湘北丘陵林-稻系統(tǒng)鎘的遷移

陳建國，閆文德,*，項(xiàng)文化

1 中南林業(yè)科技大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院， 長沙 410004 2 南方林業(yè)生態(tài)應(yīng)用技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室， 長沙 410004 3 會同杉木生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)研究站， 會同 418307

湘北丘陵林-稻系統(tǒng)鎘的遷移

陳建國1, 2, 3，閆文德1, 2, 3,*，項(xiàng)文化1, 2, 3

1 中南林業(yè)科技大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院， 長沙 410004 2 南方林業(yè)生態(tài)應(yīng)用技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室， 長沙 410004 3 會同杉木生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)研究站， 會同 418307

為了研究中南丘陵區(qū)林-稻系統(tǒng)鎘的遷移規(guī)律，2012年5月下旬至9月上旬(中稻稻季)在湘北汩羅市桃林林場選擇兩種類型的林-稻復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)針對降水、地表徑流、山塘水、稻田水及其中鎘含量用收支平衡法進(jìn)行了原位動態(tài)研究。結(jié)果表明，(1)以降水形式從區(qū)域外輸入的鎘是湘北地域地表系統(tǒng)主要的外來鎘源，鎘的輸入主要集中在稻季的早期；(2)鎘以雨水形式輸入丘陵林-稻系統(tǒng)后，53%被林地截留，7.5%累積于山塘，11.6%存留于稻田，其余28.9%以稻田水和稻草、谷粒的形式輸出林-稻系統(tǒng)；(3)不同林-稻系統(tǒng)比較，混-稻系統(tǒng)對外源鎘的固持功能最強(qiáng)，松-稻系統(tǒng)其次，對照系統(tǒng)最弱，其原因在于各系統(tǒng)間崗地森林郁閉度存在差異，郁閉度大能增強(qiáng)崗地對鎘的固持能力；(4)在崗地截留鎘能力較弱的情況下，山塘能夠減緩系統(tǒng)鎘的遷移強(qiáng)度；(5)崗地輸入山塘水中的大分子有機(jī)物能加強(qiáng)鎘在稻田中累積。綜上所述，林-稻系統(tǒng)鎘的累積與雨水常年輸入鎘有關(guān)，系統(tǒng)內(nèi)崗地森林郁閉度、與有機(jī)物輸出相關(guān)的森林類型影響鎘在系統(tǒng)中的遷移和分配。

鎘；林-稻系統(tǒng)；收支平衡；水循環(huán)；中國南方

近年來，“鎘米”事件[1]逐漸引起了人們的關(guān)注。研究表明[2, 3]，因稻米鎘超標(biāo)而形成的“鎘米”與稻田環(huán)境受到鎘的污染有關(guān)，而迄今研究過的稻田鎘污染案例毫無例外地都具有明顯的污染源和污染途徑，例如因污水灌溉[4]、鄰近工業(yè)冶煉爐[5]、公路[6]及礦渣堆積區(qū)[7]或地處礦區(qū)[8]等而遭受鎘污染的稻田土壤，其鎘污染源明確，其鎘遷移途徑或?yàn)楹恿鱗9]，或?yàn)榈乇韽搅鱗10]，或?yàn)榇髿鈸P(yáng)塵[11]，或?yàn)闈B濾液[12]，亦皆有跡可循。然而近期在中南地區(qū)一些遠(yuǎn)離鎘污染源、綜合環(huán)境質(zhì)量原本較好的丘陵地帶也出現(xiàn)了“鎘米”[13]，表明這些地方稻田土壤也不幸遭遇鎘污染，那么這些地方稻田土壤新富集的鎘源自何方？其鎘遷移途徑及累積機(jī)制如何？目前這仍是一個迷題。當(dāng)前與此背景相似的問題的研究報道也非常少。李英倫[14]曾經(jīng)對四川紫色土丘陵區(qū)稻田銅鉛鎘砷的累積進(jìn)行過研究，他認(rèn)為通過徑流從旱土表面剝蝕的泥沙是當(dāng)?shù)氐咎锿寥梨k累積的主要源頭；張建新[15]通過馬爾科夫模型研究認(rèn)為洞庭湖底泥的鎘也是通過“一江四水”輸入的泥沙攜帶而來。然而中南丘陵區(qū)的地質(zhì)、生態(tài)環(huán)境與四川盆地相去甚遠(yuǎn)，丘陵區(qū)稻田土壤的形成也與洞庭湖底泥不同，因此相關(guān)研究結(jié)果并不能指導(dǎo)解決或解釋中南丘陵區(qū)的鎘污染問題。為截?cái)嘀心锨鹆陞^(qū)稻田鎘的遷移途徑、從而最終解決當(dāng)?shù)氐咎锿寥赖逆k污染問題，有必要對當(dāng)?shù)氐咎镦k輸入-積累-輸出的遷移過程作深入研究。

