調(diào)理劑配合紫云英還田降低水稻土鎘的生物有效性

高金濤，王曉玥，周 興，魯艷紅，廖育林，聶 軍*，孫 波*

（1 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所 / 土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 江蘇南京 210008；2 湖南省土壤肥料研究所,湖南長(zhǎng)沙 410125；3 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049）

鎘 (Cd) 是一種有毒重金屬，容易在土壤中積累和被水稻等作物吸收[1-2]。土壤Cd污染將增加農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的毒性，破壞水稻等作物的生理功能和產(chǎn)量，并通過(guò)食物鏈對(duì)人體健康構(gòu)成潛在危害[3-4]。2014 年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)耕地土壤重金屬點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，Cd的點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)7%，是污染最嚴(yán)重的重金屬[5]，且Cd污染主要分布在我國(guó)南方酸性土壤稻作區(qū)，嚴(yán)重威脅稻米的質(zhì)量安全和人們的身體健康[6]。因此，降低土壤和稻米中的Cd含量成為當(dāng)今迫切需要解決的問(wèn)題。

為從源頭保障稻米等農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全，許多學(xué)者對(duì)土壤重金屬原位鈍化修復(fù)方法進(jìn)行了研究。該方法是利用有機(jī)物料、石灰、生物炭等土壤調(diào)理劑來(lái)調(diào)控土壤有效Cd和水稻對(duì)Cd的吸收，由于其具有成本低、效果好、周期短、易操作等特點(diǎn)而受到廣泛關(guān)注[7]。綠肥作為綠色清潔的有機(jī)物料，是南方稻田地區(qū)廣泛種植的一種提升耕地質(zhì)量和改善稻田生態(tài)環(huán)境的有機(jī)肥源[8]，其中紫云英綠肥種植面積最大[9]。紫云英養(yǎng)分豐富，易被土壤微生物腐解，翻壓還田紫云英對(duì)于提高土壤微生物多樣性、培肥土壤、提高水稻產(chǎn)量和品質(zhì)均有重要作用[10]。然而，紫云英的種植和還田對(duì)土壤Cd生物有效性的影響尚無(wú)明確結(jié)論[8-11]，這是由于紫云英等綠肥還田，一方面可以通過(guò)礦化新鮮有機(jī)質(zhì)來(lái)促進(jìn)土壤溶液中的可溶性有機(jī)質(zhì)(DOM)與Cd形成螯合物而增加Cd的移動(dòng)性和有效性[12]。另一方面也可以通過(guò)分解產(chǎn)生富里酸與Cd形成穩(wěn)定的有機(jī)配合物，及促進(jìn)根表鐵膜對(duì)Cd的固持來(lái)降低土壤中有效Cd的含量和抑制水稻對(duì)Cd的吸收[13-14]。還有研究發(fā)現(xiàn)紫云英還田對(duì)土壤有效Cd沒(méi)有顯著影響[11]。這種不確定性可能與土壤類型、Cd污染程度和綠肥的性質(zhì)及施用量等有關(guān)[14]。

石灰(CaO)可以通過(guò)提高土壤pH和改變鐵還原菌多樣性，來(lái)降低土壤有效態(tài)Cd的含量和減少水稻Cd累積量[9,15]，另外，土壤中增加的Ca2+會(huì)與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)水稻根表的吸附點(diǎn)位而減少水稻根系對(duì)Cd2+的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)[16]。周亮等[17]通過(guò)大田試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，施用石灰可以提高不同Cd污染程度稻田的土壤pH，降低土壤有效Cd含量和稻米Cd富集系數(shù)。生物炭是一類具有巨大比表面積、豐富官能團(tuán)和較強(qiáng)陽(yáng)離子交換能力的堿性物質(zhì)[18-19]，其不僅可以提高土壤肥力，還可以通過(guò)物理吸附、離子交換、絡(luò)合作用等方式固持土壤中的Cd2+，降低水稻Cd的累積量[20]。以往研究發(fā)現(xiàn)向Cd污染土壤中添加生物炭后，CaCl2提取的土壤有效態(tài)Cd含量顯著降低[21]，對(duì)于Cd污染稻田修復(fù)具有較好的效果。目前，紫云英翻壓還田是一項(xiàng)重要且富有前景的降Cd技術(shù)，Cd污染的酸性稻田中添加石灰、生物炭是一種常用且有效的調(diào)節(jié)方法，但是紫云英-水稻輪作種植系統(tǒng)中配套施用石灰或生物炭，對(duì)Cd在土壤-水稻系統(tǒng)中的生物有效性和遷移轉(zhuǎn)運(yùn)的影響尚不清楚[22-23]。

