我国土壤环境状况总体不容乐观,土壤重金属污染较为严重,耕地土壤环境质量令人堪忧. 全国土壤总的超标率为16.1%,其中Cd的污染最为严重,超标率为7.0%[1]. 土壤中Cd通过作物吸收转运,积累在可食部位,且通过食物链的传递,危害人和动物健康[2~5]. 水稻(Oryza sativa L.)是世界上最主要的粮食作物之一,也是一种富集Cd的农作物,Cd易于在水稻籽粒中累积[6]. 因此控制土壤中的Cd向水稻迁移是一个急需解决的环境问题.
为了降低水稻对土壤Cd的吸收,当前研究多从以下两个方面考虑:一是将土壤中的Cd“钝化”,降低Cd的生物有效性,减少水稻对Cd的吸收累积[7~10],但其钝化效果的长久性尚待研究,且长久的施用钝化剂也可能降低土壤质量; 二是利用工程措施[11]或植物修复[12]将土壤中Cd去除,但工程措施费用高、 技术难度高,并可能对土壤性质造成破坏. 植物修复受到生物量小、 修复时间长等条件限制,且造成农田长期撂荒. 农艺调控措施以其简单可行、 经济成本低、 操作简单、 无二次污染成为目前农田土壤重金属污染修复研究的趋势.
近年来,一系列的农艺措施被用于修复土壤中Cd,如轮作、 间作、 套种、 水分管理措施等[13~15]. 于玲玲等[14]研究发现油菜-水稻轮作可有效降低油菜和糙米中Cd的含量. 王吉秀等[16]研究表明玉米和油毛菜间作能使玉米中Cd含量降低72.9%. 还有研究指出,淹水灌溉使土壤形成还原状态,可以有效控制土壤Cd向糙米中迁移[17~19]. 刘昭兵等[20]研究表明,水稻在分蘖期晒田比乳熟期晒田更能吸收土壤中Cd. Arao等[21]研究发现,水稻抽穗期前3周进行淹水可有效降低糙米中Cd的含量. 这些研究都是针对水稻分蘖期或乳熟期进行水分调控,而鲜有研究对灌浆期前后采取不同水分管理模式来比较水稻吸收Cd的影响. 土壤氧化还原电位(Eh)作为土壤环境条件的一个综合指标,表征土壤氧化性或还原性的相对程度[22]. 不同水分管理对土壤Eh值影响较大,淹水时土壤Eh值较低,土壤处于还原状况; 湿润时土壤Eh值较高,土壤处于氧化状况. 目前对水稻生育期不同水分管理下土壤Eh值进行长期监控的报道较少,受研究方法的限制,还没有统一的结论.
本研究通过水稻盆栽试验,采用4种不同水分管理模式,即水稻全生育期湿润灌溉(M)、 灌浆期湿润和灌浆期后淹水灌溉(M-F)、 灌浆期淹水和灌浆后湿润灌溉(F-M)、 全生育期淹水灌溉(F),对水稻不同时期(分蘖盛期、 灌浆期和成熟期)的土壤氧化还原电位Eh值和水稻各部位Cd累积量进行分析,来研究不同水分管理模式对水稻吸收土壤Cd的影响,以期为控制稻田系统Cd的迁移转运提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验材料土壤采自湖南省长沙市宁乡县双江口镇 (28°27.716'N,113°16.356'E,红壤,0~20 cm),其理化性质见表 1. 将风干的土样过2 mm筛,采用内径300 mm,高240 mm的塑料盆,每盆装土5 kg,添加外源Cd(CdCl2·2.5H2O)使之达到Cd含量5mg·kg-1水平(重度污染),保持田间最大持水率的70%. 为保证盆内土壤Cd含量分布均匀,每隔3d搅拌一次. 在水稻幼苗移栽前一周,土壤中加入K2CO3 (按K2O计) 0.2 g·kg-1,(NH4)3PO4(按P2O5计)0.21 g·kg-1,尿素0.28 g·kg-1作为基肥,并与土壤混合均匀.
