土壤理化性质对发电厂周边土壤Cd生物有效性的影响

2020-08-20曾晓舵刘传平孙岩李芳柏吴启堂王向琴

生态环境学报 2020年5期

曾晓舵，刘传平，孙岩，李芳柏，吴启堂，王向琴*

1. 广东省科学院/广东省生态环境技术研究所/华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心/广东省农业环境综合治理重点实验室，广东广州 510650；2. 华南农业大学资源环境学院，广东广州 510642

土壤重金属污染具有普遍性、隐蔽性、累积性和不可逆转性等特点。土壤受重金属污染，会对生长在其上的植物产生危害，例如，可造成植株矮小、根系短小、叶片退绿、产量下降及可食用部分的重金属含量超过食品卫生标准。但在高浓度重金属胁迫下，有些植物仍能长势良好，表明这些植物在长期进化过程中产生了对重金属的抗性。例如，水稻是一种较易吸收重金属Cd的植物，但当土壤中Cd含量达到一定的阈值后，就会对水稻产生毒害作用，主要包括对水稻种子萌发、生长发育、光合作用和水稻体内酶系统的影响等。土壤中Cd迁移转化、毒性及危害很大程度上取决于其赋存形态。根据Tessier et al.（1979）提出的方法，Cd形态可分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机硫化物结合态和残渣态等五大形态，不同的形态各具独特的环境行为和生物效应。其中，前两种形态的Cd易于被植物吸收从而在植物体内富集，通常被认为是可生物利用性的Cd；第3种形态指的是与铁、锰等氧化物、氢氧化物共沉淀或被缔合的Cd，土壤中的铁锰氧化物具有巨大的吸附固定能力，能够将Cd吸附固定在其表面从而降低Cd在土壤中的迁移性；第4种形态是指土壤中与有机成分起络合作用，形成螯合物或被有机物所束缚的组分；残渣态指的是存在于硅酸盐矿物中的组分，不被植物吸收，含量不随环境条件变化而改变。土壤pH、OM、CEC和有效P、土壤粘度的变化、铁循环等过程均会对Cd的形态产生影响，从而影响Cd在土壤-水稻系统的迁移转化（Brown et al.，2004；Pietrzykowski et al.，2015；Römkens et al.，2011）。铁是地壳中丰度最大的元素之一，铁氧化物对 Cd具有强烈的吸附固定作用，土壤氧化还原条件变化及微生物作用下的铁氧化物的还原过程能够将固定在其表面的Cd释放并进入土壤溶液中，增强其对水稻的有效性。因而，土壤中铁的氧化还原循环过程对Cd的生物有效性的变化及水稻生长产生重要影响。

本研究旨在通过对土壤理化性质与Cd有效性之间的关系进行研究，甄别影响Cd在土壤-水稻系统迁移转化的主要因素，从而为控制稻田Cd污染提供科学依据。

1 材料和方法

以韶关发电厂周边土壤-水稻系统中重金属元素Cd为主要研究目标，采集发电厂周边的99对土壤和相应的水稻样品，土壤和水稻采样以及土壤理化性质分析，详见已有的研究（曾晓舵，2020）。

Cd的形态提取方法采用Tessier et al.（1979）提取方法。称取1.000 g土壤，按照表1所述方法进行逐级提取。

土壤铁形态（包括无定型、结合态和游离态铁3个部分）提取采用如下方法（鲁如坤，2000）：

（1）无定形铁（FeO）的测定方法：

称量1 g土壤置于100 mL具塞三角锥形瓶，加入 50 mL 0.2 mol·L−1草酸-草酸铵（pH=3.0）缓冲溶液，利用锡纸包裹三角瓶外壁，将三角瓶置于25 ℃摇床，调节转速为200 r·min−1振荡4 h，取样过滤待测。

