李劍睿 徐應明

摘要：采用盆栽試驗，于長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉條件下，研究海泡石對鎘污染水稻土的修復效應及對水稻抗氧化脅迫和土壤養(yǎng)分含量的影響。結(jié)果表明，施加海泡石后，土壤pH值顯著升高，土壤鎘形態(tài)由酸提取態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化。長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉條件下，土壤有效鎘含量分別下降16.3%～37.2%、7.8%～37.3%、14.8%～32.8%，稻米鎘含量降幅分別為26.7%～60.0%、19.2%～46.2%、18.6%～50.0%，稻草鎘含量分別降低25.0%～58.3%、15.2%～43.6%、15.4%～43.5%（P<0.05）;土壤有效磷含量分別增加5.3%～26.2%、9.0%～33.6%、9.5%～25.1%，有效鐵含量分別降低8.4%～19.5%、8.5%～15.1%、12.8%～18.9%，有效鋅含量分別降低20.5%～45.5%、21.8%～60.0%、8.8%～52.9%，有效銅含量降幅分別為22.4%～32.7%、13.3%～33.6%、17.6%～32.8%（P<0.05）;葉片CAT（過氧化氫酶）活性增幅分別為15.1%～130.2%、15.6%～93.3%、18.9%～137.8%，葉片GSH（蛋白類谷胱甘肽）含量最大增幅分別為33.5%、31.7%、39.9%（P<0.05）。得出結(jié)論，長期淹水下，1.5%海泡石處理可使稻米鎘滿足我國食品中污染物含量限量值 0.20 mg/kg（GB 2762—2012），長期淹水是一種推薦的鎘污染稻田修復水分管理模式。

關(guān)鍵詞：水分管理;鎘;水稻土;海泡石;修復;長期淹水;傳統(tǒng)灌溉;濕潤灌溉

中圖分類號：X53?? 文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2021）17-0226-05

收稿日期：2020-12-16

基金項目：國家自然科學基金（編號：21177068）。

作者簡介：李劍睿（1981—），男，山西朔州人，博士，副教授，主要從事土壤生態(tài)與修復研究。E-mail：jianrui-419@163.com。

工業(yè)化、城鎮(zhèn)化過程中所產(chǎn)生的大量工礦企業(yè)三廢、農(nóng)用化學品和城鎮(zhèn)生活垃圾等，使我國超過10%的耕地受到不同程度的污染。其中，重金屬污染因隱蔽性、不可降解性、生物危害性、長期性等生態(tài)特點，成為社會關(guān)注的熱點[1-3]。我國是水稻種植大國，稻米年產(chǎn)量約占糧食總產(chǎn)的50%。農(nóng)業(yè)農(nóng)村部針對稻米質(zhì)量安全的一項抽檢表明，鎘超標率達10.3%，給人們健康帶來隱患。

原位修復技術(shù)是指將一些活性物質(zhì)施入污染土壤耕層，通過發(fā)生氧化還原、共沉淀、表面吸附、有機絡合等反應，來控制重金屬在土壤固-液相的平衡、形態(tài)分布、價態(tài)變化等過程，最終降低重金屬的移動性和生物可利用性。黏土具有比表面積大、離子交換性強等特點，又是土壤膠體的組分之一，使用黏土鈍化土壤重金屬已成為環(huán)境修復的重要研究領(lǐng)域[4-7]。

本試驗在不同水分條件下，探究了施加黏土海泡石對土壤pH值、鎘形態(tài)分布、有效態(tài)鎘含量，以及對稻米鎘含量的影響;同時，開展了對土壤養(yǎng)分元素含量、水稻抗氧化生理指標的評價，以期為在合理的土壤水分管理條件下，利用黏土修復重金屬污染稻田提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤采自湖南省紅壤性水稻田，理化性質(zhì)為pH值5.01，全氮含量1.15 g/kg，全磷含量 0.47 g/kg，有機質(zhì)含量18.8 g/kg，總鎘含量 1.51 mg/kg，陽離子交換量17.8 cmol/kg。供試作物為水稻，品種為秈型兩系雜交稻T優(yōu)118。污染土壤鎘鈍化劑為黏土海泡石原礦粉，白色粉末，主要成分為碳酸鈣，陽離子代換量51.3 cmol/kg，pH值為9.83。

