紫云英和石灰配施對(duì)水稻鎘吸收的影響

董愛琴,陳院華,楊 濤,徐昌旭,程麗群,謝 杰,*

(1.江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院 土壤肥料與資源環(huán)境研究所,國家農(nóng)業(yè)環(huán)境宜春觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站,國家紅壤改良工程技術(shù)研究中心,江西 南昌 330200; 2.井岡山紅壤研究所,江西 吉安 343016)

近年來,隨著工農(nóng)業(yè)發(fā)展,土壤重金屬污染問題受到越來越多的關(guān)注。其中,鎘(Cd)因生理毒性大、易被水稻吸收富集而成為我國南方酸性土壤稻區(qū)上最受關(guān)注的重金屬污染物之一。提高土壤有機(jī)質(zhì)含量和pH值被認(rèn)為是降低土壤Cd有效性、減少水稻對(duì)Cd吸收的重要農(nóng)藝措施[1-4]。提高土壤有機(jī)質(zhì)含量,可以充分利用有機(jī)質(zhì)表面豐富的官能團(tuán),改變Cd在土壤中的形態(tài);提高土壤pH值,可使土壤中游離的有效Cd轉(zhuǎn)變?yōu)镃d(OH)2和CdCO3等形式被固定下來:其最終的目的都是將高活性的Cd轉(zhuǎn)化為難以被植物吸收利用的無效形態(tài)。將油菜秸稈(9.6 t·hm-2)還田后,稻田土壤中的交換態(tài)Cd明顯向有機(jī)結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化[5]。張振興等[6]研究發(fā)現(xiàn),在水稻分蘗期施用生石灰,水稻糙米中的Cd含量下降了55.2%。

施用有機(jī)物料對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響存在一定的不確定性:有機(jī)物在土壤中腐殖化,有利于提高土壤的pH值,緩解土壤酸化[7],促進(jìn)Cd向有效性較低的形態(tài)轉(zhuǎn)化[8];但有機(jī)物在土壤中的分解將產(chǎn)生水溶性有機(jī)物(DOM),Cd與DOM結(jié)合后,反而會(huì)增加Cd的有效性和遷移能力[9-11]。對(duì)于在南方稻區(qū)廣泛種植的紫云英而言,它的翻壓和腐解過程存在明顯的兩個(gè)階段:在紫云英翻壓后的半個(gè)月內(nèi),紫云英在微生物的作用下快速分解,此時(shí)土壤中的DOM含量快速增加,導(dǎo)致土壤溶液中的Cd2+濃度明顯上升[10];而后,紫云英秸稈的腐解速度逐漸放緩,一些相對(duì)較難分解的纖維素、半纖維素等逐漸腐殖化,能夠在一定程度上降低Cd的有效性。考慮到紫云英腐解不同時(shí)期土壤Cd活性截然不同的變化趨勢(shì),在腐解前期施用調(diào)酸材料,將被DOM活化的Cd轉(zhuǎn)變?yōu)椴蝗苄缘逆k沉淀,同時(shí)利用好紫云英秸稈腐解后期腐殖化過程對(duì)Cd的吸附作用,減量施用調(diào)酸材料,可實(shí)現(xiàn)降低成本、減輕環(huán)境影響的效果。為指導(dǎo)生產(chǎn)實(shí)踐,本研究以贛中南典型酸性Cd污染水稻土為對(duì)象,采用盆栽試驗(yàn)的方式,系統(tǒng)對(duì)比翻壓綠肥、施用調(diào)酸材料和減量配施調(diào)酸材料對(duì)土壤性質(zhì)、水稻生長及Cd吸收轉(zhuǎn)運(yùn)的影響,以期為南方Cd污染酸性稻區(qū)的安全生產(chǎn)提供可行的技術(shù)儲(chǔ)備。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)基本情況

試驗(yàn)點(diǎn)位于江西省南昌市江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院網(wǎng)室內(nèi)。當(dāng)?shù)貙賮啛釒Ъ撅L(fēng)濕潤氣候,年均氣溫17.8 ℃,年均降水量1 662.5 mm,平均日照時(shí)數(shù)1 603.4 h,年霜期89 d。

供試土壤取自江西省吉安市安?？h赤谷鄉(xiāng),系潴育型水稻土(中等肥力),從農(nóng)田表層(0～20 cm)獲取,其基本理化性狀如下:pH值5.66,有機(jī)質(zhì)含量22.96 g·kg-1,全氮1.51 g·kg-1,全磷0.392 g·kg-1,有效磷20.7 mg·kg-1,速效鉀79.0 mg·kg-1。土壤總鎘含量0.422 mg·kg-1,有效態(tài)(DTPA提取態(tài))Cd含量0.262 mg·kg-1,屬于Cd輕度污染土壤。

