全 文 ：中国生态农业学报 2015年 6月 第 23卷 第 6期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jun. 2015, 23(6): 725732


* 国家科技支撑计划项目(2012BAD14B18)、四川省科技支撑计划(2011NZ0063, 2012JZ0003, 2013NZ0028)和四川省教育厅重点项目
(12ZA278)资助
** 通讯作者: 王昌全, 主要从事土壤与环境可持续研究。E-mail: w.changquan@163.com
杨兰, 主要从事土壤重金属污染修复治理研究。E-mail: lany93@163.com
收稿日期: 20141225 接受日期: 20150328
http://www.ecoagri.ac.cn
DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.141475
长期秸秆还田对德阳地区稻田土壤镉赋存形态的影响*
杨 兰 李 冰 王昌全** 肖 瑞 杨 川 李 洲
(四川农业大学资源学院 成都 611130)
摘 要 明确长期秸秆还田对稻田土壤 Cd污染阻控或促进效应, 有利于制定针对性的农田 Cd污染治理措施,
对保障粮食安全生产具有重要意义。以四川省德阳市旌阳区 Cd污染稻田为研究对象, 通过田间实地调查与采
样分析, 探讨了秸秆还田不同年限(0 a、1 a、4 a、8 a)对农田土壤 Cd赋存形态及其生物有效性的影响。结果
表明, 研究区稻田土壤 Cd 形态含量分布为: 残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>碳酸盐结合态>可交换
态; 秸秆还田(4 a以上)显著增加了土壤有机质含量, 进而促进了稻田耕作层(0~20 cm)土壤有机结合态Cd含量
水平显著上升(以秸秆还田 4 a, 其含量增加了 45%为最高), 对土壤可交换态 Cd 含量略有增加效应; 土壤 pH
则随秸秆还田年限的延长呈先升高后缓慢下降趋势, 主要影响土壤碳酸盐结合态 Cd含量水平的变化。从土壤
Cd形态的生物利用性角度评价, 随秸秆还田年限延长(1~4 a), 能减轻稻田耕作层(0~20 cm)土壤有效态 Cd的
分配, 促进其向潜在态 Cd转移; 而对犁底层(20~40 cm)土壤 Cd形态的生物有效利用性的影响未达显著水平。
总体来看, 秸秆还田(1~4 a)提高了土壤有机质含量, 显著增加了耕作层(0~20 cm)土壤有机结合态 Cd含量水平,
促进了耕作层(0~20 cm)稻田土壤 Cd由有效态向潜在态转化, 降低稻田土壤 Cd污染状况; 持续长期的秸秆还
田(连续秸秆还田 8 a 以上), 则可能因土壤 pH 下降而促进土壤 Cd 由潜在态向有效态转化, 增加稻田土壤 Cd
的生物吸收累积效率。
关键词 四川省 秸秆还田 土壤 Cd污染 Cd形态 生物有效性
中图分类号: X53 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2015)06-0725-08
Effects of long-term straw incorporation on cadmium speciation
and bioavailability in paddy soils in Deyang Area
YANG Lan, LI Bing, WANG Changquan, XIAO Rui, YANG Chuan, LI Zhou
(College of Resources, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China)
Abstract Long-term incorporation of crop straw into soil affects soil heavy metal speciation and bioavailability. In order to
develop feasible control measures of cadmium pollution of the soil and food production, the effects of long-term incorporation
of crop straw into soil on the enhancement or inhibition of cadmium contamination of paddy soils was investigated. The
cadmium contaminated paddy soil was from Jinyang District, Deyang City, Sichuan Province. Field-investigated and
field-sampled data were analyzed to determine the characteristics of cadmium fractions in straw-incorporated (returned rice
straw into soil in autumn and returned wheat straw into soil in summer) paddy soils for 0, 1, 4 and 8 years. The results showed
that the average content of total soil cadmium in the ploughing layer (020 cm soil layer) was 0.478 mg·kg1. The average
content of total soil cadmium in plough pan (2040 cm soil layer) was 0.419 mg·kg1. The average contents of cadmium in
both soil layers exceeded environmental quality standard for agricultural soils (farmland soil cadmium < 0.30 mg·kg1 of
GB15618—1995). The distribution of cadmium speciation in the paddy soil was as follows: residual Cd > Fe-Mn oxide bonded
Cd > organically bonded Cd > carbonate bonded Cd > exchangeable Cd. The incorporation of crop straw for over 4 years in
paddy soils significantly improved soil organic matter content. It also obviously increased soil organically bonded Cd ions.
726 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
The content of organically bonded Cd in soil with crop straw incorporation for 4 years was increased by 45%. The
incorporation of crop straw in paddy soils slightly increased soil exchangeable Cd in the ploughing layer (020 cm soil layer).
With increasing years of the incorporation of crop straw into soil, soil pH initially increased significantly (crop straw
incorporation for 14 years) before decreasing slowly (crop straw incorporation for 48 years). This mainly affected the
speciation of soil carbonate bonded Cd. The bioavailability of soil cadmium speciation under different years of crop straw
incorporation was evaluate too. For short term crop straw incorporation (14 years), the bioavailability of cadmium in
ploughing soil layer (020 cm) significantly decreased with increasing number of years. However, the bioavailability of soil
cadmium fractions in the plough pan (2040 cm soil layer) did not significantly change with increasing number of years of
crop straw incorporation. In conclusion therefore, short-term (14 years) incorporation of crop straw into paddy soils increased
soil organic matter content. It also significantly enhanced soil organically bonded Cd and reduced soil availability of cadmium
in the ploughing soil. This somehow reduced soil cadmium hazards and the risk of crop absorption and accumulation from soil
cadmium. The findings of the study were beneficial for controlling heavy metal pollution in paddy soils induced by crop straw
incorporation. It was also beneficial for designing more efficient and environmentally-friendly crop straw incorporation
methods to prevent future soil cadmium pollution.
