羅 婷，喻 華，秦魚生，涂仕華*，羅大春，周小野

石灰及配合施用鎂和硅對土壤pH和鎘有效性的影響

羅 婷1，2，喻 華1，秦魚生1，涂仕華1*，羅大春3，周小野3

(1.四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，四川成都 610066;2.四川省屏山縣組織部，四川宜賓 645350;3.彭州市農(nóng)村發(fā)展局，四川成都 611930)

【目的】為了研究在低濃度鎘污染土壤上，施用不同量石灰以及石灰與鎂、硅配合施用對土壤pH和鎘有效性的影響，尋求降低土壤中鎘生物有效性或毒性的有效實用技術(shù)措施?！痉椒ā勘狙芯糠质覂?nèi)小量土壤(10 g)培養(yǎng)試驗和模擬田間的較大量土壤(1.5 kg)網(wǎng)室培養(yǎng)試驗，試驗設(shè)置對照、4個石灰用量、4個石灰用量加鎂和4個石灰用量加硅，共13個處理6次重復(fù)，淹水培養(yǎng)60 d(室內(nèi))和120 d(網(wǎng)室)并定期測定土壤pH和有效鎘的變化規(guī)律。【結(jié)果】淹水后所有處理的土壤pH都隨培養(yǎng)時間的延長而向中性趨近，初始pH越高的處理其最終pH降幅也越大。土壤有效鎘含量的變化與土壤pH呈負(fù)相關(guān)。所有處理土壤有效的含量都低于或顯著低于對照，不同物料和組合對土壤有效鎘含量的降低效果依次為石灰+Si＞石灰+Mg＞石灰，高量石灰處理明顯優(yōu)于低量石灰處理，石灰配施鎂或硅能進(jìn)一步降低土壤中鎘的有效性?！窘Y(jié)論】施用石灰能有效降低土壤鎘的有效性，在石灰的基礎(chǔ)上配合施用硅或鎂的效果更佳。

鎘;石灰;鎂;硅;pH

【研究意義】鎘(Cd)因具有移動性高、毒性強、易于累積和難以消除等特點，被視為自然界毒性最強的重金屬元素之一[1]。土壤是植物賴以生存的地表物質(zhì)，也是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的基礎(chǔ)。一旦農(nóng)田土壤被重金屬污染，就會影響農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)和食品安全生產(chǎn)。我國首鎘污染土壤的分布較廣，面積較大，局部地方污染程度較重，已成為目前中央和地方政府高度關(guān)注并著手解決的重大課題。根據(jù)2014年國家環(huán)境保護(hù)部和國土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》，我國土壤污染總超標(biāo)率達(dá)到16.1 %，其中重金屬污染超標(biāo)點位占13.3%，鎘污染點位占7%[2];同年四川省環(huán)境保護(hù)廳和國土資源廳聯(lián)合發(fā)布的《四川省土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，四川省全省土壤總的點位超標(biāo)率為28.7%，重金屬污染點位超標(biāo)率26.9%，其中鎘污染點位占20.8 %[3];表明四川省土壤鎘污程度高于全國平均水平。【前人研究進(jìn)展】長期以來，土壤—植物系統(tǒng)中的鎘污染防控技術(shù)都是國內(nèi)外環(huán)境污染研究的熱點。近年來，國、內(nèi)外科學(xué)家在鎘污染治理方面已經(jīng)取得了一些可喜的進(jìn)展，但大多數(shù)研究都是針對規(guī)模較小和程度較重的點源污染;針對污染程度較輕的大面積農(nóng)田耕地土壤還缺少有效而實用的治理技術(shù)。利用石灰或硅肥來降低土壤有效鎘被認(rèn)為是目前可選用的技術(shù)之一，已有不少研究報道[4-7]。但用石灰鈍化土壤鎘的研究結(jié)果一般都是從一季作物試驗中獲得，缺少連續(xù)試驗研究，其控制土壤鎘有效性的效果也不盡相同，存在正效果[4-7]、負(fù)效果[8-9]和沒有效果[10-11]等相互矛盾的報道?！颈狙芯壳腥朦c】而對于利用鎂、連續(xù)施用石灰以及鎂、硅和石灰等物質(zhì)交互作用對土壤重金屬生物有效性影響的系統(tǒng)性研究較少?！緮M解決的關(guān)鍵問題】本研究旨在輕度鎘污染土壤上，測試不同用量的石灰以及石灰與硫酸鎂(Mg)、硅酸鈉(Si)配合施用對土壤pH以及鎘有效性的影響，篩選降低土壤鎘生物有效性或毒性的處理或組合，為最終降低作物對鎘的吸收以及為土壤鎘污染修復(fù)和農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)提供實用技術(shù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤采集自四川省綿竹市富新鎮(zhèn)被鎘污染的灰色沖積水稻土，常年輪作方式為水稻—油菜。土壤樣品在水稻收獲后采集，采樣深度為0～20 cm。土樣放置于室內(nèi)風(fēng)干，在剔除土樣中的植物殘體和砂礫后，混勻、研磨通過1 mm尼龍篩備用。土壤樣品的主要相關(guān)理化性質(zhì)采用以下方法測定:用pHS-320型精密pH計測定土壤pH(水土比2.5∶1. 0)，醋酸銨法測定CEC，重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定有機(jī)質(zhì)含量，開氏法測定全氮，堿解擴(kuò)散法測定堿解氮，Olsen-NaHCO3浸提—鉬藍(lán)比色法測定有效磷，NH4OAc浸提-火焰光度法測定有效鉀。土壤全鎘用HCl-HNO3-HF-HClO4消解，石墨爐原子吸收分光光度計法(novAA400-德國耶拿)測定[12];土壤有效鎘用采用Tessier(1979)五步連續(xù)提取法的第一步，即用1mol·L-1MgCl2(pH=7)溶液浸提，石墨爐原子吸收分光光度計法(novAA400-德國耶拿)測定[13]。供試土壤的主要相關(guān)理化性質(zhì)列于表1。

