吳佳琪，黃運(yùn)湘*，尹力初，梁玉文，黃玲，向艷艷，施強(qiáng)

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，長沙410128；2.湘西州土壤肥料工作站，湖南 吉首416000）

土壤鎘來源包括自然源及人為源。由于工業(yè)的發(fā)展和人類活動(dòng)的影響，人為源已成為農(nóng)田土壤鎘輸入的主要途徑，并在一定程度上危害農(nóng)田生態(tài)環(huán)境，影響農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全[1]。施肥對農(nóng)田土壤鎘含量的影響最早被報(bào)道的是含鎘化學(xué)磷肥[2-3]，隨著養(yǎng)殖業(yè)飼料中微量營養(yǎng)元素的添加，家畜糞肥、廄肥等對農(nóng)田土壤重金屬含量的影響引起了廣泛的關(guān)注[4-6]。茹淑華等[7]研究表明，連續(xù)7 a施用豬糞顯著增加0～15 cm土層砷、鎘含量，增幅分別在41.74%～46.19%和14.53%～22.09%。近年來，關(guān)于秸稈還田對增加土壤鎘污染的風(fēng)險(xiǎn)有較多報(bào)道[8-9]。鄭順安等[10]研究表明，對鎘污染農(nóng)田實(shí)施秸稈還田，土壤鎘含量較秸稈不還田土壤增加16.25%。潘逸等[11]研究表明，秸稈還田處理耕層土壤中交換性鎘含量較無機(jī)肥處理高出43.2%。但也有與之相反的研究結(jié)論，即施用秸稈等有機(jī)物料可以原位鈍化土壤中重金屬并降低其在土壤中的活性[12-14]。水分是影響土壤鎘有效性的一個(gè)重要因素，有關(guān)水分管理對土壤鎘有效性的影響目前也有較多報(bào)道，淹水還原環(huán)境可促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)的積累和鐵的活化，增加有機(jī)質(zhì)和游離氧化鐵對鎘的吸附，同時(shí)導(dǎo)致硫的還原和CdS沉淀的生成，降低鎘的有效性，減少作物中鎘的積累[15-16]。我國南方水田土壤因地形部位和排水條件的差異常處于不同的地下水位,高、低地下水位水分狀況的差異會(huì)影響土壤的基本理化性質(zhì)，從而影響土壤鎘的有效性。目前有關(guān)水分管理的研究大多以灌溉方式為主要對象[17],而涉及地下水位的報(bào)道甚少。本文依托湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院37 a的長期定位試驗(yàn)，選取3種施肥方式（高量秸稈還田HS、常量秸稈還田MS、化肥CF）和2個(gè)地下水位（-20 cm和-80 cm）的紅壤性水稻土，研究長期秸稈還田和不同地下水位對土壤鎘積累及有效性的影響,并通過施肥方式的變更進(jìn)一步探明秸稈還田對土壤鎘積累的響應(yīng)機(jī)制，為農(nóng)田土壤的施肥管理和安全生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 長期定位試驗(yàn)概況

1.1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院長期定位試驗(yàn)始建于1982年，供試土壤為第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的水稻土（定位試驗(yàn)開始前1年將耕型第四紀(jì)紅土紅壤分層填入，然后淹水種稻）。試驗(yàn)占地面積128 m2，由3組雙排平行的水泥池組成，半地下式，每排設(shè)6個(gè)小區(qū)，每小區(qū)1.44 m2，共計(jì)36個(gè)小區(qū)。組內(nèi)中間設(shè)有水槽控制地下水位在-20 cm（高水位）和-80 cm（低水位），組間及四周設(shè)有2 m深的排水溝，試驗(yàn)區(qū)四周及頂部圍有永久性不銹鋼圍網(wǎng)。試驗(yàn)設(shè)3種施肥方式：高量秸稈還田（HS）、常量秸稈還田（MS）、化肥（CF），各處理重復(fù)3～12次。在保證地下水位不變和原有定位試驗(yàn)有足夠重復(fù)的前提下，2012年變更部分試驗(yàn)處理，將-20 cm地下水位中的12個(gè)MS處理變更3個(gè)為CF處理（即：常改化），3個(gè)為HS處理（即：常改高），6個(gè)HS處理中的3個(gè)變更為CF處理（即：高改化），6個(gè)CF處理中的3個(gè)變更成MS處理（即：化改常）。變更施肥方式旨在探討有機(jī)肥對土壤碳固定及團(tuán)聚體形成的響應(yīng)機(jī)制[18]。定位試驗(yàn)設(shè)計(jì)、變更及其分布見圖1。

