陳奕暄，鄧瀟，楊洋，曾清如

(湖南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院，湖南 長沙 410128)

隨著工業(yè)化和城市化的飛速發(fā)展，土壤重金屬污染已經(jīng)成為我國乃至世界上一個嚴峻的環(huán)境問題。有毒重金屬在土壤污染過程中具有隱蔽性、長期性、不可降解和不可逆轉(zhuǎn)性的特點，它們不僅導致土壤肥力以及作物產(chǎn)量、品質(zhì)下降，還易引發(fā)地下水污染，并通過食物鏈途徑在植物、動物以及人體內(nèi)累積[1-2]。其中鎘(Cd)是土壤中最嚴重的金屬污染物之一。2014 年公布的全國土壤污染狀況調(diào)查公報顯示，Cd 污染點位超標率最高，達到7%[3]。且與其他微量元素相比，Cd 更容易被農(nóng)作物根系吸收并運輸?shù)降厣喜糠郑瑢е驴墒秤貌糠质艿轿廴綶4]。

水稻被稱作“亞洲的糧食”，亞洲有20 億居民以水稻為主食，其種植面積占全世界的90%以上，其中中國占36%左右[5-6]。與其他糧食作物相比，水稻具有更高的Cd 生物累積條件，易遭受Cd 污染，嚴重影響人類的糧食安全。

植物修復是一種原位、環(huán)保、低成本的技術(shù)，可以在不影響土壤特性的情況下從土壤中去除污染物，因此被認為是修復Cd 污染農(nóng)田最可靠的方法[7-8]。近年來，如何利用植物修復土壤重金屬污染是國內(nèi)外學者的研究熱點，特別是關(guān)于超富集植物對土壤重金屬修復潛力的研究[9-11]。超富集植物是指對土壤中重金屬具有極強的吸收與耐受能力的植物[12]，具有理想的植物提取特性。迄今為止已發(fā)現(xiàn)400 多種超富集植物，常見的有東南景天、擬南芥、龍葵、印度芥菜等[13]。但大多數(shù)超富集植物對環(huán)境適應(yīng)性差，生物量小，且不能產(chǎn)生明顯的經(jīng)濟價值，從而限制了它們在植物修復中的廣泛應(yīng)用。

目前，人們開始關(guān)注和利用具有一定經(jīng)濟效益和大生物量的作物進行植物修復，如油葵、芝麻、花生、亞麻等油料作物[14]。油料作物具有生長快、生物量大、對重金屬的耐受性、吸收和積累能力強等特點[15]，且可以全年種植，可縮短重金屬污染土壤的植物提取和修復時間。我國是食用油生產(chǎn)與消費大國，根據(jù)調(diào)查，目前我國油料供給主要依靠進口[16]。截止2017 年，我國食用油的自給率僅32.3%。因此，應(yīng)持續(xù)擴大油料作物的播種面積[17]。研究表明，即使是生長在重金屬重度污染土壤上的油料作物，其產(chǎn)出的油Cd 含量也符合中國食品安全標準。因為Cd 主要存留在餅粕中，而經(jīng)過脫毒后的餅粕是良好的肥料和牲畜飼料[18]，因此將油料作物應(yīng)用于重金屬污染土壤的修復具有環(huán)境和經(jīng)濟雙重效益。目前關(guān)于油料作物與水稻輪作修復土壤Cd 污染的文獻較少，尤其是大田條件下，系統(tǒng)性評估水旱輪作模式對土壤的修復潛力的研究尚未見報道。

本研究以冬季荒田、夏季種水稻的單作模式為對照，分析油料作物亞麻輪作水稻模式的Cd 累積規(guī)律和亞麻對后茬水稻吸收積累Cd 的影響，以期為水旱輪作模式修復土壤重金屬污染提供數(shù)據(jù)支持。

1 材料和方法

1.1 試驗地概況

試驗地點位于湖南省瀏陽市蕉溪鎮(zhèn)(28°23′48.63″N，113°52′59.93″E)，由于污水灌溉、礦區(qū)滲漏等原因，農(nóng)田土壤重金屬含量超標。試驗地土壤pH 和重金屬總量的背景值見表1。選取的田塊土壤總Cd 含量為0.86 mg/kg，pH 值為5.73，根據(jù)《中國土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB15618-2018)，超過了國家標準的限定值(0.30 mg/kg)，屬于Cd 中度污染區(qū)域。