1.2 試驗設(shè)計

1.2.1 石灰、鎂和硅及配合施用對土壤pH及鎘有效性的影響 本研究設(shè)置了兩個試驗，即小量土壤室內(nèi)培養(yǎng)試驗和模擬田間的較大量土壤網(wǎng)室培養(yǎng)試驗。放置于室內(nèi)的小量土壤培養(yǎng)試驗設(shè)13個處理(表2)，6次重復(fù)。稱取10.00 g風(fēng)干土樣(18目篩)加入100 mL塑料瓶中，按試驗方案加入所需肥料或物料，隨即與土壤均勻混合并加入20 mL去離子水，保持瓶內(nèi)土面水層深度1 cm。在整個培養(yǎng)過程中定期稱重保持瓶內(nèi)水分總量為20 mL，用紙板蓋住瓶口以防水分揮發(fā)損失過快。試驗置于室溫條件下培養(yǎng)，分別在0、5、15、30和60 d測定土壤pH值和有效鎘含量。為了避免取樣誤差，將培養(yǎng)瓶中的10.00 g土壤全部用于分析測定，每個處理中3瓶用于測定pH，另外3瓶用于測定土壤有效鎘。

網(wǎng)室土壤培養(yǎng)試驗設(shè)置13個處理(表2)，稱取1.5 kg風(fēng)干土樣于14.5 cm×15.0 cm的陶瓷盆中，分別加入各處理所需的物質(zhì)或物料，與土壤充分混勻后加入去離子水，整個試驗期間始終保持盆內(nèi)1 cm水層。分別在10、30，60，90和120 d用pH計測定土壤pH變化，培養(yǎng)至120 d(即大約一個水稻生長季節(jié)的時間)后取樣測定土壤有效鎘的含量，其測定方法如前所述。為了方便起見，把試驗處理中氫氧化鈣[Ca(OH)2]簡稱為石灰，硫酸鎂(MgSO4)簡稱為鎂(Mg)和硅酸鈉簡稱為硅(Si)。

表1 供試土壤的主要相關(guān)理化性質(zhì)Table 1 Somemajor properties of the soil

表2 在淹水培養(yǎng)下石灰、鎂和硅處理對土壤鎘有效性影響Table 2 The treatments of the effects of lime，magnesiam and silicate on Ca availability under waterlogged condition

