史 磊，郭朝暉，彭 馳，肖細元，薛清華，冉洪珍，封文利

（中南大學冶金與環(huán)境學院，長沙 410083）

0 引 言

中國部分地區(qū)農(nóng)田土壤受到Cd、Pb等重金屬污染[1-2]，尤以南方部分地區(qū)稻田 Cd污染較為突出。稻田土壤中Cd通過水稻吸收，經(jīng)過食物鏈危害人體健康[3-4]。因此，采取有效措施解決中國南方部分地區(qū)Cd污染稻田安全生產(chǎn)是當前亟待解決的重要問題。目前污染土壤中Cd治理技術(shù)主要包括物理化學修復，植物修復以及微生物修復等。其中土壤中重金屬穩(wěn)定修復被認為是一種簡單有效的土壤修復技術(shù)，該技術(shù)通常是施用改良劑改變土壤pH值、Eh，CEC等土壤理化性質(zhì)，減少土壤中有效態(tài)重金屬含量，進而降低植物對重金屬吸收[5-7]。石灰是一種廣泛用于重金屬固定的土壤改良劑[8]，可顯著提高土壤 pH值，降低土壤中重金屬有效性和抑制植物對重金屬的吸收[9-10]。但是，長期連續(xù)施用大量的石灰容易導致土壤板結(jié)。也有報道石灰與水分管理組合、重金屬調(diào)理劑、葉面阻控劑作用下降低水稻的吸收[11-12]，這些方式雖然可有效降低水稻對Cd的吸收，但是要求嚴格，操作過程相對較繁瑣，且費用較高。因此選擇一些其他廉價有效的改良劑與石灰組配施用進行原位穩(wěn)定土壤重金屬對治理農(nóng)田重金屬污染問題具有重要意義。先前有研究表明石灰與膨潤土、生物炭和沸石組合可顯著降低白菜中的重金屬含量[6]。He等指出石灰與鋼渣或甘蔗渣組合均可顯著降低有效態(tài)Cd含量和抑制水稻對Cd的吸收[13]。此外，也有報道石灰與磷酸鹽組合亦顯著降低農(nóng)作物中重金屬的含量[14-15]。

近年來，天然黏土礦物、鈣鎂磷肥和有機肥的施用在土壤Cd治理方面取得了較為顯著的成果，其價格低廉，均可滿足大規(guī)模使用要求且可改善土壤環(huán)境質(zhì)量。天然粘土礦物在自然界中分布廣泛，存量巨大，并且環(huán)境友好，廉價易得。其中，海泡石是一種比表面積較高且有較強吸附能力的黏土礦物，可降低土壤中有效態(tài)Cd含量，促進土壤中交換態(tài)Cd向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，近而對植物中Cd的遷移有較好阻控作用[16-18]。鈣鎂磷肥和有機肥是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中常用肥料。鈣鎂磷肥能夠促進植物生長并提高植物抗逆性而常用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。此外，施用鈣鎂磷肥也能顯著降低土壤中毒性浸出（toxicity characteristic leaching producedure，TCLP）提取態(tài)Cd并且通過土壤中Ca2+與Cd2+對植物根表的吸附位點和轉(zhuǎn)運通道競爭作用產(chǎn)生拮抗效應(yīng)，間接減少農(nóng)作物對Cd的吸收[19-20]。在農(nóng)田土壤中施用有機肥不僅能提供N，P等營養(yǎng)元素，還提供豐富的有機質(zhì)，能夠促進土壤微生物的活動，改善土壤質(zhì)量[21]。并且有機肥在土壤中分解的腐殖酸能與Cd形成配合物，進而降低土壤中Cd的有效性[22]。

