紫云英和石灰配施對水稻鎘吸收的影響

董愛琴,陳院華,楊 濤,徐昌旭,程麗群,謝 杰,*

(1.江西省農業科學院 土壤肥料與資源環境研究所,國家農業環境宜春觀測實驗站,國家紅壤改良工程技術研究中心,江西 南昌 330200; 2.井岡山紅壤研究所,江西 吉安 343016)

近年來,隨著工農業發展,土壤重金屬污染問題受到越來越多的關注。其中,鎘(Cd)因生理毒性大、易被水稻吸收富集而成為我國南方酸性土壤稻區上最受關注的重金屬污染物之一。提高土壤有機質含量和pH值被認為是降低土壤Cd有效性、減少水稻對Cd吸收的重要農藝措施[1-4]。提高土壤有機質含量,可以充分利用有機質表面豐富的官能團,改變Cd在土壤中的形態;提高土壤pH值,可使土壤中游離的有效Cd轉變為Cd(OH)2和CdCO3等形式被固定下來:其最終的目的都是將高活性的Cd轉化為難以被植物吸收利用的無效形態。將油菜秸稈(9.6 t·hm-2)還田后,稻田土壤中的交換態Cd明顯向有機結合態轉化[5]。張振興等[6]研究發現,在水稻分蘗期施用生石灰,水稻糙米中的Cd含量下降了55.2%。

施用有機物料對土壤Cd形態的影響存在一定的不確定性:有機物在土壤中腐殖化,有利于提高土壤的pH值,緩解土壤酸化[7],促進Cd向有效性較低的形態轉化[8];但有機物在土壤中的分解將產生水溶性有機物(DOM),Cd與DOM結合后,反而會增加Cd的有效性和遷移能力[9-11]。對于在南方稻區廣泛種植的紫云英而言,它的翻壓和腐解過程存在明顯的兩個階段:在紫云英翻壓后的半個月內,紫云英在微生物的作用下快速分解,此時土壤中的DOM含量快速增加,導致土壤溶液中的Cd2+濃度明顯上升[10];而后,紫云英秸稈的腐解速度逐漸放緩,一些相對較難分解的纖維素、半纖維素等逐漸腐殖化,能夠在一定程度上降低Cd的有效性。考慮到紫云英腐解不同時期土壤Cd活性截然不同的變化趨勢,在腐解前期施用調酸材料,將被DOM活化的Cd轉變為不溶性的鎘沉淀,同時利用好紫云英秸稈腐解后期腐殖化過程對Cd的吸附作用,減量施用調酸材料,可實現降低成本、減輕環境影響的效果。為指導生產實踐,本研究以贛中南典型酸性Cd污染水稻土為對象,采用盆栽試驗的方式,系統對比翻壓綠肥、施用調酸材料和減量配施調酸材料對土壤性質、水稻生長及Cd吸收轉運的影響,以期為南方Cd污染酸性稻區的安全生產提供可行的技術儲備。

1 材料與方法

1.1 試驗區基本情況

試驗點位于江西省南昌市江西省農業科學院網室內。當地屬亞熱帶季風濕潤氣候,年均氣溫17.8 ℃,年均降水量1 662.5 mm,平均日照時數1 603.4 h,年霜期89 d。

供試土壤取自江西省吉安市安福縣赤谷鄉,系潴育型水稻土(中等肥力),從農田表層(0～20 cm)獲取,其基本理化性狀如下:pH值5.66,有機質含量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,速效鉀79.0 mg·kg-1。土壤總鎘含量0.422 mg·kg-1,有效態(DTPA提取態)Cd含量0.262 mg·kg-1,屬于Cd輕度污染土壤。

