褚傲南 楊 義 張全保 張文東 毛翀赟 屠 俊 江 淦

（1安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽淮南 232001；2江西潔地環(huán)境治理生態(tài)科技有限公司，江西鷹潭 335000；3江西省貴溪市濱江鎮(zhèn)人民政府，江西貴溪 335000；4鷹潭市余江區(qū)農(nóng)業(yè)農(nóng)村糧食局，江西鷹潭 335200；5鷹潭市貴溪生態(tài)環(huán)境局，江西鷹潭 335000）

隨著城市化和工業(yè)化進程加快，重金屬污染物通過各種途徑不斷輸入農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)，嚴重威脅農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全[1-2]。水稻吸收過量鎘（Cd）不僅會影響其生長發(fā)育，減少產(chǎn)量，更會通過食物鏈把毒性強、半衰期長的Cd 傳遞到人體中，給人體健康帶來威脅[3-4]。據(jù)報道，我國當(dāng)前土壤Cd 含量超標(biāo)區(qū)域集中在長江流域和東南沿海地區(qū)[5-6]。同時，稻米是我國居民的重要主食，我國居民平均每日大米攝入量高達214.19 g/人，超過世界平均水平（148 g/人）45%[5]。稻米的高污染風(fēng)險以及居民高水平的稻米攝入量，決定了我國稻田Cd 污染防控的必要性與緊迫性。

當(dāng)前，關(guān)于水稻Cd 污染調(diào)控研究主要包括土壤pH 調(diào)控、選育鎘低積累水稻品種、水分管理等農(nóng)藝調(diào)控措施，以及這些措施對稻田土壤中Cd 遷移轉(zhuǎn)化的機理及阻控水稻Cd 積累的效應(yīng)[7-9]。Zhu 等[10]研究發(fā)現(xiàn)，施用石灰可以使土壤pH 升高0.5，同時使水稻籽粒Cd 含量降低35.3%。水分管理對Cd 的遷移富集影響很大，Huang 等[11]通過盆栽試驗，研究了不同生育期水分管理模式對水稻籽粒Cd 累積的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)灌漿期淹水較常規(guī)灌溉措施可以使水稻糙米Cd 含量下降90%。以上研究中，施用生石灰作為稻田控Cd 最具性價比的措施被廣泛應(yīng)用，灌漿期淹水也被發(fā)現(xiàn)是稻田水分管理中降Cd 效果更好、水資源更為節(jié)約的方式[6，12]。因此，探究生石灰鈍化和水稻灌漿期淹水聯(lián)合措施對實際稻田生產(chǎn)中的控Cd 具有重要意義。

本文以某輕度Cd污染農(nóng)田為例，研究灌漿期淹水、施用生石灰以及綜合處理措施對土壤中有效態(tài)Cd、離子交換態(tài)Cd和水稻各器官中Cd含量的影響，以期為Cd污染稻田的安全利用提供更多指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 試驗田與試驗材料

試驗地位于某水稻種植區(qū)，選取污染稻田0～20 cm 表土，經(jīng)自然風(fēng)干，研磨過100 目篩，測得土壤pH 5.24，總Cd 含量為0.82 mg/kg，屬于輕度Cd 污染土壤；試驗水稻品種為五優(yōu)華占，采用的土壤鈍化劑為生石灰（CaO 含量70%）。

1.2 試驗設(shè)計

試驗設(shè)計水分管理方式為灌漿期淹水，鈍化劑選用生石灰，用量為3 000 kg/hm2。本研究為大田小區(qū)試驗，試驗設(shè)置4種處理：對照、淹水、鈍化、淹水+鈍化，每個處理重復(fù)3次，每個小區(qū)30 m2，共12個小區(qū)，小區(qū)間田埂包裹塑料薄膜，每個小區(qū)保證單排單灌，以防小區(qū)間串水，影響試驗結(jié)果。各處理組栽培管理措施參考表1。