供試水稻品種為晶兩優(yōu)華占;紫云英品種為余江大葉,由國家綠肥產(chǎn)業(yè)技術(shù)體系南昌綜合試驗(yàn)站(CARS-22-Z06)提供。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用盆栽方式進(jìn)行試驗(yàn),每盆裝風(fēng)干土壤10.0 kg。2021年11月將土壤填裝到位并放于網(wǎng)室內(nèi)自然恢復(fù)土壤性狀。試驗(yàn)共設(shè)置5個(gè)處理,每處理6個(gè)重復(fù):CK,冬閑田間自然生草;GM,冬種紫云英,翻壓紫云英;GM0HL,紫云英+常量石灰同步施用,即紫云英與常量石灰同時(shí)還田;GM5HL,紫云英+常量石灰晚施,即在紫云英翻壓5 d后全量施用石灰;GM5LL,紫云英+減量石灰晚施,即在紫云英翻壓5 d后減量施用石灰。

2021年11月向各盆中撒播紫云英種子30粒,待發(fā)芽后適時(shí)間苗,每盆保留10株長勢(shì)較旺的紫云英幼苗,正常田間管理,至2022年4月初將所有盆栽中盛花期的紫云英整株拔出,切成長度5 cm的小段,充分混勻并向各盆中添加紫云英。

以紫云英和石灰常規(guī)用量(分別為22 500、3 000 kg·hm-2)、土壤耕作層2 250 000 kg·hm-2為基準(zhǔn),計(jì)算盆栽試驗(yàn)中的紫云英和石灰用量,經(jīng)折算,每盆紫云英的鮮草添加量為100 g,石灰添加量為13.3 g(減量處理為6.7 g)。

2022年4月13日統(tǒng)一進(jìn)行紫云英翻壓,同時(shí)向GM0HL處理添加石灰;4月18日,向GM5HL和GM5LL處理添加相應(yīng)量的石灰。4月28日,施用基肥并移栽水稻,每盆3穴,每穴3株?；视昧堪碞 150 kg·hm-2、P2O575 kg·hm-2、K2O 120 kg·hm-2的用量折算,每盆施用尿素(N質(zhì)量分?jǐn)?shù)46.4%,中國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料集團(tuán)有限公司)1.5 g、鈣鎂磷肥(P2O5質(zhì)量分?jǐn)?shù)16.0%,個(gè)舊市豐收磷化工有限公司)2.4 g、氯化鉀(K2O質(zhì)量分?jǐn)?shù)62.0%,中化化肥有限公司)0.9 g。磷、鉀肥作為基肥一次性施入,氮肥基施60%,分蘗期追施40%。盆栽放置于露天網(wǎng)室內(nèi),水稻全生育期定期補(bǔ)充水分,保持水深3～5 cm,7月20日收獲。

1.3 樣品采集與指標(biāo)測(cè)定

分蘗盛期,將各處理3個(gè)重復(fù)中的水稻樣品小心拔出,帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行測(cè)定,保留剩余的3個(gè)重復(fù)直至成熟期采樣。稻谷成熟后,現(xiàn)場(chǎng)采集稻谷和秸稈樣品,小心地將水稻根系從盆中取出,同時(shí)使用土鉆采集桶內(nèi)0～20 cm的土壤樣品,每桶約500 g。所有樣品均在現(xiàn)場(chǎng)貼好標(biāo)簽,帶回實(shí)驗(yàn)室處理。

將采集的水稻各部分樣品用自來水充分清洗,洗去附著在表面的灰塵和泥垢。參照胡瑩等[12]的方法測(cè)定根表鐵膜Fe(DCB-Fe)和根表鐵膜Cd(DCB-Cd)含量,提取方法簡(jiǎn)述如下:水稻根系(鮮樣)經(jīng)超聲波清洗后,用超純水進(jìn)一步洗凈,吸干表面水分后,自根基部將根系剪斷并稱重,放入100 mL塑料瓶中,加入由40 mL 0.3 mol·L-1的Na3C6H5O7·2H2O與5 mL 1.0 mol·L-1的NaHCO3組成的混合液中,隨后準(zhǔn)確添加1.0 g Na2S2O4,于25 ℃條件下振蕩3 h(轉(zhuǎn)速200 r·min-1),過濾后將提取液轉(zhuǎn)移至100 mL容量瓶中,使用超純水徹底清洗根系并將清洗液一并轉(zhuǎn)移至容量瓶中定容。

將經(jīng)過提取并沖洗干凈的水稻根系和地上部分于80 ℃烘至質(zhì)量恒定,使用ZM200超離心粉碎儀(德國 Retsch)粉碎并過0.25 mm孔篩。水稻根系、秸稈、糙米采用HNO3-HClO4(體積比9∶1)濕法消解后儲(chǔ)存?zhèn)溆?使用Agilent 7890電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS,美國Agilent)測(cè)定樣品中的Cd含量。

