龔海軍,劉昭兵,紀雄輝,彭 華
(1.岳陽市農(nóng)業(yè)科學研究所,湖南 岳陽 414000;2.湖南省土壤肥料研究所,湖南長沙 410125;3.湖南省農(nóng)業(yè)環(huán)境研究中心,湖南 長沙 410125)
一直以來,Cd、Pb等被認為是最具毒害的環(huán)境污染元素[1-4]。Cd能破壞人體骨骼系統(tǒng),引發(fā)所謂的“骨痛病”[5],Pb可對人的骨髓造血系統(tǒng)和神經(jīng)系統(tǒng)造成損害,引起心血管、腎臟等器官的病變[6]。Cd、Pb具有較強的遷移性,尤其通過污染食物鏈,對人和動物危害極大。隨著工業(yè)的快速發(fā)展,我國受重金屬Cd、Pb污染的耕地面積也日趨擴大[7],解決污染耕地糧食生產(chǎn)的品質(zhì)安全問題已刻不容緩。如何行之有效地切斷污染物的食物鏈傳遞途徑,已成為環(huán)境科學領(lǐng)域的研究熱點。目前,國內(nèi)已有不少利用土壤改良劑控制污染土壤水稻對Cd、Pb的吸收累積,降低糙米Cd、Pb含量的研究報道[8-11],這對控制污染土壤重金屬的遷移,切斷污染物的食物鏈途徑具有重要的參考價值。筆者試將一種新的土壤改良劑應用于污染土壤,研究其對水稻吸收累積Cd、Pb的影響,為污染土壤上稻米的安全生產(chǎn)提供理論依據(jù)和技術(shù)支持。
供試土壤分別為采自湖南省岳陽市某礦區(qū)Cd、Pb污染的水稻土(第四紀紅壤發(fā)育的紅黃泥)和湖南省湘陰縣Cd、Pb污染的水稻土(河流沖積物形成的潮泥田)。土壤采回后經(jīng)風干、磨細、過5mm篩后待用,土壤基本理化性狀見表1。
表1 供試土壤理化性質(zhì)
水稻品種為湘早秈31號。水稻育秧于無重金屬污染土壤上進行,3月中旬播種,4月下旬移栽秧苗,每盆2蔸,每蔸2株。水稻于7月中旬收獲。
土壤改良劑來自中國臺北的“農(nóng)大夫—地保2號”,為灰色粉末狀固體,又名“土壤還原素”。pH值(液土比 2.5∶1)為 8.62,重金屬 Cd、Pb 含量未檢出。該物質(zhì)主要含鉀0.41%、硅16.4%、鉬0.01%、鋅0.28%、硒0.0015%、硫0.02%、鑭0.06%、鈣0.02%、錳0.41%。
1.4.1 盆栽試驗 每盆加入經(jīng)過前處理的土壤5 kg,基肥用量為每盆加入尿素1.63 g、磷酸二氫鉀0.72 g、氯化鉀1.25 g,淹水7 d后移栽秧苗。土壤改良劑分別于水稻分蘗期和抽穗期施入土壤,每個土壤設(shè)置4個處理,代碼為H-0、H-1、H-2和 H-3,土壤改良劑用量分別為0、4、8和12 g/kg,3次重復。采用自來水灌溉,pH值6.9,水中Cd、Pb含量未檢出。
1.4.2 樣品分析 灌溉水樣Cd采用螯合萃取法(GB 7475-87);土壤及土壤改良劑全量Cd、Pb采用HNO3-HClO4-HF消煮;有效態(tài)Cd、Pb采用DTPA提取[12],于水稻收獲時取樣;稻谷經(jīng)去糙打粉后采用HNO3-HClO4濕法消煮,并帶標準物質(zhì)進行質(zhì)量控制。分析所用器皿均以稀硝酸溶液浸泡過夜,Cd、Pb使用原子吸收光譜法測定(AA240FS型,美國瓦里安)。其他指標的測定采用常規(guī)方法[13]。
1.4.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計 運用Excel 2003和DPS 3.01專業(yè)版進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計和方差分析。
試驗結(jié)果表明,施用土壤改良劑對兩種供試土壤的pH值均有顯著影響(圖1)。潮泥田和紅黃泥隨土壤改良劑施用量的增加pH值上升,當改良劑施用量達到8 g/kg時兩種土壤的pH值均顯著高于對照(H-0),說明施用土壤改良劑對提高酸性土壤的pH值作用更明顯,而其堿性(pH值 8.62)是導致土壤pH值升高的主要原因。
圖1 施土壤改良劑后土壤pH值變化
由圖2可以看出,施用土壤改良劑對兩種供試土壤的有效態(tài)Cd、Pb含量影響顯著。潮泥田有效態(tài)Cd含量隨土壤改良劑施用量的增加而降低,當土壤改良劑施用量達到4 g/kg時有效態(tài)Cd含量低于對照(H-0)30.8%(P<0.05);有效態(tài) Pb含量的變化趨勢略有不同,隨土壤改良劑施用量的增加先降低,后略有升高,當土壤改良劑施用量達到8 g/kg時有效態(tài)Pb含量比對照降低21.9%(P<0.05)。紅黃泥施用土壤改良劑后有效態(tài)Cd含量的變化趨勢與潮泥田基本相同,當土壤改良劑施用量達到8 g/kg時,與對照相比有效態(tài)Cd含量的降幅達30.7%(P<0.05);有效態(tài)Pb含量的變化趨勢更為明顯,隨土壤改良劑施用量的增加而降低,當土壤改良劑施用量達到8 g/kg時有效態(tài)Pb含量比對照低24.4%(P<0.05),當其施用量增至12 g/kg時,土壤有效態(tài)Pb含量的降幅達 54.3%(P<0.01)。