1.1.2 田間管理與施肥方案

每小區(qū)施肥量以CF處理為標(biāo)準(zhǔn)，每季施N 150 kg·hm-2，N∶P∶K=1∶0.5∶0.67，化肥N、P、K分別以尿素、氯化鉀、過磷酸鈣為肥源。試驗(yàn)變更前，所施用秸稈早稻為紫云英，晚稻為水稻秸稈；MS處理有機(jī)N為總N量的1/3，HS處理有機(jī)N為總N量的2/3。為保持各處理間施肥水平的基本一致，秸稈還田處理N、P、K不足部分用化肥補(bǔ)足[19]。2012年定位試驗(yàn)變更后，早稻和晚稻施用的秸稈均變更為玉米秸稈（粉碎并過10 mm篩），玉米秸稈的N、P、K含量分別為10.4、5.9、12.6 g·kg-1，MS、HS處理下每年的秸稈用量分別為9 600 kg·hm-2和19 200 kg·hm-2。近5 a來種植的早稻、晚稻品種分別為湘早秈15和VY46。

圖1長期定位試驗(yàn)設(shè)計(jì)及分布圖Figure 1 Design and distribution of long-termpositioning experiment

本文選擇3種施肥方式（HS、MS、CF）和2個(gè)地下水位深度（-20、-80 cm），建立二因素多水平試驗(yàn)方案，每處理重復(fù)3次，共計(jì)18個(gè)處理。變更后的4個(gè)處理（即：常改高、常改化、高改化、化改常），每處理重復(fù)3次，共計(jì)12個(gè)處理。

1.2 樣品采集與測定方法

1.2.1 樣品采集

2018年晚稻收獲后，按五點(diǎn)法采集供試小區(qū)耕作層混合土壤樣品，采樣深度0～20 cm。土樣采回后于室內(nèi)自然風(fēng)干，除去砂礫及動(dòng)、植物殘?bào)w，分別磨碎過10目和100目篩，混合均勻后裝袋保存。

1.2.2 測定項(xiàng)目與分析方法

土壤總鎘含量采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸四酸消化，有效態(tài)鎘采用DTPA溶液浸提，ICP-MS測定。同時(shí)采用空白試驗(yàn)和GBW08303國家標(biāo)準(zhǔn)土樣進(jìn)行質(zhì)量控制。土壤pH采用蒸餾水提取（液∶土=2.5∶1）-電位法測定；陽離子交換量（CEC）采用中性乙酸銨提取-蒸餾定氮法測定；土壤全磷采用NaOH熔融-鉬銻抗比色法測定；土壤有機(jī)質(zhì)采用硫酸重鉻酸鉀外加熱-容量法測定；土壤顆粒組成（或＜0.002 mm黏粒含量）采用吸管法測定。土壤游離氧化鐵采用DCB提取-鄰啡羅啉比色法測定；土壤絡(luò)合態(tài)鐵采用焦磷酸鈉提取-鄰啡羅啉比色法測定；土壤非晶質(zhì)氧化鐵采用草酸-草酸銨緩沖液提取-鄰啡羅啉比色法[20]測定。土壤基本理化性狀測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[21]。

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

采用Excel 2007對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用SPSS Statistics 22.0進(jìn)行方差分析和Duncan多重比較，檢驗(yàn)不同處理間的差異顯著性（P＜0.05為差異顯著）。

2 結(jié)果與分析

2.1 長期秸稈還田和地下水位管理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量

由表1可知，高水位條件下，連續(xù)37 a秸稈還田處理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量均高于CF處理，分別高出9.8%～21.8%和49.2%～59.9%。其中HS處理顯著高于CF處理，HS與MS處理之間差異不顯著。低水位條件下，HS處理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量分別較CF處理升高11.2%和31.6%，其中有效態(tài)鎘含量差異達(dá)顯著水平；MS處理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量分別較CF處理下降8.8%和14.3%，但均未達(dá)顯著差異水平。

表1長期秸稈還田和地下水位管理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量Table 1 Total and available cadmium contents in soil of long-term straw returning and groundwater level management

相同施肥處理，高水位土壤總鎘含量均高于低水位土壤，其中MS處理土壤總鎘含量高水位顯著高于低水位；土壤有效態(tài)鎘含量HS和CF處理高水位低于低水位，但未達(dá)顯著差異水平，而MS處理則是高水位顯著高于低水位。方差分析結(jié)果表明，施肥方式和地下水位均影響土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量，施肥方式對土壤總鎘含量影響顯著，對有效態(tài)鎘含量影響極顯著；地下水位對土壤總鎘含量影響極顯著，對有效態(tài)鎘含量影響不顯著；地下水位和施肥方式的交互作用對土壤有效態(tài)鎘含量影響顯著，對總鎘含量影響不顯著。