1.2.2 測定項目及方法 在小量土壤室內(nèi)培養(yǎng)試驗中，土壤有效鎘用1 mol·L-1MgCl2(pH 7)溶液提取[15]。由于土壤樣品很小以及為了避免取樣誤差的問題，本試驗將培養(yǎng)瓶中全部土樣用于土壤pH和有效鎘的測定。測定前先稱重，用去離子水補足與試驗初始重量之差，保證每一個培養(yǎng)瓶中的水分總量為20 mL，然后加入60 mL 1.33 mol·L-1MgCl2浸提液，調(diào)節(jié)水土比(按風(fēng)干土計)為1∶8，置培養(yǎng)瓶于振蕩機(jī)內(nèi)，控溫25℃往返振蕩1 h，用Whatman土壤微量元素濾紙過濾，濾液加0.5 mL濃HNO3定容到50 mL，待測液中的Cd用原子吸收石墨爐(novAA400-德國耶拿)測定。每個處理的土壤pH用pHS-320型精密pH計測定(水土比調(diào)為1.0∶2.5)，重復(fù)3次。

在模擬田間較大量土壤的網(wǎng)室培養(yǎng)試驗中，土壤有效鎘用兩種方法測定:①各處理土壤在網(wǎng)室內(nèi)培養(yǎng)120 d(大約一個水稻生長季節(jié)的時間)后，分別采集土壤樣品，經(jīng)風(fēng)干、研磨通過1 mm尼龍篩備用。取10.00 g風(fēng)干土樣于100 mL塑料瓶(帶蓋)中，加入80 mL 1.00 mol·L-1MgCl2浸提液，調(diào)節(jié)水土比為1∶8，再將樣品置于振蕩機(jī)內(nèi)25℃恒溫往返振蕩1 h后過濾，在濾液中加0.5 mL濃HNO3定容至50 mL，待測液中的鎘濃度用原子吸收石墨爐(novAA400-德國耶拿)測定。②將事先固定好的離子交換樹脂袋(45 mm×35 mm，重1.8 g)(成都澳立生態(tài)有限公司生產(chǎn))分別垂直插入盆內(nèi)10 cm土壤深處，平衡48 h后取出，用去離子水沖洗除去樹脂袋表面的泥沙，然后置于盛有50 mL 0.5 mol·L-1HCl的三角瓶中，將三角瓶放置于振蕩機(jī)內(nèi)25℃恒溫往返振蕩2 h后過濾。按此步驟重新加酸、振蕩、過濾，提取3次。待測液中的鎘濃度用原子吸收石墨爐(novAA400-德國耶拿)測定。直接把pH計插入土面下3 cm深處測定土壤pH值。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel和DPSv6.55等軟件對相關(guān)數(shù)據(jù)進(jìn)行計算、統(tǒng)計分析與處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 石灰、鎂和硅及其配合施用對小樣品土壤pH及鎘有效性的影響

圖1 不同石灰用量對土壤pH的影響Fig.1 The effects of the lime rates on pH in soil

2.1.1 不同石灰用量對土壤pH和鎘有效性的影響 整個培養(yǎng)過程中不同石灰用量處理的土壤pH都顯著高于CK(圖1)，并隨石灰用量的增加而不斷升高，但其效果隨著培養(yǎng)時間的延長而呈下降趨勢(圖1)。0 d時，不同石灰用量處理從低到高的土壤pH分別比CK升高0.70，1.11，1.47和2.81，石灰用量越高的處理pH上升幅度也越大。5 d后2個高量石灰處理的土壤pH相對于0 d時有明顯下降。以石灰4(5.33 g·kg-1)為例，5 d時的土壤pH比0 d時下降了0.94個pH單位。其它處理和CK的pH與0 d時相比呈上升趨勢，其中CK上升了0.38，變幅為最大。在5～15 d期間，除了石灰4的pH繼續(xù)下降外，其它處理的pH卻保持上升;但石灰2和石灰3這2處理之間的pH差異不顯著。在15～60 d期間，所有處理的pH都處于下降趨勢，處理之間的pH差異均達(dá)到顯著水平。

