近几十年来, 在工业化、城市化和现代集约化农业快速发展的背景下, 由于工矿业污染、农业过度施肥与污染水源灌溉的人类活动, 造成水稻土中重金属元素的输入量和累积量超出土壤本身自净能力, 并在作物可食用部分中累积和通过食物链传递, 危胁着人类健康^[1].水稻(Oryza sativa L.)是全球重要的粮食作物之一, 稻米也是世界上近一半人口的主食.中国南部地区是水稻的主要种植区, 长期植稻形成的水稻土呈酸性.在中、轻度污染水田中种植水稻所生产的稻米, 米镉(Cd)含量容易超出中国食品安全标准(0.2 mg ·kg^-1, GB 2762-2017).由于稻米是人类饮食中主要的Cd摄入来源, 因此针对中、轻度Cd污染耕地土壤的治理成为公众、政府和科学界关注的焦点之一.

近年来, 针对中、轻度Cd污染耕地土壤的治理, 已开发出一系列技术, 如化学固持、农田水分管理、化学淋洗和生物修复；其中, 原位化学固持技术成为固定土壤Cd有效性的重要手段^[2].水田施有机肥是一种传统农艺管理措施, 具有成本低、易操作的特点, 在污染水稻土治理上极具潜力^[3].然而, 由于有机肥的来源广泛, 也是土壤重金属的主要来源之一, 这导致施有机肥在Cd污染水稻土治理效果上仍具有不确定性.水田施有机肥技术并未整合到当前Cd污染稻土治理的主流技术(如VIP)当中^{[4, 5]}.目前, 大田或盆栽施肥试验表明, 施有机肥对稻米Cd含量的调控作用具有降低^{[6, 7]}、升高^{[8, 9]}和无显著影响^[10], 而施有机肥对水稻土Cd有效性的作用机制仍有待深入研究^[11].特别是, 水田增施有机肥后, 土壤环境因子(如pH、土壤有机质组分和铁氧化物)协同变化, 可能综合控制土壤Cd的有效性^{[12, 13]}.此外, 已有施有机肥治理Cd污染水稻土的研究大多是盆栽试验或短期大田试验, 长期的大田定位监测相对缺乏^[14~16].因此, 本文选取湘东地区典型高产双季稻田(紫泥田)作为研究对象, 定位监测连续4 a大田施用商品有机肥, 双季稻植株和土壤Cd含量、Cd形态和土壤环境因子的动态变化, 目的在于：①明确双季稻田连续施有机肥对稻米降Cd效果的年际变异；②量化双季稻田施有机肥后, 稻米Cd含量与土壤Cd有效性的关系；③探索水田土壤环境因子对土壤Cd有效性的影响.通过上述研究, 以期为中、轻度Cd污染水稻土治理和水田有机肥推广提供科学依据和基础数据.

试验地位于湘东地区的株洲市, 地貌属湘江中游典型低丘岗地(海拔59 m), 是典型的中亚热带湿润季风气候.据气象站资料, 当地年均温17.5℃, 年均降雨量1 389 mm.土壤亚类为紫色页岩风化物发育、经长期水耕熟化作用形成的潴育性水稻土, 土种为紫泥田^[17].传统种植制度为双季稻-冬闲, 水田淹水种稻的历史长达50年以上, 长期精耕细作, 多为高产田.农田水利基础设施良好, 排灌方便.供试土壤试验前的初始基本理化性质可参见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 试验地0~20 cm表土的初始理化性质 Table 1 Initial physiochemical properties of 0-20 cm topsoil in the studied paddy field sites 项目 土壤容重 /g·cm-3 土壤水提pH 土壤有机质 /g·kg-1 阳离子交换量 /cmol·kg-1 全氮 /g·kg-1 全磷 /g·kg-1 全钾 /g·kg-1 总镉 /mg·kg-1 有效态镉 /mg·kg-1 参数值 1.03±0.06 5.53±0.19 33.48±2.02 12.62±1.04 2.04±0.04 0.54±0.04 16.25±0.78 0.821±0.050 0.488±0.079

