水稻根茬還田對土壤及稻米中鎘累積的影響

石含之 ，江棋 *，劉帆，文典 ，黃永東 ，鄧騰灝博 ，王旭 ，徐愛平 ，李富榮 ，吳志超 ，李梅霞 ，彭錦芬 ，杜瑞英 **

1. 廣東省農業(yè)科學院農業(yè)質量標準與監(jiān)測技術研究所，廣東 廣州 510640；2. 農業(yè)農村部農產品質量安全風險評估實驗室（廣州），廣東 廣州 510640；3. 農業(yè)農村部農產品質量安全檢測與評價重點實驗室，廣東 廣州 510640；4. 廣東省農業(yè)環(huán)境與耕地質量保護中心（廣東省農業(yè)農村投資項目中心），廣東 廣州 510640

最新的全國污染狀況調查公報顯示，Cd是中國耕地重金屬污染元素之首，超標率高達7.0%（陳能場等，2017）。紅壤主要分布在中國南方地區(qū)，受成土母質及南方工業(yè)發(fā)展的影響，Cd污染問題尤為突出（張小敏等，2014；陳瑩等，2021)。

根茬還田是秸稈還田的常見方式之一。根茬還田可以改善土壤的透氣性，提高土壤的團粒結構及增加土壤有機質等養(yǎng)分含量（悅飛雪等，2018）。但水稻根茬還田會對土壤中 Cd形態(tài)及作物中 Cd積累造成影響。已有研究顯示，水稻根茬還田促進了土壤中Cd向穩(wěn)定形態(tài)的轉化，降低了Cd生物有效性, 從而減少了作物對Cd累積（楊蘭等，2015）。但也有研究發(fā)現，根茬還田有可能提高作物對 Cd的吸收富集（張晶等，2013）。水稻吸收的Cd，絕大部分集中在根部，根部 Cd含量一般為土壤 Cd的5—10倍（趙步洪等，2006）。在中國很多地區(qū)，人們在種植下一季水稻時，并不會把上季的水稻根茬挖出。這表明將Cd污染的根茬還田時，存在二次污染的風險。然而，不同劑量的水稻根茬還田對土壤-植物體系中造成的Cd污染風險尚不清楚。

土壤中Cd的生物有效性、毒性及可遷移性不是由其總量決定，而是由其形態(tài)決定（丁園等，2021；肖亮亮等，2019）。各形態(tài)中，有效態(tài) Cd活性高，可被植物及微生物直接吸收利用。常見的土壤有效態(tài)重金屬含量測定方法有CaCl2提取法，因其操作簡單且能很好地評價土壤重金屬有效性而廣受關注。但此提取方法易受土壤理化性質如pH值、鐵/錳氧化物等的影響，同時缺乏對提取過程中重金屬再吸附與再分配問題的考慮（Chomchoei et al.，2002；Ding et al.，2013；Tian et al.，2018）。薄膜梯度擴散技術（DGT）是近年發(fā)展起來的一種快速評價重金屬生物有效性的方法。該方法通過模擬金屬離子在土壤中的擴散與固液界面的再釋放過程，能較真實地反映土壤中重金屬的有效性（黃界潁等，2020）。有研究表明，與傳統(tǒng)的 Cd有效態(tài)提取法相比，DGT方法能更好地評估土壤中Cd的生物有效性（Luo et al.，2021；陳靜等，2014；鄂倩等，2020）。然而也有研究發(fā)現，DGT法提取的有效態(tài)Cd含量與植物體內Cd含量無顯著相關性（Almas et al.，2006；Soriano et al.，2010）。因此，DGT方法在評價土壤中Cd有效性的適用性上還有待進一步探討。

基于此，本研究選取中國南方地區(qū)典型的地帶性土壤——紅壤，設計不同添加量的含Cd水稻根茬，采用盆栽試驗方式，（1）研究不同劑量的水稻根茬還田對土壤有效態(tài)Cd、水稻Cd的影響；（2）比較CaCl2和DGT兩種土壤有效態(tài)Cd的提取方法；（3）探討紅壤中有效態(tài)Cd、稻米Cd的影響因素。本研究可為調控紅壤中有效態(tài)Cd含量及指導實際生產中水稻根茬還田量提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試植物為水稻，品種為粵香占。供試土壤為紅壤，采自廣東省英德市董塘鎮(zhèn)的Cd污染農田。土壤的基本理化性質如表1所示，土壤 pH值為6.06，總鎘質量分數為0.47mg·kg?1，超過《土壤環(huán)境質量農用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018，≤0.3mg·kg?1）。DGT 膜購置于農業(yè)農村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，水稻根采自于廣東韶關 Cd污染農田，水稻根中Cd質量分數為10.8 mg·kg?1。

