1 引言(Introduction)

矿山开采、污水灌溉、金属冶炼、电镀、固体废弃物、农药、化肥的不合理使用及污泥的土地利用等使得土壤Cd含量逐渐增加, 且Cd进入土壤后不能被降解(周启星等, 2002；吕晓男等, 2007), 导致土壤Cd污染日益严重.研究表明, 土壤遭受Cd污染后, 会直接或间接影响农作物品质, 通过食物链被人体摄入后, 会危害人体健康(章家恩, 2004；Roy et al., 2015).我国居民以稻米为主食, 而水稻对Cd具有很强的富集能力, Cd在稻田土壤中的潜在风险很高, 食用Cd污染土壤种植的稻米对人类健康有一定的潜在危害(Chaney et al., 2004；雷鸣等, 2008).

研究表明, Ca²⁺与Cd²⁺有拮抗作用, 向Cd污染土壤施用单一化学改良剂钙盐能有效降低Cd的生物有效性且可使作物增产(周航等, 2010).施用复合改良剂钙镁磷肥能有效降低Cd的生物有效性, Mg²⁺对重金属存在拮抗作用, 可抑制植物对重金属的吸收, 且Ca²⁺、Mg²⁺能与Cd在植物根系形成竞争性吸收, 减少植物Cd累积(宗良纲等, 2006；罗远恒等, 2014).在土壤-植物生态系统中, 土壤重金属与土壤阳离子间的交互作用多为拮抗, 与重金属离子化学性质相似的阳离子可能会影响重金属从地下转运到植株的过程(涂从等, 1997；刘莉等, 2005；Hagemeyer et al., 2010).目前, 系统研究盐基离子(K⁺、Ca²⁺、Na⁺、Mg²⁺)对Cd在土壤中生物有效性及在水稻中积累的影响的报道不多.因此, 本研究通过向模拟Cd污染土壤中施加适量的KCl、CaCl₂、NaCl和MgCl₂, 探讨盐基离子对稻田系统中Cd迁移转运和水稻植株Cd吸收累积的影响, 以期为稻田Cd污染治理和水稻安全生产提供参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验材料

供试土壤采自湖南省宁乡市双江口镇(28°27.716′N, 113°16.356′E)的稻田耕作层(0~20 cm), 基本理化性质见表 1.实验用KCl、CaCl₂、NaCl和MgCl₂等均为分析纯, 由国药集团化学试剂公司提供.水稻品种为威优46号, 籼型晚稻, 属Cd高累积水稻品种(Yang et al., 2016), 由湖南亚华种业有限公司提供.

2.2 试验设计 2.2.1 试验土壤制

备盆栽采用高24 cm、内径20 cm的无盖圆柱形桶, 每盆装入自然风干无杂质土壤2.5 kg.通过加入不同体积CdCl₂溶液制备模拟Cd污染土壤, 熟化30 d, 使土壤Cd含量达到0.5 mg·kg^-1(轻度)、1.5 mg·kg^-1(中度)2个程度.按照供试土壤中4种盐基离子的物质的量比例(K:Ca:Na:Mg=2.8:10.9:1.0:1.3), 用分析纯KCl、CaCl₂、NaCl和MgCl₂制备出盐基离子混合液, 按照0、0.1、0.2、0.4、0.8 cmol·kg^-1的水平施加到供试土壤中, 分别标记为CK、T1、T2、T3、T4, 其中, CK为对照, 每个处理重复3次.制备的土壤淹水培育30 d后供水稻种植用.

2.2.2 水稻盆栽试验

淹水培育后的盆栽土壤随机区组摆放于校内水稻种植基地(中南林业科技大学生命科学楼3楼天台), 光、湿度、热、大气沉降等环境条件均为自然条件.2016年7月11日选长势一致的威优46号水稻幼苗进行移栽(1盆1穴2株), 移栽秧苗3 d前在土壤中施加基肥(NH₄)₃PO₄ 0.21 g·kg^-1(以P₂O₅计)和尿素0.28 g·kg^-1(以N计).水稻生育期间, 全程自来水灌溉, 并按照常规农田管理措施进行水分管理、农药施用及基肥追施.

2.2.3 样品采集

2017年10月23日, 水稻成熟后, 采集整株水稻, 先后用自来水和超纯水洗净, 晾干后放入烘箱中105 ℃杀青30 min, 70 ℃烘干至恒重.水稻用小型脱壳机将稻米的壳、米分离, 并记录根、茎、叶、谷壳和糙米5个部位, 称取干重后, 粉碎过100目尼龙筛密封保存待用.同期采集水稻根际0~2 cm处土壤, 自然风干后去除杂质, 磨碎过10目和100目尼龙筛, 密封保存待用.