然而，目前對農(nóng)田土壤改良劑的研究報道大多是通過盆栽試驗研究[6,23-25]，而對于不同 Cd污染程度農(nóng)田土壤條件下，施用石灰組配改良劑的田間試驗研究相對較少。本文在湖南某典型區(qū)域分別選取3個不同Cd污染程度的稻田田塊開展田間試驗，研究在施用石灰、石灰+海泡石、石灰+鈣鎂磷肥、石灰+有機肥、石灰+鈣鎂磷肥+有機肥和石灰+海泡石+有機肥處理條件下，稻田土壤pH值、酸提取態(tài)Cd以及水稻對Cd吸收和累積的響應(yīng)特征，以期為中國南方Cd污染稻田土壤治理過程中實現(xiàn)邊修復邊生產(chǎn)提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗田塊與設(shè)計

供試田間試驗點分別位于湖南省湘潭市郊區(qū)，株洲市某工業(yè)區(qū)下風向區(qū)域和醴陵市一歷史遺留礦區(qū)下游區(qū)域。所選取的Cd污染稻田土壤母質(zhì)類型均屬第四紀紅土。供試田塊土壤基本理化性質(zhì)見表1。參照單因子評價法，Cd元素污染指數(shù)（Pi）=Cd元素在土壤中的測定值/評價標準值，其中“評價標準值”參照《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 15618－1995）。根據(jù)Pi值的大小分別為：2＜Pi≤3為輕度污染；3＜Pi≤5為中度污染；Pi＞5為重度污染。湘潭市某田塊土壤Pi=2.2，為輕度污染，設(shè)為T1處理；醴陵市某田塊土壤Pi=4.7，為中度污染，設(shè)為T2處理；株洲市田塊土壤Pi=10.3，為重度污染，設(shè)為T3處理。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic properties of tested soil sample

田間試驗用改良劑均為市售商品，其中石灰含 80%氧化鈣，購自農(nóng)資市場；海泡石為過0.075 mm篩的天然黏土礦物，購自湖南省湘潭源遠海泡石新材料股份有限公司，其主要成分組成 SiO2：48.57%，CaO：10.89%，MgO：11.82%，F(xiàn)e2O3：0.87%，Al2O3：5.22%；鈣鎂磷肥購自湖南省瀘溪縣中匯磷化有限公司，主要成分P2O5＞16%，MgO＞2%，CaO＞15%，有機肥購自湖南省湘暉農(nóng)業(yè)技術(shù)開發(fā)有限公司，N+P2O5+K＞5%，有機質(zhì)＞45%。所用石灰、海泡石、鈣鎂磷肥和有機肥中重金屬Cd質(zhì)量分數(shù)依次為0.46、0.21、0.61和0.43 mg/kg。

3處Cd污染稻田田間試驗按照對照（CK）、施用石灰(L)、石灰+海泡石(LS)、石灰+鈣鎂磷（LP）、石灰+有機肥（LO）、石灰+鈣鎂磷+有機肥(LPO)和石灰+海泡石+有機肥(LSO)進行設(shè)計，每個處理重復3次，共計21個處理。每個處理小區(qū)面積為5 m×6 m=30 m2，隨機排列。試驗小區(qū)周邊設(shè)保護行，小區(qū)間田埂用塑料薄膜覆蓋，防止小區(qū)間竄水。翻耕前施入525 kg/hm2復合肥作基肥，其組成 N∶P2O5∶K2O=1∶1∶1。石灰投加量為1 500 kg/hm2，海泡石為 1 125 kg/hm2，鈣鎂磷肥1 125 kg/hm2和有機肥2 250 kg/hm2。

田塊翻耕后改良劑按照試驗設(shè)計要求施入相應(yīng)田塊小區(qū)，其中對組配改良劑的施用前先將各種改良劑混合后施用于田塊中，之后將改良劑和土壤充分混勻。老化7 d后于2016年4月20日移栽秧苗。供試水稻品種為淦鑫203（Oryza sativa L.）。水稻行距為20 cm×25 cm，每蔸3株，在2016年7月17日成熟收獲。病蟲害防治、田間水分管理等措施按照傳統(tǒng)生產(chǎn)模式進行。