試驗表明，在土壤中加入石灰能明顯提高土壤pH。在淹水培養(yǎng)初期，除了2個高量石灰處理外，所有其它處理的pH都呈上升趨勢，以CK處理的pH上升幅度最大。15 d后土壤pH逐漸回落，而2個高量石灰處理從0 d開始其pH一直呈下降趨勢。因不同石灰用量產(chǎn)生的土壤pH差異形成了兩個不同的pH-Eh土壤系統(tǒng)，一是pH＜7.8包括CK在內(nèi)的中性-微堿性土壤系統(tǒng)，二是pH＞8的堿性土壤系統(tǒng)。在淹水條件下，酸性-微堿性土壤系統(tǒng)中的土壤pH變化受控于Fe(III)與Mn(IV)被還原成Fe2+和Mn2+的數(shù)量與速率[14]，即Fe(OH)3+3H++e-→Fe2++3H2O和MnO2+4H++2e-→Mn2++2H2O;土壤Eh降幅越大，H+消耗也越多，pH上升幅度也越高。由于CK處理沒有添加石灰，沒有外源OH-離子來中和土壤中的H+離子，因此在淹水培養(yǎng)后土壤pH上升最大。在低量石灰處理中，引入的OH-離子中和了土壤中的一些H+離子，這使得在淹水培養(yǎng)初期土壤pH的上升幅度隨石灰用量的增加而降低。隨著培養(yǎng)試驗時間的推移，土壤中原有的可分解有機(jī)物不斷消耗殆盡，加上漬水條件下產(chǎn)生的中間產(chǎn)物有機(jī)酸和終端產(chǎn)物CO2形成的碳酸之綜合作用，導(dǎo)致土壤Eh逐漸回升。在pH＞8的堿性土壤系統(tǒng)中，淹水后土壤pH的降低受控于CaCO3—H2O—CO2系統(tǒng)[14]。在CaCO3—H2O—CO2系統(tǒng)中，部分石灰與土壤中的H+離子發(fā)生反應(yīng)，即Ca(OH)2+2H+→Ca2++2 H2O;當(dāng)H+消耗殆盡后則與CO2發(fā)生反應(yīng)，即Ca(OH)2+CO2→CaCO3+H2O;同時，CaCO3繼續(xù)與CO2反應(yīng)，即Ca-CO3+CO2→CaHCO-3+Ca2+，這些反應(yīng)使得土壤堿性不斷減弱，因此，土壤pH隨著淹水時間的延長而逐漸降低。

圖2 不同石灰用量對土壤有效鎘的影響Fig.2 The effects of different lime rates on available Cd in soil

土壤有效鎘濃度與石灰用量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系(圖2)，因此所有石灰處理的土壤有效鎘濃度都低于CK。0 d時，除石灰1外的其它石灰處理的土壤有效鎘濃度都顯著低于CK。0～5 d期間，所有處理土壤有效鎘濃度都呈下降趨勢，唯有石灰3和石灰4處理的有效鎘濃度顯著低于CK。所有處理在15 d時的土壤有效鎘鎘濃度都顯著低于5 d時，不同石灰用量從低到高的土壤有效鎘降幅依次為61.78 %，61.77%，59.44%，48.90%和38.16%，表明土壤淹水處理后能有效降低土壤有效鎘濃度。30 d時土壤有效鎘濃度出現(xiàn)微小反彈，在30～60 d期間的土壤有效鎘濃度又出現(xiàn)微小下降。與CK相比，石灰1處理的有效鎘濃度降低不顯著，而其它處理土壤的有效鎘濃度都顯著低于CK，但在4個石灰處理之間的差異不顯著。

在淹水培養(yǎng)過程中，土壤有效鎘濃度的下降趨勢與pH的變化趨勢相對應(yīng)，二者呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系。一個處理的土壤pH越高，其鎘的有效性就越低。土壤pH升高促進(jìn)了有效鎘向非活性態(tài)鎘的轉(zhuǎn)化，從而降低了土壤有效鎘濃度[4，7]。在60 d時不同石灰處理之間有效鎘含量的差異不顯著，說明石灰用量對土壤有效鎘濃度的降低存在一個極限，一旦超過這個極限值，再繼續(xù)增加石灰用量對土壤有效鎘的降低作用呈現(xiàn)邊際效應(yīng)遞減規(guī)律。

2.1.2 不同用量石灰與硫酸鎂配合施用對土壤pH和鎘有效性的影響 石灰不同用量與硫酸鎂配合施用的土壤pH顯著高于CK(圖3)。石灰1+Mg和石灰2+Mg兩個處理的土壤pH在0～15 d內(nèi)緩慢上升并達(dá)到峰值，在隨后的15～60 d期間內(nèi)轉(zhuǎn)為下降。而石灰3+Mg處理除在15 d時pH略有回升外，整個培養(yǎng)過程中的pH都保持下降。石灰4+ Mg處理的土壤pH在整個試驗過程中一直呈現(xiàn)為下降趨勢。