（2）0.5 mol·L−1盐酸提取态亚铁（FeH）测定方法：

提取剂：0.5 mol·L−1盐酸。

称取 0.5 g 土加入 25 mL 0.5 mol·L−1HCl溶液，振荡4 h后过滤，取上清液测定溶液的二价铁含量。

（3）游离态铁（FeD）的测定（DCB法）：

称取1—5 g土壤置于100 mL具塞三角瓶中，加入 45 mL 0.3 mol·L−1柠檬酸三钠和 0.1 mol·L−1碳酸氢钠的混合溶液，75 ℃水浴磁力搅拌器上搅拌；当样品温度达到75 ℃时，加入1 g连二亚硫酸钠粉末并持续搅拌5 min；5 min后再加入1 g连二亚硫酸钠粉末再持续搅拌10 min；于离心机上以2500 r·min−1的速度离心5 min获取清澈的溶液，若溶液依然浑浊，重新悬浮后加饱和氯化钠或氯化钾溶液，并再次以2500 r·min−1的速度离心5 min；将上清液置于250 mL容量瓶中，若残渣依然呈现棕色、黑色或红色，宜加入45 mL 0.3 mol·L−1柠檬酸三钠和0.1 mol·L−1碳酸氢钠的缓冲溶液进行再次提取。

上述提取液中 Fe采用邻菲罗啉分光光度法进行测定。

土壤硅形态提取采用改进的单一提取流程，具体方法参考赵送来（2012）：土壤用量0.7500 g（表2）。提取液中Si、Cd和As的测定采用ICP-MS进行。

2 结果和讨论

土壤理化性质、Cd形态、铁形态、硅形态及水稻糙米、稻壳和茎叶中Cd的含量见表3，Cd在水稻各部位积累的描述详见已有的研究（曾晓舵，2020）。将土壤理化性质、铁形态、硅形态、Cd形态和糙米、稻壳、茎叶中的Cd做相关性分析（表4），发现土壤理化性质、铁形态、硅形态以及Cd形态对Cd在土壤-水稻系统中的迁移具有深刻的影响。

2.1 Cd形态变化及其对水稻富集Cd的影响

土壤 Cd 总质量分数为 0.14—4.27 mg·kg−1，平均值为1.39 mg·kg−1，远超过土壤Cd允许限制（0.3 mg·kg−1）。Cd 在 F1、F2、F3、F4 和 F5 中的平均质量分数分别为 0.04、0.04、0.17、0.16和 0.92 mg·kg−1)，分别占土壤Cd平均含量的2.90%、3.10%、12.8%、11.9%和 69.2%。铁锰氧化物结合态的 Cd（F3）和残渣态的Cd（F5）是最主要的两种Cd形态。尽管可交换态（F1）和碳酸盐结合态的Cd（F2）所占比例较低，但二者代表土壤中最容易迁移的Cd，生物利用性极高。土壤中的铁锰氧化物对 Cd等重金属元素具有极强的吸附固定作用，通常被认为是土壤中Cd的汇（F3），然而这部分Cd和有机-硫化物结合态的 Cd（F4）在一定条件下也会转化为生物可利用的 Cd，从而被植物体吸收利用。F1和F2形态的Cd与糙米、稻壳和茎叶中的Cd呈极显著的正相关关系，而F3形态的Cd与水稻这3个部位的Cd呈极显著的负相关关系，而F4和F5中的Cd与水稻各部位Cd之间则无相关性（表4）。这进一步说明 F1、F2是土壤中极易被水稻吸收的Cd组分，F3、F4和 F5是不易被水稻吸收利用的Cd组分。F3与水稻各部位的极显著负相关性又表明土壤中的铁锰氧化物将大部分可被生物利用的Cd被固定在其表面，从而抑制了植物对Cd的吸收，减轻了Cd对水稻的毒害作用。

表1 Cd形态连续浸提法Table 1 Sequential extraction scheme for particulate-bound Cd speciation

表2 Si形态单一溶剂浸提法Table 2 Single extraction scheme for particulate-bound Si speciation

表3 土壤理化性质、Cd形态以及水稻糙米、稻壳和茎叶中Cd的质量分数Table 3 Soil properties, Cd speciation in soil (F1-F5), Cd mass fractions in the rice straw(Cd-S), hull (Cd-H) and grain (Cd-G) in 99 soil samples collected from Shaoguan city

表4 土壤理化性质、铁形态、硅形态、Cd形态和糙米、稻壳、茎叶中的Cd相关性分析Table 4 Person correlation matrix for Fe speciation, Si speciation and Cd speciation in soil, Cd mass fractions in the rice plants, and soil properties

