兩種低鎘積累水稻鎘含量與土壤鎘的劑量-效應(yīng)關(guān)系及調(diào)控

黃 宇,廖 敏,葉照金,呂 婷

(浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院,浙江 杭州 310058)

兩種低鎘積累水稻鎘含量與土壤鎘的劑量-效應(yīng)關(guān)系及調(diào)控

黃 宇,廖 敏①,葉照金,呂 婷

(浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院,浙江 杭州 310058)

為探明低鎘積累水稻(OryzasativaL.)嘉33和秀水128在保障湖南湘陰地區(qū)鎘污染農(nóng)田生產(chǎn)功能上的應(yīng)用潛力,通過田間試驗(yàn)研究其對土壤鎘的含量效應(yīng)以及精米安全輸出的土壤鎘污染臨界值,同時探究土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量對精米鎘積累的影響。結(jié)果表明:這2種水稻精米中鎘積累量與土壤有效態(tài)鎘含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系,R2分別為0.982和0.978;基于GB 2715—2012《國家糧食和食品安全標(biāo)準(zhǔn)》,嘉33和秀水128精米可安全輸出的土壤有效態(tài)鎘臨界值分別為0.307和0.293 mg·kg-1。通過施用石灰和有機(jī)肥提高土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量均可降低土壤有效態(tài)鎘含量,減少土壤鎘向水稻植株的遷移及其在水稻精米中的積累;精米鎘積累量與土壤pH值和土壤有機(jī)質(zhì)含量存在顯著或極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。

水稻;鎘;劑量-效應(yīng);調(diào)控

目前,我國受重金屬污染的農(nóng)田面積約占耕地總面積的20%,其中輕、中度污染農(nóng)田分別占污染農(nóng)田總面積的46.7%和9.7%[1-4]。鎘(Cd)具有毒性強(qiáng)、遷移性大、易被作物吸收富集的特點(diǎn),是大米重金屬污染的重要類型之一[5-6]。因而,采取措施保障中、輕度鎘污染農(nóng)田糧食安全生產(chǎn)已成為研究熱點(diǎn)[7-8]。目前治理重金屬污染土壤的常用措施主要包括物理法、化學(xué)法和生物法等[9]。其中,利用水稻品種間對鎘吸收富集能力的基因型差異篩選和培育低鎘積累水稻品種被認(rèn)為是一項(xiàng)經(jīng)濟(jì)、長效的技術(shù)[10]。

已有研究表明,水稻對重金屬的吸收富集不僅取決于水稻品種和土壤重金屬含量,還受土壤類型、水肥管理、栽培方式以及耕作制度等因素的影響[11-13]。土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、陽離子交換量(CEC)等均是影響鎘遷移性和有效性的重要因素[14-15],通過合理措施調(diào)節(jié)土壤可以降低鎘的生物有效性,從而降低稻米中鎘的積累量。因此,研究在特定產(chǎn)地、特定栽培條件下稻米對土壤鎘的吸收積累規(guī)律,查明特定產(chǎn)地稻米鎘積累量對土壤因子的響應(yīng)顯得尤為重要。這對中、輕度鎘污染地區(qū)的水稻產(chǎn)地安全適宜性評價,以及通過采取合理調(diào)控措施進(jìn)一步擴(kuò)大低積累品種的適用范圍具有重要意義。

筆者以前期篩選所得的低鎘積累水稻品種嘉33和秀水128[16]為模式作物,選取湖南省湘陰縣6處中、輕度鎘污染農(nóng)田,通過田間試驗(yàn)探究當(dāng)?shù)貤l件下2個鎘低積累品種精米鎘積累量與土壤鎘含量之間的相關(guān)關(guān)系,并基于GB 2715—2012《國家糧食和食品安全標(biāo)準(zhǔn)》推算2種水稻精米安全輸出的土壤鎘臨界值,同時通過施用石灰和有機(jī)肥來調(diào)節(jié)土壤pH值或有機(jī)質(zhì)含量,探究土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量對精米鎘積累量的影響,以期為嘉33和秀水128在湘陰地區(qū)中、輕度鎘污染農(nóng)田的應(yīng)用推廣提供技術(shù)支撐和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)與供試材料