表1 供試土壤基本理化性質Table 1 Basic physico-chemical properties of tested soil

1.2 試驗設計及樣品采集

水稻盆栽試驗于2020年8—12月在廣東省農業(yè)科學院農業(yè)質量標準與監(jiān)測技術研究所盆栽場進行。試驗共設置4個處理，分別為：（1）CK，不添加水稻根茬；（2）RT-1，水稻根茬添加量為0.24%（水稻根茬與土壤質量比，下同）；（3）RT-2，水稻根茬添加量為0.48%；（4）RT-3，水稻根茬添加量為0.72%。每個處理設置3個重復。供試土壤經自然風干、過2 mm篩后，裝于PVC盆中（長25 cm，寬20 cm，高28 cm），每個盆中放置5 kg土壤。水稻根系剪碎至0.5 cm后，加入土壤并攪拌均勻，調節(jié)土壤含水量至田間持水量的60%。土壤平衡一個月后，8月底選取長勢一致的水稻幼苗進行移栽，每個盆中種植兩棵水稻。種植過程中的管理方式與當地種植及管理方式保持一致。

2020年12 月中旬采集土壤及水稻樣品。水稻成熟后，采用土鉆按五點取樣法分別在每個盆中采集表層0—20 cm深土樣，混勻風干后分別過1.00 mm和0.15 mm尼龍篩，保存?zhèn)溆?。水稻植株連根部整株取出，再采集水稻根及其籽粒。用自來水將水稻根部、籽粒沖洗干凈，放入 90 ℃烘箱中殺青20 min，再于60 ℃下烘干至恒定質量。干燥后的植物樣品，磨后過0.15 mm尼龍篩，用塑料封口袋保存。

1.3 測定指標與方法

土壤pH值按照水土比2.5?1，加入去二氧化碳的超純水，振蕩2 h，靜置0.5 h，用pH計測定（魯如坤，2000）。土壤總有機質采用硫酸-重鉻酸鉀外加熱法測定（鮑士旦，2000）。土壤及植物樣品中總 Cd含量的測定：土壤使用 HNO3、HClO4、HF混合酸進行消解；稻米、稻根采用濃 HNO3、HClO4混合酸進行消解。ICP-MS測定土壤及植物樣品中Cd含量（文典等，2018）。分別采用0.01 mol·L?1CaCl2（田衍等，2019）和 DGT 兩種方法提取土壤中有效態(tài)元素，ICP-MS測定浸提液中Cd、Fe、Mn含量（貴州省市場監(jiān)督管理，2019；鄂倩等，2020）。

土壤重金屬測定選用國家標準物質GBW07405（GSS-5）進行質量控制。水根、稻米測定選用國家標準物質進行質量控制 GBW10010a（GSB-1a）。

1.4 數據分析

應用SPSS 22.0對所有測得的數據進行顯著差異性分析及 Pearson相關性分析； SigmaPlot 12.0進行繪圖。

2 結果與分析

2.1 水稻根茬還田對土壤有效態(tài)Cd的影響

不同劑量水稻根茬還田，土壤有效態(tài)Cd質量分數變化如圖1所示。隨根茬添加量增加，土壤CaCl2-Cd質量分數先降低后增加。RT-1、RT-2處理與對照間差異不顯著。RT-3處理中，土壤有效態(tài)Cd質量分數較對照顯著增加 88.2%（P<0.05）。DGT-Cd質量分數的變化趨勢與CaCl2-Cd質量分數的變化趨勢一致。RT-1處理下DGT-Cd質量分散與對照間無顯著性差異。RT-2、RT-3處理中DGT-Cd質量分數較對照顯著增加8.2%、14.4%（P<0.05）。試驗結果表明，當根茬還田量大于或等于0.48%時，土壤有效態(tài)Cd質量分數較對照顯著提高，導致土壤中Cd污染風險增加。

圖1 不同處理對土壤有效態(tài)Cd的影響Figure 1 Effects of different treatments on available Cd in soil

2.2 水稻根茬還田對稻根、稻米中Cd含量的影響

不同劑量水稻根茬還田下，稻根與稻米中 Cd質量分數變化如圖2所示。RT-1、RT-2和RT-3中稻根Cd質量分數較對照分別顯著提高2.0、2.5和4.0倍。

圖2 不同處理下水稻根與稻米中鎘質量分數Figure 2 Cd contents in root and rice under the different treatments