與單施石灰相似，不同用量石灰+Mg處理都不同程度地提高了土壤pH;隨著時間的推移，土壤pH又逐漸回落;不同用量石灰+Mg處理間的pH差值在0 d時為最大，隨后逐漸減小。不同的是，石灰+ Mg處理比對應(yīng)單施石灰處理的土壤pH低。石灰處理添加硫酸鎂后引起土壤pH下降的可能原因有兩個，一是硫酸鎂本身為微酸性(pH 5.5～6.5)[15]，它能中和石灰中的部分OH-離子;二是硫酸鎂中的Mg2+離子能置換出土壤膠體上的H+離子，從而中和石灰的部分OH-離子。

圖3 不同用量石灰與硫酸鎂配合施用對土壤pH的影響Fig.3 The effects of different lime rates plusmagnesium sulfate onpH in soil

不同用量石灰與硫酸鎂配合施用能顯著降低土壤有效鎘濃度(圖4)。在整個培養(yǎng)過程中，不同用量石灰+Mg處理的有效鎘濃度都顯著低于CK，不同處理的有效鎘濃度隨著石灰用量的增加而降低，并隨培養(yǎng)進(jìn)程而進(jìn)一步下降。在0 d時2個低量石灰+Mg處理與2個高量石灰+Mg處理的土壤有效鎘濃度差異顯著，但不同處理兩兩之間比較的差異不顯著。在5 d時不同石灰用量處理的土壤有效鎘濃度比CK依次降低了28.37%，35.47%，27.64 %和29.34%。在15～30 d期間不同處理土壤有效鎘的濃度變化趨勢基本相同，只是在30 d時其數(shù)值略有上升。在60 d時所有處理的土壤有效鎘濃度下降至最低值，不同處理之間的差異趨于最小。

與單施石灰處理相比較，配施硫酸鎂能進(jìn)一步降低土壤有效鎘濃度。為什么施用鎂能降低土壤鎘的有效性呢?其機(jī)理目前尚不清楚。但這印證了本研究團(tuán)隊過去的研究結(jié)果，即施用硫酸鎂能降低土壤鎘的有效性，解除鎘對作物產(chǎn)生的毒害[16-18]，也與Kashem和Kawai[19]及Kudo等人[20]的研究結(jié)論一致。

圖4 不同用量石灰與硫酸鎂配合施用對土壤有效鎘的影響Fig.4 The effect of different lime rates plusmagnesium sulfate on available Cd in soil

圖5 不同用量石灰與硅酸鈉配合施用對土壤pH的影響Fig.5 Soil pHs as affected by different lime rates plus sodium silicate with incubation time

2.1.3 不同用量石灰與硅酸鈉配合施用對土壤pH和鎘有效性的影響 在整個淹水培養(yǎng)過程中，不同用量石灰+Si處理的土壤pH隨石灰用量的增加而增加，并顯著高于CK(圖5)。在0～5 d期間，2個低量石灰+Si處理的pH基本上處于穩(wěn)定狀態(tài)，僅上升了0.01pH單位，而2個高量石灰+Si處理的pH卻出現(xiàn)了明顯下降，分別下降0.31和0.95。在5～15 d期間，除了石灰4+Si處理外，其它處理的土壤pH都呈現(xiàn)出上升趨勢。在15～60 d期間，所有石灰+Si處理的pH都保持下降趨勢。

石灰+Si處理的pH比單獨施用石灰處理高0. 01～0.08，這是因為硅酸鈉屬于堿性物質(zhì)(pH 10～13)[21]，添加后能增強試驗處理土壤的堿性。因此，其影響程度隨硅酸鈉的用量增加而增加。

在整個試驗期間，不同用量石灰配施硅酸鈉處理的土壤有效鎘濃度都顯著低于CK，并隨石灰用量增加而降低。在0 d時，除石灰2+Si與石灰3+Si處理外，其它處理之間有效鎘的含量差異顯著。在5 d時CK處理的土壤有效鎘濃度變化不大，但其它4個處理的土壤有效鎘濃度明顯降低，按石灰施用量從低到高分別降低0.034，0.030，0.031和0.021。在5～15 d期間CK的有效鎘濃度大幅度降低，其余4個處理的有效鎘濃度降幅不大。30 d時所有處理的土壤的有效鎘均出現(xiàn)小幅度回升，而在30～60 d期間土壤有效鎘濃度又降至最低值。

