2023, Vol. 60
2. 长江大学农学院, 湖北荆州 434025
2. College of Agronomy, Yangtze University, Jingzhou, Hubei 434025, China
我国城市化和工业化的迅速发展使得土壤重金属污染成为突出的环境问题，由2014年环境保护部和国土资源部发布的第二次全国土地调查结果显示，有19.4%的土壤点位超过《农用地土壤环境质量标准》，而镉砷复合污染造成的耕地问题给我国带来了严重的经济问题[1-2]。有研究表明对重金属污染稻田进行水分管理，可影响重金属活性及其迁移转化能力，从而阻控水稻对重金属的吸收累积[3]。王惠明等[4]研究发现间歇浇灌较淹水土壤有效镉上升72.08%。Lü等[5]试验发现土壤有效性砷含量在土壤落干阶段降低。重金属污染稻田淹水管理条件下，土壤Eh降低，加强Cd2+与S2–的共沉淀，并促进有机质、无定型（水合）铁锰氧化物等物质对Cd的吸持，从而使得植物有效镉减少[6]。相反在稻田排水下产生的有氧条件使得硫化镉（CdS）被氧化为Cd2+和
前期研究表明土壤Cd和As的生物有效性对水分管理的响应规律几乎截然相反[11]。但针对干湿交替过程土壤水分落干使土壤处于氧化阶段时土壤镉、砷迁移转化以及水稻镉、砷吸收累积的变化相关研究鲜少，土壤镉、砷对田间含水量减少的响应机制不甚了解。为此本研究以板页岩发育水稻土为研究对象，进行盆栽试验，通过在水稻分蘖盛期内土壤水分落干过程进行连续性取样，从而了解土壤镉砷含量和赋存形态变化特征及其影响机制，探讨镉-砷复合污染稻田土壤最佳水分管理方式。
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤采自湖南浏阳某镉砷复合污染稻田，为板页岩发育而成的红壤，土壤基础理化性质如下：土壤pH为4.8，有机质为14.3 g·kg–1，全氮为1.8 g·kg–1，全钾为44.37 g·kg–1，全磷为3.55 g·kg–1，全铁为69.39 g·kg–1，全镉为4.64 mg·kg–1，全砷为172.52 mg·kg–1。供试水稻品种为湖南希望种业科技有限公司所选育的株两优189，属两系杂交中熟早籼。
1.2 研究方法盆栽试验于2020年4月至6月在中国科学院长沙农业环境观测研究站（北山）盆栽场进行。盆栽试验在直径为25 cm，高为25 cm的塑料容器中进行，每盆用土量为5 kg，每个处理重复三次，每盆种植长势一致的水稻两株。在试验前每盆分别施用N（尿素）1.96 g、P（磷酸一铵）0.82 g和K（氯化钾）1.67 g作为底肥，试验期间各处理的管理措施保持一致。试验处理在水稻分蘖盛期（移栽后45 d）开始进行，首先统一浇水至土壤表面2~3 cm左右，然后在土壤水分自然落干阶段进行连续性取样，分别在土壤容积含水率（以下简称含水率）为48.40%、30.33%、14.27%和5.73%时进行土壤和植物样品的采集。落干水分管理阶段平均最高温为32 ℃，最低温为26 ℃。取样时土壤容积含水率和质量含水率见表 1。
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表 1 各处理土壤容积含水率和质量含水率 Table 1 The soil volumetric moisture content and mass moisture content of each treatment |
在4次采样时将整盆水稻植株收获，用自来水和去离子水彻底冲洗植株干净后，用洁净的滤纸吸干植株水分，将水稻分为根和茎叶两部分，立即提取水稻根系根表铁膜，茎叶于105 ℃下杀青30 min，75 ℃下烘干至恒重。采集植物样品的同时，将黏附在根系的土壤抖落收集，剔除杂物后混合均匀，然后分为两部分，一份自然风干后过20目筛备用，另一份置于4 ℃低温保存备用。