試驗(yàn)區(qū)設(shè)在湖南省東北部的湘陰縣(28°42′18.58″ N,112°55′36.98″ E),受灌溉水源和農(nóng)藥化肥中重金屬的影響,該地區(qū)農(nóng)田有不同程度的鎘污染。農(nóng)田土壤類型為潴育型水稻土,成土母質(zhì)為第四紀(jì)紅壤河湖沉積物。選取6處污染水平不同的農(nóng)田,分別位于新龍村、彭家、小橋村、棉種村1(棉1)、棉種村2(棉2)和農(nóng)科所,6處不同點(diǎn)位土壤基本理化性質(zhì)及土壤鎘含量見表1。

表1 不同試驗(yàn)區(qū)土壤基本理化性質(zhì)

Table 1 Physico-chemical properties of the test soils

試驗(yàn)區(qū)pH值w(有機(jī)質(zhì))/(g·kg-1)w(堿解氮)/(mg·kg-1)w(速效磷)/(mg·kg-1)w(有效鉀)/(mg·kg-1)w(全鎘)/(mg·kg-1)w(有效態(tài)鎘)/(mg·kg-1)新龍村5.6245.2783.8810.89163.050.3830.276彭家5.7232.1786.6712.74138.830.3880.302小橋村6.2135.28137.028.97204.040.4070.244棉15.7124.2564.1815.20149.460.5260.396棉26.1528.99103.4221.77200.110.6160.483農(nóng)科所5.9637.52125.5514.80176.750.8350.480

供試水稻品種為嘉33和秀水128,均屬于常規(guī)粳稻,全生育期均為156 d。供試石灰為熟石灰,采購于湖南岳陽,pH值為12.54,w(Cd)為0.372 mg·kg-1。供試有機(jī)肥采購于湖南長沙,主要原料為牛糞,經(jīng)微生物發(fā)酵加工而成,w(有機(jī)質(zhì))≥45%,w(N+P2O5+K20)≥5%,w(Cd)為0.253 mg·kg-1。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 采樣方法

6處不同污染水平農(nóng)田中分別種植嘉33和秀水128,2015年5月統(tǒng)一育秧,6月移栽,秧齡30 d。10月成熟期收獲,采集土壤和水稻樣品,水肥管理與當(dāng)?shù)亓?xí)慣一致。采樣時按照S形采樣法在田塊取5點(diǎn),采集0～20 cm耕作層土壤及稻穗混合。土樣在陰涼處風(fēng)干后研磨,分別過1和0.15 mm孔徑尼龍篩。稻穗風(fēng)干后脫離,經(jīng)礱谷機(jī)及碾米機(jī)除糙、出精,于70 ℃條件下烘干至恒重、粉碎。

1.2.2 試驗(yàn)設(shè)置

試驗(yàn)設(shè)3組處理,分別為對照組(CK)、施石灰處理組和施有機(jī)肥處理組。其中,施石灰處理組設(shè)4個水平:石灰施用量分別為30(L1)、60(L2)、90(L3)和120 kg·(667 m2)-1(L4);施有機(jī)肥處理組設(shè)4個水平:有機(jī)肥施用量分別為60(M1)、120(M2)、180(M3)和240 kg·(667 m2)-1(M4)。于施基肥前2周采用人工撒施的方式將石灰和有機(jī)肥均勻施入小區(qū),耙勻,使石灰和有機(jī)肥與耕層土壤充分混勻。每個處理水平設(shè)3個重復(fù),共計(jì)54個小區(qū),每個小區(qū)面積20 m2(4 m×5 m),隨機(jī)區(qū)組排列。小區(qū)之間采用泥埂隔離,用塑料薄膜覆蓋,并設(shè)排水溝。水稻成熟時在每個小區(qū)1個1 m2樣方收割地上部測產(chǎn)。