2.2 試驗(yàn)處理變更對土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量的影響

從表2可知，HS和MS變更為CF處理5 a后，土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量前者分別降低2.5%和5.7%，后者分別提高1.7%和5.4%，但均未達(dá)顯著差異水平。MS處理變更為HS處理5 a后，土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量分別增加22.3%和29.3%，處理間差異達(dá)顯著水平。CF處理變更為MS處理后，土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量分別增加16.5%和58.9%，有效態(tài)鎘含量處理間差異顯著。從變更前、后土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量的變化幅度可知，秸稈還田特別是大量秸稈還田，不僅增加土壤鎘的積累，同時(shí)提高土壤鎘的有效性。降低秸稈施用量，在一定程度上可以控制土壤鎘的積累，降低鎘的有效性。

2.3 長期秸稈還田和地下水位管理對土壤基本理化性質(zhì)的影響

從表3可知，長期施用秸稈有機(jī)肥，土壤pH較CF處理降低，且低水位條件下差異達(dá)顯著水平，HS、MS處理土壤pH分別較CF處理降低0.35個(gè)和0.24個(gè)單位；有機(jī)質(zhì)含量較CF處理升高，HS處理高、低水位條件下均達(dá)顯著差異水平，MS處理高水位條件下達(dá)顯著差異水平。高水位條件下，HS、MS處理有機(jī)質(zhì)含量分別較CF處理提高47.9%和46.5%，低水位條件下則分別提高45.2%和7.0%。CEC、粉粒含量及鐵的結(jié)合形態(tài)等各處理之間未達(dá)顯著差異水平。

表2試驗(yàn)處理變更前、后土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量Table 2 The contents of total and available cadmium in soil before and after experiment treatment change

表4表明，HS、MS處理改為CF處理5 a后，土壤pH較變更前分別升高0.15個(gè)和0.18個(gè)單位，有機(jī)質(zhì)含量分別下降8.7%和16.5%。游離氧化鐵、非晶質(zhì)氧化鐵、絡(luò)合態(tài)鐵含量等變化較小。

2.4 土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

從表5可知，土壤總鎘與有機(jī)質(zhì)、CEC、黏粒含量、非晶質(zhì)氧化鐵、絡(luò)合態(tài)鐵呈正相關(guān)關(guān)系，其中與有機(jī)質(zhì)、絡(luò)合態(tài)鐵呈極顯著正相關(guān)；與pH、全磷、粉粒含量、游離氧化鐵呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，其中與pH、粉粒含量呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤有效態(tài)鎘與有機(jī)質(zhì)、CEC、絡(luò)合態(tài)鐵呈正相關(guān)關(guān)系，其中與有機(jī)質(zhì)、CEC呈極顯著和顯著正相關(guān)；與pH、全磷、黏粒、粉粒含量、游離氧化鐵、非晶質(zhì)氧化鐵呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，其中與pH、游離氧化鐵極顯著負(fù)相關(guān)。

3 討論

秸稈是土壤有機(jī)碳的重要來源，也是提升土壤有機(jī)質(zhì)的重要途徑[22]。近年來有關(guān)秸稈還田對土壤鎘積累及生物有效性的影響引起學(xué)者們高度關(guān)注。一方面作物吸收的鎘主要貯存在秸稈中，且向籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)較少，秸稈還田將作物吸收的大部分鎘歸還到土壤中，還田量越大，土壤鎘積累越多[23]。另一方面，秸稈分解過程中釋放質(zhì)子和有機(jī)酸，降低土壤pH，活化難溶態(tài)鎘，致使土壤有效態(tài)鎘含量增加[10，14，24]。本研究基于長期定位試驗(yàn)，以化肥為對照，探明37 a長期秸稈還田對土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量的影響。結(jié)果表明，-20 cm水位，相當(dāng)于排水不暢的潛育型水稻土，HS處理（秸稈年施用量為19 200 kg·hm-2）土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量較CF處理顯著升高，升高幅度達(dá)21.8%和59.9%；MS處理（秸稈年施用量9 600 kg·hm-2）土壤總鎘含量較CF處理僅提高9.8%，有效態(tài)鎘提高49.2%，達(dá)顯著差異水平。-80 cm水位，相當(dāng)于水分狀況良好的潴育型水稻土，HS處理土壤總鎘較CF處理僅提高11.2%，有效態(tài)鎘提高31.6%，達(dá)顯著差異水平；MS處理，土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量較CF處理降低，但未達(dá)顯著差異水平。表明在鎘輕度污染的土壤中，大量秸稈還田有增加土壤鎘積累、提高鎘活性的風(fēng)險(xiǎn)。究其原因，長期大量秸稈還田，一方面歸還了作物吸收的大部分鎘，同時(shí)有利于腐殖質(zhì)的合成，增加了土壤對鎘的吸附，土壤總鎘含量在37 a內(nèi)較CF處理有一定幅度上升（11.2%～21.8%）；同時(shí)秸稈在分解過程中產(chǎn)生大量的有機(jī)酸，降低了土壤的pH，活化了土壤鎘，有效態(tài)鎘含量較CF處理提高31.6%～59.9%。減少秸稈用量，同時(shí)降低地下水位，土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量較CF處理降低，這可能與鎘的淋洗下移及吸附固定有關(guān)，后續(xù)將進(jìn)一步開展研究。從試驗(yàn)處理變更后土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量的變化分析，進(jìn)一步證實(shí)秸稈還田特別是大量秸稈還田，有增加土壤鎘積累的風(fēng)險(xiǎn)，在中度和重度鎘污染農(nóng)田，應(yīng)實(shí)施秸稈離田技術(shù)。