Keywords Sichuan Province; Straw incorporation; Soil cadmium pollution; Cadmium speciation; Bioavailability
(Received Dec. 25, 2014; accepted Mar. 28, 2015)
土壤镉(Cd)污染日益加剧严重威胁到了食品安
全和人体健康[12]。我国当前的农作物秸秆年产生量
已超出7亿t, 直接还田的比例已达到35%[3]。秸秆还
田不仅可以提高土壤肥力, 减轻废弃有机物对环境
的压力, 还可以通过提高土壤有机质含量及土壤的
缓冲性能, 改变其物质组成从而影响重金属形态在
土壤中的分配转化, 影响其活性[45]。有机质通过与
重金属形成络合物和在土壤溶液中作为螯合剂这两
种形式, 促进重金属从活性较高的形态向活性较低
的形态转化, 从而降低土壤重金属的生物活性 [68];
土壤pH的变化影响着重金属在土壤中溶解、沉淀、
吸附、解吸等反应过程, 从而影响土壤重金属的生
物有效性[910]。有研究表明, 施用秸秆等有机物料,
促使了土壤中的重金属从有效性较高的形态向较低
的形态转化 , 降低了土壤中重金属的生物有效性 ,
减少植物对其吸收 [1112]; 但也有研究表明, 施用秸
秆后, 由于释放出可溶性有机物质(DOM)促进了土壤
中重金属元素的溶出, 提高了农作物对其吸收[1314];
还有研究者提出, 在重金属污染农田上, 作物秸秆
中的重金属含量大多高于籽粒部分, 还田后其中的
重金属也会随之进入土壤, 将对土壤中重金属的环
境行为和生物有效性产生显著影响[1516]。
因此, 从土壤环境安全角度考虑, 秸秆还田对
土壤重金属生物活性的调控作用, 以及长期秸秆还
田条件下, 土壤重金属形态变化情况需要进一步明
确。本研究选取四川省德阳市旌阳区农田Cd污染稻
田为研究对象, 选取长期秸秆还田区域, 通过野外
调查采样分析不同年限秸秆还田对土壤Cd形态及其
生物有效性的影响, 明确长期秸秆还田对农田土壤
Cd污染阻控或促进效应, 这对制定针对性的污染治
理措施及农业安全生产具有重要的现实意义。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
研究区域位于四川省德阳市旌阳区天元镇(31°9′~
31°11′N, 104°15′~104°17′E)。该区域地势平坦, 海拔
502~510 m, 属于亚热带季风气候, 年均气温16.1 , ℃
年降水量894.3 mm。主要土壤类型为灰棕色冲积物
发育的潴育型水稻土, 土层深厚, 容重1.20 g·cm3,
pH 6.92, 有机质32.51 g·kg1, 土壤阳离子交换量
16.67 cmol·kg1, 物理性黏粒含量58.84%, 黏粒含量
(<0.001 mm 颗粒)26.48%, 土壤矿质养分丰富, 水
热协调, 肥力水平较高。经过长期水旱轮作, 该研
究区属于土壤生态系统相对稳定的高产水稻种植
区 , 其农业生产模式为水稻 (Oryza sativa)小麦
(Triticum aestivum)轮作或水稻油菜(Brassica napus)
轮作, 秸秆还田是当地农业生产中常见的农艺技术
措施, 多采用作物秸秆和根茬直接翻压还田。近年
来 , 德阳市旌阳区重工业发展迅猛 , 对当地农田
土壤产生了巨大环境污染压力。金立新等 [17]进行
了1︰25万多目标区域地球化学调查发现 , 德阳地
区生态环境中土壤存在大范围Cd等重金属污染现
象。前期调查研究结果表明, 本研究区域土壤Cd含
量为0.16~0.93 mg·kg1, 区域间差异明显, 变幅较大,
且绝大部分区域超过国家标准(GB15618—1995)二
级水平, 农田土壤Cd污染状况受到地质背景和人为
活动双重压力影响[18]。
1.2 野外调查与土壤样品采集
于2013年9—10月水稻收获后 , 在当地农户协
助下野外实地调查确定秸秆还田年限, 选择地势平
第 6期 杨 兰等: 长期秸秆还田对德阳地区稻田土壤镉赋存形态的影响 727


http://www.ecoagri.ac.cn
坦, 以水稻油菜或小麦轮作为主, 农业生产水平和
种植制度一致, 面积约60 hm2的农田区域作为代表
性样区。选择秸秆还田0 a、1 a、4 a和8 a的各10块
农田作为采样点, 在每个采样点选择20 m20 m正
方形样方, 样方内设置8个土壤采集点, 采用S型多
点采样, 采集0~20 cm、20~40 cm农田土壤, 共采集
土壤样品80个, 每个样方每层土样混匀保证样品代
表性。采样时除去杂草、岩石碎屑、落叶、植物根
系等杂物, 将其等量混和均匀, 采用4分法取1.0 kg
带回, 经室内风干, 用玛瑙研钵研磨, 过100目尼龙
筛, 装瓶备用。
1.3 样品测定
土壤 pH、有机质、Cd 总量参考土壤农化常规
分析法测定[19]。土壤 Cd形态测定采用 Tessier法[20]
进行连续萃取: 可交换离子态(Exc-Cd)用 1.0 mol·L1
MgCl2溶液提取, 碳酸盐结合态(Carb-Cd)用 1.0 mol·L1