1.2 樣品收集與分析

分別在T1、T2和T3田塊試驗小區(qū)采集水稻及其根區(qū)土壤樣品。水稻樣品帶回實驗室先用自來水清洗干凈，再用去離子水清洗2～3遍，將干凈的水稻鮮樣分為根、莖葉和籽粒裝紙袋，105 ℃殺青30 min后，于60 ℃烘至恒質(zhì)量，稱質(zhì)量粉碎后裝入封口塑料袋中備用。收集的土壤樣品在室溫下自然風干，剔除土壤中雜物，用陶瓷研缽將土樣碾碎，充分混勻后，分別過 0.850和0.150 mm篩后保存至封口塑料袋中備用。

土壤pH值采用1∶2.5土水比浸提，用pH計（雷磁，PHS-3C）測定；土壤有機質(zhì)含量測定采用重鉻酸鉀容量法；堿解氮采用堿解擴散法測定；有效磷采用碳酸氫鈉提取-釩鉬黃比色法測定；速效鉀采用醋酸銨-火焰光度計法測定[26]。土壤中酸提取態(tài)Cd含量采用改進的BCR方法第一步提取[27-28]。土壤樣品用HF-HNO3-HClO4法消解，水稻植株和糙米樣品采用 HNO3-HClO4法消解，消解液中Cd含量采用ICP-MS（美國，Thermo Fisher X2）測定。土壤和糙米樣品分別以國家標準物質(zhì)土壤(GSS-5)和湖南大米( GSB-23)進行質(zhì)控分析。

1.3 數(shù)據(jù)處理

所有試驗數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010進行分析。采用SPSS 18.0統(tǒng)計軟件進行單因素方差分析（One-way ANOVA）比較各處理間的差異顯著性。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤pH值及其有效態(tài)鎘含量

在石灰及其組配改良劑處理下，不同Cd污染水平稻田土壤pH值和酸提取態(tài)Cd變化見圖1。在不施加改良劑條件下，隨著污染程度的增加，T1，T2和T3田塊土壤pH值和土壤中酸可提取態(tài)Cd含量均呈升高趨勢。在施加改良劑條件下，與對照土壤相比，T1、T2和T3田塊土壤 pH值均較相應(yīng)對照土壤 pH值分別提高 0.56～1.25，0.52～0.88和0.62～1.32個單位。與不施用改良劑相比，石灰配施海泡石或有機肥、配施海泡石和有機肥。Cd污染稻田土壤pH值平均升高1.08，0.96和0.93個單位。在T1和T2兩處Cd污染田塊土壤中，和對照相比，除石灰+鈣鎂磷肥+有機肥（LPO）處理外，石灰（L）、石灰+海泡石（LS）、石灰+鈣鎂磷肥（LP）、石灰+有機肥（LO）和石灰+海泡石+有機肥（LSO）處理下土壤pH值均顯著提高（P＜0.05）。對于T1田塊，在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石處理土壤 pH值較對照提高 1.25個單位（P＜0.05），而配施有機肥處理較對照提高 1.24個單位（P＜0.05），但兩者較單施石灰處理土壤pH值之間無顯著差異（P＞0.05）。對于 T2田塊，與對照相比，石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石處理下土壤pH值升高0.71個單位，

而配施海泡石+有機肥可使土壤pH值升高0.88個單位。對于T3田塊，改良劑的施用較對照均顯著提高了土壤pH值（P＜0.05），其中在石灰基礎(chǔ)上，配施鈣鎂磷肥土壤pH值顯著升高1.32個單位，其次配施海泡石土壤pH值升高1.27個單位。上述結(jié)果可知，除LPO處理外，對于不同Cd污染程度田塊基于石灰組配改良劑處理較各地對照均可顯著提高土壤pH值（P＜0.05）。

