紫云英和石灰配施对水稻镉吸收的影响

董爱琴,陈院华,杨 涛,徐昌旭,程丽群,谢 杰,*

(1.江西省农业科学院 土壤肥料与资源环境研究所,国家农业环境宜春观测实验站,国家红壤改良工程技术研究中心,江西 南昌 330200; 2.井冈山红壤研究所,江西 吉安 343016)

近年来,随着工农业发展,土壤重金属污染问题受到越来越多的关注。其中,镉(Cd)因生理毒性大、易被水稻吸收富集而成为我国南方酸性土壤稻区上最受关注的重金属污染物之一。提高土壤有机质含量和pH值被认为是降低土壤Cd有效性、减少水稻对Cd吸收的重要农艺措施[1-4]。提高土壤有机质含量,可以充分利用有机质表面丰富的官能团,改变Cd在土壤中的形态;提高土壤pH值,可使土壤中游离的有效Cd转变为Cd(OH)2和CdCO3等形式被固定下来:其最终的目的都是将高活性的Cd转化为难以被植物吸收利用的无效形态。将油菜秸秆(9.6 t·hm-2)还田后,稻田土壤中的交换态Cd明显向有机结合态转化[5]。张振兴等[6]研究发现,在水稻分蘖期施用生石灰,水稻糙米中的Cd含量下降了55.2%。

施用有机物料对土壤Cd形态的影响存在一定的不确定性:有机物在土壤中腐殖化,有利于提高土壤的pH值,缓解土壤酸化[7],促进Cd向有效性较低的形态转化[8];但有机物在土壤中的分解将产生水溶性有机物(DOM),Cd与DOM结合后,反而会增加Cd的有效性和迁移能力[9-11]。对于在南方稻区广泛种植的紫云英而言,它的翻压和腐解过程存在明显的两个阶段:在紫云英翻压后的半个月内,紫云英在微生物的作用下快速分解,此时土壤中的DOM含量快速增加,导致土壤溶液中的Cd2+浓度明显上升[10];而后,紫云英秸秆的腐解速度逐渐放缓,一些相对较难分解的纤维素、半纤维素等逐渐腐殖化,能够在一定程度上降低Cd的有效性。考虑到紫云英腐解不同时期土壤Cd活性截然不同的变化趋势,在腐解前期施用调酸材料,将被DOM活化的Cd转变为不溶性的镉沉淀,同时利用好紫云英秸秆腐解后期腐殖化过程对Cd的吸附作用,减量施用调酸材料,可实现降低成本、减轻环境影响的效果。为指导生产实践,本研究以赣中南典型酸性Cd污染水稻土为对象,采用盆栽试验的方式,系统对比翻压绿肥、施用调酸材料和减量配施调酸材料对土壤性质、水稻生长及Cd吸收转运的影响,以期为南方Cd污染酸性稻区的安全生产提供可行的技术储备。

1 材料与方法

1.1 试验区基本情况

试验点位于江西省南昌市江西省农业科学院网室内。当地属亚热带季风湿润气候,年均气温17.8 ℃,年均降水量1 662.5 mm,平均日照时数1 603.4 h,年霜期89 d。

供试土壤取自江西省吉安市安福县赤谷乡,系潴育型水稻土(中等肥力),从农田表层(0～20 cm)获取,其基本理化性状如下:pH值5.66,有机质含量22.96 g·kg-1,全氮1.51 g·kg-1,全磷0.392 g·kg-1,有效磷20.7 mg·kg-1,速效钾79.0 mg·kg-1。土壤总镉含量0.422 mg·kg-1,有效态(DTPA提取态)Cd含量0.262 mg·kg-1,属于Cd轻度污染土壤。