表 1 试验地0~20 cm表土的初始理化性质 Table 1 Initial physiochemical properties of 0-20 cm topsoil in the studied paddy field sites

供试早稻品种为湘早籼17号, 晚稻品种为天优华占.供试有机肥为湖南省政府2015年统一招标采购的商品有机肥(山田悦5%有机肥, 绿丰源生物有机肥料有限公司, 湖南长沙), 主要原料为鸡粪, 有机质含量≥45%, N+P₂O₅+K₂O≥5%, pH值8.38, 总Cd含量0.946 mg ·kg^-1, 符合中国商品有机肥重金属限量标准(3 mg ·kg^-1, NY 525-2012有机肥料).

2015年3月, 于春耕前, 在株洲市株洲县, 选取地势较平坦、面积较大的传统双季稻种植区域作为大田定位试验样区.在所选双季稻种植样区内, 随机选取形状较规整、种植历史和管理措施清晰的4块双季稻田作为试验监测的重复田块.田块面积约0.1~0.3 hm², 在田块中间, 修筑高约30 cm田埂, 将田块一分为二, 分别设置对照和施有机肥处理小区.田埂覆盖薄膜, 同时各处理修筑独立的排、灌水沟, 防止相互串水.

在早、晚稻翻耕时, 各人工撒施商品有机肥1次, 每次施用量2.25 t ·hm^-2.在水稻生育期内, 从插秧至水稻黄熟期前, 保持田间全程淹水管理, 直至水稻收获前半月落干排水.其他田间管理(耕作、水肥和病虫害)均按当地习惯进行.当地双季稻耕作习惯浅耕, 施肥习惯“一基一追”, 其中基肥为30%复合肥(18 :5 :7)600 kg ·hm^-2, 追肥为尿素75 kg ·hm^-2、氯化钾75 kg ·hm^-2, 养分总投入量折算成纯N、P₂O₅和K₂O分别为142.5、30.0和87.0 kg ·hm^-2.

在水田春耕前和双季稻不同生育期(返青期、分蘖盛期、孕穗期、齐穗期和黄熟期), 采用自制非金属土钻^[18], 按“S”取样法, 采集各小区耕层(0~15 cm)混合土壤样品.土壤样品带回室内, 经去除土壤异物、风干后, 研磨过10目、60目和100目尼龙筛备用.在早、晚稻黄熟期, 随机选取土壤采样点附近6~8株水稻, 采集植株带回室内(每个小区共30~40株水稻), 分出稻谷、稻草和稻根, 充分烘干.稻谷脱粒分出糙米, 稻草和稻根剪碎, 充分磨细, 过100目筛后备用.水稻黄熟后, 采用收获法测定整个试验小区的稻谷产量.

土壤总Cd采用硝酸-盐酸-高氯酸-氢氟酸消解, 石墨炉原子吸收分光光度法测定(GB/T 17141-1997)；土壤有效态Cd采用DTPA浸提, 火焰原子吸收分光光度法测定(GB/T 23739-2009)；植株中Cd含量采用硝酸-高氯酸消解, 石墨炉原子吸收分光光度法测定(GB/T 5009.15-2014)；土壤Cd形态采用Tessier连续提取法, 将Cd赋存形态分为可交换态(EXC-Cd)、碳酸盐结合态(CB-Cd)、铁锰氧化物结合态(OX-Cd)、有机结合态(OM-Cd)和残渣态(RES-Cd)^[19]；土壤轻组有机碳采用1.70 g ·cm^-3 NaI重液法提取, 烧失法测定碳含量^[20]；土壤颗粒有机碳采用湿筛法提取, 重铬酸钾外加热容量法测定碳含量^[21].其他土壤基本理化性质按文献[22]的方法进行测定.植株和土壤Cd含量均在具有省级计量认证资质的湖南省农业科学院农化检测中心完成.为保证数据的可靠性和稳定性, 采用国家土壤成分分析标准物质GBW07428和大米粉成分分析标准物质GBW(E)100349进行质量控制, 相对标准偏差低于5%.

