李 陽，尹英杰，朱司航，2，3，張 新，黃益宗，王 喆，商建英，2，3*

湖南省礦產(chǎn)資源豐富，被稱為“有色金屬之鄉(xiāng)”，隨著人類不合理的采礦活動加劇，當(dāng)?shù)剞r(nóng)田土壤正受到日益嚴(yán)重的污染。據(jù)第二次全國土壤普查統(tǒng)計，湖南省礦毒污染型稻田面積達(dá)到6.7×103hm2，1998年增加到1.13×104hm2（湖南省水田面積的0.45%）[1]。劉小詩[2]測得湖南石門地區(qū)及株洲地區(qū)土壤中Cd平均含量均高于土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值（GB 15618—2018）[3]，雷鳴等[4]研究發(fā)現(xiàn)湖南郴州柿竹園礦區(qū)的水稻土中Cd的污染指數(shù)達(dá)到重污染指標(biāo)。水稻作為湖南地區(qū)的主要糧食作物，農(nóng)田中的Cd通過在水稻中的累積會直接威脅農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量以及人類健康安全。相關(guān)研究表明，由于水稻田的淹水條件以及水稻自身的性質(zhì)，重金屬Cd在水稻體內(nèi)的富集較多[5-6]。長期食用重金屬超標(biāo)的稻米易引起健康問題。

降低水稻對重金屬Cd的富集成為一個亟需解決的問題。周莉等[7]總結(jié)出幾種農(nóng)田污染Cd防控措施：污染源源頭防控；水分管理抑制作物Cd吸收；原位鈍化修復(fù)抑制作物Cd吸收；葉面調(diào)理抑制Cd吸收等。本試驗(yàn)采用的原位鈍化修復(fù)技術(shù)成本低、見效快、對土壤破壞小。該方法是指向土壤中添加化學(xué)物質(zhì)，通過改變土壤理化性質(zhì)和重金屬污染物化學(xué)形態(tài)，降低重金屬污染物在土壤中的有效性和遷移性，從而抑制作物對重金屬污染物的吸收[8]。目前的原位鈍化修復(fù)研究一般使用單一鈍化材料修復(fù)受污染的土壤，但單一鈍化材料易破壞土壤結(jié)構(gòu)，可能造成土壤二次污染[9]。例如，施用石灰可以提高土壤pH從而降低土壤Cd的有效性[10]，但石灰的持效性較短，寧皎瑩等[11]研究表明施用石灰對降低玉米籽粒中Cd含量的效應(yīng)只能持續(xù)一年半左右，且大量施用易造成土壤板結(jié)。赤泥中的鐵鋁氧化物可以與土壤Cd結(jié)合，通過其多孔結(jié)構(gòu)吸附Cd以及提高土壤pH值來降低土壤Cd的有效性[12-13]，但赤泥中可能含有少量重金屬和放射性元素，大量施用會引起環(huán)境污染風(fēng)險[14]。高嶺土屬于黏土礦物類鈍化材料，對土壤中Cd具有一定的吸附作用，效果并非十分顯著，但其價格低廉，在環(huán)境中具有較好的自凈能力[15-16]。單一鈍化劑會存在不足之處，將其混合施用可以彌補(bǔ)這一缺點(diǎn)，研究表明，合理混施鈍化劑對于治理土壤重金屬污染效果顯著。顧巧濃等[17]發(fā)現(xiàn)腐殖質(zhì)和石灰復(fù)配處理對土壤重金屬的處理效果較好。郭曉方等[18]選用石灰與過磷酸鈣混施處理顯著降低了玉米籽粒Cd、Zn和Cu的含量。

因此，本文本著固廢資源利用、價格低廉的原則，選取了石灰、赤泥和高嶺土3種常用鈍化材料，通過土壤培養(yǎng)試驗(yàn)和大田試驗(yàn)，研究不同鈍化材料混施對南方酸性土壤Cd有效性的影響，并在大田試驗(yàn)中探究不同混施處理下水稻各部位對Cd的吸收累積特征。通過田間試驗(yàn)篩選出降低土壤Cd有效性和植物Cd含量的混施鈍化劑，為我國農(nóng)田Cd污染防治提供實(shí)際田間驗(yàn)證。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與水稻

