农田土壤镉(Cd)污染不仅对农作物产生毒害作用, 降低农作物的产量和质量, 而且可通过土壤—作物—食物的迁移方式被人体吸收进而危害人体健康, 因此, 对重金属污染土壤进行治理刻不容缓^[1-3]。植物修复是一种原位修复技术, 不仅可用于重度污染区的复垦, 还可用于中轻度污染土壤的修复, 是一种清洁、绿色环保型重金属污染土壤的处理技术^[4]。伴矿景天(Sedum plumbizincicola)是Cd和锌(Zn)超积累植物, 生物量大, 生长速度快, 适用于Cd污染农田的土壤修复^[5-6]。将伴矿景天与水稻轮作是Cd污染农田土壤边生产边修复的重要方式。

磷(P)是作物生长所必需的大量元素, 合理施用P肥对水稻生长和增产都起着重要作用^[7], 而且P肥通过各种过程影响重金属在土壤中的活性, 例如外源P能够改变土壤中Cd的吸附-解吸、转化和固持, 并且能与活性Cd形成磷酸盐类化合物, 降低土壤中Cd的迁移特性及生物有效性, 对Cd污染土壤有一定的修复效果^[8]。但是施入土壤的P很容易被固定或随土壤水分运动而流失, 导致土壤中可溶性P浓度和作物对P肥的当季利用率都较低^[9-11]。Zn是作物生长所必需的营养元素, 在作物体内具有重要的生理作用, 而且Cd和Zn通常是伴随而生的, Zn肥可能通过拮抗作用来减少水稻对Cd的吸收。已有试验证明, 向Cd污染土壤中加入适量Zn, 调节Cd/Zn比, 可以减少Cd在水稻体内的富集^[12-14]。对于超积累植物伴矿景天, 有研究表明适当浓度的外源Zn有利于其生长和对Cd的吸收^[15]。

在Cd污染土壤上, 可以利用水稻和伴矿景天轮作来进行边生产边修复, 但实际过程中采取何种措施来尽量减少稻米Cd吸收，保证稻米安全生产, 同时还不影响伴矿景天修复效率, 目前鲜见相关报道。该研究选择Cd污染农田土壤, 通过水稻和伴矿景天轮作, 探讨稻季施加P和Zn对土壤重金属有效性、水稻生长和重金属吸收以及对后茬伴矿景天生长和重金属吸收的影响, 以期为Cd污染农田的边生产边修复提供理论和技术参考。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤采自湖南湘潭某Cd污染修复基地耕层0~15 cm深度, 经伴矿景天吸取修复3季, Cd含量已从0.64降低到0.28 mg·kg^-1, Zn含量从95降低到73 mg·kg^-1, pH值为4.63, 有机质含量为31.2 g·kg^-1, 全量氮、磷、钾含量分别为1.50、0.40和11.8 g·kg^-1, 速效氮、磷、钾含量分别为93.0、0.68和56.0 mg·kg^-1。将供试土壤风干、过2 mm孔径尼龙筛, 备用。供试水稻为短生育期品种W184以及伴矿景天幼苗。

1.2 试验设计

盆栽试验在中国科学院南京土壤研究所玻璃温室进行。所有土壤统一施加尿素0.5 g·kg^-1和K₂HPO₄ 0.74 g·kg^-1作为基肥(含P 100 mg·kg^-1), 在此基础上共设5个处理, 处理1为对照(CK), 处理2(P200)和处理3(P400)施P量分别为200和400 mg·kg^-1, 即在基肥基础上增施100和300 mg·kg^-1 P(以NaH₂PO₄形式加入), 处理4(Zn10)和处理5(Zn20)分别增施Zn 10和20 mg·kg^-1(以ZnCl₂形式加入)。每个处理重复4盆, 每盆装土1.5 kg。2016年8月1日起每盆移栽水稻幼苗4穴, 生长114 d后收获, 然后每盆移栽伴矿景天幼苗4株, 生长105 d后收获。水稻除分蘖末期和成熟期烤田, 其余时间用去离子水浇灌, 使盆中保持2~3 cm水层, 并于抽穗期追施尿素0.3 g·kg^-1; 伴矿景天季土壤水分保持在最大田间持水量的70%左右, 并于生长50 d时追施尿素0.2 g·kg^-1。

1.3 样品采集与测定

水稻成熟后收获秸秆和稻穗, 并用不锈钢土钻每盆取4钻作为1个混合土样。伴矿景天成熟后用同样的方法采集土壤和地上部。植物样先后用自来水、去离子水洗涤, 105 ℃杀青30 min, 70 ℃烘至恒重, 稻穗脱粒、脱壳、磨粉, 备用。土壤样品风干、过2及0.15 mm孔径尼龙筛, 备用。

