鎘污染稻田水分調(diào)控與石灰耦合的季節(jié)性休耕修復效應(yīng)

張子葉，謝運河，黃伯軍，紀雄輝,，劉昭兵，張玉燭

（1. 湖南大學研究生院隆平分院，湖南 長沙 410125；2. 湖南省農(nóng)業(yè)環(huán)境生態(tài)研究所，農(nóng)田土壤重金屬污染防控與修復湖南省重點實驗室，湖南 長沙 410125；3. 南方糧油作物協(xié)同創(chuàng)新中心，湖南 長沙 410125；4. 農(nóng)業(yè)部長江中游平原農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室，湖南 長沙 410125；5. 湖南省農(nóng)業(yè)對外經(jīng)濟技術(shù)合作中心，湖南 長沙 410005；6. 湖南雜交水稻研究中心，湖南 長沙 410125）

近年來，我國糧食產(chǎn)量出現(xiàn)“十二連增”，國內(nèi) 糧食供應(yīng)充足，但在糧食連年增產(chǎn)的同時，耕地長期處于高負荷的運轉(zhuǎn)狀態(tài)，耕地地力嚴重透支，耕作層變淺，土壤質(zhì)量退化，已成為制約農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的突出矛盾[1-2]，由于不合理的耕作方式和施肥，湖南部分地區(qū)稻田有機質(zhì)含量下降50%以上[3]；另一方面，土壤持續(xù)酸化[4-5]，耕地重金屬污染加劇[6]，采用物理、化學鈍化的原位修復技術(shù)可實現(xiàn)“邊修復邊生產(chǎn)”的需求[7-8]，確保糧食數(shù)量和質(zhì)量安全，但在實際應(yīng)用過程中，受施用土壤調(diào)理劑理化性質(zhì)、水稻種植農(nóng)時等因素的影響，存在實施時間緊、難度大等缺點，極大的限制了產(chǎn)品的修復效果。因此，在國際糧價持續(xù)走低，而我國經(jīng)濟實力持續(xù)增強的背景下，開展耕地輪作休耕制度試點，充分體現(xiàn)了尊重人與自然和諧發(fā)展的新理念，為我國實現(xiàn)“藏糧于地、藏糧于技”的重大戰(zhàn)略目標打下堅實的基礎(chǔ)，為農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展開辟了新的道路[9-11]。研究針對水稻種植期間土壤調(diào)理劑施用困難的缺陷，結(jié)合國家休耕政策，選擇休耕的鎘（Cd）污染稻田，在休耕季節(jié)實行不同的水分管理和石灰施用，擬探明季節(jié)性休耕條件下不同水分管理和石灰施用下對土壤主要理化性狀、土壤有效態(tài)Cd含量以及復耕后水稻產(chǎn)量及稻米Cd含量的影響，為Cd污染稻田采用修復式休耕提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤為花崗巖發(fā)育的麻砂泥水稻土，地處長沙縣北山鎮(zhèn)常樂村（28°26′38″N，113°03′50″E）。土壤pH值5.45，土壤全氮2.45 g/kg，全磷1.32 g/kg，全鉀34.6 g/kg，有機質(zhì)43.4 g/kg，堿解氮231 mg/kg，有效磷25.7 mg/kg，速效鉀168 mg/kg。土壤全Cd 0.57 mg/kg，土壤有效態(tài)（1 mol/L乙酸銨提取）Cd含量0.11 mg/kg。供試水稻品種為秈型三系雜交水稻H優(yōu)518，全生育期108 d。供試石灰的CaO含量70.5%。

1.2 試驗方法

試驗于2016年采用季節(jié)性（3～7月）休耕方式，按照裂區(qū)隨機區(qū)組排列方法，將試驗田一分為二，一半在休耕季節(jié)干旱管理，設(shè)置施用石灰0、1 500、3 000、4 500和6 000 kg/hm2的用量處理，處理編號依次為H0、H1、H2、H3、H4；另一半在休耕季進行淹水管理，淹水深度3～10 cm，設(shè)置施用石灰0、1 500、3 000、4 500和6 000 kg/hm2的用量處理，處理編號依次為Y0、Y1、Y2、Y3、Y4，并在淹水處理的區(qū)域設(shè)置常規(guī)管理下種植雙季稻的對照（CK）。所有處理3次重復，單排單灌，小區(qū)面積30 m2，小區(qū)間田埂鋪蓋塑料薄膜至田面20 cm以下，防止小區(qū)間串肥串水。其中，石灰在3月10日施入并翻田耙勻，所有休耕小區(qū)在5月中旬再翻耕一次，小區(qū)內(nèi)雜草直接翻耕還田。所有小區(qū)種植晚稻，對照的早稻及所有小區(qū)的晚稻按照當?shù)爻Ｒ?guī)方法進行種植，分蘗盛期曬田一次，水分則按照當?shù)馗蓾窠惶娴墓芾矸椒ㄟM行。分別于5月5日、7月5日、9月5日和11月5日共4次取各小區(qū)土壤樣品測定pH值和有效態(tài)Cd含量；晚稻成熟期測產(chǎn)，并測定土壤有機質(zhì)含量、陽離子交換量以及稻米Cd含量。