水稻植株各器官Cd、As含量采用HNO3-HClO4（体积比为10︰1）消解，滤液通过电感耦合等离子光谱发生仪（ICP-MS，720ES）测定。水稻根表铁膜采用DCB溶液（0.3 mol·L–1柠檬酸钠40 mL、1 mol·L–1碳酸氢钠5 mL、3 g连二亚硫酸钠）浸提，浸提液过滤通过电感耦合等离子光谱发生仪（ICP-OES，720ES）测定。
土壤Eh使用南京传滴仪器有限公司研发的FJA-6型氧化还原电位（ORP）去极化法自动测定仪进行测定。土壤pH使用上海雷磁pH计测定。土壤有效镉采用pH 7.3的0.05 mol·L–1 DTPA（二乙烯三胺五乙酸）浸提剂浸提，浸提液过滤通过电感耦合等离子光谱发生仪（ICP-OES，720ES）测定。土壤有效砷采用0.5 mol·L–1 KH2PO4（pH 8.5）浸提，滤液上原子荧光光度计测定。土壤Cd、As形态采用BCR连续提取法提取[12]，溶液通过电感耦合等离子光谱发生仪（ICP-OES，720ES）测定。土壤可溶性有机碳（DOC）采用0.5 mol·L–1 K2SO4浸提，滤液通过有机碳分析仪（TOC-VWP，日本岛津）测定。
1.4 数据处理| $ 转运系数（TF_{i/j}）=C_{i}/C_{j} $ | (1) |
式中，TFi/j表示重金属由水稻j部位向i部位的转移系数，Ci为水稻i部位重金属含量（mg·kg–1），Cj为水稻j部位重金属含量（mg·kg–1）。
试验中使用Excel 2019和Origin2019进行数据整理作图，并采用SPSS26.0软件对数据进行差异显著性分析，Pearson法进行相关性分析。
2 结果 2.1 落干（氧化）过程土壤镉、砷赋存形态及有效性的变化如图 1所示，土壤DTPA提取态镉含量随着土壤含水量降低而升高。落干0 d（土壤含水率为48.36%）时土壤DTPA提取态镉含量为0.90 mg·kg–1。落干后第7天土壤DTPA提取态镉含量显著高于其他各处理，较落干0 d处理显著增加101.74%。落干后第3天和第5天则较落干0 d处理分别增加62.19%和66.95%。土壤有效砷含量则呈现相反趋势，随着土壤含水率的降低而降低。落干0 d时土壤有效砷含量显著高于其他各处理，为16.31 mg·kg–1。落干后第3天处理土壤有效砷显著高于落干后第5天和第7天处理，较落干0 d处理显著降低67.41%。落干后第5天和第7天土壤有效砷含量较0 d处理显著降低86.65%和95.74%。
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注：相同小写字母表示处理间差异未达到显著水平（P > 0.05）。下同。 Note: The same uppercase letters mean the non-significant difference between treatments(P > 0.05). The same below. 图 1 土壤DTPA提取态镉、有效砷 Fig. 1 The concentration of the soil diethylene triamine pentaacetic acid(DTPA)extractable cadmium and available arsenic |
土壤中重金属的生物毒性及其迁移能力并不与重金属总量直接相关，而与其赋存形态显著相关。试验采取BCR提取法分析落干（氧化）过程镉砷赋存形态的变化（表 2），发现残渣态镉含量随着土壤含水率的降低显著降低（P < 0.05），与落干0 d处理相比，落干5 d和7 d处理使土壤残渣态镉含量分别降低了3.84%和2.17%。相反，落干5 d和7 d处理使土壤酸提取态和可还原态镉含量较落干0 d处理分别显著（P < 0.05）增加了9.35%、5.14%和16.84%、11.04%。土壤可氧化态镉在落干3 d、5 d和7 d时显著增加（P < 0.05），较落干0 d处理分别增加了7.22%、43.51%和21.44%。