NaAc 溶液提取, 铁锰氧化物结合态(FeMnOx-Cd)用
0.04 mol·L1 NH2OH·HCl溶液[以 25% (V/V) HOAc溶液
溶解, pH 2.0]提取, 有机结合态(OM-Cd)用 0.02 mol·L1
HNO3和 30% H2O2溶液提取, 残渣态(Res-Cd)采用
HF-HNO3-HClO4消解。根据土壤重金属 5种形态的生
物可利用性大小, 将其划分为有效态、潜在有效态和
不可利用态, 有效态包括 Exc-Cd 和 Carb-Cd, 潜在有
效态包括 FeMnOx-Cd和 OM-Cd, 不可利用态一般指
Res-Cd[21]。
提取液中的 Cd 形态含量采用 ICP-MS(安捷伦
7700x), 插入国家标准物质中心提供的标准土壤样
品 GBWO7443(GSF-3)进行测定结果校验。形态分析
方法的精密度, 以同一份样品重复测定 8 次, 计算各
形态重复分析的相对标准偏差(RSD), 要求 RSD≤
30%; 形态分析方法的准确度是以土壤中元素全量
分析作为标准, 与各形态之和比较, 计算其相对偏
差(RE):
RE=(C 全−C 总)/C 总 (1)
式中 : C 全是元素全量 , C 总是元素形态总量。要求
RE≤40%。所有样本土壤中 Cd形态分析的 RE范围
为 0~30%。
1.4 数据处理方法
数据处理采用 Microsoft Excel 2007, 数据统计
分析采用 SPSS 17.0中的 LSD方法进行显著性检验
(P<0.05)。
2 结果与分析
2.1 研究区域稻田土壤各 Cd形态含量特征
从表1可以看出, 研究区稻田耕作层(0~20 cm)
土壤总Cd含量平均值为0.478 mg·kg1, 犁底层(20~
40 cm)土壤总Cd含量平均值为0.419 mg·kg1, 均超
过国家土壤环境质量标准(GB15618—1995)二级水
平(0.30 mg·kg1)。土壤Cd形态含量表现为: Res-Cd>
FeMnOx-Cd>OM-Cd>Carb-Cd>Exc-Cd, 以FeMnOx-
Cd和Res-Cd为主; 总Cd及Cd形态含量变化比较分
析表明 , 耕作层土壤(0~20 cm)最大值为最小值的
2.03(总Cd)~5.04倍(Exc-Cd), 犁底层土壤(20~40 cm)最
大值为最小值的2.00(FeMnOx-Cd)~5.94倍(Exc-Cd)。
表 1 研究区稻田土壤 Cd形态特征
Table 1 Statistical description of different Cd fractions in soil layers of paddy field in the study area
土层
Soil layer (cm)
项目 Item 总 Cd
Total Cd
Exc-Cd Carb-Cd FeMnOx-Cd OM-Cd Res-Cd
均值 Mean (mg·kg1) 0.478 0.068 0.085 0.106 0.094 0.112
标准差 Standard deviation
(mg·kg1)
0.073 0.026 0.014 0.015 0.027 0.025
最小值 Minimum (mg·kg1) 0.315 0.026 0.055 0.065 0.039 0.066
最大值 Maximum (mg·kg1) 0.640 0.131 0.126 0.140 0.178 0.212
变异系数 Variation coefficient (%) 15.27 38.23 16.47 14.15 28.72 22.32
0~20
K-S值 K-S value 0.440 0.793 0.780 0.503 1.087 0.514
均值 Mean (mg·kg1) 0.419 0.048 0.087 0.117 0.064 0.120
标准差 Standard deviation
(mg·kg1)
0.063 0.019 0.016 0.013 0.016 0.024
最小值 Minimum (mg·kg1) 0.292 0.014 0.054 0.072 0.035 0.073
最大值 Maximum (mg·kg1) 0.608 0.083 0.130 0.144 0.110 0.172
变异系数 Variation coefficient (%) 15.04 39.58 18.39 11.11 25.00 20.00
20~40
K-S值 K-S value 1.369 0.528 0.773 0.697 0.812 0.840
Exc-Cd: 可交换态 Cd; Carb-Cd: 碳酸盐结合态 Cd; FeMnOx-Cd: 铁锰氧化物结合态 Cd; OM-Cd: 有机结合态 Cd; Res-Cd: 残渣态
Cd。下同。Exc-Cd: exchangeable Cd; Carb-Cd: carbonate bonded Cd; FeMnOx-Cd: Fe-Mn oxide bonded Cd; OM-Cd: organically bonded Cd;
Res-Cd: residual Cd. The same below.