表1 試驗土壤的重金屬含量Table 1 Background values of heavy metals in soil

1.2 供試材料

種植的亞麻品種為中亞麻1 號，水稻品種為在我國長江中下游地區(qū)廣泛種植的高產(chǎn)、抗逆性強、適應(yīng)性廣、生育期適中的秈型雜交稻天優(yōu)華占。種子均在當?shù)胤N子公司購買。

本試驗所用的尿素(總氮≥46%)、復合肥(總養(yǎng)分≥45%，N ∶P2O5∶K2O=15 ∶15 ∶15)、磷酸二氫鉀(總含量≥99%，N ∶P2O5∶K2O=0 ∶54 ∶34)購自當?shù)剞r(nóng)資商店。主要化學試劑硝酸、高氯酸的純度均為分析純或優(yōu)級純，購自上海國藥集團。

1.3 試驗設(shè)計

試驗分為2 組處理，一組為亞麻—水稻輪作，另一組為冬季不種植任何作物的一季稻單作，作為本試驗的對照(CK)。設(shè)置方形試驗小區(qū)(4 m×5 m)，每組3 次重復。2020 年10 月，按照當?shù)胤N植習慣采用撒播方式播種亞麻。在亞麻種植前一周，施用600 kg/hm2復合肥作為底肥；30 d 后每小區(qū)施用100 g 尿素、50 g 磷酸二氫鉀作為追肥。2021 年5月，收獲亞麻后將小區(qū)內(nèi)土地翻勻淹水。2 組處理均于6 月種植水稻。育秧后，按25 cm×20 cm 的種植密度人工栽插。插秧前施用600 kg/hm2復合肥作為基肥，10 d 后追施150 kg/hm2尿素。水稻成熟后收獲，將地上部分全部移出農(nóng)田，根茬還田。

1.4 采樣與分析

亞麻和水稻成熟后，每小區(qū)采集10 株樣品，清洗干凈后，按部位剪碎分裝入大號信封，于恒溫烘箱105 ℃殺青1 h，然后60 ℃烘至恒重，再用小型高速粉碎機粉碎，過100 目篩后裝于樣品袋中保存。粉碎后的樣品用體積比為85 ∶15 的HNO3/HClO4混合溶液消解，用ICP Optima 8300(美國PerkinElmer)或石墨爐原子吸收法測定Cd 含量。

2020 年9 月，在亞麻種植前，采用5 點法，使用不銹鋼取土器采集深度為0～20 cm(耕作層)土壤樣品后混合，用pH 計(PHS-3C，中國雷磁)測量土壤的pH 值。

1.5 修復潛力計算

1.5.1 重金屬在植物中的富集、轉(zhuǎn)運系數(shù)

植物各部分重金屬的富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF)的計算公式為:

1.5.2 植物修復效率

式中:M(g)—植物對重金屬的提取總量；D—耕作層土壤厚度(本文取0.2 m)；1.3—土壤密度(t/m3)；C2—土壤中Cd 含量(mg/kg)；S—土壤面積(hm2)[19]。

在田間狀態(tài)下，公式(5)給出了最短的植物修復時間，因為它不包含空間或時間的差異性。此外，它是植物修復輪作系統(tǒng)適用性的衡量標準[20]。

1.6 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2016 進行數(shù)據(jù)整理，采用IBM SPSS Statistics 19.0 進行統(tǒng)計學分析，用LSD 法對亞麻不同部位各指標的差異進行顯著性檢驗(P＜0.05)。對水稻同一部位不同處理間的差異則采用獨立樣本t檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 亞麻各部位的Cd 含量以及富集轉(zhuǎn)運能力

如表2 所示，亞麻葉是Cd 含量最高的部位，Cd含量達到7.77 mg/kg，其對應(yīng)的BCF值為9.83；纖維Cd 含量為6.05 mg/kg，BCF值為7.66；果殼與籽粒的Cd 含量分別為3.30 和3.05 mg/kg，對應(yīng)的富集系數(shù)分別4.18 和3.86，表明亞麻對Cd 具有很強的耐受性和富集作用。亞麻的莖、葉和纖維均有較高的轉(zhuǎn)運系數(shù)，其中亞麻葉的TF值最高，達到2.22，其他部位的TF值也均在0.80 以上，說明亞麻將Cd 由根部往地上部分轉(zhuǎn)運的能力較強?？偟膩碚f，亞麻各部位均表現(xiàn)出較強的Cd 富集和轉(zhuǎn)運能力，說明亞麻非常適合作為一種修復植物。