圖1 石灰組配改良劑對土壤pH值的影響Fig.1 Changes of pH value in soil under lime based amendments

在不同Cd污染程度的田塊土壤中酸提取態(tài)Cd隨著改良劑的施用均顯著降低（P＜0.05）(圖2)。與不施用改良劑相比，石灰配施海泡石或有機肥、配施海泡石和有機肥。酸提取態(tài) Cd質(zhì)量分數(shù)分別平均降低 20.6%，15.6%和21.2%。在T1田塊中，單施石灰處理下酸提取態(tài)Cd含量較對照顯著降低 13.7%（P＜0.05），在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石較對照土壤中酸提取態(tài) Cd含量顯著降低 17.5%（P＜0.05），其降低率顯著高于其他組配改良劑處理。在T2田塊中，在石灰基礎(chǔ)上，配施鈣鎂磷肥、鈣鎂磷肥+有機肥和海泡石+有機肥土壤中酸提取態(tài) Cd含量均顯著低

于單施石灰處理（P＜0.05），其中在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石+有機肥處理較對照土壤中酸提取態(tài) Cd含量降低率最高為15.5%。在T3田塊中，石灰組配改良劑處理下土壤中酸提取態(tài)Cd含量均顯著降低單施石灰處理（P＜0.05）。其中石灰基礎(chǔ)上，配施鈣鎂磷肥較對照土壤中酸提取態(tài)Cd含量降低率最高為44.8%。綜上所述，在輕度Cd污染田塊中在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石處理較對照酸提取態(tài)Cd含量顯著降低（P＜0.05），而對于中度和重度Cd污染田塊在石灰基礎(chǔ)上配施鈣鎂磷肥和鈣鎂磷肥+有機肥較對照均可顯著降低土壤中酸提取態(tài)Cd含量（P＜0.05）。

圖2 石灰組配改良劑對土壤中酸提取態(tài)Cd含量的影響Fig.2 Changes of acid extractable Cd content in soil under lime based amendments

對于酸性重金屬污染的土壤，提高土壤pH值是降低土壤重金屬生物有效性最為有效的治理措施。通過T1，T2和 T3田塊試驗結(jié)果可知，以石灰為基礎(chǔ)，配施海泡石、鈣鎂磷肥、有機肥和海泡石+有機肥組配改良劑和不施用改良劑相比均可顯著提高土壤pH值（P＜0.05），且土壤中酸提取態(tài) Cd含量隨著改良劑的施用均顯著降低（P＜0.05）。施用石灰可顯著提高土壤pH值，增加土壤膠體表面的負電荷，促進土壤中鐵錳氧化物的形成，近而增強了對重金屬的的吸附能力和增加重金屬的吸附位點[6,29]。施用石灰+海泡石可顯著降低土壤中酸提取態(tài)Cd含量，這可能是由于施用海泡石可增加土壤的離子交換量，增強了土壤顆粒外邊緣對Cd的吸附，降低了土壤中酸提取態(tài)Cd含量，這與Basta等報道相一致[30]。施用有機肥是補充土壤有機質(zhì)重要措施之一，但是土壤中重金屬有效態(tài)降低并不顯著[31]。而石灰的施用可促進土壤中有機質(zhì)的分解，且在分解過程中消耗質(zhì)子，從而提高土壤 pH 值并且土壤有機質(zhì)組成中的胡敏酸和胡敏素都可與重金屬離子形成穩(wěn)定的絡(luò)合產(chǎn)物，進而可減少植物對重金屬的吸收[32-33]。鈣鎂磷肥是一種堿性的可溶性磷肥，可提高土壤pH值，可誘導重金屬形成磷酸鹽沉淀[34]并且鈣化合物與磷酸鹽之間的共沉淀反應(yīng)也能導致金屬氧化物沉淀[35]。這些反應(yīng)均有利于降低土壤中重金屬的生物有效性。Xiao等也報道石灰與磷酸鹽組配較單施石灰或磷酸鹽更能降低水稻對重金屬的吸收[36]。此外，有機肥或鈣鎂磷肥與石灰組合可促進重金屬有效態(tài)向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)換[37]。

