不同鈍化劑組合對水稻各部位吸收積累Cd及產量的影響*

韋小了 牟 力 付天嶺 李相楹 何騰兵，? 何 季 滕 浪

（1 貴州大學農學院，貴陽 550025）（2 貴州大學生命科學學院，貴陽 550025）（3 貴州大學新農村發展研究院，貴陽 550025）（4 貴州省山地畜禽養殖污染控制與資源化技術工程實驗室，貴陽 550025）

鎘（Cd）是一種有毒的重金屬且容易被作物根系吸收和轉運到植物體中，導致許多作物的可食用部分受到Cd污染［1］。水稻（Oryza sativa）是中國最主要的糧食作物，并且很容易從土壤中吸收Cd并將其儲存在稻谷中，成為食用大米的人群攝入Cd的主要來源［2-3］。近年來隨著中國農田土壤重金屬污染加劇，“鎘米”問題逐漸凸顯［4］。在修復Cd污染的土壤上，通過各種手段控制稻米中Cd的積累以及篩選低積累Cd的水稻品種，實施管理策略以降低Cd濃度，已進行了較多研究［5-7］。原位鈍化技術是國內外普遍使用的土壤重金屬污染治理方法之一，常用的鈍化劑種類包括無機、有機以及無機-有機組合的鈍化劑，無機鈍化劑主要包括石灰、碳酸鈣、粉煤灰、磷酸鹽、膨潤土以及無機硅肥等；有機鈍化劑主要包括農家肥、草炭、作物秸稈等有機肥料；無機-有機混合鈍化劑主要包括污泥、堆肥等［8-9］。將多種鈍化劑混合或組配來修復重金屬污染土壤的相關研究已有不少。譬如，幾種有機殘留物(動物糞便、生物固體等)已被廣泛用于修復土壤重金屬污染［10-11］；不同無機材料混配復合改性后施入土壤，能夠有效減少土壤重金屬在植物中的積累［12-13］；與海泡石和生物炭作對比，新型交聯改性甲殼素的添加可有效降低大田水稻各部位Cd含量、顯著提高土壤pH和增加水稻產量［14］；研究發現施用鈍化劑不僅可顯著提高土壤pH，降低土壤有效態Cd含量和水稻各部位Cd含量，還能增加水稻產量［15］。但迄今關于Cd污染土壤中無機和有機材料在不同混合模式下鈍化劑組合固定化效率的研究較少［16］。為了驗證有機和無機材料鈍化劑在不同混合模式下降低土壤Cd有效性的效果，本試驗選擇稻米Cd超標的水稻土開展盆栽試驗研究無機和有機材料組合對水稻各部位吸收累積Cd及產量的影響，分析不同鈍化劑組合對減少水稻各部位Cd含量和提高產量的可行性，以期篩選出有效的無機和有機材料的Cd鈍化劑組合，為貴州山區稻田Cd污染土壤改良及安全利用提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤來源于貴州省遵義市播州區鴨溪鎮內（106°36′25″E，27°34′47″N），為由砂頁巖風化物發育而成的黃壤經水耕熟化形成的潴育型水稻土，存在稻米鎘超標的土壤污染風險（GB15618-2018）［17］，土壤肥力高。將土壤運回盆栽場進行自然風干，剔出根系和碎石等，過2 cm篩混勻，用于盆栽試驗。取1 kg土壤樣品備用。其基本理化性質見表1。

表1 供試土壤基本理化性質Table 1 Physical and chemical properties of the tested soil

供試水稻品種：宜香優725。該品種是綿陽市農科所利用宜香1A與自選恢復系綿恢725組配而成，秈型雜交水稻。株高106.2 cm，穗長24.8 cm，實粒數130.3粒，結實率78.2%。

供試商品鈍化劑及來源：雞糞（貴州省鎮遠縣黔發復合肥廠，雞糞以干重計算）、生石灰（鎮遠縣龍朝杰石灰廠）、鈍化劑1（深圳百樂寶公司）、鈍化劑2（廣東大眾農科公司）、鈍化劑3（湖南美鑫隆生態環?？萍加邢薰荆┖外g化劑4（湖南測智科技有限公司），詳見表2。