采用Microsoft Excel 2010以及SPSS 22.0软件进行数据处理、统计分析和制图.施有机肥处理小区和对照小区的均值比较采用配对t检验, 显著性水平设0.05, 极显著性水平设0.01.

紫泥田连续4 a施有机肥稳定地降低双季稻糙米Cd含量, 降幅为28% ~56%(图 1).在4 a的观测期内, 糙米Cd含量年均降幅的年际波动较小：49%(2015年)、40%(2016年)、47%(2017年)和42%(2018年).这种年际波动或与区域气候的年际变化有关.然而, 晚稻糙米Cd含量的平均降幅为50%(范围43% ~56%), 高于早稻糙米Cd含量的平均降幅39%(范围28% ~45%).这可能因早、晚稻糙米Cd含量的差异所导致(图 1).在施有机肥处理与对照小区中, 晚稻糙米Cd含量(0.707~0.874 mg ·kg^-1；1.392~1.665 mg ·kg^-1)普遍高于早稻糙米Cd含量(0.201~0.814 mg ·kg^-1；0.341~1.09 mg ·kg^-1).这种早、晚稻糙米Cd含量差异可能与当地农业气象因素的年内季节变化(晚稻生育期间的气温相对较高、降雨相对较少)有关.但是, 在4 a的观测期内, 晚稻糙米Cd含量的年际波动幅度(-7% ~15%)却明显低于早稻糙米Cd含量的年际波动幅度(-59% ~67%), 这也反映晚稻糙米中Cd不仅积累水平相对较高, 也相对较为稳定.早稻糙米Cd含量的年际波动或主要与区域内小气候的年际变化有关, 2015年和2017年早稻糙米Cd含量较低, 这可能因2015年和2017年早稻生育期间(5~7月)气温偏低, 降雨量明显较多所导致.

图 1

Fig. 1

不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05) 图 1 双季稻田施有机肥处理和对照小区的糙米Cd含量及其降幅 Fig. 1 Brown rice Cd content and its reduction under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields

在4 a的研究期内监测到, 与对照相比, 双季稻田施有机肥处理小区土壤有效态Cd含量在水稻生长季的某些生育期(如孕穗期和齐穗期)有一定程度降低的现象(6%和7%), 这可能与这段时期降雨量较多且保持田间持续淹水有关(图 2).然而, 在水稻黄熟期, 土壤有效态Cd含量则呈明显升高的现象(9%), 或主要与水稻收获前的排水落干管理措施有关.土壤有效态Cd含量为0.427~0.658 mg ·kg^-1, 具有明显的季节变化, 大致呈“双峰”型, 在早、晚稻的孕穗期前后出现峰值(0.518 mg ·kg^-1), 在黄熟期出现谷值(0.462 mg ·kg^-1).

图 2

Fig. 2

BP:春耕前; RS:返青期; TS:分蘖盛期; BS:孕穗期; FS:齐穗期; YS:黄熟期 图 2 双季稻田施有机肥处理和对照小区土壤有效态镉含量的季节动态 Fig. 2 Seasonal changes in soil available Cd content under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields

紫泥田经连续4 a施有机肥后, 虽然未观察到土壤总Cd含量有显著变化, 但土壤不同形态的Cd含量发生明显变化；其中, 土壤交换态Cd含量下降11%, 土壤有机态Cd含量则升高14%, 而土壤碳酸盐结合态、铁锰氧化结合态和残渣态Cd含量均未发生显著的变化(图 3).这反映紫泥田连续地施有机肥会改变土壤中不同形态的Cd的分配比例, 并可能导致交换态Cd向有机态Cd的形态转化.紫泥田土壤Cd以交换态、有机态和残渣态为主, 占总Cd的比例分别为35%、28%和17%, 而铁锰氧化结合态和残渣态Cd所占比例则相对较低, 分别仅为12%和8%.