圖2 施土壤改良劑后土壤有效態(tài)Cd、Pb含量變化
土壤有效態(tài)Cd、Pb是指以離子狀態(tài)吸附在帶電荷的土壤膠體表面,可被植物吸收利用的那部分[14]。該土壤改良劑堿性可提高土壤pH值,并對土壤理化性狀產(chǎn)生一定影響,甚至引發(fā)一系列的氧化還原反應。施用土壤改良劑后,導致土壤有效態(tài)Cd、Pb含量發(fā)生顯著變化的原因與土壤pH值的變化及土壤理化性狀得以改善有關(guān)。一方面土壤pH值的提高直接導致了土壤有效態(tài)Cd、Pb含量下降,另一方面土壤理化性狀的改善可能增強了土壤對Cd、Pb的吸附能力,從而降低其生物有效性。
施用土壤改良劑后,兩種土壤的水稻產(chǎn)量變化基本相似(圖3)。與對照相比,在土壤改良劑施用量為4 g/kg時兩種土壤的水稻產(chǎn)量略有增加,但均未達到顯著性水平,此后隨著土壤改良劑施用量的增加,水稻產(chǎn)量降低,在其施用量為12 g/kg時兩種土壤的水稻產(chǎn)量顯著低于對照,說明土壤改良劑在低用量水平時有一定增產(chǎn)作用,超過一定用量后反而導致水稻減產(chǎn)。其對水稻產(chǎn)量的影響與諸多因素有關(guān),有待進一步探明。
圖3 施土壤改良劑后水稻產(chǎn)量變化
圖4 施土壤改良劑后水稻糙米Cd、Pb含量變化
施用土壤改良劑后,兩種供試土壤的水稻糙米Cd、Pb含量隨其施用量的增加而降低(圖4)。對于潮泥田而言,當土壤改良劑施用量達到8 g/kg時,水稻糙米 Cd、Pb含量分別比對照(H-0)降低18.4%(P<0.05)和 20.3%(P<0.05);而當改良劑施用量增加到12 g/kg時,糙米Pb含量略有增加,這與土壤有效態(tài)Pb含量的變化趨勢相同。紅黃泥施用土壤改良劑后水稻糙米Cd、Pb含量的變化趨勢基本相同,當土壤改良劑施用量為4 g/kg時水稻糙米Cd、Pb含量已顯著低于對照,降幅分別為22.8%和24.2%;當其施用量增加到12 g/kg時,水稻糙米Cd、Pb含量分別低于對照40.2%(P<0.01)和51.7%(P<0.01)。
作物吸收重金屬與眾多因素有關(guān),而土壤中有效態(tài)重金屬的含量水平是影響其吸收累積的關(guān)鍵因素之一。分析認為,施用土壤改良劑后土壤有效態(tài)Cd、Pb含量下降是導致糙米中其含量降低的主要原因;此外,土壤改良劑中存在的某些拮抗元素(如鋅、鑭等)以及施入土壤后土壤理化性狀的改善均有可能降低作物對Cd、Pb的吸收累積,但其作用機理還有待進一步探明。
已有大量的研究表明,土壤有效態(tài)重金屬含量與植物吸收量具有良好的相關(guān)性[15]。從表2的分析結(jié)果可以看出,施用土壤改良劑后,兩種供試土壤(潮泥田和紅黃泥)的有效態(tài)Cd、Pb含量與水稻糙米Cd、Pb含量呈極顯著線性正相關(guān),隨土壤有效態(tài)Cd、Pb含量的降低,水稻糙米Cd、Pb含量下降。但兩種土壤的試驗結(jié)果存在較大差異,潮泥田有效態(tài)Cd含量對水稻糙米累積Cd的影響程度要高出紅黃泥近2倍,對Pb而言其影響程度甚至高出紅黃泥近10倍。推測認為,造成這種差異的原因可能與土壤理化性質(zhì)及重金屬Cd、Pb含量有關(guān),而其中土壤pH值的差異(潮泥田pH值 5.04,紅黃泥pH值7.20)可能是最主要的原因,因此,利用土壤改良劑降低污染土壤Cd、Pb的有效性,減少水稻糙米的Cd、Pb累積,可能對酸性土壤更有效。
表2 水稻糙米Cd、Pb含量(y)與土壤有效態(tài)Cd、Pb含量(x)的回歸分析
(1)施用土壤改良劑能顯著提高兩種土壤(潮泥田和紅黃泥)的pH值,降低土壤有效態(tài)Cd、Pb及水稻糙米Cd、Pb含量。
(2)土壤改良劑對污染土壤水稻吸收累積Cd、Pb的影響程度與其用量、土壤pH值及土壤Cd、Pb含量有關(guān);對兩種土壤的有效態(tài)Cd、Pb含量與水稻糙米Cd、Pb含量相關(guān)性的進一步比較分析認為,利用土壤改良劑降低污染土壤Cd、Pb的有效性,減少水稻糙米Cd、Pb累積,可能對酸性土壤更有效。
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