中南丘陵區(qū)典型的稻田生態(tài)系統(tǒng)是丘陵林-稻復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)，這種復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)由半圍合狀的丘崗及崗下的洼地共同構(gòu)成(丘崗多為林地，洼地為山塘和稻田)，它與外部環(huán)境相對隔絕，受外界干擾少。本研究選擇湘北汩羅市桃林林場的林-稻復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)作為研究對象，以原位試驗(yàn)的方式觀測稻季動態(tài)降雨量、降雨產(chǎn)生的地表水量、地表水?dāng)y帶的泥沙量以及降雨、地表水、泥沙的動態(tài)鎘含量，通過收支平衡法研究鎘在丘陵林-稻復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)各地塊的分配和遷移，從而探明中南典型丘陵區(qū)稻田生態(tài)系統(tǒng)鎘遷移的途徑及稻田土壤鎘累積機(jī)制，為減輕該類環(huán)境稻田土壤的鎘污染、改善稻米的安全生產(chǎn)環(huán)境提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于湘北洞庭湖東岸的汩羅市桃林林場(北緯28°57′16″—28°58′12 ″，東徑113°4′35 ″—113°5′33 ″)，地處幕阜山脈西北支脈與洞庭湖交接地帶，屬丘陵地貌。氣候?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)濕潤氣候，年均氣溫17 ℃，年總降雨量1345 mm，林地植被以常綠闊葉、針闊混交林為主。土壤為第四紀(jì)紅土母質(zhì)上發(fā)育的紅壤，土壤粘土礦物以高嶺土為主，水云母、1.4nm過渡礦物或1.2nm層間礦物其次，含少量三水鋁石和石英。

1.2 研究方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

研究區(qū)選擇在桃林林場內(nèi)的彭家里、汩字區(qū)、土里塘等3處丘陵復(fù)合系統(tǒng)，三系統(tǒng)崗地利用類型分別為旱耕地、濕地松種質(zhì)園、針闊混交林地，洼地均為山塘和稻田。降雨時崗地產(chǎn)生坡面徑流匯于山塘，山塘則蓄積徑流和雨水供塘下稻田干旱時灌溉之用，因此系統(tǒng)內(nèi)地表水循環(huán)是系統(tǒng)內(nèi)水稻生產(chǎn)的基礎(chǔ)。試驗(yàn)以彭家里為對照(以下簡稱為對照CK)，調(diào)查研究汩字區(qū)、土里塘二類型林-稻復(fù)合系統(tǒng)(以下分別簡稱為松-稻Elliotti land-paddy、混-稻Mixed forest-paddy，表中分別縮寫為EP、MP)鎘的地表遷移過程。根據(jù)林-稻系統(tǒng)內(nèi)山塘的面積規(guī)劃整理崗地有效集雨區(qū)，使三系統(tǒng)崗地有效集雨區(qū)、山塘面積比均為12.5∶1。研究區(qū)崗地有效集雨區(qū)用高30 cm、底寬30 cm、頂寬15 cm的梯形地埂與非研究區(qū)分隔，使有效集雨區(qū)降雨時產(chǎn)生的坡面徑流全部匯于山塘；研究區(qū)稻田緊接山塘。在每個系統(tǒng)崗地坡面按崗頂、崗腰、崗腳分別隨機(jī)布置3塊2.5 m×10 m的樣方，樣方周圍用高30 cm、寬30 cm的土埂與外部環(huán)境相隔離，土埂外覆塑料膜、內(nèi)側(cè)開30 cm深圍溝，圍溝末端建1 m×1 m×1 m集水池，用于積留雨后樣方內(nèi)流失的泥沙和地表徑流。