因此，本研究選取湖南省東部地區(qū)典型的Cd污染水稻土，設(shè)計(jì)盆栽試驗(yàn)，研究紫云英翻壓還田及其分別配施石灰或生物炭，對(duì)土壤Cd有效性和水稻吸收富集Cd的影響，對(duì)于我國(guó)南方Cd污染稻田的綠色修復(fù)和水稻的安全生產(chǎn)具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況和供試材料

盆栽試驗(yàn)布置于湖南省土壤肥料研究所科研試驗(yàn)基地網(wǎng)室內(nèi) (28°20′N，113°09′E)。該地屬亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候, 海拔30 m，年均氣溫17.2℃，年日照時(shí)數(shù)約1663 h，年降水量約1422 mm，無(wú)霜期274天。網(wǎng)室四周通風(fēng)用鐵絲網(wǎng)圍攔，頂部用10目(0.25 mm)尼龍網(wǎng)覆蓋。所用土壤來(lái)自湖南省長(zhǎng)沙縣福臨鎮(zhèn)某中度Cd污染稻田，為河流沖擊發(fā)育成的河沙泥，其基本理化性質(zhì)為：pH 5.8、有機(jī)碳21.3 g/kg、全氮2.0 g/kg、有效氮36.0 mg/kg、有效磷40.5 mg/kg、非晶質(zhì)氧化鐵5.2 mg/kg、總鎘1.27 mg/kg、有效鎘0.15 mg/kg。

試驗(yàn)用紫云英品種為湖南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所選育的湘紫1號(hào)，紫云英的具體種植規(guī)程參照《中國(guó)主要農(nóng)區(qū)綠肥作物生產(chǎn)與利用技術(shù)規(guī)程》[24]，播種量按37.5 kg/hm2計(jì)算，即每盆0.25 g(約70～80粒)，冬季撒播。供試的中稻品種為‘Y兩優(yōu)2108’, 水稻種子用10%的雙氧水浸泡殺菌30 min，去離子水洗凈，待其發(fā)芽后，播于裝有無(wú)污染土壤的育秧盤中，20天后移苗至PVC盆中。插秧時(shí)每盆3穴、每穴3株，水稻生長(zhǎng)過(guò)程中始終保持淹水(在PVC盆中維持2～3 cm左右的水層)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究采用盆栽試驗(yàn)的方法, 設(shè)置4個(gè)處理：1)對(duì)照(CT)，無(wú)紫云英和不施土壤調(diào)理劑；2)紫云英處理(GM)，紫云英翻壓還田量約10650 kg/hm2；3)紫云英還田+石灰處理(GL)，紫云英還田量約10650 kg/hm2+ 石灰約2800 kg/hm2；4)紫云英還田+生物炭處理(GB)，紫云英還田量約10650 kg/hm2+生物炭約14000 kg/hm2。每個(gè)處理8個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)設(shè)置一個(gè)PVC盆(35 cm口徑寬，30 cm高)，Cd污染稻田土壤經(jīng)自然風(fēng)干、去雜質(zhì)、磨碎后過(guò)5 mm篩，每盆裝土7 kg，共32盆。于紫云英盛花期收割地上部分測(cè)定鮮草產(chǎn)量，將其全部切碎與盆栽土壤混勻后翻壓歸還。本研究中，紫云英鮮草含水量為88.9%，干基養(yǎng)分含量為N 37.5 g/kg、P 3.5 g/kg、K 37.2 g/kg，Cd含量為11.8 mg/kg (鮮重)。本研究所用石灰(CaO)的pH為12.3；生物炭pH為9.5，養(yǎng)分含量為 C 551 g/kg、N 2.3 g/kg、P 3.0 g/kg、K 32.9 g/kg。各處理中的化肥(追肥除外)、石灰、生物炭在紫云英還田時(shí)與土壤混勻施入。紫云英翻壓淹水腐解15天后，于2018年5月6日進(jìn)行水稻插秧，種植一季中稻, 2018年10月5日收獲。施用化肥為尿素(N 46%)、過(guò)磷酸鈣(P2O512%)、氯化鉀(K2O 60%)?；视昧繛椋篘 0.56 g/pot基肥+0.56 g/pot追肥(移苗60 天后)、P2O50.35 g/pot、K2O 0.42 g/pot，紫云英還田處理中的N肥施用量為化肥N量減去還田紫云英的N含量。2018年5月—2018年10月中稻種植試驗(yàn)期間，網(wǎng)室內(nèi)溫度為17.7 ℃～ 37.8 ℃，相對(duì)濕度保持在74%～96%，每日日照時(shí)長(zhǎng)為3.7～8.4 h。