去除土壤樣品中石粒與植物殘?bào)w等雜物后,在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)風(fēng)干,搗碎,用四分法獲取約200 g樣品,全部研磨并過2 mm和0.149 mm孔徑的尼龍篩,保存?zhèn)溆?。采用行業(yè)通用方法[13]測(cè)定土壤基本理化性狀:土壤pH值采用水浸提(土液質(zhì)量體積比1∶2.5),pH計(jì)法測(cè)定[FiveEasy Plus FE28-Standard 臺(tái)式pH計(jì),梅特勒托利多科技(中國)有限公司];有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀氧化-硫酸亞鐵滴定法測(cè)定;全氮含量采用濃硫酸-硒粉-硫酸銅-硫酸鉀消解,凱氏定氮法測(cè)定;有效磷含量采用鹽酸-氟化銨浸提,鉬銻抗比色法(UV8100紫外可見分光光度計(jì),北京萊伯泰科儀器股份有限公司)測(cè)定;速效鉀含量采用乙酸銨浸提,火焰光度法(FP6410火焰光度計(jì),上海儀電分析儀器有限公司)測(cè)定。土壤全Cd含量采用HCl-HNO3-HF-HClO4混合酸消解;有效態(tài)Cd含量采用0.005 mol·L-1DTPA-0.1 mol·L-1TEA-0.01 mol·L-1CaCl2提取液[14]在土液質(zhì)量體積比1∶5的條件下180 r·min-1振蕩浸提2 h,取過濾液。使用ICP-MS測(cè)定土壤總Cd和有效態(tài)Cd含量。

分別在翻壓紫云英后的第1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、15、18、21、24天,使用FJA-6土壤氧化還原電位去極化法自動(dòng)測(cè)定儀(南京傳滴儀器設(shè)備有限公司)測(cè)定土壤的氧化還原電位(Eh),將復(fù)合電極頭插入盆栽土壤中10 cm,每盆測(cè)定5個(gè)點(diǎn)位的Eh,取平均值。

使用5300DV電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES,美國PerkinElmer)測(cè)定樣品中的Fe含量,使用ICP-MS測(cè)定樣品中的Cd含量。分別使用國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07603灌木枝葉成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)和GBW07560土壤(江西九江)成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)對(duì)植株和土壤樣品的Cd含量測(cè)定進(jìn)行質(zhì)量控制,其回收率分別為97.2%和95.7%,滿足質(zhì)量控制的要求。

1.4 數(shù)據(jù)處理

參照文獻(xiàn)[15]的方法計(jì)算Cd在水稻植株體內(nèi)的轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)。

使用Excel 2019軟件整理數(shù)據(jù)。將試驗(yàn)處理作為獨(dú)立因子,使用SPSS 24.0軟件進(jìn)行單因素方差分析(one-way ANOVA),對(duì)有顯著(P<0.05)差異的,采用最小顯著差數(shù)法(LSD)進(jìn)行多重比較。使用Origin 8.5軟件繪制相關(guān)圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)土壤基本理化性狀的影響

與CK相比,單純翻壓紫云英(GM處理)并不會(huì)對(duì)土壤pH值和有效態(tài)Cd含量產(chǎn)生顯著影響(表1),但會(huì)顯著提高土壤中的有機(jī)質(zhì)含量,增幅為10.14%。翻壓紫云英后施用石灰可以顯著提高土壤pH值,pH值的增加幅度隨石灰用量增加而呈現(xiàn)顯著差異,但石灰的施用時(shí)間并無顯著影響,常量施用石灰(GM0HL和GM5HL處理)時(shí),土壤pH值增加了0.75～0.78個(gè)pH單位,減量添加石灰(GM5LL處理)時(shí),土壤pH值提高了0.38個(gè)pH單位。與單純翻壓紫云英的GM處理相比,翻壓紫云英后配施石灰對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)含量并無顯著影響,但土壤有效態(tài)Cd含量顯著降低。常量施用石灰(GM0HL和GM5HL)時(shí),石灰的施用時(shí)間對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量無顯著影響,二者的土壤有效態(tài)Cd含量較GM處理分別顯著降低41.28%、39.50%,較減量施用石灰的GM5LL處理分別顯著下降25.00%和22.72%。GM5LL處理的土壤有效態(tài)Cd含量顯著低于GM處理,降幅21.71%,但與CK沒有顯著差異。土壤有效態(tài)Cd含量(y)與土壤pH值(x)的變化趨勢(shì)基本一致,擬合的回歸方程為y=-0.126 1x+1.027 2[決定系數(shù)(R2)值為0.869 9],說明土壤pH值是影響土壤有效態(tài)Cd含量的關(guān)鍵因素之一。

表1 不同處理的土壤pH值及有機(jī)質(zhì)、有效態(tài)Cd含量Table 1 Soil pH and contents of organic matter and available Cd