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

數(shù)據(jù)處理：采用SPSS 17.0及Microsoft Excel 2003進行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 休耕季水分管理與石灰施用條件下稻田土壤pH值的變化

在早、晚稻不同時間測定稻田土壤pH值，結(jié)果表明（圖 1），淹水休耕（Y0～Y4）或干旱休耕（H0～H4）下，不同時間測定的稻田土壤pH值皆隨石灰施用量的增加而增加，但不同測定時期間略有波動。計算4次土壤pH值測定平均值可知，不施石灰的淹水休耕處理（Y0）和干旱休耕處理（H0），其土壤pH值與CK無顯著差異；而施用石灰0、1 500、3 000、4 500和6 000 kg/hm2的淹水休耕處理，其土壤pH值比干旱休耕處理分別低0.26、0.31、0.51、0.31和0.19個單位，平均低0.32個單位，表明淹水降低了土壤的pH值。建立石灰施用量（x，單位：103 kg/hm2）與土壤pH值（y1）的線性方程：

計算可得，干旱休耕條件下每施用石灰1 000 kg/hm2可提高土壤pH值0.238 2個單位，而淹水休耕條件下每施用石灰1 000 kg/hm2可提高土壤pH值0.246 5個單位。由此可見，淹水休耕降低了土壤的基準土壤pH值，但施用生石灰提高土壤pH值的效果略高于干旱休耕。

圖1 不同處理下的稻田土壤pH值

2.2 休耕季水分管理與石灰施用條件下稻田土壤有效態(tài)Cd含量的變化

在早、晚稻不同時間測定稻田土壤有效態(tài)Cd含量結(jié)果表明（圖2），淹水休耕（Y0～Y4）或干旱休耕（H0～H4）下，土壤有效態(tài)Cd含量皆隨石灰施用量的增加而逐漸下降；且同一處理的土壤有效態(tài)Cd含量除第一次（5月5日）差異較大外，其余3次之間的波動較小。第一次測定的土壤有效態(tài)Cd含量，不施石灰的淹水休耕處理（Y0）土壤有效態(tài)Cd含量與CK無顯著差異，但Y0和CK處理的土壤有效態(tài)Cd含量皆顯著低于不施石灰的干旱休耕處理（H0），其原因主要是CK的雙季稻種植過程中，早稻季雨水豐富，淹水時間較多，其水分管理上與H0較為接近所致；干旱休耕下不同石灰施用量處理（H0～H4）第一次測定的土壤有效態(tài)Cd含量顯著高于后期測定的土壤有效態(tài)Cd含量，而淹水休耕下則為第一次測定的土壤有效態(tài)Cd含量顯著低于后期測定的土壤有效態(tài)Cd含量，表明季節(jié)性休耕下，水分管理主要是影響前期（早稻分蘗盛期）的土壤有效態(tài)Cd含量，淹水降低土壤有效態(tài)Cd含量，而干旱則增加土壤有效態(tài)Cd含量，但隨處理時間的后移，土壤有效態(tài)Cd含量趨于穩(wěn)定，且淹水休耕或干旱休耕下土壤有效態(tài)Cd含量主要受石灰施用量的影響，土壤有效態(tài)Cd含量皆隨石灰施用量的增加而下降。計算4次土壤有效態(tài)Cd平均含量，建立石灰施用量（x，單位：103 kg/hm2）與土壤有效態(tài)Cd含量（y2）的線性方程：

干旱休耕：y2=-0.007 5 x+0.097 0 （R2=0.779 4） （3）

淹水休耕：y2=-0.007 5 x+0.083 4 （R2=0.844 4） （4）

計算可得，干旱休耕和淹水休耕下，每施用石灰1 000 kg/hm2皆可降低土壤有效態(tài)Cd含量0.007 5 mg/kg，表明干旱休耕下與淹水休耕下施用石灰降低土壤有效態(tài)Cd含量的效果相當。