表3長期秸稈還田和地下水位管理土壤基本理化性質(zhì)Table 3 The basic physical and chemical properties in soil of long-term straw returning and groundwater level management

表4試驗(yàn)處理變更前、后土壤的基本理化性質(zhì)Table 4 The basic physical and chemical properties in soil before and after the change of test treatment

表5土壤理化性質(zhì)與土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量的相關(guān)性Table 5 Correlation analysis of soil physical and chemical propertieswith soil total and available cadmium contents

土壤水分狀況直接影響土壤的發(fā)生發(fā)育過程、物質(zhì)的淋溶、沉積及遷移轉(zhuǎn)化特征，同時(shí)通過影響土壤的物理、化學(xué)與生物學(xué)性質(zhì)，間接影響地殼元素的化學(xué)形態(tài)及生物有效性[25]。高水位條件下，稻田排水不暢，還原作用加強(qiáng)，Eh下降。一方面硫化物還原生成的S2-與土壤中的Cd2+直接形成穩(wěn)定、難溶的CdS沉淀，同時(shí)S2-與土壤鐵結(jié)合生成鐵的硫化物，與土壤中Cd2+發(fā)生共沉淀作用，導(dǎo)致鎘的生物有效性降低[26]。另一方面，土壤的還原環(huán)境促進(jìn)了有機(jī)質(zhì)的腐殖化過程，增加其對土壤鎘的吸附，降低其有效性，這與朱丹妹等[27]的研究結(jié)果一致。本研究表明，高水位條件下，土壤鐵的活性增強(qiáng)，HS、MS、CF處理土壤活性氧化鐵（也稱非晶質(zhì)氧化鐵）含量較低水位土壤分別高出4.4%、15.3%和18.4%?；钚匝趸F具有更多的吸附點(diǎn)位和更大的比表面積，這些均提高了對鎘的吸附能力，土壤總鎘含量增加，由于鎘的移動(dòng)性下降，有效態(tài)鎘含量降低，與朱丹妹等[27]和Tack等[28]的研究結(jié)果一致。相關(guān)分析結(jié)果表明，土壤有機(jī)質(zhì)含量、CEC、pH和鐵的結(jié)合形態(tài)是影響土壤鎘積累及其有效性的最主要因素。以上進(jìn)一步表明了不同施肥方式與水分管理，通過改變土壤的基本理化性質(zhì)，從而影響土壤鎘的積累及其有效性，這與李慧敏等[29]和張會(huì)民等[30]的研究結(jié)果相似。

4 結(jié)論

（1）高地下水位（-20 cm）條件下，長期秸稈還田土壤總鎘及有效鎘含量分別較化肥處理升高；低地下水位（-80 cm）條件下，高量秸稈還田處理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量較化肥處理升高，而常量秸稈還田處理土壤總鎘及有效態(tài)鎘含量較化肥處理下降。施肥方式變更后，土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量隨秸稈施用量的增加而增加，隨化肥施用量的增加而減少。

（2）高地下水位處理土壤總鎘含量均高于低地下水位處理；有效態(tài)鎘含量在常量秸稈還田處理下，高地下水位＞低地下水位，高量秸稈還田和化肥處理下則表現(xiàn)為高地下水位＜低地下水位。

（3）方差分析表明，施肥方式對土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量表現(xiàn)出顯著和極顯著影響；地下水位對土壤總鎘含量影響顯著，對有效態(tài)鎘含量影響不顯著。

（4）相關(guān)分析表明，土壤有機(jī)質(zhì)含量、CEC、pH和鐵的結(jié)合形態(tài)是影響土壤鎘積累及其有效性的最主要因素。