1.3 樣品采集和分析

盆栽土壤樣品于 2018 年共采集3 次，分別在紫云英翻壓前、水稻分蘗期和水稻成熟期。用竹制取樣器取盆栽內(nèi)0—15 cm土壤，每份土壤取一部分保存于4℃冰箱用于微生物生物量碳(MBC)和可溶性有機(jī)碳(DOC)等養(yǎng)分的測(cè)定；剩余的土壤通風(fēng)陰干用于測(cè)定土壤pH、總Cd和有效Cd及其他基本理化性質(zhì)。水稻植株分別取分蘗期和成熟期的樣品，去離子水洗凈后105℃殺青1 h，之后80℃烘干至恒重。將水稻分為根、莖葉和糙米(成熟期) 3部分，粉碎后用于測(cè)定各部分的Cd含量。

土壤pH按水土比2.5∶1 (mL/g)電位法測(cè)定。土壤有機(jī)碳、全氮用碳氮元素分析儀測(cè)定。土壤可溶性有機(jī)碳(DOC)用超純水提取過(guò)無(wú)碳濾膜后，用總有機(jī)碳分析儀 (TOC-VCPH/CPN，日本) 測(cè)定。土壤有效磷、速效氮(銨態(tài)氮和硝態(tài)氮)用連續(xù)流動(dòng)分析儀(SKALAR SAN++，荷蘭)測(cè)定。微生物生物量碳采用氯仿熏蒸—硫酸鉀浸提法測(cè)定，用總有機(jī)碳分析儀 (TOC-VCPH/CPN，日本) 測(cè)定提取液中有機(jī)碳含量。土壤總Cd采用HNO3-HF-HClO4三酸消解，土壤有效Cd采用0.01 mol/L CaCl2溶液浸提，二者均用液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(HPLCICP-MS，ZX_2013)測(cè)定。水稻植株中的Cd含量由HNO3-HClO4消解，采用ICP-OES Optima 7000DV電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)經(jīng)過(guò)Microsoft Excel 2019軟件處理后，采用SPSS 19.0軟件進(jìn)行方差分析 (Duncan法，α=0.05) 和相關(guān)性分析(Pearson，α=0.05)；采用Canoco Software 5.0軟件進(jìn)行冗余(RDA)分析(不符合正態(tài)分布數(shù)據(jù)進(jìn)行對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換)；采用R 2.7.1的randomForest包進(jìn)行隨機(jī)森林分析，繪圖由Origin 9.0軟件完成。

采用重金屬活化率來(lái)表征土壤鎘活化程度，計(jì)算公式為：

土壤鎘活化率(%)=土壤有效鎘含量(mg/kg)/土壤總鎘含量(mg/kg)×100

采用富集系數(shù)(bioconcentration factors, BCF)來(lái)表征土壤中的重金屬在水稻不同器官的累積趨勢(shì)，其計(jì)算公式為：

式中Ca為處理水稻器官重金屬含量，mg/kg；Cb為對(duì)應(yīng)土壤重金屬含量，mg/kg。

采用轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(translocation factor, TF)來(lái)研究重金屬由水稻前一部位向后一部位遷移轉(zhuǎn)運(yùn)的能力，其計(jì)算公式為：

