于煥云，崔江虎，喬江濤，劉傳平，李芳柏

（廣東省農業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東省生態(tài)環(huán)境技術研究所，廣州 510650）

根據2014年原環(huán)境保護部與原國土資源部聯合發(fā)布的全國土壤污染公報顯示，耕地土壤點位超標率為19.4%，其中輕中度污染占超標點位的94.3%[1]。耕地土壤重金屬污染帶來了較為嚴重的農產品重金屬污染風險[2]。農產品中主要超標元素為重金屬鎘與類金屬砷。所有糧食作物中，稻米的鎘與砷超標率最高[3]。稻田鎘/砷污染治理是我國農田重金屬污染治理的重點與難點。

然而，大面積稻田重金屬污染治理技術難度大，國內外都缺乏成熟的技術。場地修復等工程技術雖實現了土壤污染物達標的治理功能，但需要中斷農業(yè)生產，難以解決大面積的稻田重金屬污染治理需求。我國水稻主產區(qū)的重金屬污染復雜性世所罕見，土壤與稻米中重金屬含量并不存在一一對應關系，降低土壤重金屬含量至達標水平并不能確保稻米安全達標。因此，必須突破國外既有理論和技術模式，研發(fā)農民可接受、政府可承受、產業(yè)可發(fā)展、易于大面積推廣的技術。

基于生物地球化學理論，稻田重金屬行為是水-土-氣-生共同作用的地表過程。鎘/砷等元素從土壤礦物至植物根表的遷移機制、從根至籽粒的轉運機制，是關鍵科學問題。從基礎入手，研發(fā)降低重金屬從礦物遷移至根表的鈍化技術、阻控可食部位積累重金屬的生理阻隔技術，是阻控稻米鎘/砷積累的有效途徑。本文將重點介紹稻田鎘/砷污染阻控的技術原理與應用效果。

1 阻控技術原理

1.1 生理阻隔技術原理

鎘、砷是水稻生長非必需元素，可借助鐵、鋅、錳、磷、硅等必需元素的轉運通道進入水稻根部，并向上輸送至籽粒中。涉及四個主要過程：根部吸收、木質部轉運、跨維管束運輸及韌皮部向籽粒遷移。目前已鑒定到多個轉運蛋白參與控制水稻鎘/砷的吸收轉運及籽粒積累。

鎘相關轉運蛋白。水稻吸收鎘的過程中，定位于根部皮層細胞外側質膜上的OsNramp5轉運蛋白在轉運錳的同時可高效轉運鎘，缺鐵誘導的OsNramp1、OsIRT1和OsIRT2轉運蛋白在促進鐵吸收的同時也增強鎘的吸收，鋅轉運蛋白OsZIP1和OsZIP3也可轉運鎘[4-5]。水稻籽粒鎘積累的關鍵過程是木質部向地上轉運及韌皮部向籽粒輸送。定位于根部和節(jié)內維管束細胞質膜上的OsHMA2是目前發(fā)現的木質部裝載重要轉運蛋白，在裝載鋅的同時也裝載鎘[6]；定位于液泡膜上的OsHMA3轉運蛋白則可將鎘轉入液泡中隔離，束縛鎘向地上部轉運[7]；定位于節(jié)內維管束周圍薄壁細胞的質膜上蛋白OsLCT1是目前水稻中發(fā)現的與韌皮部轉運鎘有關的重要轉運蛋白，可促進鎘向韌皮部裝載[8]；另外還發(fā)現在韌皮部伴胞中表達的OsLCD轉運蛋白也與鎘向籽粒輸送密切相關。

砷相關轉運蛋白。分為砷（Ⅴ）和砷（Ⅲ）兩類轉運蛋白。氧化條件下，土壤砷主要是五價砷As（Ⅴ），通過磷的轉運通道進入水稻細胞內，As（Ⅴ）的吸收主要通過磷酸根轉運蛋白OsPT8介導，砷（Ⅴ）進入細胞后可被砷酸鹽還原酶OsHAC4、OsHAC1；1和Os-HAC1；2還原成As（Ⅲ），從而通過As（Ⅲ）的轉運通道進行轉運和再分配[9-10]。還原條件下，土壤溶液中砷主要是As（Ⅲ），主要通過硅的轉運通道進入水稻各部位，As（Ⅲ）主要通過競爭硅轉運蛋白OsLsi1通道進入根系，定位在水稻根系內外皮層細胞的遠中柱端，從而將根部細胞外的As（Ⅲ）轉入細胞中，由OsLsi2裝載到木質部中進而輸送到地上部。趙方杰等研究發(fā)現，過量表達水通道蛋白OsNIP1；1和Os-NIP3；3能降低砷向木質部的裝載和在水稻地上部及籽粒砷積累[11]。

