吳多基 林小兵，2 胡祖武 魏宗強 吳建富，*

（1江西農業(yè)大學國土資源與環(huán)境學院，江西 南昌 330045；2江西省紅壤研究所，江西 南昌 331717；3廣州商學院，廣東 廣州 511363）

近年來，大氣沉降、采礦、污水灌溉和農藥化肥施用等人類生產活動導致的農業(yè)表層土壤鎘（Cd）超標已成為普遍存在的環(huán)境問題［1］。尤其是在我國南方紅壤性稻區(qū)，大面積農田被Cd污染［2］。Cd是毒性較強的重金屬元素之一，水稻等農作物對土壤Cd有較強的富集能力，使得Cd 易通過食物鏈進入人體，導致腎臟受損，并可能對肺部、心血管和肌肉骨骼系統(tǒng)產生嚴重影響［3-4］。隨著我國對糧食生產需求的日益增長，開展食品安全和農業(yè)土壤重金屬污染研究具有重要意義。

南方紅壤性稻區(qū)土壤酸化促進了土壤中Cd 的活化，進一步加劇了稻米Cd 污染［5］。土壤改良劑鈍化修復是治理農田Cd污染、保障農產品質量安全的一項安全有效的技術，其核心在于改良劑的選擇。在眾多改良劑中，石灰是最早使用且應用最廣泛的緩解土壤酸化引起的重金屬污染的無機改良劑，主要是通過提高土壤pH 值來降低重金屬的生物有效性［6］。牡蠣殼粉因富含鈣和中微量元素，且成本低、生物降解性強、吸附性能好、堿性強等特點，也被廣泛應用于土壤重金屬的修復［7-9］。石灰、牡蠣殼等高鈣無機改良劑主要通過提高土壤pH 值來降低土壤有效態(tài)Cd 含量，短期效果較顯著，但長期施用易產生負面影響［10］。炭基功能性材料是生物炭通過化學活化、復合和摻雜不同材料制備而成的新型炭基材料，是目前較為理想的農業(yè)土壤修復改良劑［11］。研究表明，炭基功能性材料不僅能降低土壤Cd的生物有效性，而且還能提高土壤有機碳含量，改善土壤環(huán)境［12-13］，從而促進植株生長和提高籽粒產量［14］。Hu 等［15］研究發(fā)現(xiàn)，施用微生物菌劑可以降低土壤有效態(tài)Cd含量和糙米Cd含量。Qi等［16］的研究同樣表明，施用炭基微生物菌劑可改善根際土壤微生態(tài)系統(tǒng)的結構、功能和穩(wěn)定性，有利于農業(yè)的可持續(xù)安全生產?？偟膩碚f，炭基微生物菌劑不僅可以有效降低重金屬從土壤轉移到作物的風險，還可以通過改善土壤性質和調節(jié)微生物群落結構來促進植物生長。

目前，對于Cd污染紅壤性稻田的修復多傾向于選擇石灰性改良劑，關于炭基微生物菌劑修復Cd污染稻田的報道較少。鑒于此，本研究通過水稻盆栽試驗，對比分析了石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑對土壤化學性質和土壤Cd形態(tài)與遷移的影響，探討了炭基微生物菌劑與石灰、牡蠣殼粉對Cd 在土壤-水稻系統(tǒng)中遷移積累的影響，以期為Cd污染紅壤性稻田安全生產和利用提供理論依據(jù)和技術指導。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自江西農業(yè)大學農業(yè)科技園（28°46′8″N，115°49′53″E）的紅壤性水稻土。該區(qū)屬亞熱帶季風氣候，年平均氣溫17.6 ℃，年平均日照時數(shù)1 895 h，年平均降水量1 522 mm，年平均無霜期280 d，常年種植雙季稻。土壤為第四紀紅色粘土發(fā)育的潴育性水稻土，從田間采集耕作層（0～20 cm）土壤，充分混合，自然風干，研磨過2 mm 篩后備用。將氯化鎘（CdCl2）通過超純水溶解，與土壤混合使土壤中Cd含量達到5 mg·kg-1，在溫室中陳化30 d。陳化后的土壤性質見表1。

表1 陳化后的土壤基本化學性質Table 1 Chemical properties of the aged soil

1.2 供試材料

石灰購自附近農資店，為生石灰，其中CaO 含量78.4%，pH 值12.83，總Cd 0.09 mg·kg-1；牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑均由江西瑞博特生物科技有限公司提供，其中牡蠣殼粉CaO 含量約為40%，總有機碳（total organic carbon，TOC）含量4.73%，pH 值9.78，總Cd 0.13 mg·kg-1，炭基微生物菌劑（以生物炭為載體，接種枯草芽孢桿菌和巨大芽孢桿菌）含有效活菌約2×108CFU·g-1，TOC 含量34.81%，pH 值7.52，總Cd 0.16 mg·kg-1。