表1 標(biāo)準(zhǔn)處理具體規(guī)程及名稱

1.3 樣品處理與方法

采集成熟期各區(qū)長勢均勻的水稻代表植株樣，用自來水和去離子水洗凈，再用剪刀將植株按根、莖、葉、谷粒分開，將谷粒樣品置于室外曬干后用糙米機細分為谷殼和糙米，其他部位樣品先在105 ℃烘箱中殺青30 min，再70 ℃烘干至恒重。將根、莖、葉、糙米粉碎后過100目篩，封袋保存。將采集相應(yīng)的0～20 cm表層土壤，在室內(nèi)自然風(fēng)干，除去根系等雜物，置于研缽中研磨，分別過10目和100目尼龍篩后放入聚乙烯封口袋中保存。水稻根、莖、葉以及糙米植物樣品用HNO3-HClO4體系消解，土壤樣品采用HNO3-HF-HClO4體系消解，土壤樣品和植物樣品消解液及提取物中Cd的含量均用ICP-OES測定，土壤中有效態(tài)Cd 采用CaCl2試劑提取，離子交換態(tài)Cd 采用MgCl2試劑提取。土壤pH 測定：在室溫下，以土水比1∶2.5 配制土壤懸浮液，于恒溫振蕩器上振蕩1 h 后靜置30 min 用pH 儀測定。水稻產(chǎn)量測定：分別收獲試驗田小區(qū)水稻，將水稻脫粒后，自然風(fēng)干，計重。

1.4 數(shù)據(jù)處理及分析

運用Microsoft Excel 2010、IMB SPSS 27.0 對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析處理，運用Origin 2021 軟件對數(shù)據(jù)進行圖表處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同調(diào)控措施對水稻產(chǎn)量的影響

不同處理下水稻產(chǎn)量由圖1可知，與對照相比，鈍化和淹水+鈍化處理組水稻產(chǎn)量均有增長，分別增長了2.79%和0.63%，而淹水處理組水稻產(chǎn)量有所下降，降低幅度為0.50%。各處理組水稻產(chǎn)量由高到低排列順序依次為鈍化、淹水＋鈍化、對照、淹水，各處理組水稻產(chǎn)量雖有偏差，但均未達到顯著性水平（P＞0.05），表明3 種調(diào)控處理措施對水稻產(chǎn)量的影響較小。

圖1 不同調(diào)控措施對水稻產(chǎn)量的影響

2.2 不同調(diào)控措施對土壤pH、土壤有效態(tài)Cd和離子交換態(tài)Cd含量的影響

分別對試驗基地水稻成熟期的土壤樣品進行分析，結(jié)果如圖2a 所示，與對照組CK 相比，大田試驗土壤pH 有不同幅度的升高，但差異不顯著。采用3 種調(diào)控措施后土壤pH提高了0.20～0.31。其中，淹水+鈍化處理降低土壤酸性的效果最好，土壤pH 達到了5.55，對耕地土壤pH的提高率約為6.05%；淹水處理和鈍化處理對改良耕地酸性土壤的效果相當(dāng)，提高率分別為4.04%和4.48%。

圖2 不同調(diào)控措施對土壤pH、土壤有效態(tài)Cd和離子交換態(tài)Cd含量的影響

圖2b 為試驗稻田土壤樣品中有效態(tài)Cd 和離子交換態(tài)Cd 的含量示意圖，結(jié)果表明，灌漿期淹水處理、施加生石灰鈍化及綜合措施對土壤有效態(tài)Cd和離子交換態(tài)Cd含量有一定影響，較對照組都不同程度地降低有效態(tài)Cd和離子交換態(tài)Cd的含量。對于土壤有效態(tài)Cd 而言，3 種調(diào)控措施處理后含量均有小幅度下降，平均下降0.01～0.02 個單位，降幅約為7.69%～15.38%。