相較于CK,翻壓紫云英后各處理的土壤Eh值均逐漸下降(圖1)。翻壓紫云英后的第1天,除GM0HL處理的土壤Eh僅下降16.3 mV,與CK沒有顯著差異外,其他處理的土壤Eh較CK顯著下降47.8～58.8 mV,但處理間沒有顯著差異。這可能是因?yàn)?翻壓紫云英后紫云英腐解過程對(duì)氧氣的消耗能夠大幅度地降低土壤的Eh。翻壓紫云英后的第2～5天,GM0HL處理與GM、GM5HL、GM5LL處理的土壤Eh逐漸降低,且處理間沒有顯著差異,表明調(diào)酸材料的加入對(duì)紫云英腐解過程中土壤Eh的影響非常有限,僅能持續(xù)1 d左右,且其影響可能主要來自于調(diào)酸材料添加時(shí)對(duì)表層土壤的擾動(dòng)導(dǎo)致土壤通氣狀況發(fā)生變化。在翻壓紫云英后的第5天,GM5HL和GM5LL處理增施石灰,隔天土壤Eh值出現(xiàn)了大幅回升,相較于第5天分別增加了27.3、34.2 mV,顯著高于GM和GM0HL處理。隨后,各處理的土壤Eh值快速下降。在紫云英翻壓后的第12～24天,添加了石灰的處理(GM0HL、GM5HL、GM5LL)的土壤Eh較GM處理顯著高出20.0～39.8 mV,說明石灰的加入有助于改善土壤中的還原性氛圍,這可能與石灰作為一種堿性材料對(duì)土壤中還原性物質(zhì)的中和作用有關(guān)。

圖1 不同處理的土壤氧化還原電位(Eh)變化Fig.1 Dynamics of soil redox potential potential (Eh) under treatments

2.2 不同處理對(duì)水稻根系DCB-Fe和DCB-Cd含量的影響

成熟期水稻根系的DCB-Fe和DCB-Cd含量大幅低于分蘗期(圖2)。

DCB-Fe,根表鐵膜鐵含量;DCB-Cd,根表鐵膜鎘含量。同一生育期柱上無相同字母的表示處理間差異顯著(P<0.05)。DCB-Fe, Fe content in root iron plaque; DCB-Cd, Cd content in root iron plaque. Bars marked without the same letters indicate significant difference within treatments at the same growth stage at P<0.05.圖2 不同生育期各處理水稻根系的根表鐵膜鐵、鎘含量Fig.2 Content of Fe and Cd in root iron plaque under treatments at different growth stages

在分蘗期,翻壓紫云英后施用石灰顯著抑制了分蘗期水稻根表鐵膜的生成,導(dǎo)致DCB-Fe和DCB-Cd的含量顯著低于CK和GM處理,但CK和GM間并無顯著差異。與CK相比,GM0HL、GM5HL、GM5LL的DCB-Fe含量分別顯著下降43.34%、38.82%、29.00%,DCB-Cd含量分別顯著下降43.72%、35.56%、12.72%,兩者之間具有良好的一致性?？偟膩砜?單獨(dú)翻壓紫云英并不會(huì)對(duì)水稻根表鐵膜的生成產(chǎn)生顯著影響,石灰對(duì)水稻根表鐵膜的抑制作用隨施用量的增加而增強(qiáng)。

在成熟期,GM5LL處理與GM、CK處理的DCB-Fe含量沒有顯著差異,但GM0HL和GM5HL的DCB-Fe含量仍顯著低于CK處理15.82%和11.07%。相較于GM處理,GM0HL、CK、GM5HL處理的DCB-Cd含量分別顯著降低了44.98%、29.53%、29.07%。翻壓紫云英后,水稻成熟期的DCB-Cd含量顯著高于CK處理,說明紫云英的翻壓可提高根表鐵膜對(duì)Cd的截留效果,但增施石灰后反而與CK的差異不顯著,推測(cè)可能與土壤pH升高抑制鐵膜生成有關(guān)。

2.3 不同處理對(duì)水稻Cd含量的影響

分別檢測(cè)分蘗期和成熟期水稻根系(去除根表鐵膜后)、秸稈和糙米(僅成熟期)的Cd含量,結(jié)果顯示,分蘗期各處理的水稻根系Cd含量在11.36～13.25 mg·kg-1(圖3),各處理相比,僅GM5HL處理的根系Cd含量顯著低于CK,降幅為13.28%。分蘗期的水稻秸稈中,GM處理的Cd含量最高(11.90 mg·kg-1),顯著高于其他處理;其次為CK處理(9.99 mg·kg-1),較GM處理顯著下降了16.05%;GM5HL處理的Cd含量最低(7.31 mg·kg-1),GM0HL處理的Cd含量次低(8.65 mg·kg-1),二者均顯著低于CK,分別僅為CK處理的73.17%和86.59%。施用石灰導(dǎo)致分蘗期水稻根系和秸稈Cd含量降低,可能與石灰提高土壤pH值、抑制土壤中Cd的生物有效性有關(guān)。

