孫星星, 朱 靖, 陶潤萍, 熊慧欣, 徐軼群

(揚州大學環(huán)境科學與工程學院, 江蘇 揚州 225100)

化肥農(nóng)藥施用、廢水灌溉、電鍍、采礦和冶煉等生產(chǎn)活動容易使農(nóng)田受到鎘污染[1].鎘在土壤和植物中表現(xiàn)出較高的遷移性[2],易在部分植物中累積.如鎘易被水稻吸收,并在稻米中累積,進而通過食物鏈進入人體,對人類健康造成潛在威脅[3].因此,降低水稻中鎘的累積量對于減少人體鎘暴露具有重要意義.

降低稻米中鎘含量的措施主要包括客土法、深翻法、采用鈍化改良劑以及植物修復等.以上方法存在修復時間長或處理費用高等問題,難以經(jīng)濟有效地解決鎘污染土壤中稻米鎘超標的問題.近年來, 農(nóng)藝調(diào)控措施因處理費用低、二次污染小等特點而受到關注.如研究發(fā)現(xiàn)持續(xù)淹水可降低污染土壤中水稻的鎘累積含量[4-5].此外, 鐵肥被廣泛施用以提高水稻發(fā)育不良地區(qū)的糧食產(chǎn)量[6],但外源鐵的添加可能有效降低或提高水稻籽粒中鎘的累積量[7-8], 鐵肥的施用對水稻中鎘含量的影響尚不明確,特別是在持續(xù)淹水條件下鐵肥的施用對水稻鎘累積的影響缺乏相關研究.同時,水分對鎘的遷移轉(zhuǎn)化也具有重要影響[9], 而以往的研究沒有考慮水稻生長的水分管理條件.因此,本研究擬采用盆栽實驗,選取硫酸亞鐵和氯化亞鐵作為外源鐵,探究持續(xù)淹水條件下外源鐵對水稻中鎘累積量的影響,以期為鎘污染土壤中水稻種植以及稻米鎘含量的控制提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實驗土壤

實驗水稻品種為南粳9108.實驗土壤取自揚州市廣陵區(qū)某稻田耕作層深度為0～20 cm的表層土壤, 去除大塊雜質(zhì),于自然風干后研磨, 過2 000 μm尼龍篩后用于盆栽實驗, 另一部分土壤過150 μm篩后用于理化性質(zhì)分析.供試土壤pH值為7.68,有機質(zhì)含量為23.0 g·kg-1, 有效磷含量為30.5 mg·kg-1, 速效鉀含量為179 mg·kg-1, 堿解氮含量為174 mg·kg-1, 總鎘含量為0.270 mg·kg-1, 總鐵含量為3 326 mg·kg-1.

根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB15618—2018), pH為6.5～7.5的中性土壤所含Cd的風險管制值為3.0 mg·kg-1.本研究稱取適量土壤, 添加CdCl2溶液, 使土壤Cd含量達到5.0 mg·kg-1的重污染水平, 室溫下混勻并老化60 d后備用.

1.2 實驗設計

盆栽實驗采用高24 cm、內(nèi)徑22 cm的聚乙烯塑料盆,每盆裝鎘污染土壤5 kg, 并施加基肥(1.0 g CO(NH2)2、0.815 g KH2PO4和0.275 g KCl[10])和不同的外源鐵.FeCl2·4H2O添加量分別為60, 120, 240 mg·kg-1(添加量以Fe含量計), 記為L1,L2,L3組; FeSO4·7H2O添加量分別為60, 120, 240 mg·kg-1, 記為S1,S2,S3組; 另設不添加外源鐵的對照組.每組設3個平行實驗組.以上各組土壤陳化30 d后,于2019年6月移栽水稻秧苗,每盆3穴,每穴3株 穴間距約8 cm.水稻生長過程中保持淹水層高于土壤表面3～5 cm, 每周隨機更換盆栽位置,并做好病蟲鳥害防治工作,于2019年10月收獲水稻.

1.3 樣品測定

分別于水稻分蘗期(移栽后30 d)、抽穗揚花期(移栽后75 d)、完熟期(移栽后121 d)采集根際土壤約2 g,自然風干后研磨并過850 μm篩, 用于有效態(tài)鎘的測定.有效態(tài)鎘為以離子形式吸附在土壤膠體表面、可被植物吸收利用的鎘,本文通過二乙基三胺五乙酸(DTPA)提取后測定其含量, 記為DTPA-Cd.水稻收獲后取部分新鮮根系用于根表鐵膜的測定,剩余根系連同水稻植株洗凈后置于105 ℃的烘箱中殺青2 h, 然后在60 ℃下烘干至恒重, 隨后用萬能粉碎機粉碎, 過150 μm篩后用于Cd含量的測定.