2.2 土壤中铁形态与 Cd形态之间的相关性及对Cd生物有效性的影响

土壤中铁的形态对Cd的迁移转化具有重要的影响。如铁氧化物能将Cd固定在其表面从而降低Cd的迁移性（Martinez et al.，2004）；淹水条件下铁氧化物的还原能将固定在其表面的Cd释放出来，从而增加Cd的生物有效性（Muehe et al.，2013）。F1、F2和F3与各种形态的Fe之间存在着极显著的相关性（表4）。草酸态Fe、DCB态Fe与F1、F2之间分别呈极显著的负相关关系，而与 F3之间分别呈极显著的正相关关系；而HCl提取态Fe(Ⅱ)与F1、F2和F3之间则具有和草酸态Fe和DCB态Fe相反的关系。因而可以这样认为，土壤中铁的形态能够影响到Cd在土壤各组分中的分配。草酸态Fe、DCB态Fe与水稻各部位Cd含量之间呈极显著的负相关关系，而0.5 mol·L−1HCl提取态Fe代表土壤中可迁移的Fe组分，其与水稻各部位Cd之间呈极显著的正相关关系（表4）。这些结果表明，随着土壤中无定形铁氧化物以及游离态铁氧化物含量的增加，土壤中的Cd更多的被铁氧化物吸附固定而难以移动，因此Cd的有效性就越低。铁的形态对Cd的有效性起着极其重要的作用。铁是土壤主要组分之一，是植物生长所必需的元素之一。土壤中的铁会影响土壤中Cd的形态转化从而影响其生物有效性，土壤中铁氧化物特别是弱结晶态铁氧化物对土壤溶液中Cd的吸附可以有效地抑制水稻对Cd的吸收和积累（Daum et al.，2001）。

2.3 土壤中硅形态对水稻吸收Cd的影响

土壤中可提取态硅对于植物硅素营养具有重要的意义。可提取态硅包括水溶态硅、交换态硅、胶体态硅和无定型硅，各形态硅之间存在着动态转化平衡关系。其中，水溶态硅指可溶于土壤溶液中的硅，通常以单硅酸的形式存在；交换态硅是指吸附在土壤固相上的单硅酸，是土壤活性硅的重要组成部分，和水溶态硅一样，是土壤溶液中可被植物直接获得的硅，属于有效态硅；而无定型硅可水化成胶体态硅或溶解于土壤溶液中，为植物生长提供部分有效态硅素（Castro et al.，2013；Fox et al.，1967）。研究表明，向土壤中施入硅肥能够降低稻米对Cd的积累，硅可以结合水稻体内蛋白诱导硅在水稻根的内皮层及纤维层细胞附近沉积，使细胞壁之间的孔隙堵塞，减轻Cd对水稻本身造成伤害（Li et al.，2008）；其次硅能够降低土壤中可交换态、碳酸盐结合态Cd的含量，而使得铁锰氧化物结合态Cd的含量增加，发生土壤钝化作用（Zhang et al.，2009；Zhao et al.，2007）。因此，土壤中硅的形态深刻影响着水稻对Cd的吸收。表4表明土壤中两种硅形态与水稻各部位Cd含量之间呈极显著的负相关性。进一步表明土壤中有效态硅和无定型硅具有抑制水稻吸收Cd的作用。

2.4 土壤其他理化性质对水稻吸收Cd的影响

土壤 pH（X1）、CEC（X2）、S（X3）、OM（X4）和土壤总Cd（X5）含量可能对水稻各部位Cd含量产生影响。利用逐步回归模型拟合稻米中Cd含量与这几个变量之间的关系。表5给出了每一个模型系数的回归估计值及相应的统计检验情况表，根据P值可以判断出各模型系数的显著情况。偏回归系数用于不同模型的比较，标准回归系数用于同一个模型的不同系数的检验，其值越大表明对应变量的影响越大。由该表可以得出两个模型。

模型 1：Y1=−0.122X1+1.193

模型 2：Y2=−0.188X1−0.00028X3+1.309

两个模型的所有回归系数均通过了统计显著性检验，所以两个模型都可以用来解释稻米中 Cd与土壤pH的关系。模型2的标准化残差的直方图基本符合正态分布，符合正态随机性假定，拟合模型2还是有效的。Rafiq et al.（2014）研究表明，水稻籽粒Cd含量与土壤pH之间呈现极显著的负相关关系。pH降低会促进结合在土壤固相中的Cd（如碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态）发生溶解，因而随着土壤pH值的降低，土壤中可生物利用性的Cd含量会逐渐加大。