1.2 盆栽试验设计
盆栽试验在中南林业科技大学生命科学大楼 3楼露天试验天台进行. 水稻品种为威优46,属于杂交晚籼稻,由湖南湘潭市兴农种业公司提供. 水稻种子用30% H2O2消毒15 min后,用去离子水洗净,在温室置于潮湿的纱布内培养发芽至1 cm左右,播种于未受污染的大田. 2015年7月28日选择长势均匀一致的秧苗移栽进行盆栽试验. 在水稻生育期共设计4种不同水分管理方式:全生育期湿润灌溉(M),在水稻整个生育期使盆内表土以上无明显水层; 灌浆期前湿润灌溉+灌浆期后淹水灌溉(M-F),水稻在灌浆期前保持表土无明显水层,从灌浆期后(48 d)淹水灌溉,表土以上保持3.0 cm左右的水层; 灌浆期前淹水灌溉+灌浆期后湿润灌溉(F-M),灌浆期前淹水灌溉,表土以上保持3.0 cm左右的水层,从灌浆开始后保持表土无明显水层; 全生育期淹水灌溉(F),在水稻整个生育期使盆内表土以上保持3.0 cm左右的水层. 每个处理重复3次,共36盆. 水稻采用随机区组排列的方式于露天栽培,其他农艺措施与当地传统模式保持一致. 为保证幼苗生长,移栽后进行正常的淹水灌溉,16 d(从插秧计算)开始进行水分管理,每隔7 d测定一次土壤氧化还原电位(Eh),直至水稻成熟,共10次.
分别在分蘖盛期(插秧34 d),灌浆期(插秧64 d),成熟期(插秧96 d)进行水稻植株、 土壤采样分析.
1.3 样品采集和前期处理将取回的土壤样品自然风干,去除杂质,用非金属器具磨碎分别过10目和100目尼龙筛,保存待测; 水稻样品用自来水和超纯水洗净,晾干后放入烘箱,105℃杀青30 min,70℃烘干至恒重,烘干后的稻谷经小型脱壳机将壳和米分开,并分别记录根、 茎叶、 谷壳和糙米干重,所有样品粉碎并用密封袋保存待测.
1.4 分析方法土壤Eh值测定采用Eh计(SX712,上海仪电科学仪器股份有限公司)原位测定的方法进行,将Eh电极插入土壤表层以下3~5 cm,待读数稳定后记录Eh值; 土壤pH值用酸度计(PHS-3C,雷磁)测定; 土壤有机质用重铬酸钾氧化-比色法测定[23]; 土壤阳离子交换量用氯化钡-硫酸强迫交换法测定[23]; 土壤Cd交换态用1mol·L-1 MgCl2提取[24]; 土壤Cd总量用王水-高氯酸消解[23]; 水稻样品中重金属(Cd)采用干灰化法消解(GB/T 5009-2003). 溶液中Cd浓度用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES 6300,Thermo)测定. 所有样品分析过程中以国家物质土壤[GBW(E)-070009]和湖南大米[GBW 10045(GSB-23)]进行质量控制分析,Cd的回收率分别为94.5%~98.6%和97.2%~102.3%,同时做空白试验.
1.5 数据处理水稻地下部分向地上部分转移Cd的能力用转运系数(TF)[25]表示.
$TF = \frac{{{C_i}}}{{{C_r}}}$ |
式中,Ci代表地上部分Cd含量(mg·kg-1),Cr代表根系Cd含量(mg·kg-1).
水稻地下部分和地上部分Cd累积量用(BA)[26](mg·株-1)表示.
$BA = \sum {{C_i} \times {B_i}} $ |
式中,Ci分别代表根、 茎叶、 谷壳、 糙米Cd含量(mg·kg-1),Bi代表根、 茎叶、 谷壳、 糙米生物量(kg·株-1)
采用Office 2010、 SPSS15.0和Origin 8.5 软件进行数据处理及绘图,多重比较结果均在 P<0.05 水平下进行统计分析.
2 结果与分析 2.1 不同水分管理模式下水稻根际土壤Eh值的变化4种水分管理模式对土壤Eh值影响显著(图 1). 在水稻全生育期中,M处理和F处理的土壤Eh值变化不大,M处理土壤Eh值最高,数值在34.1~169.2 mV之间,土壤处于氧化状态; F处理土壤Eh值最低,数值在-64.4~-141.5 mV之间,土壤处于还原状态. M-F处理在灌浆期开始后(48 d)土壤Eh值迅速降低,比灌浆期前下降85.4%,土壤由氧化状态转变为还原状态; F-M处理在灌浆期开始后,土壤Eh值明显上升,比灌浆期前上升82.0%,土壤由还原状态转变为氧化状态.
土壤中的交换态Cd活性较高,迁移能力较强,容易被作物吸收和累积[27]. 曾卉等[27]研究表明,土壤交换态Cd提取量可以作为土壤中Cd生物有效性评价指标之一. 不同生育期土壤中Cd交换态含量如表 2所示. 在水稻全生育期中,4种水分管理模式下土壤Cd交换态含量变化不显著. 分蘖盛期(34 d),M处理和M-F处理下土壤Cd交换态含量比F-M和F处理略微升高. 总体而言,土壤Cd交换态含量会随着时间的推移而逐渐降低.
