目前, 我国受重金属污染的农田面积约占耕地总面积的20%, 其中轻、中度污染农田分别占污染农田总面积的46.7%和9.7%[1-4]。镉(Cd)具有毒性强、迁移性大、易被作物吸收富集的特点, 是大米重金属污染的重要类型之一[5-6]。因而, 采取措施保障中、轻度镉污染农田粮食安全生产已成为研究热点[7-8]。目前治理重金属污染土壤的常用措施主要包括物理法、化学法和生物法等[9]。其中, 利用水稻品种间对镉吸收富集能力的基因型差异筛选和培育低镉积累水稻品种被认为是一项经济、长效的技术[10]。
已有研究表明, 水稻对重金属的吸收富集不仅取决于水稻品种和土壤重金属含量, 还受土壤类型、水肥管理、栽培方式以及耕作制度等因素的影响[11-13]。土壤pH值、有机质含量、阳离子交换量(CEC)等均是影响镉迁移性和有效性的重要因素[14-15], 通过合理措施调节土壤可以降低镉的生物有效性, 从而降低稻米中镉的积累量。因此, 研究在特定产地、特定栽培条件下稻米对土壤镉的吸收积累规律, 查明特定产地稻米镉积累量对土壤因子的响应显得尤为重要。这对中、轻度镉污染地区的水稻产地安全适宜性评价, 以及通过采取合理调控措施进一步扩大低积累品种的适用范围具有重要意义。
笔者以前期筛选所得的低镉积累水稻品种嘉33和秀水128[16]为模式作物, 选取湖南省湘阴县6处中、轻度镉污染农田, 通过田间试验探究当地条件下2个镉低积累品种精米镉积累量与土壤镉含量之间的相关关系, 并基于GB 2715—2012《国家粮食和食品安全标准》推算2种水稻精米安全输出的土壤镉临界值, 同时通过施用石灰和有机肥来调节土壤pH值或有机质含量, 探究土壤pH值和有机质含量对精米镉积累量的影响, 以期为嘉33和秀水128在湘阴地区中、轻度镉污染农田的应用推广提供技术支撑和理论依据。
1 材料与方法 1.1 试验区与供试材料试验区设在湖南省东北部的湘阴县(28°42′18.58″ N, 112°55′36.98″ E), 受灌溉水源和农药化肥中重金属的影响, 该地区农田有不同程度的镉污染。农田土壤类型为潴育型水稻土, 成土母质为第四纪红壤河湖沉积物。选取6处污染水平不同的农田, 分别位于新龙村、彭家、小桥村、棉种村1(棉1)、棉种村2(棉2) 和农科所, 6处不同点位土壤基本理化性质及土壤镉含量见表 1。
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表 1 不同试验区土壤基本理化性质 Table 1 Physico-chemical properties of the test soils |
供试水稻品种为嘉33和秀水128, 均属于常规粳稻, 全生育期均为156 d。供试石灰为熟石灰, 采购于湖南岳阳, pH值为12.54, w(Cd)为0.372 mg·kg-1。供试有机肥采购于湖南长沙, 主要原料为牛粪, 经微生物发酵加工而成, w(有机质)≥45%, w(N+P2O5+K20)≥5%, w(Cd)为0.253 mg·kg-1。
1.2 试验方法 1.2.1 采样方法6处不同污染水平农田中分别种植嘉33和秀水128, 2015年5月统一育秧, 6月移栽, 秧龄30 d。10月成熟期收获, 采集土壤和水稻样品, 水肥管理与当地习惯一致。采样时按照S形采样法在田块取5点, 采集0~20 cm耕作层土壤及稻穗混合。土样在阴凉处风干后研磨, 分别过1和0.15 mm孔径尼龙筛。稻穗风干后脱离, 经砻谷机及碾米机除糙、出精, 于70 ℃条件下烘干至恒重、粉碎。
1.2.2 试验设置试验设3组处理, 分别为对照组(CK)、施石灰处理组和施有机肥处理组。其中, 施石灰处理组设4个水平:石灰施用量分别为30(L1)、60(L2)、90(L3) 和120 kg·(667 m2)-1(L4);施有机肥处理组设4个水平:有机肥施用量分别为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将石灰和有机肥均匀施入小区, 耙匀, 使石灰和有机肥与耕层土壤充分混匀。每个处理水平设3个重复, 共计54个小区, 每个小区面积20 m2(4 m×5 m), 随机区组排列。小区之间采用泥埂隔离, 用塑料薄膜覆盖, 并设排水沟。水稻成熟时在每个小区1个1 m2样方收割地上部测产。
1.2.3 测定项目和方法土壤有机质、碱解氮、速效磷及有效钾含量测定方法参照《土壤农化分析》[17]; 土壤pH值采用电位法(水土质量比为2.5：1) 测定。土壤Cd全量采用HNO3-HF消煮[18]，Cd有效态采用0.1 mol·L-1CaCl2浸提[19]，土壤中各形态镉采用Tessier连续提取法[20]提取, 分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态以及残渣态; 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炉原子吸收光谱法(PE-AA600) 测定。