彭家里的崗地坡面為梯土，每年夏季種植紅薯或玉米，畝施80 kg鈣鎂磷肥、20 kg碳銨，研究區(qū)崗地、山塘面積分別為2.5、0.2 hm2。汩字區(qū)崗地是濕地松種質(zhì)園，平均坡度15°，郁閉度85%，園內(nèi)每年4月畝施40 kg鈣鎂磷肥、20 kg碳銨、500 g溴氰菊酯，6月施750 mL草苷膦，12月施40 kg鈣鎂磷肥，研究區(qū)崗地、山塘面積分別為3.1、0.25 hm2。土里塘的崗地為退耕還林后形成的常綠針闊混交林，坡面為梯面，郁閉度100%，研究區(qū)崗地、山塘面積分別為2.2、0.176 hm2。山塘有效蓄水深度均為2 m。

三系統(tǒng)內(nèi)均以緊接山塘的三丘稻田為采樣和稻田水位管理監(jiān)測區(qū)，稻田種植一季中稻，品種為“奧兩優(yōu)76”，于2012年4月25日播種，5月25日秧苗移栽，9月10日收獲。稻季各生育階段稻田水分管理制度以及根據(jù)制度和降雨量不同階段形成的灌水量和排水量見表1。稻季稻田采用一次性全層施肥，畝施尿素8 kg、鈣鎂磷肥40 kg、KCl 7.2 kg。

表1 水稻生育期灌溉制度及降水量和灌排水量Table 1 The irrigation schedule, amount of precipitation, and the amount of irrigation and drainage during growth stages of rice

鈣鎂磷肥總鎘含量為1.7501 mg/kg，水溶性鎘無檢出；碳銨、尿素、KCl無鎘檢出。各用地類型土壤pH值、總鎘、有機(jī)質(zhì)、土壤機(jī)械組成見表2；30 cm以下土層土壤總鎘平均含量為0.630 mg/kg。

為了排除其它因子對稻季山塘水研究的干擾，5月25日秧苗移栽后將山塘水放干，重新匯集坡面徑流及降雨。通過在崗地打鉆調(diào)查，發(fā)現(xiàn)其地下滲流及少，故進(jìn)入山塘的崗地壤中流可略而不計(jì)。

1.2.2 監(jiān)測及采樣方法

采取土樣。試驗(yàn)開始前在樣方內(nèi)按五點(diǎn)采樣法采取表層0—10 cm土樣，五樣均勻混合，從中取500 g作為混合土樣待分析；在每塊稻田按五點(diǎn)取樣法采取0—10 cm表層土壤，如前法取得500 g混合土樣；山塘底泥按五點(diǎn)法采取五份底泥樣。每份土樣都風(fēng)干過篩待測土壤理化指標(biāo)。

表2 研究系統(tǒng)不同地塊土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、總鎘含量及土壤機(jī)械組成Table 2 The soil pH, organic matter content, total Cd content, and soil mechanical composition in different plots of different compound ecosystem in test areas

降雨量監(jiān)測及雨水樣采取。各區(qū)各放置3個雨量筒監(jiān)測每次降雨量，同時采取雨水樣以備檢測分析。

坡面徑流監(jiān)測及徑流、泥沙樣采取。每次降水后，將集水池中的水?dāng)嚢杈鶆?，用量筒?jì)量坡面徑流量，同時取500 mL 水樣，通過過濾、烘干測定泥沙含量；通過以上方式得到的濾液為徑流水樣，得到的泥沙為泥沙樣。備測有關(guān)指標(biāo)。

山塘、稻田水位監(jiān)測及采取水樣。用SR30型超聲水位計(jì)監(jiān)測山塘、稻田日常水位。于5月25日—8月29日多次采取山塘水樣和稻田水樣。水樣馬上送實(shí)驗(yàn)室測定相關(guān)指標(biāo)。

水稻測產(chǎn)及采取水稻植株樣。水稻收獲前一天對水稻地上、地下部生物產(chǎn)量進(jìn)行理論測產(chǎn)，同時采取水稻植株樣，分別對根系、莖葉、谷粒殺青、烘干、稱重，最后粉碎備測各部分器官鎘含量。

1.2.3 測定方法

(1)土壤有機(jī)質(zhì)采用外加熱-重鉻酸鉀氧化法測定[16]；

(2)土壤總鎘采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全消解-石墨爐原子吸收分光光度法測定[16]；