土壤pH、Eh使用雷磁PHS-3C型精密pH計及ORP計(上海儀電科學儀器公司)原位測定; DTPA-Cd的含量根據(jù)GB/T 23739—2009經(jīng)DTPA浸提后采用SOLAAR MKⅡ-M6型火焰原子吸收分光光度計(Thermo Scientific公司, 美國)測定; 水稻根表鐵膜成分經(jīng)連二亞硫酸鹽-檸檬酸鹽-碳酸氫鹽法(DCB)浸提后使用ELAN DRC-e型電感耦合等離子質(zhì)譜儀(ICP-MS, PerkinElmer公司, 美國)測定; 水稻根、莖葉及籽粒中Cd、Fe含量根據(jù)國標GB5009.15—2014和GB5009.90—2016采用干法灰化消解完全后用1% HNO3溶液定容、過濾, 通過ICP-MS測定.采用標準土壤樣品GBW07431、標準植物樣品 GBW10020(GSB-11)、標準大米樣品 GBW10043(GSB-21)作為質(zhì)控樣本.數(shù)據(jù)采用SPSS 18.0進行單因素ANOVA分析和Duncan多重比較(差異水平P=0.05).

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤pH和Eh值

圖1 土壤pH值隨培養(yǎng)時間的變化

圖2為各組土壤的Eh值隨培養(yǎng)時間的變化趨勢.如圖2所示,各組土壤Eh值均隨培養(yǎng)時間呈下降趨勢; 添加外源鐵的各組土壤Eh值遠低于對照組; 對于同種外源鐵,添加量越高, Eh值越低.這是因為土壤淹水后與氧氣隔絕, Eh值迅速降低, 且Fe(II)具有還原性, 故實驗組中的土壤Eh值進一步降低[13].由圖2還可知, 硫酸亞鐵比氯化亞鐵對降低土壤Eh值的影響更為明顯.

圖2 土壤Eh值隨培養(yǎng)時間的變化

2.2 土壤DTPA-Cd含量

圖3 水稻各生育期土壤DTPA-Cd含量

2.3 水稻根表鐵膜及其吸附的Cd含量

淹水環(huán)境中, 水稻的根際釋放氧氣,形成根莖微氧區(qū).積水土壤中的Fe(Ⅱ)在水稻根系周圍可氧化為Fe(Ⅲ), 然后沉積在根表形成沉淀, 稱為根表鐵膜[15].圖4顯示了兩種外源鐵對水稻根表鐵膜中Fe含量的影響.如圖4所示,與對照組相比,外源鐵的施加顯著增加了水稻根表鐵膜的Fe含量.同種外源鐵的施加量越大,根表鐵膜Fe含量越多, 這與Liu等[15]的研究成果相一致.氯化亞鐵和硫酸亞鐵組水稻根膜Fe含量較對照組分別升高了25.0%～37.2%和35.3%～59.7%,相同添加量下,硫酸亞鐵組的Fe含量升高幅度大于氯化亞鐵組,這可能與硫元素能促進水稻根際鐵錳膠膜的形成[16-17]有關.

圖4 水稻根表鐵膜Fe含量

圖5為兩種外源鐵對水稻根表鐵膜吸附Cd含量的影響.如圖5所示,氯化亞鐵和硫酸亞鐵組水稻根膜富集的Cd含量較對照組分別升高了14.0%～60.1%和44.2%～116%,這可能與根表鐵膜厚度有關.根表鐵膜主要由氧化鐵和氫氧化物組成,具有極大的比表面積,大量研究表明,根表鐵膜能對Cd產(chǎn)生富集作用,鐵膜厚度增加,根膜富集的Cd含量越多[15,18].圖5還顯示,相同添加量下, 硫酸亞鐵組根膜富集的Cd含量均大于氯化亞鐵組.

圖5 水稻根表鐵膜吸附的Cd含量

將水稻根表鐵膜中Fe與鐵膜吸附的Cd含量進行相關性分析,結(jié)果顯示,氯化亞鐵組根膜Fe含量與其吸附的Cd含量呈顯著正相關關系(r=0.541), 硫酸亞鐵組根膜Fe含量與其吸附的Cd含量呈極顯著正相關關系(r=0.849), 說明本實驗中根表鐵膜對土壤中的Cd具有吸附作用.

2.4 水稻各部位的Cd含量

不同外源鐵對水稻各部位Cd含量的影響如圖6所示.由圖6可知,無論何種處理,水稻根與莖葉、糙米間的Cd含量差異顯著,根部Cd含量為糙米中Cd含量的10～30倍.與對照組相比,兩種外源鐵的施加使水稻各部位Cd含量均出現(xiàn)不同程度的降低,對于同種外源鐵,施加量越大,水稻各部位Cd含量越低.對于根部Cd含量,相同添加量下,硫酸亞鐵組的含量顯著低于氯化亞鐵組;除L1組外,各組莖葉部的Cd含量較對照均顯著降低,相同添加量下,硫酸亞鐵和氯化亞鐵對莖葉部Cd含量的影響差異不明顯;對于糙米中的Cd含量,氯化亞鐵和硫酸亞鐵組較對照組分別降低了8.05%～22.5%和10.6%～36.9%.陳立偉[19]研究發(fā)現(xiàn),向兩種不同Cd污染土壤添加外源鐵能有效降低水稻糙米中Cd含量,這與本研究成果相一致.本研究中,除添加量為60 mg·kg-1的氯化亞鐵組外,其余各外源鐵添加組中的糙米Cd含量均低于食品安全國家標準(GB 2762—2017)的限值0.2 mg·kg-1, 其中S3處理組水稻糙米Cd含量最低,僅0.14 mg·kg-1.綜上, 硫酸亞鐵和氯化亞鐵的添加顯著降低了水稻植株各部位Cd的含量.

圖6 水稻植株各部位的Cd含量