秸秆和猪粪对小麦镉吸收的影响

陕 红，孙宝利

(中国农业科学院 农业环境与可持续发展研究所/农业部农业环境重点实验室，北京 100081)

镉(Cd)是动植物生长的非必需元素，其不能被微生物降解、毒性高、移动性大、在土壤中滞留时间长，易对食品安全和人类健康造成不良影响[1]。联合国环境规划署提出的具有全球意义的12种危险化合物中Cd被列为首位，美国农业委员会也把Cd列为当前最重要的一种农业环境污染物[2]。因此，降低Cd污染具有重要意义。由于彻底清除污染土壤中的Cd比较困难[3]，因此，对Cd在土壤-作物系统中的传递、富集行为进行调控成为防止Cd污染影响食品安全和人类健康的关键。

秸秆和畜禽粪便是我国农业生产中主要的副产物。研究表明，秸秆和畜禽粪便可显著影响Cd在土壤中的迁移、转化[4]。LIU等[5]研究发现，施用腐熟的鸡粪可显著降低土壤Cd的生物有效性。但也有研究表明，秸秆等有机物并不能降低Cd的生物有效性，反而会增加植物对Cd的吸收和积累[6-7]。李本银等[6]通过田间试验发现，施用猪粪和秸秆促进了水稻对Cd的吸收。陈京都等[7]研究发现，施用小麦秸秆可增加水稻Cd含量。综上可知，关于秸秆和畜禽粪便对土壤Cd有效性的影响研究较多，但结果并不一致。究竟在何种情况下秸秆和畜禽粪便能有效降低Cd污染需要进一步探索。研究表明，有机物施入土壤经腐解后可生成胡敏酸(HA)和富里酸(FA)，并改变土壤的某些性质[8]。但这些物质和某些土壤性质的改变与土壤Cd有效性之间的关系尚缺乏系统研究。为此，采用盆栽试验，探讨了秸秆和猪粪对小麦Cd含量、土壤Cd形态、pH值、有机质组成的影响，并对土壤交换态Cd含量与小麦Cd含量及土壤pH值、HA/FA的关系进行分析，以期为利用秸秆和猪粪来提高Cd污染土壤的安全性提供参考。

1 材料和方法

1.1 供试材料

供试小麦(TritiumaestivumL.)品种为轮选987，由中国农业科学院作物科学研究所提供。供试土壤为潮土和黄棕壤，分别取自河北省和安徽省。土壤经风干后过2 mm筛，备用。供试有机物为小麦秸秆和腐熟猪粪。有机物经风干、粉碎后过2 mm筛。供试土壤和有机物的基本理化性质见表1。

表1 供试土壤和有机物的基本理化性质Tab.1 Physical and chemical properties of tested soils and organic materials

1.2 试验设计

本研究采用盆栽试验，在中国农业科学院作物研究所网室内进行。为避免其他重金属干扰，污染土壤采用人工模拟的方法制备。具体方法如下：将CdSO4溶液加入土壤中，使土壤中外源Cd添加量达到5 mg/kg，充分混匀，在70%田间持水量下培养1个月后风干，过2 mm筛，作为Cd污染土壤。每盆装土5 kg。按照有机碳加入量一致的原则，猪粪的加入量分别为2%、5%，秸秆的加入量分别为1.1%、2.7%，同时设置不施用有机物的处理为对照(CK)，每个处理重复4次。其中，2%、5%、1.1%、2.7%分别表示有机物干质量占风干土质量的比例，2%猪粪和1.1%秸秆均带入土壤4.8 g/kg有机碳，5%猪粪和2.7%秸秆均带入土壤11.9 g/kg有机碳。有机物与土壤充分混匀后施基肥。N(尿素)、P2O5(磷酸二氢钾)、K2O(硫酸钾)用量分别为150、 150、100 mg/kg。将所有肥料配成营养液后浇入土壤，最后将土壤含水量调节至田间持水量的70%。7 d后，每盆播21粒小麦种子，长至三叶时定植7株/盆。小麦在拔节期追施氮肥1次，用量同基施用量。整个生育期采用称质量法浇灌去离子水，将土壤含水量保持在田间持水量的70%。8个月后分根、茎叶、籽粒和颖壳进行收获。茎叶和根用自来水洗净后再用蒸馏水冲洗3次。其中，根洗净后在5 mmol/L CaCl2溶液中浸泡20 min，再用蒸馏水冲洗3次。样品在105 ℃烘箱中杀青后，在60 ℃下烘干，称质量，粉碎过0.5 mm筛，测定Cd含量。