1.2 試驗設計

盆栽試驗于2017年5—10月在貴州大學農學院盆栽場進行，設置1個空白對照和15種不同鈍化劑組合，分別為空白（CK）、生石灰（L）、雞糞（M）、鈍化劑1（D1）、鈍化劑2（D2）、鈍化劑3（D 3）、鈍化劑4（D 4）、生石灰+雞糞（L+M）、生石灰+鈍化劑1（L+D 1）、生石灰+鈍化劑2（L+D 2）、生石灰+鈍化劑3（L+D 3）、生石灰+鈍化劑4（L+D 4）、生石灰+鈍化劑1+雞糞（L+D 1+M）、生石灰+鈍化劑2+雞糞（L+D 2+M）、生石灰+鈍化劑3+雞糞（L+D 3+M）、生石灰+鈍化劑4+雞糞（L+D4+M），每個組合設置3個重復，鈍化劑施用量見表3。

表2 鈍化劑基本信息Table 2 Basic information of the passivators

表3 盆栽試驗設計方案Table 3 Design of the pot experiment

前期準備與材料施用：2017年5月23日，將風干土壤過2 cm篩，反復攪拌混勻。采用直徑20 cm、高22 cm白色塑料盆承裝土壤，每盆裝土5 000 g，共48盆。并按試驗設計要求基施雞糞和鈍化劑，化肥分2次施用，尿素1 g、過磷酸鈣0.74 g、氯化鉀0.93 g作基肥，插秧前與土壤混施，放置7 d；在水稻孕穗初期每盆施用尿素1 g。采用農業部推薦的“VIP+N”技術方案，生石灰在水稻分蘗末期（移栽后約一個月），按表3的用量一次性撒施。

水稻移栽與水分管理：2017年5月31日，將水稻移栽于塑料盆中，每盆2株水稻，生育期間保持淹水狀態，水層3～4 cm。

1.3 樣品采集與保存

土壤樣品：水稻收獲后，將每盆土壤樣品倒在白色塑料薄膜上，充分混合后用四分法取舍，保留1 kg土壤裝入布袋并標記，共48個，將土壤樣品攤放在潔凈牛皮紙上，清除根系等，在陰涼處自然風干。將試驗后的土樣研磨，分別過2 mm、0.25 mm和0.149 mm尼龍篩，密封4℃保存、備用。

水稻樣品：水稻成熟時，利用不銹鋼剪刀對水稻進行收割，將每盆中水稻全部采集混合，并記錄水稻有效穗和無效穗數量，然后將每盆水稻樣品全部連根拔起，用超純水反復沖洗干凈，裝入尼龍網袋中并標記，共48個。105℃殺青2 h后在70℃烘干，然后將籽粒去殼，分為根系、秸稈、稻殼和糙米。根系和秸稈樣品用不銹鋼植物粉碎機粉碎，稻殼和糙米樣品用瑪瑙研缽磨成粉末狀，過0.425mm尼龍篩并分別裝入密封袋4℃保存。

盆栽水稻稻谷產量（g·盆-1）：烘干后進行考種，測定產量。

1.4 測定方法

土壤Cd全量采用高壓密閉消解法，采用標準物質［GBW07429］進行質控，標樣中Cd含量的平均回收率為96.8%，符合元素分析質量控制要求。土壤中Cd可交換態采用改進的BCR第一步提取法提取，稱取1.000 g樣品于100 mL聚丙烯離心管中，加入0.11 mol·L-1冰醋酸（HAc）提取液40 mL，室溫下振蕩16 h（25℃，250 r·min-1，保證管內混合物處于懸浮狀態），然后，離心分離（4 000 r·min-1，20 min），傾出上層清液于50 mL聚乙烯離心管中，保存于4 ℃冰箱中待測。兩者均用電感耦合等離子體光譜儀（ICP-OES）測定，平行誤差控制在5%以內。用HNO3-H2O2消解-電感耦合等離子體光譜儀測定測水稻各部位中重金屬Cd含量。采用大米植物國家參比物質［GBW10010(GSB-1)］進行質控，標樣中Cd含量的平均回收率為95.1 %，符合元素分析質量控制要求。同時全程做空白實驗。土壤pH用電位法測定（水土比為2.5∶1），陽離子交換量用乙酸銨-EDTA交換法測定，有機質含量用重鉻酸鉀-硫酸消化法測定［18］。