式中Ca為水稻前一部位器官(分別對(duì)應(yīng)莖葉、糙米)中重金屬含量，mg/kg；Cb為水稻后一部位器官(分別對(duì)應(yīng)根部、莖葉)中重金屬含量，mg/kg。

2 結(jié)果與分析

2.1 紫云英種植還田及與調(diào)理劑配施對(duì)土壤理化性質(zhì)和Cd含量的影響

2.1.1 紫云英種植對(duì)土壤理化性質(zhì)和Cd含量的影響 在紫云英盛花期(表1)，與無(wú)紫云英對(duì)照相比，種植紫云英后土壤pH顯著降低(P＜0.05)，同時(shí)土壤總Cd雖無(wú)顯著變化，但土壤有效Cd顯著提高了53.3%。此外，紫云英種植后，土壤中非晶質(zhì)氧化鐵(活性鐵)含量顯著增加。在土壤養(yǎng)分方面，土壤有效氮、有效磷均因紫云英種植顯著降低，但土壤有機(jī)碳沒(méi)有顯著變化。

表1 紫云英盛花期土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Soil basic properties at full flowering stage of milk vetch

2.1.2 紫云英還田及其與調(diào)理劑配施對(duì)土壤基本理化性質(zhì)的影響 在水稻成熟期，與對(duì)照處理(CT)相比，GL和GB處理的土壤pH、DOC、有效氮和有效磷均顯著提高(表2)。土壤微生物生物量碳(MBC) 在GM處理最高，其次為對(duì)照和GB處理，GL處理最低(P＜0.05)。此外，GL處理DOC與SOC的比值(DOC/SOC)和GM處理的微生物熵(MBC/SOC)均分別顯著高于對(duì)照和其他處理。

表2 水稻成熟期土壤理化性質(zhì)Table 2 Soil physiochemical properties at maturing stage of rice

2.1.3 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)土壤有效Cd及其活化率的影響 圖1顯示，在水稻分蘗期，與CT相比，GM處理的土壤有效Cd顯著增加50.5%，而GL和GB處理土壤有效Cd分別顯著減少97.2%和79.3%；在水稻成熟期，土壤有效Cd對(duì)不同處理的響應(yīng)與水稻分蘗期相似，即GM處理的土壤有效Cd顯著增加29.3%，而GL和GB處理土壤有效Cd分別顯著減少96.0%和80.3%。土壤Cd活化率與土壤有效Cd含量在不同處理間呈相似變化趨勢(shì)，在水稻分蘗期和成熟期，GM處理土壤Cd活化率顯著高于對(duì)照處理，而GL和GB處理土壤Cd活化率顯著低于對(duì)照處理，分別只有0.45%和2.01%。

圖1 水稻不同生長(zhǎng)期土壤有效鎘含量和土壤鎘活化率Fig.1 Soil available Cd content and soil Cd activity index at different growth stages of rice

2.2 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)水稻產(chǎn)量及其轉(zhuǎn)運(yùn)和富集Cd的影響

2.2.1 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)水稻產(chǎn)量的影響水稻產(chǎn)量在不同處理的影響下變化存在差異(圖2)。水稻產(chǎn)量最高的是GB處理，其水稻產(chǎn)量為8290 kg/hm2。與對(duì)照相比，GM、GL和GB處理產(chǎn)量分別顯著增加38.6%、39.9%和131.9% (P＜ 0.05)。

圖2 不同處理對(duì)水稻產(chǎn)量的影響Fig.2 Effects of different treatments on rice yield

2.2.2 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)不同生育期水稻各器官中Cd含量的影響 水稻分蘗期，相比于對(duì)照，GM處理水稻根系Cd含量顯著增加187.6%，而莖葉Cd含量則顯著降低了37.8% (圖3)；GL處理和GB處理水稻的根系Cd含量和莖葉Cd含量均分別顯著低于對(duì)照(P＜0.05)，其中根系Cd含量降幅分別達(dá)到55.4%和57.8%。水稻成熟期，與對(duì)照相比，GL處理中水稻根部Cd含量顯著減少，莖葉和稻米中的Cd雖有減少但無(wú)顯著差異(圖3)。而GM和GB處理的水稻根系和莖葉Cd含量與對(duì)照相比沒(méi)有顯著差異，GB處理的水稻籽粒Cd含量顯著高于對(duì)照，但低于國(guó)家稻米鎘含量標(biāo)準(zhǔn)0.2 mg/kg (P＜0.05)。

