大气中氮氧化物作为光化学污染物，是产生近地层臭氧的前驱体，其含量随着人类活动的加剧而急剧增加，导致近地层大气臭氧浓度升高。全球平均近地层臭氧浓度以每年0.5%~2.0%^[1]的增幅由最初的仅10 nmol·mol^-1增加到了50 nmol·mol^-1，预计在2050年臭氧浓度还将增加20%~25%，在2100年将增加40%~60%^[2-4]。Cd是一种能通过生物富集和生物放大作用危害高等动物的重金属^[5-6]，能直接与酶活性中心结合，改变生物大分子构象，使酶活性丧失^[7]，干扰细胞正常生理代谢^[8]，其对植物也有抑制光合作用^[9]、破坏植物呼吸系统和造成营养代谢紊乱的影响^[10-11]。尽管重金属总量常作为评价土壤重金属污染程度的常用指标，但其有效性主要与其化学形态有关^[12-13]。研究人员对稻田Cd的研究，主要集中在水稻的生理特性、产量和籽粒的Cd含量上，但对臭氧浓度升高条件下水稻-土壤系统中Cd的形态转化研究尚未见报道。我国Cd污染农田面积大、范围广，特别是污灌区污染严重^[14]，威胁粮食安全。研究臭氧浓度升高条件下稻季土壤Cd生物有效性，可以为预测未来气候条件下水稻的食用安全提供参考。

1 材料与方法 1.1 试验设计

本研究设置两个臭氧浓度，分别为正常大气处理和臭氧浓度升高处理，以对应当下和可预测未来大气臭氧浓度。利用OTC-1型开顶式气室（边长1 m、高2 m的正八面体）进行研究，以高纯氧气供氧条件下的臭氧发生器提供臭氧，使臭氧升高处理气室比对照处理臭氧浓度高40 nmol·mol^-1，用美国2B公司Model 205臭氧监测仪实时监测气室中冠层高度臭氧浓度，整个熏气过程真实浓度误差不超过10%，臭氧熏蒸期间浓度变化见图 1。熏气时间自2015年6月21日至2015年10月12日，晴天8：30—17：30熏气，对照（Ambient，用A表示，下同）处理日平均臭氧浓度为41.3 nmol·mol^-1，臭氧浓度升高（Elevated O₃，用E表示，下同）处理日平均浓度为83.2 nmol·mol^-1。

本实验为盆栽实验，利用CdCl₂设置3个Cd浓度处理，分别为无添加、外源5 mg·kg^-1和外源50 mg·kg^-1，每个处理3个重复，以对应正常农田、中度Cd污染和重度Cd污染土壤。实验在扬州大学环境科学与工程学院（北纬32.31°，东经119.41°）进行，所用土壤取自江苏省扬州市小纪镇稻麦轮作农田，总Cd 1.18 mg·kg^-1（实际生产中该农田产品Cd含量并未超标），土壤常规指标：pH（H₂O）6.6，有机碳18.4 g·kg^-1，全N 1.45 g·kg^-1，全P 0.63 g·kg^-1，全K 14.02 g·kg^-1，速效P 10.1 mg·kg^-1，速效K 70.5 mg·kg^-1，容重1.16 g·cm^-3，土壤质地为砂壤（2~0.02 mm砂粒57.8%，0.02~0.002 mm粉粒28.5%，<0.002 mm黏粒13.7%），常规方法测定。施肥按5:2:3的比例分为基肥、蘖肥、穗肥，基肥（按纯N 50 mg·kg^-1，P₂O₅ 40 mg·kg^-1，K₂O 25 mg·kg^-1计）在栽种（淮稻9号）6 d后施入，在分蘖初期追施蘖肥，抽穗初期追施穗肥。

1.2 采样与分析

2015年6月18日进行水稻移栽插秧，活棵3 d后（6月21日）进行熏气，6月24日施基肥，7月4日追施蘖肥，8月25日追施穗肥。分别在分蘖期（7月13日）、拔节期（8月13日）、抽穗期（9月1日）和成熟期（10月13日）采集各处理3盆土壤样品，成熟期采集3盆植株样品（每盆约有20株水稻）。土壤采样分0~5、5~10、10~15 cm 3个深度。

用BCR连续提取法处理土样，分析土壤样品中不同形态Cd浓度^[15]，其生物有效性由弱酸溶解态、可还原态、可氧化态到残渣态逐渐降低，用DTPA提取法提取DTPA有效态Cd浓度^[16]，均用原子吸收分光光度计（Thermo M939QZ/989QZ）测定。

1.3 数据处理

利用Excel 2010对数据进行处理，Origin 8.5绘图，SPSS 19.0进行单因素ANVOA分析，Duncan进行多重比较。

2 结果与分析 2.1 无污染土壤耕层各深度Cd浓度变化

图 2显示，各土层DTPA提取态Cd的含量随生育期进行均呈现先升高后降低的趋势；在分蘖期各深度和拔节期5~10 cm、成熟期10~15 cm，臭氧熏蒸处理（E）含量较对照处理（A）有增大的趋势，但差异不显著。弱酸溶解态Cd含量在拔节期0~5 cm土层臭氧熏蒸处理比对照处理高79.16%。由浅层到深层土壤，各生育期弱酸溶解态Cd含量呈降低的趋势。在拔节期和抽穗期，臭氧熏蒸有增大0~5、10~15 cm土层中可还原态Cd含量的趋势。