土壤理化性质参照文献[16]^25-109进行测定。速效P采用NH₄F-HCl提取, 钼锑抗比色法测定^[16]79-83, 结果以土壤烘干基计算。土壤Cd、Zn全量采用HCL-HNO₃(体积比1: 1)消化, 植物Cd、Zn全量采用HNO₃-H₂O₂(体积比3: 1)消化, 并采用国家标准参比物质(土壤:GBW07405;植物:GBW10045)进行质量控制。土壤Cd、Zn有效性采用CaCl₂提取法, 即0.01 mol·L^-1 CaCl₂(pH值7.0)按质量比为1: 10的土液比以180 r·min^-1连续振荡2 h, 以3 000 r·min^-1(离心半径16 cm)离心5 min, 将上清液过滤, 待测。土壤全量和有效态Cd以及水稻秸秆和籽粒中Cd含量采用石墨炉原子吸收分光光度计(Varian SpectrAA 220Z)分析, 土壤全量和有效态Zn、水稻秸秆和籽粒Zn以及伴矿景天Cd和Zn含量采用火焰原子吸收分光光度计(Varian SpectrAA 220FS)分析。所用试剂均为优级纯, 标准物质测定结果均在允许范围内。

1.4 数据分析

试验处理所得的数据采用Excel 2013和SPSS 16.0软件进行分析, 不同处理间数据差异性分析采用方差分析法(LSD)进行多重比较, 显著性水平为0.05。

2 结果与分析 2.1 磷锌处理对稻季土壤镉、锌、磷有效性的影响

由表 1可知, 与对照(P 100 mg·kg^-1)相比, 稻季增施P肥对土壤CaCl₂提取态Cd和Zn含量影响不显著, 另外, P200和P400处理均显著提高土壤速效P含量, 分别升高66.3%和72.8%。

与对照相比, Zn20处理中CaCl₂提取态Cd浓度显著降低30%。增施Zn显著提高土壤CaCl₂提取态Zn含量, Zn20和Zn10处理分别使Zn含量升高166%和72%。

2.2 磷锌处理对水稻生长和元素吸收的影响

与对照相比, P和Zn处理水稻秸秆和籽粒生物量均无显著性差异(表 2)。增施P肥使水稻秸秆P含量显著升高, P200和P400处理分别是对照的2.3和5.3倍, 籽粒中P含量有上升趋势但未达显著水平; 与对照相比, P处理对秸秆Cd和Zn含量以及籽粒Zn含量影响均不显著, 但籽粒Cd含量有降低趋势。Zn10和Zn20处理均显著提高水稻秸秆P含量, 但籽粒P含量均有所降低; Zn处理使秸秆Zn含量均显著升高, Zn10和Zn20处理分别升高27.5%和53.6%。增施Zn使籽粒Cd含量显著降低, Zn10和Zn20处理分别降低23.8%和28.6%, 并且都降到国家食品安全限值0.2 mg·kg^-1以下。

不同处理下, Cd、Zn和P由水稻秸秆到籽粒的转运系数如表 3所示, 与对照相比, P和Zn处理都降低了Cd和P的转运系数, 同时Zn处理也降低了Zn的转运系数。

2.3 磷锌处理对后茬土壤和伴矿景天生长及元素吸收的影响

与对照相比, 稻季增施P处理后茬土壤中有效P含量有上升趋势, 但与稻季相比P含量显著降低, 稻季增施P对后茬土壤CaCl₂提取态Cd含量无显著影响(表 4); 在P400处理中土壤CaCl₂提取态Zn含量显著降低。增施Zn对后茬土壤CaCl₂提取态Cd含量无明显影响, 但Zn10和Zn20处理分别使后茬土壤CaCl₂提取态Zn含量升高90.1%和222.7%。

与对照相比, 稻季增施P和Zn对后茬伴矿景天地上部干重和Cd含量都没有产生明显影响; Zn处理使伴矿景天Zn含量显著升高, Zn10和Zn20处理分别升高24.8%和88.7%。

3 讨论

已有研究表明, 在重金属污染土壤上种植伴矿景天使后茬水稻地上部Zn和Cd含量上升, 但钙镁磷肥的施用显著降低了水稻体内的Zn和Cd积累量^[17]。笔者通过水稻和伴矿景天轮作, 探讨稻季增施P和Zn对水稻生长和重金属吸收以及对后茬伴矿景天吸收重金属的影响。试验采用经伴矿景天吸取修复3季土壤, 伴矿景天作为Cd超积累植物, 修复效果显著, 土壤Cd含量已经从起始的0.64 mg·kg^-1降到0.28 mg·kg^-1, 虽然土壤中Cd含量已经低于0.3 mg·kg^-1, 但由于土壤酸性很强, 重金属活性较高, 如不采取措施直接种植, 水稻籽粒Cd含量为0.21 mg·kg^-1(表 2), 仍存在超标风险。

