不同来源有机物料降低水稻镉积累的效果

2022-04-06朱靖孙星星张晓绪陶润萍张嘉伟徐轶群

中国稻米 2022年2期

朱靖孙星星张晓绪陶润萍张嘉伟徐轶群

（扬州大学环境科学与工程学院，江苏扬州 225000；第一作者：zj17857026165@163.com；*通讯作者：qunxyq@163.com）

根据2014年发布的中华人民共和国土壤调查报告显示，重金属镉（Cd）是我国农田重金属污染中的首要污染物，约7%的土壤被Cd 污染[1]。水稻是世界上最重要的粮食作物之一，与经济发展和人类健康密切相关，但因其具有易积累Cd 的特性，需要制定有效措施减少Cd 的生物利用度和在水稻中的积累，以遏制Cd对生物体的威胁[2]。

化肥的施用对我国粮食增产增收发挥了重要作用，然而长期过量使用化肥也带来了严重的环境问题[3]。一方面，过量使用化肥使畜禽养殖废弃物和作物秸秆等有机物减少了还田利用的可能，未被利用的畜禽养殖废弃物和作物秸秆等有机物进入环境，会污染水体，导致水体富营养化；另一方面，土壤性状因此退化（如土壤酸化、板结），使Cd 等有毒重金属活化，更易在水稻等作物中积累。已有研究表明，施用有机物料可显著降低Cd 在水稻籽粒中的积累[4-5]。但有机物料来源广泛，施用后对土壤Cd 的影响效果不一致，进而对水稻Cd 积累也产生不同影响。蚓粪是一种良好的腐熟有机物料；紫花苜蓿常用于畜牧养殖中，具有一定的经济价值和环境价值[6]。目前对蚓粪和紫花苜蓿降低重金属Cd 在水稻中积累的研究鲜有报道。基于此，本研究采用盆栽试验，探究在同等有机质含量下蚯蚓粪和紫花苜蓿对水稻不同部位Cd 积累的影响。

1 材料与方法

1.1 供试材料

参试水稻品种为南粳5505，属早熟晚粳类型。试验土壤采自江苏省扬州市某稻田0~20 cm 耕作层土壤。土样风干后去除杂物，研磨过10 目筛混匀备用。土壤基本理化性质：pH 值7.42，有机质8.70 g/kg，有效磷61.10 mg/kg，速效钾 223.81 mg/kg，碱解氮 85.70 mg/kg，总镉0.73 mg/kg。

选用蚓粪和紫花苜蓿作为两种外源有机物料。蚓粪有机质含量为432.50 g/kg，全N 含量为24.73 mg/kg，全Cd 含量为0.41 mg/kg；紫花苜蓿有机质含量为143.45 g/kg，全 N 含量为31.95 mg/kg，全Cd 含量为0.17 mg/kg。

1.2 试验设计

称取适量土壤，添加CdCl2溶液，使土壤Cd 含量达到5.0 mg/kg 的重度污染水平，室温下陈化60 d 后备用。盆栽试验中每个盆装制备好的土壤5.0 kg（以干质量计），有机物料添加量以有机质含量计，具体施用量如表1 所示。秧苗于2019年6月移栽，每盆3 丛，每丛3 株，各处理组重复3 次，全生育期淹水（淹水高度3~5 cm）。

表1 试验处理

1.3 样品采集与指标测定

分别于水稻分蘖期、抽穗扬花期、完熟期采集土壤，自然风干后研磨，过100 目筛用于Cd 形态的测定。水稻植株洗净后置于105 ℃的烘箱中杀青2 h 后，60 ℃烘干至恒质量，随后用粉碎机粉碎后过100 目筛用于Cd 含量的测定。

土壤酸碱度（pH 值）、氧化还原电位（Eh 值）使用雷磁PHS-3C 型精密pH 计原位测定；土壤Cd 形态采用BCR 四步浸提后用火焰原子吸收分光光度计（AAS,Solaar MK 2-M 6）测定；水稻根、茎叶及籽粒中Cd 含量采用干法灰化消解完全后用1% HNO3定容、过滤，用 ICP-MS（Elan DRC-e）测定。

1.4 数据处理与质量控制

分析过程以土壤成分分析标准物质GBW07431、茎叶成分分析标准物质GBW10020（GSB-11）和大米成分分析标准物质 GBW10043（GSB-21）和加标回收试验进行质量控制。