試驗(yàn)田位于湖南省株洲市株洲縣馬洲村（27°55'N，113°08'E），屬亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候，夏季高溫多雨，冬季溫和濕潤，年平均降水1389 mm，降水多集中在每年的4—7月，適合水稻等喜熱喜水的作物生長。當(dāng)?shù)赝寥阑拘再|(zhì)詳見表1，其中土壤總Cd含量1.28 mg·kg-1，超過土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值（GB 15618—2018）[3]，屬于Cd污染土壤。

供試水稻品種為湘菲優(yōu)8118，該品種屬秈型三系雜交水稻，作雙季晚稻種植，由株洲縣當(dāng)?shù)剞r(nóng)民提供。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)及重金屬含量Table 1 Physical，chemical properties and heavy metal content of the tested soil

1.2 鈍化材料的土壤培養(yǎng)試驗(yàn)

為比較混施鈍化劑和單一鈍化材料對土壤鈍化效果的差異，分別對4種混施鈍化劑（T1、T2、T3和T4）和3種單一鈍化材料（石灰L、赤泥R、高嶺土K）進(jìn)行土壤培養(yǎng)試驗(yàn)。將大田試驗(yàn)前采回的土壤樣品自然風(fēng)干，混勻，過2 mm篩。準(zhǔn)確稱取20 g土壤樣品于50 mL玻璃瓶中，每個玻璃瓶中添加一種鈍化材料，添加量為土壤質(zhì)量的0.16%，充分混勻后按土水比1∶1加入去離子水，使得土壤達(dá)到淹水狀態(tài)，模擬水稻土田間水分情況。室溫下培養(yǎng)7 d，測定土壤有效態(tài)Cd含量。每種鈍化材料土壤培養(yǎng)試驗(yàn)重復(fù)3次。

1.3 大田試驗(yàn)布置與管理

試驗(yàn)共設(shè)5個處理：CK為常規(guī)種植處理；T1、T2、T3和T4為混施處理，4種混施處理均由石灰（醴陵市馬戀永紅石灰廠）、赤泥（山東魏橋創(chuàng)業(yè)集團(tuán)）和高嶺土（長沙有信化工貿(mào)易有限公司）3種材料（單一鈍化劑）混合而成，其混合比例見表2。每個處理設(shè)3個重復(fù)，共15個小區(qū)，小區(qū)面積為5 m×6 m=30 m2。單一鈍化劑采用HNO3-HCl-HF完全消解，ICP-OES（Avio 200，珀金埃爾默儀器有限公司，美國）測定，成分詳見表3，3種材料幾乎不含Cd元素。如圖1所示，通過粉末X射線衍射儀（X-Pert3 Powder，荷蘭帕納科公司，荷蘭）分析所得，石灰主要由Ca（OH）2和CaCO3組成，赤泥主要由 CaAl2Si2O7（OH）2·H2O、Fe2O3和 Ca3Al2O6組成，高嶺土主要由 Ca3Al2O6、SiO2、CaMg（CO3）2和Al（OH）3組成。4種鈍化材料于2018年7月施入土壤，與土壤表層均勻混合，熟化7 d后，將提前培育的秧苗進(jìn)行移栽。水稻整個生育期的田間管理與當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)保持一致。2018年11月水稻收獲，經(jīng)脫粒機(jī)脫粒，實(shí)測產(chǎn)量。

表2 鈍化劑混合比例Table 2 Mixing ratios of amendments

1.4 大田試驗(yàn)樣品采集和測定

土壤樣品的采集與測定：每個小區(qū)按照五點(diǎn)取樣法，采集0～20 cm非根際土壤樣品，并均勻混合成混合樣品，根際土壤樣品從水稻根系上抖落獲得。將土壤樣品自然風(fēng)干，除去石塊、根系和凋落物等，研磨，分別過20目和100目尼龍網(wǎng)篩，保存待測。土壤pH值、土壤有機(jī)質(zhì)等測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[19]，全Cd采用HNO3-HCl-HF微波消解-原子吸收光譜儀（PinAAcle 900T，珀金埃爾默儀器有限公司，美國）測定（HJ 832—2017）[20]，土壤有效態(tài) Cd用 1 mol·L-1的醋酸銨在室溫下浸提，土水比1∶10，提取時間為2 h，原子吸收光譜儀測定，以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤（GBW-07404）進(jìn)行質(zhì)量控制，保證分析誤差在允許范圍內(nèi)。