728 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
变异系数可反映总体样本中各采样点平均变异程度,
不同土层土壤 Cd 形态变异系数顺序都表现为 :
Exc-Cd>OM-Cd>Res-Cd>Carb-Cd>FeMnOx-Cd, 其中
Exc-Cd 与 OM-Cd 形态变异系数相对较大, 其变异
系数均超过了 25%。
2.2 不同年限秸秆还田下土壤 Cd形态变化分析
在小尺度农田范围内, 秸秆还田下土壤Cd形态在
不同土层中分配有一定差异(图 1)。耕作层土壤(0~20
cm), 秸秆还田(1~8 a)下, Exc-Cd含量较对照(未进行
秸秆还田)增加12%~15%, 但未达显著水平; 秸秆还
田(1~4 a), 土壤Carb-Cd含量较对照增加10%~19%,
但秸秆还田8 a后, 土壤Carb-Cd含量较对照下降6%,
显著低于秸秆还田4 a(P<0.05); 秸秆还田(1~8 a)下,
土壤 FeMnOx-Cd含量变化差异不大 , 为 0.096~
0.105 mg·kg1; 对照土壤中OM-Cd含量较低 , 为
0.077 mg·kg1, 秸秆还田(1~8年), OM-Cd含量较对
照增加13%~45%, 秸秆还田4 a, OM-Cd含量显著高
于对照 (P<0.05); 秸秆还田 (1~8 a), Res-Cd含量为
0.105~0.117 mg·kg1, 差异未达显著水平。
不同秸秆还田年限对犁底层(20~40 cm)土壤Cd
形态变化无显著影响。总体来说, 秸秆还田对土壤Cd
形态变化的影响主要表现在耕作层。耕作层(0~20 cm)
土壤中OM-Cd在秸秆还田4 a相对未进行秸秆还田
含量增加了45%, 达到极显著水平, 秸秆还田1~8 a
年, Exc-Cd含量较未进行秸秆还田呈现小幅上升趋
势, 但未达到显著水平。
2.3 不同年限秸秆还田对土壤 Cd生物有效性影响
从表2可知, 土壤中Cd生物有效性表现为潜在态
Cd>有效态Cd>不可利用态Cd; 对于耕作层(0~20 cm)
土壤而言 , 有效态Cd含量在秸秆还田8 a, 较对照
(未进行秸秆还田)略有下降 , 未达显著水平 ; 潜在
态Cd含量在秸秆还田下持续增加, 但仍未达显著水
平; 不可利用态Cd含量随秸秆还田年限增加其含量
小幅度下降。这说明秸秆还田年限对耕作层(0~20 cm)
土壤Cd生物有效性影响均未达显著水平, 但随着秸
秆还田年限延长 , 能减轻土壤中有效态Cd的分配 ,
向潜在态Cd转移 , 可降低农作物对土壤Cd的直接
吸收。对于犁底层(20~40 cm)土壤而言, 秸秆还田

图 1 不同年限秸秆还田对 0~20 cm(A)和 20~40 cm(B)土层土壤镉形态的影响
Fig. 1 Effects of crop straw incorporation years on Cd fractions contents of 020 cm (A) and 2040 cm (B) soil layers
不同小写字母表示同一土壤层次不同还田年限间差异显著(P<0.05), 下同。Different small letters meant significant difference
among different returning years at the same soil layer at 0.05 level. The same below.
表 2 不同年限秸秆还田对土壤 Cd的生物有效性影响
Table 2 Effects of crop straw incorporation years on soil Cd bioavailability mg·kg1
土层
Soil layer (cm)
还田年限
Incorporation years (a)
有效态 Cd (Exc-Cd+Carb-Cd)
Available Cd
潜在态 Cd (FeMnox-Cd+OM-Cd)
Potentially available Cd
不可利用态 Cd (Res-Cd)
Unavailable Cd
0 0.143±0.028a 0.178±0.023a 0.114±0.017a
1 0.161±0.029a 0.183±0.018a 0.117±0.029a
4 0.154±0.037a 0.211±0.038a 0.109±0.021a
0~20
8 0.135±0.022a 0.208±0.039a 0.113±0.041a
0 0.123±0.018a 0.187±0.024a 0.112±0.022a
1 0.141±0.026a 0.165±0.043a 0.123±0.028a
4 0.129±0.026a 0.176±0.021a 0.127±0.032a
20~40
8 0.132±0.019a 0.180±0.023a 0.121±0.017a
第 6期 杨 兰等: 长期秸秆还田对德阳地区稻田土壤镉赋存形态的影响 729


http://www.ecoagri.ac.cn
1~8 a, 与对照(未进行秸秆还田)比较, 有效态含量
有轻微增加, 潜在态 Cd 含量有小幅度下降, 不可
利用态 Cd 有小幅度增加, 但均未达显著水平。相
比较而言, 秸秆还田下, 降低了犁底层土壤潜在态
Cd含量。
2.4 不同年限秸秆还田对土壤有机质、pH的影响
不同年限秸秆还田对土壤有机质和pH影响效应
差异较大(图 2)。耕作层(0~20 cm)土壤有机质含量随
还田年限延长而逐渐增加, 且达显著水平(P<0.05),
但随秸秆还田年限延长, 土壤有机质增加幅度逐渐
降低; 犁底层(20~40 cm)土壤有机质随秸秆还田年
限延长, 其含量变化无显著性差异。这说明施入秸
秆, 明显提高了表层土壤有机质含量, 但有机质向
下迁移较少, 对犁底层有机质的提升不明显。

图 2 不同年限秸秆还田对有机质和 pH的影响