與單獨施用石灰相比，添加硅酸鈉后能進(jìn)一步降低土壤有效鎘濃度，其降幅為0.003～0.036。與石灰+Mg相比，石灰配施硅酸鈉能進(jìn)一步降低土壤有效鎘含量，這歸咎于添加硅酸鈉后增加的堿性所引起的土壤pH效應(yīng)。過去的研究表明，硅酸鈉是一種良好的鎘污染土壤改良劑，對降低土壤鎘的生物有效性和植物吸收都具有明顯的效果[22-23]。

2.2 石灰、鎂和硅及其配合施用對較大樣土壤pH及鎘有效性的影響

2.2.1 石灰、鎂和硅及其配合施用在網(wǎng)室淹水培養(yǎng)條件下對土壤pH的影響 較大量土壤試驗的培養(yǎng)時間比室內(nèi)試驗長一倍，因此作者觀察到了不同處理在經(jīng)歷更長培養(yǎng)時間后的土壤pH變化情況(表3)。無論是單獨施用石灰，還是石灰配合硫酸鎂或硅酸鈉，都比CK明顯提高了土壤pH，提高幅度與石灰用量呈正相關(guān)。試驗中使用的不同物料對土壤pH的提高效果為石灰+Si＞石灰＞石灰+Mg，這與小量土壤培養(yǎng)試驗的pH變化規(guī)律一致。不同的是，網(wǎng)室培養(yǎng)試驗在60 d后土壤pH還繼續(xù)下降，并向中性趨近。這表明無論石灰用量高低，對土壤pH的影響都隨時間推移而逐漸減小。與單獨施用石灰相比，石灰與硫酸鎂配合施用對土壤pH的影響表現(xiàn)出微弱的負(fù)交互作用，而石灰與硅酸鈉配合施用對土壤pH的影響則表現(xiàn)出微弱的正交互作用。

2.2.2 石灰、鎂和硅及其配合施用在網(wǎng)室淹水培養(yǎng)條件下對土壤有效鎘的影響 表4表明，無論采用何種測定方法，所有石灰、石灰+Mg或石灰+Si處理都比CK處理明顯降低了土壤有效鎘的含量，其降幅(以常規(guī)方法為例)分別為:單施石灰10%～44%，石灰+Mg 17%～48%，石灰+Si18%～60 %。不同處理對土壤有效鎘的鈍化效果依次為石灰+Si＞石灰+Mg＞石灰。與常規(guī)化學(xué)提取方法不同，用離子交換樹脂原位法測定土壤中的有效鎘旨在模擬植物根系可能吸收利用的有效態(tài)鎘部分。利用該方法測定的土壤有效鎘數(shù)值遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于常規(guī)方法的提取量(＜12～15倍)，僅相當(dāng)于常規(guī)方法測定值的6.47%～8.04%。但這兩種方法的測定結(jié)果之間呈現(xiàn)高度正相關(guān)關(guān)系(r=0.877697)。雖然土壤中的有效鎘含量隨試驗中各種物質(zhì)用量的增加而降低，但從經(jīng)濟(jì)性和操作實用性來講，以低量石灰(1.33 g·kg-1)配施Si或Mg的效果更佳。

圖6 不同用量石灰與硅酸鈉配合施用對土壤有效鎘的影響Fig.6 Soil available Cd as affected by different lime rates in combination with sodium silicate

