菜稻菜輪作模式對土壤Cd形態分布的影響研究文典

李富榮等

摘 要 菜稻菜輪作模式是由廣東省農業科學院提出的一種高效利用并能改善土壤環境的耕作模式。為探討菜稻菜模式對農田土壤重金屬的影響，以蔬菜連作、水稻連作作為對照，在東莞市開展大田試驗，研究菜稻菜模式下土壤Cd各賦存形態的分布特征、變化規律以及農作物可食部分對Cd含量的影響。結果表明，菜稻菜輪作和蔬菜連作對Cd全量及賦存形態無明顯影響，水稻連作處理能降低耕層土壤Cd全量、可交換態、可氧化態、殘渣態含量；土壤中Cd大多以活性較高的形態存在，各賦存形態的含量高低順序為可交換態>可還原態>可氧化態>殘渣態，土壤中Cd可還原態能與可氧化態、殘渣態進行相互轉化；水稻對Cd的富集能力要遠高于蔬菜，在推廣菜稻菜模式時要慎重考慮水稻Cd的超標風險。

關鍵詞 菜稻菜輪作；蔬菜連作；水稻連作；鎘；賦存形態

中圖分類號 S63 文獻標識碼 A

Abstract Rice-Vegetable Rotation regime（RVRr）， which has been proposed by Guangdong Academy of Agricultural Sciences， was a highly effective farming model and advance soil environment. We carried out a field experiment in Dongguan to explore the impacts of RVRr on heavy metal cadmium（Cd）in farmland soil. In comparison with Vegetable Continuous Cropping regime（VCCr）and Rice Continuous Cropping regime（RCCr）， we aimed to get the distributional characteristics and migration rules of various Cd occurrence modes in soil， as well as accumulative laws of Cd in edible parts of crops under RVRr. The results showed that RVRr and VCCr had no significant influence on the contents of total Cd and its various occurrence modes. However， RCCr could significantly reduce the contents of exchangeable， oxidizable， residual form and the total Cd in soil. Cd was dominated in the high activity fractions in soil， and followed the order of exchangeable>reducible>oxidizable> residual. Additionally， reducible form could transform with oxidizable and residual form. Rice had more cumulative capacity of Cd than vegetables， so that the risk of excessive Cd in rice should be carefully considered before extending RVRr.

Key word Rice-vegetable rotation regime； Vegetable continuous cropping regime； Rice continuous cropping regime； Cadmium； Form distribution

doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2014.07.004

隨著經濟與城市化的發展，珠三角地區農作物種植結構發生重大變化。近20年來，廣東省水稻播種面積銳減2/5，近年仍呈下降趨勢，糧食安全問題日益嚴重。蔬菜等經濟作物常年連作，導致了土壤生態環境惡化和土壤質量下降等問題。為此，廣東省農業科學院于2001年提出了“蔬菜-中晚稻-蔬菜”水旱輪作高效耕作模式，即利用廣東每年5～9月高溫、多雨、強光不利于蔬菜生長的時段，補種一季中晚稻，既可增加糧食種植面積，又能改善菜地土壤肥力與生態環境，提高耕地的綜合效益。另一方面，珠三角農田土壤重金屬污染日趨嚴重，其中Cd是污染最為嚴重的重金屬元素之一[1]，最近發生的“鎘米事件”，更使Cd污染問題受到了廣泛關注。采用菜稻菜輪作模式在改善土壤肥力和提高耕地效益的同時，對農田土壤重金屬污染又有什么影響？解決這一問題將對菜稻菜輪作模式的推廣應用提供重要的科學依據。然而，目前對于“菜稻菜輪作模式”研究多關注其對土壤肥力、土壤酶活性和微生物居群的影響[2]，以及在減少后作病蟲草害[3]、防治連作次生鹽漬化、增加經濟收益[4-5]等方面的作用，而有關該種植制度下的土壤重金屬含量和生物有效性的變化、以及重金屬在土壤-作物體系中的遷移和累積特征卻很少涉及。土壤環境質量是決定農作物質量的關鍵[6]，而土壤中重金屬元素的存在形態又是衡量其環境效應的重要參數[7]，不同形態的重金屬表現出不同的活性與生物毒性。因此，本文以該制度下土壤Cd含量的變化、各賦存形態分布特征，以及農作物可食部分中Cd的累積特征為研究重點，力求為菜稻菜輪作模式推廣應用中土壤重金屬污染控制和蔬菜稻米的安全生產提供一定的理論依據。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 試驗材料 供試蔬菜品種見表1，其中水稻種子購自廣東省農科院水稻所，蔬菜種子購自廣東省農科院蔬菜所。