1.2.3 測定項(xiàng)目和方法

土壤有機(jī)質(zhì)、堿解氮、速效磷及有效鉀含量測定方法參照《土壤農(nóng)化分析》[17];土壤pH值采用電位法(水土質(zhì)量比為2.5∶ 1)測定。土壤Cd全量采用HNO3-HF消煮[18]，Cd有效態(tài)采用0.1 mol·L-1CaCl2浸提[19]，土壤中各形態(tài)鎘采用Tessier連續(xù)提取法[20]提取,分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài);水稻精米Cd含量采用微波消解〔V(HNO3)∶V(H2O2)=3∶ 1〕,上述浸提液均采用石墨爐原子吸收光譜法(PE-AA600)測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

用Excel 2016和SPSS 17.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,用Origin 8.1軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤鎘含量對水稻精米鎘積累的影響

6處農(nóng)田土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量以及嘉33和秀水128精米鎘積累量間的關(guān)系如圖1所示。嘉33和秀水128精米鎘積累量與土壤有效態(tài)鎘含量呈極顯著相關(guān)(P<0.01),R2分別達(dá)0.982和0.978;與田間土壤總鎘含量呈顯著正相關(guān)(P<0.05),R2分別為0.741和0.600。在推算嘉33和秀水128精米對鎘積累特征和稻米安全輸出的土壤臨界值時采用土壤有效態(tài)鎘含量作為變量更為合理。基于GB 2715—2012中鎘的限量標(biāo)準(zhǔn)(0.2 mg·kg-1),得到嘉33和秀水128稻米安全輸出的田間土壤鎘有效態(tài)含量臨界值分別為0.307和0.293 mg·kg-1。

圖1 精米鎘含量與田間土壤有效態(tài)鎘或總鎘間的關(guān)系

2.2 石灰和有機(jī)肥施用量對土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量的調(diào)節(jié)效果

水稻成熟期施加不同量的石灰和有機(jī)肥對土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量的影響見圖2。施加石灰顯著提高土壤pH值,與CK處理相比,L1、L2、L3和L4處理土壤pH值分別提高0.22、0.41、0.57和0.73,而增施有機(jī)肥處理土壤pH值與CK處理相比無顯著差異。對水稻成熟期土壤pH值增加量(y)和石灰施用量(x)進(jìn)行線性擬合,得出線性回歸方程為y=0.024+6.033x(R2=0.993)。水稻成熟期土壤pH值增加量與石灰施加量間呈顯著正相關(guān)關(guān)系。

土壤有機(jī)質(zhì)含量隨有機(jī)肥施用量的增加而增加,而施用石灰處理土壤有機(jī)質(zhì)含量與CK處理相比無顯著差異。與對照相比,M1、M2、M3和M4處理土壤有機(jī)質(zhì)含量分別比CK處理提高0.37%、1.03%、1.94%和4.54%,其中，有機(jī)肥M3和M4處理土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著高于CK處理。對水稻成熟期土壤有機(jī)質(zhì)增加百分比(y)與有機(jī)肥施用量(x)進(jìn)行擬合,得出回歸方程為y=0.119-4.678x+93.45x2(R2=0.965),土壤有機(jī)質(zhì)增加量與有機(jī)肥施用量間呈顯著正相關(guān)關(guān)系。

CK為對照,L1～L4表示石灰施用量分別為30、60、90和120 kg·(667 m2)-1;M1～M4表示有機(jī)肥施用量分別為60、120、180和 240 kg·(667 m2)-1。直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

