不同調控措施對土壤-水稻系統(tǒng)中鎘累積與轉運的影響

陳 昂，陳武瑛，熊 浩，羅香文，李凱龍，羅 杰，李宗云

（湖南省植物保護研究所，湖南 長沙 410125）

0 引言

【研究意義】隨著現(xiàn)代工業(yè)的發(fā)展，大量含有鎘（Cd）的廢氣、廢水因冶煉、采礦等進入環(huán)境中。通過食物鏈的富集作用，Cd 在人體內蓄積并對人體造成危害，引發(fā)癌癥、痛痛病和糖尿病等病癥[1]。因湖南的鎘大米事件，水稻鎘污染超標事件備受關注。而早在21 世紀初期就有報告指出我國生產的水稻中約有10%存在Cd 含量超標的問題[2]。2013 年廣西地區(qū)鎘污染超標1.3 倍，賀江流域魚群大量死亡[3]。2013 年廣東省食品藥品監(jiān)督局多次批評報道了稻米產品中Cd 含量高于國家食品安全標準限制[2]。直至目前，大米中Cd 含量超標問題依舊沒有得到有效解決，稻米Cd 超標已經成為我國糧食安全的大問題[4]。【前人研究進展】在廣西、南京、湖南等重金屬污染嚴重的地區(qū)，大量關于農田重金屬污染的治理研究已經展開，研究結果表明這些地區(qū)的Cd 污染嚴重超標，應當加強對農田重金屬Cd 污染控制技術的開發(fā)和研究[5?7]。在農田重金屬污染狀況不容樂觀的背景下，重金屬污染來源解析已成為研究熱點。有研究表明農田重金屬Cd 污染輸入的主要途徑包括大氣沉降、生活污水、商品肥和有機肥料等[8?12]。劉紅恩等的研究表明，污水灌溉區(qū)土壤中重金屬含量遠遠高出清潔水灌溉[13]。Wu 等的田間試驗研究表明施用豬糞能增加表層土壤Cd 濃度，但秸稈還田對土壤中Cd 含量的影響不顯著[14]。Liu 等的研究表明，新沉降的重金屬更容易在土壤中累積[15]。而在湖南地區(qū)，大氣沉降是重金屬Cd 的主要來源[11,16]。【本研究切入點】大多數(shù)研究均是針對少量的重金屬污染來源對土壤或者植物的影響進行比較，而針對性地利用調控措施系統(tǒng)探討重金屬來源-土壤-水稻中重金屬遷移和累積的影響研究較少?！緮M解決的關鍵問題】本研究通過在湖南典型重金屬污染區(qū)域布設田間小區(qū)，研究沉降截源、施用石灰、清潔水灌溉、秸稈離田以及秸稈還田等措施對土壤-水稻系統(tǒng)重金屬Cd 累積的影響，旨在通過不同污染源控制措施為重金屬污染農田土壤治理和農產品安全提供科學依 據(jù)。

1 材料與方法

1.1 區(qū)域概況

醴陵市是高度工業(yè)化的區(qū)域，該地區(qū)重金屬污染的來源主要是廣泛分布的有色金屬礦床和冶煉工廠，該處試驗點位于醴陵市的一個村莊（113.22°E，27.58°N），附近有一個鉛鋅礦藏，污染源主要來自有色金屬冶煉產生的廢氣。益陽試驗點位于赫山區(qū)的一個小村莊（112.54°E，28.51°N），屬于沒有明顯污染來源的耕地保護區(qū)。

采集試驗點大田土壤樣品及地表地下水樣品分析，結果（表1）發(fā)現(xiàn)，益陽屬于Cd 輕度污染區(qū)域（0.38 mg·kg?1），而醴陵屬于Cd 中度污染區(qū)域，土壤Cd 質量濃度高達1.13 mg·kg?1。益陽試驗點與醴陵試驗點均屬于酸性土壤，醴陵土壤的pH 值（4.82）比益陽土壤耕地pH 值（5.65）更低，重金屬具有更高的活性，醴陵試驗田中重金屬Cd 的有效態(tài)含量達0.83 mg·kg?1，遠 超 過 益 陽 土 壤（0.14 mg·kg?1）。雖然兩個試驗點均屬Cd 污染區(qū)域，但是兩個試驗點地下水（清潔水）中的Cd 含量均非常低，同時灌溉水含量也未超標，但醴陵試驗點灌溉水中Cd 含量較益陽試驗點要高得多。