傅里葉紅外（fourier transform infrared spectrometer，F(xiàn)TIR）分析結果顯示（圖1），牡蠣殼粉分別在1 418 和877 cm-1處出現(xiàn)氧化鈣的特征峰［17］，炭基微生物菌劑在1 575、1 031 和1 388 cm-1處出現(xiàn)明顯峰值，可能分別與C=O 和C—O 彎曲振動，以及含有羧酸和酰胺等含氧官能團的拉伸振動有關［18］。此外，牡蠣殼粉和生物炭基微生物菌劑在3 425和3 380 cm-1處表現(xiàn)出明顯的—OH特征吸收峰［19］。

圖1 牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑的FTIR分析Fig.1 FTIR of oyster shell powder and biochar-based microbial agent

1.3 試驗設計

選用高21 cm、底部和頂部直徑分別為18和23 cm的盆缽，每盆裝土2.5 kg。此試驗為單因素試驗，共設4 個處理：（1）單施NPK 化肥（CF），（2）添加0.2%石灰+化肥（LMF），（3）添加0.2%牡蠣殼粉+化肥（OSF），（4）添加0.2%炭基微生物菌劑+化肥（BMF），每處理重復3 次。所有處理保持等量氮、磷、鉀養(yǎng)分投入，均施純N 0.15 g·kg-1、P2O50.10 g·kg-1、K2O 0.15 g·kg-1，并與土壤改良劑做基肥一次性施入且與土壤充分拌勻，淹水平衡一周。

供試水稻品種為美香占2 號，由江西農業(yè)大學農學院提供，2021 年7 月10日播種育秧（濕潤育秧），7月30 日將水稻秧苗移栽至盆中，每盆種植水稻1穴，每穴3 谷粒苗。盆栽試驗采用淹水種植，保持2～3 cm 水層，為保證光照條件相同，定期更換盆栽位置。灌溉水為自來水（pH 值5.20，電導率148.3 μs·cm-1，未檢測出Cd含量）。于10月29日收割，同時采集土壤和水稻植株樣品。用蒸餾水沖洗后，將水稻分為根、秸稈、穗3 部分，于105 ℃烘箱中殺青0.5 h，使酶失活，然后65 ℃烘至恒重。將谷粒分成稻殼和糙米，然后用不銹鋼研磨機磨碎，過0.25 mm篩。土壤樣品自然風干、研磨、2 mm 篩分用于化學參數(shù)分析，0.149 mm 篩分用于重金屬化學分析。

1.4 測定項目與方法

土壤和改良劑的pH值用pH計（瑞士Mettler Toledo公司）測定（土∶水=1∶2.5，改良劑∶水=1∶10）［20］；土壤陽離子交換量（cation exchange capacity，CEC）采用乙酸銨交換-蒸餾法［7］測定；土壤總有機碳（TOC）含量采用vario MACRO cube 元素分析儀（德國ELEMENTAR公司）測定［21］。

土壤有效態(tài)Cd 含量的測定參考《GB/T 23739-2009 土壤質量 有效態(tài)鉛和鎘的測定 原子吸收法》［22］中的二乙烯三胺五乙酸（diethylenetriaminepentaacetic acid，DTPA）提取法；土壤各化學形態(tài)Cd含量的測定采用改進的歐共體標準物質局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的連續(xù)浸提法［23-24］，浸提過程如表2所示：

表2 改進的BCR三步連續(xù)浸提法流程Table 2 Modified BCR three-stage sequential extraction process

土壤和植物樣品分別在密閉MARS6 Classic 微波消解儀（美國CEM 公司）中消解，用于測定總Cd 含量。用標準物質土壤（標準編號：GBW07045）和柑橘葉［標準編號：GBW10020 （GSB-11）］對土壤和植物樣品中重金屬進行質量控制。Cd 回收率控制在89.31%～96.90%之間。土壤改良劑中總Cd 含量的測定參考《NY/T 1978—2010 肥料汞、砷、鎘、鉛、鉻含量的測定》［25］，取3.00 g（<1 mm）土壤改良劑與20 mL王水混合過夜，在電熱板上完全消化后用超純水稀釋至50 mL，測定總Cd含量。

上述浸提液和消解液中的Cd 含量用iCE 3500 原子吸收光譜儀（美國Thermo 公司）測定，同時做空白試驗。

1.5 數(shù)據(jù)分析

水稻中Cd 的富集系數(shù)（bio-enrichment factor，BCF）和轉移系數(shù)（transfer factor，TF）按照如下公式進行計算［26］：