2.3 石灰和有機(jī)肥施用對水稻精米鎘積累的影響

石灰和有機(jī)肥施用對水稻精米鎘積累的影響見表2。 CK處理(棉1)試驗(yàn)區(qū)種植的嘉33和秀水128精米w(Cd)分別為0.246 和0.255 mg·kg-1。這說明當(dāng)農(nóng)田鎘污染較重時直接種植嘉33和秀水128不能實(shí)現(xiàn)稻米安全生產(chǎn)的要求。但通過增施石灰調(diào)節(jié)土壤pH值后,2個品種的精米鎘含量均有不同程度的降低,L1～L4處理嘉33精米鎘含量較對照下降10.98%～23.58%,秀水128下降12.55%～25.10%,其中L3和L4處理2個品種的精米鎘含量低于0.2 mg·kg-1,此時土壤pH值分別提高到6.48和7.44。通過增施有機(jī)肥調(diào)節(jié)土壤有機(jī)質(zhì)含量后,嘉33和秀水128精米鎘含量也均隨有機(jī)肥施用量增加而降低。與CK處理相比,M1～M4處理嘉33精米w(鎘)降低3.66%～19.92%,秀水128降低4.31%～18.43%,其中M4處理嘉33精米w(鎘)為0.197 mg·kg-1,達(dá)到國家標(biāo)準(zhǔn)限量值的要求,此時土壤w(有機(jī)質(zhì))提高到25.35 g·kg-1。

表2 施加石灰和有機(jī)肥對水稻精米鎘含量的影響

Table 2 Effects of liming and organic manure application on Cd content in polished rice

材料處理w(Cd)/(mg·kg-1)嘉33秀水128石灰CK0.246±0.024a0.255±0.036aL10.219±0.006ab0.233±0.023abL20.204±0.010bc0.208±0.019bcL30.196±0.014bc0.193±0.014bcL40.188±0.017c0.191±0.012c有機(jī)肥CK0.246±0.024a0.255±0.036aM10.237±0.013ab0.244±0.018abM20.227±0.016abc0.234±0.015abM30.209±0.007bc0.218±0.010abM40.197±0.020c0.208±0.021b

CK為對照,L1～L4表示石灰施用量分別為30、60、90和120 kg·(667 m2)-1;M1～M4表示有機(jī)肥施用量分別為60、120、180和240 kg·(667 m2)-1。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理組間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

2.4 施用石灰和有機(jī)肥對土壤有效態(tài)鎘及鎘形態(tài)分配的影響

在施用石灰和有機(jī)肥調(diào)節(jié)土壤pH值和土壤有機(jī)質(zhì)過程中土壤有效態(tài)鎘含量產(chǎn)生明顯變化(圖3)。施用石灰處理顯著降低土壤有效態(tài)鎘含量,且有效態(tài)鎘含量隨石灰施用量的增加而下降。L1、L2、L3和L4處理土壤有效態(tài)鎘含量較CK處理分別下降8.59%、15.66%、19.19%和22.73%。增施有機(jī)肥土壤有效態(tài)鎘含量也隨有機(jī)肥施用量的增加呈下降趨勢,但有機(jī)肥施用量較少的M1和M2處理與CK處理間無顯著差異,M3和M4處理較CK處理顯著降低,降幅分別為9.34%和15.15%。

選取CK、L4和M4處理作Tessier連續(xù)浸提,探究增施石灰和有機(jī)肥對土壤鎘形態(tài)分配的影響(圖4)。L4和M4處理土壤中可交換態(tài)鎘比例明顯降低,同時生物有效性較低的土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)鎘比例呈增加趨勢。施用石灰后,土壤可交換態(tài)含量鎘占土壤總鎘含量的比例較對照下降19.84%,而碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)則分別增加5.19%、8.94%和5.89%。施用有機(jī)肥后土壤可交換態(tài)鎘含量占土壤總鎘含量的比例較對照下降8.80%,而生物有效性較低的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)則分別增加2.45%、1.78%和4.36%。可見，增施石灰和有機(jī)肥后土壤有效態(tài)鎘向碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)鎘轉(zhuǎn)化,減少土壤鎘向水稻植株的遷移及其在水稻精米中的積累。