Fig. 2 Effect of straw incorporation years on soil organic matter and pH
耕作层(0~20 cm)土壤pH在秸秆还田1 a后出现
升高趋势, 秸秆还田8 a后, 土壤pH又有下降趋势,
这说明短期内进行秸秆还田能提高土壤pH, 但长期
施入秸秆其腐熟分解产物如有机酸(如胡敏酸、富里
酸、氨基酸等)富集会使pH随时间的延长缓慢下降;
犁底层(20~40 cm)土壤pH随秸秆还田年限的变化其
变化范围较小, 可能与土壤中秸秆腐解产物向下迁
移较少, 对土壤pH的影响不明显。总体来说, 秸秆
还田后, 对耕作层(0~20 cm)土壤有机质、pH影响程
度显著高于犁底层(20~40 cm), 土壤有机质含量随
秸秆年限的增加其含量逐渐提升, 土壤pH则随秸秆
还田年限延长而呈先升高后降低的趋势。
2.5 土壤有机质、pH与 Cd形态变化相关性分析
从土壤总Cd、各形态Cd含量及土壤有机质、pH
的Pearson相关分析结果可以看出(表 3), 土壤总Cd
含量主要与OM-Cd、Res-Cd、土壤pH、有机质含量
间有显著相关性, 与土壤活性态Cd(除Res-Cd、OM-
Cd)含量之间无显著相关性。
表 3 土壤 pH、有机质与土壤 Cd形态间的相关性分析
Table 3 Pearson correlation coefficients between soil Cd fractions contents, soil pH and soil organic matter content
总 Cd Total Cd Exc-Cd Carb-Cd FeMnOx-Cd OM-Cd Res-Cd
Exc-Cd 0.168
Carb-Cd 0.038 0.027
FeMnOx-Cd 0.018 0.137 0.097
OM-Cd 0.240* 0.130 0.005 0.211
Res-Cd 0.289* 0.020 0.019 0.268* 0.195
pH 0.226* 0.212* 0.400** 0.038 0.003 0.112
有机质 Soil organic matter 0.349** 0.389** 0.006 0.252* 0.467** 0.134
*和**分别表示相关性达显著(P<0.05)和极显著(P<0.01)。下同。* and ** indicate significant correlation at 0.05 and 0.01 levels,
respectively. The same below.

为了进一步比较土壤pH、有机质对各形态Cd含
量变化的影响, 进行偏相关分析的结果表明(表 4),
土壤pH与Carb-Cd含量间的偏相关系数达到了0.444,
呈极显著正相关; 土壤有机质与Exc-Cd、OM-Cd间
呈极显著正相关, 长期秸秆还田可能通过影响土壤
有机质含量和土壤pH水平而显著改变土壤Exc-Cd、
OM-Cd、Carb-Cd含量水平, 对土壤Cd生物有效性产
生影响。
730 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
表 4 土壤 pH、有机质与土壤 Cd形态间的偏相关分析
Table 4 Partial correlation coefficients among soil Cd fractions contents, soil pH and soil organic matter contents
变量
Variable
土壤 pH
Soil pH
控制变量
Control variables
变量
Variable
土壤有机质
Soil organic matter
控制变量
Control variables
Exc-Cd 0.218 Carb-Cd, FeMnOx-Cd, OM-Cd, Res-Cd Exc-Cd 0.333** Carb-Cd, FeMnOx-Cd, OM-Cd, Res-Cd
Carb-Cd 0.444** Exc-Cd, FeMn0x-Cd, OM-Cd, Res-Cd Carb-Cd 0.088 Exc-Cd, FeMnOx-Cd, OM-Cd, Res-Cd
FeMnOx-Cd 0.011 Exc-Cd, Carb-Cd, OM-Cd, Res-Cd FeMnOx-Cd 0.139 Exc-Cd, Carb-Cd, OM-Cd, Res-Cd
OM-Cd 0.008 Exc-Cd, Carb-Cd, FeMnOx-Cd, Res-Cd OM-Cd 0.407** Exc-Cd, Carb-Cd, FeMnOx-Cd, Res-Cd
Res-Cd 0.134 Exc-Cd, Carb-Cd, FeMnOx-Cd, OM-Cd Res-Cd 0.039 Exc-Cd, Carb-Cd, FeMnOx-Cd, OM-Cd

3 讨论
土壤Cd容易积累在作物体内, 对人体健康产生
危害, 其毒性大小不仅仅与土壤 Cd总量相关, 而且
与土壤 Cd形态含量变化密切相关[22]。有效态 Cd(可
交换态 Cd和碳酸盐结合态 Cd)容易被作物吸收, 进
入食物链对人体健康造成危害 [23]; 潜在有效态
Cd(铁锰氧化物结合态 Cd 和有机结合态 Cd)是有效
态 Cd 的直接提供者, 当 pH、氧化还原条件改变时,
可重新释放进入土壤, 对农田生态系统具有潜在危
害性[24]; 不可利用态 Cd (残渣态 Cd)稳定存在于硅
酸盐、原生及次生矿物晶格中, 基本不被植物直接吸
收利用[21]。各种形态随着土壤环境条件的变化可以
相互转化, 将造成永久性的潜在危害。对于轻中度
农田 Cd污染土壤, 秸秆还田不仅可以提高土壤肥力,
还可以作为钝化剂促进土壤重金属 Cd 从活性较高
的形态向活性较低的形态转化。
秸秆还田能提高土壤有机质及土壤缓冲性能 ,
从而改良土壤, 既可降低土壤 Cd 对农作物的危害,