残渣态砷含量随着土壤含水率的降低先升高后降低，落干7 d时残渣态镉含量较落干0 d处理显著（P < 0.05）减少0.90%。相反酸提取态砷含量表现出先减少后升高的趋势，落干7 d较落干0 d处理显著（P < 0.05）增加33.99%。可还原态砷含量随着土壤含水率的降低其变化趋势表现为3 d > 7 d > 0 d > 5 d，而可氧化态砷含量由大到小顺序依次为5 d > 7 d > 0 d > 3 d。由此可表明土壤水分含量的变化对土壤中镉、砷赋存形态转化具有显著影响。
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表 2 土壤镉、砷赋存形态 Table 2 The speciation of the soil cadmium and arsenic |
从图 2可看出，土壤pH与土壤Eh随着土壤含水量的降低呈现出相反的变化趋势，分别为降低和先升高后降低。土壤pH在落干至土壤表面无明水时显著高于其他处理，为6.32。落干后第3天和第5天土壤Eh显著高于落干0 d处理，为591.20 mV和555.00 mV。
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图 2 土壤pH、Eh、DTPA提取态铁和土壤DOC Fig. 2 Soil pH，Eh，DTPA extractable iron and soil DOC |
土壤DTPA提取态铁含量随着土壤含水率的降低呈现降低趋势，与土壤有效砷变化一致。落干0 d时土壤DTPA提取态铁显著高于其他各处理，为324.70 mg·kg–1。落干后第3天土壤DTPA提取态铁显著高于落干第5天和第7天，较无明水处理显著降低25.33%。落干第5天和第7天土壤DTPA提取态铁含量较落干0 d处理显著降低38.03%和43.83%。此外，土壤可溶性碳含量变化趋势同土壤DTPA提取态镉含量变化趋势一致。落干0 d处理土壤DOC含量明显低于其他各处理，为112 mg·kg–1。落干后第3天、第5天和第7天土壤DOC较落干0 d处理分别增加了29.84%、20.49%和116.85%。
2.3 落干（氧化）过程水稻根表铁膜镉砷含量的变化水稻根表铁膜具有特殊的物理或化学结构，可吸附或共沉淀重金属离子，从而缓解植物重金属毒害。研究发现（如图 3所示），淹水后落干（氧化）过程中水稻根表铁膜重金属变化显著。分蘖期内随着土壤含水率的降低根表铁膜镉呈现先增加后降低的趋势。除落干后第5天外，其他各处理间差异不显著（P > 0.05）。落干0 d处理水稻根表铁膜镉含量为5.22 mg·kg–1。与落干0 d处理相比，落干第5天根表铁膜镉含量显著增加96.52%。随着含水率的降低，水稻根表铁膜砷含量逐渐升高。落干0 d根表铁膜砷含量为256.25 mg·kg–1。与落干0 d处理相比，落干后第5天和第7天根表铁膜砷含量显著升高了15.88%和32.80%。分蘖期内随着土壤含水量的降低水稻根表铁膜铁先升高后降低。落干0 d根表铁膜铁含量为87.23 g·kg–1。与落干0 d相比，落干后第3天和第7天根表铁膜铁含量显著增加了16.72%和16.29%。
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图 3 水稻根表铁膜镉砷铁含量 Fig. 3 The Cd, As and Fe concentration in the iron plaque |
由表 3可以看出，水稻茎叶镉含量随着土壤含水率的降低而先增后减。落干0 d处理水稻茎叶镉含量为1.14 mg·kg–1。与落干0 d处理相比，落干第5天和第7天水稻茎叶镉含量分别显著增加了108.77%和52.63%。而茎叶砷含量则呈现相反趋势，随着土壤含水率的降低而降低。无明水处理水稻茎叶砷含量为11.32 mg·kg–1。与落干0 d处理相比，落干第5天和第7天茎叶砷含量分别显著减少了11.93%和18.46%。