3 結(jié) 論

無論是在0～60 d還是0～120 d的淹水培養(yǎng)試驗中，土壤pH都隨時間的推移向中性靠近，即對照處理從初始pH 6.65(風(fēng)干土)開始上升，單施石灰或石灰與鎂、硅配施處理由初始pH 7.4～9.6 (處理第1天)開始下降。初始pH越高的處理其最終pH的降幅也越大，表明該土壤對堿或OH-具有較強的緩沖能力。不同處理對土壤pH提升的影響依次為石灰+Si＞石灰＞石灰+Mg。土壤有效鎘的含量變化與土壤pH之間呈負(fù)相關(guān)。除了石灰+Mg和石灰+Si處理在培養(yǎng)30 d時的土壤有效鎘含量稍有回升之外，其余處理在其它培養(yǎng)時間內(nèi)土壤有效鎘濃度總體上隨培養(yǎng)時間的延長而逐漸下降，證明淹水確實能有效降低土壤中的有效鎘。所有處理土壤中的有效鎘含量都低于或顯著低于對照，不同處理對土壤有效鎘含量的降低效果依次為石灰+Si＞石灰+Mg＞石灰，石灰用量越高，效果越好。石灰與鎂或硅配合施用能進(jìn)一步降低土壤中鎘的有效性。由于土壤pH和有效鎘的含量隨培養(yǎng)時間的延長而持續(xù)變化，因此要確定用于控制鎘污染土壤中的有效鎘濃度的最佳石灰用量還需要更長時間的室內(nèi)和大田試驗驗證，而非僅憑短時間的培養(yǎng)試驗或單季作物試驗就能確定。

表3 網(wǎng)室培養(yǎng)試驗中石灰、鎂和硅配合施用在對土壤pH的影響Table 3 Soil pH as affected by lime，Mg and Si in net house under waterlogged incubation

表4 2種方法測定石灰、鎂和硅與石灰配施對土壤有效鎘的影響Table 4 Availability of soil Cd as affected by lime，Mg and Si under waterlogged condition measured by routinemethod and ion exchange resin method

[1]Mc Laughin M J，Parker D R，Clarke JM.Metals and micronutrients-food safety issues[J].Field Crops Research，1999，60(1): 143-163.

[2]環(huán)境保護(hù)部，國土資源部.全國土壤污染狀況調(diào)查公報[EB/ OL].[2014-4-17].http://www.zhb.gov.cn/g km l/hbb/qt/ 201404/t20140417-270670.htm.

[3]四川省環(huán)境保護(hù)廳，四川省國土資源廳.四川省土壤污染狀況調(diào)查公報[EB/OL].[2014-11-28].http://www.schj.gov.cn/ gg/201411/t20141128-61770.html.

[4]Fernandes M L，Abreu M M，Calouro F，et al.Effect of liming and cadmium application in an acid soilon cadmium availability to sudangrass[J].Communications in Soil Science and Plant Analysis，1999，30(7-8):1051-1062.

[5]Maier N A，McLaughlin M J，Heap M，et al.Effect of current-season application of calcitic lime and phosphorus fertilization on soil pH，potato growth，yield，drymatter content，and cadmium concentration[J].Communications in Soil Science and Plant Analysis，2002，33(13-14):2145-2165.

[6]Han D H，Lee JH.Effects of liming on uptake of lead and cadmium by Raphanus sativa[J].Arch Environ Contam Toxicol，1996，31 (4):488-93.

[7]Pandit T K，Naik SK，Patra P K，et al.Influence of Lime and Organic Matter on the Mobility of Cadmium in Cadmium-Contaminated Soil in Relation to Nutrition of Spinach[J].Soil and Sediment Contamination:An International Journal，2012，21(4):419-433.

[8]Bolan N S，Adriano D C，Mani P A，et al.Immobilization and phytoavailability of cadmium in variable charge soils.II.Effect of lime addition[J].Plant and Soil，2003，251(2):187-198.

[9]Dannatt H G，Monsant A，Tang C X.Interactive effects of salinity and lime on the phytoextraction of cadmium by Salix species in biosolids[C].2010，19th World Congress of Soil Science，Soil Solutions for a ChangingWorld，1-6 August2010，Brisbane，Australia.Published on DVD.

[10]Maier N A，McLaughlin M J，Heap M，et al.Effectof current-season application of calcitic lime on soil pH，yield and cadmium concentration in potato(Solanum tuberosum L.)tubers[J].Nutrient Cycling in Agroecosystems，1996，47(1):29-40.

[11]Sparrow LA，Salardini A A，Bishop A C.Field studies of cadmium in potatoes(Solanum tuberosum L.).I.Effects of lime and phosphoruson cv.Russet Burbank[J].Australian Journal of Agricultural Research，1993，44(4):845-853.

[12]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].北京:中國農(nóng)業(yè)出版社，2000.

[13]Tessier A，Campbell PGC，Bisson M.Sequential extraction Procedure for the speciation of particulate trace metals[J].Analytical Chemistry，1979，51:844-851.