生理阻隔技術就是調節(jié)與稻米鎘/砷積累相關的生理過程，抑制水稻對鎘/砷等毒害元素的吸收、轉運、積累，提高其解毒能力，從而降低稻米中鎘/砷含量。目前報道較多的主要為硅、硒和鋅營養(yǎng)調控可有效降低稻米鎘/砷的積累[12-15]；此外，鐵、錳、硫和植物調節(jié)劑也具有類似的調節(jié)功能[16-20]。其中，硅營養(yǎng)提高農作物對鎘/砷抗性方面的研究較多[21-22]。為了提高硅、硒等營養(yǎng)元素的生理阻隔效果，降低實施成本，通常采用葉面噴施。針對硅營養(yǎng)調控，為了避免鈉、鉀等堿金屬離子干擾，采用水熱合成與電滲析相結合的方法，去除堿金屬離子，制備成粒徑較小的納米硅溶膠，可實現硅營養(yǎng)生理阻隔技術的產品化。我們采用懸浮細胞體系研究發(fā)現[23]，納米硅溶膠的粒徑尺寸是影響水稻細胞吸收鎘的關鍵因子，硅溶膠粒徑越小，硅與鎘離子的結合位點越多，對鎘離子結合能力越明顯，從而其抑制水稻細胞吸收鎘的效果越顯著。硅/硒降低水稻鎘/砷積累的機理為（圖1）：硅可降低水稻鎘吸收基因OsNramp5和轉運基因OsLCT1的表達，并提高鎘解毒基因OsHMA3的表達，導致大部分鎘束縛在細胞液泡內，通過共沉淀作用將鎘固定在細胞壁，從而定向調控水稻對鎘的吸收與轉運[23]。由于As（Ⅲ）主要通過硅轉運通道進入水稻，硅可以競爭性地抑制As（Ⅲ）的吸收，并抑制水稻硅轉運蛋白OsL-si1、OsLsi2和OsLsi6的表達，從而降低水稻對砷的吸收與轉運[11，24]。

硒也具有與硅類似的生理阻隔功能，而且更為重要的是，硒能提高水稻木質素合成基因OsPAL、Os?CoMT、Os4CL3的表達，提高水稻細胞的木質素含量、細胞壁厚度和機械強度，有利于鎘/砷在細胞壁上的沉積與固定[25-26]。必須注意的是，硒適量有益，過量有毒，且適宜的范圍很窄。一般地，硅與硒配合施用比單施效果好。

另外，我國稻田主要分布在熱帶亞熱帶地區(qū)，高溫多雨的氣候條件使得土壤強烈風化、淋溶，脫硅富鋁化程度高，有效硅含量均較低，缺硅土壤比例高達70%以上[27]。元素地球化學分析結果表明，稻田有效硅含量與水稻植株中鎘/砷含量均呈顯著負相關[28]。這一區(qū)域地球化學特征也決定了水稻硅營養(yǎng)調控是降低水稻鎘/砷積累的有效途徑。基于此，我們研發(fā)了硅溶膠[29]、硒復合硅溶膠[30]、稀土復合硅溶膠[31]等產品，田間應用結果表明，這些產品均可有效緩解鎘/砷的毒害效應，并顯著降低水稻籽粒中鎘/砷積累[22，32-34]。

1.2 土壤鈍化技術原理

稻田鎘/砷從土壤顆粒表面至水稻根表的遷移過程，是決定其有效性的關鍵。這一過程與其形態(tài)、價態(tài)有關，受土壤的酸堿性質、氧化還原狀態(tài)決定[35-36]。一般地，隨著土壤pH值的升高，重金屬鎘的移動性逐步降低，而類金屬砷的移動性逐步升高；隨著土壤Eh值的升高，重金屬鎘的移動性逐步升高，而類金屬砷的移動性逐步降低?？梢?，稻田鎘/砷行為受pH-Eh影響表現出完全相反的效果，這是稻田鎘/砷鈍化技術的難點。