供試水稻品種為晶兩優華占;紫云英品種為余江大葉,由國家綠肥產業技術體系南昌綜合試驗站(CARS-22-Z06)提供。

1.2 試驗設計

采用盆栽方式進行試驗,每盆裝風干土壤10.0 kg。2021年11月將土壤填裝到位并放于網室內自然恢復土壤性狀。試驗共設置5個處理,每處理6個重復:CK,冬閑田間自然生草;GM,冬種紫云英,翻壓紫云英;GM0HL,紫云英+常量石灰同步施用,即紫云英與常量石灰同時還田;GM5HL,紫云英+常量石灰晚施,即在紫云英翻壓5 d后全量施用石灰;GM5LL,紫云英+減量石灰晚施,即在紫云英翻壓5 d后減量施用石灰。

2021年11月向各盆中撒播紫云英種子30粒,待發芽后適時間苗,每盆保留10株長勢較旺的紫云英幼苗,正常田間管理,至2022年4月初將所有盆栽中盛花期的紫云英整株拔出,切成長度5 cm的小段,充分混勻并向各盆中添加紫云英。

以紫云英和石灰常規用量(分別為22 500、3 000 kg·hm-2)、土壤耕作層2 250 000 kg·hm-2為基準,計算盆栽試驗中的紫云英和石灰用量,經折算,每盆紫云英的鮮草添加量為100 g,石灰添加量為13.3 g(減量處理為6.7 g)。

2022年4月13日統一進行紫云英翻壓,同時向GM0HL處理添加石灰;4月18日,向GM5HL和GM5LL處理添加相應量的石灰。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質量分數46.4%,中國農業生產資料集團有限公司)1.5 g、鈣鎂磷肥(P2O5質量分數16.0%,個舊市豐收磷化工有限公司)2.4 g、氯化鉀(K2O質量分數62.0%,中化化肥有限公司)0.9 g。磷、鉀肥作為基肥一次性施入,氮肥基施60%,分蘗期追施40%。盆栽放置于露天網室內,水稻全生育期定期補充水分,保持水深3～5 cm,7月20日收獲。

1.3 樣品采集與指標測定

分蘗盛期,將各處理3個重復中的水稻樣品小心拔出,帶回實驗室進行測定,保留剩余的3個重復直至成熟期采樣。稻谷成熟后,現場采集稻谷和秸稈樣品,小心地將水稻根系從盆中取出,同時使用土鉆采集桶內0～20 cm的土壤樣品,每桶約500 g。所有樣品均在現場貼好標簽,帶回實驗室處理。

將采集的水稻各部分樣品用自來水充分清洗,洗去附著在表面的灰塵和泥垢。參照胡瑩等[12]的方法測定根表鐵膜Fe(DCB-Fe)和根表鐵膜Cd(DCB-Cd)含量,提取方法簡述如下:水稻根系(鮮樣)經超聲波清洗后,用超純水進一步洗凈,吸干表面水分后,自根基部將根系剪斷并稱重,放入100 mL塑料瓶中,加入由40 mL 0.3 mol·L-1的Na3C6H5O7·2H2O與5 mL 1.0 mol·L-1的NaHCO3組成的混合液中,隨后準確添加1.0 g Na2S2O4,于25 ℃條件下振蕩3 h(轉速200 r·min-1),過濾后將提取液轉移至100 mL容量瓶中,使用超純水徹底清洗根系并將清洗液一并轉移至容量瓶中定容。

將經過提取并沖洗干凈的水稻根系和地上部分于80 ℃烘至質量恒定,使用ZM200超離心粉碎儀(德國 Retsch)粉碎并過0.25 mm孔篩。水稻根系、秸稈、糙米采用HNO3-HClO4(體積比9∶1)濕法消解后儲存備用,使用Agilent 7890電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS,美國Agilent)測定樣品中的Cd含量。

