土壤改良剂对Cd污染石灰性稻田土壤Cd形态与水稻Cd积累的影响

吴多基，吴建富*，黄振侠，刘宇新，熊江花

（1.江西农业大学 国土资源与环境学院，江西 南昌 330045；2.江西省农业生态与资源保护站，江西 南昌 330006）

【研究意义】近年来，稻田土壤Cd污染导致稻米Cd含量超标的问题已引起了世界各国以及社会各界的广泛关注[1]，并成为众多学者探讨的焦点。随着人类经济以及工业化的快速发展，稻田土壤Cd污染问题日益严重，但是农业现代化进程的加快所起的助推作用也不容忽视。我国南方作为稻米的主产区，却有相当比例的稻谷Cd 含量超过了中国食品限量标准（0.2 mg/kg）[2]。与大多数其他有毒金属元素相比，Cd 很容易在水稻的可食部分中积累，并且通过食物链到达人体组织，引起严重的健康问题[3]。为了更好地践行国家粮食安全生产战略，加快推进Cd污染农田治理已迫在眉睫，而去除土壤中的Cd或者改变Cd的移动性是实现这一目标的重要前提，对于降低Cd 进入水稻体内至关重要。【前人研究进展】越来越多的学者开始围绕修复土壤Cd污染问题展开探究，目前已经开发了通过物理、化学、生物等治理手段对Cd污染土壤进行修复，考虑到修复效果和经济成本，土壤改良剂钝化修复已经成为普遍使用的有效技术手段[4-5]。研究发现碳酸钙等含钙高的碱性物质可以增加土壤的pH 值，促进金属水解反应和/或共沉淀，从而导致重金属的固定化。牡蛎壳由于成本低、易获取且吸附剂丰富等优点而受到广泛关注。其主要成分是CaCO3，可以作为一种增效石灰材料，不少学者将牡蛎壳粉用作Cd污染土壤的改良，曾涛等[6]研究结果表明添加牡蛎壳粉能显著增加水稻根际土壤pH 值1～2 个单位，显著降低抽穗期和成熟期根际土壤DTPA 提取态Cd 含量，从而显著降低糙米Cd 含量。茹淑华等[7]通过盆栽试验发现碱性钝化剂可降低轻中度Cd 污染碱性农田土壤Cd 的有效性，并改善土壤养分状况，从而达到农产品安全生产的目的。微生物菌剂在改良土壤、保护农业生态环境方面具有积极意义，有研究表明微生物代谢产物及其代谢活动产生的能量可用于Cd 的氧化还原或沉淀过程，通过微生物固定化和Cd 配合物的生物转化限制Cd 的迁移性和生物有效性[8]。张淼等[9]研究发现，微生物菌剂对水稻植株以及糙米中Cd含量的抑制效果最佳。【本研究切入点】目前已报道的研究大多数是针对南方酸性Cd 污染稻田的修复效果，对于石灰性稻田Cd 污染修复研究报道较少[10-11]，而南方Cd 污染稻田地域跨度广，土壤性质差异大，为探索土壤改良剂在南方Cd污染的石灰性稻田仍具有修复效果。【拟解决的关键问题】本研究拟以受Cd污染的石灰性水稻土为研究对象，通过大田原位修复试验，探究施用土壤调理剂、炭基微生物菌剂和复合微生物肥+RBM微生物液体菌剂对Cd污染石灰性稻田土壤化学性质、Cd形态含量变化以及水稻各部位Cd富集与转移的影响，以期为Cd污染的石灰性稻田土壤修复提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

大田原位修复试验区位于江西省宜春市袁州区三阳镇下门村（27°55′16″N，114°22′32″E），属中亚热带季风气候区，气候温和湿润，无霜期长，年平均气温18.1 ℃，年平均降水量1 624.9 mm。供试土壤类型为石灰性水稻土，土壤基本化学性质：pH 7.66，土壤有机碳含量49.8 g/kg，CEC 20.3 cmol/kg，碱解氮169.66 mg/kg，有效磷21.91 mg/kg，速效钾58.86 mg/kg，总Cd含量1.17 mg/kg。