Cd 富集系数（Bioconcentration Factor，BCF）=植株根部重金属含量/土壤中重金属含量；Cd 转运系数（Translocation Factor，TF）=植株上面部分重金属含量/下面部分重金属含量。采用SPSS 23.0 进行单因素ANOVA 分析（差异水平 P<0.05 和 P<0.01），用 Origin 2018 绘图。

2 结果与分析

2.1 对土壤pH、Eh 值的影响

如图1 所示，各处理土壤pH 值随淹水时间先大幅度下降，而后波动变化且趋近于7；在淹水前期，添加紫花苜蓿的处理较添加蚓粪的处理土壤pH 值下降更为显著，随后两者变化趋势相近，差异变小。

图1 各处理土壤pH 值变化

从图2 可以看出，所有处理土壤Eh 值随淹水时间延长呈波动下降趋势，添加有机物料处理土壤Eh 值均显著低于CK。V 处理组土壤Eh 值随有机物料添加量的升高而降低，至分蘖期（第 28 天），V3 处理 Eh 值降至-150 mV，V1 和 V2 处理 Eh 值则处于-100~-150 mV之间；分蘖结束后，所有处理Eh 值均降至-150 mV 以下。与CK 相比，M 处理组土壤Eh 均显著降低，且在水稻整个生育期，土壤Eh 值均低于-150 mV。结果表明，植物性有机质（紫花苜蓿）较动物源有机质（蚓粪）对土壤Eh 值的降低效果更加显著。

图2 各处理土壤Eh 值变化

2.2 对土壤不同形态Cd 的影响

如图3 所示。在水稻3个生育期内，土壤中各形态Cd 含量高低总体表现为可交换态Cd>可还原态Cd>可氧化态Cd>残渣态Cd。CK 的可还原态Cd 和可氧化态Cd 含量均呈现下降趋势，下降幅度分别为43.03%和33.20%；可交换态Cd 先下降后上升，上升幅度为35.68%；残渣态Cd 呈上升趋势，上升幅度为138.3%。V处理组可还原态Cd 含量逐渐下降，下降幅度为47.97%~50.12%；可氧化态Cd 含量逐渐上升，上升幅度为40.35%~65.23%。M 处理组变化趋势与V 处理组相同，但其变化幅度较V 处理组小。

图3 水稻不同生育期土壤Cd 形态及含量

与CK 比，在水稻分蘖期，各处理土壤交换态Cd和可还原态Cd 含量显著升高，M 处理组可还原态Cd含量随着有机物料添加量增加而下降；在水稻抽穗扬花期，两种有机物料对土壤中可交换态Cd 和可还原态Cd 影响相似，均随着有机物料添加量的增加呈显著下降趋势。在同等添加量下，蚓粪处理可还原态Cd 含量高于紫花苜蓿处理。两种有机物料处理土壤残渣态Cd含量均较CK 显著增加。在水稻完熟期，两种有机物料处理可交换态Cd 含量较CK 降低9.46%~15.31%；可氧化态Cd 和残渣态Cd 含量较CK 均显著上升，上升幅度分别为3.17%~28.22% 和25.87%~104.28%，且残渣态Cd 的含量随着有机物料添加量的增加而增加。

2.3 对水稻各部位Cd 含量的影响

如图4 所示，水稻各部位Cd 含量表现为籽粒<茎叶<根。与CK 相比，施用两种外源有机物料的处理均显著降低了水稻根部和茎叶Cd 含量。其中，V 处理组根部Cd 含量下降12.71%~26.40%，茎叶Cd 含量下降23.00%~68.69%；M 处理组根部Cd 含量下降66.27%~71.42%，茎叶Cd 含量下降80%以上。同一有机物料处理，水稻各部位Cd 含量随着施用量的增加而降低；当施用的有机质含量相同时，M 处理组水稻各部位Cd 含量均低于V 处理组。与CK 相比，V1 处理糙米Cd 含量差异不显著，其他处理糙米Cd 含量均显著降低。当施用的有机质含量相同时，紫花苜蓿处理较蚓粪处理更能降低水稻Cd 积累量。本研究中，M3 处理使水稻糙米Cd 含量降低至0.17 mg/kg，已低于国家标准限值（0.20 mg/kg），M1、M2 处理糙米 Cd 含量接近国家标准限值，约为0.21 mg/kg。