1.3 测定项目及方法

土壤中Cd形态分级采用TESSIER等[9]提出的5级分组法，将土壤Cd分为交换态(Ex-Cd)、碳酸盐态(Carb-Cd)、铁锰氧化物结合态(Ox-Cd)、有机结合态(Org-Cd)、残渣态(Res-Cd)。土壤和小麦Cd含量分别采用硝酸-盐酸-高氯酸-氢氟酸和硝酸-高氯酸进行消煮，利用ICP-MS测定[10]。并计算Cd形态的变化幅度，Cd形态的变化幅度=施用有机物处理土壤各形态Cd含量-对照土壤各形态Cd含量。

土壤HA、FA用0.1 mol/L NaOH和0.1 mol/L NaP2O7混合液浸提，土水比(m∶V)1∶10，在60 ℃下恒温提取1 h，再用酸沉淀法分离HA和FA[11]，HA和FA中有机碳含量用丘林法测定[10]。

1.4 数据处理

采用SPSS 16.0和Excel 2007进行统计分析和图形制作。

2 结果与分析

2.1 秸秆和猪粪对Cd污染土壤小麦生长的影响

由表2可知，秸秆施入潮土和黄棕壤后，与对照相比，小麦根生物量无显著变化，茎叶、籽粒和颖壳的生物量总体上均降低，尤其是2.7%秸秆处理，达到显著水平。施用2.7%秸秆后，潮土上小麦茎叶、籽粒和颖壳的生物量分别较对照降低32.2%、32.7%和46.7%，黄棕壤上小麦茎叶、籽粒和颖壳的生物量分别降低33.3%、42.6%和28.2%。猪粪施入潮土和黄棕壤后，小麦根系生物量与对照相比仍无显著差异，但黄棕壤上小麦茎叶、籽粒和颖壳生物量总体上均显著增加，潮土上茎叶、籽粒生物量均增加，但颖壳生物量显著降低。

表2 秸秆和猪粪对Cd污染土壤小麦生长的影响 g/盆

注：同列数据后不同小写字母表示同一土壤类型不同处理间差异达到5%显著水平，下同。

Note:The different lowercase letters after data of the same column mean significant differences among different treatments(P<0.05) in the same soil type,the same below.

2.2 秸秆和猪粪对Cd污染土壤小麦Cd含量的影响

施用秸秆和猪粪均可显著降低小麦体内Cd含量(表3)，但不同有机物在不同土壤上的影响效果不同。在投入相同有机碳量的情况下，在潮土上，秸秆和猪粪处理对小麦体内Cd含量的影响差异不显著(2.7%秸秆处理与5%猪粪处理籽粒除外)；在黄棕壤上，施用猪粪后小麦体内Cd含量显著低于相应的秸秆处理(根除外)，其中，施用1.1%和2.7%秸秆处理籽粒Cd含量分别较对照降低16.9%和24.0%，施用2%和5%猪粪处理籽粒Cd含量分别较对照降低40.0%和46.1%，说明在黄棕壤上猪粪降低小麦Cd含量的效果好于秸秆。

2.3 秸秆和猪粪对土壤各形态Cd含量的影响及土壤交换态Cd含量与小麦Cd含量的关系

总体上，施用秸秆和猪粪对土壤各形态Cd含量均有显著影响(图1)。秸秆和猪粪施入潮土后，与对照相比，活性较强的交换态Cd含量均显著降低，施用1.1%和2.7%秸秆处理交换态Cd含量分别降低0.304 mg/kg和0.505 mg/kg，施用2%和5%猪粪处理交换态Cd含量分别降低0.131 mg/kg和0.350 mg/kg，说明在潮土上，秸秆降低活性较强的交换态Cd含量的效果优于猪粪；活性较弱的碳酸盐结合态和有机结合态Cd含量均显著增加；施用低量有机物未显著影响残渣态Cd含量，施用高量有机物则可显著增加残渣态Cd含量；2.7%秸秆处理铁锰氧化物结合态Cd含量显著降低，其余处理该形态Cd含量均未发生显著变化。

秸秆和猪粪施入黄棕壤后，与对照相比，交换态Cd含量均显著降低，猪粪降低Cd效果优于秸秆；碳酸盐结合态及有机结合态Cd含量均显著增加，秸秆降低Cd效果优于猪粪；2.7%秸秆处理残渣态Cd含量显著增加，其余处理该形态Cd含量变化不显著；铁锰氧化物结合态Cd含量均显著降低。由图1还可看出，在降低交换态Cd含量方面，秸秆在潮土上的效果优于黄棕壤，而猪粪则相反。