(3)水樣總鎘含量測定:先用鹽酸溶解懸浮物，再用熒光光譜法測定[17]；

(4)水稻各器官鎘含量采用濃硫酸-雙氧水消煮-石墨爐原子吸收分光光度法測定[16]。

1.2.4 系統(tǒng)內(nèi)鎘遷移量的計(jì)算

(1)雨水鎘輸入量=降水量×雨水鎘含量；

(2)坡面徑流鎘遷移量=坡面徑流量×坡面徑流鎘含量；崗地輸出泥沙鎘含量=坡面徑流量×泥沙含量×泥沙鎘含量；崗地鎘凈存留量=崗地雨水鎘輸入量-坡面徑流鎘遷移量-崗地泥沙鎘輸出量；

(3)山塘鎘輸入量=崗地向山塘鎘遷移量+山塘雨水鎘輸入量；山塘鎘輸出量=山塘水輸出量×山塘水鎘含量；山塘鎘凈留存量=山塘鎘輸入量-山塘鎘輸出量；

(4)稻田鎘輸入量=山塘向稻田鎘輸出量+稻田雨水鎘輸入量；稻田鎘輸出量=水稻地上部鎘輸出量+稻田水鎘輸出量；稻田鎘凈留存量=稻田鎘輸入量-稻田鎘輸出量。

1.2.5 統(tǒng)計(jì)方法

數(shù)據(jù)利用SPSS15.0軟件進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 稻季林-稻系統(tǒng)不同地塊輸入輸出水量

系統(tǒng)內(nèi)不同地塊水的輸入主要來源于降雨及上一級地塊地表水的輸出(表3)。

表3 稻季復(fù)合系統(tǒng)內(nèi)不同地塊輸入輸出水量Table 3 The amount of water of inputting and outputting in different plot in the compound ecosystem during rice cropping season

在崗地，降雨是唯一輸入水源。見表3，2012年試驗(yàn)區(qū)林-稻系統(tǒng)從中稻移栽(05-25)到收獲(09-10)總降雨量507.9 mm，其中分蘗前期(18d)和拔節(jié)孕穗期(36d)累積降雨量分別占總降雨量的37.2%和28.4%，是集中降雨時期；而水稻生育后期的乳熟及黃熟期降水量只占5.3%、0.1%，處于伏旱時期。考察日均降雨強(qiáng)度，以分蘗前期最大(10.5 mm/d)，而抽穗揚(yáng)花期其次(6.0 mm/d)，居于后期的乳熟(2.2 mm/d)、黃熟期(0.08 mm/d)最低。崗地坡面徑流則是崗地水輸出的主要形式。見表3，稻季各系統(tǒng)崗地坡面徑流主要產(chǎn)生于5月下旬至8月中旬，即中稻生育季的早中期，占稻季產(chǎn)生的坡面總徑流量的96.8%—100%；而其中尤以分蘗前期產(chǎn)流量最高，占43.2%—47%。三系統(tǒng)比較，各時期對照崗地坡面徑流量均高于林-稻系統(tǒng)，而不同林-稻系統(tǒng)比較則松-稻高于混-稻，說明崗地不同用地類型對其產(chǎn)流量影響顯著。

在山塘，塘水主要源于降雨及崗地坡面徑流。見表3，不同水稻生育階段，輸入山塘的水量也以分蘗前期最高，拔節(jié)孕穗期第二，各階段輸入水量變化與降雨一致。不同系統(tǒng)比較，對照顯著高于林-稻系統(tǒng)，稻季平均塘水深分別高于松-稻、混-稻37.8%、58.7%。塘水輸出主要形式是稻田灌溉水，主要集中在拔節(jié)孕穗期和乳熟期，其中拔節(jié)孕穗期占總輸出的96.7%。三系統(tǒng)比較，對照輸出水量最大，松-稻其次，混-稻最低。

在稻田，稻田水主要來源是降雨和山塘的灌溉水，從返青期到分蘗后期末及抽穗揚(yáng)花期主要源于降雨，拔節(jié)孕穗期及乳熟期則源于降雨及山塘水灌溉，二者輸入量相當(dāng)。三系統(tǒng)比較，田面水深保持一致，但灌溉面積以對照最大(2.85 hm2)，松-稻其次(2.18 hm2)，混稻最低(1.04 hm2)。稻田輸出水則主要是因降雨產(chǎn)生的稻田排水，主要集中于水稻生育的早中期，其中分蘗前期和拔節(jié)孕穗期輸出量較大。三系統(tǒng)稻田各階段排水量保持一致。