供试水稻品种为晶两优华占;紫云英品种为余江大叶,由国家绿肥产业技术体系南昌综合试验站(CARS-22-Z06)提供。

1.2 试验设计

采用盆栽方式进行试验,每盆装风干土壤10.0 kg。2021年11月将土壤填装到位并放于网室内自然恢复土壤性状。试验共设置5个处理,每处理6个重复:CK,冬闲田间自然生草;GM,冬种紫云英,翻压紫云英;GM0HL,紫云英+常量石灰同步施用,即紫云英与常量石灰同时还田;GM5HL,紫云英+常量石灰晚施,即在紫云英翻压5 d后全量施用石灰;GM5LL,紫云英+减量石灰晚施,即在紫云英翻压5 d后减量施用石灰。

2021年11月向各盆中撒播紫云英种子30粒,待发芽后适时间苗,每盆保留10株长势较旺的紫云英幼苗,正常田间管理,至2022年4月初将所有盆栽中盛花期的紫云英整株拔出,切成长度5 cm的小段,充分混匀并向各盆中添加紫云英。

以紫云英和石灰常规用量(分别为22 500、3 000 kg·hm-2)、土壤耕作层2 250 000 kg·hm-2为基准,计算盆栽试验中的紫云英和石灰用量,经折算,每盆紫云英的鲜草添加量为100 g,石灰添加量为13.3 g(减量处理为6.7 g)。

2022年4月13日统一进行紫云英翻压,同时向GM0HL处理添加石灰;4月18日,向GM5HL和GM5LL处理添加相应量的石灰。4月28日,施用基肥并移栽水稻,每盆3穴,每穴3株。化肥用量按N 150 kg·hm-2、P2O575 kg·hm-2、K2O 120 kg·hm-2的用量折算,每盆施用尿素(N质量分数46.4%,中国农业生产资料集团有限公司)1.5 g、钙镁磷肥(P2O5质量分数16.0%,个旧市丰收磷化工有限公司)2.4 g、氯化钾(K2O质量分数62.0%,中化化肥有限公司)0.9 g。磷、钾肥作为基肥一次性施入,氮肥基施60%,分蘖期追施40%。盆栽放置于露天网室内,水稻全生育期定期补充水分,保持水深3～5 cm,7月20日收获。

1.3 样品采集与指标测定

分蘖盛期,将各处理3个重复中的水稻样品小心拔出,带回实验室进行测定,保留剩余的3个重复直至成熟期采样。稻谷成熟后,现场采集稻谷和秸秆样品,小心地将水稻根系从盆中取出,同时使用土钻采集桶内0～20 cm的土壤样品,每桶约500 g。所有样品均在现场贴好标签,带回实验室处理。

将采集的水稻各部分样品用自来水充分清洗,洗去附着在表面的灰尘和泥垢。参照胡莹等[12]的方法测定根表铁膜Fe(DCB-Fe)和根表铁膜Cd(DCB-Cd)含量,提取方法简述如下:水稻根系(鲜样)经超声波清洗后,用超纯水进一步洗净,吸干表面水分后,自根基部将根系剪断并称重,放入100 mL塑料瓶中,加入由40 mL 0.3 mol·L-1的Na3C6H5O7·2H2O与5 mL 1.0 mol·L-1的NaHCO3组成的混合液中,随后准确添加1.0 g Na2S2O4,于25 ℃条件下振荡3 h(转速200 r·min-1),过滤后将提取液转移至100 mL容量瓶中,使用超纯水彻底清洗根系并将清洗液一并转移至容量瓶中定容。

将经过提取并冲洗干净的水稻根系和地上部分于80 ℃烘至质量恒定,使用ZM200超离心粉碎仪(德国 Retsch)粉碎并过0.25 mm孔筛。水稻根系、秸秆、糙米采用HNO3-HClO4(体积比9∶1)湿法消解后储存备用,使用Agilent 7890电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS,美国Agilent)测定样品中的Cd含量。