圖3 水稻分蘗期和成熟期各器官鎘含量Fig.3 Cd content in rice organs at tillering stage and mature stage

2.2.3 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)水稻各器官Cd累積量和Cd富集系數(shù)的影響 水稻分蘗期，各處理水稻根部與莖葉的Cd富集系數(shù)和Cd累積量差異明顯(表3)。其中GM處理根部Cd富集系數(shù)和累積量分別為2.89和13.63×10-3mg/hole，顯著高于對(duì)照處理；而GM處理莖葉部的Cd富集系數(shù)和富集量，有低于對(duì)照處理的趨勢(shì)，但差異未達(dá)顯著水平。GL處理和GB處理的水稻根部和莖葉Cd累積量均顯著低于對(duì)照。水稻成熟期，GL處理水稻根部和籽粒的Cd累積量分別比對(duì)照降低了48.1%和24.0%，而莖葉中的Cd累積量則顯著高于對(duì)照(P＜0.05)。此外，GM處理和GB處理的水稻根系Cd富集系數(shù)和Cd累積量均與對(duì)照無(wú)顯著差異，但GM處理莖葉的Cd累積量和籽粒中的Cd富集系數(shù)顯著高于對(duì)照處理，而GB處理籽粒的Cd累積量和富集系數(shù)相比于對(duì)照分別顯著提高了293%和75%(P＜0.05)。

表3 不同生育期水稻各器官Cd累積量(×10-3 mg/hole)和富集系數(shù)(BCF)Table 3 Accumulation amount and bioconcentration factor (BCF) of Cd in rice parts at different growth stages

2.2.4 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)水稻Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響 水稻分蘗期，與CT相比，GM、GL和GB處理均顯著降低了水稻根部-莖葉的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(表4)，其中GM處理的降幅達(dá)77.4% (P＜0.05)。水稻成熟期，與對(duì)照相比，GL處理根系-莖葉的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著增加，但莖葉-籽粒的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)呈下降趨勢(shì)。GB處理分蘗期根系-莖葉的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著低于對(duì)照，與對(duì)照相比，降低了45.2%，但成熟期其莖葉-籽粒的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著高于對(duì)照和其他處理，比對(duì)照提高75.2%。

表4 不同處理水稻鎘轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 4 The transport coefficient of Cd in rice under different treatments

2.3 紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)Cd生物有效性影響的因素分析

2.3.1 環(huán)境因素與Cd生物有效性的關(guān)系 RDA分析表明土壤環(huán)境因子與Cd的生物有效性存在相關(guān)性(圖4)。水稻分蘗期，GM處理、GL處理和GB處理均與對(duì)照明顯分開(kāi)(圖4A)，RDA1和RDA2兩軸分別解釋了Cd生物有效性變化的85.24%和5.10%，其中土壤pH、有效磷和可溶性有機(jī)碳線段較長(zhǎng)且與氯化鈣提取態(tài)Cd、水稻秸稈Cd和水稻根系Cd呈明顯負(fù)相關(guān)關(guān)系，其分別可以單獨(dú)解釋該時(shí)期Cd生物有效性變異的79.8%、73.2%和69.5%。水稻成熟期，GM處理與對(duì)照相對(duì)接近，而分別與GL處理和GB處理明顯分開(kāi)(圖4B)，RDA1和RDA2兩軸分別解釋了Cd生物有效性變化的86.63%和7.56%，其中土壤pH、有效磷和可溶性有機(jī)碳與氯化鈣提取態(tài)Cd和水稻根系Cd呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，其分別可以單獨(dú)解釋該時(shí)期Cd生物有效性變異的84%、73%和65.8%，而微生物生物量碳和微生物熵(微生物生物量碳/土壤有機(jī)碳，MBC/SOC)則與氯化鈣提取態(tài)Cd、水稻秸稈Cd和水稻根系Cd呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。

圖4 環(huán)境因子對(duì)水稻分蘗期(A)和成熟期(B) Cd生物有效性影響的RDA分析Fig.4 RDA analysis of the effects of environmental factors on Cd bioavailability in tillering stage (A)and mature stage (B) of rice