1.5 數據處理

生物富集系數（Bioconcentration Factor，BCF）是水稻根系中Cd含量與土壤中Cd含量的比值。通過生物富集系數來研究Cd在水稻各部位中的累積，用于評估水稻從土壤中富集Cd能力。

式中，CA為各部位中Cd含量，C土為土壤中Cd含量。

統計分析采用SPSS 21.0和Microsoft Excel 2010，并進行不同處理間的顯著性(P＜0.05)檢驗。

2 結 果

2.1 不同鈍化劑組合對水稻土可交換態Cd、總Cd及理化性質的影響

從表4可知，施用鈍化劑影響土壤pH、CEC、有機質、可交換態Cd和總Cd含量。施用15種鈍化劑組合使土壤pH上升0.25～1.04，除M組合外，其他組合對土壤pH與CK處理之間均存在顯著差異。其中，M組合土壤pH最低，為6.84，L+D4+M組合土壤pH最高，達到7.63。施用15種鈍化劑組合使土壤中CEC上升2.65%～50.96%，除L、M、D1、D2、D3、L+D2組合外，其他組合對土壤CEC與CK處理之間均存在顯著差異。其中，M組合土壤中CEC最低，為13.94 cmol·kg-1，L+D2+M組合土壤中CEC最高，達到了20.50 cmol·kg-1；施用15種鈍化劑組合使土壤有機質上升0.22%～17.20%，但各處理間差異不顯著。其中，L+D4組合土壤中有機質含量最低，為60.31 g·kg-1，L+D3+M組合土壤有機質含量最高，達到70.53 g·kg-1；施用15種鈍化劑組合使土壤可交換態Cd含量降低5.21%～20.56%，L、L+M、L+D3、L+D4及三元組合處理均能顯著降低土壤可交換態Cd含量，其中M組合使可交換態Cd含量最高達0.710 mg·kg-1，L+D4+M組合可交換態Cd的含量最低，僅0.595 mg·kg-1。L+D1+M組合顯著增加土壤Cd全量，而其他鈍化組合對土壤Cd全量無顯著影響。

2.2 不同鈍化劑組合對水稻各部位Cd含量的影響

從表5可知，施用鈍化劑能有效降低水稻各部位Cd含量。15種鈍化劑組合使水稻根系、秸稈、稻殼和糙米中Cd含量分別降低6.66%～45.58%、1 2.8 8%～4 9.7 6%、2 7.1 5%～5 9.7 9%和12.85%～68.62%。在水稻根系、秸稈、糙米中，

除M組合外，其他組合Cd含量與CK之間的差異均達到顯著水平，水稻根系中，15種鈍化劑組合Cd含量最大和最小分別是M和L+D3，為3.221和1.878 mg·kg-1；在水稻秸稈中，15種鈍化劑組合Cd含量最大和最小分別是M和L+D4+M，為0.541和0.312 mg·kg-1；在水稻稻殼中，15種鈍化劑組Cd含量與CK之間均達到了顯著水平，其含量最大和最小的分別是M和L+D4+M，為0.424和0.234 mg·kg-1；在水稻糙米中，15種鈍化劑組合施用降低糙米Cd含量效果大多表現為三元＞二元＞一元，其含量最大的是M，為0.461 mg·kg-1，含量最小的是L+D2+M，為0.166 mg·kg-1。其中L+D1+M、L+D2+M、L+D3+M和L+D4+M組合糙米中Cd含量分別為0.187、0.166、0.195和0.171 mg·kg-1，均低于0.2 mg·kg-1，符合國家食品污染物限量標準（GB 2762-2017)［19］。

表4 不同鈍化劑組合對水稻土可交換態Cd、總Cd及理化性質的影響Table 4 Effects of the passivators on exchangeable Cd, total Cd and basic properties of the tested paddy soil relative to combination

表5 不同鈍化劑組合對盆栽水稻各部位Cd含量的影響Table 5 Effects of the passivators on Cd content in different parts of rice relative to combination/(mg·kg-1)