1.2 方案設計

盆栽試驗于2015年在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所溫室大棚內(nèi)完成。試驗用盆按隨機區(qū)組排列，包含土壤海泡石施加量和水分管理2個因子。供試土壤風干過2.0 mm篩后裝盆，每盆裝土 8.0 kg，海泡石施加量分別為0、0.5%、1.0%、1.5%，與盆內(nèi)土壤混合均勻，75%田間持水量下穩(wěn)定2周，將培育好的水稻秧苗移入盆內(nèi)，每盆3株。水分管理包括長期淹水：生育期土壤表層維持4～5 cm 水層;傳統(tǒng)灌溉：分蘗后期、灌漿期土壤表層保持濕潤狀態(tài)（田間持水量75%），其余生育階段淹水;濕潤灌溉：土壤表層保持濕潤狀態(tài)。試驗共計12（4×3）個處理，每個處理重復3次。水稻移栽110 d后收獲，植株分稻草和稻米（去殼）2個部分，用自來水-去離子水洗凈后于65 ℃恒溫烘干、稱質(zhì)量。

1.3 指標測定

盆中土樣風干過1.0 mm篩備用，植物樣粉碎后待測。土壤、海泡石pH值采取去離子水提取（2.5 ∶1水土比）、pH計（FAJ-6，南京雷磁）測定。土壤總鎘含量利用HNO3-HF（3 ∶1體積比）消化，植物樣鎘含量采取HNO3消解，消化液鎘原子吸收光譜儀（AA-6880，日本島津公司）測定。土壤鎘形態(tài)分布采取土壤重金屬順序提取形態(tài)標準物質(zhì)（BCR）法測定，包括酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)[8]。土壤1.0 mol/L CH3COONH4提取態(tài)分數(shù)作為有效鎘含量。此外，稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)=稻米鎘/稻草鎘。

土壤有效磷含量采取0.025 mol/L HCl-0.03 mol/L NH4F提取，比色法測定;土壤有效鋅、有效銅采用0.10 mol/L HCl浸提，原子吸收分光光度法測定;土壤有效鐵含量采取DTPA-CaCl2-TEA（DTPA為二乙基三胺五乙酸）提取，原子光譜法測定[9]。

水稻揚花期采集新鮮葉片，磷酸緩沖液粉碎處理，離心獲得上清液，作為抗氧化酶待測液：SOD（超氧化物歧化酶）活性以NBT光化學還原能力測算[10]，CAT（過氧化氫酶）活性以H2O2的降解速度來計算，酶活性基于蛋白質(zhì)量以U/g表示[11]，葉片中巰基化合物含量測定參照參考文獻[12]進行。

1.4 統(tǒng)計分析

使用Microsoft Excel 2010進行數(shù)據(jù)平均值和標準差的運算，SAS 9.2軟件進行方差分析，最小顯著性差異測驗（LSD）進行數(shù)據(jù)差異顯著性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤鎘形態(tài)和有效鎘含量

重金屬鎘形態(tài)分布控制其移動性和生物有效性。酸性稻田鎘形態(tài)以有效性較高的酸提取態(tài)為主（圖1）。未施加海泡石條件下，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉處理3種方式，其酸提取態(tài)鎘分數(shù)分別為48%、55%、71%，殘渣態(tài)鎘為18%、15%、10%，持續(xù)淹水過程促進了土壤膠體對鎘的吸附固定，有效性降低。施加0.5%～1.5%海泡石后，酸提取態(tài)鎘含量顯著下降，3種方式降幅分別為8.3%～18.8%、5.5%～16.4%、4.2%～14.1%（P<0.05），殘渣態(tài)鎘含量升高，增幅分別為11.1%～33.3%、13.3%～40.0%、10.0%～30.0%（P<0.05）。海泡石對土壤pH值的提升及其結(jié)構(gòu)表面對鎘的離子交換、絡合和共沉淀吸附作用，促進了鎘形態(tài)由酸提取態(tài)向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變，有效性顯著降低。

由圖2可見，未添加海泡石時，與傳統(tǒng)灌溉比，長期淹水處理的有效鎘含量下降15.7%，濕潤灌溉的有效鎘含量增加19.6%（P<0.05）。海泡石處理的土壤有效鎘含量顯著下降，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉處理3種水分管理方式下，降幅分別為16.3%～37.2%、7.8%～37.3%、14.8%～32.8%（P<0.05）。