圖1 石灰、赤泥和高嶺土XRD圖Figure 1 XRDpatterns of lime，red mud and kaolin

表3 鈍化劑成分Table 3 Amendment composition

植物樣品的采集與測定：每個小區(qū)按S型取樣法采集5蔸水稻，按部位分為根、莖、葉和籽粒，將各部位均勻混合成混合樣品。水稻植株用自來水沖洗，去離子水潤洗后擦干。植株105℃殺青30 min，65℃烘至恒質(zhì)量，籽粒脫殼成糙米。根、莖、葉和籽粒用萬能粉碎機(jī)磨細(xì)，過60目尼龍網(wǎng)篩。籽粒營養(yǎng)元素用ICP-OES測定。植物Cd采用HNO3-H2O2微波消解-原子吸收光譜儀測定（GB 5009.15—2014）[21]。以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)植物（GBW-07603）進(jìn)行質(zhì)量控制，保證分析誤差在允許范圍內(nèi)。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

為研究不同鈍化處理下Cd在水稻體內(nèi)的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)，采用生物富集系數(shù)（Bioaccumulation factor，BAF）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（Translocation factor，TF）兩個指標(biāo)[22]。

式中：C1為水稻根系中重金屬含量，mg·kg-1；C2為土壤中重金屬含量，mg·kg-1；C3為水稻后一部位重金屬含量，mg·kg-1；C4為水稻前一部位重金屬含量，mg·kg-1。

利用Microsoft Excel 2016處理數(shù)據(jù)，SPSS 24進(jìn)行Duncan差異顯著性檢驗(yàn)和Pearson相關(guān)性分析，Sigmaplot 12.5作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有效態(tài)Cd含量、pH值和有機(jī)質(zhì)含量

圖2為鈍化材料土壤培養(yǎng)試驗(yàn)中土壤有效態(tài)Cd含量，其范圍是0.51～1.05 mg·kg-1，從大到小依次為CK＞K＞R＞T1＞T2＞T3＞L＞T4。僅石灰（L）、T2、T3和T4混施鈍化劑處理的土壤有效態(tài)Cd含量與CK處理存在顯著差異（P＜0.05），分別降低了 50.5%、29.1%、32.8%和51.7%。

圖3為大田試驗(yàn)下不同混施處理土壤有效態(tài)Cd含量，4種混施鈍化劑處理均能不同程度地固定土壤介質(zhì)中的Cd元素。與常規(guī)種植處理CK相比，T1、T2、T3和T4處理根際土壤有效態(tài)Cd含量分別降低了23.7%、35.8%、40.4%和54.7%，非根際土壤有效態(tài)Cd含量分別降低了28.0%、40.9%、43.4%和57.4%，T4處理土壤有效態(tài)Cd含量降幅最大。無論是根際土壤還是非根際土壤，4種混施處理隨著鈍化劑中石灰比重的增加、赤泥比重的減小，土壤有效態(tài)Cd含量均呈現(xiàn)降低的趨勢。CK處理的土壤有效態(tài)Cd含量與其他處理相比均存在顯著差異（P＜0.05），說明4種混施鈍化劑對降低土壤有效態(tài)Cd含量效果均顯著。

表4為水稻收獲后非根際土壤樣品的pH值和有機(jī)質(zhì)含量。從CK到T4處理，土壤pH值從5.48依次增加到6.39。T1和T2處理土壤pH值與CK處理差異不顯著，T3和T4處理土壤pH值與CK處理差異顯著（P＜0.05）。不同處理土壤有機(jī)質(zhì)含量范圍為31.26～33.96 g·kg-1，施用鈍化劑后土壤有機(jī)質(zhì)含量并沒有顯著變化。

2.2 植物各部分Cd含量

圖2 鈍化材料培養(yǎng)土壤有效態(tài)Cd含量Figure 2 Available Cd contents in cultivated soils with amendment material