2.3 不同鈍化劑組合對水稻各部位Cd富集能力的

影響

C d 進入水稻體內最重要的途徑是通過根系吸收，生物富集系數可用來評價水稻根系對Cd吸收累積力。從表6可知，施用鈍化劑能有效降低水稻各部位Cd富集系數。施用15種鈍化劑組合的水稻根、秸稈、稻殼和糙米富集系數范圍分別為1.01～1.67、0.16～0.28、0.12～0.22和0.0 9 ～0.2 4，根、秸稈、稻殼和糙米富集系數分別降低7.73%～44.20%、12.50%～50.00%、26.67%～60.00%和14.29%～67.86%，除L和M外，其他不同鈍化劑組合均顯著降低水稻對各部位對Cd的富集能力，其中L+D3組合對水稻根富集能力最??；L+D4+M組合對水稻秸稈和稻殼中的富集能力最??；而L+D1+M、L+D2+M和L+D4+M組合對水稻糙米的富集能力均最小。水稻不同部位對Cd的富集能力如表6，除M和L+D3組合BCF根＞B C F秸稈＞B C F糙米＞B C F稻殼外，其他組合B C F根＞BCF秸稈＞BCF稻殼＞BCF糙米，說明由土壤進入植株中的Cd主要在根部富集。

2.4 不同鈍化劑組合對稻谷產量的影響

從圖1可知，施用鈍化劑能有效增加稻谷產量。與CK（26.23 g·盆-1）對比，施用15種鈍化劑組合使稻谷產量增加20.59%～62.14%，且與CK之間的差異均達顯著性水平，其中L+D1+M組合稻谷產量最高（42.53 g·盆-1），稻谷產量增加62.14%；L+D4+M次之（40.67 g·盆-1），稻谷產量增加55.05%；最低為L（31.63 g·盆-1），稻谷產量僅增加20.59%。D1、L+D1和L+D1+M在一元、二元和三元組合處理中稻谷產量較同類型組合均高，說明施用鈍化劑1對稻谷增產作用較大。

表6 不同鈍化劑組合對盆栽水稻各部位Cd富集系數的影響Table 6 Effects of the passivators on bioconcentration factor of Cd in different parts of rice relative to combination

圖1 不同鈍化劑組合對盆栽水稻稻谷產量的影響Fig. 1 Effects of the passivators on grain of rice in the pot experiment relative to combination

2.5 土壤中可交換態Cd、pH與水稻各部位Cd含量的相關性

為進一步探討土壤可換態Cd與土壤pH、水稻各部位中Cd含量的關系，分別進行相關性分析。結果表明，土壤可交換態Cd與水稻各部位Cd含量呈正相關關系（表7），土壤可交換態Cd含量與根系Cd、秸稈Cd、稻殼Cd含量之間相關性均達到極顯著（P＜0.01），土壤可交換態Cd含量與糙米Cd含量之間相關性為顯著（P＜0.05）。土壤pH與土壤可交換態Cd、糙米、稻殼、秸稈、根系中Cd含量與呈極顯著（P＜0.01）負相關關系（表7）。這表明，土壤pH的提高能抑制土壤中可交換態Cd向植物體遷移轉運，較好地降低土壤Cd的生物有效性，就水稻各部位Cd含量而言，土壤pH值的提高能抑制土壤可交換態Cd向水稻中遷移轉運，即pH的提高有助于降低水稻各部位Cd含量。

