2018, Vol. 39
2. 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400716
2. Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment, Chongqing 400716, China
镉是土壤环境中迁移性和生物毒性最强的重金属元素之一[1]. 2014年公布的《全国土壤污染状况调查公报》显示, 我国农田土壤镉(Cd)的点位超标率达7%[2], 成为一个严峻的土壤环境问题.土壤中镉过量不仅会引起土壤微生物和酶活性的变化, 影响植物对必需营养元素的吸收等生理过程, 还可在农产品中累积, 通过食物链的传递作用对人体健康构成严重威胁.水稻是我国主要的粮食作物之一, 也是对镉富集能力较强的农作物之一[3].研究土壤-水稻系统中镉的迁移转化过程及其影响因素对修复治理镉污染农田, 保障稻米质量安全具有十分重要意义.
土壤有机质是土壤的重要组成成分, 也是影响重金属迁移转化和植物吸收的重要因素之一[4].土壤有机质是一个复杂的、非均质的混合体, 其对重金属生物有效性的影响不仅与其在土壤中的含量有关, 更与其组成有关[5].关于土壤有机质组分对重金属有效性影响的研究集中在通过化学提取剂分离的溶解性有机质和腐殖质等上, 但化学方法对土壤有机质原状结构的破坏作用, 使所得结果不能反映土壤有机碳库真正的形态和有机组分的作用[6].由于土壤有机质90%以上是与土壤颗粒结合的, 近年来, 愈来愈多研究采用颗粒分组的方法来研究土壤有机质的作用和功能[7].颗粒有机质(POM)为与粒径大于0.053 mm土壤矿质颗粒结合的有机质, 是动植物残体向土壤腐殖质转化的活性中间产物, 周转快, 与微生物生长营养供给密切相关, 可有效反映有机质特性, 在土壤碳和养分循环中起重要作用[8].有研究表明, POM对土壤重金属也具有明显的富集作用[9].如在某一铜污染葡萄园土壤中Cu倾向积聚于POM中[10], 在某一铁矿石堆放点土壤POM中的Zn和Cu占土壤总Zn、总Cu的比例分别为12.2%~31.7%和15.8%~41.2%[11], 浙江23个非污染土壤中POM对Cd的富集系数为3.8~12.3[12].关于POM对土壤重金属的迁移转化影响也有一些报道, Mohamed等[13]的研究发现重金属污染的农田土壤中加入水稻秸秆、植物堆肥和猪粪后, 土壤中交换态Cu和Cd含量降低, 有机结合态和残渣态Cu和Cd含量增加, 且与POM结合的Cu和Cd含量增加.但目前关于POM对水稻土镉的有效性及水稻镉吸收影响的效果和机制鲜见报道.本研究采用盆栽试验, 通过添加不同水平POM, 分析紫色水稻土POM对镉的富集特征及其对水稻生长、镉吸收的影响, 以期为明确土壤中有机质与镉的相互作用提供依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料水稻：品种为Y两优(Oryza sativa L.var. Y liangyou).
试验土壤：侏罗系沙溪庙组紫色砂泥岩母质发育的灰棕紫泥水稻土, 采自重庆市北碚区西南大学试验农场0~20 cm土层, 土壤样品经风干去除杂物后混匀磨碎, 过2 mm尼龙筛.土壤有机质含量为16.69 g·kg-1, pH值为6.33, Cd含量为0.14 mg·kg-1.试验室制备污染土壤, 土壤Cd添加量为1.5 mg·kg-1, 以CdCl2溶液形式加入, 陈化1个月备用.
颗粒有机质：分离自试验用土壤, 其有机碳含量为180.65 g·kg-1, Cd含量为0.56 mg·kg-1.参照Balabane等[14]的方法分离.取风干未磨碎的土壤样品100 g置于500 mL塑料瓶中, 加300 mL去离子水和若干玻璃珠, 在摇床中于25℃, 220 r·min-1条件下振荡30h进行机械分散, 然后用团聚体分析仪振荡30 min, 将0.053~2.0 mm部分分离出来, 用去离子水反复悬浮将POM分离出来, 于55℃下烘干并称重, 磨细过0.15 mm筛备用.