2.3 不同水分管理模式对水稻生物量影响
表 3是不同水分管理模式下水稻在不同生育期的生物量. 分蘖盛期,M处理的水稻根系、 茎叶的生物量与M-F处理相近; F-M处理的水稻根系、 茎叶的生物量与F处理相近. 同时,M、 M-F处理的水稻根、 茎叶的生物量显著高于F-M、 F处理. 灌浆期,4种水分管理模式的水稻根系和谷壳的生物量无明显变化,而M处理糙米产量明显低于其他3种水分管理模式,仅为4.1 g·株-1. 成熟期,4种水分管理模式的水稻根系生物量无明显变化,水稻谷壳和糙米的生物量的大小顺序为:M-F>F-M>F>M,而M-F处理的糙米生物量显著高于其他处理,差异显著(P<0.05).
2.4 不同水分管理模式对水稻各部位 Cd含量和累积量的影响
4种水分管理模式在不同生育期对水稻各部位Cd含量的影响具有显著差异(P<0.05,图 2). 在分蘖盛期(34 d),4种水分管理之间的根中Cd的含量无明显差异. M和M-F处理下,水稻茎叶中Cd的含量明显高于F-M和F处理,且存在显著差异(P<0.05). 在灌浆期(64 d),4种水分管理模式下茎叶、 谷壳和糙米Cd的含量变化规律一致.M处理下水稻茎叶、 谷壳和糙米Cd的含量均最大,且M处理与各处理之间均存在显著差异(P<0.05),而4种水分管理下根中Cd含量不存在差异性. M处理下糙米Cd含量为3.21mg·kg-1; 与M处理相比,F-M、 M-F和F处理下糙米Cd含量分别降低了52.3%、 88.5%、 84.1%,差异性显著(P<0.05). 在成熟期(96 d),4种水分管理模式下水稻各部位(根系、 茎叶、 谷壳和糙米)Cd的含量大小顺序均为:M>F-M>M-F>F,M处理与各处理之间均存在显著差异(P<0.05),糙米Cd含量最大,达到3.27mg·kg-1,分别为F-M、 M-F和F处理下糙米Cd含量的1.0、 16.4、 32.7倍. M-F和F处理下,糙米中Cd含量分别为0.19mg·kg-1和0.10mg·kg-1,均低于国家食品中污染物限量标准0.2mg·kg-1的限制.
图 3是4种水分管理对不同生育期水稻地下部分和地上部分Cd累积量的影响. 在分蘖盛期,4种水分管理的水稻地下部分和地上部分Cd累积量无明显差异. 在灌浆期,水稻地上部分Cd累积量显著增大,但地下部分变化不显著,4种水分管理下水稻地上部Cd累积量大小顺序为:BAM>BAF-M>BAM-F>BAF,M处理与各处理之间均存在显著差异(P<0.05). 在成熟期,水稻地上部分Cd的累积量继续增大,且地下部分也出现增大的趋势,其中M处理Cd在地上部分的Cd累积量达到0.49 mg·株-1,F-M、 M-F、 F处理分别为 0.07、 0.04、 0.02 mg·株-1,差异性显著(P<0.05). 显然,水稻灌浆期开始后,淹水处理可降低水稻植株Cd的累积量.
水稻中Cd从地下部转运到地上部的过程是水稻根系吸收的Cd经过水稻木质部运输到水稻地上部位[28]. 转运系数TF(translocation factor)指水稻后一部位中Cd含量与前一部位中Cd含量的比值; 转运系数越大,则表明该部位对Cd的转运能力越强[29]. 表 4是不同水分管理模式对水稻中Cd从地下部转运到地上部的影响. 在分蘖盛期,4种水分管理模式的水稻中Cd的转运系数大小无显著性差异(P>0.05). 在灌浆期和成熟期,4种水分管理模式对水稻中Cd的转运系数均有显著影响(P<0.05),水稻中Cd从地下部位到地上部位的转运系数大小顺序为:TFM>TFF-M>TFM-F>TFF. 在灌浆期,F-M、 M-F、 F处理与M处理相比,水稻中Cd转运系数分别降低了7.8%、 72.5%、 94.1%. 在成熟期,F-M、 M-F、 F处理与M处理水稻中Cd转运系数分别降低了33.3%、 50.0%、 83.3%. 显然,水稻全生育期阶段,F处理能有效阻止水稻中Cd从地下部位转运到地上部位.