2.3.2 環(huán)境因素對(duì)Cd生物有效性影響的重要性利用隨機(jī)森林回歸預(yù)測(cè)土壤有效 Cd 含量和水稻根系Cd含量，模型分別可解釋二者 57.9% 和55.2%的變異性，進(jìn)而分別得出土壤有效Cd和水稻根系Cd含量影響因素重要性排名圖(圖5)。紫云英還田及與調(diào)理劑配施對(duì)土壤有效Cd (CaCl2-Cd)的改變主要受到土壤pH、有效磷、可溶性有機(jī)碳和的影響，四者總的貢獻(xiàn)率達(dá)46.5%，其中土壤pH和有效磷貢獻(xiàn)率均超過(guò)15% (圖5A)。而對(duì)水稻根系Cd含量的改變主要受到可溶性有機(jī)碳與土壤有機(jī)碳的比值、土壤微生物生物量碳、土壤中有效Cd含量、土壤pH、可溶性有機(jī)碳、有效磷、微生物熵和陽(yáng)離子交換量的影響，其中可溶性有機(jī)碳與土壤有機(jī)碳的比值(9.6%)和土壤微生物生物量(8.4%)的貢獻(xiàn)率最高(圖 5B)。

圖5 因子影響土壤有效Cd (A)和水稻根系Cd含量(B)的重要性Fig.5 Significance of factors affecting soil available Cd content (A) and the Cd content in rice root (B)

3 討論

3.1 紫云英種植和還田對(duì)土壤Cd生物有效性的影響

紫云英綠肥因營(yíng)養(yǎng)成分豐富，具有固氮、吸碳、活磷、增鉀等優(yōu)點(diǎn)[25-26]，在我國(guó)南方稻作產(chǎn)區(qū)被廣泛種植，但紫云英種植和還田后，對(duì)土壤有效Cd含量及其在水稻不同器官中轉(zhuǎn)運(yùn)富集的影響尚不明確。本研究發(fā)現(xiàn)，紫云英種植和還田均提高了土壤有效Cd含量。首先，種植紫云英通過(guò)降低土壤pH (表1)，從而提高土壤中有效Cd含量。這是因?yàn)樽显朴⒎N植期間，植物根系會(huì)分泌草酸、檸檬酸等小分子有機(jī)酸從而降低土壤pH[27-28]，土壤中H+增加將與Cd2+離子競(jìng)爭(zhēng)吸附點(diǎn)位和改變Cd吸附表面的穩(wěn)定性和存在形態(tài)[29]，導(dǎo)致Cd2+遷移到土壤中，提高土壤中有效Cd含量(表1)。其次，紫云英還田提高了水稻分蘗期和成熟期的土壤Cd活化率和土壤有效Cd (圖1)。原因可能是：第一，綠肥還田處理由于紫云英種植使土壤pH低于對(duì)照，而土壤初始有效Cd含量高于對(duì)照；第二，紫云英翻壓還田會(huì)在微生物作用下分解產(chǎn)生大量的可溶性有機(jī)質(zhì)，其分子芳香性低遷移性高且含有大量類蛋白物質(zhì)，容易與土壤Cd形成絡(luò)合物，提高土壤中有效Cd含量[30]，另外，本試驗(yàn)中紫云英分解后新鮮有機(jī)質(zhì)的增加會(huì)促進(jìn)水稻根系生長(zhǎng)和根系分泌物增加，而根系分泌物中可溶性有機(jī)碳與土壤Cd的絡(luò)合也是提高土壤Cd遷移性的主要機(jī)制之一[31]。