圖2 不同處理下的稻田土壤有效態(tài)Cd含量

2.3 休耕季水分管理與石灰施用條件下稻田土壤有機質(zhì)及陽離子交換量的變化

測定晚稻成熟期土壤有機質(zhì)含量結(jié)果表明（圖3），干旱休耕處理（H0～H4）的土壤有機質(zhì)含量顯著低于雙季稻種植的CK處理和淹水休耕處理（T0～Y4），但干旱休耕或淹水休耕下不同石灰施用量處理間無顯著差異，表明石灰施用量對土壤有機質(zhì)含量無顯著影響，土壤有機質(zhì)含量主要受水分管理的調(diào)節(jié)，淹水休耕有利于土壤有機質(zhì)含量的增加。

測定晚稻成熟期土壤陽離子交換量結(jié)果表明（圖4），干旱休耕處理（H0～H4）的土壤陽離子交換量顯著低于雙季稻種植的CK處理和淹水休耕處理（T0～Y4），但干旱休耕或淹水休耕下，不同石灰用量處理間無顯著差異，表明石灰施用量對土壤陽離子交換量無顯著影響，土壤陽離子交換量也主要受水分管理的調(diào)控，淹水休耕條件也有利于土壤陽離子交換量的增加。

圖3 不同處理下的休耕稻田土壤有機質(zhì)含量

圖4 不同處理下的休耕稻田土壤陽離子交換量

2.4 休耕季水分管理與石灰施用條件下復種水稻產(chǎn)量的變化

測定晚稻產(chǎn)量結(jié)果表明（圖5），CK的晚稻產(chǎn)量最低，淹水休耕和干旱休耕皆可增加水稻產(chǎn)量，且結(jié)合施用石灰的修復式休耕產(chǎn)量更高，干旱休耕結(jié)合施用石灰0、1 500、3 000、4 500和6 000 kg/hm2的晚稻產(chǎn)量分別比CK增產(chǎn)8.25%、13.06%、24.70%、23.19%和10.04%；淹水休耕結(jié)合施用石灰0、1 500、3 000、4 500和6 000 kg/hm2的晚稻產(chǎn)量分別比CK增產(chǎn)19.82%、24.52%、28.85%、27.37%和24.01%，全部高于干旱休耕處理。建立石灰施用量（x，單位：103 kg/hm2）與晚稻產(chǎn)量（y3）的二次曲線方程：

干旱休耕：y3=-70.451 x2+464.01 x+4 798.2

淹水休耕：y3=-31.475 x2+222.73 x+5 405.9

計算可得，干旱休耕時晚稻產(chǎn)量最高的石灰理論施用量為3 293 kg/hm2，晚稻理論最高產(chǎn)量為5 562 kg/hm2；淹水休耕時晚稻產(chǎn)量最高的石灰理論施用量為3 538 kg/hm2，晚稻理論最高產(chǎn)量為5 800 kg/hm2。

圖5 不同處理下的休耕稻田晚稻產(chǎn)量

2.5 休耕季水分管理與石灰施用條件下復種水稻稻米Cd含量的變化

測定晚稻稻米Cd含量結(jié)果表明（圖6），雙季稻種植對照（CK）的晚稻稻米Cd含量最高，淹水休耕（Y0）和干旱休耕（H0）皆可顯著降低稻米Cd含量，且稻米Cd含量皆隨石灰施用量的增加而下降。其中，干旱休耕下，石灰施用量高于4 500 kg/hm2時，稻米Cd含量不再下降；而淹水休耕下，石灰施用量為3 000 kg/hm2時，稻米Cd含量不再下降。表明淹水休耕條件下，Cd污染土壤修復式休耕的石灰最佳施用量為3 000 kg/hm2；而干旱休耕條件下Cd污染土壤修復式休耕的石灰最佳施用量為4 500 kg/hm2。干旱休耕下修復Cd污染稻田的最佳石灰施用量高于淹水休耕。建立石灰施用量（x，單位：103 kg/hm2）與晚稻稻米Cd含量（y4）的二次曲線方程：

計算可得，干旱休耕時晚稻稻米Cd含量最低的石灰理論施用量為5 120 kg/hm2，晚稻理論最低稻米Cd含量為0.124 2 mg/kg；淹水休耕時晚稻產(chǎn)量最高的石灰理論施用量為4 636 kg/hm2，晚稻理論最低稻米Cd含量為0.100 7 mg/kg。由此可見，干旱休耕下降低稻米Cd含量效果最高的石灰施用量高于淹水休耕，但其理論最低稻米Cd含量卻高于淹水休耕，表明淹水休耕條件下更有利于降低稻米Cd含量，并可減少石灰的用量。