2.2 改良劑對Cd在水稻各器官分布影響

所有處理的水稻根、莖葉和糙米中Cd含量隨土壤中Cd含量升高而呈升高趨勢（圖3），且水稻不同部位Cd含量差異明顯，總體上，大小順序為根＞莖葉＞糙米，這一結(jié)果與植物各部位代謝程度有關(guān)[10]。但水稻各部位Cd含量隨石灰及其組配改良劑施用均不同程度降低（圖3）。

圖3 石灰組配改良劑對水稻各部質(zhì)量分數(shù)分布的影響Fig.3 Mass fraction of Cd in rice organs under lime based amendments

在T1和T2田塊中，除T1處的石灰+海泡石+有機肥處理外，水稻根部Cd含量在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石、鈣鎂磷肥和有機肥較對照均顯著降低，其中對于T1田塊，在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石水稻根部降低率最高為27.3%，其次為單施石灰處理和石灰+鈣鎂磷肥處理。對于T2田塊，在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石+有機肥水稻根部降低率最高為63.37%，其次為石灰+鈣鎂磷肥+有機肥和石灰+有機肥處理。而在T3田塊中除石灰+鈣鎂磷肥+有機肥處理外，單施石灰及其組配改良劑較對照均能顯著降低水稻根部Cd含量（P ＜0.05），其中石灰+有機肥處理下較對照水稻根部 Cd含量降低率最高為 69.08%，且與單施石灰處理相比呈顯著差異（P＜0.05）。在石灰+海泡石+有機肥處理下T1和T2田塊中水稻根部含量差異顯著以及在石灰+鈣鎂磷肥+有機肥處理下T2和T3田塊中水稻根部含量差異顯著可能都是由于土壤中Cd有效態(tài)含量相差較大所引起，而土壤中重金屬有效態(tài)含量與水稻根重金屬含量呈顯著正相關(guān)（表2）。

水稻莖葉中Cd含量隨著改良劑施用在T1，T2和T3田塊中均不同程度降低。對于T1田塊在石灰基礎(chǔ)上配施有機肥較對照水稻莖葉中Cd含量降低率最高為42.9%，其次為石灰+海泡石處理。在T2田塊中，除石灰+鈣鎂磷肥和石灰+鈣鎂磷肥+有機肥處理外，石灰組配改良劑處理下水稻莖葉 Cd含量均顯著低于單施石灰處理（P＜0.05），其中在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石+有機肥較對照水稻莖葉中Cd含量降低率最高為71.9%，其次為石灰+海泡石處理和石灰+有機肥處理，且與單施石灰相比均呈顯著差異（P＜0.05）。而在T3田塊中石灰及其組配改良劑處理較對照水稻莖葉Cd含量均顯著降低（P＜0.05），但僅石灰+鈣鎂磷肥+有機肥處理與單施石灰相比呈顯著差異（P＜0.05），且與對照相比水稻莖葉中Cd含量降低率最高為69.1%。

表2 水稻各部Cd含量和土壤Cd總量、酸提取態(tài)Cd含量及pH值相關(guān)性Table 2 Correlation coefficients between Cd concentration in rice and total Cd, acid extractable Cd, pH value in soil