P肥不仅能提供作物生长所需的营养元素, 而且P肥可以通过对重金属的直接吸附或者通过磷酸阴离子诱导重金属吸附和解吸, 将土壤中重金属转化为磷酸盐类沉淀^[18]。有研究表明通过施加P肥可以增加土壤中的碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态Cd含量来降低重金属Cd的生物可利用性^[19]。在该试验中P处理使稻季土壤CaCl₂提取态Cd含量有降低趋势但不显著, 这可能是因为含P物质对土壤重金属的稳定效率很大程度上取决于pH值, 土壤pH值直接影响着重金属氢氧化物、磷酸盐、碳酸盐等难溶物的溶解度及土壤表面电荷的性质^[20]。P处理对水稻秸秆Cd含量并没有产生明显影响, 这可能是因为植物生长受很多因素的影响, 如水稻品种及其遗传特性和土壤Cd含量都会影响Cd从土壤向水稻秸秆的转运^[21]。有研究发现, 水稻中存在许多与重金属转运相关的蛋白家族影响土壤中Cd向秸秆的转运^[22]。也有研究发现OsHMA2基因参与根向地上部的转运, 对重金属Cd和Zn在木质部的装载发挥一定作用^[23]。P处理增加了土壤P的有效性, 秸秆和籽粒P含量也显著升高, 尽管P处理使P由秸秆向籽粒的转运系数减少, 但P向籽粒的总体转运量增加, 与此相对应的是Cd从秸秆向籽粒的转移系数明显降低, 籽粒Cd含量从对照的0.21 mg·kg^-1降到0.18 mg·kg^-1, 这可能是因为籽粒对P的转运量增加而抑制了Cd从秸秆到籽粒的转运, 也可能与植物体内的一些转运蛋白有关^[24]。URAGUCHI等^[25]研究发现, 在茎叶及节点存在一些与Cd吸收相关的基因, 对降低籽粒Cd的吸收起到重要作用, 并且很多基因的存在不仅仅是控制水稻籽粒对Cd的吸收, 同时具有影响多种元素共同吸收的能力。

Zn和Cd共存对于不同植物吸收Cd表现出不同的作用, 例如Zn降低了水稻对Cd的积累^[26], 却提高了长柔毛委陵菜对Cd的吸收^[27]。在该试验中, 稻季增施Zn降低了稻季土壤CaCl₂提取态Cd含量, 这可能是因为当土壤环境中Zn²⁺浓度升高时, 土壤环境中的2价离子要保持一定的动态平衡而抑制了Cd²⁺的释放^[14]。增施Zn显著升高了秸秆Zn含量但对秸秆Cd含量影响不显著; 同时增施Zn降低了Cd和Zn从水稻秸秆到籽粒的转运系数(表 3), 籽粒Zn含量也有所升高, 但籽粒Cd含量由对照的0.21 mg·kg^-1降低到0.15 mg·kg^-1, 低于国家食品安全限值0.2 mg·kg^-1, 这可能是因为水稻籽粒对Zn的吸收量增加而减少了籽粒对Cd的吸收。有研究表明, 在中低Cd污染条件下, Zn与Cd间存在明显的拮抗作用, 增施Zn可以降低水稻对Cd的吸收和迁移, 当水稻籽粒Zn含量增加时会抑制籽粒对Cd的吸收^[28]。另外, Zn处理提高了水稻秸秆P含量, 但降低了籽粒P含量(表 2)。有研究表明, 2种不同大麦品种对P的吸收量可能通过P和Zn之间的相互作用而改变, 在富P土壤中增施Zn不仅会促进大麦生长, 还会提高大麦根部对P的吸收^[29]。而在秸秆向籽粒的转运过程中, P可能与Zn、Cd存在竞争关系。

稻季增施P降低了水稻籽粒Cd含量，但对后茬伴矿景天的生长和Cd吸收量没有产生明显影响, 土壤有效态P含量与稻季相比显著降低并几乎接近于对照, 这可能是因为稻季施加的P大部分被水稻吸收和固定, 或者与铁锰形成化合物而被固定, 使得P对Cd的固定作用降低, 从而不影响伴矿景天对Cd的吸收。稻季增施Zn后, 伴矿景天Zn吸收量显著升高，而对Cd的吸收无显著影响, 这可能是因为伴矿景天本身就是一种Cd、Zn超积累植物, 对Zn的吸收能力比较强。但也有研究表明, 增施Zn显著提高了伴矿景天地上部Zn含量, 同时也促进了伴矿景天对Cd的吸收, Zn对伴矿景天体内Cd含量具有一定促进效应, 但当Zn的增加量比较大时, 伴矿景天对Cd的吸收会显著降低。总体而言, 稻季增施P和Zn可以降低水稻籽粒Cd积累, 而对后茬伴矿景天Cd吸收无明显影响, 这有利于Cd污染土壤的边生产边修复。

4 结论

通过水稻和伴矿景天轮作, 探讨稻季增施P和Zn对水稻生长和重金属吸收以及对后茬伴矿景天吸收重金属的影响, 结果表明, 对Cd污染酸性红壤在稻季增施P和Zn显著提高了稻季土壤P和Zn的有效性, 增加了水稻秸秆和籽粒对P和Zn的吸收和积累, 同时对稻季土壤有效态Cd也产生一定影响, 对水稻秸秆Cd含量没有产生显著影响, 但显著降低了Cd从水稻秸秆向籽粒的转运, 进而降低了稻米Cd含量, 有利于稻米的安全生产。稻季P和Zn处理对后茬土壤Cd有效性影响不显著, 对伴矿景天生长和Cd吸收没有产生显著影响。因此, 稻季适当增施P肥和Zn肥, 可作为Cd污染土壤水稻与伴矿景天轮作边生产边修复的调控手段。