图 3

Fig. 3

T-Cd：总镉；EXC-Cd：交换态Cd；CB-Cd：碳酸盐结合态Cd；OX-Cd：铁锰氧化结合态Cd；OM-Cd：有机结合态Cd；RES-Cd：残渣态Cd；(a)中不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05) 图 3 双季稻田施有机肥处理和对照小区土壤总Cd、Cd形态含量及其占总Cd的比值 Fig. 3 Contents of total Cd and Cd fractions in soil and their ratios to total Cd in soil under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields

在4 a研究期内监测到, 与对照相比, 双季稻田施有机肥处理小区土壤pH值保持着稳定升高0.1~0.3个单位的趋势(图 4).有机肥投入对土壤pH值的提升作用具有季节性, 一般在分蘖盛期的提升幅度最大(平均0.22个单位), 而在齐穗期的提升幅度最小(平均0.06个单位).在试验前, 初始土壤的平均pH值为5.26, 属酸性土壤, 连续4 a的有机肥投入, 土壤pH值逐年升高.至第4年(2018年), 施有机肥小区土壤平均pH值升高至5.82, 朝中性土壤方向发展.土壤pH值升高的原因, 可能是有机肥本身的pH值(8.26)明显高于土壤本底pH值, 有机肥连续施入后提高了土壤pH值.

图 4

Fig. 4

BP：春耕前；RS：返青期；TS：分蘖盛期；BS：孕穗期；FS：齐穗期；YS：黄熟期 图 4 双季稻田施有机肥处理和对照小区土壤pH值的季节动态 Fig. 4 Seasonal changes in soil pH under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields

尽管紫泥田土壤初始的SOC含量已处于较高水平(表 1), 但连续4 a施有机肥后, SOC含量仍提升11%(表 2)；特别是, 土壤活性有机碳含量的提升幅度更高, 轻组有机碳、粗颗粒有机碳和细颗粒有机碳含量分别提升53%、77%和107%.未观察到施有机肥对土壤游离态氧化铁、非晶质态氧化铁含量有显著影响.

表 2 (Table 2)

表 2 双季稻田施有机肥处理和对照小区土壤有机碳组分与铁组分含量1) Table 2 Contents of soil organic carbon fractions and iron fractions under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields 化学指标 对照 有机肥 土壤有机碳 23.15±1.39b 25.78±1.56a 轻组有机碳 3.39±0.67b 5.19±0.56a 细颗粒有机碳 2.24±0.17b 3.97±0.27a 粗颗粒有机碳 1.61±0.08b 3.32±0.15a 游离态氧化铁 24.45±0.66a 24.49±0.97a 非晶质态氧化铁 6.40±0.07a 6.80±0.36a 1)有机碳组分单位为g ·kg-1, 铁组分单位为mg ·kg-1；每列不同小写字母表示处理间的差异显著(P < 0.05)

表 2 双季稻田施有机肥处理和对照小区土壤有机碳组分与铁组分含量1) Table 2 Contents of soil organic carbon fractions and iron fractions under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields

回归分析表明, 施有机肥后, 土壤有效态Cd含量与土壤pH值呈极显著线性负相关关系(图 5).在一定的土壤pH值范围内(4.63~7.14), 随着土壤pH值升高, 土壤有效态Cd含量明显降低.此外, 双季稻糙米Cd含量与水稻分蘖盛期、齐穗期土壤有效态Cd含量均呈显著线性正相关关系(图 6).

图 5

Fig. 5

图 5 土壤有效态镉含量与土壤pH值的关系 Fig. 5 Relationship between soil available Cd content and soil pH

图 6

Fig. 6

图 6 糙米镉含量与土壤有效态镉含量的关系 Fig. 6 Relationship between Cd content in brown rice and available Cd content in soil

施有机肥明显增加早、晚稻产量, 但增产量具有一定的年际波动(图 7), 也可能与局地小气候的年际波动有关.在4 a研究期内, 随着有机肥投入年限的延长, 双季稻产量呈逐年递增的趋势.至试验第4年(2018年), 有机肥处理小区的早、晚稻产量分别为7 193.1 kg ·hm^-2和8 854.8 kg ·hm^-2.

