jié)果表明，隨著土壤pH升高，土壤弱酸提取態(tài)Cd含量逐漸降低(圖1)，土壤弱酸提取態(tài)Cd含量與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)，土壤pH通過多種方式影響弱酸提取態(tài)Cd含量，這與楊忠芳[10]等的研究結(jié)果類似.土壤pH升高會(huì)導(dǎo)致弱酸提取態(tài)Cd含量降低，其原因可能為：(1)土壤中有機(jī)質(zhì)、水和氧化物、粘土礦物表面負(fù)電荷增加，從而增強(qiáng)對(duì)Cd2+的吸附力，導(dǎo)致土壤溶液中Cd2+濃度降低；(2)土壤溶液中陽離子和氫氧根離子的離子積增加，因而生成Cd(OH)2沉淀的機(jī)會(huì)增加，致使其在溶液中濃度下降；(3)土壤有機(jī)質(zhì)-金屬絡(luò)合物的穩(wěn)定性升高，導(dǎo)致溶液中Cd2+濃度下降.此外，土壤溶液的離子強(qiáng)度對(duì)Cd2+的吸附也有明顯影響.有研究表明[22]，隨著離子強(qiáng)度的增加，Cd2+在粘土表面的吸附量隨之降低，導(dǎo)致Cd2+在土壤溶液中含量增加.因此，土壤pH對(duì)水溶態(tài)Cd含量影響程度一方面取決于土壤pH的高低，另一方面與土壤中有機(jī)質(zhì)含量、鹽基飽和度、陽離子交換量等多種因素有關(guān).因此，對(duì)于南方紅壤稻田，減緩?fù)寥浪峄欠揽赝寥乐亟饘傥廴镜挠行緩街?

隨著土壤pH升高，可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd含量緩慢增加(圖1)，這與王孝堂[23]的研究結(jié)果相一致.前者是由于土壤中氧化物表面的專性吸附隨pH的升高而增強(qiáng).后者是由于土壤中有機(jī)質(zhì)溶解度隨pH升高而增大，絡(luò)合能力增強(qiáng)，大量Cd被絡(luò)合而使有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd比例增多.因此，增施有機(jī)肥，增加土壤鐵錳氧化物含量是減少Cd污染土壤對(duì)生態(tài)系統(tǒng)危害的有效手段.

3.2 土壤pH對(duì)水稻Cd積累的影響

本研究結(jié)果表明，一定條件下，隨著土壤pH的升高，水稻根、秸稈Cd含量逐漸降低.不同土壤pH處理，水稻根、秸稈Cd含量差異較大.可見，土壤pH是影響水稻Cd吸收的重要環(huán)境因子.較低pH土壤中，H+與土壤膠體表面吸附Cd2+發(fā)生離子交換，使土壤溶液中Cd2+濃度上升，進(jìn)入農(nóng)作物體內(nèi)的Cd2+增多.大量研究表明，在一定pH范圍內(nèi)，植物吸收Cd的量與土壤pH值呈負(fù)相關(guān)，但相同實(shí)驗(yàn)在水培環(huán)境中有不同結(jié)果，Zhang等研究結(jié)果顯示，水稻莖部Cd積累量在pH為5.0時(shí)達(dá)到最大值，而根部積累Cd的量隨pH的升高而升高，原因可能是水培環(huán)境與土壤環(huán)境有很大不同，水溶態(tài)Cd含量增高，在根表Cd2+會(huì)與H+爭(zhēng)奪結(jié)合位點(diǎn)，當(dāng)pH升高時(shí)，根表會(huì)釋放正離子結(jié)合位點(diǎn)，使得更多的Cd2+結(jié)合并被吸收[25].

通過對(duì)收獲期3種水稻根、秸稈Cd含量對(duì)比發(fā)現(xiàn)，總趨勢(shì)呈密陽12085>國稻6號(hào)>黑占43，這符合3種水稻是高、中、低積累的水稻品種的Cd積累特征.但對(duì)水稻糙米Cd 含量分析發(fā)現(xiàn)，水稻糙米Cd含量無顯著差異，且僅有個(gè)別Cd含量超過國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)，這與高積累水稻品種Cd吸收量不符.這可能與水稻生長過程中外源Cd輸入少(溫室中培養(yǎng)、清潔水灌溉)及土壤大多處于淹水狀態(tài)有關(guān).