表 1 試驗田基本信息及灌溉水與清潔水中鎘含量Table 1 Basic information on test sites and Cd contents of irrigation and clean water

1.2 試驗設計

分別在醴陵市與益陽市各布設5 個處理：沉降截源（T1，地表徑流水灌溉，秸稈還田，小區(qū)用透明膠板做頂，使用鍍鋅鋼架作支柱，100 尼龍紗網作圍墻，建成一個高3 m 的透明簡易棚，用來截斷大氣的干濕沉降）；石灰調控（T2，地表徑流水灌溉，秸稈還田，在水稻播種前于小區(qū)中施用石灰并翻耕混 勻，石 灰 施 用 量 為1500 kg·hm?2；清 潔 水 灌 溉（T3，使用當?shù)氐叵滤M行灌溉，秸稈還田）；秸稈離田（T4，地表徑流水灌溉，水稻收獲后，水稻秸稈全部離田處理）與秸稈還田（CK，地表徑流水灌溉，與大部分湖南水稻田秸稈處理模式相同，前茬水稻收獲后，水稻秸稈全部歸還于小區(qū)）。除沉降截源處理外，其余4 個處理均無沉降截源裝置。每個處理3 次重復，2 個試驗點總共30 個小區(qū)，每個小區(qū)面積約為4 m2，由塑料膜包裹小區(qū)田埂并埋入水稻田中來減弱各個小區(qū)之間及其與大田之間的相互影響。小區(qū)位于大田之中，與農戶合作管理，在水稻整個生長期間均按照當?shù)匾话戕r田的管理模式進行管理。農戶負責灌溉（T3 處理小區(qū)需挑水灌溉）、施肥、除草及除蟲事宜。整個試驗從2016 年5 月始至2017 年10 為止。

試驗中所用水稻品種為中早39 號， 2016 年5 月中旬種植水稻，均采用插播種植水稻。水稻種植之前采集土壤樣品、地表徑流水、地下水。水稻種植前施用復合肥600 kg·hm?2做底肥，追肥150 kg·hm?2。10 月上旬水稻收獲后布設試驗，5 個處理隨機分布，將秸稈離田小區(qū)的稻草全部離田。其余小區(qū)的水稻秸稈全部還田，冬季歇田。并于2017 年5 月開始繼續(xù)種植水稻，水稻種植之前采集土壤樣品，種植管理方式同2016 年。于2017 年10 月收獲水稻后，采 集成熟期水稻樣品。

1.3 樣品采集及分析

于2017 年10 月份采集成熟期水稻樣品。于每個小區(qū)中隨機采集水稻植株3 棵并裝袋。水稻帶回實驗室后先用自來水沖洗，后用超純水洗凈，將水稻的籽粒、莖、葉和根分離。將水稻各部位放入烘箱中105 ℃殺青120 min 后75 ℃烘干至恒重。然后將水稻各部位樣品用粉碎機粉碎后密封保存。分別采集兩個試驗點水稻田表層土壤（0～20 cm），自然風干后，除去雜物，研磨過20 目和100 目尼龍篩后放入聚乙烯封口袋中保存?zhèn)溆谩Ｍ寥纏H 值采用土水比為1∶2.5（m/V）浸提，pH 計（雷磁，PHS-3C）測定。土壤有機質含量（Soil organic matter，SOM）測定采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化-比色法[17]。植物樣品采用硝酸消解，土壤樣品采用鹽酸-硝酸-高氯酸消解，土壤中有效態(tài)鎘用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）提取[18]。采用BCR 分布提取步驟提取土壤中重金屬各形態(tài)分布[11]。同時收集當?shù)氐乇砉喔人偷叵虑鍧嵕?，使用硝酸消解[16]。消解液和提取液中鎘含量采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Optima 8300，PerkinElmer）測定。每批消解樣采用空白樣品和土壤標準物質（GBW07405）或灌木枝葉標準物質（GBW07603）同時消解，所有樣品分析檢測過程中每20 個樣品加測一個標準液進行質量控制，土壤和植物樣品鎘回收率均高于95%。