2.2 稻米和稻草鎘含量

長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，稻米鎘含量差異顯著（圖3）。長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉的稻米鎘含量分別為0.45、0.78、1.02 mg/kg，均超過我國GB 2762—2012《食品中污染物限量》標注臨界值0.20 mg/kg。施加0.5%～1.5%海泡石后，稻米鎘含量降幅分別為26.7%～60.0%、19.2%～46.2%、18.6%～50.0%（P<0.05），施加1.5%海泡石后分別降至0.18、0.42、0.51 mg/kg。表明施加海泡石長期淹水處理，可使稻米鎘含量達到國家標準0.20 mg/kg;傳統(tǒng)灌溉下，1.5%海泡石處理可使稻米鎘含量基本滿足國際法典委員會標準規(guī)定的稻米鎘限量值0.40 mg/kg（Codex Stan 193—1995，CAC標準 食品和飼料中污染物和毒素通用標準）。海泡石處理鎘形態(tài)分布的變化和有效態(tài)鎘含量的降低，是稻米鎘含量下降的主要原因。

由圖4可知，未施加海泡石時，與傳統(tǒng)灌溉比，長期淹水的稻草鎘含量降低了37.4%，濕潤灌溉下稻草鎘含量增加了35.1%（P<0.05）。土壤海泡石處理后，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，稻草鎘含量分別降低25.0%～58.3%、15.2%～43.6%、15.4%～43.5%（P<0.05）。重金屬轉(zhuǎn)移系數(shù)是作物體內(nèi)各部位重金屬含量的比值，用于評價重金屬在作物體內(nèi)的遷移分配能力。表1表明，長期淹水下，稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)降低，施加海泡石后，地上部稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)整體下降。

2.3 土壤pH值和養(yǎng)分元素含量

pH值通過控制痕量元素的氧化還原、沉淀溶解、吸附解吸等行為，影響其土壤固液平衡和生物有效性。表2表明，長期淹水促進了土壤pH值的提升，分別比傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉處理增加0.38、0.54個單位，淹水過程中還原力氫離子濃度逐步下降是pH值升高的主要原因。0.5%～1.5%海泡石處理后，pH值顯著升高，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，分別增加了0.60～1.36、0.70～1.55、0.58～1.46個單位（P<0.05），海泡石中的碳酸鈣導致土壤pH值增加。

土壤養(yǎng)分元素含量見表2。未施加海泡石時，有效磷含量與傳統(tǒng)灌溉比，長期淹水的增加40.3%，濕潤灌溉的降低18.4%（P<0.05），持續(xù)淹水過程中，閉蓄態(tài)磷的還原溶解引起有效磷含量升高。施加海泡石后，有效磷含量整體顯著升高。長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，有效磷含量分別增加5.3%～26.2%、9.9%～33.6%、9.5%～25.1%（P<0.05）。隨著pH值不斷升高至6.0～7.0時，被土壤固定的Fe（Al）-P逐步釋放，有效磷含量顯著增加。

土壤淹水導致高價鐵的還原溶解和新舊鐵氧化物的更替，尤其對于酸性土，長期淹水下，土壤鐵有效性顯著增加，比傳統(tǒng)灌溉增加39.0%（P<0.05）。海泡石處理的有效鐵含量呈逐步下降趨勢，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，分別降低了8.4%～19.5%、8.5%～15.1%、12.8%～18.9%（P<0.05），有效鐵含量最低值均遠高于土壤缺鐵邊緣值范圍（4.5～6.0 mg/kg）。此外，土壤長期淹水促進pH值的提升和有效鋅、有效銅含量的下降，與傳統(tǒng)灌溉比，有效鋅、有效銅分別降低20.0%、13.3%（P<0.05）。施加海泡石促進了土壤鋅、銅形態(tài)由水溶態(tài)、交換態(tài)向礦物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，有效性顯著降低，有效鋅含量分別降低20.5%～45.5%、21.8%～60.0%、8.8%～52.9%（P<0.05），不同水分條件下，土壤有效鋅最低含量均在1.6～3.0 mg/kg（中）和3.1～5.0 mg/kg（高）濃度范圍內(nèi);海泡石處理的有效銅含量降幅分別為22.4%～32.7%、13.3%～33.6%、17.6%～32.8%（P<0.05），土壤最低銅含量均高于2.1～4.0 mg/kg（中）?？傊?，施加海泡石后，土壤有效鐵、有效鋅、有效銅含量雖有所下降，但不影響水稻正常生長所需。