1.2 试验方法盆栽试验于2016年4~8月在西南大学温室进行.每盆装污染土壤4 kg, 装盆前施入化肥和分离出的POM, 充分混匀, 用去离子水淹水至3~5 cm, 平衡1周后于2016年5月8日插秧, 每盆1株.化肥氮磷钾分别以尿素、磷酸二氢铵、氯化钾施入, 其中N 0.24 g·kg-1, P2O5 0.18 g·kg-1, K2O 0.12 g·kg-1. POM的添加量以其含碳量计, 设0.5、1.0和2.5 g·kg-1这3个水平, 分别记为C0.5、C1.0和C2.5, 以不添加POM为对照(记为CK), 共4个处理, 每处理重复3次, 随机排列, 水稻生长期间保持淹水3~5 cm, 每周随机更换盆栽位置.
2016年8月26日收获, 将水稻植株分为根、茎叶和籽粒3部分, 用去离子水洗净, 根部用0.2% EDTA浸泡2 h后用去离子水洗净, 105℃杀青30 min, 70℃烘干至恒重、称量.水稻各部分用粉碎机粉碎供植株Cd含量分析用; 同时采集土壤样品, 一部分用于DOC含量测定, 另一部分样品风干, 供POM分离及土壤、POM中的有机碳和镉含量测定.
水稻植株Cd含量用HNO3+HClO4消解, 土壤和POM中Cd含量用HNO3+HClO4+HCl消解, 有效态Cd含量用1 mol·L-1NH4OAC浸提(土液比1:10), 消解液和浸提液中的Cd含量用原子吸收分光光度计测定(TAS-990).水稻收获后土壤鲜样加去离子水(土水比1:2)于180 r·min-1振荡2 h, 离心过滤得上清液, 用碳氮分析仪测定DOC含量(multiN/C 2100 TOC).土壤和POM中有机碳含量用重铬酸钾容量法测定, 具体方法参照文献[15].采用空白试验、平行样和标准物质[标准土壤样品GBW07428 (GSS-14)、标准植物样品GBW10046(GSB-24)]测定进行质量控制, 土壤和植物标准样品Cd的平均含量分别为0.191 mg·kg-1和0.020 mg·kg-1, 在其标准值的范围内.
1.3 数据统计与分析采用Excel 2010进行数据处理, SPSS 21.0进行单因素方差分析、相关分析, Duncan法进行多重比较(P < 0.05), Sigmaplot 12.5进行数据分析作图.
2 结果与讨论 2.1 POM添加量对紫色水稻土SOC、DOC和POM-C含量的影响由表 1可知, 土壤SOC(总有机碳)和DOC(可溶性有机碳)含量均随POM用量增大而增加.与对照相比, C0.5、C1.0和C2.5处理SOC含量分别提高了4%、8%和19%, 其中C2.5处理提高幅度达显著水平(P < 0.05), 这是由于外源有机物料施入可提高土壤SOC含量[16], 添加POM向土壤引入新的碳源, 提高了土壤SOC含量.添加POM使DOC含量显著提高, 但不同POM添加量间DOC含量差异不显著.土壤中DOM组分含量受外源输入、土壤生物耗损及微生物转化作用的影响, 施入有机物料是增加土壤DOM的重要途径[17]. POM主要是由动植物残体、残根、真菌菌丝、孢子和动物粪便等组成[18], 与其他有机物料类似, 被分解形成小分子有机酸等物质, 使土壤DOC含量提高.