图 7

Fig. 7

不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05) 图 7 双季稻田施有机肥处理和对照小区稻谷产量 Fig. 7 Rice yield under organic fertilizer input and control plots in double-rice fields

当前的大田或盆栽施肥试验表明, 施有机肥对稻米Cd含量的调控作用仍具有较大不确定性, 其降低^{[6, 7]}、升高^[8]和无显著影响稻米Cd含量的研究均有报道(表 3).本研究中, 连续4 a施用商品有机肥, 降低双季稻糙米Cd含量28% ~56%.这一降幅与Zeng等^[6]报道的短期大田有机肥试验中米Cd含量的降幅(34% ~57%)和Li等^[7]报道的盆栽有机肥试验中米Cd含量的降幅(35% ~44%)相一致.

表 3 (Table 3)

表 3 施有机肥对稻米Cd和土壤有效态Cd含量的变化率/% Table 3 Change in rice Cd and soil available Cd content after organic fertilizer application/% 项目 水稻生长季 米镉 土壤有效态镉 文献 早稻 34~57 10~13 [6] 早稻 41 14 [23] 早稻 -20 -9~-17 [24] 中稻 23 4~14 [15] 晚稻 14~21 5~8 [16] 大田试验 晚稻 21~67 66~89 [25] 晚稻 63 27 [26] 晚稻 15~79 6~25 [27] 晚稻 -281 -121 [28] 双季稻 -38~-152 -17~-88 [8] 双季稻 -67~-83 ND [9] 双季稻 28~56 3~11 本研究 盆栽试验 早稻 3~22 ND [14] 晚稻 53 5 [29] 晚稻 90 ND [30] ND 35~44 13~20 [7] 1)负值、正值和ND分别代表增加、降低和无数据

表 3 施有机肥对稻米Cd和土壤有效态Cd含量的变化率/% Table 3 Change in rice Cd and soil available Cd content after organic fertilizer application/%

尽管稻米中Cd主要来源于稻根吸收土壤中的Cd, 但水稻吸收Cd的动态规律和关键调控机制仍不清楚.许多研究表明, 施有机肥在降低稻米Cd含量的同时, 也降低土壤有效态Cd含量^{[6, 7]}.在4 a的研究期间, 大田施有机肥也导致双季稻不同生育期(如孕穗期、齐穗期)土壤有效态Cd含量呈不同程度的下降(图 2), 反映水田施有机肥对土壤Cd具有钝化作用.有水培试验表明, 孕穗期、抽穗期是控制镉米形成的关键时期^[31].本试验中也发现, 米Cd含量与分蘖盛期、齐穗期土壤有效态Cd含量呈显著的正相关关系(图 6), 这表明, 双季稻米Cd的积累与关键生育期(分蘖盛期至齐穗期)土壤Cd有效性具有密切关系.因此, 降低双季稻分蘖盛期至齐穗期的土壤Cd有效性, 可能是阻控稻米Cd积累的一条重要途径.

土壤Cd有效性与土壤环境因子紧密相关.施有机肥调控水田土壤Cd有效性主要体现在两方面：一方面, 施有机肥显著提高土壤有机质及其活性组分(如颗粒有机碳、轻组有机碳)的含量(表 2), 促进水田土壤中的Cd由活性较高的交换态, 向活性相对较低的其他形态(如有机态)发生转化(图 3).本试验中, 连续4 a施有机肥后, 土壤交换态Cd含量下降11%, 土壤有机态Cd含量则升高13%, 这也表明施有机肥导致土壤生物易利用态Cd(土壤交换态Cd)含量下降, 甚至向中等可利用态和难利用态发生转化, 从而降低土壤Cd的生物有效性.据报道, 有机物质能直接通过表面吸附、表面基团的配位和离子交换作用, 促使土壤中的Cd与土壤有机质、铁锰氧化物的紧密结合, 提高土壤中有机结合态Cd和铁锰氧化态Cd的比例, 降低土壤中交换态Cd的比例^[32].也有研究发现, 土壤颗粒有机质结构中存在大量的羧基、羟基和酚羟基的官能团, 这些官能团能在短时间内与土壤中Cd相结合, 产生富集作用, 增强土壤对Cd的吸附^[13].