去除土壤樣品中石粒與植物殘體等雜物后,在實驗室內風干,搗碎,用四分法獲取約200 g樣品,全部研磨并過2 mm和0.149 mm孔徑的尼龍篩,保存備用。采用行業通用方法[13]測定土壤基本理化性狀:土壤pH值采用水浸提(土液質量體積比1∶2.5),pH計法測定[FiveEasy Plus FE28-Standard 臺式pH計,梅特勒托利多科技(中國)有限公司];有機質含量采用重鉻酸鉀氧化-硫酸亞鐵滴定法測定;全氮含量采用濃硫酸-硒粉-硫酸銅-硫酸鉀消解,凱氏定氮法測定;有效磷含量采用鹽酸-氟化銨浸提,鉬銻抗比色法(UV8100紫外可見分光光度計,北京萊伯泰科儀器股份有限公司)測定;速效鉀含量采用乙酸銨浸提,火焰光度法(FP6410火焰光度計,上海儀電分析儀器有限公司)測定。土壤全Cd含量采用HCl-HNO3-HF-HClO4混合酸消解;有效態Cd含量采用0.005 mol·L-1DTPA-0.1 mol·L-1TEA-0.01 mol·L-1CaCl2提取液[14]在土液質量體積比1∶5的條件下180 r·min-1振蕩浸提2 h,取過濾液。使用ICP-MS測定土壤總Cd和有效態Cd含量。

分別在翻壓紫云英后的第1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、15、18、21、24天,使用FJA-6土壤氧化還原電位去極化法自動測定儀(南京傳滴儀器設備有限公司)測定土壤的氧化還原電位(Eh),將復合電極頭插入盆栽土壤中10 cm,每盆測定5個點位的Eh,取平均值。

使用5300DV電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES,美國PerkinElmer)測定樣品中的Fe含量,使用ICP-MS測定樣品中的Cd含量。分別使用國家標準物質GBW07603灌木枝葉成分分析標準物質和GBW07560土壤(江西九江)成分分析標準物質對植株和土壤樣品的Cd含量測定進行質量控制,其回收率分別為97.2%和95.7%,滿足質量控制的要求。

1.4 數據處理

參照文獻[15]的方法計算Cd在水稻植株體內的轉移系數(TF)。

使用Excel 2019軟件整理數據。將試驗處理作為獨立因子,使用SPSS 24.0軟件進行單因素方差分析(one-way ANOVA),對有顯著(P<0.05)差異的,采用最小顯著差數法(LSD)進行多重比較。使用Origin 8.5軟件繪制相關圖表。

2 結果與分析

2.1 不同處理對土壤基本理化性狀的影響

與CK相比,單純翻壓紫云英(GM處理)并不會對土壤pH值和有效態Cd含量產生顯著影響(表1),但會顯著提高土壤中的有機質含量,增幅為10.14%。翻壓紫云英后施用石灰可以顯著提高土壤pH值,pH值的增加幅度隨石灰用量增加而呈現顯著差異,但石灰的施用時間并無顯著影響,常量施用石灰(GM0HL和GM5HL處理)時,土壤pH值增加了0.75～0.78個pH單位,減量添加石灰(GM5LL處理)時,土壤pH值提高了0.38個pH單位。與單純翻壓紫云英的GM處理相比,翻壓紫云英后配施石灰對土壤有機質含量并無顯著影響,但土壤有效態Cd含量顯著降低。常量施用石灰(GM0HL和GM5HL)時,石灰的施用時間對土壤有效態Cd含量無顯著影響,二者的土壤有效態Cd含量較GM處理分別顯著降低41.28%、39.50%,較減量施用石灰的GM5LL處理分別顯著下降25.00%和22.72%。GM5LL處理的土壤有效態Cd含量顯著低于GM處理,降幅21.71%,但與CK沒有顯著差異。土壤有效態Cd含量(y)與土壤pH值(x)的變化趨勢基本一致,擬合的回歸方程為y=-0.126 1x+1.027 2[決定系數(R2)值為0.869 9],說明土壤pH值是影響土壤有效態Cd含量的關鍵因素之一。

表1 不同處理的土壤pH值及有機質、有效態Cd含量Table 1 Soil pH and contents of organic matter and available Cd

