1 引言 (Introduction)

目前我国耕地重金属污染情况不容乐观, 超过10%的土壤存在不同程度的重金属污染, 其中稻田Cd污染问题尤为突出 (环境保护部, 2014).据统计 (易泽夫等, 2014), 我国农田Cd污染的面积已超过28×10⁴ hm², 大约有10%的市售大米存在着Cd超标 (≥0.2 mg · kg^-1) 的问题 (魏益民等, 2013；宁校平和陈文清, 2015).水稻是我国乃至整个亚洲重要的粮食作物, 近50%的人口以稻米为主食 (Juliano and Hicks, 1996).土壤中的Cd极易通过水稻根系吸收而积累在糙米中, 从而进入食物链, 对人体健康造成危害 (Komárek et al., 2008).

土壤pH是影响土壤中Cd生物有效性的重要因素之一 (普锦成等, 2008；张良运, 2009；张季惠等, 2013).目前关于pH影响土壤中Cd生物有效性机理的研究已有很多.土壤pH升高会使得土壤中的粘土矿物、水合氧化物和有机质表面的负电荷增加, 因而对Cd²⁺的吸附力提高, 可以降低Cd的生物有效性 (James et al., 1983；杨忠芳, 2005).但是, 也有研究表明, 土壤溶液pH对土壤中重金属元素的生物有效性影响可能不是单一的递增关系, 在酸性较强范围内, Cd的生物有效性随pH的升高而增加 (廖敏等, 1999；Chen et al., 2000；Naidu et al., 2006).显然, 不同学者的研究结果之间存在差异, 而且针对不同pH值灌溉水对稻田土壤Cd生物有效性和稻米Cd含量影响的研究较少.本研究选取了湖南地区常见的2种水稻品种湘晚籼12号和威优46号, 通过水稻盆栽实验, 研究了不同pH值灌溉水对稻田土壤Cd生物有效性的影响和对水稻糙米中Cd含量的影响, 以期为科学评估灌溉水pH值对稻田生态系统Cd的迁移转运提供理论依据.

2 材料与方法 (Materials and methods) 2.1 供试材料

供试土壤取自湖南省宁乡县双江口镇稻田耕作层土壤 (红壤, 0~30 cm)；盆栽用盆为无盖圆柱形桶, 直径300 mm (内径), 高240 mm, 由广东深圳威腾家居建材馆提供；水稻品种选用湖南地区常见的湘晚籼12号 (常规稻) 和威优46号 (杂交稻), 由湖南亚华种业有限公司提供.供试土壤基本理化性质见表 1.

2.2 试验设计

本研究采用盆栽试验, 在中南林业科技大学 (湖南长沙) 生命科学楼3楼天台进行, 无人为干扰.将供试土壤自然风干、碾碎, 去除石头、根茎等杂物, 装入盆栽试验用桶中, 每桶装土4.0 kg.在已有微量Cd污染的供试土壤中添加CdCl₂ · 2.5H₂O溶液, 使土壤Cd含量达到5.08 mg · kg^-1.土壤充分搅拌均匀, 在通风的室内培育21 d.将湘晚籼12号和威优46号水稻种子在0.5%的H₂O₂溶液中浸泡24 h后, 覆上湿润纱布在培养皿中培养发芽, 然后在未受污染的土壤中育秧.2015年7月28日, 育秧及土壤培育完成, 选取长势一致、健康的水稻幼苗进行插秧移栽至培育好的Cd污染土壤中.在8月28日 (插秧后30 d) 开始灌溉pH为 (3.5±0.05)、(4.5±0.05)、(5.5±0.05)、(6.5±0.05) 的自来水 (通过HCl和NaOH调节), 每2 d灌溉1次, 每盆每次在下午6点浇水200 mL, 共计25次.每个处理设置3个重复.在未进行灌溉水处理前 (8月30日) 取1次土壤样品, 测定其pH值, 之后每7 d测定1次土壤pH值, 共计10次.分别于9月5日 (分蘖盛期)、10月9日 (灌浆期) 以及11月2日 (成熟期) 采集各时期土壤及水稻样品.在整个水稻生育时期, 如遇雨天则用防水透光薄膜遮挡降水, 以排除自然降水影响, 并根据实际生长情况喷洒农药防止病虫害.

2.3 样品采集

采集土壤熟化期、水稻分蘖盛期、灌浆期和成熟期水稻根系上 (0~5 mm) 的土壤样品, 土壤样品自然风干、碾磨并过10目和100目尼龙筛, 塑料封口袋保存待测.水稻成熟后采集水稻植株, 用自来水和去离子水洗净, 晾干后放入105 ℃烘箱杀青30 min, 使用剪刀将水稻根系、茎叶、谷粒分离, 使用小型脱壳机将水稻谷粒脱壳.水稻植株分为根系、茎叶、谷壳和糙米4个部分, 分别用去离子水洗净, 再放入烘箱70 ℃烘干至恒重, 塑料封口袋保存待测.