在不施用改良劑處理下，T1、T2和 T3三地糙米中的 Cd質(zhì)量分數(shù)均超過食品安全國家標準中糙米限量值0.2 mg/kg（GB2762-2012），并且隨著Cd污染程度的增加，糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)呈升高趨勢。石灰及其組配改良劑處理較對照糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)均顯著降低，其中在單施石灰處理下可使中輕度Cd污染T1和T2兩地糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)均低于0.2 mg/kg，而重度Cd污染的T3處糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)仍高于0.2 mg/kg，但是組配改良劑的施用使T1、T2和T3三地糙米中Cd含量均沒超過食品安全國家標準中糙米限量值0.2 mg/kg。對于T1田塊，在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石處理下糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)為0.119 mg/kg，較對照糙米中Cd含量降低率最高為48.3%，其次為石灰+有機肥和石灰+鈣鎂磷肥處理，糙米中 Cd質(zhì)量分數(shù)為0.122和0.151 mg/kg，較對照分別降低46.7%和34.2%。對于T2田塊，石灰+有機肥處理下糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)為0.113 mg/kg，較對照糙米中Cd含量降低率最高為52.8%，且與單施石灰相比呈差異顯著（P＜0.05），其次為石灰+鈣鎂磷肥和石灰+鈣鎂磷肥+有機肥處理，糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)為0.125和0.150 mg/kg，較對照分別降低47.8%和37.5%。對于T3田塊土壤中石灰+鈣鎂磷肥+有機肥處理下糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)為0.156 mg/kg，較對照糙米中Cd含量降低率最高為51.2%，其次為石灰+有機肥處理和石灰+海泡石處理，糙米中Cd質(zhì)量分數(shù)為0.177和0.184 mg/kg，較對照分別降低 44.6%和 42.5%，且三者處理下糙米中Cd含量均顯著低于單施石灰處理（P＜0.05）。

上述結(jié)果表明，石灰及其組合改良劑的施用總體能抑制水稻各部位對Cd吸收，且除在T3田塊中石灰+鈣鎂磷肥和石灰+海泡石+鈣鎂磷肥處理外，其他石灰組配改良劑處理均可使輕、中和重度Cd污染稻田土壤中糙米中Cd含量均低于食品安全國家標準中糙米限量值。Bian等通過施用石灰、生物炭和硅渣修復重金屬污染稻田，結(jié)果表明石灰處理下水稻各組織中Cd的含量均顯著低于生物炭和硅渣處理，并推測其可能原因是施用石灰處理改變土壤pH值所致[38]。He等通過單施石灰、鋼渣、甘蔗渣及三者相互組合對稻田進行穩(wěn)定修復，結(jié)果表明組合后改良劑穩(wěn)定修復效果均優(yōu)于單施處理[13]。Hussain等也通過分別單施石灰和石灰與生物炭、膨潤土組合對重金屬污染的菜地土壤進行盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，改良劑的施用均降低了土壤中重金屬的有效性，尤其石灰組配較單施石灰降低更明顯[6]。在土壤中施用海泡石可夠促進土壤中交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定殘渣態(tài)Cd，減少植物對重金屬的吸收[39]和鈣鎂磷肥本身含有的鈣、鎂等元素對植物吸收重金屬起到一定的拮抗作用[20]。Sun等通過在Cd污染稻田中施用海泡石，膨潤土和磷酸鹽穩(wěn)定土壤Cd，結(jié)果表明，改良劑的施用減少水稻對Cd的吸收[40]。

此外，對于輕度Cd污染田塊，水稻根部Cd含量在石灰+海泡石處理下顯著減少（P＜0.05），而對于中度和重度Cd污染田塊，水稻根部Cd含量在石灰+有機肥和石灰+海泡石+有機肥處理下可顯著減少（P＜0.05）。在輕度、中度和重度Cd污染田塊中，在石灰基礎(chǔ)上配施有機肥和配施海泡石均可顯著抑制水稻莖葉和糙米對于Cd的吸收（P＜0.05），除此之外，對于中度和重度Cd污染田塊中水稻莖葉 Cd含量在石灰+海泡石+有機肥處理下也顯著降低（P＜0.05），對于中度和輕度Cd污染田塊在石灰基礎(chǔ)上配施鈣鎂磷肥處理下可抑制糙米對Cd吸收，而在中度和重度Cd污染田塊糙米中Cd含量在石灰基礎(chǔ)上配施鈣鎂磷肥+有機肥處理下顯著降低（P＜0.05）。上述結(jié)果說明在土壤-水稻系統(tǒng)中，土壤中 Cd進入到稻米中可能要經(jīng)歷土壤-稻根、稻根-莖葉和莖葉-稻米 3個不同的過程，而改良劑施用可能會影響水稻各部對Cd的吸收，與先前研究結(jié)果相一致[41]。