2.3 样品分析测定方法

土壤pH用酸度计(PHS-3C, 雷磁)测定, 土水比为1:2.5, 土壤阳离子交换量(CEC)用氯化钡-硫酸法测定, 土壤有机质(OM)用水合热重铬酸钾氧化-比色法测定(鲁如坤, 2000).土壤全量Cd用盐酸-硝酸-高氯酸法测定；用0.01 mol·L^-1 CaCl₂溶液提取土壤交换态Cd(Pueyo et al., 2004).水稻各部位Cd、K、Ca、Na和Mg含量采用干灰化法消解(GB/T 5009—2003).用电感耦合等离子发射光谱仪(ICP 6300, Thermo)和石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500, Thermo)分别测定土壤样品和水稻样品溶液中Cd含量, 用ICP 6300测定土壤样品和水稻样品溶液中K、Ca、Na、Mg含量.分析过程中以国家标准物质土壤(GBW(E)-070009)和湖南大米(GBW 10045 (GSB-23))进行质量控制分析.Cd的回收率分别为97.6%~102.1%和98.1%~102.7%, K的回收率分别为101.7%~103.8%和94.6%~99.0%, Ca的回收率分别为99.6%~100.2%和97.3%~103.6%, Na的回收率分别为100.6%~103.6%和99.2%~98.8%, Mg的回收率分别为96.5%~101.7%和98.2%~106.7%, 同时做空白试验.

2.4 数据统计与分析

试验数据使用Excel 2007和SPSS 19. 0进行统计与分析, 结果表示为平均值±标准偏差(n=3).采用单因素ANOVA中Duncan多重比较法(p < 0.05)分析各处理间差异, Spearman相关系数用于分析数据间的相关性.用OriginPro 8.5软件绘图.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 土壤CEC与CaCl₂-Cd含量的变化

由图 1可知, 水稻成熟期土壤CEC随着盐基离子施加量的增加而增加.与CK相比, 在轻度Cd污染土壤中, T1~T4处理使土壤CEC增加了8.4%~130.3%, 且T3和T4处理与CK相比差异性显著(p < 0.05)；在中度Cd污染土壤中, T1~T4处理使土壤CEC增加了10.9%~71.7%, 且T4处理与对照存在显著差异(p < 0.05).土壤0.01 mol·L^-1 CaCl₂提取态Cd含量(CaCl₂-Cd)随着盐基离子施加量的增加逐渐降低.与CK相比, 土壤CaCl₂-Cd含量在轻度和中度Cd污染土壤中分别降低了24.6%~56.1%和17.0%~71.1%, 在轻度Cd污染土壤中T3和T4处理与CK差异显著(p < 0.05)；在中度Cd污染土壤中T2、T3和T4处理与CK差异显著(p < 0.05).

3.2 水稻各部位Cd含量的变化

由图 2可知, 施加盐基离子可降低水稻根、茎、叶和糙米Cd含量.与CK相比, 在轻度Cd污染土壤中, T1~T4处理使水稻根、茎、叶和糙米Cd含量分别降低15.2%~57.4%、72.6%~81.1%、71.6%~88.7%和9.1%~60.5%；在中度Cd污染土壤中, T1~T4处理使水稻根、茎、叶和糙米Cd含量分别降低28.1%~67.8%、65.9%~80.0%、65.4%~84.3%和7.2%~36.0%.显然, 施加盐基离子可减少水稻根、茎、叶和糙米对Cd的吸收累积.在轻度Cd污染土壤, T1、T2、T3和T4处理可有效抑制水稻糙米Cd累积.

3.3 水稻生物量的变化

从表 2可以看出, 在轻度和中度Cd污染土壤中, 与CK相比, 施加盐基离子能够提高水稻总生物量.在轻度Cd污染土壤中, T1、T3和T4处理使水稻糙米生物量增加, 与CK相比, 分别增加了13.4%、25.2%和6.6%.在中度Cd污染土壤中, T1、T2、T3和T4处理对水稻糙米生物量有降低作用, 但各处理间差异不显著(p＞0.05).

3.4 水稻各部位Cd含量与土壤CaCl₂-Cd含量的关系

将水稻各部位Cd含量与土壤CaCl₂-Cd含量进行相关分析, 结果如表 3所示.在轻度Cd污染土壤中, 茎Cd含量与土壤CaCl₂-Cd含量呈正相关(p < 0.05), 谷壳Cd含量与土壤CaCl₂-Cd含量呈负相关(p < 0.05), 这说明通过施加盐基离子降低土壤CaCl₂-Cd含量(图 1), 可以减少Cd从地下部位向水稻茎的转运.在中度Cd污染土壤中, 水稻根、茎、叶和糙米中Cd含量与土壤CaCl₂-Cd含量没有显著的相关关系.