相較于CK,翻壓紫云英后各處理的土壤Eh值均逐漸下降(圖1)。翻壓紫云英后的第1天,除GM0HL處理的土壤Eh僅下降16.3 mV,與CK沒有顯著差異外,其他處理的土壤Eh較CK顯著下降47.8～58.8 mV,但處理間沒有顯著差異。這可能是因為,翻壓紫云英后紫云英腐解過程對氧氣的消耗能夠大幅度地降低土壤的Eh。翻壓紫云英后的第2～5天,GM0HL處理與GM、GM5HL、GM5LL處理的土壤Eh逐漸降低,且處理間沒有顯著差異,表明調酸材料的加入對紫云英腐解過程中土壤Eh的影響非常有限,僅能持續1 d左右,且其影響可能主要來自于調酸材料添加時對表層土壤的擾動導致土壤通氣狀況發生變化。在翻壓紫云英后的第5天,GM5HL和GM5LL處理增施石灰,隔天土壤Eh值出現了大幅回升,相較于第5天分別增加了27.3、34.2 mV,顯著高于GM和GM0HL處理。隨后,各處理的土壤Eh值快速下降。在紫云英翻壓后的第12～24天,添加了石灰的處理(GM0HL、GM5HL、GM5LL)的土壤Eh較GM處理顯著高出20.0～39.8 mV,說明石灰的加入有助于改善土壤中的還原性氛圍,這可能與石灰作為一種堿性材料對土壤中還原性物質的中和作用有關。

圖1 不同處理的土壤氧化還原電位(Eh)變化Fig.1 Dynamics of soil redox potential potential (Eh) under treatments

2.2 不同處理對水稻根系DCB-Fe和DCB-Cd含量的影響

成熟期水稻根系的DCB-Fe和DCB-Cd含量大幅低于分蘗期(圖2)。

DCB-Fe,根表鐵膜鐵含量;DCB-Cd,根表鐵膜鎘含量。同一生育期柱上無相同字母的表示處理間差異顯著(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.圖2 不同生育期各處理水稻根系的根表鐵膜鐵、鎘含量Fig.2 Content of Fe and Cd in root iron plaque under treatments at different growth stages

在分蘗期,翻壓紫云英后施用石灰顯著抑制了分蘗期水稻根表鐵膜的生成,導致DCB-Fe和DCB-Cd的含量顯著低于CK和GM處理,但CK和GM間并無顯著差異。與CK相比,GM0HL、GM5HL、GM5LL的DCB-Fe含量分別顯著下降43.34%、38.82%、29.00%,DCB-Cd含量分別顯著下降43.72%、35.56%、12.72%,兩者之間具有良好的一致性。總的來看,單獨翻壓紫云英并不會對水稻根表鐵膜的生成產生顯著影響,石灰對水稻根表鐵膜的抑制作用隨施用量的增加而增強。

在成熟期,GM5LL處理與GM、CK處理的DCB-Fe含量沒有顯著差異,但GM0HL和GM5HL的DCB-Fe含量仍顯著低于CK處理15.82%和11.07%。相較于GM處理,GM0HL、CK、GM5HL處理的DCB-Cd含量分別顯著降低了44.98%、29.53%、29.07%。翻壓紫云英后,水稻成熟期的DCB-Cd含量顯著高于CK處理,說明紫云英的翻壓可提高根表鐵膜對Cd的截留效果,但增施石灰后反而與CK的差異不顯著,推測可能與土壤pH升高抑制鐵膜生成有關。

2.3 不同處理對水稻Cd含量的影響

分別檢測分蘗期和成熟期水稻根系(去除根表鐵膜后)、秸稈和糙米(僅成熟期)的Cd含量,結果顯示,分蘗期各處理的水稻根系Cd含量在11.36～13.25 mg·kg-1(圖3),各處理相比,僅GM5HL處理的根系Cd含量顯著低于CK,降幅為13.28%。分蘗期的水稻秸稈中,GM處理的Cd含量最高(11.90 mg·kg-1),顯著高于其他處理;其次為CK處理(9.99 mg·kg-1),較GM處理顯著下降了16.05%;GM5HL處理的Cd含量最低(7.31 mg·kg-1),GM0HL處理的Cd含量次低(8.65 mg·kg-1),二者均顯著低于CK,分別僅為CK處理的73.17%和86.59%。施用石灰導致分蘗期水稻根系和秸稈Cd含量降低,可能與石灰提高土壤pH值、抑制土壤中Cd的生物有效性有關。