2.3 相關(guān)性分析

通過相關(guān)性分析表明，水稻根、莖葉和糙米中Cd含量與土壤Cd全量和土壤酸提取態(tài)Cd含量均呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），并且相關(guān)系數(shù)：糙米＞莖葉＞根。其中糙米Cd含量與土壤Cd含量和有效態(tài)Cd含量呈極顯著相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別為0.440和0.515，說明土壤酸提取態(tài)Cd含量也可作為影響糙米對Cd吸收的關(guān)鍵因素。此外，土壤總量Cd與酸提取態(tài)Cd呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)為 0.957，所以土壤總量與糙米中Cd含量亦呈極顯著相關(guān)（P＜0.01）。水稻各部間Cd含量也呈正顯著相關(guān)（P＜0.01），其中糙米與水稻根部和莖葉中Cd含量相關(guān)系數(shù)分別為0.462和0.567，說明水稻根和莖葉中Cd的含量對減少糙米中Cd含量有著同等重要作用。此外，土壤pH值與水稻根和糙米中Cd含量呈負相關(guān)，而與水稻莖葉中Cd含量呈正相關(guān)，但均無顯著差異。這結(jié)果說明在土壤中植物對Cd的吸收是一個極其復雜的過程，隨著改良劑的施用除了土壤 pH值外，土壤 CEC及EC等土壤理化性質(zhì)變化[6]和以及微觀環(huán)境如活性氧、氧化應(yīng)激和細胞膜脂質(zhì)過氧化反應(yīng)的發(fā)生，共同作用下的結(jié)果[42]。而在本試驗中石灰及其組合改良劑施用對水稻吸收Cd的遷移轉(zhuǎn)化機制有待進一步研究。

3 結(jié) 論

1）在湖南地區(qū)選取輕、中和重度Cd污染田塊通過田間試驗結(jié)果表明，在不施加改良劑條件下，隨著污染程度的增加，土壤pH值、酸可提取態(tài)Cd含量和水稻根、莖葉和糙米中Cd含量均呈升高趨勢。單施石灰均能顯著提高土壤 pH 值（P＜0.05）和降低酸提取態(tài) Cd含量（P＜0.05），而石灰配施海泡石或有機肥、配施海泡石和有機肥組配改良劑處理下不同Cd污染程度土壤平均pH值最高，相應(yīng)的平均酸提取態(tài) Cd含量也顯著降低（P＜0.05）。

2）石灰配施海泡石、有機肥或鈣鎂磷肥處理下在0.68 mg/kg Cd污染田塊中糙米Cd含量為0.119，0.122和0.151 mg/kg，較對照分別顯著降低了 48.3%，46.7%和34.2%，石灰配施有機肥、鈣鎂磷肥或鈣鎂磷肥和有機肥在1.42 mg/kg Cd污染田塊中糙米Cd含量為0.113，0.125和0.150 mg/kg，較對照分別顯著降低了 52.8%，47.8%和37.5%，石灰配施鈣鎂磷肥和有機肥、有機肥或海泡石在3.08 mg/kg Cd污染田塊中糙米Cd含量為0.156，0.177和0.184 mg/kg，較對照分別顯著降低了 51.2%，44.6%和42.5%，均低于食品安全國家標準中糙米限量值 0.2 mg/kg（GB2762-2012)。

3）土壤Cd全量和土壤酸提取態(tài)Cd含量均與水稻根、莖葉和糙米 Cd含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），土壤總量Cd與酸提取態(tài)Cd呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)為0.957，并且水稻根、莖葉和糙米中Cd含量間也呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），說明土壤酸提取態(tài) Cd含量也可作為影響糙米對Cd吸收的關(guān)鍵因素。

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