另一方面, 由于本试验中施用的有机肥本身呈碱性, pH值达到8.25, 明显高于酸性紫泥田土壤pH值(5.26), 这也导致双季稻不同生育期土壤pH值均有不同程度地升高(图 4).土壤pH值控制着土壤-溶液系统中Cd的溶解平衡, 也是影响土壤中Cd迁移、转化和生物有效性的重要土壤环境因子之一^[26].据报道, 随着土壤pH值升高, 土壤胶体表面负电荷量增加, 土壤Cd吸附能力增强；此外, 随着土壤pH值升高, OH^-浓度升高, 形成Cd(OH)₂沉淀的机会增大, 此时Cd与土壤吸附点位的亲和力要比自由态强, 这降低了土壤Cd的生物有效性和稻米Cd含量^[33].本研究中, 在一定土壤pH范围内(4.63~7.14), 双季稻不同生育期(分蘖盛期和齐穗期)土壤有效态Cd含量与土壤pH值呈显著负相关(图 5).据陈楠等^[34]的研究报道, 土壤pH值介于4~9时, 土壤交换态Cd含量与土壤pH呈极显著线性负相关.Huang等^[27]的试验也显示, 施有机肥(猪粪、鸡粪)提高土壤pH值0.11~0.74个单位, 分别降低土壤交换态Cd含量和米Cd含量6% ~25%和15.3% ~79.3%, 土壤交换态Cd含量与土壤pH呈极显著线性负相关.

然而, 也有研究指出, 施有机肥显著提高稻米Cd含量, 与此同时也提高土壤有效态Cd含量或土壤总Cd含量(表 3).例如, Rao等^[8]的报道指出, 在30 a的大田有机肥长期试验中, 米Cd含量降低-38% ~-152%, 推测可能与有机肥施用后活化土壤Cd, 降低土壤有效态Cd含量-17% ~-88%有关.李本银等^[28]的研究也发现, 施有机肥降低水田土壤pH值0.32个单位, 降低土壤有效态Cd含量-121%, 降低米Cd含量-281%；究其原因, 其有机物质中Cd含量(1.79 mg ·kg^-1)较高, 施入水田后提升了水田土壤Cd含量, 导致土壤有效态Cd含量上升, 也造成米Cd含量上升.这似乎也说明, 土壤Cd的有效性是调控米Cd含量的关键因子之一.

尽管本研究中, 连续4 a施用有机肥降低米Cd含量和土壤Cd活性, 但由于有机肥的来源和成分复杂、水稻土类型多样、水稻品种生理耐性与环境适应能力存在差异, 这些都可能导致稻米Cd积累和土壤Cd活性的变化.由于有机物对水稻Cd吸收和积累的调控机制复杂, 因此施有机肥对稻米的降Cd机制还有待更大范围、更长时间和更深层次的动态监测与深入研究.

(1) 在湘东地区的紫泥田中, 连续4 a施用商品有机肥显著降低双季稻米Cd含量, 而且晚稻米Cd含量的降幅高于早稻米Cd含量的降幅.双季稻米Cd含量降幅的年际波动较小, 反映有机肥具有较稳定的降Cd效果和持续性.

(2) 与此同时, 施有机肥也明显降低双季稻某些生育期(分蘖盛期至齐穗期)土壤有效态Cd含量, 改变不同形态的土壤Cd的分配比例.特别是, 施有机肥降低土壤交换态Cd含量, 提升土壤有机态Cd含量, 这可能促进土壤中生物易利用态Cd向中等可利用态或难利用态Cd发生转化.连续4 a施用商品有机肥也显著改变土壤环境因子, 促进土壤环境由酸性向微酸性方向发展, 土壤有机碳含量显著提高, 特别是活性有机碳组分(颗粒有机碳与轻组有机碳)的大幅提高, 是直接或间接导致土壤Cd有效性下降的土壤因子.本研究表明, 紫泥田连续施有机肥后, 土壤Cd有效性的下降是导致双季稻米Cd含量降低的关键因素.