1.2 供试材料

（1）土壤调理剂，其主要成分与含量分别为CaCO384.2%，pH 9.78，总Cd 0.13 mg/kg，以牡蛎壳为主原料，如图1 所示，土壤调理剂的傅里叶转换红外光谱（fourier transform infrared spectroscopy，FTIR）分析结果显示，存在醇和酚、胺、酰胺、酯等官能团的伸缩振动，由此可以说明该土壤调理剂具有较多的活性含氧官能团，具有较高的活性。

图1 土壤调理剂和炭基微生物菌剂的红外光谱分析Fig.1 FTIR analysis of soil conditioner and biochar-based microbial agent

（2）炭基微生物菌剂（粉状），其主要成分与含量分别为有效活菌约2×108CFU/g，总Cd 0.16 mg/kg，如图1所示，炭基微生物菌剂的FTIR分析结果显示，存在羧酸、醇和酚、胺、酰胺等官能团的伸缩振动，由此可以说明该炭基微生物菌剂具有较多的活性含氧官能团，具有较高的活性。

（3）复合微生物肥，其主要成分与含量分别为纯N 15.5%、P2O56.3%、K2O 9.2%，有机质20.5%，有效活菌数约为2×107CFU/g，总Cd 0.11 mg/kg。

（4）RBM微生物液体菌剂，其主要成分与含量为有效活菌数约2×108CFU/g，未检测出Cd含量。

以上4种供试材料均由江西瑞博特生物科技有限公司提供。

（5）NPK化肥：购自附近农资店，氮肥用尿素，含纯N 46%；钾肥用氯化钾，含K2O 60%；磷肥用钙镁磷肥，含P2O512%，总Cd 0.11 mg/kg。

1.3 试验设计

设5 个处理（表1），除CK 对照处理之外，其他处理氮磷钾养分施用量均保持一致。常规施肥处理，施纯N 165 kg/hm2、P2O582.5 kg/hm2、K2O 165 kg/hm2，氮肥按基肥、分蘖肥与穗肥质量比4∶2∶4 施用，钾肥按基肥、分蘖肥与穗肥质量比5∶2∶3施用。土壤调理剂、炭基微生物菌剂、磷肥和微生物液体菌剂均做基肥一次性施用。施用复合微生物肥的处理，基肥施450 kg/hm2，分蘖肥追施300 kg/hm2，氮磷钾养分不足部分用化肥补充。试验小区面积24 m2（4 m×6 m），重复3次，随机区组排列，单排单灌。小区间做土埂并用塑料包裹，防止串水串肥。供试水稻品种为野香优2 号，于6 月30 日大田湿润育秧，7 月28 日人工移栽。栽插密度为16.7 cm×26.6 cm，每蔸3 谷粒苗。稻田灌溉水pH 5.68，未检测出Cd 含量。其他按常规高产栽培要求进行。

表1 大田原位修复试验处理Tab.1 Treatments of rice pot experiment

1.4 样品采集与处理

水稻成熟期，按“S”型取样法在每个试验小区内采集耕作层（0～20 cm）土壤样品，混合均匀装袋，经自然风干，研磨过10 目和100 目尼龙筛后装袋备用。每个试验小区水稻植株样品按平均有效穗数分别取样3蔸，用小铲子小心在根部四周铲入将整棵植株取出，避免损坏根系。水稻植株样品带回实验室用去超纯水冲洗，直至没有浑水流出，用纸巾吸去表面水分，将水稻植株分为根、茎、叶和穗，装入信封袋中，置于烘箱105 ℃杀青30 min，然后60～70 ℃烘至恒重，用粉碎机粉碎后装袋备用，稻谷用垄谷机分出谷壳和糙米，再用粉碎机粉碎，装袋备用。