图 3显示随着生育期进行，生物有效性最高的弱酸溶解态和最低的残渣态Cd含量所占比例逐渐减小，可还原态Cd含量所占比例先减小后增大，可氧化态Cd含量所占比例增大。就土壤中Cd总量而言，有降低的趋势但差异不显著（数据未列出）。这表明水稻的生长会导致土壤Cd由残渣态向可氧化态转化，有一定的活化作用，臭氧熏蒸加速了这一过程，在拔节期已出现较大程度的变化。

2.2 外源5 mg·kg^-1污染土壤耕层各深度Cd浓度变化

如图 4所示，DTPA提取态Cd含量在拔节期和成熟期0~5 cm土层中差异显著，经臭氧熏蒸后分别增大了17.70%和39.33%，在抽穗期5~10 cm土层中，臭氧熏蒸显著降低了DTPA提取态Cd含量，降幅达14.89%。分蘖期0~5、5~10 cm和10~15 cm各深度及拔节期0~5 cm和10~15 cm深度土层，臭氧熏蒸均增大了弱酸溶解态Cd含量，增幅分别为19.29%、48.67%、16.53%、23.53%和35.42%，在抽穗期0~5、5~10 cm和拔节期5~10 cm土层中，臭氧熏蒸显著降低了弱酸溶解态Cd含量，降幅分别达33.59%、15.76%和14.37%。

图 5显示，弱酸溶解态Cd含量所占比例随生育期进行逐渐减小，拔节期残渣态比例降低而生物活性较高的弱酸溶解态和可还原态比例略有升高，与无污染土壤规律相似；可氧化态Cd所占比例总体升高，也与无污染土壤处理规律相似；但残渣态比例先减小后增大，与无污染土壤处理规律不同，可能是由于Cd总量较大造成的。臭氧熏蒸增大了拔节期残渣态向其他形态的转化，抽穗期却显著促进了残渣态的增多，可能表明臭氧熏蒸加速了土壤Cd在土壤-植株生态系统中的变化进程。

2.3 外源50 mg·kg^-1污染土壤耕层各深度Cd浓度变化

从图 6可以看出，DTPA提取态Cd含量在抽穗期0~5、5~10 cm和10~15 cm各深度土层中，臭氧熏蒸处理分别显著降低了52.11%、38.98%、32.88%，在成熟期0~5、10~15 cm和拔节期5~10 cm土层中，臭氧熏蒸处理分别增加了12.34%、7.23%和16.98%。弱酸溶解态Cd含量在抽穗期0~5、5~10 cm和成熟期5~10 cm土层中，臭氧熏蒸处理分别降低了25.11%、28.78%和6.45%，在0~5 cm土层的分蘖期、5~10 cm的拔节期和10~15 cm的分蘖、拔节、成熟期，臭氧熏蒸处理分别增大了15.92%、18.12%、32.03%、6.84%和13.58%。

图 7显示，随着生育期进行，弱酸溶解态Cd含量所占比例呈现先增大后减小的总体减小趋势；可氧化态比例呈波动增大的趋势，但其比例一直较小；残渣态比例基本不变，仅在抽穗期臭氧熏蒸增大了其比例，与低污染土壤处理规律相似。

2.4 耕层土壤有效态Cd含量变化

通过计算0~5、5~10、10~15 cm土层Cd平均含量得出的整个耕层土壤（0~15 cm）Cd含量列于表 1。无论是否外源添加Cd，臭氧熏蒸处理在大多数采样时间均有增加耕层土壤BCR弱酸溶解态Cd含量的趋势，在外加Cd 5 mg·kg^-1的分蘖期差异显著，增幅达27.56%，且仅在该处理的拔节期有降低弱酸溶解态Cd含量的趋势，但差异不显著；从整个生育期来看，臭氧熏蒸有增加各初始Cd含量土壤弱酸溶解态Cd含量的趋势，但差异均不显著。DTPA提取态Cd含量在整个耕层差异不显著，但低污染和高污染的趋势不同，且臭氧熏蒸显著降低了高污染土壤处理在拔节期DTPA提取态Cd的含量，降幅达42.11%，而在无污染土壤处理中，臭氧熏蒸显著增加分蘖期DTPA提取态Cd含量48.45%。