表2 亞麻各部位Cd 含量、富集系數(shù)及轉(zhuǎn)運系數(shù)Table 2 Cd content，BCF and TF values of each part of flax

2.2 水稻各部位對Cd 的吸收積累情況

如表3 所示，種植亞麻能夠有效降低后茬水稻各部位(莖葉除外)的Cd 含量。根是水稻Cd 含量最高的部位，CK 處理中水稻根的Cd 含量為8.60 mg/kg，輪作模式處理降低至7.65 mg/kg，對應(yīng)的BCF值從9.66 降低至8.41。其中亞麻—水稻輪作模式下水稻穗軸和糙米中的Cd 含量均顯著下降(P＜0.05)。CK 處理水稻糙米的Cd 含量為0.96 mg/kg，亞麻—水稻輪作模式為0.49 mg/kg，降低了48.96%，對應(yīng)的BCF值從1.08 降低至0.54。從轉(zhuǎn)運系數(shù)來看，雖然水稻莖葉和穗軸的TF值比谷殼和糙米高，但均低于1，說明水稻將Cd 由根轉(zhuǎn)運至地上部分的能力較弱。且亞麻—水稻輪作有效降低了水稻穗軸、谷殼和糙米的TF值，減少了Cd 由水稻根部向地上部分的轉(zhuǎn)運?？偟膩碚f，亞麻—水稻輪作可以有效降低水稻各部位對Cd 的累積與轉(zhuǎn)運。

表3 水稻各部位Cd 含量、富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運系數(shù)比較Table 3 Comparison of Cd concentration，BCF value and TF value in different parts of rice

2.3 不同處理作物生物量比較

如表4 所示，亞麻具有非常高的生物量，總生物量達到16 950.5 kg/hm2，生物量最大的部分是亞麻的莖，為9 726.5 kg/hm2，占總質(zhì)量的57.4%，其次為纖維和籽粒，分別為2 044.0 和1 953.0 kg/hm2。2 種處理下，水稻輪作和單作的總生物量分別達到23 421.7 和21 809.7 kg/hm2，除水稻莖葉與穗軸外，亞麻輪作后的水稻各部位生物量均有上升的趨勢，差異最大的是水稻的根，CK 處理中水稻的根生物量為1 926.6 kg/hm2，而在亞麻輪作后的水稻根生物量增至3 576.6 kg/hm2，是CK 的1.8 倍，且差異顯著(P＜0.05)。此外，亞麻—水稻輪作模式中稻米產(chǎn)量達到6 672.8 kg/hm2，比CK 處理(糙米產(chǎn)量為6 012.4 kg/hm2)高11.0%?？傮w而言，雖然經(jīng)過亞麻輪作后水稻的生物量有升高趨勢，但在大田條件下，輪作處理和對照的總生物量之間無顯著差異。

表4 亞麻與水稻各部位生物量Table 4 The biomass of each part of flax and rice kg·hm-2

2.4 水旱輪作模式對Cd 的提取量、修復潛力以及修復年限

如表5 所示，種植一季亞麻的Cd 提取量達到74.27 g/hm2，CK 處理水稻的Cd 提取量為58.07 g/hm2，亞麻—水稻輪作模式下水稻的Cd 提取量為53.98 g/hm2，較CK 處理低，說明前茬種植亞麻可降低后茬水稻Cd 的積累。但亞麻和水稻兩季作物的Cd 提取總量達到128.26 g/hm2，說明水旱輪作模式能夠顯著提高作物對Cd 的提取量。從提取效率來看，亞麻為3.84%，亞麻和水稻的總提取效率達到6.63%，而CK 處理水稻的總提取效率僅為3.00%。因此，選擇Cd 提取量大的前茬作物與水稻形成水旱輪作，不僅能夠移除土壤中的Cd，同時可降低后茬作物Cd 污染的風險，從而促進Cd 污染土壤的修復。根據(jù)作物的Cd 含量和作物產(chǎn)量，運用公式(5)計算推測了修復土壤所需的理論修復年限。僅種植一種作物進行修復所需的時間為16.96～21.97 a，但通過亞麻—水稻輪作，所需時間減少至9.82 a。因此，這種水旱輪作模式不僅可以縮短修復所需的時間，同時可以充分利用土地資源，增加經(jīng)濟效益。

表5 不同處理Cd 提取總量與提取效率比較Table 5 Comparison of the total amount of Cd extracted and the extraction efficiency between different treatments