1.5 指标测定与分析方法

每个试验小区于水稻成熟期实割200 蔸水稻，单独脱粒，装于网袋晒干称重，测定水稻实际产量；土壤pH 值采用土水比1∶2.5，pH 计法测定，CEC 采用乙酸铵交换-蒸馏法测定，土壤有机碳采用重铬酸钾-外加热法测定[12]；土壤中总Cd 含量的测定参考HJ 823—2017；土壤改良剂中总Cd 含量的测定参考NY/T 1978—2010；土壤有效态Cd 的测定参考GB/T 23739—2009，DTPA 浸提法；土壤各化学形态Cd 的测定采用改进的BCR 连续浸提法[13-14]；水稻植株各部位中Cd含量的测定参考GB 5009.15—2014，采用湿式消解法。待测液Cd浓度用火焰和石墨炉原子吸收分光光度计（Thermo Scientific iCE3500）测定。

1.6 数据处理

用Excel 2016进行数据整理，用Origin 2021作图，用SPSS 25.0对数据进行统计分析，并采用Duncan’s法进行显著性检验，用Pearson’s法进行相关性分析。

水稻中Cd的富集系数（BCF）和转移系数（TF）[15]按照如下公式进行计算：

式中：BCFRice代表Cd 在水稻糙米中的富集系数，CRice为水稻糙米中的Cd 含量（mg/kg），CSoil为土壤中的全量Cd（mg/kg）。TFi/j代表Cd 从水稻j部位到i部位的转移系数：Ci为水稻i部位Cd 含量（mg/kg），Cj为水稻Cd含量（mg/kg）。

2 结果与分析

2.1 土壤改良剂对土壤pH、有机碳和CEC含量的影响

由图2 可知，与CK 相比，添加土壤改良剂均能不同程度地提高土壤pH 值和有机碳含量。而在等量氮磷钾养分投入条件下，相较于NPK处理，添加土壤改良剂的处理土壤pH值均有一定的降低，但处理间差异均未达显著水平（图2 a，P＞0.05）；而添加炭基微生物菌剂可以提高土壤有机碳含量，增幅为13.19%。对于土壤阳离子交换量（CEC），NPK 处理表现为最低，与之相比，添加土壤改良剂处理的土壤CEC均有提高，增幅为2.84%～9.66%（P＞0.05）。

图2 土壤改良剂对土壤pH（a）、土壤有机碳（b）和CEC（c）含量的影响Fig.2 Effects of soil amendments on pH（a），soil organic carbon（b），and CEC（c）

2.2 土壤改良剂对土壤Cd形态的影响

由图3a 可知，与CK 相比，各处理的土壤DTPA 有效态Cd 均有一定程度降低，降幅为4.86%～7.42%，但处理间差异未达显著水平（P＞0.05）；在等量氮磷钾养分投入条件下，相较于NPK 处理，各添加土壤改良剂处理对土壤DTPA有效态Cd含量仍具有降低作用。

图3 土壤改良剂对土壤DTPA有效态Cd含量（a）和土壤中不同形态Cd占比（b）的影响Fig.3 Effect of soil amendments on the DTPA-extractable Cd（a）and the proportion of different forms of Cd in soil（b）

由表2可知，各处理土壤Cd形态含量由大到小依次为残渣态、可还原态、酸可提取态、可氧化态。在等量氮磷钾养分投入条件下，与NPK 处理相比，添加土壤改良剂均可以不同程度降低土壤酸可提取态Cd 的含量，其中AF 和CMF 处理下土壤酸可提取态Cd 含量显著降低了8.84%和8.37%（P＜0.05）；添加土壤改良剂后土壤可还原态和可氧化态Cd含量有所提高，但是差异未达显著水平（P＜0.05）；对于土壤残渣态Cd，CMF处理比单施化肥处理提高了13.55%，其余处理则对其影响不大。

表2 土壤改良剂对土壤中不同形态Cd含量的影响Tab.2 Effects of soil amendments on the content of different forms of Cd in soil