1.1.2 試驗地概況 試驗于2012年4～12月在東莞市麻涌鎮麻三村進行。麻涌鎮位于廣州市與東莞市交界，東經113.566°，北緯23.056°，海拔3 m，年均氣溫22 ℃，年均降雨量1 687 mm左右，屬亞熱帶海洋性氣候。試驗土壤母質為珠江沖洪積物，土壤類型為潮土，土壤耕層深度約為23 cm，質地為壤土，23 cm以下為黏土。試驗地東西向寬12 m，南北向長18 m，試驗前采集耕作層土壤（以0～20 cm計），基本理化性質見表2。

1.1.3 試劑及儀器 檢測儀器型號為石墨爐原子吸收光譜儀（耶拿ZEEnit600）。所用試劑均參照國家標準。

1.2 方法

1.2.1 試驗設計 試驗地分為9個小區，每個小區20 m2，分別設置水稻-蔬菜輪作（Rice-Vegetable Rotation regime，簡稱RVRr）、蔬菜連作（Vegetable Continuous Cropping regime， 簡稱VCCr）和水稻連作（Rice Continuous Cropping regime，簡稱RCCr）3種處理，每種處理3個平行，試驗周期為1年。在水稻-蔬菜輪作處理小區依次種植青瓜-中稻-菜心，蔬菜連作處理小區依次種植青瓜-茄子-菜心，水稻連作處理小區依次種植早稻和晚稻。水稻在溫室內使用育苗盤育種，秧苗長至8 cm左右，露地煉苗3 d后移植，株距為15 cm；茄子、黃瓜育苗后移植，株距50 cm；菜心育苗后移植，株距10 cm。試驗開始前各小區施加雞糞肥（pH=8.91，有機質含量32.7%，N-P2O5-K2O 1.87%-2.32%-1.20%），施用量為0.9 kg/m2。水稻施加0.13 kg/m2復合肥（史丹利復合肥，總養分≥45%，N-P2O5-K2O 15%-15%-15%）作為基肥，分蘗期和抽穗期各施加0.13 kg/m2復合肥作為追肥；黃瓜、茄子施加0.13 kg/m2復合肥作為基肥，結實期施加0.08 kg/m2復合肥作為追肥；菜心施加0.13 kg/m2復合肥作為基肥，不追肥。適時灌溉，并定期除草、殺蟲。

1.2.2 樣品采集與制備 布置實驗后，種植作物前采集各小區耕作層（0～20 cm）土樣，每季作物收獲之時采集各小區水稻和蔬菜可食部分及對應土壤樣品。土壤樣品采集采用對角線法，每個小區采集5個點。采集土壤樣品，混合均勻后，四分法取1 kg左右裝入聚乙烯封口袋。土壤樣品于室內壓碎并揀出碎石，植物殘體，自然風干，過20目篩，用以測定土壤pH；經四分法取部分土壤經研缽磨細至全部過100目篩，用以測定Cd全量及各賦存形態含量。在收獲期采集各小區水稻和蔬菜可食部分，樣品用去離子水洗凈，晾干表面水分。水稻樣品脫殼后經粉碎機粉碎，過60目篩，置塑料袋中密封保存，蔬菜樣品搗碎成漿于-20 ℃貯存。

1.2.3 樣品分析測定 （1）蔬菜和水稻樣品Cd含量測定參照GB/T 5009.15-2003《食品中鎘的測定》[8]。（2）土壤樣品Cd全量的測定參照GB/T 17141-1997《土壤質量鉛、鎘的測定 石墨爐原子吸收分光光度法》[9]。（3）土壤樣品Cd賦存形態含量的測定采用優化BCR法，具體方法為：可交換態：稱取樣品1 g土壤樣品于50 mL塑料離心管中，加入40 mL 0.11 mol/L HOAC溶液，室溫下震蕩16 h，然后4 000 r/min下離心20 min，收集上清液測定；可還原態：向上級沉淀中加入40 mL 0.5 mol/L NH2OH·HCl，室溫下震蕩16 h，分離過程同上；可氧化態：向上一級沉淀中加入10 mL 8.8 mol/L H2O2（pH 2～3）溶液，85 ℃水浴反應1 h，間歇震蕩，然后繼續不加蓋加熱至體積小于1 mL，再向其中加入10 mL 8.8 mol/L H2O2（pH 2～3）溶液，85 ℃水浴反應1 h，然后繼續不加蓋加熱至體積小于1 mL，冷卻后加入50 mL 1 mol/L NH4OAC，室溫下震蕩 16 h，分離過程同上；殘渣態：將塑料管中土壤樣品經去離子水轉移至聚四氟乙烯坩堝，將土壤溶液加熱至近干，然后對土壤殘渣進行全消解處理，消解步驟同土壤全量消解。（4）土壤pH以玻璃電極法測定（水土比2.5∶ 1）。 1.2.4 數據統計與分析 采用SPSS 17.0對數據進行統計分析。相關性檢驗方法為Pearson檢驗，相關顯著性檢驗方法為雙側T檢驗，差異顯著性檢驗方法采用Duncan法和配對樣本T檢驗，顯著水平均設在0.05。