又可提高土地生产力[2527]。本研究表明, 长期秸秆
还田土壤 Cd 形态变化影响效应较为明显的是土壤
Exc-Cd和 OM-Cd含量, 且其变异系数也较大。这是
因为秸秆还田主要在土壤耕作层进行, 秸秆腐解过
程中产生的有机酸(如胡敏酸、富里酸、氨基酸等),
糖类及含氮、硫杂环化合物等, 大部分与金属氧化
物、金属氢氧化物及矿物的金属离子发生络合或螯
合反应 , 形成不同的有机金属络合 (螯合 )物 [2830],
因此增加了土壤 OM-Cd 含量; 同时, 小部分低分子
量有机酸吸附土壤溶液中的 Cd, 影响土壤 Exc-Cd
的分配[31], 进而影响土壤 Cd的活性[32]。
长期秸秆还田后, 耕作层(0~20 cm)土壤有机质
随秸秆还田年限的增加其含量逐渐提升, 土壤 pH
随秸秆还田年限的增加先出现升高的趋势后缓慢下
降。通过对有机质、pH与 Cd形态的偏相关性分析,
土壤有机质与 Exc-Cd、OM-Cd含量呈极显著正相关,
pH与 Carb-Cd含量呈极显著正相关, 说明长期秸秆
还田通过影响土壤有机质和 pH 改变从而影响了土
壤 Exc-Cd、OM-Cd、Carb-Cd 形态含量变化。土壤
pH与 Carb-Cd含量间的关系显著, 可能是因为在中
性和石灰性土壤中, pH影响 Carb-Cd的形成和分解,
导致 Cd 化学形态在交换态和碳酸盐结合态之间转
移[33], 但与 Exc-Cd未达显著相关性, 可能是由于土
壤本身 pH 呈中性, 相对于酸性条件, 土壤有机质
金属络合物的稳定性及 Cd2+在氧化物表面的专性吸
附增强, 致使土壤溶液中 Cd2+溶液降低, Exc-Cd 随
之受影响 , 变化微弱不明显 ; 与此同时 , 中性或石
灰性土壤溶液中多价阳离子和氢氧离子的离子积较
酸性土壤大[34], 因而生成 Cd(OH)2、CdCO3 沉淀较
多, 这些沉淀增大了土壤对 Cd2+的吸附力, 具体作
用机制有待于进一步深入研究。
从重金属生物有效性角度评价长期秸秆还田措
施对轻中度 Cd污染农田土壤的治理效果。结果表明,
研究区农田土壤 Cd生物有效性表现为: 潜在态 Cd>
有效态Cd>不可利用态Cd, 秸秆还田年限对土壤Cd
生物有效性影响未达显著水平, 相对而言, 随秸秆
还田年限的增加, 能减轻耕作层(0~20 cm)土壤有效
态 Cd 的分配, 促进其向潜在态 Cd 转移, 可降低作
物对 Cd吸收, 但可能由于潜在态的增多, 在淹水还
原条件下易增加水稻吸收累积的风险。对于犁底层
(20~40 cm), 秸秆还田后降低了潜在有效态 Cd含量,
对土壤 Cd生物有效性风险评价影响不明显。
综上, 秸秆还田(1~4 a)提高了土壤有机质含量,
显著增加了耕作层(0~20 cm)土壤有机结合态 Cd 含
量水平, 促进了稻田土壤 Cd 由有效态向潜在态转化,
降低稻田土壤 Cd 污染状况; 持续长期的秸秆还田
(连续秸秆还田 8 a 以上), 则可能因土壤 pH 下降而
促进土壤Cd由潜在态向有效态转化, 增加稻田土壤
Cd 的生物吸收累积效率。由于秸秆还田年限延长,
土壤有机质含量及其腐殖化状况不同, 可能导致土
壤 Cd 形态分配存在较大差异, 从而影响土壤 Cd 的
生物有效性。考虑到该研究区农田长期处于水旱轮
作下, 土壤水分状态、氧化还原状况等均会影响秸
第 6期 杨 兰等: 长期秸秆还田对德阳地区稻田土壤镉赋存形态的影响 731


http://www.ecoagri.ac.cn
秆在农田土壤中的分解转化, 应当开展长期定位试
验, 深入综合评估秸秆还田对土壤中Cd形态转化分
配影响, 这对保障成都平原粮食生产能力, 实现农
业生产安全有重要的现实意义。
4 结论
1)研究区农田土壤Cd形态含量分布为: Res-Cd>
FeMnOx-Cd>OM-Cd>Carb-Cd>Exc-Cd; 秸秆还田对
土壤Cd形态的影响主要在耕作层 (0~20 cm)土壤
Exc-Cd和OM-Cd含量的变化, 土壤OM-Cd含量在秸
秆还田4 a时较对照(未进行秸秆还田)增加了45%,
达显著水平(P<0.05)。
2)耕作层(0~20 cm)土壤有机质含量随秸秆还田
年限的增加而持续增加, 有机质含量的变化主要影
响Exc-Cd、OM-Cd含量水平的变化; 土壤pH则随秸
秆还田年限的延长呈先升高后缓慢下降趋势, 主要
影响土壤Carb-Cd含量水平的变化。
3)农田土壤 Cd生物有效性表现为: 潜在态 Cd>
有效态 Cd>不可利用态 Cd。随秸秆还田年限延长
(1~4 a), 能减轻稻田耕作层(0~20 cm)土壤有效态 Cd
的分配, 促进其向潜在态 Cd 转移, 而对耕作下层
(20~40 cm)土壤 Cd 形态含量, 以及土壤 Cd 生物有
效性变化的影响未达显著水平。
参考文献
[1] Römkens P F A M, Brus D J, Guo H Y, et al. Impact of model
uncertainty on soil quality standards for cadmium in rice
paddy fields[J]. Science of the Total Environment, 2011,
409(17): 3098–3105
[2] 李剑睿, 徐应明, 林大松, 等. 农田重金属污染原位钝化修
复研究进展[J]. 生态环境学报, 2014, 23(4): 721–728
Li J R, Xu Y M, Lin D S, et al. In situ immobilization
remediation of heavy metals in contaminated soils: A
review[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(4):
721–728
[3] 杨滨娟 , 钱海燕 , 黄国勤 , 等 . 秸秆还田及其研究进展[J].