1.3 数据处理用Excel 2016和SPSS 17.0软件进行统计分析, 用Origin 8.1软件作图。
2 结果与分析 2.1 土壤镉含量对水稻精米镉积累的影响6处农田土壤总镉和有效态镉含量以及嘉33和秀水128精米镉积累量间的关系如图 1所示。嘉33和秀水128精米镉积累量与土壤有效态镉含量呈极显著相关(P＜0.01), R2分别达0.982和0.978;与田间土壤总镉含量呈显著正相关(P＜0.05), R2分别为0.741和0.600。在推算嘉33和秀水128精米对镉积累特征和稻米安全输出的土壤临界值时采用土壤有效态镉含量作为变量更为合理。基于GB 2715—2012中镉的限量标准(0.2 mg·kg-1), 得到嘉33和秀水128稻米安全输出的田间土壤镉有效态含量临界值分别为0.307和0.293 mg·kg-1。
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图 1 精米镉含量与田间土壤有效态镉或总镉间的关系 Figure 1 Relationships of Cd content in polished rice with soil available Cd content and soil total Cd content |
水稻成熟期施加不同量的石灰和有机肥对土壤pH值和有机质含量的影响见图 2。施加石灰显著提高土壤pH值, 与CK处理相比, L1、L2、L3和L4处理土壤pH值分别提高0.22、0.41、0.57和0.73, 而增施有机肥处理土壤pH值与CK处理相比无显著差异。对水稻成熟期土壤pH值增加量(y)和石灰施用量(x)进行线性拟合, 得出线性回归方程为y=0.024+6.033x(R2=0.993)。水稻成熟期土壤pH值增加量与石灰施加量间呈显著正相关关系。
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图 2 施加石灰和有机肥对土壤pH值和有机质含量的调节效果 Figure 2 Effects of liming and organic manure application on soil pH and soil organic matter content CK为对照, L1~L4表示石灰施用量分别为30、60、90和120 kg· (667 m2)-1; M1~M4表示有机肥施用量分别为60、120、180和240 kg·(667 m2)-1。直方柱上方英文小写字母不同表示不同处理间某指标差异显著(P＜0.05)。 |
土壤有机质含量随有机肥施用量的增加而增加, 而施用石灰处理土壤有机质含量与CK处理相比无显著差异。与对照相比, M1、M2、M3和M4处理土壤有机质含量分别比CK处理提高0.37%、1.03%、1.94%和4.54%, 其中，有机肥M3和M4处理土壤有机质含量显著高于CK处理。对水稻成熟期土壤有机质增加百分比(y)与有机肥施用量(x)进行拟合, 得出回归方程为y=0.119-4.678x+93.45x2(R2=0.965), 土壤有机质增加量与有机肥施用量间呈显著正相关关系。
2.3 石灰和有机肥施用对水稻精米镉积累的影响石灰和有机肥施用对水稻精米镉积累的影响见表 2。CK处理(棉1) 试验区种植的嘉33和秀水128精米w(Cd)分别为0.246和0.255 mg·kg-1。这说明当农田镉污染较重时直接种植嘉33和秀水128不能实现稻米安全生产的要求。但通过增施石灰调节土壤pH值后, 2个品种的精米镉含量均有不同程度的降低, L1~L4处理嘉33精米镉含量较对照下降10.98%~23.58%, 秀水128下降12.55%~25.10%, 其中L3和L4处理2个品种的精米镉含量低于0.2 mg·kg-1, 此时土壤pH值分别提高到6.48和7.44。通过增施有机肥调节土壤有机质含量后, 嘉33和秀水128精米镉含量也均随有机肥施用量增加而降低。与CK处理相比, M1~M4处理嘉33精米w(镉)降低3.66%~19.92%, 秀水128降低4.31%~18.43%, 其中M4处理嘉33精米w(镉)为0.197 mg·kg-1, 达到国家标准限量值的要求, 此时土壤w(有机质)提高到25.35 g·kg-1。
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表 2 施加石灰和有机肥对水稻精米镉含量的影响 Table 2 Effects of liming and organic manure application on Cd content in polished rice |