2 結果與分析

2.1 土壤和植物中Cd含量特征

由表3可知，3種處理種植單茬作物前后，耕作層土壤Cd全量無顯著變化，整個水稻連作處理完成后，耕作層土壤Cd全量相對試驗開始前出現顯著降低，平均值由0.267 mg/kg下降到0.181 mg/kg，下降幅度達30%，表明水稻連作處理能明顯降低耕作層土壤中Cd全量。蔬菜連作和菜稻菜輪作處理前后土壤Cd全量未出現顯著變化。對比植物中Cd含量可以發現，水稻中Cd的含量要遠大于其他植物，且種植水稻后土壤中Cd全量相對種植前有明顯降低，菜稻菜輪作處理種植水稻后，土壤Cd全量雖然差異不顯著，但平均值從0.329 mg/kg降低至0.225 mg/kg，表明水稻的吸收可能是土壤中Cd含量減少的主要原因。

在3種處理的所有植物樣品中，3組水稻樣品Cd平均含量分別達到1.699、2.471、1.791 mg/kg，遠超過我國現行食品安全國家標準《食品中污染物限量》（GB 2762-2012）[10]中水稻Cd限量值0.2 mg/kg，分別達到限量值的8.495、12.355、8.955倍；1組茄子樣品Cd平均含量為0.103 mg/kg，為限量值0.05 mg/kg的2.06倍；2組黃瓜、2組菜心樣品Cd含量未超標。由此可以得出水稻對Cd的富集能力最強，其余依次為茄子、菜心、黃瓜。

為探究前作對后作吸收Cd的影響，對處理VCCr-3和RVRr-3作物中Cd含量作差異顯著性檢驗，結果為不顯著，表明前作為蔬菜或水稻對后作菜心吸收Cd無顯著影響；對RVRr-2和RCCr-2作物中Cd含量作差異顯著性檢驗，結果也為不顯著，表明前作為蔬菜或水稻對后作水稻吸收Cd無顯著影響。

2.2 不同種植模式下土壤Cd各賦存形態含量的變化

重金屬形態分配系數是指土壤中該重金屬各形態占全量的比例，常用來表征重金屬的形態分布特征[11]。用表4中數據計算分配系數，全量以4種賦存形態含量之和計，結果表明，土壤可交換態Cd分配系數最高，達到49.09%～56.29%，其次為可還原態，為22.58%～38.28%，可氧化態為9.20%～15.24%，殘渣態最低，為3.43%～9.42%，由此得出土壤中Cd 4種形態的分布大小順序為可交換態>可還原態>可氧化態>殘渣態。在該試驗地耕作層土壤中，Cd大多以活性較高的形態存在，其中有效態和潛在有效態含量總和占全量90%以上。

由表4可以得出，蔬菜連作處理和菜稻菜輪作處理前后，耕作層土壤Cd各賦存形態含量均無顯著變化，表明蔬菜連作處理和菜稻菜輪作處理不能使土壤Cd的形態分布發生明顯改變；水稻連作處理試驗開始至結束，土壤Cd可交換態、可氧化態、殘渣態含量均出現顯著降低，與土壤Cd全量的變化規律一致，可還原態含量無明顯變化。

2.3 土壤Cd各賦存形態間的相互關系

本部分對不同耕作模式下同一地塊土壤Cd 4種賦存形態之間的相互關系進行了探討。以土壤中Cd的變異系數即相對標準偏差占土壤Cd全量平均值的百分比來表示Cd在土壤中的分布均一程度，在表3的各處理小區土壤中，Cd的變異系數范圍為2.7%～31.6%，平均值為16.2%，表明Cd在大田土壤中分布均一性較差，且在試驗過程中，土壤中Cd全量發生變化。由于各組土壤中Cd全量存在差異，因而其4種賦存形態含量也有高低之分，若簡單以各賦存形態含量作相關分析，無法排除全量影響，易導出錯誤結論，因此本文以各賦存形態分配系數之間的關系來表示各賦存形態間的相關性。由表5可見，可交換態與其它3種形態、可氧化態與殘渣態相關性均不顯著，土壤中可還原態Cd含量與殘渣態呈極顯著負相關、與可氧化態呈顯著負相關，相關系數分別為-0.816、-0.651，表明土壤中Cd可還原態能與可氧化態、殘渣態能進行直接或間接的相互轉化，呈此消彼長的趨勢。