此外，本研究發(fā)現(xiàn)，雖然紫云英種植和還田提高了土壤中有效Cd含量，但稻米籽粒中的Cd含量并未增加，這可能是由于Cd在水稻各器官中轉(zhuǎn)運(yùn)累積的影響。分蘗期是水稻大量吸收養(yǎng)分的營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)期，水稻在大量吸收養(yǎng)分的同時(shí)也會(huì)吸收土壤中可溶性Cd。圖3A和表3表明，分蘗期綠肥還田處理的水稻根部Cd含量和水稻根部Cd富集系數(shù)顯著高于對(duì)照和其他處理，而根部-莖葉的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和莖葉中Cd的含量又顯著低于對(duì)照(圖3A、表4)，這很可能是Cd被大量截留在根表而未能進(jìn)入水稻根系內(nèi)部向莖葉轉(zhuǎn)運(yùn)。本研究中由于紫云英種植后土壤pH降低，影響了鐵的溶解度和氧化還原體系的化學(xué)反應(yīng)[32]，導(dǎo)致綠肥還田處理的初始土壤非晶質(zhì)氧化鐵含量顯著高于對(duì)照(表1)，而分蘗期水稻生長(zhǎng)旺盛根系泌氧量大，是形成根表鐵膜的重要時(shí)期。以往研究發(fā)現(xiàn)，有機(jī)質(zhì)在土壤中厭氧分解，可以促使土壤可溶性Fe2+與水稻根系釋放的氧氣和氧化性物質(zhì)發(fā)生氧化反應(yīng)，在水稻根表形成一種銹紅色的根表鐵膜[33]，從而將Cd等重金屬離子吸附截留在根表鐵膜上，而降低其向水稻地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)和富集[34-35]。但是水稻成熟期，綠肥還田處理水稻根系Cd含量已與對(duì)照無(wú)顯著差異(圖3)，這可能是隨著水稻生育期的延長(zhǎng)，水稻根系分泌氧化性物質(zhì)減少，供氧能力降低，鐵膜中鐵氧化物被還原或者根系老化分解導(dǎo)致鐵膜退化和固定的Cd減少[36]。另外，綠肥還田處理雖然分蘗期根系Cd含量較高，但成熟期根部-莖葉的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的增強(qiáng)和莖葉-籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)能力下降，導(dǎo)致更多的Cd被累積在莖葉中(表3)，保證了稻米的安全生產(chǎn)。

3.2 紫云英配施調(diào)理劑還田對(duì)土壤Cd生物有效性的影響

紫云英配施石灰或生物炭?jī)煞N土壤調(diào)理劑還田，均降低了土壤Cd活化率和土壤有效Cd含量，但在不同生育期，二者對(duì)Cd在水稻中的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)的影響存在差異。首先，紫云英配施石灰或生物炭還田均顯著降低了水稻分蘗期和成熟期的土壤有效Cd含量，這與趙莎莎等[18]和吳巖等[37]的研究結(jié)果一致，即石灰或生物炭的添加都可以顯著提高稻田土壤pH，降低土壤有效Cd含量。其次，紫云英配施石灰或生物炭抑制了分蘗期Cd從土壤向水稻根系的富集和從水稻根系向莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)累積(表3、表4)。成熟期，GL處理同樣顯著抑制了Cd向水稻根部的富集(圖3)，但紫云英還田配施生物炭相比GL處理提高了水稻根部的Cd富集能力和Cd從莖葉-籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(表3、表4)，使得水稻根部Cd含量與對(duì)照無(wú)顯著差異，籽粒中Cd累積量則顯著高于對(duì)照和其他處理(圖3B)。黃涵宇[38]的研究結(jié)果與本試驗(yàn)結(jié)果類似，這可能與生物炭對(duì)土壤中Cd 的活化作用有關(guān)。相比于石灰，生物炭屬于有機(jī)土壤調(diào)理劑，加入土壤中會(huì)與土壤中的有機(jī)質(zhì)結(jié)合產(chǎn)生富里酸，而富里酸螯合態(tài)Cd會(huì)增加Cd在土壤中的移動(dòng)性[39]。此外，紫云英配施生物炭還田后，微生物生物量碳并未顯著降低，可溶性有機(jī)碳含量則顯著高于對(duì)照(表2)，說(shuō)明微生物尚保持一定活性，而蘆小軍等[40]研究發(fā)現(xiàn)部分微生物對(duì)土壤中的Cd具有活化作用，這會(huì)使土壤中的非活躍態(tài)Cd轉(zhuǎn)化為活躍態(tài)Cd，從而被水稻根部吸收轉(zhuǎn)運(yùn)至水稻籽粒。而且張競(jìng)頤[41]通過(guò)水培試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，低濃度生物炭誘導(dǎo)形成的水稻根表鐵膜可以增強(qiáng)水稻根系對(duì)Cd的截留，但會(huì)促進(jìn)莖葉間Cd的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)。雖然紫云英配施生物炭使水稻籽粒中Cd含量顯著增加，提高了稻米Cd污染的風(fēng)險(xiǎn)，但其水稻籽粒鎘含量為0.08 mg/kg，低于我國(guó)《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》(GB 2762—2017)中稻谷Cd含量的最低標(biāo)準(zhǔn)0.2 mg/kg。喻成龍等[22]和湯建等[42]通過(guò)紫云英與生物炭施用量對(duì)水稻糙米Cd含量影響的研究發(fā)現(xiàn)，2.5～10.0 g/kg的生物炭添加量配施紫云英，均能顯著降低水稻糙米中的Cd含量。張麗等[43]研究發(fā)現(xiàn)，水稻糙米中的 Cd 含量隨生物炭用量的增加呈先降低后升高的趨勢(shì)。本研究中生物炭添加量為20 g/kg，說(shuō)明過(guò)高的生物炭添加量會(huì)增加稻米Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。因此，探索紫云英還田配施生物炭配套模式下二者搭配的適宜用量，對(duì)于Cd污染土壤的治理和農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)十分重要。