鎘的生物富集系數(shù)（BCF）與轉運系數(shù)（TF）采用以下公式分別計算，其中Ct表示水稻地上部各組織（莖、葉、籽粒）中鎘含量；Cs代表土壤中鎘總量；Cr代表水稻根中鎘含量。

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計采用Microsoft Excel 2007 進行分析，采用Origin 8.0 軟件作圖。單因素方差分析（One-way ANOVA）和相關性分析均采用SPSS 19.0 完成，P＜0 .05 表示處理間存在顯著性差異。

2 結果與分析

2.1 不同調控措施對土壤pH 值、有機質及有效態(tài)Cd 含量的影響

由圖1 可知，經過各處理1 年之后土壤中各指標發(fā)生變化，無論是高污染土壤還是低污染土壤，與秸稈還田相比，秸稈離田處理后土壤pH 值最低，但沒有顯著差異。T1 處理土壤pH 值也稍有下降，T2 處理的土壤pH 值最高，顯著高于其他處理（P＜0.05），而使用T3 處理的農田土壤pH 與CK 相比沒有明顯變化。各處理中，秸稈離田處理土壤的有機質含量最低，但差異不顯著；其他各處理間有機質含量并沒有明顯差異；益陽土壤與醴陵土壤具有相同的變化趨勢。各處理中Cd 的有效態(tài)含量除T2 處理外，無顯著差異，T2 處理下Cd 的有效態(tài)含量顯著降低。

圖1 不同處理下土壤pH、SOM 以及DTPA-Cd 的含量Fig. 1 pH and contents of SOM- and DTPA-Cd in soil under different treatments注：圖中不同字母表示不同水平處理間存在顯著差異（P＜0.05），下同。Note: Data with different letters on same row indicate significant difference between treatments (P＜0.05). Same for the following figures.

2.2 不同調控措施對水稻植株Cd 含量的影響

結果（圖2）顯示，無論是低污染區(qū)還是高污染區(qū)，水稻各部位重金屬鎘含量表現(xiàn)出根＞莖＞葉＞籽粒的規(guī)律。各處理在兩個試驗點中水稻各部位Cd 含量與對照相比均有一定程度下降，其中以施用石灰效果最佳。與對照相比，兩個試驗點T2 處理下水稻根中Cd 含量均有下降趨勢，但醴陵水稻根Cd 含量下降不顯著，而益陽水稻根中Cd 含量下降達到顯著水平，兩個試驗點水稻根中Cd 含量降幅分別為29%和8%。T2 處理中莖、葉以及籽粒中Cd 含量都有較大下降，其中醴陵與益陽試驗田籽粒中Cd 含量的降幅分別為40%與24%，均達到顯著水平。

圖2 不同處理下試驗區(qū)水稻各部位Cd 含量Fig. 2 Cd content in parts of rice plant at sites under different treatments

2.3 不同調控措施對土壤Cd 形態(tài)分布的影響

為進一步探討各處理對農田系統(tǒng)中土壤的影響，分別對兩個試驗點的土壤進行了BCR 分布提取試驗，其結果如圖3 所示。兩處試驗點土壤中Cd 的弱酸提取態(tài)含量約為40%左右，不同的是益陽土壤中Cd 的殘渣態(tài)含量約為20%，高于醴陵土壤（約17%）。與CK 相比，兩個試驗點土壤T2 處理中Cd 的F1 形態(tài)含量較其他處理低。T4 處理下，各試驗點土壤中F1 形態(tài)含量均最高，但未達到顯著水平。兩處試驗田T1、T3 處理中土壤與CK 相比，其Cd 形態(tài)并沒有明顯變化。

圖3 各處理下土壤中Cd 的形態(tài)分布Fig. 3 Distribution of varied fractions of Cd in soils under different treatments注：F1 ：弱酸提取態(tài)，F(xiàn)2：可還原態(tài)， F3：可氧化態(tài)，F(xiàn)4：殘渣態(tài)。Note: F1: acid-extractable; F2: reducible fraction; F3: oxidizable fraction; F4: residual fraction.