图4 水稻植株各部位Cd 含量

2.4 对Cd 在水稻中富集系数（BCF）和转运系数（TF）的影响

如表2 所示，添加两种有机物料均降低了Cd 从水稻根部向茎叶转运，促进了Cd 从茎叶向水稻籽粒中的转运，并且M 处理组较V 处理组茎叶/根转运系数更小，籽粒/茎叶转运系数更大。根/土富集系数均随着有机物料添加量的增加而降低，V1、V2 处理组富集系数较CK 高。

表2 Cd 在土壤-水稻系统中的迁移转运率（单位：%）

3 讨论

有机物料的应用对改善农村环境、提高土壤肥力、调控土壤中重金属的活性具有重要意义[8]。在本研究中，蚓粪和紫花苜蓿进入土壤易被微生物分解，产生有机酸和CO2并且产生质子，引起淹水前期pH 值下降[9]。在淹水前期，紫花苜蓿降低土壤pH 值的效果较蚓粪更为显著，这可能是由于这两种有机质的腐化速率不同造成。当外源有机物料中易分解的有机质较高时，其分解产生的有机酸等物质的种类和数量也会增多，对土壤理化性质的影响也越大。时向东等[10]研究指出，紫云英矿化分解速率显著高于鸡粪和菜籽饼，是因为紫云英等绿肥C/N 低，易于被微生物分解。紫花苜蓿作为绿肥，其C/N 较蚓粪低，因此紫花苜蓿中的有机质较蚓粪更易于被微生物分解，从而对土壤pH 值影响更大。土壤淹水后Eh 值降低，有机物料进入土壤后被分解加剧了土壤中溶解氧的消耗，使Eh 值进一步降低，紫花苜蓿因其分解速率较快，对土壤中氧气的消耗速率大于蚓粪，从而导致土壤Eh 值在同等有机物质添加量下低于蚓粪处理[11]。

土壤pH 值和Eh 值可以直接或间接影响重金属Cd 的有效性[12]。有研究表明，土壤酸碱性直接或间接影响土壤中阴阳离子的变化，从而影响重金属氢氧化物、碳酸盐、磷酸盐的溶解度，通常当土壤pH 值升高，土壤溶液中的OH-1的浓度升高，更易与Cd2+结合产生Cd（OH）2沉淀，并且产生的氢氧化物沉淀又可以吸附Cd2+[13]。本研究中，添加蚓粪和紫花苜蓿在水稻分蘖期显著增加了土壤可还原态Cd 含量，这是因为微生物将土壤中氨基酸降解产生氨导致土壤pH 值升高[14]，进而增加了土壤还原态Cd 含量。Eh 值也是影响土壤Cd 形态的重要因子。在淹水状况下，Cd2+向难溶性的CdS 转化，从而使土壤溶液中Cd2+的浓度大大降低[15]。本研究中，在两种有机物料添加下，可氧化态Cd 含量随着水稻生育期的延长而增加。研究表明，随着土壤有机质含量升高，土壤中可交换态Cd 和可还原态Cd 含量下降，可氧化态Cd 含量升高[16]，这与本研究结果基本一致。另外，大量研究表明，土壤中水溶性有机物（DOM）与Cd 存在吸附位的竞争关系，并且DOM 的组成及性质对土壤重金属的有效性有较大影响。亲水性的DOM 多存在于土壤溶液中，不易被土壤吸附，可以促进土壤重金属的活化，疏水性的DOM 则更易被土壤吸附，可以降低重金属的活性[17]。占新华等[18]用光谱法研究发现，绿肥DOM 分子极性高于猪粪，因此易于被土壤吸附，这可能是因为紫花苜蓿较蚓粪有机物料更能分解出含疏水性组分较多的DOM，从而增加了土壤对Cd 的吸附，降低了Cd 的活性。

降低土壤中Cd 的迁移转换能力是降低植物对Cd富集积累的有效方法[19]。本研究中，添加两种有机物料均显著降低了水稻根、茎叶、糙米中的Cd 含量。与对照相比，添加蚓粪使籽粒Cd 含量降低13.81%~39.45%，同等有机质添加量下紫花苜蓿对籽粒Cd 含量的降低效果达到64.26%~72.41%。因此，紫花苜蓿对土壤中Cd 活性比蚓粪有更好的抑制作用，从而更好降低了水稻对Cd 的吸收，并且有机物料添加对土壤-水稻系统中Cd 的迁移转运存在一定影响[19]。