去除土壤样品中石粒与植物残体等杂物后,在实验室内风干,捣碎,用四分法获取约200 g样品,全部研磨并过2 mm和0.149 mm孔径的尼龙筛,保存备用。采用行业通用方法[13]测定土壤基本理化性状:土壤pH值采用水浸提(土液质量体积比1∶2.5),pH计法测定[FiveEasy Plus FE28-Standard 台式pH计,梅特勒托利多科技(中国)有限公司];有机质含量采用重铬酸钾氧化-硫酸亚铁滴定法测定;全氮含量采用浓硫酸-硒粉-硫酸铜-硫酸钾消解,凯氏定氮法测定;有效磷含量采用盐酸-氟化铵浸提,钼锑抗比色法(UV8100紫外可见分光光度计,北京莱伯泰科仪器股份有限公司)测定;速效钾含量采用乙酸铵浸提,火焰光度法(FP6410火焰光度计,上海仪电分析仪器有限公司)测定。土壤全Cd含量采用HCl-HNO3-HF-HClO4混合酸消解;有效态Cd含量采用0.005 mol·L-1DTPA-0.1 mol·L-1TEA-0.01 mol·L-1CaCl2提取液[14]在土液质量体积比1∶5的条件下180 r·min-1振荡浸提2 h,取过滤液。使用ICP-MS测定土壤总Cd和有效态Cd含量。

分别在翻压紫云英后的第1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、15、18、21、24天,使用FJA-6土壤氧化还原电位去极化法自动测定仪(南京传滴仪器设备有限公司)测定土壤的氧化还原电位(Eh),将复合电极头插入盆栽土壤中10 cm,每盆测定5个点位的Eh,取平均值。

使用5300DV电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES,美国PerkinElmer)测定样品中的Fe含量,使用ICP-MS测定样品中的Cd含量。分别使用国家标准物质GBW07603灌木枝叶成分分析标准物质和GBW07560土壤(江西九江)成分分析标准物质对植株和土壤样品的Cd含量测定进行质量控制,其回收率分别为97.2%和95.7%,满足质量控制的要求。

1.4 数据处理

参照文献[15]的方法计算Cd在水稻植株体内的转移系数(TF)。

使用Excel 2019软件整理数据。将试验处理作为独立因子,使用SPSS 24.0软件进行单因素方差分析(one-way ANOVA),对有显著(P<0.05)差异的,采用最小显著差数法(LSD)进行多重比较。使用Origin 8.5软件绘制相关图表。

2 结果与分析

2.1 不同处理对土壤基本理化性状的影响

与CK相比,单纯翻压紫云英(GM处理)并不会对土壤pH值和有效态Cd含量产生显著影响(表1),但会显著提高土壤中的有机质含量,增幅为10.14%。翻压紫云英后施用石灰可以显著提高土壤pH值,pH值的增加幅度随石灰用量增加而呈现显著差异,但石灰的施用时间并无显著影响,常量施用石灰(GM0HL和GM5HL处理)时,土壤pH值增加了0.75～0.78个pH单位,减量添加石灰(GM5LL处理)时,土壤pH值提高了0.38个pH单位。与单纯翻压紫云英的GM处理相比,翻压紫云英后配施石灰对土壤有机质含量并无显著影响,但土壤有效态Cd含量显著降低。常量施用石灰(GM0HL和GM5HL)时,石灰的施用时间对土壤有效态Cd含量无显著影响,二者的土壤有效态Cd含量较GM处理分别显著降低41.28%、39.50%,较减量施用石灰的GM5LL处理分别显著下降25.00%和22.72%。GM5LL处理的土壤有效态Cd含量显著低于GM处理,降幅21.71%,但与CK没有显著差异。土壤有效态Cd含量(y)与土壤pH值(x)的变化趋势基本一致,拟合的回归方程为y=-0.126 1x+1.027 2[决定系数(R2)值为0.869 9],说明土壤pH值是影响土壤有效态Cd含量的关键因素之一。

表1 不同处理的土壤pH值及有机质、有效态Cd含量Table 1 Soil pH and contents of organic matter and available Cd

