曹艷艷, 胡鵬杰, 程 晨, 崔 旭②, 吳龍華

(1.山西農業(yè)大學資源環(huán)境學院, 山西 晉中 030600; 2.中國科學院南京土壤研究所/ 中國科學院土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室, 江蘇 南京 210008)

農田土壤鎘(Cd)污染不僅對農作物產生毒害作用,降低農作物的產量和質量,而且可通過土壤—作物—食物的遷移方式被人體吸收進而危害人體健康,因此,對重金屬污染土壤進行治理刻不容緩[1-3]。植物修復是一種原位修復技術,不僅可用于重度污染區(qū)的復墾,還可用于中輕度污染土壤的修復,是一種清潔、綠色環(huán)保型重金屬污染土壤的處理技術[4]。伴礦景天(Sedumplumbizincicola)是Cd和鋅(Zn)超積累植物,生物量大,生長速度快,適用于Cd污染農田的土壤修復[5-6]。將伴礦景天與水稻輪作是Cd污染農田土壤邊生產邊修復的重要方式。

磷(P)是作物生長所必需的大量元素,合理施用P肥對水稻生長和增產都起著重要作用[7],而且P肥通過各種過程影響重金屬在土壤中的活性,例如外源P能夠改變土壤中Cd的吸附-解吸、轉化和固持,并且能與活性Cd形成磷酸鹽類化合物,降低土壤中Cd的遷移特性及生物有效性,對Cd污染土壤有一定的修復效果[8]。但是施入土壤的P很容易被固定或隨土壤水分運動而流失,導致土壤中可溶性P濃度和作物對P肥的當季利用率都較低[9-11]。Zn是作物生長所必需的營養(yǎng)元素,在作物體內具有重要的生理作用,而且Cd和Zn通常是伴隨而生的,Zn肥可能通過拮抗作用來減少水稻對Cd的吸收。已有試驗證明,向Cd污染土壤中加入適量Zn,調節(jié)Cd/Zn比,可以減少Cd在水稻體內的富集[12-14]。對于超積累植物伴礦景天,有研究表明適當濃度的外源Zn有利于其生長和對Cd的吸收[15]。

在Cd污染土壤上,可以利用水稻和伴礦景天輪作來進行邊生產邊修復,但實際過程中采取何種措施來盡量減少稻米Cd吸收，保證稻米安全生產,同時還不影響伴礦景天修復效率,目前鮮見相關報道。該研究選擇Cd污染農田土壤,通過水稻和伴礦景天輪作,探討稻季施加P和Zn對土壤重金屬有效性、水稻生長和重金屬吸收以及對后茬伴礦景天生長和重金屬吸收的影響,以期為Cd污染農田的邊生產邊修復提供理論和技術參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自湖南湘潭某Cd污染修復基地耕層0～15 cm深度,經伴礦景天吸取修復3季,Cd含量已從0.64降低到0.28 mg·kg-1,Zn含量從95降低到73 mg·kg-1,pH值為4.63,有機質含量為31.2 g·kg-1,全量氮、磷、鉀含量分別為1.50、0.40和11.8 g·kg-1,速效氮、磷、鉀含量分別為93.0、0.68和56.0 mg·kg-1。將供試土壤風干、過2 mm孔徑尼龍篩,備用。供試水稻為短生育期品種W184以及伴礦景天幼苗。

1.2 試驗設計

盆栽試驗在中國科學院南京土壤研究所玻璃溫室進行。所有土壤統一施加尿素0.5 g·kg-1和K2HPO40.74 g·kg-1作為基肥(含P 100 mg·kg-1),在此基礎上共設5個處理,處理1為對照(CK),處理2(P200)和處理3(P400)施P量分別為200和400 mg·kg-1,即在基肥基礎上增施100和300 mg·kg-1P(以NaH2PO4形式加入),處理4(Zn10)和處理5(Zn20)分別增施Zn 10和20 mg·kg-1(以ZnCl2形式加入)。每個處理重復4盆,每盆裝土1.5 kg。2016年8月1日起每盆移栽水稻幼苗4穴,生長114 d后收獲,然后每盆移栽伴礦景天幼苗4株,生長105 d后收獲。水稻除分蘗末期和成熟期烤田,其余時間用去離子水澆灌,使盆中保持2～3 cm水層,并于抽穗期追施尿素0.3 g·kg-1;伴礦景天季土壤水分保持在最大田間持水量的70%左右,并于生長50 d時追施尿素0.2 g·kg-1。