同一部位柱上無相同字母的表示處理間差異顯著(P<0.05)。Bars marked without the same letters indicate significant difference within treatments for the same part at P<0.05.圖3 分蘗期(A)和成熟期(B)各處理水稻不同部位的Cd含量Fig.3 Cd contents in different parts of rice at tillering stage(A) and mature stage (B) under treatments

單純翻壓紫云英較CK顯著增加了成熟期水稻根系中的Cd含量,增幅為45.47%。在此基礎上施用石灰則會顯著降低根系中的Cd含量,相較于GM處理,GM0HL、GM5HL和GM5LL處理的水稻根系Cd含量分別降低了27.72%、24.93%和14.77%;減量施用石灰的GM5LL處理根系中的Cd含量顯著高于常量石灰處理(GM0HL和GM5HL)。各處理的秸稈Cd含量相比,僅GM0HL處理的顯著低于CK,降幅為15.75%。與CK相比,單純翻壓紫云英并不能顯著降低糙米中的Cd含量,但增施石灰后,糙米中的Cd含量顯著降低,GM0HL、GM5LL和GM5HL處理分別降低了43.00%、45.82%、51.59%。增施石灰的處理中,GM5HL處理對糙米的降Cd效果要優于GM0HL處理,說明石灰的施用時機也會對水稻的Cd吸收產生影響。

分別測算不同生育期Cd從根表鐵膜到根、從根到秸稈,和從秸稈到糙米的轉運系數(分別簡記為TF1、TF2、TF3)。分蘗期時,相較于GM處理,紫云英翻壓后施用石灰顯著提高了TF1(表2),GM0HL、GM5HL、GM5LL處理的增幅分別為80.7%、52.5%和25.4%。相較于CK,僅單獨翻壓紫云英的處理顯著提高了TF2。成熟期時,GM0HL處理的Cd的TF1顯著高于其他處理(表3),較CK和GM處理分別提高了34.6%和29.6%;GM0HL、GM5HL、GM5LL處理的TF2和TF3均顯著低于CK,說明石灰的加入能夠顯著抑制Cd在水稻植株內部的遷移轉運。

表2 分蘗期各處理的水稻Cd轉運系數Table 2 Cd translocation factor of rice at tillering stage under treatments

表3 成熟期各處理的水稻Cd轉運系數Table 3 Cd translocation factor of rice at mature stage under treatments

2.4 不同因子與水稻Cd含量的相關性及主成分分析

在分蘗期:根表鐵膜Fe含量與根表鐵膜Cd含量、秸稈Cd含量呈極顯著(P<0.01)正相關(表4),但與根系Cd含量無顯著相關性;根表鐵膜Cd含量與根系和秸稈中的Cd含量分別呈顯著和極顯著正相關。DCB-Fe與DCB-Cd含量呈現正相關,說明根表鐵膜對Cd具有明顯的吸附作用。在成熟期:根表鐵膜Fe含量與秸稈和糙米中的Cd含量呈極顯著正相關;根表鐵膜Cd含量與根系Cd含量呈極顯著正相關。

表4 不同生育期根表鐵膜與水稻不同部位Cd含量的相關性Table 4 Correlation within root iron plaque and Cd content in different parts of rice at different growth stages

在本研究中,不論是分蘗期還是成熟期的水稻樣品,秸稈Cd含量與根系Cd含量的相關性都不顯著;但有不少研究發現,水稻根系和秸稈Cd含量存在相關性[16]。導致本文研究結論與其他文獻存在差異的原因可能與既往研究未嚴格區分根表鐵膜的Cd與根系細胞中的Cd有關。過往大多數研究認為,水稻根表鐵膜能抑制水稻對Cd的吸收,降低水稻植株體內的Cd含量[17]。本文發現,DCB-Fe與水稻各部位Cd含量呈現不同程度的正相關,與Liu等[18]的研究結論類似,可能與本研究中水稻根表鐵膜的厚度較薄有關。有研究發現,根表鐵膜對水稻Cd的吸收究竟表現為促進還是抑制作用,主要取決于根表鐵膜的厚度[19-20]。劉文菊等[21]認為,根表鐵膜對水稻Cd的吸收呈現先促進后抑制的作用,當水稻根表鐵氧化物的數量小于8 300 mg·kg-1(以干重計)時,水稻地上部的Cd含量與鐵膜含量呈現正相關,大于該數值后才表現為負相關。