鎘是我國稻米超標最為嚴重的元素[37]。因此，土壤鈍化技術大多是圍繞鈍化鎘而研發(fā)的。通過向土壤施加堿性物質或者具有較大吸附容量的礦物材料，使土壤中鎘與這些材料發(fā)生吸附、絡合、沉淀、離子交換等一系列物理化學反應，從而降低鎘的可溶解性與轉移性。早期研發(fā)的鎘鈍化功能材料主要以無機材料為主，包括石灰、碳酸鈣等石灰性材料[38]，海泡石、沸石、膨潤土等粘土礦物[39-41]，羥基磷礦粉等磷灰石族礦物[42]；后期研發(fā)主要為腐植質、生物炭等有機材料[19，43-45]、微生物菌劑[46-47]；以及將無機材料、有機材料、微生物菌劑的兩兩組合或三者組合的復合材料[48-49]。然而，以提高土壤pH值為切入點的鈍化技術，將造成砷活化等次生環(huán)境問題。因此，研發(fā)稻田鎘/砷同步鈍化技術是實現鈍化技術環(huán)境友好的關鍵。

圖1 硅與硒營養(yǎng)調控水稻砷/鎘吸收、轉運與解毒機理示意圖Figure 1 The mechanism of silicon and selenium nutrition regulating arsenic/cadmium absorption，transport and detoxification in rice

鐵是稻田土壤中最為重要的氧化還原活性元素，在土壤物質循環(huán)過程中具有獨特的重要性[50]。稻田鐵循環(huán)是連接碳氮養(yǎng)分循環(huán)與鎘/砷行為的樞紐，可高效定向調控鎘/砷活性、抑制稻米鎘/砷積累。具體原理（圖2）為[51-53]：（1）鐵還原等微生物作用下，氧化鐵被還原為Fe（Ⅱ），同時鐵還原過程消耗土壤H+，導致pH升高，促進Cd固定；（2）砷氧化微生物以硝酸鹽為電子受體，將As（Ⅲ）氧化為As（Ⅴ），同時硝酸鹽還原產物亞硝酸鹽化學氧化亞鐵為三價鐵礦物，促進砷的固定；（3）吸附于氧化鐵表面的亞鐵，可催化氧化鐵晶相轉變產生氧化能力較強的新鮮態(tài)三價鐵，然后化學氧化As（Ⅲ）為As（Ⅴ），從而促進砷的固定；（4）微生物作用下，硝酸鹽還原耦合Fe（Ⅱ）氧化生成氧化鐵，吸附固定作物可利用態(tài)Cd和As（Ⅴ）；（5）水稻根際泌氧，與Fe（Ⅱ）發(fā)生類Fenton反應，促進根表鐵膜形成，進而吸附固定作物可利用態(tài)As和Cd。

基于以上原理，我們研發(fā)了鐵基生物質炭材料[54]用于同步鈍化土壤中鎘/砷，該技術以生物質為原料，通過高溫碳化的方法在制備生物質炭的過程中加入含鐵化合物，將鐵以特定比例摻雜，形成具有特殊結構和功能的鐵基生物質炭材料。并在此基礎上研發(fā)了緩釋性鐵基生物質炭[55]、鐵硅硫多元素復合生物質炭[56]及鐵基腐殖質復合材料[57]，試驗表明這些材料均可實現鎘/砷同步鈍化[58]。