3.5 水稻各部位Cd含量与K、Ca、Na、Mg含量的相关关系

由表 4可以看出, 根、茎、叶和糙米Cd含量与其对应部位的K、Ca、Na、Mg含量之间的关系在轻度和中度Cd污染土壤中基本一致.在轻度和中度Cd污染土壤中, 叶中Cd含量与Ca含量呈现显著负相关(p < 0.01)；叶中Cd含量与Mg含量呈正相关(p < 0.01, p < 0.05), 叶中Cd含量与Na含量呈正相关(p < 0.05, p < 0.01).而糙米Cd含量仅在中度Cd污染土壤中与糙米Na含量呈正相关(p < 0.05).

4 讨论(Discussion) 4.1 施加盐基离子对土壤CEC和CaCl₂-Cd含量的影响

研究结果表明, 按照土壤自身盐基离子的比例向土壤中施加KCl、CaCl₂、NaCl和MgCl₂能够增加土壤阳离子交换量, 此外, 各处理使土壤CaCl₂-Cd含量逐渐减少(图 1).土壤CEC随着盐基离子施加总量的增加而升高, 其作用机制可能为：一方面, 不同处理施加的K⁺、Ca²⁺、Na⁺和Mg²⁺等改变了土壤表面的电荷密度, 增加了土壤CEC；另一方面, 土壤中水溶性阳离子与交换性盐基离子之间存在动态平衡(姜勇等, 2005), 增加水溶性阳离子含量会打破原有平衡, 使可交换性盐基离子增多, 提高土壤阳离子交换量.研究表明, K⁺、Ca²⁺、Na⁺和Mg²⁺等能够与土壤中的Al³⁺、H⁺发生交换反应, 增加黏土矿物及有机质表面等的负电荷, 使得土壤CEC增加(黄尚书等, 2016；迟荪琳等, 2017).同时, 土壤对Cd的吸附固定取决于土壤表面的电荷密度(Appel et al., 2002), 施加盐基离子增加了土壤电荷量, 有利于Cd²⁺在土壤表面发生库伦反应, 能够有效降低Cd的生物有效性.土壤高CEC可能改变土壤渗透参数及导水率, 加强土壤对Cd²⁺的吸附固定作用(迟荪琳等, 2017).前人研究亦证实(吴曼等, 2012；廖启林等, 2015), 土壤高CEC能够显著抑制Cd的生物有效性, 土壤CEC与土壤交换态Cd含量存在负相关关系.另外, 盐基离子中的K⁺、Ca²⁺和Mg²⁺是水稻生长所需的营养元素, 其中, Ca²⁺、Mg²⁺可与Cd发生拮抗作用, 降低土壤Cd的生物有效性(胡坤等, 2010；李造煌等, 2017).试验中引入的Cl^-可能与Cd²⁺发生络合反应, 易生成CdCl_n^2-n, 提高Cd的生物有效性, Cl^-也可促进Cd²⁺扩散到植物表面根系, 利于植物吸收Cd²⁺ (黄益宗, 2004).但从水稻生物量(表 2)可以看出, 施加盐基离子能够增加水稻总生物量.综合图 1和表 2, 施加盐基离子对水稻的积极影响要强于Cl^-带来的负面影响.因此, 向土壤中施加盐基离子可增加土壤CEC, 增强土壤对Cd²⁺的吸附固定能力, 能够有效降低土壤Cd的生物有效性.

4.2 施加盐基离子对水稻各部位Cd含量的影响

由图 2可知, 在轻度和中度Cd污染土壤中, 水稻根中Cd含量与CK相比明显降低, 其原因可能是水稻根系Cd²⁺与K⁺、Ca²⁺与Mg²⁺之间存在拮抗作用.研究发现, Ca²⁺可通过阳离子交换的形式与植物根系细胞壁Cd²⁺发生交换, 与Cd²⁺竞争进入根系, Mg²⁺对水稻吸收Cd²⁺存在拮抗作用(宋正国等, 2009a；李造煌等, 2017).另外, 土壤Cd²⁺与其他土壤阳离子对于植物根系蛋白载体结合位点存在竞争关系, K⁺和Ca²⁺等能够与Cd²⁺竞争水稻根系转运蛋白上的结合位点, 从而降低根系Cd²⁺含量(Solti et al., 2011), 这也是在水稻根系Cd²⁺与K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺之间存在拮抗作用的表现.这些研究结果与Österås等(2003)报道相似, Ca²⁺可以减少云杉根系对Cd²⁺的吸收, 也与宋正国等(2009b)报道的增加Ca²⁺含量能够减少油菜对Cd²⁺吸收累积的结果一致.