與稻田土壤有效態(tài)Cd相比，不同處理組間離子交換態(tài)Cd 含量的變化差異顯著（P＜0.05），3 種調(diào)控措施較對照組相比離子交換態(tài)Cd 含量平均減少0.04～0.05 個單位，其中淹水+鈍化措施下離子交換態(tài)Cd 的鈍化效率最高，降鎘率達到13.51%，其次是淹水處理和鈍化處理，降Cd效果相當(dāng)，約為10.81%。

2.3 不同調(diào)控措施對水稻各部位Cd含量的影響

由圖3 所示，在Cd 污染試驗田區(qū)內(nèi)，水稻各部位重金屬Cd含量表現(xiàn)出根＞莖＞糙米＞葉的規(guī)律。由圖3可知，3種調(diào)控措施都能在不同程度上減少水稻根系以及莖鞘Cd含量。其中水稻根系Cd含量除淹水+鈍化處理外，其他兩種單一處理的降Cd 效果并不顯著，經(jīng)過淹水或鈍化后水稻根系的Cd含量約在20.42～21.39 mg/kg，與對照組相比，降低范圍為0.37%～4.89%；淹水+鈍化處理后水稻根系Cd 含量約降低5.08個單位，降鎘率達23.66%。而對于水稻莖鞘，降Cd 效果排序為淹水+鈍化＞淹水＞鈍化＞對照，Cd 含量降幅為0.63%～2.79%，且差異并不顯著，說明3種處理措施對水稻莖鞘Cd含量的影響較??；在水稻的3個試驗處理中，葉片和糙米Cd含量相比于對照處理降低效果顯著（P＜0.05）。采用3種調(diào)控措施后，水稻葉片的Cd含量約在182.82～267.10 mg/kg，與對照組相比，降Cd 范圍為18.28%～44.06%，綜合處理的效果最好。對于水稻糙米而言，鈍化、淹水和淹水+鈍化處理分別使Cd 的含量降低21.46%、60.71%和70.36%。

圖3 不同調(diào)控措施對水稻Cd含量的影響

3 討論

本研究中，淹水處理較對照處理的水稻產(chǎn)量略有下降，但并未產(chǎn)生顯著差異，這與前人研究結(jié)果類似[13]。事實上，水分管理會對水稻的生長產(chǎn)生影響，但是其產(chǎn)量是多方面綜合影響的結(jié)果，陳新紅等[14]研究發(fā)現(xiàn)，水稻結(jié)實期水分脅迫會通過影響葉片光合速率導(dǎo)致植株加快衰老，但同時也能促進植株物質(zhì)轉(zhuǎn)運量的增加，因此會出現(xiàn)水分脅迫處理與非脅迫處理間產(chǎn)量差異不明顯的情況。而鈍化處理較對照的水稻產(chǎn)量則略有上升，但差異仍不顯著，這與婁飛等[15]研究結(jié)果一致。有研究認為[16]，常規(guī)的土壤鈍化劑添加對土壤pH有升高作用，但對水稻產(chǎn)量并無顯著影響。綜合處理對水稻產(chǎn)量的影響與單一處理結(jié)果類似。由此可見，灌漿期淹水以及石灰鈍化可以保證水稻的產(chǎn)量。