就土壤性狀與DCB-Fe及DCB-Cd的含量進行相關性分析,結果顯示,Eh與土壤pH和有機質含量分別呈顯著和極顯著負相關(表5)。土壤pH與有效態Cd含量、分蘗期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著負相關。土壤有機質含量與成熟期的DCB-Fe含量呈顯著負相關。土壤有效態Cd含量與分蘗期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關,與成熟期的DCB-Cd含量呈顯著正相關。分蘗期的DCB-Fe含量與成熟期的DCB-Fe含量和分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關,與成熟期的DCB-Cd含量呈顯著正相關。成熟期的DCB-Fe與分蘗期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關。分蘗期的DCB-Cd含量與成熟期的DCB-Cd含量呈極顯著正相關。

表5 土壤性狀與根表鐵膜Fe及根表鐵膜Cd含量的相關性Table 5 Correlation within soil properties and root iron plaque and Cd content in iron plaque

將初始特征值λ>1設定為篩選主成分的指標[22],共獲得兩個主成分,其中第一主成分(PCA1)的貢獻率為71.03%,第二主成分(PCA2)的貢獻率為15.09%,兩個主成分的累積貢獻率達到86.12%,超過80%,說明這兩個主成分已經能夠較好地反映原始指標所包含的絕大部分信息。土壤pH值、分蘗期的DCB-Fe含量、成熟期的DCB-Fe含量、分蘗期的DCB-Cd含量、成熟期的DCB-Cd含量和土壤有效態Cd含量在PCA1上有較大的載荷(圖4),分別為-0.861、0.884、0.775、0.824、0.912、0.924。由于分蘗期DCB-Fe含量、成熟期DCB-Fe含量、成熟期DCB-Cd含量和土壤有效態Cd含量與土壤pH值呈極顯著負相關,因此可以認為PCA1是與土壤pH密切相關的因子。土壤Eh和有機質含量在PCA2上的載荷分別為0.922和-0.843,兩者呈極顯著負相關,因此也可以認為PCA2是與土壤有機質含量有關的因子。

PCA1,第一主成分;PCA2,第二主成分;Eh,土壤氧化還原電位;A-Cd,土壤有效態Cd含量;OM,土壤有機質含量;TDCB-Fe,分蘗期水稻根表鐵膜Fe含量;MDCB-Fe,成熟期水稻根表鐵膜Fe含量;TDCB-Cd,分蘗期水稻根表鐵膜Cd含量;MDCB-Cd,成熟期水稻根表鐵膜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.圖4 主成分載荷矩陣圖Fig.4 Principal component loading matrix

從主成分分析結果看,紫云英翻壓及石灰等調酸劑的使用主要通過影響土壤pH,進而影響水稻根表鐵膜Fe含量和鐵膜厚度,從而阻隔水稻對Cd的吸收。同時,紫云英的腐解在早期降低了土壤Eh,在后期隨著秸稈腐殖化增加了土壤有機質,均有助于抑制水稻對Cd的吸收。

3 討論

3.1 紫云英種植和還田對土壤Cd生物有效性的影響

紫云英等綠肥作物具有天然的固氮作用,在我國南方稻區被廣泛種植,其種植和翻壓能在一定程度上提高土壤的有機質含量,豐富土壤微生物區系,對于減少化肥使用、提高水稻產量具有積極的作用。部分研究發現,紫云英的種植和翻壓能夠降低土壤中的有效態Cd含量,抑制水稻對Cd的吸收[23]。作者團隊前期的研究發現,長期種植和翻壓紫云英并不會對耕作層中的全Cd含量產生明顯的影響,反而會在一定程度上增加活性態Cd在全Cd中的占比[24]。