2.4 样品测定方法

采用土壤Cd的交换态含量和TCLP提取态含量评价土壤中Cd的生物有效性 (Zhou et al., 2014).土壤Cd的交换态含量用1 mol · L^-1的CaCl₂提取；TCLP提取剂为pH值4.93±0.05的醋酸溶液, 配制方法为：准确吸取5.7 mL醋酸至500 mL超纯水中加64.3 mL 1 mol · L^-1氢氧化钠, 稀释至1 L.称取 (5.000±0.050) g过100目筛土壤样品以固液比1 : 20在恒温振荡器上以30 r · min^-1的速度振动 (18±2) h 〖温度保持在 (23±2)℃〗, 之后在4000 r · min^-1下离心10 min, 定量滤纸过滤于事先准备好的干净小白瓶中, 待测.

土壤pH值用酸度计 (PHS-3C, 雷磁) 测定, 固液比为m(固) : V(液) =1 : 2.5.水稻各部位Cd含量采用干灰化法消解 (GB/T5009—2010).所有土壤样品溶液中Cd含量采用ICP-AES (ICP 6300, Thermo) 测定, 水稻各部位样品溶液中Cd含量采用石墨炉原子吸收分光光度计 (iCE-3500, Thermo) 测定.所有样品分析过程中以国家标准物质土壤 (GBW (E)-070009) 和湖南大米GBW10045 (GSB-23) 进行质量控制分析, 同时做空白实验.

2.5 数据统计与分析

实验中的数据结果均为平均值±标准偏差.本研究数据统计与分析均采用SPSS 17.0显著性F测验和Duncan多重比较法 (p < 0.05) 进行分析, 图形采用OriginPro 8.5.1进行处理.

3 结果与分析 (Results and analysis) 3.1 土壤pH值动态变化

如图 1所示, 灌溉水pH值对土壤pH值影响显著.在整个水稻生育期, 随着灌溉水pH值的降低, 土壤pH值均不同程度地降低.从没有进行不同pH值灌溉水处理到进行灌溉处理一周后 (0~7 d), 土壤pH值均显著下降；从0 d到63 d, 湘晚籼土壤pH值下降了0.3~0.6个单位, 威优46号土壤pH值下降了0.4~0.7个单位.

3.2 不同水稻生育期土壤中交换态和TCLP提取态Cd含量

本研究通过土壤Cd的交换态含量和TCLP提取态含量来评价土壤中Cd的生物有效性.4个采样时间下土壤中交换态和TCLP提取态Cd含量如图 2所示.

2种水稻土壤交换态含量均随灌溉水pH值的升高而显著降低 (图 2a、b).与pH为3.5的处理相比, pH为4.5、5.5、6.5的处理在湘晚籼12号和威优46号水稻的分蘖盛期分别下降了27.0%、31.5%、34.8%和24.7%、51.1%、34.3%, 灌浆期分别下降了27.4%、44.9%、41.3%和37.2%、48.4%、38.0%, 成熟期分别下降了28.0%、45.9%、41.4%和11.8%、85.8%、43.2%.与交换态Cd含量变化趋势相同, 随着灌溉水pH值的升高2种水稻土壤中TCLP提取态Cd含量均逐渐下降, 但无显著差异 (图 2c、d).同一pH值灌溉水处理下, 土壤中TCLP提取态Cd含量在不同水稻生育期有显著变化, 从土壤熟化期 (水稻种植前) 到水稻分蘖盛期土壤中TCLP提取态Cd含量显著下降, 但是从水稻分蘖盛期至成熟期显著上升, 这与水稻的种植有关.整体而言, 土壤中交换态Cd含量和TCLP提取态Cd含量随着灌溉水pH值的升高而逐渐降低；同时随着水稻生育期的延长, 同一处理下TCLP提取态Cd含量呈现先下降后逐渐上升的趋势, 而交换态Cd含量无显著变化规律.

3.3 水稻成熟期各部位Cd含量

从图 3可以看出, 灌溉水pH值为3.5~6.5时, 湘晚籼12号水稻植株各部位Cd含量逐渐下降, 而威优46号水稻植株各部位Cd含量逐渐上升.与pH=3.5处理相比, 浇灌pH值为4.5~6.5的灌溉水, 湘晚籼12号根系、茎叶、谷壳和糙米中Cd含量分别下降了32.3%~48.0%、16.5%~48.0%、40.0%~56.2%和45.6%~73.9%；相反, 威优46号根系、茎叶、谷壳和糙米中Cd含量分别上升30.5%~446.3%、5.3%~201.1%、70.3%~316.7%和71.0%~177.2%.这说明, 不同基因型水稻品种对灌溉水pH值的变化有不同的反应；升高灌溉水的pH值不利于降低威优46号各部位的Cd含量.

3.4 土壤pH与土壤中交换态、TCLP提取态Cd含量、水稻糙米中Cd含量的关系

在一定的土壤pH范围内, 2个水稻品种糙米中Cd含量变化与土壤pH值变化趋势相反 (图 4c).在pH值为4.8~5.4范围内, 湘晚籼12号水稻糙米中Cd含量随着pH值升高而降低, 而威优46号水稻糙米中Cd含量随着pH值升高而升高.然而, 2种水稻种植土壤交换态和TCLP提取态Cd含量则均随着土壤pH值的升高而降低 (图 4a、b).