3 討 論

3.1 施用鈍化劑降低土壤可交換態Cd及水稻各部位Cd含量的機理

施用15種鈍化劑組合不僅能提高土壤pH，而且降低土壤可交換態Cd含量，不同幅度降低水稻根、秸稈、稻殼、糙米Cd含量。其機理可能是：（1）添加堿性鈍化劑提高了土壤pH，本試驗鈍化劑組合主要是生石灰、雞糞、MgO、Fe(OH)2等，均為堿性物質，研究表明土壤pH影響土壤中重金屬有效態和植物吸收的最主要的原因［20］。pH的升高能降低土壤中Cd的有效態在于土壤中帶負電荷的顆粒物表面可以吸附固定Cd，這些顆粒物中的羧基基團和鐵的氧化物均可以吸附Cd，從而減小Cd在土壤中的有效性和遷移性，降低植物對Cd的吸收累積，其中L+D4+M組合能最大幅度提高土壤pH值1.04個單位，并且最有效降低了土壤中可交換態Cd，這與劉維濤和周啟星［21］施用石灰+雞糞+過磷酸鈣處理效果相似。本研究中施用的鈍化劑均使土壤pH升高，尤其是三元組合鈍化劑的施用，其中L+D4+M組合能使土壤pH提高至7.63。但有研究表明隨著土壤pH升高，水稻各部位Cd含量均降低，但水稻植株和產量受土壤酸堿度的影響，堿性土壤的影響大于酸性土壤［22］，水稻株高、每穗實粒數、千粒重、結實率、單株產量隨著土壤pH的升高呈先增后減的趨勢，在pH為6.0時達到最大值［23］，如果長期施用該鈍化劑可能會因土壤pH繼續升高而導致水稻產量下降等問題。（2）本研究中雞糞含有一定量的有機質，有機質離解后產生的配體與土壤膠體的表面活性位點相結合，形成更多的重金屬離子交換中心，從而增強土壤對重金屬離子的吸附能力，增大土壤中有機結合態Cd含量［24］，此外雞糞在土壤中分解腐爛形成腐殖酸，腐殖酸中的羧基、羥基、酚羥基、羰基等具有絡合或螯合鎘的作用［21］；同時曹仁林等［25］的研究表明施用鈣鎂磷肥后，土壤交換態Cd的分配系數降低，而碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態Cd的分配系數提高，本研究中施用的鈍化劑中含有鈣鎂磷和雞糞肥等，可能與其作用相似，在施用石灰造成堿性的條件下，鈣鎂磷肥和雞糞多重作用下更利于土壤中Cd向遲效或無效態轉化。本研究中施用雞糞的鈍化劑組合整體上均使土壤總Cd含量有所上升的原因是雞糞中Cd的含量大于其他鈍化劑Cd的含量，雞糞施入土壤中后因螯合等作用使Cd轉化為無效態積累在土壤中，是總Cd稍微有所增加的原因；而單施雞糞較施用雞糞組合降Cd效果差的原因是單施雞糞的處理使土壤pH降低，且鈣鎂磷素的作用弱，導致單施雞糞較雞糞組合的土壤可交換態含量較高，引起Cd有效性和的遷移性增強［21,25］，如果長期施用此鈍化劑可能會引起土壤C d 超標等負面影響。（3）增加土壤對C d 的吸附。施用雞糞、C a O、M g O、Fe(OH)2等堿性物質能促使Cd2+水解為Cd(OH)+(Cd2++H2O→Cd(OH)++H+)，而Cd(OH)+離子在土壤吸附點位上的親和力明顯高于Cd2+［21］。（4）離子的拮抗作用。本研究中施用的鈍化劑含有鈣和一定量的硅、鐵，這些元素離子可能在一定程度上抑制了植物對Cd2+的吸收。已有研究表明，Ca對減輕Cd毒害有直接作用，根部供Ca可明顯降低玉米鎘含量；Ca緩解Cd毒害還與Ca和Cd競爭植物根系上的吸收位點［26］、阻止Cd向地上部運輸有關［27］。周建華等［28］研究表明，硅可以降低植株對Cd的吸收，鐵抑制Cd吸收的實驗結果也已在水稻上得到證實［29］。水稻各部位Cd富集能力為：M和L+D3組合對水稻Cd富集能力為BCF根＞BCF秸稈＞BCF糙米＞BCF稻殼，其他鈍化劑組合為BCF根＞BCF秸稈＞BCF糙米＞BCF稻殼。水稻各部位的Cd富集系數大小的排序說明了根是水稻各部位中最容易積累Cd的部位，但只有極少部分Cd轉運到水稻地上部分。Nocito等［30］研究表明根對進入植物體中的Cd富集能力在49%～79%之間，潛在移動的Cd離子約為總Cd的24%。但本研究中M和L+D3與其他鈍化劑組合處理水稻各部位Cd富集能力稍有不同，可能是受蒸騰作用不同影響植物對Cd的吸收轉運［31］，具體原因有待進一步研究。