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表 1 添加POM对土壤SOC、DOC、POM含量的影响1) Table 1 Contents of SOC, DOC, POM, and POM-C in purplepaddy soil as affected by POM addition |
与SOC和DOC不同的是, 与对照相比, 紫色水稻土POM含量在POM添加量为0.5 g·kg-1和1.0 g·kg-1时显著降低, 降低幅度为25%和22%, 在POM添加量为2.5 g·kg-1时显著提高, 提高幅度为24%, 表明外源POM添加量达一定量时才能显著提高土壤POM含量. POM是土壤有机质分解过程中间产物, 施入土壤后, 一方面通过矿化分解为CO2和水, 另一方面通过腐殖化形成更稳定的POM.当POM添加量较少时, 加入土壤的POM激发了土壤中微生物活性, 促进了POM的降解, 使土壤POM含量降低, 当POM添加量达到一定量时, POM添加量大于分解量, 使土壤中POM含量总体提高.
土壤POM-C含量为POM中有机碳含量, POM-C总量为土壤中POM含量与POM中有机碳含量的乘积[19].添加POM显著提高了土壤POM-C含量, 与对照相比, C0.5、C1.0和C2.5处理POM-C含量分别提高了11%、24%和36%, 表明土壤POM-C含量随POM添加量的增大而显著增加.作为有机质分解的中间产物, POM施入土壤后可通过化学反应或酶促反应进行聚合和缩合形成难分解的大分子, 或与黏土矿物进行非酶促反应形成更为复杂更难分解的有机大分子, 使有机碳在POM中累积富集, 从而提高了土壤POM-C含量[20].与对照相比, C0.5处理POM-C总量和贡献率分别降低了13%和17%, C1.0处理POM-C总量和对土壤总有机碳的贡献率差异不显著, 而C2.5处理则提高了68%和41%, 这与外源POM引起的土壤POM含量变化有关.
2.2 POM添加量对土壤POM-Cd含量及有效Cd含量的影响土壤POM-Cd含量为POM中Cd含量, POM-Cd总量为土壤中POM含量与POM中Cd含量的乘积[19].从表 2看出, 添加POM显著提高了土壤中POM-Cd含量(POM中Cd含量), 与对照相比, C0.5、C1.0和C2.5处理POM-Cd含量分别提高了3%、11%和21%, 表现出随POM添加量增大POM-Cd含量提高的趋势. POM中重金属含量与土壤重金属总量的比值表示重金属在POM的富集情况, 若比值大于1, 表示重金属在POM中富集[21]. POM对Cd的富集系数为6.75~8.14, 这与Balabane等[22]报道的POM对Cd的富集系数为5~11基本一致.随着POM用量增大POM对Cd的富集系数显著提高. POM-Cd对土壤总Cd的贡献率为8.85%~16.01%, 低于Wiatrowska等[23]的研究结果(最大贡献率为45.30%). C0.5和C1.0处理使POM-Cd的总量分别降低21%和9%, C2.5处理则提高了49%, POM-Cd对土壤总Cd的贡献率与土壤POM-Cd总量变化趋势一致, 同样是由于C0.5和C1.0处理土壤POM含量低于对照, 而C2.5处理土壤POM含量及POM-Cd含量高于对照引起.
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表 2 添加POM对POM富集Cd的影响1) Table 2 Enrichment characteristics of Cd in POM as affected by POM addition |
为明确POM对Cd的富集作用机制, 将土壤POM-Cd含量和总量与土壤SOC、POM-C含量和总量进行相关分析.结果表明, 土壤POM-Cd含量与土壤SOC、DOC、POM-C含量和总量呈显著正相关关系, 土壤POM-Cd总量与土壤SOC、POM-C含量和总量及POM-Cd含量呈显著正相关关系(表 3).有研究表明, 土壤有机质中含有羧基、羟基、酚羟基等对Cd有螯合功能的基团[24], 固体核磁共振分析表明POM中的碳主要有烷基碳、羧基碳、芳香烃碳等[25], 添加POM提高了土壤SOC和POM-C含量, 促进了POM与土壤的Cd形成络合物, 提高了土壤POM-Cd含量. POM施入土壤后分解成具有较大比表面积的有机质, 产生新的金属结合位点, 通过吸附作用富集土壤中Cd.此外, POM水合反应能力强, 可作为土壤溶液的泵, 促进固液中交换, 在改变土壤干湿循环同时使Cd在POM中沉积, 最终提高了土壤POM-Cd总量.由表 3中相关系数可知, 土壤POM-C含量是影响土壤POM-Cd含量的主要因素, 土壤POM-C总量是影响土壤POM-Cd总量的主要因素.