CK為對照,T1～T4表示石灰施用量分別為30、60、90和120 kg·(667 m2)-1。直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

CK為對照,L4表示石灰施用量為120 kg·(667 m2)-1; M4表示有機(jī)肥施用量為240 kg·(667 m2)-1。

2.5 水稻精米鎘積累與土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量的相關(guān)性

表3是水稻精米鎘積累與土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量間的相關(guān)性。土壤有效態(tài)鎘含量與pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)。同時,水稻精米鎘積累量與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。這說明土壤pH值是影響土壤鎘有效性和水稻精米鎘積累的重要因子,提升pH值可顯著降低土壤有效態(tài)鎘含量,進(jìn)而減少水稻對土壤鎘的吸收和精米中鎘的積累。

表4為水稻嘉33和秀水128精米鎘積累與土壤有機(jī)質(zhì)間的相關(guān)性。土壤有效態(tài)鎘與土壤有機(jī)質(zhì)含量呈極顯著負(fù)相關(guān),相關(guān)系數(shù)達(dá)-0.878,說明增施有機(jī)肥可提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，也可有效降低土壤有效態(tài)鎘含量。另外,嘉33、秀水128精米鎘積累量與土壤有機(jī)質(zhì)含量也呈顯著負(fù)相關(guān),相關(guān)系數(shù)分別為-0.563和-0.534,這也說明土壤有機(jī)質(zhì)是影響土壤鎘有效性和水稻精米鎘積累的另一重要因子,提高土壤有機(jī)質(zhì)也可降低土壤有效態(tài)鎘含量,進(jìn)而減少水稻對土壤鎘的吸收和精米中鎘的積累。

表3 施用石灰后水稻精米鎘積累與不同土壤因子間的相關(guān)系數(shù)

Table 3 Correlations among Cd contents of polished rice and different soil factors under liming application

指標(biāo) 秀水128精米鎘含量土壤pH值土壤有機(jī)質(zhì)含量土壤有效態(tài)鎘含量嘉33精米鎘含量0.751**-0.790**0.0940.759**秀水128精米鎘含量-0.814**0.1740.789**土壤pH值-0.093-0.878**土壤有機(jī)質(zhì)含量0.016

**表示在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)。

表4 施用有機(jī)肥后水稻精米鎘積累與不同土壤因子間的相關(guān)系數(shù)

Table 4 Correlations among Cd contents of polished rice and different soil factors under organic manure application

指標(biāo) 秀水128精米鎘含量土壤pH值土壤有機(jī)質(zhì)含量土壤有效態(tài)鎘含量嘉33精米鎘含量0.716**-0.576*-0.563**0.630*秀水128精米鎘含量-0.474-0.534*0.589*土壤pH值-0.250-0.261土壤有機(jī)質(zhì)含量-0.875**

*表示在0.05水平(雙側(cè))上顯著相關(guān),**表示在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)。

3 討論

土壤重金屬安全臨界值指既不降低農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量和生物學(xué)質(zhì)量,也不引起地表水、地下水污染的土壤重金屬元素最大含量[21],可作為作物產(chǎn)地安全適宜性評價和農(nóng)田重金屬風(fēng)險評估的參考依據(jù),對于作物的安全生產(chǎn)具有重要意義。以往研究多以土壤重金屬全量來表征重金屬安全臨界值[11,21],但作物對重金屬的吸收富集受土壤重金屬形態(tài)、作物品種、土壤理化性質(zhì)等多種因素的影響,因此，用土壤重金屬全量來表征重金屬安全臨界值往往存在較大誤差[19]。該研究發(fā)現(xiàn)水稻嘉33和秀水128精米鎘積累量與土壤有效態(tài)鎘含量存在較好的線性劑量-效應(yīng)關(guān)系,說明土壤鎘有效態(tài)含量能很好地反映水稻精米對鎘的積累,因此采用土壤鎘有效態(tài)含量來表征重金屬安全臨界值更具指導(dǎo)意義。嘉33和秀水128的土壤有效態(tài)鎘安全臨界值分別為0.307和0.293 mg·kg-1。當(dāng)土壤有效態(tài)鎘含量超過上述安全臨界值時，需要配合提高土壤pH值或有機(jī)質(zhì)含量等措施以降低土壤有效態(tài)鎘含量,才能實(shí)現(xiàn)水稻的安全生產(chǎn)。