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表 3 水稻植株各器官镉/砷含量及镉/砷转移系数 Table 3 The cadmium and arsenic concentration in various parts of rice and the transfer coefficients of Cd and As |
水稻根内镉含量变化趋势同茎叶镉变化一致。落干0 d处理水稻根内镉含量为0.46 mg·kg–1。与落干0 d处理相比，落干第5天和第7天水稻根内镉含量分别显著增加了182.61%和165.23%。但根内砷含量则随着土壤含水率的降低而先减后增。落干第3天根内砷含量为164.92 mg·kg–1，与落干0 d相比，显著减少了20.28%。
落干0 d处理根表铁膜镉向根内转移系数为0.09，与落干0 d处理相比，落干第5 d和第7天处理下TF（Cd根/根表）显著升高了44.44%和166.67%（P < 0.05）。落干0 d处理TF（Cd茎叶/根）为2.55，而落干第5天和第7天较T0处理减少了28.24%和43.53%（P < 0.05）。落干0 d处理TF（As根/根表）为0.81，而落干第3天、第5天和第7天较落干0 d处理减少了23.46%、18.52%和25.93%（P < 0.05）。落干0 d处理下TF（As茎叶/根）为0.05，而落干3 d处理较落干0 d处理显著升高了20.44%（P < 0.05）。
3 讨论 3.1 落干（氧化）过程水稻镉砷吸收累积影响因素落干5 d处理水稻茎叶和根内镉含量升至最高，分别为2.38和1.30 mg·kg–1，较落干0 d处理分别升高了109%和183%（P < 0.05）。其次是落干7 d处理，与落干0 d处理相比，分别升高了0.60和0.76 mg·kg–1（P < 0.05）。表明水稻各部位镉含量随着土壤含水量的减少而升高，与前人研究结果一致[15]。试验发现随着土壤含水量降低水稻根表铁膜镉和铁含量呈先升高后降低的趋势，而水稻根表铁膜砷含量则随着土壤含水量的降低而增加。研究表明干湿交替可提高水稻根系活力，增加水稻根系氧化力，促进水稻根表红棕色铁膜的形成[16]。如图 4所示，相关性分析发现水稻根表铁膜铁与铁膜镉表现为显著相关关系（r=0.61）。同时，落干第5天和第7天TF（Cd茎叶/根）较落干0 d处理分别显著减少了28.24%和43.53%（P < 0.05），而TF（Cd根/根表）则分别显著增加了44.44%和166.67%（P < 0.05）。由此可推测水稻根系可阻碍镉向水稻地上部的转移，但水分含量的降低使得根表铁膜所吸附的镉转移进入水稻根系中。Zhang等[17]研究发现水分管理可通过减少水稻根系镉向茎叶的转移而降低稻米镉的含量。试验结果显示水稻茎叶砷含量随着土壤含水量的减少而降低，而根内砷含量则表现为先降低后增加，与此同时落干后第3天TF（As茎叶/根）和TF（As根/根表）较落干0 d处理差异显著，其中TF（As茎叶/根）增加了20.44%，而TF（As根/根表）减少了23.46%。落干氧化条件下，土壤溶液中Fe2+氧化成铁氧化物，吸附溶液中的As，降低了砷的生物有效性，致使可转移至植株的砷含量减少[18]。研究表明分蘖期适度的水分胁迫有利于水稻根系的生长，但重度胁迫会削弱根系生长[19-20]，水分胁迫增强水稻深根表达，水稻根系向下生长获取水分和养分等[21]，从而使得水稻根内砷含量随着土壤含水量的减少而先降低后增加。