表7 土壤中可交換態Cd、pH與水稻各部位Cd含量的相關系數Table 7 Correlations of Cd content in various parts of rice with content of between exchangeable Cd and pH in soil

3.2 施用鈍化劑改善水稻土理化性質及增加稻谷產量的機理

研究結果表明施用15種鈍化劑組合均能顯著增加稻谷產量。一方面是鈍化劑中含有的K、Si、Mg、Fe、Ca、S等營養元素經過一定平衡反應后釋放到土壤溶液中，可對作物的生長起到促進作用［32］。另一方面是，添加雞糞為土壤帶來大量的有機質能夠提高土壤酶活性，增加土壤氮素和碳素以及土壤微生物的生長底物。其次，添加雞糞間接地向土壤中添加了外援微生物，增加了土壤中微生物的種類及數量，并且本研究中添加其他鈍化劑中含有的CaO可以改善土壤pH，增加N、K、P等營養元素，提高CEC和有機質含量，使土壤肥力得到改善，從而間接達到增產的作用［33］。Zhou等［13］研究也表明，組配改良劑石灰石＋海泡石、羥基磷灰石＋沸石均能顯著降低Cd復合污染土壤中重金屬的生物有效性，同時謝運河等［15］研究發現施用鈍化劑不僅可以顯著提高土壤pH，降低土壤有效態Cd含量和水稻各部位Cd含量，而且可以增加水稻產量。

本研究中，土壤pH與可交換態Cd含量、水稻各部位Cd含量具有顯著相關關系（表7），這與朱奇宏等［34］的研究結果一致。表明土壤pH的提高能抑制土壤中可交換態Cd向植物中遷移轉運，較好地降低了土壤Cd的生物有效性，進而有助于降低水稻各部位Cd含量。且辜嬌峰等［35］通過向土壤中添加復合改良劑HZB發現，改良劑的施用阻隔了Cd進入水稻木質部，使其主要富集在水稻根表鐵膜中，從而使得水稻秸稈、稻殼和糙米中Cd的含量下降。國家食品污染物限量標準（GB 2762-2017)［19］糙米中Cd含量要求低于0.2 mg·kg-1，在本試驗中，不同鈍化劑組合土壤中，糙米中Cd含量范圍介于0.166～0.461 mg·kg-1，其中，L+D1+M、L+D2+M、L+D3+M和L+D4+M處理糙米中Cd含量分別為0.187、0.166、0.195和0.171 mg·kg-1，均低于0.2 mg·kg-1。比較本研究結果15種鈍化劑組合降低糙米Cd效果大多表現為三元＞二元＞一元，即投入物質質量也為三元＞二元＞一元，如果將一元、二元組合的用量增加到三元組合，是否還具有相同效果，即不同鈍化劑組合的最佳施用量及修復效果有待進一步研究驗證。

4 結 論

施用1 5 種鈍化劑組合使土壤p H 上升0.25～1.04，土壤CEC上升2.65%～50.96%，土壤有機質提高0.22%～17.20%，土壤可交換態Cd下降5.21%～20.56%，水稻BCF根、BCF秸稈、B C F稻殼和B C F糙米分別降低7.7 3%～4 4.2 0%、1 2.5 0%～5 0.0 0%、2 6.6 7%～6 0.0 0%和14.29%～67.86%，水稻稻谷增產20.59%～62.14%，水稻根系、秸稈、稻殼和糙米中C d 含量分別下降6.66%～45.58%、12.88%～49.76%、27.15%～59.79%和12.85%～68.62%，土壤pH、土壤可交換態C d 含量與水稻各部位中C d 含量存在相關關系，較好地反映土壤C d 的生物有效性。施用三元組合鈍化劑均使糙米C d 含量低于0.2 mg·kg-1，符合國家食品污染物限量標準（GB 2762-2017)，即三元組合鈍化劑對水稻各部位C d 在土壤-水稻系統的累積具有較好的阻控作用，且其增產作用又明顯，能夠較好地保障實現水稻安全生產，具有一定推廣應用價值。