圖3不同處理土壤有效態(tài)Cd含量Figure 3 Available Cd contents in soils under different treatments

圖4 表明，各處理根部的Cd含量與CK相比依次降低63.6%、55.8%、73.8%和82.1%，莖部的Cd含量依次降低73.4%、61.5%、78.0%和64.9%，籽粒的Cd含量依次降低47.1%、49.2%、55.5%和81.6%。除了葉部之外，混施處理水稻其余各部位Cd含量與CK處理均存在顯著差異（P＜0.05），T2和T4處理葉部的Cd含量與CK處理也存在顯著差異（P＜0.05），較CK處理分別下降了43.8%和59.9%。綜合比較發(fā)現(xiàn)，各混施處理均能不同程度地抑制水稻各部位對Cd的吸收累積，且T4處理抑制效果最為顯著。籽粒作為水稻的食用部分，其安全問題受到廣泛關(guān)注。圖4中的虛線是食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017）[23]中規(guī)定的糙米中Cd元素限量0.2 mg·kg-1，限量指污染物在食物可食用部分允許存在的最大含量水平，5個處理籽粒的Cd含量依次是限量值的197%、103%、99%、88%和36%。CK和T1處理籽粒中Cd含量超過國家標(biāo)準(zhǔn)；T2、T3和T4處理Cd含量均低于限量值，達(dá)到國家標(biāo)準(zhǔn)。

2.3 根際土壤有效態(tài)Cd含量與水稻各部位Cd含量相關(guān)性分析

15個小區(qū)水稻各部位Cd含量與根際土壤中有效態(tài)Cd含量的相關(guān)分析見圖5。水稻各部位Cd含量與根際土壤有效態(tài)Cd含量均顯著相關(guān)，其中根部、莖部和籽粒3個部位Cd含量與根際土壤有效態(tài)Cd含量極顯著相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)依次為0.826、0.709和-10.778，葉部Cd含量與根際土壤有效態(tài)Cd含量顯著相關(guān)（P＜0.05），相關(guān)系數(shù)為0.532。

表4 不同處理下土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量Table 4 Soil pH values and SOMcontents under different treatments

圖4 不同處理下植物Cd含量Figure 4 Cd contents in plants under different treatments

2.4 水稻Cd富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)

表5中顯示，水稻根系對Cd的富集系數(shù)為0.90～5.03，與CK處理相比，施用鈍化劑能夠顯著降低根系對Cd的富集系數(shù)，且T4處理最低，為0.90。分析Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)可知，水稻對Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大小順序?yàn)門F根-莖＞TF葉-籽粒＞TF莖-籽粒，施用鈍化劑處理中，T4處理顯著增加了根到莖的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，T1和T3處理顯著增加了莖到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，T1、T3和T4處理顯著降低了葉到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，降幅依次為28.3%、47.8%和53.4%。

2.5 不同混施處理下水稻籽粒產(chǎn)量及其部分營養(yǎng)元素含量

由表6可知，不同處理水稻籽粒產(chǎn)量間均不存在顯著差異（P＞0.05），其產(chǎn)量約9000 kg·hm-2。對于部分營養(yǎng)元素，不同處理水稻籽粒K和Mg含量差異不顯著（P＞0.05）。對于籽粒Ca含量，混施處理T1、T2、T3和T4與常規(guī)種植CK處理相比均存在顯著差異（P＜0.05），其含量為CK＜T1＜T2＜T3＜T4。

圖5 植物Cd含量與土壤有效態(tài)Cd含量的相關(guān)性分析Figure 5 Correlation analysisbetween Cd contentsin plants and available Cd contents in soils

表5 Cd在水稻中的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 5 The bioaccumulation factors and translocation factors of Cd in rice plant