式中，BCF為Cd在水稻糙米中的富集系數(shù)；Cbrownrice為水稻糙米中的Cd 含量（mg·kg-1）；Csoil為土壤中的總Cd含量（mg·kg-1）；TFi/j代表Cd從水稻j部位到i部位的轉移系數(shù)；Ci為水稻i 部位Cd 含量（mg·kg-1）；Cj為水稻j部位Cd含量（mg·kg-1）。

用Excel 2016 進行數(shù)據(jù)整理，用SPSS 25.0 對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，并采用Duncan 法進行顯著性檢驗，用Pearson法進行相關性分析，用Origin 2021軟件作圖。

2 結果與分析

2.1 土壤改良劑對水稻成熟期土壤pH 值、CEC 和TOC的影響

由圖2-A 可知，等養(yǎng)分投入時，添加石灰（LMF）和牡蠣殼粉（OSF）的處理對水稻成熟期土壤pH 值有顯著提升作用（P<0.05）。與CF 相比，LMF 處理土壤pH值增加幅度最大（增加了0.86個單位），而BMF處理對土壤pH 值無顯著影響。由圖2-B 可知，相較于CF 處理，添加3 種土壤改良劑對成熟期土壤CEC 含量均有提升，但是差異未達顯著水平（P>0.05）。由圖2-C 可知，與CF 相比，BMF 處理能顯著提高土壤TOC 含量，增幅為10.04%（P<0.05），而LMF 和OSF 處理對土壤TOC含量影響不大。

圖2 添加土壤改良劑對土壤pH值（A）、CEC（B）和TOC（C）的影響Fig.2 Effects of soil amendments on soil pH （A），CEC （B） and TOC （C）

2.2 土壤改良劑對土壤Cd化學形態(tài)分布的影響

由圖3-A 可知，添加土壤改良劑能顯著降低土壤DTPA 有效態(tài)Cd 含量，與CF 處理相比，LMF、OSF 和BMF處理土壤DTPA有效態(tài)Cd含量分別降低了24.97%、19.52%和17.13%（P<0.05）。通過BCR 連續(xù)浸提法將土壤中Cd 形態(tài)分為4 種，其中，土壤酸可提取態(tài)Cd占36.2%～64.0%，可還原態(tài)Cd占10.0～12.5%，殘渣態(tài)Cd占22.4%～52.0%。添加石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑之后，土壤殘渣態(tài)Cd 的占比大幅提高，相對而言，土壤中酸可提取態(tài)Cd 的占比明顯降低（圖3-B）。由表3 可知，添加土壤改良劑均能顯著降低土壤中酸可提取態(tài)Cd 的含量，相應的殘渣態(tài)Cd 含量顯著升高。LMF、OSF 和BMF 處理的酸可提取態(tài)Cd 含量分別較CF 處理降低了43.24%、39.53%和41.75%（P<0.05），同時殘渣態(tài)Cd 含量分別增加了132.09%、122.55%和132.61%（P<0.05）。BMF 處理下可氧化態(tài)Cd 含量降低了29.82%（P<0.05），但對可還原態(tài)Cd無顯著影響。上述結果說明施用石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑均可促進土壤Cd從活性態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉化。

圖3 添加土壤改良劑對土壤DTPA有效態(tài)Cd（A）和Cd化學形態(tài)分布（B）的影響Fig.3 Effects of soil amendments on the DTPA-extractable Cd （A） and the proportion of Cd in various forms in soil （B）

表3 添加土壤改良劑對土壤中不同形態(tài)Cd含量的影響Table 3 Effect of soil amendments on the content of various of Cd in soil

2.3 土壤改良劑對水稻干物質積累量的影響

由圖4 可知，添加牡蠣殼粉（OSF）、炭基微生物菌劑（BMF）顯著提高了水稻成熟期根系和莖葉的干物質積累量，其中BMF 處理優(yōu)于OSF 處理。與CF 相比，BMF 處理水稻根系、莖葉和籽粒的干物質積累量分別顯著增加了61.22%、33.02%和15.49%（P<0.05）。LMF處理籽粒干物質積累量略低于CF處理，但處理間無顯著差異。綜上，添加炭基微生物菌劑對水稻成熟期的根系、莖葉和籽粒均具有較明顯的促生作用。

圖4 添加土壤改良劑對水稻成熟期各部位干物質積累量的影響Fig.4 Effects of soil amendments on the dry matter accumulation in rice at maturity stage