4 結(jié)論

(1) 試驗(yàn)條件下，提高土壤pH值能夠有效降低土壤中Cd有效態(tài)含量，與土壤pH值為4.0相比，土壤中有效態(tài)Cd含量下降了37.0%～77.5%.

(2) 試驗(yàn)條件下，土壤pH升高能顯著降低水稻對(duì)Cd的吸收，提高水稻谷粒產(chǎn)量.在土壤pH值為6.0時(shí)，3種水稻谷粒重量均達(dá)到最高，與土壤pH值為4.0時(shí)相比，密陽12085、國稻6號(hào)、黑占43籽粒重量分別增加了58.8%，64.3%和23.1%.

(3) 試驗(yàn)條件下，紅壤稻田土壤pH調(diào)節(jié)至6.0時(shí)水稻降Cd效果較好、籽粒重量也較高.因此，以降Cd為重要目標(biāo)之一的紅壤稻田土壤酸堿度調(diào)節(jié)，推薦的pH參考值為6.0.

[1] 張小敏,張秀英,鐘太洋,等.中國農(nóng)田土壤重金屬富集狀況及其空間分布研究[J].環(huán)境科學(xué),2014,(2):692-703.

[2] 胡 淼,吳家強(qiáng),彭佩欽,等.礦區(qū)耕地土壤重金屬污染評(píng)價(jià)模型與實(shí)例研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2014,34(2):423.

[3] 樊 霆,葉文玲,陳海燕,等.農(nóng)田土壤重金屬污染狀況及修復(fù)技術(shù)研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué),2013,22(10):1727-1736.

[4] 王 洋,劉景雙,王金達(dá),等.土壤pH值對(duì)凍融黑土重金屬Cd賦存形態(tài)的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2008,27(2):574-578.

[5] 王 洋,劉景雙,鄭 娜.土壤pH值對(duì)凍融黑土重金屬鋅賦存形態(tài)的影響[J].干旱區(qū)資境,2010,24(1):163-167.

[6] 楊 鳳,丁克強(qiáng),劉廷鳳.土壤重金屬化學(xué)形態(tài)轉(zhuǎn)化影響因素的研究進(jìn)展[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2014(29):10083-10084.

[7] ZENG F,ALI S,ZHANG H,etal.The influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants[J].Envir Poll,2011,159(1):84-91.

[8] 鐘曉蘭,周生路,黃明麗,等.土壤重金屬的形態(tài)分布特征及其影響因素[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2009,18(4):1266-1273.

[9] 周建利,邵 樂,朱凰榕,等.間套種及化學(xué)強(qiáng)化修復(fù)重金屬污染酸性土壤——長期田間試驗(yàn)[J].土壤學(xué)報(bào),2014(5):1056-1065.

[10] 楊忠芳,陳岳龍,錢 鑂,等.土壤pH對(duì)鎘存在形態(tài)影響的模擬實(shí)驗(yàn)研究[J].地學(xué)前緣,2005,12(1):252-260.

[11] AUDRONE J.Soil remediation from heavy metals using mathematical modelling[J].J Envir Eng Landscape Manag,2009,17(2):121-129.

[12] 陳炳睿.固化劑對(duì)土壤重金屬的固化效果及改性研究[D].長沙：中南林業(yè)科技大學(xué),2012.

[13] 關(guān) 亮,郭觀林,汪群慧,等.不同膠結(jié)材料對(duì)重金屬污染土壤的固化效果[J].環(huán)境科學(xué)研究,2010,23(1):106-111.

[14] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].北京:中國農(nóng)業(yè)出版社,2005.

[15] US Environmental Protection Agency(EPA).Test methods for evaluating solid waste,Vol.1A,laboratory manual physical/chemical methods.SW 846[R].Washington.DC:Office of Solid Waste and Emergency Response,1986.

[16] 徐鐵峰.土壤中重金屬形態(tài)分析研究進(jìn)展[J].赤峰學(xué)院學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2009,25(5):52-53.