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表 3 土壤POM-Cd含量与土壤有机碳、POM-C含量相关性分析1) Table 3 Correlation between the content of soil available Cd and the content of SOC, DOC, POM-C, and POM-Cd |
土壤重金属有效量指示土壤中重金属可被水稻吸收利用的程度. 图 1可看出, 添加POM显著提高了土壤中有效镉的含量, C0.5、C1.0和C2.5处理土壤有效镉含量较对照分别提高了48%、40%和29%, 表现出随POM添加量的提高有效镉含量降低的趋势.表明添加POM可提高土壤中镉的生物可利用性, 但随着POM添加量Cd的生物可利用性增加程度降低. POM不稳定易分解, 在分解过程中产生DOC可提高土壤Cd活性, POM又可通过其—RCOOH和—ROH等基团的外层吸附土壤或溶液中的Cd[26], 降低Cd的生物可利用性.由表 1可知, 添加POM显著提高土壤DOC含量, 导致土壤有效Cd含量升高, 而随POM添加量提高有效Cd降低与其引起的土壤POM数量增多、吸附作用增强有关.
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不同小写字母表示土壤有效 Cd含量在0.05水平上差异显著袁 下同 图 1 添加POM对土壤有效镉含量的影响 Fig. 1 Available Cd contents in soil as affected by POM addition |
为进一步明确POM及其富集的Cd对土壤有效Cd的影响, 将土壤有效Cd含量与SOC、DOC、POM-C、POM-Cd含量及总量进行相关分析.结果表明, 土壤有效Cd含量与土壤SOC、POM-C、POM-Cd含量及总量无显著关系, 但与DOC含量呈显著正相关关系(表 3).这是由于DOC中含有羧基、羟基、巯基等多种可与土壤Cd发生配位和络合反应的官能团, 使DOC成为Cd迁移活化的“载体”[27], 可促进土壤Cd的活化.添加POM可提高土壤DOC含量, 活化的Cd与DOC形成水溶性络合物, 提高了有效镉含量.
2.3 POM添加量对水稻植株生物量的影响从图 2看出, 添加POM影响水稻植株生物量.与对照相比, C0.5、C1.0和C2.5处理水稻根生物量分别提高了34%, 48%和49%;茎叶生物量在C0.5和C1.0处理时与对照无显著差异, C2.5处理则提高了14%;水稻籽粒生物量在C0.5处理变化不显著, C1.0和C2.5处理分别提高了13%和12%.表明POM添加量达到一定量(2.5 g·kg-1)时可显著提高水稻茎叶和籽粒生物量. POM与微生物生长、营养供给密切相关, 在土壤碳和养分循环中起重要作用, 添加POM可为水稻生长提供营养物质, 促进水稻的生长, 导致水稻生物量增加.
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图 2 添加POM对水稻各部位生物量的影响 Fig. 2 Dry weight of rice root, straw and grain as affected by POM addition |
水稻各部位Cd含量表现为根>茎叶>籽粒, 这与Cd在植物代谢旺盛器官含量较高, 营养储存器官含量较低的分布规律一致, 辜娇峰等也得出类似的结果[28].尽管本研究土壤Cd的添加量在1.5 g·kg-1以上, 但稻米中的Cd含量仍未超过国家规定的稻米中Cd含量的限量标准(0.2 mg·kg-1, GB 2762-2017)[29], 冯莲莲等[30]在Cd-Pb严重污染土壤种植7个品种的水稻, 其稻米Cd含量也低于国家现有的限量标准.稻米Cd的富集系数(稻米与土壤的Cd含量比值)在0.027~0.050 6之间, 在张红振等[31]报道的稻米Cd富集系数范围内(0.014~1.470).与对照相比, C0.5、C1.0和C2.5处理水稻根的镉含量较对照分别降低24%、38%和42%(图 3), 表明添加POM可显著降低水稻根中Cd含量, 且随着POM用量愈大, 水稻根中Cd含量降低幅度愈大; C0.5和C1.0处理使水稻茎叶中Cd含量分别提高28%和9%, C2.5处理水稻茎叶中镉含量差异不显著, 表明水稻茎叶中Cd含量的提高幅度随POM添加量的增大而降低, 仅在添加量小于1.0 g·kg-1时才可提高水稻茎叶中镉含量; 水稻籽粒中Cd含量C0.5和C1.0处理分别降低36%和17%, 而C2.5处理提高了39%, 表明POM添加量小于或等于1.0 g·kg-1可降低水稻籽粒Cd含量, 2.5 g·kg-1可提高水稻籽粒Cd含量.