3 種調(diào)控措施均使土壤pH 有所提升，其中鈍化處理的提升效果略優(yōu)于淹水處理，但提升不顯著，這可能是因為生石灰的添加量較小，又在土壤的緩沖體系作用下，使酸堿逐漸趨于平衡[17]。土壤中Cd的形態(tài)與其遷移轉(zhuǎn)化能力密切相關(guān)，3 個處理組的有效態(tài)Cd和離子交換態(tài)Cd含量相較于對照均有不同程度的下降，表明淹水、添加生石灰措施降低了Cd的活性。關(guān)于石灰降低Cd活性的機理，主要觀點是石灰所帶來的pH升高，導(dǎo)致土壤膠體表面負電荷增加以及鐵、錳羥基化合物的生成，增強了對Cd2+的吸附；游離態(tài)Cd2+向CdCO3、Cd（OH）2的轉(zhuǎn)化，降低Cd的遷移能力[17-20]。此外，還有研究認為生石灰的加入會提升土壤中的有效磷，進而有利于生成P-Cd沉淀物[21]；通過增加土壤中的Ca2+，促進土壤中礦物表面膠體的形成，可以增強對Cd 的吸附[22]；影響土壤中的鐵還原菌群落的豐度，進而降低Cd 的有效性[23]。眾多研究表明淹水措施可以有效降低稻田土壤Cd 的活性，主要有以下2 個方面的原因：①淹水條件下土壤呈還原環(huán)境，高價硫會在微生物的作用下被還原成低價態(tài)的硫，還原產(chǎn)生的HS-、S2-等能與Cd 形成不溶的CdS 沉淀，這會大大降低土壤中游離Cd2+含量[24-26]。②淹水提高土壤pH 并且降低了土壤的Eh，一方面，土壤中的膠體負電荷增多以及土壤中鐵氧化物由結(jié)晶態(tài)向無定形態(tài)轉(zhuǎn)化，進一步增強了對Cd2+的吸附；另一方面，這能降低含Cd 礦物的溶解度，降低Cd的有效性[26-28]。

水稻各部位重金屬Cd含量表現(xiàn)出根＞莖＞糙米＞葉的規(guī)律，這與張子葉等[29]的研究結(jié)果一致。添加生石灰以及淹水措施對水稻根系和莖鞘Cd 含量影響較小，而對葉和糙米的Cd 含量影響顯著，這與史磊等[30]研究結(jié)果相似。生石灰的添加可以減少水稻籽粒對Cd 的吸收，除了生石灰降低了土壤中Cd 的活性外，還與水稻Cd 吸收的增多，會抑制水稻根系吸收Cd向莖稈的轉(zhuǎn)運有關(guān)[31]。在水稻灌漿階段，木質(zhì)部會運輸大量的Cd 到節(jié)部的韌皮部，使Cd 更容易被水稻籽粒吸收，該階段是調(diào)控Cd 的重要時期[11-12]。灌漿期淹水導(dǎo)致的Cd 由離子交換態(tài)轉(zhuǎn)化成更難被植物利用的有機結(jié)合態(tài)等形態(tài)是水稻籽粒Cd 降低的重要原因[27-28，32]。紀雄輝等[33]研究認為，淹水會導(dǎo)致土壤中生成大量的Fe2+、Mn2+，而水稻作為耐漬水植物，可以通過吸收氧使其根系處于氧化狀態(tài)，從而在根表形成鐵、錳的（氫）氧化物膜，而膜的厚度會決定該膜是促進還是抑制水稻對Cd 的吸收。劉昭兵等[34]認為，水稻根系吸收Cd需要借助于Fe 的轉(zhuǎn)運蛋白，而淹水導(dǎo)致土壤中增多的Fe2+會與Fe轉(zhuǎn)運蛋白優(yōu)先結(jié)合，大大降低該蛋白與Cd的結(jié)合概率，從而降低水稻對Cd 的吸收。同時，淹水措施還會影響水稻內(nèi)部相關(guān)基因的表達，抑制Cd向籽粒的運輸[26，35]，進而導(dǎo)致籽粒Cd含量下降。

4 結(jié)論

灌漿期淹水以及添加適量生石灰可以保證水稻產(chǎn)量，并且單一的淹水、添加生石灰處理以及綜合處理使耕地土壤pH 提高了0.20～0.31 個單位，而有效態(tài)Cd 和離子交換態(tài)Cd 的含量則均有不同程度下降。在水稻的根和莖中，實驗處理未對其Cd含量產(chǎn)生顯著影響，而在水稻的糙米和葉中，單一的淹水、添加生石灰處理以及綜合處理措施則顯著降低其Cd的含量，糙米Cd含量降幅為21.46%～70.36%。淹水降Cd 效果優(yōu)于添加生石灰，綜合處理措施降Cd效果優(yōu)于單一措施。通過對水稻進行灌漿期淹水并配合添加適量生石灰，可以有效降低土壤Cd的活性以及水稻糙米Cd含量。