2.4 水稻葉片抗氧化指標

土壤鎘脅迫下，水稻體內(nèi)活性氧清除酶系統(tǒng)功能受到抑制，產(chǎn)生大量活性自由基，破壞細胞原生質(zhì)膜系統(tǒng)，引起一系列生理代謝紊亂，最終影響作物正常生長[13-14]。長期淹水的CAT、SOD酶活性分別是傳統(tǒng)灌溉的1.18、1.16倍，是濕潤灌溉的1.43、1.67倍（表3）。施加海泡石緩減了鎘的氧化脅迫，葉片抗氧化酶活性升高，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，CAT酶活性分別增加了15.1%～130.2%、15.6%～93.3%、18.9%～137.8%，SOD酶活性最大增幅達32.7%、41.7%、41.1%（P<0.05）。

逆境土壤條件下，巰基化合物與重金屬絡合作用是作物體內(nèi)重金屬減毒的重要機制[15]。表3表明，未施加鈍化劑海泡石時，長期淹水提升了葉片巰基化合物含量，蛋白類谷胱甘肽（GSH）含量分別比傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉增加了15.3%、68.8%，非蛋白類巰化物（NPT）含量增幅為6.5%、36.9%（P<0.05）。海泡石處理的巰基化合物含量顯著升高，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，GSH含量增幅分別為9.4%～33.5%、5.4%～31.7%、6.5%～39.9%，NPT最大增幅達14.7%、24.9%、33.0%（P<0.05）。

3 討論與結(jié)論

天然黏土礦物是土壤無機膠體的組分之一，將其作為金屬污染土壤修復劑充分尊重了自然規(guī)律。富含碳酸鈣的海泡石對酸性稻田土壤具備提升其pH值的作用，促進了土壤膠體對重金屬鎘的吸附和鈍化，使得土壤鎘的生物有效性降低。王凱榮等的研究結(jié)果也證實了這點[16]。污灌區(qū)鎘污染土壤修復表明，施加0.5%～5.0%海泡石后，土壤交換態(tài)鎘降低到6.4%～9.4%，殘渣態(tài)鎘升高至23.2%～32.5%，土壤鎘有效性下降[6]。王林等研究發(fā)現(xiàn)，黏土處理的DTPA提取態(tài)有效鎘含量顯著下降[5]，與本研究結(jié)果一致。此外，土壤海泡石處理后，有效磷含量顯著升高（表2），形成了難溶性磷酸鎘，造成土壤鎘有效性下降。

本研究中土壤施加海泡石后，鎘有效性下降，稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)減小，共同導致水稻地上部稻米鎘含量顯著降低。丁凌云等在利用不同改良劑修復重金屬污染稻田中發(fā)現(xiàn)，傳統(tǒng)灌溉下，土壤施加改良劑后，稻米鎘含量較對照下降了45.1%[17]，符合國家限量標準要求。本研究傳統(tǒng)水分管理下稻米鎘含量最大降幅為46.2%，低于長期淹水下稻米鎘含量的最大降幅60.0%，證明長期淹水有利于土壤鎘的黏土鈍化過程。究其原因，土壤持續(xù)淹水過程中，隨著體系pH值逐步升高，羥基絡合態(tài)鎘濃度增加，同時隨著鎘離子與羥基負離子的締合，降低了鎘離子的平均電荷，也就降低了能障，鎘離子與膠體表面的親和力顯著增加，最終促進了海泡石對重金屬鎘的吸附固定。其次，持續(xù)淹水下，土壤有效態(tài)鎘含量較低，有利于海泡石對土壤鎘的鈍化過程，使鎘更易由交換態(tài)轉(zhuǎn)化為氧化物態(tài)和殘渣態(tài)。此外，土壤長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，海泡石處理的葉片抗氧化酶活性增強，巰基化合物含量顯著增加，巰基化物與植物細胞內(nèi)的重金屬鎘結(jié)合后，使其以不具生物活性的無毒螯合物形式存在，從而減輕鎘的生物毒害作用，是植物耐重金屬污染的重要機制之一。Yin等研究發(fā)現(xiàn)，重金屬污染土壤施加黏土后，根系、葉片中巰基化合物含量大幅升高，作物對重金屬的抗性明顯增強[18]。