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图 3 添加POM对水稻各部位Cd含量的影响 Fig. 3 Cd concentrations in the roots, straw, and grains of rice shoot as affected by POM contents |
从表 4可知, Cd在水稻各部位的累积量表现为茎叶>根>籽粒.目前关于有机物料对植物Cd吸收和累积的影响存在两种不同的结果.一些研究认为添加有机物降低了土壤Cd的有效量, 从而降低植物对Cd的吸收[32], 而另有研究则发现, 有机质能活化土壤Cd, 促进植物对Cd的吸收[33].与对照相比, 添加POM使水稻Cd累积总量显著提高, 提高幅度随POM用量的增大而降低, 表明在本研究的用量范围内, POM可促进水稻对Cd的吸收, 但其促进作用随用量的增大而降低.不同部位Cd的累积量随POM用量的增大呈不同的变化趋势.水稻根部Cd累积量差异不显著, 水稻茎叶中Cd的累积量在C0.5、C1.0和C2.5处理时分别提高30%、10%和9%, 也表现出随POM添加量增大累积量降低的趋势, 而籽粒Cd累积量C0.5处理较对照降低33%, C1.0处理与对照无显著性差异, 而C2.5处理较对照提高了56%, 这与C2.5处理籽粒中Cd含量和水稻籽粒部分生物量均高于对照有关.
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表 4 添加POM对水稻植株各部位Cd累积的影响/μg·pot-1 Table 4 Accumulation of Cd in different parts of rice as affected byPOM addition/μg·pot-1 |
2.5 POM添加量对水稻植株Cd分配及转运的影响
Cd在水稻根、茎叶、籽粒中累积量分别占水稻植株总量的28.03%~31.15%、62.86%~68.68%和3.29%~3.51%(图 4), 表明水稻累积的Cd主要分配在水稻茎叶中, 在水稻籽粒中累积的比例较低, 即Cd在水稻中向籽粒转运的量很低.与对照相比, 添加POM对Cd在水稻根中的分配影响不显著, 除POM添加量为0.5 g·kg-1时Cd在水稻茎叶中的分配比例显著提高外, 其余两个处理对Cd在水稻茎叶中的分配影响不显著. C0.5和C1.0处理使Cd在水稻籽粒中的分配比例降低60%和12%, C2.5处理使Cd在水稻籽粒中的分配提高42%, 表明POM主要影响Cd在籽粒中的分配比例.土壤Cd从水稻根系吸收到稻米累积要经过3个阶段：根系吸收Cd和木质部的装载、茎节间定向转运分配、叶片中Cd通过韧皮部向籽粒进一步转移[34], 该过程受土壤Eh、pH、有机质、植物营养成分和品种等多种因素的影响[35], POM可能通过改变土壤的性质或植株内营养元素含量、作物生长等多种因素影响Cd的转运, 但具体机制有待进一步研究.