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注：*和**分别表示显著相关（P < 0.05）和极显著相关（P < 0.01）。下同。 Note: * and ** indicate significant correlation at 0.05 and 0.01 levels, respectively. The same below. 图 4 土壤有效镉/铁/砷与水稻植株各器官镉/砷相关关系 Fig. 4 The correlation of soil Cd, Fe and As contentration and rice plants Cd and As contentration |
将土壤含水率、土壤DTPA提取态镉、铁以及土壤有效砷与水稻植株指标进行相关性分析，发现有效镉与根镉呈现出极显著正相关关系，相关系数为0.72；有效砷与茎叶砷呈现出极显著正相关关系，相关系数为0.82。土壤含水率与土壤有效铁、有效砷以及茎叶砷表现出极显著相关性，相关系数分别为0.96、0.97以及0.90；而与土壤DTPA提取态镉、根表铁膜镉、水稻根内和茎叶镉呈显著负相关，相关系数分别为–0.95、–0.88、–0.88和–0.70，由此表明对镉砷复合污染稻田土壤进行水分管理可影响土壤镉砷活性及根表铁膜镉砷的吸附固定，从而影响水稻地上部镉砷含量，进而影响水稻稻米对镉砷的吸收累积。
3.2 落干（氧化）过程土壤镉砷变化规律及其影响因素相关性分析发现土壤含水率与土壤Eh、pH呈极显著相关关系，相关系数分别为–0.71和0.98。同时试验结果表明土壤氧化还原电位（Eh）随着土壤含水量减少而逐渐升高，土壤pH则降低，这与前人研究结果一致[22]。有研究表明土壤原始pH、土壤水分管理时间等是决定土壤pH的重要因素[23]。土壤进行淹水灌溉后，空气无法进入土壤中，水稻土中氧气含量下降，土壤由氧化状态转变为还原状态，土壤Eh下降[24]，同时土壤发生还原反应消耗大量H+使得土壤pH升高[25]，反之土壤排水时土壤处于氧化状态，土壤Eh升高，土壤pH降低。有研究认为土壤Eh为50~75 mV是水稻急剧累积Cd的阈值范围，将Eh控制在50 mV以下，能大量减少水稻对Cd的吸收累积[26]。土壤Eh不仅影响土壤As的释放，亦是As主要以As（Ⅲ）形态存在的先决条件，钟松雄等[27]认为土壤Eh的改变可能主要通过影响相关微生物的相对丰度从而影响砷的氧化还原速率。在土壤低pH条件下，Cd2+释放到土壤中，土壤Cd的生物有效性升高，与此同时土壤表面正电荷增加，促使砷被吸附沉淀，从而降低土壤砷的生物有效性[28-29]。土壤Eh与土壤DTPA提取态镉呈极显著正相关（0.76），与土壤有效砷呈极显著负相关（–0.89）。土壤pH与DTPA提取态镉呈极显著负相关（–0.97），与有效砷呈极显著正相关（0.98）。由此可表明通过对污染稻田进行水分管理改变了土壤Eh和pH，进而改变了土壤镉砷有效性。
土壤可溶性有机物（DOM）具有较多的吸附点位，是土壤重金属的“配位体”和“迁移载体”，可提供螯合能力不同的结合点位与重金属镉螯合，形成有机-重金属离子配合物，从而提高土壤镉的溶解性[30]。分析发现土壤含水率与土壤DOC呈极显著负相关（r=–0.76），与此同时土壤DOC与土壤DTPA提取态镉呈极显著正相关（r=0.80），与土壤有效砷呈极显著负相关（r=–0.67），由此表明土壤含水量的降低，使得土壤DOC含量增加，进而使得土壤DTPA提取态镉含量升高，而有效砷含量降低。Xu等[31]发现DOC和有机物可通过络合作用从而降低重金属活性。土壤DOM的数量和质量可以决定溶解态镉在可移动复合体中的比例及其稳定性，从而决定镉迁移能力[32]。土壤DOC可作为电子供体还原土壤砷，其中的腐殖酸能够刺激砷还原，从而促进砷的释放[33]。此外，有研究表明土壤中铁硫化物吸附或共沉淀镉从而导致土壤镉活性降低[34]。试验中发现土壤DTPA提取态铁含量在落干氧化状况下呈现降低趋势，故而土壤铁有效性降低，DTPA提取态镉含量增加。与此同时相关性分析发现DTPA提取态铁与镉表现为极显著负相关关系（r=–0.92）。前期研究结果表明干湿交替较长期淹水处理使得土壤DTPA提取态铁含量降低，而DTPA提取态镉含量增加[35]。从图 5中亦可看出土壤DTPA提取态铁与有效砷呈极显著正相关关系（r=0.97）。张良东等[36]认为高Eh条件下土壤铁锰氧化物或铁的硫化物是砷的主要影响因子。