2.2 稻季坡面徑流泥沙含量

見表4，從稻季早期到中后期三系統(tǒng)崗地坡面徑流泥沙含量均呈降低趨勢。三系統(tǒng)比較，不同時期對照系統(tǒng)崗地徑流泥沙含量都遠(yuǎn)高于松-稻和混-稻系統(tǒng)，稻季平均分別是后二者的32、36倍；松-稻和混-稻相比泥沙含量略有提高，稻季前者比后者平均高11.6%。

表4 稻季不同復(fù)合系統(tǒng)崗地坡面徑流泥沙含量 /(mg/L)Table 4 The dynamic content of sediment in runoff from hilly slope in different compound ecosystem during rice cropping season

2.3 稻季雨水、系統(tǒng)內(nèi)地表水及坡面徑流攜帶泥沙含鎘動態(tài)

稻季雨水與崗地坡面徑流鎘含量的變化趨勢一致，表現(xiàn)為前期較高，此后持續(xù)降低，到抽穗揚(yáng)花期降至最低，8月下旬進(jìn)入乳熟期后快速回升。稻季期間對照系統(tǒng)崗地坡面徑流鎘含量始終高于林-稻系統(tǒng)，而林-稻系統(tǒng)中則混-稻較高，松-稻較低。雨水鎘含量在5月下旬高于混-稻、松-稻坡面徑流，進(jìn)入6月下旬后含量逐漸低于后二者，到8月下旬時則迅速竄高(圖1)。

圖1 稻季雨水、系統(tǒng)內(nèi)地表水、坡面流失泥沙鎘含量Fig.1 The content of Cd in rain, surface water, the slope runoff, and sediment during rice cropping season

三系統(tǒng)山塘水鎘含量在稻季的變化趨勢也相同，5月下旬塘水鎘含量較高，此后逐漸降低，到8月中旬最低，此后略有回升，與坡面徑流相比變化幅度較小。對照系統(tǒng)塘水鎘含量在稻季都高于林-稻系統(tǒng)，而林-稻系統(tǒng)中松-稻與混-稻差異不明顯(圖1)。

稻田水鎘含量在稻季的變化也一如雨水鎘的變化，其含量略低于雨水。三系統(tǒng)中，對照稻田水各時期略高于林-稻系統(tǒng)，但差異不明顯(圖1)。

各系統(tǒng)崗地坡面徑流泥沙鎘含量稻季的變化趨勢見圖1，在稻季泥沙鎘含量較穩(wěn)定，變異系數(shù)平均分別為：對照3.5%，松-稻6.6%，混-稻4.1%。三系統(tǒng)中，松-稻系統(tǒng)崗地流失泥沙平均鎘含量最高(1.484 mg/kg)，混-稻其次(1.365 mg/kg)，對照最低(1.235 mg/kg)。

2.4 不同系統(tǒng)稻谷、稻草生物量及其鎘含量

三系統(tǒng)稻草生物量平均為9015 kg/hm2，其中以對照、松-稻較高，混-稻較低；稻谷產(chǎn)量也以對照(8100 kg/hm2)、松-稻(8190 kg/hm2)較高，混-稻較低(7980 kg/hm2)(圖2)。

對照系統(tǒng)產(chǎn)出的稻草平均鎘含量為1.15 mg/kg，高于混-稻(0.96 mg/kg)和松-稻(0.88 mg/kg)；稻谷鎘含量也呈同樣趨勢，即對照(1.12 mg/kg)> 混-稻(0.74 mg/kg) > 松-稻(0.58 mg/kg)(圖3)。

圖2 不同系統(tǒng)水稻莖葉、稻谷生物量 Fig.2 The biomass of grain and stem-leaf of rice in different compound ecosystem

圖3 不同系統(tǒng)水稻莖葉、稻谷鎘含量 Fig.3 The content of Cd in grain and stem-leaf of rice in different compound ecosystem

2.5 稻季不同系統(tǒng)不同地塊鎘收支動態(tài)