同一部位柱上無相同字母的表示處理間差異顯著(P<0.05)。Bars marked without the same letters indicate significant difference within treatments for the same part at P<0.05.圖3 分蘗期(A)和成熟期(B)各處理水稻不同部位的Cd含量Fig.3 Cd contents in different parts of rice at tillering stage(A) and mature stage (B) under treatments

單純翻壓紫云英較CK顯著增加了成熟期水稻根系中的Cd含量,增幅為45.47%。在此基礎(chǔ)上施用石灰則會(huì)顯著降低根系中的Cd含量,相較于GM處理,GM0HL、GM5HL和GM5LL處理的水稻根系Cd含量分別降低了27.72%、24.93%和14.77%;減量施用石灰的GM5LL處理根系中的Cd含量顯著高于常量石灰處理(GM0HL和GM5HL)。各處理的秸稈Cd含量相比,僅GM0HL處理的顯著低于CK,降幅為15.75%。與CK相比,單純翻壓紫云英并不能顯著降低糙米中的Cd含量,但增施石灰后,糙米中的Cd含量顯著降低,GM0HL、GM5LL和GM5HL處理分別降低了43.00%、45.82%、51.59%。增施石灰的處理中,GM5HL處理對(duì)糙米的降Cd效果要優(yōu)于GM0HL處理,說明石灰的施用時(shí)機(jī)也會(huì)對(duì)水稻的Cd吸收產(chǎn)生影響。

分別測(cè)算不同生育期Cd從根表鐵膜到根、從根到秸稈,和從秸稈到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(分別簡(jiǎn)記為TF1、TF2、TF3)。分蘗期時(shí),相較于GM處理,紫云英翻壓后施用石灰顯著提高了TF1(表2),GM0HL、GM5HL、GM5LL處理的增幅分別為80.7%、52.5%和25.4%。相較于CK,僅單獨(dú)翻壓紫云英的處理顯著提高了TF2。成熟期時(shí),GM0HL處理的Cd的TF1顯著高于其他處理(表3),較CK和GM處理分別提高了34.6%和29.6%;GM0HL、GM5HL、GM5LL處理的TF2和TF3均顯著低于CK,說明石灰的加入能夠顯著抑制Cd在水稻植株內(nèi)部的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)。

表2 分蘗期各處理的水稻Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 2 Cd translocation factor of rice at tillering stage under treatments

表3 成熟期各處理的水稻Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 3 Cd translocation factor of rice at mature stage under treatments

2.4 不同因子與水稻Cd含量的相關(guān)性及主成分分析

在分蘗期:根表鐵膜Fe含量與根表鐵膜Cd含量、秸稈Cd含量呈極顯著(P<0.01)正相關(guān)(表4),但與根系Cd含量無顯著相關(guān)性;根表鐵膜Cd含量與根系和秸稈中的Cd含量分別呈顯著和極顯著正相關(guān)。DCB-Fe與DCB-Cd含量呈現(xiàn)正相關(guān),說明根表鐵膜對(duì)Cd具有明顯的吸附作用。在成熟期:根表鐵膜Fe含量與秸稈和糙米中的Cd含量呈極顯著正相關(guān);根表鐵膜Cd含量與根系Cd含量呈極顯著正相關(guān)。

表4 不同生育期根表鐵膜與水稻不同部位Cd含量的相關(guān)性Table 4 Correlation within root iron plaque and Cd content in different parts of rice at different growth stages

在本研究中,不論是分蘗期還是成熟期的水稻樣品,秸稈Cd含量與根系Cd含量的相關(guān)性都不顯著;但有不少研究發(fā)現(xiàn),水稻根系和秸稈Cd含量存在相關(guān)性[16]。導(dǎo)致本文研究結(jié)論與其他文獻(xiàn)存在差異的原因可能與既往研究未嚴(yán)格區(qū)分根表鐵膜的Cd與根系細(xì)胞中的Cd有關(guān)。過往大多數(shù)研究認(rèn)為,水稻根表鐵膜能抑制水稻對(duì)Cd的吸收,降低水稻植株體內(nèi)的Cd含量[17]。本文發(fā)現(xiàn),DCB-Fe與水稻各部位Cd含量呈現(xiàn)不同程度的正相關(guān),與Liu等[18]的研究結(jié)論類似,可能與本研究中水稻根表鐵膜的厚度較薄有關(guān)。有研究發(fā)現(xiàn),根表鐵膜對(duì)水稻Cd的吸收究竟表現(xiàn)為促進(jìn)還是抑制作用,主要取決于根表鐵膜的厚度[19-20]。劉文菊等[21]認(rèn)為,根表鐵膜對(duì)水稻Cd的吸收呈現(xiàn)先促進(jìn)后抑制的作用,當(dāng)水稻根表鐵氧化物的數(shù)量小于8 300 mg·kg-1(以干重計(jì))時(shí),水稻地上部的Cd含量與鐵膜含量呈現(xiàn)正相關(guān),大于該數(shù)值后才表現(xiàn)為負(fù)相關(guān)。