綜上得出結(jié)論：（1）土壤1.5%海泡石處理后，長期淹水下，稻米鎘含量低于我國食品鎘限量標準0.20 mg/kg，傳統(tǒng)灌溉下，稻米鎘含量僅滿足國際法典委員會限量要求0.40 mg/kg。（2）長期淹水促進了海泡石對土壤鎘的鈍化和固定，長期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤灌溉3種水分管理方式下，海泡石處理的土壤有效鎘含量最大降幅分別為37.2%、37.3%、32.8%;土壤有效磷含量最大增幅分別為26.2%、33.6%、25.1%;土壤有效銅、有效鋅和有效鐵含量均高于各自缺素臨界值范圍。（3）海泡石處理的葉片抗氧化酶活性、巰基化合物含量顯著增加，水稻的鎘抗性提高。

參考文獻：

[1]Wagner G J. Accumulation of cadmium in crop plants and its consequences to human health[J]. Advances in Agronomy，1993，51（11）：173-212.

[2]張麗潔，張 瑜，劉德輝. 土壤重金屬復合污染的化學固定修復研究[J]. 土壤，2009，41（3）：420-424.

[3]Moreno-Caselles J，Moral R，Pérez-Espinosa A，et al. Cadmium accumulation and distribution in cucumber plant[J]. Journal of Plant Nutrition，2000，23（2）：243-250.

[4]Mahabadi A A，Hajabbasi M A，Khademi H，et al. Soil cadmium stabilization using an Iranian natural zeolite[J]. Geoderma，2007，137（3/4）：388-393.

[5]王 林，徐應明，孫 揚，等. 海泡石及其復配材料鈍化修復鎘污染土壤[J]. 環(huán)境工程學報，2010，4（9）：2093-2098.

[6]孫約兵，徐應明，史 新，等. 污灌區(qū)鎘污染土壤鈍化修復及其生態(tài)效應研究[J]. 中國環(huán)境科學，2012，32（8）：1467-1473.

[7]Malandrino M，Abollino O，Buoso S，et al. Accumulation of heavy metals from contaminated soil to plants and evaluation of soil remediation by vermiculite[J]. Chemosphere，2011，82（2）：169-178.

[8]曹會聰，王金達，張學林. BCR法在污染農(nóng)田黑土重金屬形態(tài)分布研究中的應用[J]. 水土保持學報，2006，20（6）：163-166，174.

[9]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京：中國農(nóng)業(yè)出版社，1999：83-132.

[10]Giannopolitis C N，Ries S K. Superoxide dismutases：Ⅰ. Occurrence in higher plants[J]. Plant Physiology，1977，59（2）：309-314.

[11]Havir E A，Mchale N A. Biochemical and developmental characterization of multiple forms of catalase in tobacco leaves[J].

Plant Physiology，1987，84（2）：450-455.

[12]蔣躍明. 荔枝采后果皮中巰基化合物含量變化及與褐變的關(guān)系（簡報）[J]. 植物生理學通訊，1997，33（4）：262-264.

[13]孫亞莉，徐慶國，賈 巍. 鎘脅迫對水稻的影響及其調(diào)控技術(shù)研究進展[J]. 中國農(nóng)學通報，2017，33（10）：1-6.

[14]章秀福，王丹英，儲開富，等. 鎘脅迫下水稻SOD活性和MDA含量的變化及其基因型差異[J]. 中國水稻科學，2006，20（2）：194-198.

[15]韓淑梅，陳貴川，侯雙雙，等. 孔雀草體內(nèi)低分子質(zhì)量巰基化合物對重金屬鎘的響應[J]. 種子，2018，37（10）：36-40.

[16]王凱榮，張玉燭，胡榮桂. 不同土壤改良劑對降低重金屬污染土壤上水稻糙米鉛鎘含量的作用[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2007，26（2）：476-481.

[17]丁凌云，藍崇鈺，林建平，等. 不同改良劑對重金屬污染農(nóng)田水稻產(chǎn)量和重金屬吸收的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境，2006，15（6）：1204-1208.

[18]Yin X L，Xu Y M，Huang R，et al. Remediation mechanisms for Cd-contaminated soil using natural sepiolite at the field scale[J]. Environmental Science： Processes & Impacts，2017，19（12）：1563-1570.