在轻度和中度Cd污染土壤, 与CK相比, 茎和叶中Cd含量明显降低(图 2), 土壤中Ca²⁺、Mg²⁺与Cd²⁺存在拮抗作用, 阻碍了水稻对Cd的吸收转运, 减少了茎和叶对Cd的累积.叶中Ca含量与Cd含量呈负相关(p < 0.01)(表 4), 可能是因为：Ca是叶片中叶绿体PSⅡ的必要成分之一, 而进入叶片中的Cd会加速叶绿素的分解, 影响植物的光合作用, 此时植物产生的应激乙烯可能会阻碍水稻植株的Cd进入叶片, 降低Cd在叶片中的含量(荆红梅等, 2001；冉烈等, 2011；钱宝云等, 2014).

水稻糙米Cd含量与CK相比降低(图 2), 这是因为：其一, 水稻糙米吸收Cd可以通过根的吸收、根到木质部的转运、节点和叶片Cd的再分配转运等形式实现(Uraguchi et al., 2012), 而Mg²⁺的存在对Cd²⁺从秸秆向籽粒的转移有抑制作用, 会降低水稻糙米Cd含量；其二, 同时向土壤中施加KCl、CaCl₂、NaCl和MgCl₂增加了土壤CEC, 土壤高CEC会影响重金属Cd的固-液分配, 抑制水稻籽粒对Cd的吸收累积(胡坤等, 2010；王梦梦等, 2018).但糙米Cd含量与糙米K、Ca、Na、Mg含量之间没有表现出负线性相关关系(表 4), 可能是由于土壤中K⁺、Ca²⁺、Na⁺和Mg²⁺不仅与Cd²⁺存在相互作用, 且K⁺、Ca²⁺、Na⁺和Mg²⁺之间也存在相互影响, K⁺与Mg²⁺之间存在较强的拮抗作用, K⁺与Na⁺的不同配比会影响植物对阳离子的吸收(陈克文等, 1989；丁玉川等, 2008), 导致糙米中K⁺、Ca²⁺、Na⁺和Mg²⁺之间的相互作用掩盖了其与Cd²⁺之间的相互作用.刘莉等(2005)研究认为, 土壤中重金属与多数阳离子之间存在拮抗作用, K、Ca、Na、Mg元素共同存在时对植株吸收Cd有抑制作用, 这与本研究结果类似.一般而言, 与大田相同或近似条件下, 盆栽试验的结果(比如稻米Cd含量)通常要低于大田的结果.为了更好地研究施加盐基离子对水稻Cd吸收累积的影响, 未来的研究将在真实污染土壤中进行, 并考虑现实中Na⁺的危害作用, 实际生产中将不施用NaCl.

4.3 施加盐基离子对水稻生物量的影响

在轻度Cd污染土壤中, 施加盐基离子能够使水稻增产, T3处理的水稻糙米生物量达到最大值, 且与CK相比差异显著(p < 0.05).本实验中施加的盐基离子主要是CaCl₂, 当Cd²⁺含量低时, Ca²⁺存在被植物吸收的竞争优势, 且Ca²⁺可以提升水稻糙米生物量(胡坤等, 2010).在中度Cd污染土壤中, Ca²⁺与Cd²⁺的竞争优势减弱, T1、T2、T3和T4处理对水稻糙米生物量有降低作用(表 2).

5 结论(Conclusions)

1) 向Cd污染土壤施加盐基离子能够降低土壤Cd的生物有效性.在Cd轻度和中度污染水平, T1、T2、T3和T4处理使水稻种植土壤CEC增加, 使土壤CaCl₂-Cd含量降低.与CK相比, Cd轻度污染土壤的CaCl₂-Cd含量下降了24.6%~56.1%, Cd中度污染土壤的CaCl₂-Cd含量下降17.0%~71.1%.

2) 施加盐基离子能够降低糙米Cd含量, 在轻度和中度Cd污染土壤中分别下降了9.1%~60.5%和7.2%~36.0%.与CK相比, 在轻度Cd污染土壤中, 施加盐基离子能够增加水稻总生物量及糙米生物量, T1、T3和T4处理使水稻糙米生物量增加了6.6%~25.2%；在中度Cd污染土壤中, 不同处理对水稻生物量有降低作用.