三類系統(tǒng)稻季期間雨水輸入崗地的鎘凈留存在956—2708 μg/m2之間，其中松-稻、混-稻系統(tǒng)崗地鎘留存分別是對照的2.6、2.8倍(表5)。崗地鎘凈留存主要形成于水稻返青、分蘗前期，松-稻、混-稻、對照系統(tǒng)崗地在該時期內(nèi)凈留存的鎘分別占稻季總凈留存鎘的75.6%、74.1%、101.1%，稻季中后期鎘凈留存逐漸降低，對照在中后期甚至出現(xiàn)凈輸出。對照崗地鎘凈留存較低，原因在于它的坡耕地崗地降雨時通過徑流及徑流攜帶的泥沙輸出的鎘較多，特別是在稻季中后期表現(xiàn)為鎘凈輸出(表5)。

系統(tǒng)內(nèi)山塘鎘的輸入源頭主要是降雨和崗地輸入的坡面徑流及其攜帶的泥沙，鎘的輸出則是通過雨季塘水泄洪及稻田灌溉實(shí)現(xiàn)的，本研究中因山塘有效庫容較大沒有出現(xiàn)泄洪，對照系統(tǒng)山塘鎘凈留存分別是松-稻、混-稻的3.6、3.8倍，達(dá)16977.1 μg/m2，也遠(yuǎn)高于本系統(tǒng)中的崗地和稻田(表5)。山塘鎘輸入主要發(fā)生于稻季早期的返青、分蘗前期，此時松-稻、混-稻、對照山塘輸入的鎘分別占總輸入鎘的74.3%、76.8%、63.8%，中后期輸入的較少；山塘輸出鎘主要發(fā)生在稻季的中后期拔節(jié)孕穗期和乳熟期，以中期時的拔節(jié)孕穗期為主，此時稻田灌溉需水量大，松-稻、混-稻、對照山塘輸出鎘占總輸出鎘的76.6%、84.7%、80.7%(表5)。

系統(tǒng)內(nèi)稻田鎘輸入途徑是雨水和山塘灌溉水，其中雨水輸入鎘占總輸入鎘的79%—91%；稻田輸出鎘途徑是稻田排水及水稻收獲時地上部稻草、谷粒移出稻田，其中稻田排水占總輸出鎘的39%—43%，水稻地上部移出鎘占57%—61%。雨水輸入鎘主要發(fā)生在稻季的早期，中后期所占比重較?。还喔人斎腈k則發(fā)生于稻季中后期，以中期的拔節(jié)孕穗期為主。稻田輸出鎘中，稻田排水輸出主要發(fā)生在稻季的早期，水稻輸出則是發(fā)生在后期的收獲時。三系統(tǒng)稻田稻季鎘凈留存以松-稻最高，混-稻其次，對照最低，原因在于水稻移出的鎘差異較大，其中松-稻、混-稻、對照系統(tǒng)水稻從稻田移出的鎘分別占總輸入鎘的38.0%、44.3%、51.9%。

表5 稻季不同系統(tǒng)不同地塊單位面積鎘收支動態(tài)/(μg/m2)Table 5 The dynamic Cd content based on per unit area in different plots of different compound ecosystem during rice cropping season

3 討論

3.1 雨水輸入鎘的來源

從5月下旬至9月初稻季多次雨水鎘含量的季節(jié)性差異可推斷雨水鎘的源頭。雨水含鎘量在初夏初秋時高、伏夏時低，直接原因與不同時期云團(tuán)含鎘差異有關(guān)。初夏初秋時東南季風(fēng)盛行，域外污染氣團(tuán)隨季風(fēng)進(jìn)入湘北上空，其攜帶的鎘隨雨水沉降，故雨水表現(xiàn)較高的含鎘量；伏夏季節(jié)，湘北上空由副熱帶高壓氣團(tuán)控制，云團(tuán)源于本地水分蒸發(fā)，因本地工業(yè)排放少、云團(tuán)中鎘等污染物質(zhì)含量低，因而此時以陣雨形式的降水含鎘極少。以上說明雨水鎘主要源于研究區(qū)外東南方向的污染氣團(tuán)。