从图3b可以看出，CK处理的土壤酸可提取态Cd、可还原态Cd和可氧化态Cd占比在各处理中最高，相应的残渣态Cd 占比表现为最低。与NPK 处理相比，CMF 处理下土壤酸可提取态Cd 的占比下降至15.2%，相应的残渣态Cd 的占比提高，而对可还原态Cd 和可氧化态Cd 占比的影响差异不明显；AF 和RBM 处理则是降低了土壤酸可提取态Cd的占比，却提高了土壤可还原态Cd的占比。综上所述，添加土壤改良剂可以促进土壤Cd由活性强的形态向稳定态转化，从而降低土壤Cd的有效性。

2.3 土壤改良剂对水稻产量的影响

如图4 所示，与CK 相比，施肥处理的水稻产量均显著提高（P＜0.05）。在等量氮磷钾养分投入条件下，各处理水稻产量在6 925.6～8 509.1 kg/hm2内，达到当地晚稻正常生产水平。与NPK处理相比，仅CMF处理每公顷增产673.5 kg，增幅为8.60%（P＞0.05），其余施用土壤改良剂的处理水稻产量略低于NPK 处理，但是差异不显著。

图4 土壤改良剂对晚稻产量的影响Fig.4 Effects of soil amendments on yield of late rice

2.4 土壤改良剂对水稻各部位Cd含量的影响

由图5 可知，水稻成熟期植株各部位中根系的Cd 含量最高，水稻各部位Cd 含量大小依次为根、茎、叶、糙米、谷壳。

CK处理的水稻各部位（根、茎、叶、谷壳和糙米）Cd含量在各处理中均为最高，与CK相比，施用土壤改良剂可以有效降低水稻各部位的Cd含量。在同等氮磷钾养分投入条件下，相较于NPK 处理，施用土壤改良剂后在一定程度上能降低糙米中的Cd 含量（图5a），降幅为22.75%～26.98%（P＜0.05），但是差异不显著；从图5b可以看出，谷壳中AF处理Cd含量相比NPK处理降低了7.77%（P＞0.05），而CMF和RBM处理增加了谷壳中的Cd含量，增幅为25.24%～28.16%（P＞0.05）。各施用土壤改良剂处理均提高了Cd 在水稻茎部的分配（图5c），各处理茎部中的Cd 含量相比NPK 处理增幅为8.33%～18.75%，但处理间差异均不显著；在叶片中，CMF处理Cd含量最高，而AF处理叶片Cd含量相较于NPK处理降低了8.33%（图5d，P＞0.05）；由图5e可以看出，CMF处理能促进水稻根系对Cd的吸收，根系中的Cd含量比NPK处理提高了61.70%，而AF和RBM处理对水稻根系中的Cd含量无显著影响。

图5 土壤改良剂对水稻糙米（a）、谷壳（b）、茎（c）、叶（d）和根（e）Cd含量的影响Fig.5 Effects of soil amendments on Cd content in brown rice（a），husk（b），stem（c），leaf（d）and root（e）

2.5 土壤改良剂对Cd在水稻体内富集与转移的影响

表3 为各处理水稻糙米中Cd 的富集系数以及Cd 从根系到茎部、根系到糙米、茎部到糙米的转移系数，从中可以看出，CK 处理的水稻糙米中Cd 的富集系数BCFRice最高，且显著高于其他处理（P＜0.05）；对于转移系数，与其他处理无显著差异。在等量氮磷钾养分投入条件下，添加土壤改良剂处理的BCFRice与NPK 处理差异不显著（P＞0.05）。与NPK 处理相比，CMF 处理后TFStem/Root和TFRice/Root分别降低了29.61%和43.52%（P＞0.05），CMF 处理可抑制Cd 从根系到茎部和从根系到糙米的转移；而AF 处理提高了TFStem/Root，增幅为28.16%，促进了Cd 从根系到茎部的转移。由表3 中TFRise/Stem的数值可以看出，相较于NPK 处理，AF 和CMF 处理均可以抑制Cd 从茎部到糙米的转移，TFRise/Stem分别降低了15.98%和18.04%（P＜0.05）。相较于NPK 处理，AF 处理TFLeaf/Stem降低了15.01%，而CMF 和RBM 处理TFLeaf/Stem分别提高了15.14%和28.29%。