[17] KARTAL S,AYDIN Z,TOKALIOGLU S,etal.Fractionation of metals in street sediment samples by using the BCR sequential extraction procedure and multiavariate statistical elucidation of the data[J].J Hazard Mater,2006,132(1):80-89.

[18] 祝 璽,劉黃誠,龍華運(yùn),等.土壤重金屬有效態(tài)提取方法的研究[R].重金屬污染綜合防治技術(shù)研討會(huì),2010.

[19] 唐文杰,李明順,鐘闈楨,等.錳礦區(qū)植物中Pb、Cd、和Cu含量的測(cè)定——酸消解法和干灰化法的比較[J].廣西師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2007,25(3):113-116.

[20] 丁凌云,藍(lán)崇鈺,林建平,等.不同改良劑對(duì)重金屬污染農(nóng)田水稻產(chǎn)量和重金屬吸收的影響[J].生態(tài)環(huán)境,2006,15(6):1204-1208.

[21] 陳莉娜,葛 瀅,張春華,等.淹水還原作用對(duì)紅壤鎘生物有效性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2009,28(11):2333-2337.

[22] 陳懷滿,鄭春榮,周東美,等.土壤中化學(xué)物質(zhì)的行為與環(huán)境質(zhì)量[M].北京：科學(xué)出版社， 2002.

[23] 王孝堂.土壤酸度對(duì)重金屬形態(tài)分配的影響[J].土壤學(xué)報(bào),1991,28(1):103-107.

[24] YE X,MA Y,SUN B.Influence of soil type and genotype on Cd bioavailability and uptake by rice and implications for food safety[J].J Envir Sci,2012,24(9):1647-1654.

[25] ZHANG C H,HU Y L,JU T.Effect of solution pH on Cd absorption of rice seedlings[J].Guangxi Agric Sci,2007,38(4):391-394.

(編輯 HWJ)

Effects of Different Soil pH on Cadmium Fractions and Cadmium Accumulation in Rice

WANGYi-zhi1a,b,CAOXue-ying1a,b*,TANChang-yin1a,b,HUANGDao-you2,WANGTeng-fei1a,b,HEQi-hui1a,b,LIANGYu-feng1a,b

(1.a.College of Resources and Environmental Science,b.Key Laboratory of Environmental Heavy-Metal Contamination and Ecological Remediation,Hunan Normal University,Changsha 410081,China; 2.Institute of Subtropical Agriculture,Chinese Academy of Sciences,Changsha 410125,China)

Pot experiment was conducted to study the effects of different soil pH ( pH 4.0,5.0,6.0,7.0,8.0 ) on the Cd fractions in soil and the accumulation of Cd in root,straw,chaff and brown rice.Results showed that the concentration of extractable Cd in soil decreased from 58.4% to 28.7% with the soil pH inceased from 4.0 to 8.0; and the concentration of residual Cd in soil increased from 12.% to 35.5%; After soil pH adjusted，the concentration of available Cd in soil decreased significantly with the increasing pH,the concentration of available Cd in soil pH 8.0 decreased 62.1% compared with the soil pH 4.0.The Cd concentration in different parts of rice changes with the increasing of soil pH,and the lowest treatment was the pH 6.0.Considering the soil pH,weight of grain and different parts of the Cd concentrations of rice,the suitable pH of the tested soil was adjusted to 6.0.The results could provide reference for the remediation of Cd contaminated in paddy soil.

paddy field; pot experiment; soil pH; Cd

10.7612/j.issn.1000-2537.2017.01.002

2016-10-08

國家科技支撐計(jì)劃課題(2015BAD05B02)；重金屬污染耕地修復(fù)機(jī)理與技術(shù)模式優(yōu)化集成(湘農(nóng)聯(lián)〔2015〕112號(hào)；農(nóng)業(yè)部財(cái)政部農(nóng)辦財(cái)函〔2016〕6號(hào))；洞庭湖沉積物重金屬污染環(huán)境效應(yīng)(湖南省高?？萍紕?chuàng)新團(tuán)隊(duì)支持計(jì)劃，2014)；湖南師范大學(xué)環(huán)境重金屬污染機(jī)理及生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室

* 通訊作者,E-mail：xycao2016@163.com

X53

A

1000-2537(2017)01-0010-07