土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量是影響土壤鎘存在形態(tài)和生物有效性的最活躍的2個因素[22]。 施用石灰會使土壤pH值升高,一方面土壤膠體和黏粒表面負(fù)電荷增加,另一方面有助于鎘離子形成羥基化鎘離子(CdOH+),比Cd2+更容易被土壤吸附,兩者協(xié)同作用下導(dǎo)致更多鎘離子被土壤表面吸附[13-14]。此外,土壤pH值升高還有利于鎘的氫氧化物和磷酸鹽、碳酸鹽沉淀的形成,上述作用綜合結(jié)果導(dǎo)致土壤鎘有效性顯著降低[23]。L1～L4處理土壤pH值比CK處理提高0.22～0.73,土壤有效態(tài)鎘含量比對照下降8.59%～22.73%,嘉33和秀水128的精米鎘積累量分別下降10.98%～23.58%和12.55%～25.10%,特別是L3和L4處理2個品種的精米鎘含量降至0.2 mg·kg-1以下,有助于在總鎘水平較高的土壤上實(shí)現(xiàn)精米的安全輸出。石灰施用調(diào)節(jié)土壤pH值的同時土壤中鎘的賦存形態(tài)發(fā)生了顯著改變,如L4處理土壤可交換態(tài)鎘含量比CK處理下降19.84%,碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量則分別增加5.19%、8.94%和5.89%,鎘由活性高的形態(tài)向活性低的形態(tài)轉(zhuǎn)化,生物有效性顯著降低,減少鎘向水稻地上部分遷移,降低水稻精米鎘積累量。這說明通過調(diào)控土壤pH值可減少水稻對土壤鎘的吸收和精米中鎘的積累,實(shí)現(xiàn)鎘污染土壤稻米的安全生產(chǎn)。

土壤有機(jī)質(zhì)是另一影響植物對重金屬吸收固定和積累的重要土壤理化因子[24]。這是因?yàn)橥寥烙袡C(jī)質(zhì)含有大量官能團(tuán)和較大的比表面積,其中的小分子有機(jī)酸、腐殖酸等能與土壤中的鎘形成穩(wěn)定的絡(luò)合物,從而降低鎘的有效性,減少土壤鎘向植物地上部分遷移[25-30]。此外,有機(jī)質(zhì)可以影響鎘在水稻體內(nèi)的分配,增加鎘在水稻莖、葉中的分布,減少稻米中鎘積累量[25-27]。提高土壤有機(jī)質(zhì)有利于降低水稻精米中鎘積累,M1～M4處理土壤有機(jī)質(zhì)含量增加0.37%～4.54%,同時嘉33和秀水128精米鎘含量分別降低3.66%～19.92%和4.31%～18.43%,特別是M4處理嘉33精米鎘含量為0.197 mg·kg-1,達(dá)到國家標(biāo)準(zhǔn)限量值的要求。另外,嘉33和秀水128的精米鎘含量與土壤有機(jī)質(zhì)含量之間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系,施用一定量的有機(jī)肥在提高土壤有機(jī)質(zhì)的同時也可以有效降低水稻精米鎘積累量。