表3 秸秆和猪粪对Cd污染土壤小麦Cd含量的影响Tab.3 Effect of straw and pig manure on Cd content of wheat in contaminated soils mg/kg

Ex-Cd、Carb-Cd、Ox-Cd、Org-Cd和Res-Cd分别表示交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态Cd；*、**分别表示与对照间的差异显著(P<0.05)、极显著(P<0.01)

交换态为生物易利用态，可用于表征土壤Cd的有效性[12]。因此，本研究对土壤交换态Cd含量与小麦Cd含量进行了相关分析(表4)，结果表明，施用秸秆和猪粪后，无论是潮土还是黄棕壤，土壤交换态Cd含量均与小麦Cd含量呈显著或极显著正相关。

表4 小麦Cd含量与土壤交换态Cd含量的相关系数

注：*、**分别表示相关性显著(P<0.05)、极显著(P<0.01),下同。

Note:*,** mean significant correlation at 0.01,0.05 levels respectively,the same below.

2.4 秸秆和猪粪对土壤pH值及有机质组成的影响及土壤交换态Cd含量与pH值、HA/FA的关系

由表5可知，与对照相比，施用1.1%秸秆后，潮土和黄棕壤的pH值均无显著变化；施用2.7%秸秆后，黄棕壤pH值仍无显著变化，潮土pH值显著降低。施用猪粪后，潮土pH值显著降低，黄棕壤pH值显著升高，且土壤pH值增加或降低的幅度均随猪粪施用量的增加而增加。

施用秸秆和猪粪后，潮土和黄棕壤主要组分HA和FA的含量及HA/FA均较对照显著增加(黄棕壤1.1%秸秆处理除外)，增加幅度总体上均随有机物施用量的增加而显著增加；HA和FA含量及HA/FA均表现为猪粪处理高于秸秆处理，且HA/FA达到显著水平，说明猪粪增加土壤HA和FA含量及HA/FA的效果优于秸秆。

表5 秸秆和猪粪对土壤pH值及有机质组成的影响

土壤Cd的有效性在很大程度上取决于土壤特性，如pH值、有机质组成、离子强度、氧化还原特性等[13]。其中，最重要的影响因素为土壤pH值和有机质组成[14]。因此，本研究对土壤交换态Cd含量与pH值、HA/FA进行了相关分析(表6)。结果表明，秸秆施入潮土后，交换态Cd含量与pH值呈极显著正相关；秸秆施入黄棕壤后，二者之间无显著相关关系。猪粪施入潮土后，交换态Cd含量与pH值呈极显著正相关；猪粪施入黄棕壤后，二者之间则呈极显著负相关。施入秸秆和猪粪的各处理中，土壤交换态Cd含量与HA/FA均呈极显著负相关。

表6 土壤交换态Cd含量与pH值、HA/FA的相关系数

3 结论与讨论

秸秆和猪粪对小麦生长的影响效果主要与其性质有关。秸秆作为一种未经腐解、新鲜的有机物具有较高的C/N(44.1)，在其施入土壤后的分解初期，N易被生物固定，从而抑制植物的生长[15]。另外，新鲜的有机物在分解初期还会产生一些生物毒性物质，如多酚物质和小分子有机酸等，这些物质对植物生长均有一定抑制作用[16]。因此，施用秸秆后小麦各部位生物量总体上均有不同程度降低。猪粪为经过腐解的有机物，其N、P含量较高且C/N低，施入土壤后能为作物生长提供养分[17]。因此，可促进小麦生长。

秸秆和猪粪对小麦吸收Cd的影响主要与土壤Cd形态分布有关。已有大量研究表明，土壤Cd的形态分布是影响植株Cd吸收的关键因素[18]。其中，交换态重金属是植物可吸收利用的主要形态，且毒性最大，一旦被植物吸收而含量减少时，便可由其他形态来补充[19]。本研究结果表明，秸秆和猪粪均可显著抑制小麦对Cd的吸收，同时也可显著降低土壤交换态Cd含量。相关分析表明，交换态Cd含量与小麦Cd含量呈显著正相关。可见秸秆和猪粪可通过土壤Cd形态转变影响小麦对Cd的吸收。这与INDORIA等[20]的研究结果相一致，其研究结果表明，施用农场猪粪可以显著降低土壤交换态和氧化物结合态Cd含量，最终抑制油料作物对Cd的吸收。