2.4 不同措施對水稻地上部Cd 累積與轉運的影響

為進一步探討各處理對水稻富集與轉運鎘的影響，計算水稻各部位對Cd 的富集系數(shù)與轉運系數(shù)。從表2 可看出，各處理下水稻莖、葉和籽粒對Cd 的富集系數(shù)較CK 相比均有不同程度地降低。其中T2 處理下水稻葉片及籽粒中Cd 的富集系數(shù)顯著下降。同時，T2 處理下莖、葉及籽粒的轉運系數(shù)也較低，但是其差異并不明顯。此外，T1 與T3 處理中，水稻各部位BCF 值較CK 相比均有所降低，但不顯著。除T2 處理中水稻籽粒的轉運系數(shù)與CK 相比顯著下降外，水稻其他部位鎘的轉運系數(shù)并無明顯差異。T4 處理下，兩個試驗點中水稻莖、葉及籽粒對Cd的富集系數(shù)與轉運系數(shù)均有所下降，但差異并不明 顯。

表 2 水稻各部位鎘的富集系數(shù)與轉運系數(shù)Table 2 Bioconcentration and translocation coefficients of Cd in rice tissues

3 討論

許多研究表明，土壤pH 值和SOM 含量對土壤中重金屬的生物有效性具有較大影響，并能間接影響到植物對重金屬的富集行為[16,18?20]。本研究結果顯示，秸稈還田在一定程度上可提高土壤的pH 值，這與其他研究相似[21?22]。pH 值的變化通常會引起土壤中重金屬有效態(tài)含量的變化[16?17,21]，本研究結果表明，在T2 處理中，土壤中Cd 的有效態(tài)含量顯著降低，其他處理相較于CK 則沒有明顯差異。這是由于施用石灰導致土壤pH 升高，土壤膠體表面負電荷量增加，增強了土壤膠體對Cd 的吸附[23?24]，其有效態(tài)含量因而下降。各處理下，土壤中SOM 的含量并未有顯著性變化，但秸稈離田處理下SOM 含量比其他處理要稍微低一些，這可能是秸稈還田過程中水稻秸稈中有機質歸還農田所致。

經各處理后水稻各部位中Cd 含量均有一定程度下降，其中以T2 處理水稻Cd 含量下降最為顯著，這與其他研究結果一樣[24?26]。各處理下，水稻籽粒中Cd 含量較CK 均有所降低，其中以T2 處理降低效果最為顯著，醴陵試驗點水稻籽粒Cd 含量從0.71 mg·kg?1降低到了0.55 mg·kg?1，降幅約為24%，益陽試驗點水稻籽粒中Cd 含量從0.50 mg·kg?1降低到了0.30 mg·kg?1，降幅高達40%。說明施用石灰能夠顯著降低水稻對重金屬的累積，這與其他研究結果相一致[24?26]。雖然益陽水稻籽粒Cd 含量并未達到國家標準（GB 2762—2017）[27]，但增加石灰施用量或持續(xù)對土壤施用石灰可能使低污染區(qū)域農產品達到安全水平。其次是T1 處理，醴陵與益陽水稻籽粒中Cd 含量分別降低為0.68、0.46 mg·kg?1，降幅分別達到5%與8%。有研究表明，較高的大氣沉降量會帶來更多的重金屬輸入通量[9,11,16]，這是T1 處理下水稻鎘含量相較于CK 要低的主要原因。而使用清潔水灌溉，對降低水稻鎘累積有一定效果但并不明顯，可能是清潔水灌溉雖然降低了鎘的輸入，系統(tǒng)中鎘的總通量減少，但灌溉水中鎘含量遠遠低于土壤中鎘含量。而秸稈離田處理，將含有高濃度鎘的污染秸稈移除小區(qū)，增加了小區(qū)農田系統(tǒng)中鎘的輸出通量，雖然在本研究中其對鎘的移除效率不高，但長期逐年維持鎘的輸出通量，將有效降低土壤中鎘的污染程度。此外，秸稈還田增加了農田系統(tǒng)鎘的輸入通量，并增強了水稻對鎘的累積。已有不少研究表明秸稈還田會增加農田土壤中重金屬有效態(tài)的含量，同時使植物體內積累更多的有毒有害的重金屬[28?30]。