1.3 樣品采集與測定

水稻成熟后收獲秸稈和稻穗,并用不銹鋼土鉆每盆取4鉆作為1個混合土樣。伴礦景天成熟后用同樣的方法采集土壤和地上部。植物樣先后用自來水、去離子水洗滌,105 °C殺青30 min,70 °C烘至恒重,稻穗脫粒、脫殼、磨粉,備用。土壤樣品風干、過2及0.15 mm孔徑尼龍篩,備用。

土壤理化性質參照文獻[16]25-109進行測定。速效P采用NH4F-HCl提取,鉬銻抗比色法測定[16]79-83,結果以土壤烘干基計算。土壤Cd、Zn全量采用HCL-HNO3(體積比1∶1)消化,植物Cd、Zn全量采用HNO3-H2O2(體積比3∶1)消化,并采用國家標準參比物質(土壤:GBW07405;植物:GBW10045)進行質量控制。土壤Cd、Zn有效性采用CaCl2提取法,即0.01 mol·L-1CaCl2(pH值7.0)按質量比為1∶10的土液比以180 r·min-1連續(xù)振蕩2 h,以3 000 r·min-1(離心半徑16 cm)離心5 min,將上清液過濾,待測。土壤全量和有效態(tài)Cd以及水稻秸稈和籽粒中Cd含量采用石墨爐原子吸收分光光度計(Varian SpectrAA 220Z)分析,土壤全量和有效態(tài)Zn、水稻秸稈和籽粒Zn以及伴礦景天Cd和Zn含量采用火焰原子吸收分光光度計(Varian SpectrAA 220FS)分析。所用試劑均為優(yōu)級純,標準物質測定結果均在允許范圍內。

1.4 數據分析

試驗處理所得的數據采用Excel 2013和SPSS 16.0軟件進行分析,不同處理間數據差異性分析采用方差分析法(LSD)進行多重比較,顯著性水平為0.05。

2 結果與分析

2.1 磷鋅處理對稻季土壤鎘、鋅、磷有效性的影響

由表1可知,與對照(P 100 mg·kg-1)相比,稻季增施P肥對土壤CaCl2提取態(tài)Cd和Zn含量影響不顯著,另外,P200和P400處理均顯著提高土壤速效P含量,分別升高66.3%和72.8%。

與對照相比,Zn20處理中CaCl2提取態(tài)Cd濃度顯著降低30%。增施Zn顯著提高土壤CaCl2提取態(tài)Zn含量,Zn20和Zn10處理分別使Zn含量升高166%和72%。

2.2 磷鋅處理對水稻生長和元素吸收的影響

與對照相比,P和Zn處理水稻秸稈和籽粒生物量均無顯著性差異(表2)。增施P肥使水稻秸稈P含量顯著升高,P200和P400處理分別是對照的2.3和5.3倍,籽粒中P含量有上升趨勢但未達顯著水平;與對照相比,P處理對秸稈Cd和Zn含量以及籽粒Zn含量影響均不顯著,但籽粒Cd含量有降低趨勢。Zn10和Zn20處理均顯著提高水稻秸稈P含量,但籽粒P含量均有所降低; Zn處理使秸稈Zn含量均顯著升高,Zn10和Zn20處理分別升高27.5%和53.6%。增施Zn使籽粒Cd含量顯著降低,Zn10和Zn20處理分別降低23.8%和28.6%,并且都降到國家食品安全限值0.2 mg·kg-1以下。