2.4 土壤改良劑對水稻Cd吸收與遷移的影響

水稻成熟期植株各部位Cd含量大小表現(xiàn)為根系>莖葉>糙米（圖5-A～C）。LMF、OSF和BMF處理水稻糙米Cd含量較CF均有所降低，其中，LMF和BMF處理糙米Cd 含量分別降低了42.83%和54.57%（圖5-A，P<0.05）。同時，LMF、OSF 和BMF 還可有效降低莖葉中Cd 的積累（圖5-B，P<0.05）。BMF 處理根系Cd 吸收量最低，與CF 相比，BMF 處理根系Cd 含量降低了62.22%（圖5-C，P<0.05）。

圖5 添加土壤改良劑對水稻Cd吸收與遷移的影響Fig.5 Effects of soil amendments on Cd uptake and migration in rice

圖6 相關系數(shù)熱圖Fig.6 Heat map of correlation coefficient

與CF 處理相比，LMF 和OSF 處理水稻TFstraw/root顯著降低，分別降低了52.90%和39.93%（圖5-D，P<0.05），而TFbrownrice/straw提高了73.93%和90.60%（圖5-E，P<0.05）。與CF 處理相比，LMF 和BMF 處理的BCFbrownrice顯著降低，分別降低了41.57%和53.93%（P<0.05），而OSF處理的BCFbrownrice變化不明顯（圖5-F）。

2.5 水稻糙米Cd含量與土壤Cd形態(tài)的相關性分析

水稻對Cd 的吸收量與土壤有效態(tài)Cd 和環(huán)境因子的變化有關。由圖5 可知，土壤pH 值與土壤DTPA 有效態(tài)Cd含量呈極顯著負相關（P<0.01），與土壤殘渣態(tài)Cd 含量呈正相關關系；土壤DTPA 有效態(tài)Cd 含量與酸可提取態(tài)Cd 含量呈極顯著正相關，與土壤殘渣態(tài)Cd含量呈極顯著負相關（P<0.01），相關系數(shù)高達-1.00。水稻植株（糙米、秸稈、根系）Cd 含量與酸可提取態(tài)和可還原態(tài)Cd含量呈顯著正相關（P<0.05），同時與土壤殘渣態(tài)Cd 含量呈顯著負相關（P<0.05）。進一步研究糙米中Cd 積累的預測方程，如表4 所示，線性預測方程表明，土壤因子中酸可提取態(tài)Cd 含量是糙米中Cd積累的最佳預測因子，此外，糙米中Cd 的積累直接來自根系和秸稈的轉移。

表4 水稻糙米Cd含量與土壤化學性質、Cd形態(tài)之間的逐步回歸分析參數(shù)Table 4 Parameters of stepped-regression analysis between Cd concentration in brown rice and soil chemical properties and Cd forms

3 討論

3.1 土壤改良劑對土壤Cd有效性的影響

土壤pH 值是影響土壤中Cd生物有效性的關鍵因素，主要通過調節(jié)土壤中Cd的固液平衡和賦存形態(tài)調控土壤中Cd 的生物活性。Zeng 等［27］研究發(fā)現(xiàn)，添加牡蠣殼粉顯著提高了土壤和孔隙水的pH值，降低了土壤中DTPA 有效態(tài)Cd 含量。本研究結果顯示，添加石灰和牡蠣殼粉均可顯著提升土壤pH值，相關分析結果顯示，土壤有效態(tài)Cd 含量與土壤pH 值呈極顯著負相關（相關系數(shù)為-0.72），這與前人研究結果一致［5，13］。究其原因，可能是石灰和牡蠣殼粉均屬于含鈣堿性物質，施入后可消耗土壤中的質子，使土壤pH 值顯著提高，增加土壤表面的負電荷，土壤中的Cd2+以氫氧化物或碳酸鹽的形式形成沉淀；另一方面，土壤中Fe 和Mn等離子與OH-結合成羥基化合物，為Cd2+提供更多的吸附位點，促進土壤對Cd2+的吸附，進而降低土壤中Cd 的有效性和遷移性［28］。添加炭基微生物菌劑可有效提高土壤有機碳含量，同時顯著降低土壤生物有效態(tài)Cd含量。一方面，可能與炭基微生物菌劑含有豐富的有機碳和枯草芽孢桿菌等有效活菌有關，炭基微生物菌劑施入土壤后能增加土壤有機碳含量和活菌數(shù)量，增強微生物的生化強度［29］，促進了土壤膠體對Cd2+的吸附固定作用［30］；另一方面，炭基微生物菌劑富含羧酸、酰胺和酯類等活性官能團，施入后增加了土壤有機碳含量，并且這些官能團能與Cd2+相互作用形成穩(wěn)定的表面復合體，增強土壤對Cd2+的特異性吸附，降低土壤有效態(tài)Cd含量［31］。除此之外，也有可能是炭基微生物菌劑中的生物炭直接對土壤Cd產生吸附效應，進而降低Cd 的生物有效性，但該推論有待進一步驗證。從土壤Cd 形態(tài)變化分析，添加石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑主要促進了土壤Cd 從活性強的酸可提取態(tài)向穩(wěn)定的殘渣態(tài)轉化，弱化其在土壤中的遷移性。