秸秆和猪粪对土壤Cd形态的影响可能与土壤pH值有关。在高pH值条件下，金属可形成金属离子的氢氧化物，增加土壤对金属离子的表面吸附，导致金属有效性降低[21]。此外，pH值升高还可降低H+与Cd2+之间的竞争，增加土壤对Cd2+的吸附[22]。因此，土壤pH值通常与重金属有效性呈负相关。本研究相关分析表明，只有当猪粪施入黄棕壤后，土壤交换态Cd含量与pH值呈极显著负相关，在其余处理中均呈正相关。说明在其余处理中，pH值的变化不是导致土壤有效态Cd含量发生变化的主要原因，这可能与pH值的变化程度有关。KARACA[23]的研究也表明，土壤pH值的改变并不一定会造成Cd形态的改变。这主要是因为土壤是两性胶体，当pH值小于零点电荷时，胶体表面带正电，产生的专性吸附作用随产生正电荷的增加而削弱，从而对重金属的吸附能力非常缓慢地增加；当pH值升高到氧化物的零点电荷之上时，胶体表面带负电荷，对重金属的吸附能力才会急剧增加[24]。

秸秆和猪粪对土壤Cd形态的影响还与土壤有机质组成有关。作为土壤有机质的主要组分，HA和FA带有多种重要的络合官能团和螯合基团，如羧基、酚羟基等，这些基团可与金属离子形成络合物。因此，HA和FA可作为土壤重金属的增溶剂或固定剂，影响重金属离子在环境中的形态转化、移动性及生物有效性[25]。然而，HA和FA对重金属离子的作用不同。HA与金属离子形成的络合物分子质量较大，不溶于水，增强了与土壤胶体的结合，可降低重金属离子的移动性和有效性[26]。FA与金属离子形成的络合物结构比较简单，分子质量小，溶解性较大，易在土壤环境中移动，可增加重金属离子的有效性[27]。因此，本研究用HA和FA的相对含量HA/FA来表示有机质组成对Cd有效性的影响。相关分析表明，添加秸秆和猪粪后，土壤HA/FA与土壤交换态Cd含量呈极显著负相关。说明施用秸秆和猪粪后，土壤HA/FA的升高是土壤有效态Cd含量降低的主要原因之一。

综上，施用秸秆和猪粪后土壤有机质组成和pH值是影响土壤Cd形态的重要因素。在黄棕壤上，施用猪粪显著升高土壤的pH值和HA/FA，在2个因素的共同作用下，交换态Cd含量显著降低；施用秸秆后HA/FA显著升高，而pH值无显著变化，因此，在降低交换态Cd含量方面，猪粪的作用大于秸秆。在潮土上，施用秸秆和猪粪后，虽然HA/FA均显著升高，但pH值有所降低，对交换态Cd含量有一定活化作用，且施用猪粪后pH值降低幅度大于相应的秸秆处理。因此，在降低交换态Cd含量方面，秸秆的作用大于猪粪。

施用秸秆和猪粪对土壤pH值、有机质组成产生的不同影响主要是由有机物的性质决定的。由于猪粪pH值低于潮土而高于黄棕壤且已基本稳定，因此，猪粪降低了潮土pH值而增加了黄棕壤pH值。研究表明，有机物分解期间产生大量中间产物有机酸，但随着腐解的进行这些有机酸逐渐消失[28]。因此，秸秆在腐解过程中pH值呈先降低后升高的变化趋势。另外，酸性环境抑制微生物活动，降低有机碳的分解速度，pH值越高，土壤有机碳的分解速度也越快[29]，可导致秸秆在碱性环境中分解较快，在酸性环境中分解较慢。因此，秸秆施入碱性潮土后，腐解过程较快，在小麦收获时pH值已有所回升但仍低于潮土，导致潮土pH值降低。在酸性黄棕壤中，秸秆腐解过程较慢，pH值回升的时间也相应推迟，导致在小麦收获时未对酸性黄棕壤pH值产生显著影响。

研究证实，有机物在腐解初期FA的形成速度大于HA，随着腐解进行，FA逐步转化为HA[30]。由此可见，未腐解的秸秆施入土壤初期可降低土壤HA/FA，随着时间的推进则会增加土壤HA/FA。在本研究中，小麦收获时秸秆已经腐解并趋于稳定，因此，可增加土壤HA/FA。