3 討論

目前，植物修復作為一種有效、低成本和原位的從污染土壤中去除重金屬的方法被廣泛運用[21]。亞麻具有生物量大、耐受性強等特點，相比其他植物對Cd 的富集能力更強[22-23]。亞麻是人類最早使用的天然植物纖維，同時，亞麻還是油料作物，亞麻油因含多種不飽和脂肪酸具有很高的經(jīng)濟價值。Bjelkova 等[22]發(fā)現(xiàn)，亞麻在Cd 濃度高達1 000 mg/kg的土壤中仍可以正常生長，具有極強的耐受能力，且亞麻纖維也具有不進入食物鏈的特性，因此成為治理土壤重金屬污染的理想作物[23]。楊洋等[18]采用有機試劑對油料作物的籽粒進行萃取，發(fā)現(xiàn)重金屬主要殘留在餅粕中，而油中的重金屬含量符合國家食品安全標準，可以正常食用。本研究采取亞麻與水稻輪作的模式對Cd 中度污染的農(nóng)田土壤進行修復，結(jié)果表明，亞麻各部位對Cd 均有較好的富集效果，同時生物量較大，既能產(chǎn)生經(jīng)濟價值，又能修復農(nóng)田。其葉的Cd 含量達到7.77 mg/kg，果實部分的果殼與籽粒的Cd 含量均在3.00 mg/kg 以上，對應(yīng)的BCF值分別為4.18 和3.86，這表明亞麻是一種優(yōu)良的修復作物。同時，雖然秸稈還田是增加土壤肥力、提高后茬作物產(chǎn)量的主要農(nóng)藝措施之一，但污染農(nóng)田中產(chǎn)出的秸稈重金屬含量較高，還田后易造成土壤重金屬活性增強和后茬作物對重金屬的累積量提高的風險[24]，收獲后作物的地上部分需全部移出農(nóng)田。因此，后茬水稻秸稈離田后，亞麻—水稻輪作模式對Cd 提取量可達128.26 g/hm2，土壤修復效率達到6.63%。

本研究發(fā)現(xiàn)，前茬亞麻對土壤Cd 的提取有效降低了后茬水稻糙米中Cd 的累積，與前人的研究結(jié)果一致。Hu 等[25]研究表明，在南方酸性土壤中種植兩季伴礦景天后，土壤總Cd 濃度從0.64 mg/kg 降至0.29 mg/kg，同時降低了后一季水稻中的Cd 污染風險。Wu 等[26]研究表明，油菜后輪作的水稻莖葉和糙米中Cd 和Pb 含量顯著降低，是由于油菜種植后土壤中Cd、Pb 的化學形態(tài)發(fā)生了變化，水溶性、可交換性和碳酸鹽組分中的Cd、Pb 含量顯著降低，有機組分和硫化物組分中的Pb 含量較低。輪作模式下，前一季植物可以降低土壤中的總Cd 含量，從而減少后一季作物對Cd 的提取。同時，前一季作物還可以通過降低Cd 的生物有效性以及毒性來降低其對下一季作物的脅迫[26]。

另一方面，長期連續(xù)種植水稻，由于土壤淹水時期過長，易導致土壤通透性變差，土壤易板結(jié)，不利于水稻根系的生長，雖然水田有利于土壤有機質(zhì)以及養(yǎng)分的積累，但土壤板結(jié)抑制了養(yǎng)分的釋放，使土壤肥力下降，會對水稻生長造成一定的影響，這種現(xiàn)象也稱為連作障礙[27-28]。而水旱輪作能夠較好地解決這一問題[29]。同時，水旱輪作模式能夠充分利用冬季閑置的土地，合理地利用土壤養(yǎng)分，是在不中斷作物生產(chǎn)的情況下修復受污染農(nóng)業(yè)土壤的可行策略[30]。

4 結(jié)論

亞麻具有較強的Cd 耐受性以及富集能力，其中，亞麻葉對Cd 的富集能力最強，其Cd 含量為7.77 mg/kg，富集系數(shù)可達到9.83。果實部分的果殼與籽粒的Cd 含量均在3.00 mg/kg 以上，對應(yīng)的BCF值分別為4.18 和3.86，且其總生物量可達到16 950.50 kg/hm2。亞麻—水稻輪作模式可以有效降低后茬水稻對Cd 的吸收和轉(zhuǎn)運，有效提高Cd 污染土壤的修復效率，其Cd 提取總量為128.26 g/hm2，提取效率達到6.63%。