學術界已就紫云英對土壤Cd有效性的影響開展了大量的研究,但研究結果間也存在較大的爭議。部分研究發現,紫云英的種植和翻壓會降低土壤pH值[25-26],但也有研究持相反意見[27]。張成蘭等[28]經過7 a的定位試驗發現,與單純施用化肥相比,翻壓不同質量的紫云英后,土壤pH值顯著下降0.39～0.58個pH單位。長期定位試驗發現,相較于純化肥處理,當紫云英施用量為22 500 kg·hm-2時,土壤pH值從6.13下降到了5.09[29]。普遍認為,綠肥腐解過程中釋放的有機酸會增加土壤中游離H+的濃度,同時紫云英殘體的腐殖化會增加土壤有機質含量,進而促進水稻根系的發育和呼吸作用,從而產生更多的游離H+,進一步降低土壤pH值[28,30]。土壤pH的變化會導致土壤溶液中的Cd2+在土壤顆粒表面的競爭性吸附能力發生變化,將對土壤中的有效態Cd含量產生明顯影響[31]。一般地,土壤pH值下降往往意味著有效態Cd含量的增加。這可能是部分研究認為施用紫云英會導致土壤有效態Cd含量增加的重要原因。

從本研究看,單獨種植和翻壓紫云英并未導致土壤酸化,也未對土壤有效態Cd含量產生顯著影響。這可能與種植和翻壓紫云英時間較短有關。可以認為,短期內種植紫云英并不會對土壤有效態Cd產生明顯的影響,適當補充石灰等堿性材料有助于緩解紫云英常年種植對土壤的酸化作用。

3.2 紫云英配合調酸材料對根表鐵膜形成的影響

根表鐵膜是水稻等作物在淹水條件下,根際周邊土壤中的Fe2+和Mn2+等金屬離子被水稻根表所分泌的氧氣氧化而形成的一層覆蓋在水稻根表的結晶態和無定型態的鐵氧化物或氫氧化物膠膜[32-33]。影響水稻根表鐵膜形成的主要因素包括土壤溶液中的Fe2+濃度、根系泌氧所形成的微氧化環境,以及土壤pH、Eh、溫度、無機碳含量、可溶性鹽含量、有機質含量和陽離子交換量等[34-35]。

紫云英等綠肥作物翻壓后的腐解過程可分為快速腐解期和緩慢腐解期[36]。在快速腐解期,秸稈中的可溶性有機物和無機養分較多,微生物活性較強,是一個大量耗氧的過程,將大幅增加土壤的還原程度和還原性物質的含量[37];在腐解后期,主要是秸稈中的纖維素等物質的腐殖化,土壤微生物活動大幅減弱[38]。有研究發現,紫云英翻壓后的10 d內,土壤Eh平均下降32.76～57.26 mV[39],土壤中的還原物質總量顯著高于未翻壓區[37];因此,有研究甚至提出應在翻壓綠肥15～20 d后進行作物移栽,以避免還原性物質對作物的毒害[40]。本研究發現,翻壓后的第1天,GM0HL處理的土壤Eh顯著高于GM處理。在翻壓后的第6天,隨著石灰的加入,GM5HL和GM5LL處理的土壤Eh值顯著高于GM處理。這表明石灰的加入中和了土壤中存在的還原性物質,這一趨勢在石灰添加后的當天非常明顯,但隨后添加了石灰的各處理的土壤Eh逐漸趨同,直到翻壓12 d后,GM0HL、GM5HL、GH5LL處理的土壤Eh顯著高于GM處理,各處理間逐漸拉開差距,說明土壤pH值的升高有助于改善紫云英翻壓后的還原性氛圍。