圖6 不同處理下的休耕稻田晚稻稻米Cd含量

3 討 論

不同水分狀態(tài)下，土壤中重金屬的結(jié)合形態(tài)可互相轉(zhuǎn)化。淹水還原條件下，有機結(jié)合態(tài)Cd最穩(wěn)定；而氧化條件下，有機結(jié)合態(tài)Cd則被轉(zhuǎn)化為生物可利用的水溶態(tài)、可交換態(tài)或溶解絡(luò)合態(tài)而釋放到水中，并隨氧化還原電位的增大，釋放量增加[12]。淹水土壤中，Ca2+和Mg2+等鹽基離子對吸附點位的競爭、Cd2+與陰離子的配合、與可溶性有機質(zhì)的螫合，均會促進土壤對Cd的解吸，淹水后土壤中所發(fā)生的一系列物理、化學變化都將直接或間接地對Cd在土—水界面上的吸附和解吸過程產(chǎn)生影響[13-15]。研究結(jié)果表明，相同石灰用量下，休耕期進行淹水可顯著提高復種水稻后的土壤有機質(zhì)含量及陽離子交換量，其土壤有效態(tài)Cd含量也皆低于干旱處理，并可顯著降低稻米Cd含量。有研究表明，與通氣良好的土壤相比，淹水土壤中O2的減少，可降低有機質(zhì)的分解速率，從而導致有機質(zhì)的累積[16-17]，且長時期淹水能夠降低土壤鹽分及速效養(yǎng)分含量，增加土壤耕層有機質(zhì)含量[18]。表明休耕期進行淹水管理減緩了土壤有機質(zhì)的分解，淹水休耕土壤的有機質(zhì)含量高于干旱休耕土壤。而有機質(zhì)既可通過改變土壤負電荷量、pH等理化性質(zhì)以提高土壤對Cd的吸附；還因其具有大量的功能團，對Cd具有螯合作用，可導致Cd活性降低，且淹水后土壤有機質(zhì)累積，水穩(wěn)定性團聚體更加穩(wěn)定，對Cd的吸附增強；進行淹水還可降低土壤陽離子濃度，減小與Cd對膠體吸附的競爭，促進土壤膠體對Cd的吸附；但有機質(zhì)對土壤Cd的影響不穩(wěn)定，隨著有機質(zhì)的分解，吸附的Cd會釋放出來，并向交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化，提高Cd的活性[19-22]。由此可見，休耕期進行淹水和干旱管理，并通過影響有機質(zhì)的分解速度，進而影響到復種后土壤Cd的活性，淹水有利于Cd活性的降低，并可顯著降低復種水稻稻米Cd含量。

大量研究也表明，施用石灰可提高土壤pH值，降低Cd的有效性，減少水稻對Cd的吸收及向籽粒的運輸，施用石灰已成為修復稻田Cd污染的重要舉措之一[23-24]。研究結(jié)果表明，不管是干旱休耕還是淹水休耕，隨石灰施用量的增加，土壤pH值顯著增加，土壤有效態(tài)Cd含量下降，稻米Cd含量也顯著下降。休耕期施用石灰和水分管理不僅影響休耕季節(jié)的土壤理化性質(zhì)，對復種后水稻Cd吸收也具有相應(yīng)的作用，且二者間對土壤Cd生物有效性的影響呈加和作用，兩項措施之間不存在效果抵消，可以單項或組合實施。稻田酸性土壤施加生石灰后，土壤溶質(zhì)pH值升高將增加土壤膠體表面的負電荷容量，從而增強對重金屬陽離子的吸附能力；pH值的升高也會促進重金屬陽離子羥基態(tài)的形成，而羥基態(tài)金屬陽離子與土壤吸附點位的親和力高于自由陽離子，故有利于重金屬形成碳酸鹽等沉淀[25-26]。土壤中Ca含量的升高會降低砂質(zhì)土壤對Cd的吸附能力，增加Cd在土壤體系中的移動性[27-28]，施用石灰不僅可降低土壤有效態(tài)Cd含量，減少根系對Cd的吸收，還可提高水稻莖稈中的Ca含量，進而抑制Cd由根系向莖稈的轉(zhuǎn)移，以上兩者的共同作用抑制了水稻稻米Cd的積累[23]。

4 結(jié) 論

休耕期施用石灰和水分管理不僅影響休耕季節(jié)的土壤理化性質(zhì)，對復種后水稻Cd吸收也具有相應(yīng)的作用，且二者間對土壤Cd生物有效性的影響呈加和作用。相同石灰用量下，休耕期進行淹水可顯著提高復種水稻后的土壤有機質(zhì)含量及陽離子交換量，并顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量和稻米Cd含量。而隨石灰施用量的增加，土壤pH值顯著增加，土壤有效態(tài)Cd含量下降，稻米Cd含量也顯著下降。

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