就土壤性狀與DCB-Fe及DCB-Cd的含量進(jìn)行相關(guān)性分析,結(jié)果顯示,Eh與土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量分別呈顯著和極顯著負(fù)相關(guān)(表5)。土壤pH與有效態(tài)Cd含量、分蘗期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著負(fù)相關(guān)。土壤有機(jī)質(zhì)含量與成熟期的DCB-Fe含量呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤有效態(tài)Cd含量與分蘗期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關(guān),與成熟期的DCB-Cd含量呈顯著正相關(guān)。分蘗期的DCB-Fe含量與成熟期的DCB-Fe含量和分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關(guān),與成熟期的DCB-Cd含量呈顯著正相關(guān)。成熟期的DCB-Fe與分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關(guān)。分蘗期的DCB-Cd含量與成熟期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關(guān)。

表5 土壤性狀與根表鐵膜Fe及根表鐵膜Cd含量的相關(guān)性Table 5 Correlation within soil properties and root iron plaque and Cd content in iron plaque

將初始特征值λ>1設(shè)定為篩選主成分的指標(biāo)[22],共獲得兩個(gè)主成分,其中第一主成分(PCA1)的貢獻(xiàn)率為71.03%,第二主成分(PCA2)的貢獻(xiàn)率為15.09%,兩個(gè)主成分的累積貢獻(xiàn)率達(dá)到86.12%,超過80%,說明這兩個(gè)主成分已經(jīng)能夠較好地反映原始指標(biāo)所包含的絕大部分信息。土壤pH值、分蘗期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘗期的DCB-Cd含量、成熟期的DCB-Cd含量和土壤有效態(tài)Cd含量在PCA1上有較大的載荷(圖4),分別為-0.861、0.884、0.775、0.824、0.912、0.924。由于分蘗期DCB-Fe含量、成熟期DCB-Fe含量、成熟期DCB-Cd含量和土壤有效態(tài)Cd含量與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān),因此可以認(rèn)為PCA1是與土壤pH密切相關(guān)的因子。土壤Eh和有機(jī)質(zhì)含量在PCA2上的載荷分別為0.922和-0.843,兩者呈極顯著負(fù)相關(guān),因此也可以認(rèn)為PCA2是與土壤有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)的因子。

PCA1,第一主成分;PCA2,第二主成分;Eh,土壤氧化還原電位;A-Cd,土壤有效態(tài)Cd含量;OM,土壤有機(jī)質(zhì)含量;TDCB-Fe,分蘗期水稻根表鐵膜Fe含量;MDCB-Fe,成熟期水稻根表鐵膜Fe含量;TDCB-Cd,分蘗期水稻根表鐵膜Cd含量;MDCB-Cd,成熟期水稻根表鐵膜Cd含量。PCA1, The 1st principle component; PCA2, The 2nd principle component; Eh, Soil oxidation-reduction potential; A-Cd, Soil available Cd content; OM, Soil organic matter content; TDCB-Fe, Fe content in root iron plaque at the tillering stage; MDCB-Fe, Fe content in root iron plaque at the mature stage; TDCB-Cd, Cd content in root iron plaque at the tillering stage; MDCB-Cd, Cd content in root iron plaque at the mature stage.圖4 主成分載荷矩陣圖Fig.4 Principal component loading matrix

從主成分分析結(jié)果看,紫云英翻壓及石灰等調(diào)酸劑的使用主要通過影響土壤pH,進(jìn)而影響水稻根表鐵膜Fe含量和鐵膜厚度,從而阻隔水稻對(duì)Cd的吸收。同時(shí),紫云英的腐解在早期降低了土壤Eh,在后期隨著秸稈腐殖化增加了土壤有機(jī)質(zhì),均有助于抑制水稻對(duì)Cd的吸收。

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

紫云英等綠肥作物具有天然的固氮作用,在我國南方稻區(qū)被廣泛種植,其種植和翻壓能在一定程度上提高土壤的有機(jī)質(zhì)含量,豐富土壤微生物區(qū)系,對(duì)于減少化肥使用、提高水稻產(chǎn)量具有積極的作用。部分研究發(fā)現(xiàn),紫云英的種植和翻壓能夠降低土壤中的有效態(tài)Cd含量,抑制水稻對(duì)Cd的吸收[23]。作者團(tuán)隊(duì)前期的研究發(fā)現(xiàn),長期種植和翻壓紫云英并不會(huì)對(duì)耕作層中的全Cd含量產(chǎn)生明顯的影響,反而會(huì)在一定程度上增加活性態(tài)Cd在全Cd中的占比[24]。