針對水稻DCB-Fe含量的分析表明,石灰的加入顯著降低了分蘗期的根表鐵膜Fe含量和鐵膜厚度,但只有常量施用石灰的處理(GM0HL和GM5HL)成熟期根表鐵膜的Fe含量顯著低于CK。在不同的生育階段,GM處理的DCB-Fe含量與CK始終沒有顯著差異。這表明,雖然紫云英的翻壓腐解在前期會對土壤Eh產生影響,但這種影響是短暫的,隨著紫云英快速腐解期的結束,即使在較低的Eh環境下,紫云英翻壓也沒有對分蘗期和成熟期的水稻根表鐵膜厚度產生顯著影響。一般認為,強烈的還原性氛圍將刺激水稻根系充分泌氧,刺激根表鐵膜的形成,從而減輕還原態離子對植物的毒害作用[34]。在本研究中,向盆栽中添加石灰調節土壤的還原性氛圍,提高了紫云英翻壓后土壤的Eh,土壤中部分還原態的Fe2+轉化為Fe3+。相較于Fe2+,Fe3+活性較低,易被土壤顆粒吸附,在根際土壤中的移動性和遷移能力也更弱[41];因此,相較于GM處理,添加了石灰的處理中水稻根系DCB-Fe含量明顯下降。

鐵氧化物為兩性膠體,可以吸附大量的Cd2+離子。當根表鐵氧化物數量未達到飽和量前,根表鐵膜能促進水稻對Cd的吸收;當水稻根系被鐵膜完全包被后,即使鐵膜進一步增厚,根系與鐵膜界面的接觸面也不再發生變化,吸附在鐵膜外的Cd2+需要經過解吸和跨越鐵膜運輸才能達到根表,因而會抑制水稻對Cd吸收。這正是部分研究發現鐵膜含量對Cd吸收存在拐點的原因[21]。本研究中,石灰的加入減少了根表鐵膜的生成,因而根表鐵膜Fe含量不再成為影響水稻Cd吸收的主要因子。

3.3 紫云英配合調酸材料對水稻Cd吸收的影響

大量研究表明,土壤Eh會顯著影響土壤中Cd的形態[42]:當土壤Eh降低時,土壤中的硫元素還原成S2-,從而與Cd2+形成難以被作物吸收利用的CdS沉淀;而當Eh升高時,難溶性的CdS沉淀會發生氧化分解,Cd的遷移性和生物有效性將得到提升[43]。土壤pH直接影響土壤顆粒表面的電荷性質,從而改變土壤對Cd的吸附能力和Cd的形態[44],在較高的pH值下,土壤中的OH-可能與土壤中的Cd2+結合形成更難以被作物吸收利用的氫氧化物或碳酸鹽結合態沉淀[45-46]。

本研究中,翻壓紫云英后土壤Eh顯著低于CK,但添加石灰處理后,土壤Eh顯著高于單純紫云英翻壓的處理。這也就意味著,在紫云英快速腐解階段,土壤中Cd的活性呈現為CK處理最高,而其他添加了石灰的處理較低的狀態,單一因子已經不足以解釋糙米Cd含量的變化趨勢。為了解水稻DCB-Fe、DCB-Cd含量以及紫云英腐解過程中土壤Eh、pH、有機質含量對糙米中Cd的影響,本文對其進行相關性分析和主成分分析,結果顯示,PCA1是與土壤pH密切相關的因子,PCA2是與土壤有機質含量有關的因子。綜合本文研究結果推測,紫云英翻壓以及石灰等調酸劑的使用,一方面通過影響土壤pH,進而影響水稻根表鐵膜的形成;另一方面,紫云英的腐解在早期降低了土壤Eh,在后期隨著秸稈腐殖化增加了土壤有機質,降低土壤中Cd的有效性。上述兩方面共同作用,抑制水稻對Cd的吸收。

綜上,在紫云英翻壓后5 d減半量施用石灰,有助于維持根系周邊較強的還原性氛圍,促進根表鐵膜的生成,提高土壤pH值和有機質含量,在多因素的共同作用下有效實現降低糙米Cd含量的效果。通過減少石灰的用量,既節約了資源,又降低了Cd污染耕地的治理成本。