不同處理下,Cd、Zn和P由水稻秸稈到籽粒的轉運系數如表3所示,與對照相比,P和Zn處理都降低了Cd和P的轉運系數,同時Zn處理也降低了Zn的轉運系數。

表1磷鋅處理對稻季土壤鎘、鋅、磷有效性的影響

Table1EffectsofPorZntreatmentatriceseasononsoilavailableCd，ZnandP

處理w/(mg·kg-1)CaCl2-Cd CaCl2-Zn 速效P CK0.12±0.03a5.73±0.45c0.679±0.008cP2000.12±0.04a5.85±0.17c1.129±0.015bP4000.09±0.01ab5.46±0.69c1.173±0.004aZn100.08±0.01ab9.88±0.62b0.674±0.004cZn200.07±0.02b15.24±0.90a0.682±0.004c

CK為對照; 基肥施P量為100 mg·kg-1; P200和P400在基肥基礎上分別增施P 100和300 mg·kg-1; Zn10和Zn20分別增施Zn 10和20 mg·kg-1。同一列數據后英文小寫字母不同表示處理間某指標差異顯著(P<0.05)。

表2磷鋅處理對水稻生長和元素吸收的影響

Table2EffectsofPandZntreatmentsonricegrowthandelementsabsorption

處理秸稈生物量/(g·盆-1)籽粒生物量/(g·盆-1)秸稈籽粒w(Cd)/(mg·kg-1)w(Zn)/(mg·kg-1)w(P)/(g·kg-1)w(Cd)/(mg·kg-1)w(Zn)/(mg·kg-1)w(P)/(g·kg-1)CK12.2±1.1a12.9±2.9a1.18±0.34a153±29c0.06±0.02d0.21±0.01a26.1±3.8b1.22±0.17abP20013.0±0.5a13.4±0.7a1.23±0.36a159±22c0.14±0.02c0.21±0.02a25.7±1.3b1.27±0.23abP40013.0±1.5a14.8±1.3a1.21±0.14a133±14c0.32±0.02a0.18±0.01ab25.6±0.3b1.51±0.10aZn1012.7±0.5a13.5±1.0a1.29±0.07a195±8b0.18±0.01bc0.16±0.04b27.4±0.4ab1.17±0.14bZn2012.3±0.9a13.7±1.4a1.23±0.12a235±22a0.20±0.04b0.15±0.03b30.0±0.9a0.84±0.14c

CK為對照； 基肥施P量為100 mg·kg-1; P200和P400在基肥基礎上分別增施P 100和300 mg·kg-1; Zn10和Zn20分別增施Zn 10和20 mg·kg-1。同一列數據后英文小寫字母不同表示處理間某指標差異顯著(P<0.05)。

2.3 磷鋅處理對后茬土壤和伴礦景天生長及元素吸收的影響

與對照相比,稻季增施P處理后茬土壤中有效P含量有上升趨勢,但與稻季相比P含量顯著降低,稻季增施P對后茬土壤CaCl2提取態(tài)Cd含量無顯著影響(表4);在P400處理中土壤CaCl2提取態(tài)Zn含量顯著降低。增施Zn對后茬土壤CaCl2提取態(tài)Cd含量無明顯影響,但Zn10和Zn20處理分別使后茬土壤CaCl2提取態(tài)Zn含量升高90.1%和222.7%。

與對照相比,稻季增施P和Zn對后茬伴礦景天地上部干重和Cd含量都沒有產生明顯影響;Zn處理使伴礦景天Zn含量顯著升高,Zn10和Zn20處理分別升高24.8%和88.7%。

表3鎘、鋅、磷由水稻秸稈到籽粒的轉運系數

Table3TransfercoefficientsofCd，ZnandPfromstrawtograin

處理轉運系數Cd Zn P CK0.19±0.020.18±0.0521.95±5.79P2000.14±0.020.16±0.027.90±1.33P4000.15±0.020.20±0.023.36±1.30Zn100.13±0.020.14±0.016.65±1.41Zn200.12±0.020.13±0.015.28±1.59

CK為對照； 基肥施P量為100 mg·kg-1； P200和P400在基肥基礎上分別增施P 100和300 mg·kg-1; Zn10和Zn20分別增施Zn 10和20 mg·kg-1。