兩處試驗點土壤中鎘的F1 形態(tài)約為40%左右，而益陽土壤中鎘的F4 形態(tài)高于醴陵土壤。這與土壤的pH 有關，土壤的pH 值越低，其重金屬活性越強，F(xiàn)1+F2+F3 的含量就越高[16]，因此，醴陵土壤中鎘的殘渣態(tài)含量較益陽的低。 石灰處理中土壤鎘的F1 形態(tài)含量最低，說明添加石灰對土壤中弱酸提取態(tài)鎘的影響最大。同時F1 的含量直接影響植物對鎘的累積，F(xiàn)1 含量越低，植物對鎘的累積能力就越低，這一結果符合上述水稻各部位中鎘含量變化的結果。值得注意的是，秸稈離田處理下，其F2 含量均較CK 有所降低，這說明，在秸稈離田處理下，土壤中F2 形態(tài)向F1 形態(tài)進行了轉化。雖然有研究表明秸稈還田將增加土壤中F3 形態(tài)的含量[22]，但在本研究中并沒有發(fā)現(xiàn)這一現(xiàn)象，有可能是短期試驗結果不太顯著，需要長期監(jiān)測考證。

各處理措施下水稻對鎘的富集能力較CK 相比均有不同程度地降低。其中石灰處理下水稻莖，葉及籽粒對鎘的富集系數(shù)顯著下降；益陽與醴陵水稻樣品中莖、葉及水稻籽粒富集系數(shù)分別下降33%、32%、40%與12%、20%、23%。表明施用石灰能夠有效降低植物對Cd 的富集，這與多數(shù)研究結果一致[22,24?26]。而石灰處理下莖、葉及籽粒的轉運系數(shù)雖然也較低，但是其差異并不明顯，這可能是受水稻品種自身對重金屬的轉運能力所影響。此外，T1 與T3 處理中，試驗田水稻中BCF 值較CK 相比均有所降低，說明截斷大氣沉降或使用清潔水灌溉處理可能會減少鎘在水稻植株體內積累，這可能是因為隔絕大氣沉降與使用清潔水灌溉，是對鎘的輸入源頭進行了控制，降低了整個土壤-水稻系統(tǒng)中鎘的輸入通量，減少了水稻對鎘的吸收，但有待長期試驗考證。T1 處理中水稻葉片的轉運系數(shù)與CK 相比顯著下降是由于其他處理水稻葉片沒有隔絕大氣沉降顆粒物，從而導致水稻葉片接觸大量的含有鎘的顆粒物[15?16,31]，從而使水稻葉片具有較高的轉運系數(shù)。而T4 處理下，兩個試驗點水稻對鎘的富集系數(shù)與轉運系數(shù)變化差異不明顯，這說明秸稈離田更多的是影響農田體系中Cd 的輸入輸出平衡，在短期內對后茬 作物的影響程度有限。

4 結論

（1）在本研究的幾種農藝措施中，施用石灰處理能有效降低土壤中有效態(tài)鎘的含量。此外，沉降截源處理與施用石灰及清潔水灌溉均能降低水稻莖葉及籽粒對鎘的累積。表明水稻各部位所積累的鎘并不僅僅只是來源于土壤，還與周邊空氣質量和灌溉水有較大關聯(lián)，說明土壤的安全利用與農產品的安全生產不能僅考慮土壤一個因素。

（2）沉降截源、施用石灰、清潔水灌溉及秸稈離田處理下糙米中鎘含量均有不同程度的降低。其中以添加石灰與沉降截源效果較好，在低污染區(qū)益陽與高污染區(qū)醴陵，添加石灰處理下水稻籽粒中鎘含量分別下降了40%與24%；而沉降截源處理下水稻籽粒中鎘含量分別下降了8%與5%。雖然各處理在低污染區(qū)及高污染區(qū)均未能使水稻籽粒中鎘含量達標，但是添加石灰與秸稈離田處理改變了土壤中鎘的形態(tài)分布，其長期作用下應能逐漸改善土壤環(huán)境質量。因此，污染農田的治理應采取相應的控源措施，如施用石灰與秸稈離田等，同時還可結合植物修復等技術，在閑田的時候進行修復，以保證農產品的安全生產。