在施用石灰和有机肥调节土壤pH值和土壤有机质过程中土壤有效态镉含量产生明显变化(图 3)。施用石灰处理显著降低土壤有效态镉含量, 且有效态镉含量随石灰施用量的增加而下降。L1、L2、L3和L4处理土壤有效态镉含量较CK处理分别下降8.59%、15.66%、19.19%和22.73%。增施有机肥土壤有效态镉含量也随有机肥施用量的增加呈下降趋势, 但有机肥施用量较少的M1和M2处理与CK处理间无显著差异, M3和M4处理较CK处理显著降低, 降幅分别为9.34%和15.15%。
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图 3 石灰和有机肥施用对土壤有效态镉含量的影响 Figure 3 Effects of liming and organic manure application on content of soil available Cd in paddy field CK为对照, T1~T4表示石灰施用量分别为30、60、90和120 kg· (667 m2)-1。直方柱上方英文小写字母不同表示不同处理间某指标差异显著(P＜0.05)。 |
选取CK、L4和M4处理作Tessier连续浸提, 探究增施石灰和有机肥对土壤镉形态分配的影响(图 4)。L4和M4处理土壤中可交换态镉比例明显降低, 同时生物有效性较低的土壤碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态以及残渣态镉比例呈增加趋势。施用石灰后, 土壤可交换态含量镉占土壤总镉含量的比例较对照下降19.84%, 而碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态则分别增加5.19%、8.94%和5.89%。施用有机肥后土壤可交换态镉含量占土壤总镉含量的比例较对照下降8.80%, 而生物有效性较低的碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态则分别增加2.45%、1.78%和4.36%。可见，增施石灰和有机肥后土壤有效态镉向碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态以及残渣态镉转化, 减少土壤镉向水稻植株的迁移及其在水稻精米中的积累。
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图 4 石灰和有机肥施用对土壤不同形态镉分配的影响 Figure 4 Effects of liming and organic manure application on distribution of soil Cd relative to forms of Cd in soil CK为对照, L4表示石灰施用量为120 kg·(667 m2)-1; M4表示有机肥施用量为240 kg·(667 m2)-1。 |
表 3是水稻精米镉积累与土壤pH值和有机质含量间的相关性。土壤有效态镉含量与pH值呈极显著负相关。同时, 水稻精米镉积累量与土壤pH值呈极显著负相关关系。这说明土壤pH值是影响土壤镉有效性和水稻精米镉积累的重要因子, 提升pH值可显著降低土壤有效态镉含量, 进而减少水稻对土壤镉的吸收和精米中镉的积累。
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表 3 施用石灰后水稻精米镉积累与不同土壤因子间的相关系数 Table 3 Correlations among Cd contents of polished rice and different soil factors under liming application |
表 4为水稻嘉33和秀水128精米镉积累与土壤有机质间的相关性。土壤有效态镉与土壤有机质含量呈极显著负相关, 相关系数达-0.878, 说明增施有机肥可提高土壤有机质含量，也可有效降低土壤有效态镉含量。另外, 嘉33、秀水128精米镉积累量与土壤有机质含量也呈显著负相关, 相关系数分别为-0.563和-0.534, 这也说明土壤有机质是影响土壤镉有效性和水稻精米镉积累的另一重要因子, 提高土壤有机质也可降低土壤有效态镉含量, 进而减少水稻对土壤镉的吸收和精米中镉的积累。
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表 4 施用有机肥后水稻精米镉积累与不同土壤因子间的相关系数 Table 4 Correlations among Cd contents of polished rice and different soil factors under organic manure application |