表4稻季磷鋅處理對后茬土壤及伴礦景天生物量和元素吸收的影響

Table4EffectsPandZntreatmentatriceseasonontheafter-reapsoil,growthandelementuptakeofSedumplumbizincicola

處理土壤伴礦景天地上部w(速效P)/(mg·kg-1)w(CaCl2-Cd)/(mg·kg-1)w(CaCl2-Zn)/(mg·kg-1)干重/(g·盆-1)w(Cd)/(mg·kg-1)w(Zn)/(mg·kg-1)CK0.689±0.004b0.12±0.03a3.22±0.34c8.16±0.18a44.07±7.00a3029±376cP2000.701±0.005ab0.13±0.03a3.19±0.43c8.15±0.09a51.16±10.09a3276±522bcP4000.715±0.007a0.10±0.01a2.24±0.23d8.06±0.04a53.50±8.16a2621±326cZn100.686±0.003b0.11±0.02a6.12±0.50b8.18±0.17a54.97±16.17a3779±202bZn200.696±0.011b0.14±0.01a10.39±0.84a8.17±0.08a43.91±12.56a5717±612a

CK為對照； 基肥施P量為100 mg·kg-1； P200和P400在基肥基礎上分別增施P 100和400 mg·kg-1; Zn10和Zn20分別增施Zn 10和20 mg·kg-1。同一列數據后英文小寫字母不同表示處理間某指標差異顯著(P<0.05)。

3 討論

已有研究表明,在重金屬污染土壤上種植伴礦景天使后茬水稻地上部Zn和Cd含量上升,但鈣鎂磷肥的施用顯著降低了水稻體內的Zn和Cd積累量[17]。筆者通過水稻和伴礦景天輪作,探討稻季增施P和Zn對水稻生長和重金屬吸收以及對后茬伴礦景天吸收重金屬的影響。試驗采用經伴礦景天吸取修復3季土壤,伴礦景天作為Cd超積累植物,修復效果顯著,土壤Cd含量已經從起始的0.64 mg·kg-1降到0.28 mg·kg-1,雖然土壤中Cd含量已經低于0.3 mg·kg-1,但由于土壤酸性很強,重金屬活性較高,如不采取措施直接種植,水稻籽粒Cd含量為0.21 mg·kg-1(表2),仍存在超標風險。

P肥不僅能提供作物生長所需的營養(yǎng)元素,而且P肥可以通過對重金屬的直接吸附或者通過磷酸陰離子誘導重金屬吸附和解吸,將土壤中重金屬轉化為磷酸鹽類沉淀[18]。有研究表明通過施加P肥可以增加土壤中的碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量來降低重金屬Cd的生物可利用性[19]。在該試驗中P處理使稻季土壤CaCl2提取態(tài)Cd含量有降低趨勢但不顯著,這可能是因為含P物質對土壤重金屬的穩(wěn)定效率很大程度上取決于pH值,土壤pH值直接影響著重金屬氫氧化物、磷酸鹽、碳酸鹽等難溶物的溶解度及土壤表面電荷的性質[20]。P處理對水稻秸稈Cd含量并沒有產生明顯影響,這可能是因為植物生長受很多因素的影響,如水稻品種及其遺傳特性和土壤Cd含量都會影響Cd從土壤向水稻秸稈的轉運[21]。有研究發(fā)現,水稻中存在許多與重金屬轉運相關的蛋白家族影響土壤中Cd向秸稈的轉運[22]。也有研究發(fā)現OsHMA2基因參與根向地上部的轉運,對重金屬Cd和Zn在木質部的裝載發(fā)揮一定作用[23]。P處理增加了土壤P的有效性,秸稈和籽粒P含量也顯著升高,盡管P處理使P由秸稈向籽粒的轉運系數減少,但P向籽粒的總體轉運量增加,與此相對應的是Cd從秸稈向籽粒的轉移系數明顯降低,籽粒Cd含量從對照的0.21 mg·kg-1降到0.18 mg·kg-1,這可能是因為籽粒對P的轉運量增加而抑制了Cd從秸稈到籽粒的轉運,也可能與植物體內的一些轉運蛋白有關[24]。URAGUCHI等[25]研究發(fā)現,在莖葉及節(jié)點存在一些與Cd吸收相關的基因,對降低籽粒Cd的吸收起到重要作用,并且很多基因的存在不僅僅是控制水稻籽粒對Cd的吸收,同時具有影響多種元素共同吸收的能力。