3.3 紫云英還田及與調(diào)理劑配施影響Cd生物有效性的關(guān)鍵因子

RDA分析和隨機(jī)森林模型表明，土壤pH、有效磷和可溶性有機(jī)碳是影響土壤Cd生物有效性最重要的影響因子(圖4，圖5)。紫云英配施石灰或者生物炭還田均能顯著降低土壤pH，而紫云英單獨(dú)翻壓還田與先前許多研究結(jié)果相似，即較低有機(jī)物料施用量對(duì)當(dāng)季土壤pH的影響十分有限[11,14]。本研究紫云英還田導(dǎo)致土壤有效Cd增加，Guo等[12]研究發(fā)現(xiàn)，施用有機(jī)物料可以明顯提高土壤 CaCl2提取態(tài) Cd 含量，而王陽(yáng)等[11]和范晶晶等[14]發(fā)現(xiàn)紫云英還田對(duì)土壤有效Cd并未造成顯著影響，是因?yàn)槎叻謩e采用稀鹽酸提取態(tài)Cd (HCl-Cd)和二乙烯三胺五乙酸提取態(tài)Cd (DTPA-Cd)作為土壤有效Cd的提取方法，提取了比本研究更多的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)的Cd[44]，而掩蓋了紫云英翻壓產(chǎn)生的最容易被吸收利用的水溶態(tài)Cd和可交換態(tài)Cd含量變化。磷在植物生長(zhǎng)發(fā)育過(guò)程中起著重要的作用。研究表明，分別施用石灰和生物炭可以提高土壤有效磷的含量[45-46]，而能增加溶液中陰離子的含量，形成P-Cd沉淀物使Cd鈍化從而降低Cd的生物有效性[47]。土壤pH、微生物生物量碳、可溶性有機(jī)碳與土壤有機(jī)碳的比值同樣是影響水稻根部吸收Cd的重要因子，說(shuō)明紫云英配施土壤調(diào)理劑還田可以通過(guò)改變土壤pH和土壤微生物活性及可溶性有機(jī)質(zhì)含量，影響土壤中有效Cd含量和水稻根部對(duì)Cd的吸收富集，即外源有機(jī)質(zhì)的添加能夠增強(qiáng)土壤膠體對(duì)重金屬離子的專性吸附，提高土壤有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd的含量從而降低Cd的生物有效性[48-49]。

4 結(jié)論

紫云英單獨(dú)還田可以提高水稻分蘗期土壤有效Cd含量和水稻根系Cd含量，降低分蘗期莖葉Cd含量，但對(duì)稻米Cd含量沒(méi)有顯著影響。紫云英還田配施石灰或生物炭能顯著提高土壤pH，顯著降低土壤有效Cd含量。紫云英配施石灰可降低稻米中Cd的累積量，而與生物炭配施卻會(huì)提高稻米中Cd含量，增加了稻米Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。因此，在中輕度污染的水稻田上，安全的綠肥和土壤調(diào)理劑配套改良模式需要進(jìn)一步研究。