4 讨论 (Discussion)

土壤性质对土壤中Cd的环境行为及其归宿有着重要影响.在土壤-水-植物这一复杂体系中, 土壤Cd的活性受土壤pH、有机质含量、Eh值、矿物成分和土壤类型等诸多因素的影响, 而土壤pH值是影响土壤中重金属有效态和植物吸收的最主要原因之一 (Eriksson, 1989；Li et al., 2011；朱维等, 2015；杨文弢等, 2016).

本研究表明, 不同pH值灌溉水对土壤pH值影响显著 (图 1).在整个水稻生育期, 随着灌溉水pH值的降低土壤pH值均不同程度地降低, 随着水稻生育期的延长, 各处理间土壤pH值差异逐渐增大, 这与水稻的种植以及土壤本身的缓冲作用有关.随着灌溉水pH值的升高, 2个水稻品种的土壤交换态Cd含量和TCLP提取态Cd含量均有下降的趋势, 但TCLP提取态Cd含量各处理差异不显著.通过灌溉水中H⁺浓度来影响土壤中Cd²⁺活性, 而在TCLP毒性浸出试验中, 样品土壤离开土壤环境并加入大量相同pH值的提取剂, 大大削弱了灌溉水中H⁺对土壤中Cd²⁺活性的影响, 这可能是各处理差异不显著的原因.因此, 从实验结果中看, 土壤交换态Cd含量更适合于评价H⁺浓度影响下的土壤Cd生物有效性.同一pH值灌溉水处理下, 土壤中TCLP提取态Cd含量在不同水稻生育期有显著变化：从土壤熟化期 (水稻种植前) 到水稻分蘖盛期显著下降, 这是由于分蘖盛期水稻土壤处于淹水的还原条件下, 土壤中还原态阳离子与Cd²⁺发生在水稻根系的竞争吸收, 还原态阴离子与Cd²⁺发生共沉淀作用, 因此该时期土壤TCLP提取态Cd的含量相对较低 (纪雄辉等, 2007)；从水稻分蘖盛期至成熟期土壤TCLP提取态Cd含量呈现上升趋势, 这是因为在水稻生育后期土壤含水率逐渐降低, 氧化环境下土壤S^2-逐渐转化为SO₄^2-, CdS沉淀中的Cd²⁺逐渐被释放, 同时有机质的络合、鳌合能力也下降 (李鹏, 2011).

2个不同水稻品种糙米中Cd含量随着土壤pH值的上升而呈现不同的变化趋势 (图 4).可以看出, 在土壤pH值为4.8~5.2区间, 湘晚籼12号糙米中Cd含量随着土壤pH值的升高而降低, 这与土壤中Cd的生物有效性的变化一致.许多研究表明 (吴玉俊等, 2015；辜娇峰等, 2016), 土壤中重金属有效性与水稻植株中重金属含量存在显著的正相关关系.而威优46号糙米中Cd含量随着土壤pH值的升高而升高, 这可能与水稻根表铁膜 (干重) 的形成有关 (图 5).另外, 不同品种间根系转运蛋白的不同也是导致植物体内Cd含量与土壤中Cd生物有效性呈相反趋势的原因 (Liu et al., 2010).Davies等 (1992)发现, 在一定pH范围内萝卜叶子中的重金属含量与土壤溶液pH呈正相关关系.Kitagishi等 (1981)的实验结果表明, 水稻幼苗对Cd的相对吸收率在土壤pH值为4.5至5.5区间达到最大值.还有研究也发现 (Kabatapendias, 2000), 稻米Cd含量是与土壤的pH值紧密相关的, 且在pH值为5.5时稻米Cd含量达到最高.

5 结论 (Conclusions)

1) 不同pH值灌溉水对土壤pH值影响显著, 从土壤熟化期 (未种植水稻) 到水稻成熟期, 灌溉水pH为3.5~6.5的处理下, 湘晚籼土壤pH值下降了0.6~0.3个单位, 威优46号土壤pH值下降了0.7~0.4个单位.

2) 随着灌溉水pH值的升高 (3.5~6.5), 土壤交换态Cd含量显著降低, 土壤TCLP提取态Cd含量逐渐降低, 但不显著.与pH3.5的处理相比, 浇灌pH值为4.5~6.5的灌溉水, 湘晚籼12号和威优46号水稻成熟期土壤中交换态Cd含量下降了28.0%~45.9%和11.8%~85.8%.

3) 随着灌溉水pH值降低, 由于两个水稻品种存在基因型差异, 湘晚籼12号糙米中Cd含量显著升高, 而威优46糙米中Cd含量降低.与pH3.5的处理相比, 浇灌pH值为4.5~6.5的灌溉水, 湘晚籼12号糙米中Cd含量下降了45.6%~73.9%, 由0.45 mg · kg^-1降低到0.12~0.25 mg · kg^-1；相反, 威优46号糙米中Cd含量上升71.0%~177.2%, 由0.16 mg · kg^-1上升到0.28~0.45 mg · kg^-1.显然, 升高灌溉水的pH值不利于降低威优46号糙米中的Cd含量.