相较于CK,翻压紫云英后各处理的土壤Eh值均逐渐下降(图1)。翻压紫云英后的第1天,除GM0HL处理的土壤Eh仅下降16.3 mV,与CK没有显著差异外,其他处理的土壤Eh较CK显著下降47.8～58.8 mV,但处理间没有显著差异。这可能是因为,翻压紫云英后紫云英腐解过程对氧气的消耗能够大幅度地降低土壤的Eh。翻压紫云英后的第2～5天,GM0HL处理与GM、GM5HL、GM5LL处理的土壤Eh逐渐降低,且处理间没有显著差异,表明调酸材料的加入对紫云英腐解过程中土壤Eh的影响非常有限,仅能持续1 d左右,且其影响可能主要来自于调酸材料添加时对表层土壤的扰动导致土壤通气状况发生变化。在翻压紫云英后的第5天,GM5HL和GM5LL处理增施石灰,隔天土壤Eh值出现了大幅回升,相较于第5天分别增加了27.3、34.2 mV,显著高于GM和GM0HL处理。随后,各处理的土壤Eh值快速下降。在紫云英翻压后的第12～24天,添加了石灰的处理(GM0HL、GM5HL、GM5LL)的土壤Eh较GM处理显著高出20.0～39.8 mV,说明石灰的加入有助于改善土壤中的还原性氛围,这可能与石灰作为一种碱性材料对土壤中还原性物质的中和作用有关。

图1 不同处理的土壤氧化还原电位(Eh)变化Fig.1 Dynamics of soil redox potential potential (Eh) under treatments

2.2 不同处理对水稻根系DCB-Fe和DCB-Cd含量的影响

成熟期水稻根系的DCB-Fe和DCB-Cd含量大幅低于分蘖期(图2)。

DCB-Fe,根表铁膜铁含量;DCB-Cd,根表铁膜镉含量。同一生育期柱上无相同字母的表示处理间差异显著(P<0.05)。DCB-Fe, Fe content in root iron plaque; DCB-Cd, Cd content in root iron plaque. Bars marked without the same letters indicate significant difference within treatments at the same growth stage at P<0.05.图2 不同生育期各处理水稻根系的根表铁膜铁、镉含量Fig.2 Content of Fe and Cd in root iron plaque under treatments at different growth stages

在分蘖期,翻压紫云英后施用石灰显著抑制了分蘖期水稻根表铁膜的生成,导致DCB-Fe和DCB-Cd的含量显著低于CK和GM处理,但CK和GM间并无显著差异。与CK相比,GM0HL、GM5HL、GM5LL的DCB-Fe含量分别显著下降43.34%、38.82%、29.00%,DCB-Cd含量分别显著下降43.72%、35.56%、12.72%,两者之间具有良好的一致性。总的来看,单独翻压紫云英并不会对水稻根表铁膜的生成产生显著影响,石灰对水稻根表铁膜的抑制作用随施用量的增加而增强。

在成熟期,GM5LL处理与GM、CK处理的DCB-Fe含量没有显著差异,但GM0HL和GM5HL的DCB-Fe含量仍显著低于CK处理15.82%和11.07%。相较于GM处理,GM0HL、CK、GM5HL处理的DCB-Cd含量分别显著降低了44.98%、29.53%、29.07%。翻压紫云英后,水稻成熟期的DCB-Cd含量显著高于CK处理,说明紫云英的翻压可提高根表铁膜对Cd的截留效果,但增施石灰后反而与CK的差异不显著,推测可能与土壤pH升高抑制铁膜生成有关。

2.3 不同处理对水稻Cd含量的影响

分别检测分蘖期和成熟期水稻根系(去除根表铁膜后)、秸秆和糙米(仅成熟期)的Cd含量,结果显示,分蘖期各处理的水稻根系Cd含量在11.36～13.25 mg·kg-1(图3),各处理相比,仅GM5HL处理的根系Cd含量显著低于CK,降幅为13.28%。分蘖期的水稻秸秆中,GM处理的Cd含量最高(11.90 mg·kg-1),显著高于其他处理;其次为CK处理(9.99 mg·kg-1),较GM处理显著下降了16.05%;GM5HL处理的Cd含量最低(7.31 mg·kg-1),GM0HL处理的Cd含量次低(8.65 mg·kg-1),二者均显著低于CK,分别仅为CK处理的73.17%和86.59%。施用石灰导致分蘖期水稻根系和秸秆Cd含量降低,可能与石灰提高土壤pH值、抑制土壤中Cd的生物有效性有关。