稻米Cd質量分數隨根茬還田量增加呈現先降低后增加的現象。其中，RT-1處理下稻米中Cd質量分數顯著降低，降幅為 30.6%（P<0.05）；RT-2處理下稻米中Cd質量分數與對照間無顯著性差異；RT-3處理下稻米 Cd質量分數較對照顯著增加54.2%（P<0.05）。各處理下稻米中Cd質量分數均明顯超過《食品安全國家標準食品中污染物限量》（GB 2762—2017，<0.2 mg·kg?1）2.0—5.0 倍。

2.3 水稻根茬還田對土壤pH值、有機質含量影響

不同處理中，土壤pH值和總有機質質量分數變化如表2所示。隨水稻根茬還田量的增加，土壤pH值呈現先增加后降低的趨勢，但各處理中土壤pH值均與CK無顯著性差異。RT-3處理下土壤pH值較RT-1處理下土壤pH值顯著降低（P<0.05）。對照及添加水稻根茬的各處理中，土壤總有機質質量分數無顯著差異。

表2 不同處理對土壤pH值、有機質影響Table 2 Effects of different treatments on soil pH and SOM

2.4 水稻根茬還田對土壤總Cd及Fe、Mn有效性的影響

不同劑量水稻根茬還田下，土壤總Cd及有效態(tài)Fe、Mn的質量分數變化如表3所示。與CK相比，土壤中總Cd質量分數隨稻根添加量的增加而均略有增加。除RT-1處理中，DGT提取的土壤有效態(tài) Fe與對照無顯著差異；其余處理中，兩種方法提取的土壤有效態(tài) Fe質量分數較對照均顯著降低，降幅為4.6%—29.9%。僅CaCl2提取法的RT-1處理中，土壤有效態(tài)Mn質量分數較對照顯著下降22.4%，其余處理間有效態(tài) Mn質量分數與對照間無顯著性差異。

表3 不同處理對土壤總Cd及有效態(tài)Fe、Mn的影響Table 3 Effects of different treatments on the total Cd and available Fe, Mn in soil

2.5 水稻中Cd與土壤性質及有效態(tài)元素的相關性分析

水稻中Cd與土壤性質及有效態(tài)元素的相關性分析如表4所示。DGT-Cd、CaCl2-Cd與水稻根部及稻米 Cd呈極顯著正相關，相關系數分別為rDGT-Root=0.878（P<0.01）、rCaCl2-Root=0.862（P<0.01）和rDGT-Rice=0.848（P<0.01）、rCaCl2-Rice=0.904（P<0.01）。DGT與 CaCl2方法提取的土壤有效態(tài) Cd間呈極顯著正相關（r=0.904，P<0.01）。且 DGT和CaCl2提取的土壤有效態(tài)Cd與稻米Cd相關性系數接近，分別為 0.848（P<0.01）和 0.904（P<0.01），表明DGT是預測Cd生物有效性的理想方法。稻米Cd與土壤pH、有機質呈顯著負相關，表明土壤pH、有機質會影響稻米Cd的富集；DGT-Fe與DGT-Cd、CaCl2-Cd、水稻根部 Cd呈極顯著負相關，相關系數分別為rDGT-Fe-DGT-Cd= ?0.896（P<0.01）、rDGT-Fe-CdCl2-Cd= ?0.901（P<0.01）、rDGT-Fe-Root-Cd=?0.968（P<0.01），與稻米Cd中含量均呈顯著負相關，表明土壤有效態(tài)Fe可通過影響土壤Cd有效性進而影響水稻對Cd的吸收。

表4 稻米、稻根Cd含量與土壤pH、有機質及有效態(tài)元素相關性Table 4 Correlation of Cd contents in rice, root and soil pH, SOM and available elements

3 討論

不同添加量水稻還田對土壤有效態(tài) Cd、稻米Cd的影響不同。以往研究表明，秸稈還田會顯著增加土壤和水稻植株中Cd含量。Bai et al.（2013）發(fā)現施用0.5%的麥草秸稈后，水稻植株中Cd的含量對應增加了120%。湯文光等（2015）發(fā)現長期秸稈還田后糙米Cd含量和Cd累積量分別顯著提高了20.8%和38.7%。本研究結果顯示，當根茬還田量為 2.4 g·kg?1時，稻米中 Cd含量低于對照處理；當根茬還田量為 4.8 g·kg?1時，稻米中 Cd含量與對照處理無顯著差異；當還田量為7.2 g·kg?1時，稻米中Cd含量顯著高于對照處理。說明在本研究區(qū)土壤中，根茬還田量4.8 g·kg?1是臨界值，當根茬還田量高于臨界值時，會加劇稻米Cd污染。因此，在Cd污染農田進行根茬還田時，應考慮根茬中的Cd帶來的二次污染。