3 討論與結論

3.1 討論

本試驗得出水稻對Cd的富集能力要強于蔬菜。曾翔等[12]使用湖南地區土壤進行盆栽試驗，對46個水稻品種Cd含量進行研究，在土壤Cd含量在2 mg/kg時，得出糙米含鎘量變化范圍為0.428～2.558 mg/kg。Arao等[13]對49個基因型水稻進行了鎘污染盆栽試驗，其中在土壤鎘0.9 mg/kg情況下，所有品種水稻籽粒鎘含量為0.89～4.41 mg/kg，平均為1.92 mg/kg，水稻籽粒鎘富集系數為0.99～4.9。趙凱等[14]調查了廣州市郊蔬菜基地的5種蔬菜53個樣品，發現蔬菜中Cd的含量較低，平均含量為0.027 3 mg/kg。而王姍姍等[15]對遼北地區大米和蔬菜取樣調查發現，蔬菜對Cd的富集能力要強于大米。不同地區土壤性質差異導致的土壤Cd生物活性不同，以及不同水稻品種間對Cd的富集能力差異，可能是造成這些結論不一致的原因。不管是菜稻菜輪作還是水稻連作處理，水稻中Cd都嚴重超標，Cd可交換態含量過高可能是造成水稻Cd超標的原因，試驗小區所處地塊土壤為典型南方酸性土，表明在該地區種植水稻Cd超標風險較大。雖然菜稻菜輪作模式在其它方面優勢明顯，但在推廣中要慎重，須綜合考慮土壤Cd含量和活性，及不同水稻品種對Cd的富集能力，保證水稻質量安全。

根據生物利用性大小可將各種化學形態分為有效態、潛在有效態和不可利用態[16]。其中可交換態最易為植物吸收，為有效態。潛在有效態包括可還原態和可氧化態，屬于較易被植物吸收的形態。殘渣態對生物無效，為不可利用態[17]。王其楓等[18]采用優化BCR法研究了廣東韶關主要礦區周邊農田土壤Cd的形態分布，結果表明土壤Cd以酸提取態（可交換態）和可還原態為主，占到4種形態和近89%，Cd各形態的分布順序為：酸提取態（可交換態）>可還原態>可氧化態>殘渣態，與本試驗結論完全一致，均表明土壤中Cd具有很高的生物有效性。王昌全[7]研究認為，長期的水旱輪作能增加Cd的釋放，不僅在水作條件下表現出較大的有效性，而且具有明顯的后效，能加劇Cd在后作中的累積。而在本試驗中，水作或旱作對后作蔬菜和水稻吸收Cd影響均不顯著，且菜稻菜輪作處理中土壤pH出現顯著升高，pH升高能使重金屬在土壤固相上的吸附量和吸附能力加強[19]，從而降低土壤重金屬活性，減少植物吸收。從表3可以發現，3種處理種植作物后土壤pH均要高于種植前，其可能原因是所施用的雞糞肥pH較高，且施用量較大。

土壤Cd各賦存形態之間存在著吸附-解吸、相互轉化等物理、化學、生物過程構成的動態平衡[20]。李興菊[21]的研究認為，由于環境因子的變化，大田土壤Cd可交換態和可氧化態會隨著季節變化高低起伏，也印證了各賦存形態間存在相互轉化的過程。本試驗發現，土壤中可還原態Cd含量與殘渣態呈極顯著負相關、與可氧化態呈顯著負相關。孔國添[22]采集廣州和佛山城郊菜地土壤41個，研究Cd賦存形態間相關關系，其研究對象為同一時段不同地區的菜地土壤，而本試驗以同一地塊不同耕作模式下隨時間的變化為關注點，對研究Cd各形態間的轉化規律來說，同一地塊的變化可能更加合理。

3.2 結論

（1）菜稻菜輪作和蔬菜連作對Cd全量及賦存形態無影響。水稻連作處理能明顯降低耕層土壤Cd全量，其中可交換態、可氧化態、殘渣態含量均出現顯著降低，可還原態含量無明顯變化。

（2）各耕作模式下，土壤中Cd大多以活性較高的形態存在，各賦存形態的含量高低順序為可交換態>可還原態>可氧化態>殘渣態。土壤中可還原態Cd含量與殘渣態呈極顯著負相關、與可氧化態呈顯著負相關，表明土壤中Cd可還原態能與可氧化態、殘渣態能進行直接或間接的相互轉化。

（3）不同耕作模式下比較發現，水稻對Cd的富集能力要遠高于蔬菜，在推廣菜稻菜模式時要以水稻Cd質量安全為考慮重點，可通過調查土壤Cd全量及有效性或篩選Cd低積累水稻品種來降低風險。

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