同一部位柱上无相同字母的表示处理间差异显著(P<0.05)。Bars marked without the same letters indicate significant difference within treatments for the same part at P<0.05.图3 分蘖期(A)和成熟期(B)各处理水稻不同部位的Cd含量Fig.3 Cd contents in different parts of rice at tillering stage(A) and mature stage (B) under treatments

单纯翻压紫云英较CK显著增加了成熟期水稻根系中的Cd含量,增幅为45.47%。在此基础上施用石灰则会显著降低根系中的Cd含量,相较于GM处理,GM0HL、GM5HL和GM5LL处理的水稻根系Cd含量分别降低了27.72%、24.93%和14.77%;减量施用石灰的GM5LL处理根系中的Cd含量显著高于常量石灰处理(GM0HL和GM5HL)。各处理的秸秆Cd含量相比,仅GM0HL处理的显著低于CK,降幅为15.75%。与CK相比,单纯翻压紫云英并不能显著降低糙米中的Cd含量,但增施石灰后,糙米中的Cd含量显著降低,GM0HL、GM5LL和GM5HL处理分别降低了43.00%、45.82%、51.59%。增施石灰的处理中,GM5HL处理对糙米的降Cd效果要优于GM0HL处理,说明石灰的施用时机也会对水稻的Cd吸收产生影响。

分别测算不同生育期Cd从根表铁膜到根、从根到秸秆,和从秸秆到糙米的转运系数(分别简记为TF1、TF2、TF3)。分蘖期时,相较于GM处理,紫云英翻压后施用石灰显著提高了TF1(表2),GM0HL、GM5HL、GM5LL处理的增幅分别为80.7%、52.5%和25.4%。相较于CK,仅单独翻压紫云英的处理显著提高了TF2。成熟期时,GM0HL处理的Cd的TF1显著高于其他处理(表3),较CK和GM处理分别提高了34.6%和29.6%;GM0HL、GM5HL、GM5LL处理的TF2和TF3均显著低于CK,说明石灰的加入能够显著抑制Cd在水稻植株内部的迁移转运。

表2 分蘖期各处理的水稻Cd转运系数Table 2 Cd translocation factor of rice at tillering stage under treatments

表3 成熟期各处理的水稻Cd转运系数Table 3 Cd translocation factor of rice at mature stage under treatments

2.4 不同因子与水稻Cd含量的相关性及主成分分析

在分蘖期:根表铁膜Fe含量与根表铁膜Cd含量、秸秆Cd含量呈极显著(P<0.01)正相关(表4),但与根系Cd含量无显著相关性;根表铁膜Cd含量与根系和秸秆中的Cd含量分别呈显著和极显著正相关。DCB-Fe与DCB-Cd含量呈现正相关,说明根表铁膜对Cd具有明显的吸附作用。在成熟期:根表铁膜Fe含量与秸秆和糙米中的Cd含量呈极显著正相关;根表铁膜Cd含量与根系Cd含量呈极显著正相关。

表4 不同生育期根表铁膜与水稻不同部位Cd含量的相关性Table 4 Correlation within root iron plaque and Cd content in different parts of rice at different growth stages

在本研究中,不论是分蘖期还是成熟期的水稻样品,秸秆Cd含量与根系Cd含量的相关性都不显著;但有不少研究发现,水稻根系和秸秆Cd含量存在相关性[16]。导致本文研究结论与其他文献存在差异的原因可能与既往研究未严格区分根表铁膜的Cd与根系细胞中的Cd有关。过往大多数研究认为,水稻根表铁膜能抑制水稻对Cd的吸收,降低水稻植株体内的Cd含量[17]。本文发现,DCB-Fe与水稻各部位Cd含量呈现不同程度的正相关,与Liu等[18]的研究结论类似,可能与本研究中水稻根表铁膜的厚度较薄有关。有研究发现,根表铁膜对水稻Cd的吸收究竟表现为促进还是抑制作用,主要取决于根表铁膜的厚度[19-20]。刘文菊等[21]认为,根表铁膜对水稻Cd的吸收呈现先促进后抑制的作用,当水稻根表铁氧化物的数量小于8 300 mg·kg-1(以干重计)时,水稻地上部的Cd含量与铁膜含量呈现正相关,大于该数值后才表现为负相关。