3.2 輸入鎘在系統(tǒng)內(nèi)的遷移和分配

鎘通過大氣濕沉降遠(yuǎn)距離傳輸現(xiàn)象在本研究結(jié)果中得到證實(shí)。事實(shí)上，通過降雨輸入鎘也是本研究中的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)鎘輸入的主要途徑。系統(tǒng)內(nèi)地塊凈留存鎘占地塊輸入鎘的百分比可表示地塊截留鎘的能力，占系統(tǒng)總輸入鎘的百分比可表征輸入系統(tǒng)鎘在各地塊的分配比例(表6)。林-稻系統(tǒng)中崗地截留了雨水輸入鎘的85.8%—91.3%，山塘截留輸入鎘的58.1%—72.3%，稻田截留輸入鎘的26%—32%，說明林-稻系統(tǒng)中崗地對鎘的截留能力最強(qiáng)，山塘其次，稻田較差；在對照系統(tǒng)中，山塘截留了輸入鎘的60.5%，截留鎘最多，崗地其次，僅截留輸入鎘的32.2%，稻田最低(12.6%)(表6)。顯然，對照系統(tǒng)崗地因?qū)俸蹈兀瑢τ晁斎腈k的截留能力弱，迫使山塘容納更多流失的鎘；對照系統(tǒng)的稻田鎘輸出較多與水稻吸收移出較多的鎘有關(guān)(表5)，原因在于其水稻谷粒、莖葉鎘含量較高(圖2)。

表6 稻季不同系統(tǒng)內(nèi)不同地塊截留鎘占地塊輸入鎘、系統(tǒng)輸入鎘的百分比Table 6 The percentage of net Cd retained in each plot accounted for that inputting in the plot and that inputting in the system during rice cropping season/%

結(jié)合系統(tǒng)內(nèi)各地塊的面積考查輸入系統(tǒng)的鎘在系統(tǒng)內(nèi)各地塊的分配，林-稻系統(tǒng)輸入的鎘在崗地分配了48.1%—58.9%，在山塘分配7.3%—7.8%，在稻田則分配8.8%—14.4%，其余24.6%—30.3%則由稻田輸出系統(tǒng)外；對照系統(tǒng)中，輸入系統(tǒng)的鎘只14.5%分配在崗地，20.6%則分配向山塘，8.1%留存于稻田，其余56.7%從稻田輸出系統(tǒng)(表6)。顯然，對照系統(tǒng)與林-稻系統(tǒng)截留鎘差異最大的地方在崗地，前者崗地截留鎘的能力強(qiáng)，致使分配向山塘的鎘較少，而后者則因截留鎘的能力弱，使得其山塘鎘累積較多，這也說明山塘具有減緩鎘在系統(tǒng)中遷移強(qiáng)度的作用。

與林-稻系統(tǒng)相比，水稻生育前期對照系統(tǒng)稻田鎘的輸入、輸出、凈留存量并無明顯差別，但在生育中后期隨著山塘水進(jìn)入稻田，對照系統(tǒng)稻田水輸入、輸出的鎘量明顯較高，水稻收獲時稻草、稻谷輸出的鎘也高于林-稻系統(tǒng)(表5)，說明灌溉水鎘形態(tài)和含量是影響中后期不同系統(tǒng)稻田鎘積累、輸出的關(guān)鍵因子，這也間接印證了前人關(guān)于水稻乳熟期對鎘的吸收能力最強(qiáng)[19]的結(jié)論。對照系統(tǒng)稻田灌溉水源自對照山塘，山塘水中的鎘多由陽離子(如H+、K+)從土壤顆粒表面置換而來，在水中多呈離子態(tài)，進(jìn)入稻田后一方面易被水稻吸收，另一方面也易以水溶態(tài)輸出稻田，加上對照灌溉水鎘含量較高，故對照系統(tǒng)稻田產(chǎn)出的稻草、稻谷含鎘量較高，以稻田水形式輸出的鎘也較多，稻田鎘凈留存少。松-稻系統(tǒng)灌溉水鎘以大分子有機(jī)態(tài)形式進(jìn)入稻田，一方面這種形態(tài)的鎘不易為水稻吸收利用，另一方面有機(jī)大分子隨著田面的干濕交替容易沉淀，因此松-稻系統(tǒng)稻田土壤鎘凈留存較高?；?稻系統(tǒng)灌溉水鎘含量低，但其中大分子有機(jī)態(tài)鎘含量低，小分子有機(jī)態(tài)及離子態(tài)鎘含量相對較高，故而其水稻吸收的鎘含量高于松-稻、低于對照(圖3)，稻田土壤留存的鎘則低于松-稻高于對照。

4 結(jié)論

(1)輸入湘北丘陵林-稻系統(tǒng)的鎘主要來源于季風(fēng)形成的降雨，其中的鎘為東南季風(fēng)攜含鎘污染氣團(tuán)遠(yuǎn)距離異地輸入；