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图 5 土壤指标间相关性 Fig. 5 The correlation among soil physical and chemical properties |
试验结果表明土壤含水量的降低促进了残渣态镉向可交换态和可还原态镉的转化，使得可氧化态砷含量增加，进一步证明对土壤进行水分管理可影响土壤镉砷活性的变化。试验发现土壤DTPA提取态镉含量随着土壤含水量的降低而升高，土壤有效砷含量则呈现相反趋势，随着土壤含水量的降低而降低。王惠明等研究发现间歇浇灌较淹水土壤有效镉上升72.08%[5]。同时Lü等[5]和Zhou等[6]发现在土壤落干时土壤有效砷含量明显减少。周海燕等[37]研究表明风干和湿润两种水分条件土壤中以As（Ⅴ）为主，适量的水分可抑制土壤As的毒性释放，但水分过高会引发As的释放。
研究结果表明土壤含水量降低，可氧化态砷、可还原态和可氧化态镉含量增加。除可交换态、可还原态和残渣态砷外，土壤含水率与土壤Eh、pH、DTPA提取态镉、DTPA提取态铁、有效砷、可氧化态砷以及镉各级形态表现出显著相关关系。综上可知，对土壤进行水分管理，可使得土壤Eh、pH、DOC发生变化，进而影响土壤镉、砷赋存形态，使得土壤镉砷生物有效性变化。
拟合分析结果发现（图 6），尽管落干时间延长土壤有效砷含量会越低，但在落干7 d时严重影响水稻生长发育，因此对于砷污染土壤进行3~5 d的落干管理最为适宜；而对于镉污染土壤其水分含量越高生物可利用镉含量越低；而镉砷复合污染土壤可进行落干3 d的水分管理，含水率调控在33.6%，使土壤生物可利用镉、砷维持在相对较低水平，从而降低水稻对镉砷的吸收累积。因此针对镉砷复合污染稻田土壤，不仅需要考虑落干时间，还要考虑水稻生长发育。黄敬等[38]研究发现不同母质类型土壤镉对水分管理的响应并不一致，黄泥田长期淹水管理下促进镉向残渣态转化，且促进作用较花岗岩强。而试验中供试土壤仅有板页岩发育水稻土，因此在未来应对不同母质类型发育土壤落干管理加以深入研究。
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图 6 镉砷拟合曲线和取样时水稻植株形态 Fig. 6 Fitting curve of Cd and As and the plant morphology of rice at the time of sampling |
（1）分蘖期内土壤含水量的减少使得水稻各部位镉含量升高，而水稻根内砷含量则随着含水量的减少先降低后增加，茎叶砷含量则降低。土壤含水量减少使得水稻根表铁膜铁含量先增加后减少，进而使得镉砷吸附累积于水稻根表，同时进行落干处理可减少水稻根内镉砷向地上部的转移，从而减少稻米对镉砷的吸收累积。（2）镉砷复合污染水稻土处于落干氧化状态将促进土壤Eh升高，pH降低。土壤含水量对土壤氧化还原电位和土壤酸碱性具有极显著影响。（3）土壤落干使得土壤可溶性有机碳含量增加，DTPA提取态铁含量减少，有效砷含量减少，DTPA提取态镉含量增加。（4）减少土壤含水量促进了残渣态镉向可交换态和可还原态镉的转化，使得可氧化态砷含量增加。对于镉砷复合污染稻田，在水稻分蘖期可通过水分管理将土壤含水率调控至33.6%从而降低土壤镉砷活性，减少水稻对镉砷的吸收累积。
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