土壤重金属安全临界值指既不降低农产品产量和生物学质量, 也不引起地表水、地下水污染的土壤重金属元素最大含量[21], 可作为作物产地安全适宜性评价和农田重金属风险评估的参考依据, 对于作物的安全生产具有重要意义。以往研究多以土壤重金属全量来表征重金属安全临界值[11, 21], 但作物对重金属的吸收富集受土壤重金属形态、作物品种、土壤理化性质等多种因素的影响, 因此，用土壤重金属全量来表征重金属安全临界值往往存在较大误差[19]。该研究发现水稻嘉33和秀水128精米镉积累量与土壤有效态镉含量存在较好的线性剂量-效应关系, 说明土壤镉有效态含量能很好地反映水稻精米对镉的积累, 因此采用土壤镉有效态含量来表征重金属安全临界值更具指导意义。嘉33和秀水128的土壤有效态镉安全临界值分别为0.307和0.293 mg·kg-1。当土壤有效态镉含量超过上述安全临界值时，需要配合提高土壤pH值或有机质含量等措施以降低土壤有效态镉含量, 才能实现水稻的安全生产。
土壤pH值和有机质含量是影响土壤镉存在形态和生物有效性的最活跃的2个因素[22]。施用石灰会使土壤pH值升高, 一方面土壤胶体和黏粒表面负电荷增加, 另一方面有助于镉离子形成羟基化镉离子(CdOH+), 比Cd2+更容易被土壤吸附, 两者协同作用下导致更多镉离子被土壤表面吸附[13-14]。此外, 土壤pH值升高还有利于镉的氢氧化物和磷酸盐、碳酸盐沉淀的形成, 上述作用综合结果导致土壤镉有效性显著降低[23]。L1~L4处理土壤pH值比CK处理提高0.22~0.73, 土壤有效态镉含量比对照下降8.59%~22.73%, 嘉33和秀水128的精米镉积累量分别下降10.98%~23.58%和12.55%~25.10%, 特别是L3和L4处理2个品种的精米镉含量降至0.2 mg·kg-1以下, 有助于在总镉水平较高的土壤上实现精米的安全输出。石灰施用调节土壤pH值的同时土壤中镉的赋存形态发生了显著改变, 如L4处理土壤可交换态镉含量比CK处理下降19.84%, 碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态含量则分别增加5.19%、8.94%和5.89%, 镉由活性高的形态向活性低的形态转化, 生物有效性显著降低, 减少镉向水稻地上部分迁移, 降低水稻精米镉积累量。这说明通过调控土壤pH值可减少水稻对土壤镉的吸收和精米中镉的积累, 实现镉污染土壤稻米的安全生产。
土壤有机质是另一影响植物对重金属吸收固定和积累的重要土壤理化因子[24]。这是因为土壤有机质含有大量官能团和较大的比表面积, 其中的小分子有机酸、腐殖酸等能与土壤中的镉形成稳定的络合物, 从而降低镉的有效性, 减少土壤镉向植物地上部分迁移[25-30]。此外, 有机质可以影响镉在水稻体内的分配, 增加镉在水稻茎、叶中的分布, 减少稻米中镉积累量[25-27]。提高土壤有机质有利于降低水稻精米中镉积累, M1~M4处理土壤有机质含量增加0.37%~4.54%, 同时嘉33和秀水128精米镉含量分别降低3.66%~19.92%和4.31%~18.43%, 特别是M4处理嘉33精米镉含量为0.197 mg·kg-1, 达到国家标准限量值的要求。另外, 嘉33和秀水128的精米镉含量与土壤有机质含量之间呈显著负相关关系, 施用一定量的有机肥在提高土壤有机质的同时也可以有效降低水稻精米镉积累量。
低镉积累水稻嘉33和秀水128在湘阴地区轻度镉污染农田上具有保障安全生产的应用潜力, 嘉33和秀水128安全生产的土壤有效态镉含量临界值分别为0.307和0.293 mg·kg-1。此外，嘉33和秀水128精米镉积累量与土壤有效态镉含量呈极显著正相关关系, 提高土壤pH值和有机质含量有利于土壤镉从生物有效性高的形态向生物有效性低的形态转化, 减少土壤镉向水稻植株的迁移, 从而降低水稻精米镉积累量。就L3处理而言, 当土壤pH值提高到6.48以上, 土壤总镉为0.526 mg·kg-1的耕地上仍可实现稻米的安全输出。
4 结论(1) 在湘阴地区, 低镉积累水稻品种嘉33和秀水128精米镉积累量与土壤有效态镉含量呈极显著正相关, 与土壤总镉含量间相关性不显著。基于GB 2715—2012《国家粮食和食品安全标准》, 嘉33和秀水128稻米安全输出的土壤有效态镉临界值分别为0.307和0.293 mg·kg-1。
(2) 增施石灰和有机肥提高土壤pH值或土壤有机质含量可以有效降低土壤有效态镉含量, 促进土壤镉从生物有效性较高的形态(交换态)向有效性较低的形态(碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态)转化, 减少土壤镉向水稻植株的迁移, 降低水稻精米中镉的积累。就L3处理而言, 当土壤pH值提高到6.48以上, 土壤总镉为0.526 mg·kg-1的耕地上仍可实现稻米的安全输出。
(3) 嘉33和秀水128与土壤pH值和土壤有机质含量调控相结合, 可在中、轻度镉污染水平农田上实现水稻精米的安全输出, 该成果将有助于推动湘阴地区镉污染土壤的农业安全利用和生产功能的恢复。
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