2.5 成熟期植株生物量和Cd含量变化

表 2显示，在各土壤处理中，臭氧熏蒸对水稻各器官生物量均有降低趋势，显著降低了无污染土壤处理水稻籽粒的生物量，降幅为2.92%。在无污染土壤处理中，臭氧熏蒸有增加秸秆Cd含量的趋势，但差异不显著，在高污染土壤处理中，臭氧熏蒸对水稻各器官Cd含量均有增加的影响趋势，其中秸秆中显著增加了66.32%。在低污染时，臭氧熏蒸有增加籽粒Cd含量的趋势。从显著性分析结果看，不同Cd添加量对植株生物量的影响更加显著，臭氧仅对秸秆生物量有显著影响；Cd处理对非食用部分的Cd含量有显著影响，臭氧处理则对根和籽粒部分影响显著；两因素互作主要对生物量影响显著，对器官中Cd含量影响未达到显著水平。

3 讨论

OTC-1型开顶式气室作为一种常见的研究大气环境变化的方法，具有较好的稳定性和均一性^[17-18]。DTPA浸提法是一种常见的土壤微量元素浸提方法，对元素的生物有效性有一定的指示能力^[19-20]。BCR连续提取法是一种土壤金属元素的分级提取方法，在一定程度上可以反映生物有效性^[21-22]。研究发现，生长于不同初始Cd含量土壤的植株，臭氧熏蒸均降低了不同部位的生物量。这与其他研究一致^[23-24]，其中无污染处理籽粒生物量显著降低了2.92%，而在污染土壤上差异不显著。这可能是由于臭氧与Cd胁迫同时存在时，Cd对水稻影响力更大，Cd也能诱导植物的自由基过氧化损伤，加剧植物体内膜脂过氧化作用^[25]。土壤无污染和高污染情况下，水稻各器官Cd含量为根部>茎叶部>籽粒，与龙思斯等^[26]的研究结果一致；低污染情况下，Cd含量则为根部>籽粒>茎叶部，可能是因为土壤Cd含量在一定的范围时，籽粒中容易富集较多的Cd。实验发现，Cd污染处理籽粒中Cd含量均显著高于对照处理，但50 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1处理差异不显著。有研究指出，水稻体内Cd进入籽粒与同化物的积累是同步的^[27]，在一定范围内土壤Cd污染会让籽粒富集Cd，但过高的Cd污染并不会进一步增加籽粒Cd浓度，它可能会随着同化物累积量的饱和而不再增加。本实验还发现臭氧熏蒸有增加籽粒Cd含量的趋势，表明臭氧熏蒸条件下，水稻更易累积Cd，且食用部分具有一定风险。

臭氧熏蒸有增加土壤中Cd生物有效性的趋势，无论初始Cd含量高低，臭氧熏蒸在各时期以至整个生育期均增加了土壤弱酸溶解态Cd的含量，DTPA提取态Cd含量仅在高污染处理土壤中存在降低的现象，整体仍呈现增大的趋势。由于pH是影响重金属形态的重要因素，pH越低残渣态重金属就越易转化为生物有效性高的形态^[28-29]，臭氧熏蒸有降低土壤pH的趋势，在成熟期，臭氧熏蒸土壤pH按Cd初始浓度由低到高分别为6.06、5.94和5.92，对照土壤pH对应为6.11、6.03和5.96，差异均不显著。

各土壤处理实验结果均表明，在水稻生长初期，可氧化态Cd均低于成熟期，与先前麦季实验（另文发表）有相同的规律，其可能的原因是麦季之后土壤的“休养”，使土壤中的有机酸及其他配体减少，而Cd与有机配体形成配合物、与铁锰氧化物结合的能力较差^[30]。拔节期弱酸溶解态Cd所占比例均有增加，可氧化态比例增加，残渣态比例减小，且臭氧熏蒸处理变化更大，可能是因为水稻生长分泌了有机酸等，降低pH的同时使土壤酶活性得到提高^[31]，降低土壤氧化还原状况，进而促使残渣态向其他形态转化，最终导致土壤Cd的活化。抽穗期结果表明，臭氧熏蒸降低了污染土壤中弱酸溶解态Cd的比例，在无污染土壤中却有相反现象，可还原态比例均增大。到成熟期，弱酸溶解态比例均增大（无污染土壤处理增幅较小），仅无污染土壤中的可还原态比例被减小。其可能原因是：水稻在抽穗期由营养生长转为生殖生长^[32]，此时土壤可还原态Cd比例增加，臭氧熏蒸和Cd的污染可能加速了水稻物质分配的进程，而该进程的加快又导致污染土壤中Cd的活化，故污染土壤更早表现出可还原态Cd比例的增加，导致在产量形成的重要阶段（成熟期），臭氧熏蒸增加了污染土壤中Cd的生物有效性，从而加大了水稻植株Cd含量过高的风险。

4 结论

（1）臭氧熏蒸降低了无污染土壤处理中水稻的产量，Cd污染也有降低水稻产量的趋势，两者具有一定的协同作用。

（2）水稻生长能活化土壤中的残渣态Cd，可还原态和可氧化态Cd含量均有增大的趋势，臭氧浓度升高会强化这一过程。

（3）水稻籽粒易富集Cd，臭氧熏蒸有加剧富集的趋势，污染情况下这种富集更为严重。