就土壤性状与DCB-Fe及DCB-Cd的含量进行相关性分析,结果显示,Eh与土壤pH和有机质含量分别呈显著和极显著负相关(表5)。土壤pH与有效态Cd含量、分蘖期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘖期的DCB-Cd含量呈极显著负相关。土壤有机质含量与成熟期的DCB-Fe含量呈显著负相关。土壤有效态Cd含量与分蘖期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘖期的DCB-Cd含量呈极显著正相关,与成熟期的DCB-Cd含量呈显著正相关。分蘖期的DCB-Fe含量与成熟期的DCB-Fe含量和分蘖期的DCB-Cd含量呈极显著正相关,与成熟期的DCB-Cd含量呈显著正相关。成熟期的DCB-Fe与分蘖期的DCB-Cd含量呈极显著正相关。分蘖期的DCB-Cd含量与成熟期的DCB-Cd含量呈极显著正相关。

表5 土壤性状与根表铁膜Fe及根表铁膜Cd含量的相关性Table 5 Correlation within soil properties and root iron plaque and Cd content in iron plaque

将初始特征值λ>1设定为筛选主成分的指标[22],共获得两个主成分,其中第一主成分(PCA1)的贡献率为71.03%,第二主成分(PCA2)的贡献率为15.09%,两个主成分的累积贡献率达到86.12%,超过80%,说明这两个主成分已经能够较好地反映原始指标所包含的绝大部分信息。土壤pH值、分蘖期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘖期的DCB-Cd含量、成熟期的DCB-Cd含量和土壤有效态Cd含量在PCA1上有较大的载荷(图4),分别为-0.861、0.884、0.775、0.824、0.912、0.924。由于分蘖期DCB-Fe含量、成熟期DCB-Fe含量、成熟期DCB-Cd含量和土壤有效态Cd含量与土壤pH值呈极显著负相关,因此可以认为PCA1是与土壤pH密切相关的因子。土壤Eh和有机质含量在PCA2上的载荷分别为0.922和-0.843,两者呈极显著负相关,因此也可以认为PCA2是与土壤有机质含量有关的因子。

PCA1,第一主成分;PCA2,第二主成分;Eh,土壤氧化还原电位;A-Cd,土壤有效态Cd含量;OM,土壤有机质含量;TDCB-Fe,分蘖期水稻根表铁膜Fe含量;MDCB-Fe,成熟期水稻根表铁膜Fe含量;TDCB-Cd,分蘖期水稻根表铁膜Cd含量;MDCB-Cd,成熟期水稻根表铁膜Cd含量。PCA1, The 1st principle component; PCA2, The 2nd principle component; Eh, Soil oxidation-reduction potential; A-Cd, Soil available Cd content; OM, Soil organic matter content; TDCB-Fe, Fe content in root iron plaque at the tillering stage; MDCB-Fe, Fe content in root iron plaque at the mature stage; TDCB-Cd, Cd content in root iron plaque at the tillering stage; MDCB-Cd, Cd content in root iron plaque at the mature stage.图4 主成分载荷矩阵图Fig.4 Principal component loading matrix

从主成分分析结果看,紫云英翻压及石灰等调酸剂的使用主要通过影响土壤pH,进而影响水稻根表铁膜Fe含量和铁膜厚度,从而阻隔水稻对Cd的吸收。同时,紫云英的腐解在早期降低了土壤Eh,在后期随着秸秆腐殖化增加了土壤有机质,均有助于抑制水稻对Cd的吸收。