本研究結果表明，DGT和CaCl2提取的土壤有效態(tài)Cd與稻米Cd相關性系數接近，分別為0.848和0.904（P<0.01）。鄂倩等（2020）的研究結果顯示，DGT和CaCl2提取的土壤有效態(tài)Cd與稻米Cd含量呈顯著相關，相關系數分別為0.765和0.692。與本研究結果稍有不同的是，本研究發(fā)現CaCl2提取的土壤有效態(tài)Cd與稻米Cd的相關系數略高于DGT法，可能由田間水分管理模式、水稻品種、土壤性質等差異造成。CaCl2提取土壤有效態(tài)Cd是當前認可度較高的一種方法（Ma et al.，2020；Luo et al.，2021）。本研究結果顯示，DGT與CaCl2提取的土壤有效態(tài) Cd間呈極顯著正相關，r=0.904（P<0.01），且均與稻米Cd之間存在極顯著正相關關系，說明DGT也是紅壤中有效態(tài)Cd測定的較理想方法。

稻米Cd含量與土壤中pH和有機質含量呈顯著負相關（r=0.723，P<0.05；r=0.742，P<0.05）。土壤pH值與有機質是影響土壤重金屬有效性的重要因子。土壤pH升高，羥基和Cd離子共沉淀，降低土壤溶液中Cd的濃度（Tahervand et al.，2016；李志濤等，2017）。有機質上含有羥基、羧基等官能團，可以吸附土壤溶液中的Cd，降低Cd的生物有效性（Guo et al.，2006）。本研究結果顯示pH、有機質與土壤有效態(tài)Cd均無相關性，但與稻米中Cd呈極顯著正相關?？赡茉蚴牵琾H和有機質的變化并未對土壤有效態(tài)Cd產生直接影響，可能通過影響土壤中其他形態(tài)Cd，進而影響Cd在稻米中的富集。

稻米Cd與土壤中有效態(tài)Fe呈顯著負相關（r=?0.817，P<0.05），與土壤有效態(tài) Mn之間無相關性。已有研究表明，土壤有效態(tài)Fe、Mn與稻米Cd無顯著相關性（李慧敏等，2018）。根茬在土壤中分解產生有機酸，可還原溶解土壤中的鐵氧化物，結合在鐵氧化物上的Cd會釋放到土壤中（Keiluweit et al.，2015）。本研究結果顯示，稻米Cd與土壤有效態(tài) Fe呈顯著負相關。本研究結果顯示，隨根茬還田量逐漸增加，土壤中有效態(tài)鐵的質量分數逐漸下降。土壤中有機質與鐵氧化物存在復雜的相互作用。一方面有機物可以防止鐵氧化物由晶型結構向非晶型轉變；另一方面，鐵氧化物可以保持有機質不被分解（Noellemeyer et al.，2008；Fernandez et al.，2010)。本試驗結果顯示，隨根茬量逐漸增加，土壤有效態(tài) Fe下降的幅度逐漸增加，說明有機質的加入提高了鐵氧化物的穩(wěn)定性，鐵氧化物向非晶型結構的轉化降低。同時，有機質與稻米Cd呈負相關，說明有機物絡合土壤中Cd，從而降低水稻對Cd的吸收。綜上，外源有機質在土壤中對Cd的吸附作用大于其還原溶解鐵氧化物釋放Cd的作用。

4 結論

（1）在中輕度 Cd污染土壤中，當水稻根茬還田量高于4.8 g·kg?1時，會增加土壤及稻米Cd污染風險。

（2）影響稻米Cd的因素有pH、有機質、土壤有效態(tài)Cd及有效態(tài)Fe。pH、有機質通過影響土壤中其他形態(tài)的Cd，進而影響稻米中Cd累積；有機質對土壤中Cd的吸附作用，大于其還原溶解土壤中金屬氧化物的作用。

（3）DGT提取的土壤有效態(tài)Cd分別與CaCl2提取的土壤有效態(tài)Cd、稻米 Cd呈極顯著正相關，表明DGT是預測紅壤中Cd生物有效性的理想方法。