2 阻控技術應用

2.1 生理阻隔技術應用

2013—2016年，我們在廣東、湖南、廣西三地開展了為期4年的生理阻隔技術應用效果的大田試驗。在水稻分蘗盛期及灌漿期以7500 mL·hm-2的用量噴施生理阻隔劑“降鎘靈”（含20%SiO2）。成熟期采集水稻樣品，采用石墨爐原子吸收測定稻米中鎘，高效液相色譜和原子熒光聯用測定稻米中無機砷。總體上，生理阻隔技術應用可顯著降低稻米中鎘/砷的含量（圖3）。相比對照，施用生理阻隔劑后，稻米鎘、無機砷含量均值從0.59、0.21 mg·kg-1降至0.32 mg·kg-1和0.15 mg·kg-1，降幅分別為45%和27%；按水稻的種植季節(jié)分，施用生理阻隔劑后早稻和晚稻的稻米鎘含量與對照相比均顯著降低，而稻米砷含量與對照比無顯著性差異，但晚稻的稻米砷含量顯著低于早稻（圖3）。按稻米鎘/無機砷含量≤0.4 mg·kg-1（國家食品衛(wèi)生標準中稻米鎘/砷限值的2倍）為輕度污染，0.4～0.6 mg·kg-1為中度污染，大于0.6 mg·kg-1為重度污染的標準劃分，在廣東、湖南、廣西三地開展的生理阻隔技術應用大田試驗樣點的稻米鎘29%為輕度污染，16%為中度污染，55%為重度污染；稻米砷為輕度污染。施用生理阻隔劑后，輕度、中度及重度污染的稻米鎘含量均值分別從 0.28、0.49、0.82 mg·kg-1降至 0.17、0.30、0.47 mg·kg-1，降幅分別為39%、38%及43%，與對照相比，均呈顯著性差異，且輕度污染的稻米鎘和無機砷施用生理阻隔劑后均有80%的稻米達到國家食品衛(wèi)生標準中稻米鎘/無機砷限值（0.2 mg·kg-1）（圖3與圖4）。

此外，我們委托原農業(yè)部稻米及制品質量監(jiān)督檢驗測試中心對施用生理阻隔劑后的糙米率、精米率、整精米率、堊白粒率、堊白度、直鏈淀粉、蛋白質及長款比等稻米品質指標進行了測定，結果表明施用生理阻隔劑對稻米品質無顯著影響。

圖2 稻田鐵循環(huán)調控砷/鎘行為的原理示意圖Figure 2 The principle of iron cycle regulating arsenic/cadmium behaviors in paddy field

圖3 生理阻隔技術在不同季節(jié)田間應用降低稻米鎘及無機砷的效果Figure 3 Application of physiological barrier technology to reduce cadmium and inorganic arsenic of rice in paddy fields in different seasons

圖4 生理阻隔技術在不同污染程度田間應用降低稻米鎘的效果Figure 4 Application of physiological barrier technique to reduce cadmium of rice in paddy fields at different pollution levels

2.2 土壤鈍化技術應用

2013—2015年，我們在廣東佛岡和仁化兩地開展了為期3年的土壤鈍化技術應用效果的大田試驗。在水稻插秧前一周，每公頃撒施2250 kg鐵基生物炭土壤調理劑。成熟期采集水稻樣品，采用石墨爐原子吸收測定稻米中鎘，高效液相色譜和原子熒光聯用測定稻米中無機砷?？傮w上，土壤鈍化技術應用可顯著降低稻米中鎘/砷的含量（圖5）。相比對照，施用鐵基生物炭土壤調理劑后，稻米鎘、無機砷含量均值從0.59、0.24 mg·kg-1降至 0.30 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，降幅分別為48%和24%；按水稻的種植季節(jié)分，施用鐵基生物炭土壤調理劑后早稻和晚稻的稻米鎘含量與對照相比均顯著降低，而稻米無機砷含量與對照比無顯著性差異（圖5）。土壤中有效態(tài)的鎘（乙酸和乙酸鈉緩沖溶液提取）和有效態(tài)的砷（0.05 mol·L-1NH4H2PO4提取）與對照相比顯著降低。施用鐵基生物炭土壤調理劑后，土壤中有效態(tài)鎘、有效態(tài)砷含量均值從 1.5、3.0 mg·kg-1降至 1.1 mg·kg-1和 2.3 mg·kg-1，降幅分別為25%和24%。這說明鐵基生物炭土壤調理劑可有效降低土壤中鎘和砷的移動性，從而降低鎘砷在稻米中的積累。按前面提到的稻米鎘/無機砷污染程度的劃分標準，在廣東佛岡和仁化兩地開展的土壤鈍化技術應用大田試驗樣點的稻米鎘42%為輕度污染，16%為中度污染，42%為重度污染；稻米砷為輕度污染。施用鐵基生物炭土壤調理劑后，輕度、中度及重度污染的稻米鎘含量均值分別從0.28、0.56、0.77 mg·kg-1降至0.16、0.35、0.35 mg·kg-1，降幅分別為41%、38%及54%，與對照相比，均呈顯著性差異（圖5和圖6）。