表3 土壤改良对Cd在水稻体内富集系数与转移系数的影响Tab.3 Effects of soil amendments on the enrichment and transport coefficients of Cd in rice

2.6 相关性分析

图6 为水稻糙米Cd 含量与土壤pH、CEC、TOC、DTPA 有效态Cd 含量、各化学形态Cd 含量以及Cd 在水稻体内的富集系数和转移系数的相关性分析，结果显示，土壤TOC 与可氧化态Cd 含量呈显著负相关（P＜0.05），与土壤残渣态Cd 含量呈极显著负相关关系（P＜0.01），同时与TFStem/Root、TFRise/Stem呈显著正相关；土壤有效态Cd 与酸可提取态Cd 呈正相关关系，与可氧化态和残渣态Cd 含量呈负相关；糙米Cd 富集系数与土壤残渣态Cd 含量呈显著负相关关系。水稻糙米Cd 含量与土壤酸可提取态Cd 含量呈显著正相关，与糙米Cd 富集系数呈极显著正向相关；糙米Cd 富集系数（BCFbrownrice）与土壤pH、TOC 和CEC 呈负相关关系，但是未达显著水平。

图6 相关性分析Fig.6 Correlation analysis

3 讨论

3.1 土壤改良剂对土壤Cd有效性的影响

Cd在土壤中的形态与其生物有效性密切相关，其中酸可提取态活性最高，极易被释放成为移动性强的游离态而被植物体吸收，是造成土壤Cd 污染的主要形态；可还原态和可氧化态是通过吸附和螯合形成的结合态Cd，只在土壤氧化还原条件改变时才被释放到环境中；而残渣态Cd性质稳定、生物有效性很低，不易被植物吸收[16]。本研究发现，等氮磷钾养分投入条件下，添加土壤调理剂、炭基微生物菌剂和复合微生物肥均能提高土壤有机碳和CEC 含量，同时降低土壤DTPA 有效态Cd 含量；形态分析表明，添加上述3种土壤改良剂均降低了土壤中酸可提取态Cd的占比，同时残渣态的占比增加，这与朱利楠等[17]的研究结果一致。其原因可能是土壤调理剂富含的活性官能团能与Cd2+形成螯合物，同时土壤调理剂的负电荷特性、氧官能团和碱基阳离子均有助于Cd在其表面的特异性和非特异性吸附，进而影响Cd2+的迁移和生物可利用性[14]。炭基微生物菌剂和复合微生物肥降低土壤Cd生物有效性的机制并不依赖改变土壤pH，其降Cd 机制可能是炭基微生物菌剂除了富含羧酸和酰胺等含氧官能团外，炭基微生物菌剂和复合微生物肥还含有丰富的活菌，施入后能显著提高土壤微生物数量，增强土壤酶活性和微生物生化强度[18]，促进了土壤中的Cd2+与其形成有机络合物，提高土壤对污染物的吸附能力和缓冲性[19]。应娇研等[20]研究指出，土壤微生物对重金属产生胞内外沉积作用，可在胞内细胞壁区形成颗粒状Cd沉积物，此外还可能在细胞表面吸附Cd沉淀物或促进Cd形成沉淀。符云聪等[21]在对比不同材料对碱性土壤的降Cd效果中研究发现，较强的离子交换能力，可以通过吸附、配位、共沉淀等方式与Cd结合，降低其移动性。本研究还发现单施化肥处理也能降低土壤DTPA有效态Cd含量，其原因可能是磷肥采用钙镁磷肥，从物质性质上来看，钙镁磷肥属于含磷钝化剂，主要通过与重金属生成难溶性的磷酸盐沉淀来钝化重金属[22]；另一方面，钙镁磷肥使得土壤pH 值升高，使其表面胶体所带负电荷大量增加，可诱导Cd2+生成Cd（OH）2或CdCO3沉淀[23]。相关分析表明，土壤有机碳与可氧化态Cd 含量呈显著负相关，与土壤残渣态Cd 含量呈极显著负相关关系，表明施用炭基微生物菌剂主要是通过提高土壤有机碳含量来提高土壤可氧化态和残渣态Cd含量，进而降低土壤Cd的活性。张剑等[24]通过偏最小二乘路径模型分析发现土壤有机碳可以直接影响Cd的生物有效性，进一步影响水稻中Cd的积累。