(2)鎘以雨水形式輸入丘陵林-稻系統(tǒng)后，50%以上被林地截留，7%左右累積于山塘，10%左右存留于稻田，其余以稻田水和水稻地上部稻草、谷粒的形式輸出林-稻系統(tǒng)；

(3)丘陵復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)中，加大崗地植被覆蓋度能增強(qiáng)崗地對鎘的固持能力，崗地輸出的大分子有機(jī)物增多則會促進(jìn)稻田對鎘的累積；

(4)在鎘的遷移過程中，山塘能減緩鎘在系統(tǒng)中的遷移強(qiáng)度。

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Cadmium distribution and cycling in forest-rice agroforestry systems in Northern Hunan

CHEN Jianguo1,2,3, YAN Wende1,2,3,*, XIANG Wenhua1,2,3

1CollegeofLifeScienceandTechnology，CentralSouthUniversityofForestryandTechnology，Changsha410004，China2SouthernForestNationalEngineeringLaboratoryforEcologicalApplications,Changsha410004,China3NationalFieldresearchStationforFirEcosysteminHuitong,Huitong418307,China

Cadmium (Cd) and its compounds are highly toxic to living organisms and are an environmental health hazard. Rice plants usually accumulate more Cd than other crops; therefore, serious concerns have been raised about human health risks resulting from food webs through Cd-contaminated rice paddy soils since rice is a staple food source for many Asian countries such as China and India. In hilly regions of southern China, rice plants are often cultivated near forests in a forest-rice agroforestry system, where the forests often occupy the upper parts of the hilly areas and the rice paddy fields are often present in the lower parts and in natural depressions. Although forest-rice agroforestry systems have been a typical agricultural model in southern China for many years, the pattern of Cd distribution and cycling and mechanisms controlling its accumulation and transport are still poorly understood in these systems. In this present study, the distribution and dynamic characteristics of Cd were investigated in two types of forest-rice agroforestry systems and one rice paddy system (without forests, as a control) in Taoling Forest Farm, Human Province, China from late May to early September in 2012. The concentration and fluxes of Cd in rainfall water, runoff water, pond water, and rice paddy-field water were measured. The main objectives of this study were to examine the transport patterns of Cd in different components of hydrological process and to calculate input-output budgets of Cd in the forest-rice systems. The results showed that (1) Cd mainly entered into the forest-rice agroforestry systems through precipitation in the study area, much of which happened during the early stage of the rice growing season. (2) Of the total amount of Cd input into the systems by precipitation, about 53% was retained in forests, 7.5% in ponds, 11.6% in rice paddy fields, and 27.9% was exported from the systems through rice paddy-field water, rice-straw, and rice-grain harvesting. (3) Because of the difference in canopy density of forests between the forest-rice agroforestry systems, the mixed forests-rice-paddy system had the highest capacity to retain Cd, followed by the pine forests-rice-paddy system, and the control site had the lowest capacity. It seemed that the retaining capacity of Cd was positively related to the canopy density of forests. (4) The ponds could mitigate the transportation of Cd within the systems, and upper hilly areas had particularly serious soil erosion. (5) Macromolecular organic matter in pond water enhanced the accumulation of Cd in rice paddy fields. The results from the study indicated that the accumulation of Cd was related to Cd concentration in bulk precipitation in forest-rice agroforestry systems. The canopy density of forests and different forest types affected the distribution, transport, and output of Cd in the forest-rice agroforestry systems in the study regions.

cadmium; forest-rice agroforestry systems; input-output budget; water cycling; southern China

林業(yè)公益性行業(yè)科研專項(xiàng)(201404316)；湖南省高等學(xué)校科學(xué)研究項(xiàng)目(12C0457)

2014- 03- 06;

日期:2015- 04- 20

10.5846/stxb201403060386

*通訊作者Corresponding author.E-mail: csfuywd@hotmail.com

陳建國，閆文德，項(xiàng)文化．湘北丘陵林-稻系統(tǒng)鎘的遷移.生態(tài)學(xué)報,2015,35(22):7543- 7552.

Chen J G, Yan W D, Xiang W H. Cadmium distribution and cycling in forest-rice agroforestry systems in Northern Hunan.Acta Ecologica Sinica,2015,35(22):7543- 7552.