3 讨论 3.1 土壤Eh值与土壤Cd生物有效的关系
不同水分管理模式会直接影响土壤的Eh值,进而影响土壤Cd的生物有效性[30]. 为研究土壤Eh值与土壤Cd交换态关系,分别对其做相关分析. 结果表明,土壤Eh值与土壤Cd交换态含量之间存在显著的多项式函数关系(图 4),相关系数R2=0.452(n=12,R0.052=0.332,R0.012=0.501). 土壤Eh为负值时,土壤Cd交换态含量与土壤Eh值之间呈现正相关关系; 土壤Eh为正值时,土壤Cd交换态含量与土壤Eh值之间呈现负相关关系. 有研究表明[19, 20],土壤Eh为正值时,可使土壤有效态Cd含量提高. 这一结论与本研究结果不一致. 这可能是因为上述报道中进行Cd交换态的提取是采用新鲜土,而本研究采用的是风干后的土壤. 相关学者认为[31~33],淹水土壤样品在风干过程中,改变了土壤Cd的各形态分配系数,使土壤Cd的生物有效性升高. 因此,分析土壤中Cd的生物有效性时,建议采用新鲜土壤.
本研究表明,土壤Eh值与水稻地下部和地上部Cd累积量均存在极显著正指数关系(图 5),相关系数R地下部Cd2=0.956,R地上部Cd2=0.971(n=12,R0.012=0.501). 土壤Eh值为负值时,土壤处于还原状态,水稻地下部和地上部Cd累积量都很低,变化幅度不大; 当土壤Eh值在0~200 mV时,水稻地下部和地上部Cd累积量呈现明显上升的趋势. 这可能是因为土壤在淹水条件时,土壤中还原细菌[34, 35]将硫酸盐还原成硫化物或S2-,与Cd2+形成CdS沉淀[36]; 淹水后晶型氧化铁不仅吸附Cd,也可促进土壤有机质固定Cd,使交换态Cd向有机结合态转化[37],降低水稻地上部位对Cd的吸收. 土壤在湿润条件时,土壤中Cd更容易由稳定态转化为水溶态和交换态[38],促进水稻地上部位对Cd的吸收. Honma等[39]认为,土壤Eh值为负值时,土壤溶液中只能检测到少量的溶解性Cd. Reddy等[40]认为,随着Eh值增大,水稻吸收Cd的总量和地上部Cd含量也会增加. 这与本研究的结果相一致. 另外,当土壤Eh值在75~125 mV时,水稻地下部Cd累积量急剧上升; 当Eh值在50~125 mV时,地上部Cd累积量急剧上升. 这说明,土壤Eh值为50~75 mV可能是水稻急剧积累Cd的阈值范围,将土壤Eh值控制在50 mV以下,能大量减少水稻植株对Cd的吸收累积.
4种水分管理模式下水稻中Cd转运系数大小顺序为:TFM>TFF-M >TFM-F>TFF (表 4). 为研究土壤Eh值与水稻中Cd转运系数的关系,分别对其做相关分析. 结果表明,土壤Eh值与水稻中Cd转运系数存在极显著正指数关系(图 6),相关系数R2=0.895 (n=12,R0.012=0.501). 土壤Eh值为负值时,水稻中Cd转运系数较小,转运能力较差. 随着土壤Eh值增大,特别是当Eh值超过50 mV时,水稻中Cd转运能力迅速增强. 显然,淹水处理降低土壤Eh值,可显著降低水稻中Cd转运系数.
本研究中土壤Eh值对水稻糙米Cd含量和水稻产量具有显著影响,且土壤Eh值与水稻糙米中Cd含量呈极显著正指数相关关系(图 7),相关系数R2=0.997(n=4,R0.012=0.990). 土壤Eh值在-160~-130 mV范围时,水稻糙米中Cd含量变化在0.10~0.19mg·kg-1之间,达到国家食品污染物限量<0.2mg·kg-1的标准(GB 2762-2012),水稻产量相比于更高的土壤Eh值时维持较高水平,为15.8~17.8 g·株-1. 结果表明,土壤Eh值控制在-160~-130 mV,水稻糙米Cd含量可以保持较低水平,且水稻产量保持较高水平.
(1) 不同水分管理模式的水稻地上部Cd累积量和水稻中Cd转运系数的大小关系均为:M>F-M>M-F>F. 与M处理相比,F-M、 M-F、 F处理的水稻地上部Cd累积量分别降低了85.7%、 91.8%、 95.9%; F-M、 M-F、 F处理的水稻中Cd转运系数分别降低了33.3%、 50.0%、 83.3%.
(2) 土壤Eh值为50~75 mV可能是水稻急剧积累Cd的阈值范围,通过水分管理将土壤Eh值控制在50 mV以下,能大量减少对水稻Cd的吸收累积.
(3) 土壤Eh值控制在-160~-130 mV时,水稻糙米中Cd含量变化在0.10~0.19mg·kg-1范围,达到国家食品污染物限量<0.2mg·kg-1的标准(GB 2762-2012),且保持较高水稻产量. 因此,建议在水稻种植过程中采用M-F处理作为水分管理模式.
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