此外，我們委托原農業(yè)部稻米及制品質量監(jiān)督檢驗測試中心對施用鐵基生物炭土壤調理劑后的糙米率、精米率、整精米率、堊白粒率、堊白度、直鏈淀粉、蛋白質及長款比等稻米品質指標進行了測定，結果表明施用鐵基生物炭土壤調理劑對稻米品質無顯著影響。

圖5 土壤鈍化技術在不同季節(jié)田間應用降低稻米鎘和無機砷以及土壤有效態(tài)鎘和砷含量的效果Figure 5 Application of soil passivation technique to reduce cadmium and inorganic arsenic in rice，and soil available cadmium and arsenic in paddy fields in different seasons

2.3 生理阻隔+土壤鈍化技術應用

2013—2015年，我們在廣東省清遠市佛岡縣開展了為期3年的生理阻隔+土壤鈍化技術應用效果的大田試驗。該樣點土壤pH為4.58，有機質含量15.3 g·kg-1，總鎘含量 2.86 mg·kg-1，總砷含量 22.6 mg·kg-1。按照國家土壤環(huán)境質量標準GB 15618—1995，二級標準值總鎘0.3 mg·kg-1、總砷30 mg·kg-1，廣東佛岡樣點的土壤為重度鎘污染，土壤砷不超標。在水稻插秧前一周，每公頃撒施2250 kg鐵基生物炭土壤調理劑；在水稻分蘗盛期及灌漿期以7500 mL·hm-2的用量噴施生理阻隔劑“降鎘靈”。成熟期采集水稻樣品，采用石墨爐原子吸收測定稻米中鎘，高效液相色譜和原子熒光聯用測定稻米中無機砷?？傮w上，生理阻隔和土壤鈍化技術的單獨應用及組合應用均具有較好的降鎘和降砷效果（圖7）。施用生理阻隔劑后，稻米鎘及無機砷含量均值從0.65、0.29 mg·kg-1降至0.39 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，降幅分別為40%和38%；施用鐵基生物炭土壤調理劑后，稻米鎘及無機砷含量均值從0.65、0.29 mg·kg-1降至0.37 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，降幅分別為43%和38%；同時施用生理阻隔劑和鐵基生物炭土壤調理劑后，稻米鎘及無機砷含量均值從 0.65、0.29 mg·kg-1降至 0.20 mg·kg-1和 0.16 mg·kg-1，降幅分別為70%和45%。試驗結果表明生理阻隔與土壤鈍化的組合技術相比單一技術具有更好的降鎘和降砷效果。

圖6 土壤鈍化技術在不同污染程度田間應用降低稻米鎘含量的效果Figure 6 Application of soil passivation technology to reduce cadmium content of rice in paddy fields at different pollution levels

圖7 生理阻隔、土壤鈍化技術及二者組合技術田間應用降低稻米鎘及無機砷的長效性Figure 7 Long-term effects of applications of physiological barriers technique，soil passivation technique and their combined techniques to reduce cadmium and inorganic arsenic of rice in paddy fields

此外，我們對施用鐵基生物炭土壤調理劑后土壤pH、有機質含量及陽離子交換容量進行了測定，結果表明施用鐵基生物炭土壤調理劑可提高土壤有機質含量、陽離子交換容量，但不顯著，同時可顯著提高土壤pH。pH值的升高有利于鐵基生物炭固定鎘砷，從而降低其移動性和有效性。

3 結論

我國稻田重金屬污染以中輕度為主，占90%以上，稻米鎘/砷超標率高的主要原因是獨特的地理特點與耕作制度造成的稻田土壤中鎘/砷活性較高。以農產品安全為目標，土壤鐵循環(huán)鈍化技術可定向調控土壤鐵循環(huán)過程，降低土壤鎘/砷的移動性；硅/硒營養(yǎng)生理阻隔技術可抑制鎘/砷由水稻根系向稻米遷移，這兩項技術為核心的阻控技術與農業(yè)生產相結合，實現了邊生產邊治理，可大幅提高中輕度污染稻田的安全利用率。