[14]Ponnamperuma F N.The chemistry of submerged soils[J].Adv. Agron.，1972，24:29-96.

[15]Magnesium sulfate.Wikipedia，http://en.wikipedia.org/wiki/ Magnesium-sulfate.

[16]胡 坤，喻 華，馮文強，等.不同中微量及有益元素對水稻生長和吸收鎘的影響[J].生態(tài)學(xué)報，2011，31(8):2341-234.

[17]周相玉，馮文強，秦魚生，等.鎂、錳、活性炭和石灰對土壤pH及鎘有效性的影響[J].水土保持學(xué)報，2012，26(6):199-203，20.

[18]藍(lán) 蘭，喻 華，馮文強，等.不同中微量及有益元素對小麥吸收鎘的影響[J].水土保持學(xué)報報，2010，24(5):54-58.

[19]Kashem MA，Kawai S.Alleviation of cadmium phytotoxicity by magnesium in Japanese mustard spinach[J].Soil Sci.Plant Nutr. 2007，53(3):246-251.

[20]Hiroaki Kudo，Kazuaki Kudo，Matsuo Uemura，et al.Magnesium inhibits cadmium translocation from roots to shoots，rather than the uptake from roots，in barley[J].Botany，2015，93(6):345-351.

[21]PQ Corporation.Sodium silicates-liquids and solids[DB/OL]. 2004，http://pqcorp.com/Portals/1/lit/SodiumSilicates.pdf.

[22]周建華，王永銳.硅營養(yǎng)緩解水稻幼苗Cd、Cr毒害的生理研究[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報，1999，5(1):12-16.

[23]Liang Y C，Wong JW C，Wei L.Silicon-mediated enhancementof cadmium tolerance in maize(Zea mays L.)grown in cadmium contaminated soil[J].Chemosphere，2005，58(4):475-483.

(責(zé)任編輯 李 潔)

Effects of Lime and Its Combination w ith M agnesium Sulfate and Sodium Silicate on Soil pH and Cd Availability

LUO Ting1，2，YU Hua1，QIN Yu-sheng1，TU Shi-hua1*，LUO Da-chun3，ZHOU Xiao-ye3
(1.Soil and Fertilizer Institute，Sichuan Academy of Agricultural Sciences，Sichuan Chengdu 610066，China;2.Organization Department of Pingshan County，Sichuan Yibin 645350，China;3.Pengzhou Development Bureau in Agriculture and Animal Husbandry，Sichuan Chengdu 611930，China)

【Objective】The objectives of the experimentswere to investigate effects of different rates of lime and its combination withmagnesium sulfate(Mg)and sodium silicate(Si)on soil pH and available cadmium(Cd)and to further seek some applicable agronomic practices to reduce bioavailability of Cd in the Cd contaminated soils.【Method】The study included an in-lab incubation experimentwith 10g soil and an in-net house incubation experimentwith 1.5 kg soil to simulate what could happen in the field，both experiments consisted of 13 treatments and six replications including CK，four rates of lime，four rates of lime+Mg and four rates of lime+Si incubated underwaterlogged condition for 60 d(in-lab)and 120 d(in-net house)，and soil pH and available Cd of each treatmentweremeasured periodically.【Result】The soil pH was always approaching to neutrality for any treatment after flooding.The higher the initial pH，the greater decline of the final pH was.There was a negative correlation between soil available Cd and soil pH.All the treatments had significant lower available Cd than the control.The treatment effects on soil available Cd followed an order of lime+Si＞lime+Mg＞lime，and the higher the lime rates the better the effect.On the basis of lime application，addition ofMg or Si could further effectively reduce contents of soil available Cd.【Conclusion】Application of lime can effectively reduce amounts of soil available Cd，while addition of Si or Mg on the basis of lime is even more effective than using lime alone to reduce availability of soil Cd.

Cadmium;Lime;Mg;Si;pH

S15;X53

A

1001-4829(2017)8-1826-07

10.16213/j.cnki.scjas.2017.8.022

2015-12-17

四川省科技科技支撐計劃項目(2014NZ008、2015NZ 0108)

羅 婷(1985-)，女，四川內(nèi)江人，碩士，主要從事植物營養(yǎng)和土壤化學(xué)方面的研究，E-mail:luoting66.happy@163. com，*為通訊作者，E-mail:shtu2015@126.com。