3.2 土壤改良剂对水稻吸收积累Cd的影响

本次试验研究对象为Cd 污染的石灰性稻田（参考GB/T 36869—2018），Cd 在土壤-水稻系统中移动性较大，极易引起水稻籽粒中的Cd积累[25]。降低水稻糙米中的Cd含量主要有2种途径，一是降低土壤中Cd 的生物有效性，二是阻控水稻各器官向籽粒转运Cd[26]。大量研究报道[27-29]显示，施用土壤改良剂对原位修复土壤Cd具有明显效果，朱利楠等[17]研究发现施用不同土壤改良剂可不同程度地降低土壤中Cd的生物有效性和作物不同器官中Cd 的含量，从而缓解Cd 对植株的胁迫效应。本试验亦得到此结果，施用土壤调理剂、炭基微生物菌剂和复合微生物肥能降低土壤酸可提取态Cd 的含量，改变土壤中Cd 的形态和生物有效性；施用炭基微生物菌剂抑制了Cd从根系到地上部的转移，此外，本研究还发现添加炭基微生物菌剂促进了Cd 在茎部中的横向迁移（Cd 从茎部向叶片迁移），而弱化了Cd 从茎部向籽粒的纵向迁移。土壤调理剂和复合微生物肥则是通过抑制水稻根系对Cd 的吸收，进而降低了水稻糙米的Cd 积累。土壤调理剂是一种含钙高的钝化材料，而Ca2+与Cd2+具有相似的离子半径，土壤调理剂中所含的盐基离子（Ca2+、Mg2+）能与水稻根表面的Cd2+竞争吸收，从而抑制水稻根系对Cd 的吸收[30]。据报道，钙的应用除了竞争吸附位点，降低水稻对镉的吸收积累，还可以间接保护细胞壁和质膜[31]。已有的研究结论，糙米Cd富集系数与土壤pH、TOC显著负相关，但在本研究相关性分析中并不显著，分析其原因可能与供试土壤为石灰性土壤有关，其影响机理有待进一步研究。

本研究还发现，在Cd 污染稻田进行原位修复，等养分投入条件下施用土壤改良剂不但能降低Cd 的生物有效性，还能保证水稻产量。对于Cd 在水稻不同器官中的分配特征，本研究与已有研究报道的规律大致相同，即根系Cd 含量最高，茎部次之，叶片和糙米中的Cd 含量相对较低[32]。因此，在原位修复过程中，尤其是Cd重度污染地区，应避免秸秆直接还田带来的二次污染。

4 结论

（1）在等量养分投入条件下，施用土壤改良剂可以提高土壤有机碳和CEC含量，但对土壤pH含量影响不大。

（2）施用土壤调理剂和炭基微生物菌剂均能显著降低土壤酸可提取态Cd 含量，同时提高残渣态的占比，其中施用炭基微生物菌剂效果最好，同时该处理下抑制了Cd 从根系到地上部的转移以及增强了Cd在茎部的横向迁移，进而降低了Cd在水稻糙米的富集系数。

综上所述，在Cd 污染石灰性稻田施用土壤调理剂、炭基微生物菌剂、复合微生物肥+RBM 微生物液体菌剂主要是通过提升土壤有机碳和阳离子交换量降低酸可提取态Cd含量，达到降低土壤Cd生物有效性的效果，同时降低了Cd 从根系到地上部的转移，进而降低水稻植株对Cd 的吸收。可以考虑采用炭基微生物菌剂和复合微生物肥修复Cd污染石灰性稻田，达到生态修复目标。