Zn和Cd共存對于不同植物吸收Cd表現出不同的作用,例如Zn降低了水稻對Cd的積累[26],卻提高了長柔毛委陵菜對Cd的吸收[27]。在該試驗中,稻季增施Zn降低了稻季土壤CaCl2提取態(tài)Cd含量,這可能是因為當土壤環(huán)境中Zn2+濃度升高時,土壤環(huán)境中的2價離子要保持一定的動態(tài)平衡而抑制了Cd2+的釋放[14]。增施Zn顯著升高了秸稈Zn含量但對秸稈Cd含量影響不顯著;同時增施Zn降低了Cd和Zn從水稻秸稈到籽粒的轉運系數(表3),籽粒Zn含量也有所升高,但籽粒Cd含量由對照的0.21 mg·kg-1降低到0.15 mg·kg-1,低于國家食品安全限值0.2 mg·kg-1,這可能是因為水稻籽粒對Zn的吸收量增加而減少了籽粒對Cd的吸收。有研究表明,在中低Cd污染條件下,Zn與Cd間存在明顯的拮抗作用,增施Zn可以降低水稻對Cd的吸收和遷移,當水稻籽粒Zn含量增加時會抑制籽粒對Cd的吸收[28]。另外,Zn處理提高了水稻秸稈P含量,但降低了籽粒P含量(表2)。有研究表明,2種不同大麥品種對P的吸收量可能通過P和Zn之間的相互作用而改變,在富P土壤中增施Zn不僅會促進大麥生長,還會提高大麥根部對P的吸收[29]。而在秸稈向籽粒的轉運過程中,P可能與Zn、Cd存在競爭關系。

稻季增施P降低了水稻籽粒Cd含量，但對后茬伴礦景天的生長和Cd吸收量沒有產生明顯影響,土壤有效態(tài)P含量與稻季相比顯著降低并幾乎接近于對照,這可能是因為稻季施加的P大部分被水稻吸收和固定,或者與鐵錳形成化合物而被固定,使得P對Cd的固定作用降低,從而不影響伴礦景天對Cd的吸收。稻季增施Zn后,伴礦景天Zn吸收量顯著升高，而對Cd的吸收無顯著影響,這可能是因為伴礦景天本身就是一種Cd、Zn超積累植物,對Zn的吸收能力比較強。但也有研究表明,增施Zn顯著提高了伴礦景天地上部Zn含量,同時也促進了伴礦景天對Cd的吸收,Zn對伴礦景天體內Cd含量具有一定促進效應,但當Zn的增加量比較大時,伴礦景天對Cd的吸收會顯著降低?？傮w而言,稻季增施P和Zn可以降低水稻籽粒Cd積累,而對后茬伴礦景天Cd吸收無明顯影響,這有利于Cd污染土壤的邊生產邊修復。

4 結論

通過水稻和伴礦景天輪作,探討稻季增施P和Zn對水稻生長和重金屬吸收以及對后茬伴礦景天吸收重金屬的影響,結果表明,對Cd污染酸性紅壤在稻季增施P和Zn顯著提高了稻季土壤P和Zn的有效性,增加了水稻秸稈和籽粒對P和Zn的吸收和積累,同時對稻季土壤有效態(tài)Cd也產生一定影響,對水稻秸稈Cd含量沒有產生顯著影響,但顯著降低了Cd從水稻秸稈向籽粒的轉運,進而降低了稻米Cd含量,有利于稻米的安全生產。稻季P和Zn處理對后茬土壤Cd有效性影響不顯著,對伴礦景天生長和Cd吸收沒有產生顯著影響。因此,稻季適當增施P肥和Zn肥,可作為Cd污染土壤水稻與伴礦景天輪作邊生產邊修復的調控手段。

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