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图 4 添加POM对水稻各部位Cd分配的影响 Fig. 4 Distribution of Cd in different parts of rice as affected by POM addition |
转运系数(TF)用于评估植物各部位之间对于重金属的转运能力, 其值越大说明该部位对重金属的转运能力越强[36].从表 5可知, 水稻Cd的转运系数为TF茎叶/根>TF籽粒/茎叶, 说明Cd从水稻根系向茎叶的转运能力大于从茎叶向籽粒的转运能力.添加POM显著提高了TF茎叶/根, 表明POM有利于Cd从根向茎叶转运. TF籽粒/茎叶在C0.5和C1.0处理时分别较对照降低了76%和26%, C2.5处理提高了46%, 说明POM添加量较少时可抑制Cd从水稻茎叶向籽粒转运, 但POM添加达到一定量时, 促进Cd从茎叶向籽粒转运, 最终提高籽粒中Cd含量, 结果与Cd在水稻中分配比例的变化一致.
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表 5 添加POM对水稻Cd转运的影响1) Table 5 Transport coefficient of Cd in rice as affected by POM addition |
为进一步说明POM对水稻吸收Cd的影响, 对水稻各部位Cd含量及累积量与土壤SOC、DOC、POM-C、POM-Cd和有效Cd含量进行相关分析, 结果见表 6.根中Cd含量与土壤SOC、DOC含量、POM-C、POM-Cd总量和有效Cd含量均呈显著负相关关系, 与土壤POM-C和POM-Cd含量无显著相关性, 而根中Cd的累积量与其相关性均不显著.这是因为水稻根部镉含量随POM增加而降低, 但根部生物量随POM增大而提高, 产生了稀释效应, 两者综合作用使添加POM对水稻根部Cd累积无显著影响.
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表 6 水稻Cd含量及累积量与土壤SOC、DOC、POM-C、POM-Cd含量、总量及有效Cd的相关分析 Table 6 Correlation between Cd in rice shoot and soil SOC, DOC, POM-C, POM-Cd, and available Cd |
茎叶中Cd含量与土壤SOC、DOC、POM-C和POM-Cd含量无显著关系, 与土壤POM-C和POM-Cd总量呈显著负相关关系, 但与土壤有效镉含量呈显著正相关关系.茎叶中Cd的累积量与土壤SOC、DOC、POM-C及POM-Cd含量和总量均无显著关系, 与土壤有效Cd含量呈显著正相关, 表明土壤有效Cd含量是影响水稻茎叶Cd含量及累积量的主要因素.如前所述, 土壤有效Cd含量与DOC显著正相关, 而水稻茎叶Cd累积其与DOC含量为正相关, 但相关性不显著, 这可能与水稻茎叶Cd累积受其他多种因素的影响有关.
籽粒中Cd含量和累积量与土壤DOC和有效Cd含量无显著相关关系, 但与土壤SOC含量、POM-C和POM-Cd含量及总量呈显著正相关.从相关系数看, 籽粒中Cd含量及累积Cd量均与土壤POM-Cd总量的相关系数最高, 说明POM-Cd总量是影响水稻籽粒Cd累积的主要因素.
3 结论(1) 随POM用量增大, 土壤SOC、DOC和POM-C含量提高, 但土壤POM含量及POM-C总量及其在土壤SOC的比例先降低后提高, 在POM添加量达到2.5 g·kg-1时, 上述指标均显著提高.
(2) POM对Cd的富集系数为6.75~8.14.提高POM用量使土壤POM-Cd含量及对Cd的富集系数提高, 但土壤POM-Cd总量及其在土壤Cd中的比例也在POM添加量达2.5 g·kg-1时才显著提高.添加POM可显著提高土壤镉的生物可利用性, 但随POM用量增大, Cd的生物可利用性增加程度降低.
(3) 添加POM可提高水稻根、茎叶和籽粒生物量, 促进水稻对Cd的吸收, 显著影响Cd在籽粒中的分布, 当POM添加量小于或等于1.0 g·kg-1时Cd在籽粒中的分布降低, 而POM添加量为2.5 g·kg-1时Cd在籽粒中的分布显著提高.
(4) 相关分析表明, 有效Cd是影响茎叶Cd累积的主要因素, 土壤POM-Cd总量是影响籽粒中Cd累积的主要因素.
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