學(xué)術(shù)界已就紫云英對(duì)土壤Cd有效性的影響開展了大量的研究,但研究結(jié)果間也存在較大的爭(zhēng)議。部分研究發(fā)現(xiàn),紫云英的種植和翻壓會(huì)降低土壤pH值[25-26],但也有研究持相反意見[27]。張成蘭等[28]經(jīng)過7 a的定位試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),與單純施用化肥相比,翻壓不同質(zhì)量的紫云英后,土壤pH值顯著下降0.39～0.58個(gè)pH單位。長期定位試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),相較于純化肥處理,當(dāng)紫云英施用量為22 500 kg·hm-2時(shí),土壤pH值從6.13下降到了5.09[29]。普遍認(rèn)為,綠肥腐解過程中釋放的有機(jī)酸會(huì)增加土壤中游離H+的濃度,同時(shí)紫云英殘?bào)w的腐殖化會(huì)增加土壤有機(jī)質(zhì)含量,進(jìn)而促進(jìn)水稻根系的發(fā)育和呼吸作用,從而產(chǎn)生更多的游離H+,進(jìn)一步降低土壤pH值[28,30]。土壤pH的變化會(huì)導(dǎo)致土壤溶液中的Cd2+在土壤顆粒表面的競(jìng)爭(zhēng)性吸附能力發(fā)生變化,將對(duì)土壤中的有效態(tài)Cd含量產(chǎn)生明顯影響[31]。一般地,土壤pH值下降往往意味著有效態(tài)Cd含量的增加。這可能是部分研究認(rèn)為施用紫云英會(huì)導(dǎo)致土壤有效態(tài)Cd含量增加的重要原因。

從本研究看,單獨(dú)種植和翻壓紫云英并未導(dǎo)致土壤酸化,也未對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量產(chǎn)生顯著影響。這可能與種植和翻壓紫云英時(shí)間較短有關(guān)。可以認(rèn)為,短期內(nèi)種植紫云英并不會(huì)對(duì)土壤有效態(tài)Cd產(chǎn)生明顯的影響,適當(dāng)補(bǔ)充石灰等堿性材料有助于緩解紫云英常年種植對(duì)土壤的酸化作用。

3.2 紫云英配合調(diào)酸材料對(duì)根表鐵膜形成的影響

根表鐵膜是水稻等作物在淹水條件下,根際周邊土壤中的Fe2+和Mn2+等金屬離子被水稻根表所分泌的氧氣氧化而形成的一層覆蓋在水稻根表的結(jié)晶態(tài)和無定型態(tài)的鐵氧化物或氫氧化物膠膜[32-33]。影響水稻根表鐵膜形成的主要因素包括土壤溶液中的Fe2+濃度、根系泌氧所形成的微氧化環(huán)境,以及土壤pH、Eh、溫度、無機(jī)碳含量、可溶性鹽含量、有機(jī)質(zhì)含量和陽離子交換量等[34-35]。

紫云英等綠肥作物翻壓后的腐解過程可分為快速腐解期和緩慢腐解期[36]。在快速腐解期,秸稈中的可溶性有機(jī)物和無機(jī)養(yǎng)分較多,微生物活性較強(qiáng),是一個(gè)大量耗氧的過程,將大幅增加土壤的還原程度和還原性物質(zhì)的含量[37];在腐解后期,主要是秸稈中的纖維素等物質(zhì)的腐殖化,土壤微生物活動(dòng)大幅減弱[38]。有研究發(fā)現(xiàn),紫云英翻壓后的10 d內(nèi),土壤Eh平均下降32.76～57.26 mV[39],土壤中的還原物質(zhì)總量顯著高于未翻壓區(qū)[37];因此,有研究甚至提出應(yīng)在翻壓綠肥15～20 d后進(jìn)行作物移栽,以避免還原性物質(zhì)對(duì)作物的毒害[40]。本研究發(fā)現(xiàn),翻壓后的第1天,GM0HL處理的土壤Eh顯著高于GM處理。在翻壓后的第6天,隨著石灰的加入,GM5HL和GM5LL處理的土壤Eh值顯著高于GM處理。這表明石灰的加入中和了土壤中存在的還原性物質(zhì),這一趨勢(shì)在石灰添加后的當(dāng)天非常明顯,但隨后添加了石灰的各處理的土壤Eh逐漸趨同,直到翻壓12 d后,GM0HL、GM5HL、GH5LL處理的土壤Eh顯著高于GM處理,各處理間逐漸拉開差距,說明土壤pH值的升高有助于改善紫云英翻壓后的還原性氛圍。