3 讨论

3.1 紫云英种植和还田对土壤Cd生物有效性的影响

紫云英等绿肥作物具有天然的固氮作用,在我国南方稻区被广泛种植,其种植和翻压能在一定程度上提高土壤的有机质含量,丰富土壤微生物区系,对于减少化肥使用、提高水稻产量具有积极的作用。部分研究发现,紫云英的种植和翻压能够降低土壤中的有效态Cd含量,抑制水稻对Cd的吸收[23]。作者团队前期的研究发现,长期种植和翻压紫云英并不会对耕作层中的全Cd含量产生明显的影响,反而会在一定程度上增加活性态Cd在全Cd中的占比[24]。

学术界已就紫云英对土壤Cd有效性的影响开展了大量的研究,但研究结果间也存在较大的争议。部分研究发现,紫云英的种植和翻压会降低土壤pH值[25-26],但也有研究持相反意见[27]。张成兰等[28]经过7 a的定位试验发现,与单纯施用化肥相比,翻压不同质量的紫云英后,土壤pH值显著下降0.39～0.58个pH单位。长期定位试验发现,相较于纯化肥处理,当紫云英施用量为22 500 kg·hm-2时,土壤pH值从6.13下降到了5.09[29]。普遍认为,绿肥腐解过程中释放的有机酸会增加土壤中游离H+的浓度,同时紫云英残体的腐殖化会增加土壤有机质含量,进而促进水稻根系的发育和呼吸作用,从而产生更多的游离H+,进一步降低土壤pH值[28,30]。土壤pH的变化会导致土壤溶液中的Cd2+在土壤颗粒表面的竞争性吸附能力发生变化,将对土壤中的有效态Cd含量产生明显影响[31]。一般地,土壤pH值下降往往意味着有效态Cd含量的增加。这可能是部分研究认为施用紫云英会导致土壤有效态Cd含量增加的重要原因。

从本研究看,单独种植和翻压紫云英并未导致土壤酸化,也未对土壤有效态Cd含量产生显著影响。这可能与种植和翻压紫云英时间较短有关。可以认为,短期内种植紫云英并不会对土壤有效态Cd产生明显的影响,适当补充石灰等碱性材料有助于缓解紫云英常年种植对土壤的酸化作用。

3.2 紫云英配合调酸材料对根表铁膜形成的影响

根表铁膜是水稻等作物在淹水条件下,根际周边土壤中的Fe2+和Mn2+等金属离子被水稻根表所分泌的氧气氧化而形成的一层覆盖在水稻根表的结晶态和无定型态的铁氧化物或氢氧化物胶膜[32-33]。影响水稻根表铁膜形成的主要因素包括土壤溶液中的Fe2+浓度、根系泌氧所形成的微氧化环境,以及土壤pH、Eh、温度、无机碳含量、可溶性盐含量、有机质含量和阳离子交换量等[34-35]。

紫云英等绿肥作物翻压后的腐解过程可分为快速腐解期和缓慢腐解期[36]。在快速腐解期,秸秆中的可溶性有机物和无机养分较多,微生物活性较强,是一个大量耗氧的过程,将大幅增加土壤的还原程度和还原性物质的含量[37];在腐解后期,主要是秸秆中的纤维素等物质的腐殖化,土壤微生物活动大幅减弱[38]。有研究发现,紫云英翻压后的10 d内,土壤Eh平均下降32.76～57.26 mV[39],土壤中的还原物质总量显著高于未翻压区[37];因此,有研究甚至提出应在翻压绿肥15～20 d后进行作物移栽,以避免还原性物质对作物的毒害[40]。本研究发现,翻压后的第1天,GM0HL处理的土壤Eh显著高于GM处理。在翻压后的第6天,随着石灰的加入,GM5HL和GM5LL处理的土壤Eh值显著高于GM处理。这表明石灰的加入中和了土壤中存在的还原性物质,这一趋势在石灰添加后的当天非常明显,但随后添加了石灰的各处理的土壤Eh逐渐趋同,直到翻压12 d后,GM0HL、GM5HL、GH5LL处理的土壤Eh显著高于GM处理,各处理间逐渐拉开差距,说明土壤pH值的升高有助于改善紫云英翻压后的还原性氛围。