3.2 土壤改良劑對水稻干物質積累及Cd 吸收積累的影響

水稻成熟期干物質積累量與產量形成密切相關，是評估水稻高產的常用生理指標，而且水稻植株地上部分干重能反映干物質積累和生長狀況［32］。本研究發(fā)現(xiàn)，炭基微生物菌劑處理有利于水稻成熟期根系、莖葉和籽粒的干物質積累，在Cd脅迫條件下對水稻具有較明顯的促生作用。其原因可能是炭基微生物菌劑的施用會影響土壤養(yǎng)分循環(huán)過程，增加土壤有效養(yǎng)分含量，進而影響水稻對養(yǎng)分的吸收及其生長［33］。而石灰處理對水稻成熟期干物質積累的促進作用不明顯，可能與水稻生長的最適酸堿度范圍為6～7有關。

土壤中Cd的生態(tài)毒性強烈依賴于其生物有效性。因此，目前農田Cd 污染修復策略傾向于化學固定，減少Cd 的遷移。本研究中，添加石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑均可不同程度地降低水稻根系、莖葉和糙米中的Cd 含量，其中，添加石灰和炭基微生物菌劑是降低水稻糙米中Cd含量的有效措施，這與大多數(shù)研究結果一致［27，34］?？赡苁怯捎谔砑油寥栏牧紕┠苡行Ы档屯寥繡d 的生物有效性，減少水稻對鎘的吸收；其次添加土壤改良劑能阻控水稻各部位的Cd 向籽粒轉運［35］。本試驗結果顯示，添加土壤改良劑對降低土壤有效態(tài)Cd 含量具有顯著效果，相關分析表明，水稻植株（糙米、莖葉、根系）Cd 含量與酸可提取態(tài)和可還原態(tài)Cd 含量呈顯著正相關，與土壤殘渣態(tài)Cd 含量呈顯著負相關，說明土壤中酸可提取態(tài)和可還原態(tài)Cd是易被植物吸收利用的形態(tài)。Yoneyama 等［36］研究指出土壤中的Cd 可在土壤溶液中移動，以Cd2+的形式被水稻根系吸收，并通過木質部和韌皮部轉運，在根部和下部葉片以及籽粒中積累。本研究中石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑主要是通過降低土壤中活性高的酸可提取態(tài)Cd 含量來降低Cd 在水稻體內的積累。此外，石灰和牡蠣殼粉顯著降低了Cd 從水稻根系向秸稈的轉移系數(shù)，抑制了Cd 從水稻根系向地上部的轉移，阻礙水稻自下而上的Cd 運輸過程，進而降低了Cd 在糙米中的富集；而炭基微生物菌劑主要是通過抑制根系對Cd 的吸收，減少水稻從土壤中攝取Cd 的總量來降低水稻器官內的Cd含量與積累量。

4 結論

炭基微生物菌劑對水稻成熟期的根系、莖葉和籽粒均具有較明顯的促生作用。添加石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑對紅壤性Cd 污染水稻土均具有一定的修復效果，且以添加石灰、炭基微生物菌劑效果較好。這些措施降低糙米Cd含量的機制是：（1）石灰、牡蠣殼粉均能顯著提升土壤pH值，而炭基微生物菌劑則顯著提高土壤TOC 含量；（2）石灰、牡蠣殼粉和炭基微生物菌劑均改變了土壤中Cd 形態(tài)含量，降低了Cd 的生物有效性；（3）石灰和牡蠣殼粉增強根系Cd的滯留，抑制Cd從水稻根系向地上部的轉移，阻礙水稻自下而上的Cd 運輸過程，進而降低了Cd 在糙米中的富集；而炭基微生物菌劑則主要是通過抑制根系對Cd的吸收，減少水稻從土壤中攝取Cd 的總量來降低水稻器官的Cd 含量與積累量。綜上，從降鎘和協(xié)同提升土壤質量的角度來看，炭基微生物菌劑可作為一種比較理想的鎘污染稻田土壤修復改良劑。