农学学报, 2012, 2(5): 1–4
Yang B J, Qian H Y, Huang G Q, et al. Research progress and
rice-straw returning[J]. Journal of Agriculture, 2012, 2(5):
1–4
[4] 柏彦超 , 陈国华 , 路平 , 等 . 秸秆还田对稻田渗漏液 DOC
含量及土壤 Cd 活度的影响[J]. 农业环境科学学报, 2011,
30(12): 2491–2495
Bai Y C, Chen G H, Lu P, et al. Effect of wheat straw return
on DOC in percolating water and Cd activity in rice soil[J].
Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(12):
2491–2495
[5] 蔡立群, 牛怡, 罗珠珠, 等. 秸秆促腐还田土壤养分及微生
物量的动态变化 [J]. 中国生态农业学报 , 2014, 22(9):
1047–1056
Cai L Q, Niu Y, Luo Z Z, et al. Dynamic characteristics of soil
nutrients and soil microbial biomass of field-returned straws
at different decay accretion conditions[J]. Chinese Journal of
Eco-Agriculture, 2014, 22(9): 1047–1056
[6] Park J H, Lamb D, Paneerselvam P, et al. Role of organic
amendments on enhanced bioremediation of heavy metal (loid)
contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,
185(2/3): 549–574
[7] Sebastian A, Prasad M N V. Cadmium minimization in rice: A
review[J]. Agronomy for Sustainable Development, 2014,
34(1): 155–173
[8] Zeng F R, Ali S, Zhang H T, et al. The influence of pH and
organic matter content in paddy soil on heavy metal
availability and their uptake by rice plants[J]. Environmental
Pollution, 2011, 159(1): 84–91
[9] Oka Y S, Yang J E, Zhang Y S. Heavy metal adsorption by a
formulated zeolite-Portland cement mixture[J]. Journal of
Hazardous Materials, 2007, 147(1/2): 91–96
[10] 高译丹, 梁成华, 裴中健, 等. 施用生物炭和石灰对土壤镉
形态转化的影响[J]. 水土保持学报, 2014, 28(2): 258–261
Gao Y D, Liang C H, Pei Z J, et al. Effect of biochar and lime
on the fraction transform of cadmium in contaminated soil[J].
Journal of Soil and Water Conservation, 2014, 28(2): 258–261
[11] 张亚丽 , 沈其荣 , 姜洋 . 有机肥料对镉污染土壤的改良效
应[J]. 土壤学报, 2001, 38(2): 212–218
Zhang Y L, Shen Q R, Jiang Y. Effects of organic manure on
the amelioration of Cd-polluted soil[J]. Acta Pedologica
Sinica, 2001, 38(2): 212–218
[12] 胡星明, 袁新松, 王丽平, 等. 磷肥和稻草对土壤重金属形
态微生物活性和植物有效性的影响 [J]. 环境科学研究 ,
2012, 25(1): 77–82
Hu X M, Yuan X S, Wang L P, et al. Effects of phosphate
fertilizer and rice straw on soil heavy metal fraction,
microbial activity and phytoavailability[J]. Research of
Environmental Sciences, 2012, 25(1): 77–82
[13] 单玉华, 李昌贵, 陈晨, 等. 施用秸秆对淹水土壤镉、铜溶
出的影响[J]. 生态学杂志, 2008, 27(8): 1362–1366
Shan Y H, Li C G, Chen C, et al. Effects of straw
incorporation on the solubility of cadmium and copper in
flooded soil[J]. Chinese Journal of Ecology, 2008, 27(8):
1362–1366
[14] 王艮梅, 周立祥, 占新华, 等. 水田土壤中水溶性有机物的
产生动态及对土壤中重金属活性的影响: 田间微区试验[J].
环境科学学报, 2004, 24(5): 858–864
Wang G M, Zhou L X, Zhan X H, et al. Dynamics of
dissolved organic matter and its effect on metal availability in
paddy soil: Field micro-plot trials[J]. Acta Scientiae
Circumstantiae, 2004, 24(5): 858–864
[15] 曹晓玲, 罗尊长, 黄道友, 等. 镉污染稻草还田对土壤镉形
态转化的影响 [J]. 农业环境科学学报 , 2013, 32(9):
1786–1792
Cao X L, Luo Z C, Huang D Y, et al. Effects of Cd-
contaminated rice straw incorporation on transformation of
Cd forms in soils[J]. Journal of Agro-Environment Science,
732 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
2013, 32(9): 1786–1792
[16] 贾乐 , 朱俊艳 , 苏德纯 . 秸秆还田对镉污染农田土壤中镉
生物有效性的影响[J]. 农业环境科学学报 , 2010, 29(10):
1992–1998
Jia L, Zhu J Y, Su D C. Effects of crop straw return on soil
cadmium availability in different cadmium contaminated
soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(10):
1992–1998
[17] 金立新, 侯青叶, 包雨函, 等. 德阳镉污染农田区生态安全
性及居民健康风险评价[J]. 现代地质, 2008, 22(6): 984–989
Jin L X, Hou Q Y, Bao Y H, et al. Ecological security and
residents health risk assessment on polluted farm land by
cadmium in Deyang region[J]. Geoscience, 2008, 22(6):
984–989
[18] 钱蜀 , 王英英 , 向秋实 . 德阳市农用地土壤中镉的分布特
征及异常来源分析[J]. 中国环境监测, 2014, 20(2): 80–84
Qian S, Wang Y Y, Xiang Q S. The distribution character and
analysis of anomaly sources of Cd in the agricultural soil in
Deyang City[J]. Environmental Monitoring in China, 2014,
20(2): 80–84
[19] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技
出版社, 2000
Lu R K. Soil Agricultural Chemistry Analysis Method[M].