针对水稻DCB-Fe含量的分析表明,石灰的加入显著降低了分蘖期的根表铁膜Fe含量和铁膜厚度,但只有常量施用石灰的处理(GM0HL和GM5HL)成熟期根表铁膜的Fe含量显著低于CK。在不同的生育阶段,GM处理的DCB-Fe含量与CK始终没有显著差异。这表明,虽然紫云英的翻压腐解在前期会对土壤Eh产生影响,但这种影响是短暂的,随着紫云英快速腐解期的结束,即使在较低的Eh环境下,紫云英翻压也没有对分蘖期和成熟期的水稻根表铁膜厚度产生显著影响。一般认为,强烈的还原性氛围将刺激水稻根系充分泌氧,刺激根表铁膜的形成,从而减轻还原态离子对植物的毒害作用[34]。在本研究中,向盆栽中添加石灰调节土壤的还原性氛围,提高了紫云英翻压后土壤的Eh,土壤中部分还原态的Fe2+转化为Fe3+。相较于Fe2+,Fe3+活性较低,易被土壤颗粒吸附,在根际土壤中的移动性和迁移能力也更弱[41];因此,相较于GM处理,添加了石灰的处理中水稻根系DCB-Fe含量明显下降。

铁氧化物为两性胶体,可以吸附大量的Cd2+离子。当根表铁氧化物数量未达到饱和量前,根表铁膜能促进水稻对Cd的吸收;当水稻根系被铁膜完全包被后,即使铁膜进一步增厚,根系与铁膜界面的接触面也不再发生变化,吸附在铁膜外的Cd2+需要经过解吸和跨越铁膜运输才能达到根表,因而会抑制水稻对Cd吸收。这正是部分研究发现铁膜含量对Cd吸收存在拐点的原因[21]。本研究中,石灰的加入减少了根表铁膜的生成,因而根表铁膜Fe含量不再成为影响水稻Cd吸收的主要因子。

3.3 紫云英配合调酸材料对水稻Cd吸收的影响

大量研究表明,土壤Eh会显著影响土壤中Cd的形态[42]:当土壤Eh降低时,土壤中的硫元素还原成S2-,从而与Cd2+形成难以被作物吸收利用的CdS沉淀;而当Eh升高时,难溶性的CdS沉淀会发生氧化分解,Cd的迁移性和生物有效性将得到提升[43]。土壤pH直接影响土壤颗粒表面的电荷性质,从而改变土壤对Cd的吸附能力和Cd的形态[44],在较高的pH值下,土壤中的OH-可能与土壤中的Cd2+结合形成更难以被作物吸收利用的氢氧化物或碳酸盐结合态沉淀[45-46]。

本研究中,翻压紫云英后土壤Eh显著低于CK,但添加石灰处理后,土壤Eh显著高于单纯紫云英翻压的处理。这也就意味着,在紫云英快速腐解阶段,土壤中Cd的活性呈现为CK处理最高,而其他添加了石灰的处理较低的状态,单一因子已经不足以解释糙米Cd含量的变化趋势。为了解水稻DCB-Fe、DCB-Cd含量以及紫云英腐解过程中土壤Eh、pH、有机质含量对糙米中Cd的影响,本文对其进行相关性分析和主成分分析,结果显示,PCA1是与土壤pH密切相关的因子,PCA2是与土壤有机质含量有关的因子。综合本文研究结果推测,紫云英翻压以及石灰等调酸剂的使用,一方面通过影响土壤pH,进而影响水稻根表铁膜的形成;另一方面,紫云英的腐解在早期降低了土壤Eh,在后期随着秸秆腐殖化增加了土壤有机质,降低土壤中Cd的有效性。上述两方面共同作用,抑制水稻对Cd的吸收。

综上,在紫云英翻压后5 d减半量施用石灰,有助于维持根系周边较强的还原性氛围,促进根表铁膜的生成,提高土壤pH值和有机质含量,在多因素的共同作用下有效实现降低糙米Cd含量的效果。通过减少石灰的用量,既节约了资源,又降低了Cd污染耕地的治理成本。