低鎘積累水稻嘉33和秀水128在湘陰地區(qū)輕度鎘污染農(nóng)田上具有保障安全生產(chǎn)的應(yīng)用潛力,嘉33和秀水128安全生產(chǎn)的土壤有效態(tài)鎘含量臨界值分別為0.307和0.293 mg·kg-1。此外，嘉33和秀水128精米鎘積累量與土壤有效態(tài)鎘含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系,提高土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量有利于土壤鎘從生物有效性高的形態(tài)向生物有效性低的形態(tài)轉(zhuǎn)化,減少土壤鎘向水稻植株的遷移,從而降低水稻精米鎘積累量。就L3處理而言,當(dāng)土壤pH值提高到6.48以上,土壤總鎘為0.526 mg·kg-1的耕地上仍可實(shí)現(xiàn)稻米的安全輸出。

4 結(jié)論

(1) 在湘陰地區(qū),低鎘積累水稻品種嘉33和秀水128精米鎘積累量與土壤有效態(tài)鎘含量呈極顯著正相關(guān),與土壤總鎘含量間相關(guān)性不顯著?；贕B 2715—2012《國家糧食和食品安全標(biāo)準(zhǔn)》,嘉33和秀水128稻米安全輸出的土壤有效態(tài)鎘臨界值分別為0.307和0.293 mg·kg-1。

(2) 增施石灰和有機(jī)肥提高土壤pH值或土壤有機(jī)質(zhì)含量可以有效降低土壤有效態(tài)鎘含量,促進(jìn)土壤鎘從生物有效性較高的形態(tài)(交換態(tài))向有效性較低的形態(tài)(碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài))轉(zhuǎn)化,減少土壤鎘向水稻植株的遷移,降低水稻精米中鎘的積累。就L3處理而言,當(dāng)土壤pH值提高到6.48以上,土壤總鎘為0.526 mg·kg-1的耕地上仍可實(shí)現(xiàn)稻米的安全輸出。

(3)嘉33和秀水128與土壤pH值和土壤有機(jī)質(zhì)含量調(diào)控相結(jié)合,可在中、輕度鎘污染水平農(nóng)田上實(shí)現(xiàn)水稻精米的安全輸出,該成果將有助于推動湘陰地區(qū)鎘污染土壤的農(nóng)業(yè)安全利用和生產(chǎn)功能的恢復(fù)。

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(責(zé)任編輯： 陳 昕)

Cd Concentrations in Two Low Cd Accumulating Varieties of Rice and Their Relationships With Soil Cd Content and Their Regulation Under Field Conditions.

HUANGYu,LIAOMin,YEZhao-jin,LüTing

(College of Environmental & Resource Sciences, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China)

In order to assess production potential of two low Cd accumulating varieties (OryzasativaL. Jia-33 and Xiushui-128) of rice in Cd contaminated paddy fields in Xiangyin of Hunan, a field experiment was conducted to explore relationship of Cd content in rice with soil Cd concentration, threshold of soil Cd concentration for safety production of polished rice, and impacts of soil pH and soil organic matter content on Cd concentration in polished rice. Results show that Cd concentrations in polished rice of both cultivars (Jia-33 and Xiushui-128) were significantly and positively related to concentration of soil available Cd in the paddy field with correlation coefficient being 0.982 and 0.978, respectively. According to the criteria in the National Standard for Grains and Food Safety (GB 2715-2012), the threshold of soil available Cd for safety production of Jia-33 and Xiushui-128 was 0.307 and 0.293 mg·kg-1, respectively. Increased soil pH and content of soil organic matter by liming and application of organic manure reduced the content of soil available Cd in the paddy field, and hence uptake, transport and accumulation of Cd in rice. Pearson analysis reveals that Cd accumulation in polished rice was significantly and negatively related to soil pH and content of organic matter, which indicates that the two are important factors regulating cadmium accumulation in polished rice.

rice; cadmium; dose-dependent effect; regulation

2016-08-15

農(nóng)業(yè)部公益性行業(yè)科研專項(xiàng)(201203045)

X53

A

1673-4831(2017)08-0748-07

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.08.011

黃宇(1990—),男,湖南株洲人,碩士生,主要從事土壤化學(xué)及土壤修復(fù)研究。E-mail: huangyuyuer@126.com

① 通信作者E-mail: liaomin@zju.edu.cn