針對(duì)水稻DCB-Fe含量的分析表明,石灰的加入顯著降低了分蘗期的根表鐵膜Fe含量和鐵膜厚度,但只有常量施用石灰的處理(GM0HL和GM5HL)成熟期根表鐵膜的Fe含量顯著低于CK。在不同的生育階段,GM處理的DCB-Fe含量與CK始終沒有顯著差異。這表明,雖然紫云英的翻壓腐解在前期會(huì)對(duì)土壤Eh產(chǎn)生影響,但這種影響是短暫的,隨著紫云英快速腐解期的結(jié)束,即使在較低的Eh環(huán)境下,紫云英翻壓也沒有對(duì)分蘗期和成熟期的水稻根表鐵膜厚度產(chǎn)生顯著影響。一般認(rèn)為,強(qiáng)烈的還原性氛圍將刺激水稻根系充分泌氧,刺激根表鐵膜的形成,從而減輕還原態(tài)離子對(duì)植物的毒害作用[34]。在本研究中,向盆栽中添加石灰調(diào)節(jié)土壤的還原性氛圍,提高了紫云英翻壓后土壤的Eh,土壤中部分還原態(tài)的Fe2+轉(zhuǎn)化為Fe3+。相較于Fe2+,Fe3+活性較低,易被土壤顆粒吸附,在根際土壤中的移動(dòng)性和遷移能力也更弱[41];因此,相較于GM處理,添加了石灰的處理中水稻根系DCB-Fe含量明顯下降。

鐵氧化物為兩性膠體,可以吸附大量的Cd2+離子。當(dāng)根表鐵氧化物數(shù)量未達(dá)到飽和量前,根表鐵膜能促進(jìn)水稻對(duì)Cd的吸收;當(dāng)水稻根系被鐵膜完全包被后,即使鐵膜進(jìn)一步增厚,根系與鐵膜界面的接觸面也不再發(fā)生變化,吸附在鐵膜外的Cd2+需要經(jīng)過解吸和跨越鐵膜運(yùn)輸才能達(dá)到根表,因而會(huì)抑制水稻對(duì)Cd吸收。這正是部分研究發(fā)現(xiàn)鐵膜含量對(duì)Cd吸收存在拐點(diǎn)的原因[21]。本研究中,石灰的加入減少了根表鐵膜的生成,因而根表鐵膜Fe含量不再成為影響水稻Cd吸收的主要因子。

3.3 紫云英配合調(diào)酸材料對(duì)水稻Cd吸收的影響

大量研究表明,土壤Eh會(huì)顯著影響土壤中Cd的形態(tài)[42]:當(dāng)土壤Eh降低時(shí),土壤中的硫元素還原成S2-,從而與Cd2+形成難以被作物吸收利用的CdS沉淀;而當(dāng)Eh升高時(shí),難溶性的CdS沉淀會(huì)發(fā)生氧化分解,Cd的遷移性和生物有效性將得到提升[43]。土壤pH直接影響土壤顆粒表面的電荷性質(zhì),從而改變土壤對(duì)Cd的吸附能力和Cd的形態(tài)[44],在較高的pH值下,土壤中的OH-可能與土壤中的Cd2+結(jié)合形成更難以被作物吸收利用的氫氧化物或碳酸鹽結(jié)合態(tài)沉淀[45-46]。

本研究中,翻壓紫云英后土壤Eh顯著低于CK,但添加石灰處理后,土壤Eh顯著高于單純紫云英翻壓的處理。這也就意味著,在紫云英快速腐解階段,土壤中Cd的活性呈現(xiàn)為CK處理最高,而其他添加了石灰的處理較低的狀態(tài),單一因子已經(jīng)不足以解釋糙米Cd含量的變化趨勢(shì)。為了解水稻DCB-Fe、DCB-Cd含量以及紫云英腐解過程中土壤Eh、pH、有機(jī)質(zhì)含量對(duì)糙米中Cd的影響,本文對(duì)其進(jìn)行相關(guān)性分析和主成分分析,結(jié)果顯示,PCA1是與土壤pH密切相關(guān)的因子,PCA2是與土壤有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)的因子。綜合本文研究結(jié)果推測(cè),紫云英翻壓以及石灰等調(diào)酸劑的使用,一方面通過影響土壤pH,進(jìn)而影響水稻根表鐵膜的形成;另一方面,紫云英的腐解在早期降低了土壤Eh,在后期隨著秸稈腐殖化增加了土壤有機(jī)質(zhì),降低土壤中Cd的有效性。上述兩方面共同作用,抑制水稻對(duì)Cd的吸收。

綜上,在紫云英翻壓后5 d減半量施用石灰,有助于維持根系周邊較強(qiáng)的還原性氛圍,促進(jìn)根表鐵膜的生成,提高土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量,在多因素的共同作用下有效實(shí)現(xiàn)降低糙米Cd含量的效果。通過減少石灰的用量,既節(jié)約了資源,又降低了Cd污染耕地的治理成本。