Beijing: China Agricultural Sciencetech Press, 2000
[20] Tessier A, Campbell P G C, Bisson M. Sequential extraction
procedure for the speciation of particulate trace metals[J].
Analytical Chemistry, 1979, 51(7): 844–851
[21] 罗艳丽, 郑春霞, 贾宏涛, 等. 七道湾污水厂污泥重金属形
态特征研究[J]. 环境工程, 2011, 29(6): 82–85
Luo Y L, Zhen C X, Jia H T, et al. Study on distribution
characteristics of heavy metals speciation in the sludge of
Qidaowan wastewater treatment plant[J]. Environmental
Engineering, 2011, 29(6): 82–85
[22] 陈虎, 郭笃发, 郭峰, 等. 作物吸收富集镉研究进展[J]. 中
国农学通报, 2013, 29(3): 6–11
Chen H, Guo D F, Guo F, et al. Research advances on
cadmium absorption and accumulation of plant[J]. Chinese
Agricultural Science Bulletin, 2013, 29(3): 6–11
[23] 李晓晴, 苗明升, 陈虎, 等. 改变镉生物有效性对植物吸收
积累镉的影响[J]. 山东师范大学学报: 自然科学版 , 2012,
27(4): 128–131
Li X Q, Miao M S, Chen H, et al. Impact of altering cadmium
bioavailability in soil on cadmium accumulation in plant[J].
Journal of Shandong Normal University: Natural Science,
2012, 27(4): 128–131
[24] 袁园 . 理化性质对土壤农作物系统重金属生物有效性影
响研究进展[J]. 地球科学前沿, 2014, 4(4): 214–223
Yuan Y. Research progress in the effect of physical and chemical
properties on heavy metal bioavailability in soil-crop system[J].
Advances in Geosciences, 2014, 4(4): 214–223
[25] Kimetu J M, Lehmann J. Stability and stabilisation of biochar
and green manure in soil with different organic carbon
contents[J]. Australian Journal of Soil Research, 2010, 48(7):
577–585
[26] Van Zwieten L, Kimber S, Morris S, et al. Effects of biochar
from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic
performance and soil fertility[J]. Plant and Soil, 2010,
327(1/2): 235–246
[27] Laird D, Fleming P, Wang B Q, et al. Biochar impact on
nutrient leaching from a Midwestern agricultural soil[J].
Geoderma, 2010, 158(3/4): 436–442
[28] 王意锟, 张焕朝, 郝秀珍, 等. 有机物料在重金属污染农田
土壤修复中的应用研究 [J]. 土壤通报 , 2010, 41(5):
1275–1280
Wang Y K, Zhang H C, Hao X Z, et al. A review on
application of organic materials to the remediation of heavy
metal contaminated soils[J]. Chinese Journal of Soil Science,
2010, 41(5): 1275–1280
[29] 潘剑玲, 代万安, 尚占环, 等. 秸秆还田对土壤有机质和氮
素有效性影响及机制研究进展 [J]. 中国生态农业学报 ,
2013, 21(5): 526–535
Pan J L, Dai W A, Shang Z H, et al. Review of research
progress on the influence and mechanism of field straw
residue incorporation on soil organic matter and nitrogen
availability[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2013,
21(5): 526–535
[30] 周利强, 尹斌, 吴龙华, 等. 有机物料对污染土壤上水稻重
金属吸收的调控效应[J]. 土壤, 2013, 45(2): 227–232
Zhou L Q, Yin B, Wu L H, et al. Effects of different organic
amendments on uptake of heavy metals in rice from
contaminated soil[J]. Soils, 2013, 45(2): 227–232
[31] Chen Y, Shinogi Y, Taira M. Influence of biochar ues on
sugarcane growth, soil parameters, and groundwater
quality[J]. Australian Journal of Soil Research, 2010, 48(7):
526–530
[32] O’Dell R, SilK W, Green P, et al. Compost amendment of
Cu-Zn minespoil reduces toxic bioavailable heavy metal
concentrations and promotes establishment and biomass
production of Browmus carinatus (Hook and Arn.)[J].
Environmental Pollution, 2007, 148(1): 115–124
[33] 郝汉舟, 靳孟贵, 李瑞敏, 等. 耕地土壤铜、镉、锌形态及
生物有效性研究[J]. 生态环境学报, 2010, 19(1): 92–96
Hao H Z, Jin M G, Li R M, et al. Fractionations and
bioavailability of Cu, Cd and Zn in cultivated land[J].
Ecology and Environmental Sciences, 2010, 19(1): 92–96
[34] Karaca A. Effect of organic wastes on the extratability of
cadmium, copper, nickel, and zinc in soil[J]. Geoderma, 2004,
122(2/4): 297–303