3 討論

3.1 混施鈍化劑對土壤Cd有效性的影響

土壤培養(yǎng)試驗(yàn)表明單一鈍化材料對降低土壤有效態(tài)Cd的能力為石灰＞赤泥＞高嶺土?；焓┾g化劑土壤培養(yǎng)試驗(yàn)有效態(tài)Cd含量高低為T1＞T2＞T3＞T4。這可能由于T1～T4處理鈍化劑中石灰比重的增加，赤泥比重的減小。T4在所有鈍化劑中降低土壤有效態(tài)Cd效果最佳，優(yōu)于所有單一鈍化材料；T1在所有混施鈍化劑中降低土壤有效態(tài)Cd效果最差，但仍優(yōu)于單一鈍化材料赤泥和高嶺土。由此可見，混施鈍化劑在一定配比下對降低有效態(tài)Cd的效果會優(yōu)于單一鈍化材料，因此在本研究大田試驗(yàn)中僅針對混施鈍化劑，研究其不同配比對土壤有效態(tài)Cd的影響。

大田試驗(yàn)表明4種混施鈍化劑均能降低土壤有效態(tài)Cd含量，且從T1～T4處理降低土壤有效態(tài)Cd效果依次增加，與土壤培養(yǎng)試驗(yàn)趨勢一致。研究表明石灰和赤泥都能通過提高土壤pH來降低土壤Cd的有效性，石灰攜帶的碳酸鹽（CO2-3）、磷酸鹽（PO3-4）等與重金屬形成難溶性的化合物可以降低土壤Cd有效性[10]。高譯丹等[24]發(fā)現(xiàn)，石灰施用于農(nóng)田耕作土中使交換態(tài)Cd含量降低17.8%～21.7%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd比例增加，致使土壤有效態(tài)Cd含量降低。赤泥富含鐵、鋁氧化物，其表面活性吸附位點(diǎn)易與水溶態(tài)和交換態(tài)的重金屬結(jié)合，使土壤中重金屬從有效性較高的水溶態(tài)和交換態(tài)向有效性較低的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，甚至可以進(jìn)一步向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，有利于重金屬的固定[25]。

謝運(yùn)河等[26]在Cd污染稻田改制玉米的大田試驗(yàn)中也發(fā)現(xiàn)石灰在降低土壤有效態(tài)Cd的能力上優(yōu)于赤泥，這與本研究中土壤培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果一致，石灰和赤泥比重的變化會影響混施鈍化劑的鈍化效果。

3.2 混施鈍化劑對土壤pH值和有機(jī)質(zhì)的影響

土壤pH值對土壤微生物的活性、植物生長等都具有重要的影響，本研究中混施處理均能夠提高土壤pH值，且隨著石灰比例增加，赤泥比例減小，土壤pH值依次增加。石灰和赤泥作為高堿性物質(zhì)[27-28]，施入土壤中均能夠有效提高土壤pH值，石灰中含有的大量CaO，與土壤水作用也會產(chǎn)生大量的OH-。謝運(yùn)河等[26]研究表明石灰增加土壤pH值的效果優(yōu)于赤泥，這與本研究一致。土壤pH值還對土壤中重金屬的形態(tài)分布、遷移、轉(zhuǎn)化有重要影響[29-30]。土壤pH值升高可直接導(dǎo)致土壤Cd與OH-形成氫氧化物沉淀，降低土壤Cd的有效性。在本研究中土壤pH值的升高能夠較好地解釋土壤有效態(tài)Cd降低這一現(xiàn)象。土壤有機(jī)質(zhì)是反映土壤肥力的一個重要指標(biāo)，與土壤結(jié)構(gòu)、土壤的保肥透水能力密切相關(guān)。本研究中混施鈍化劑處理并未顯著改變土壤有機(jī)質(zhì)含量，因此土壤有機(jī)質(zhì)對降低土壤Cd有效性影響不大。

3.3 混施鈍化劑對水稻吸收累積Cd的影響

水稻各部位吸收累積Cd的含量由高到低基本為根＞莖＞葉＞籽粒。大量研究表明，重金屬在新陳代謝旺盛的器官中積累較多，在營養(yǎng)器官中積累相對較少，其累積規(guī)律一般為根＞莖＞葉＞籽粒[31]，與本文研究結(jié)果一致。首先，重金屬通過根部進(jìn)入植物，一部分重金屬在根部滯留，其余部分通過質(zhì)外體和共質(zhì)體途徑繼續(xù)向上運(yùn)輸[32]。為避免重金屬的毒害作用，植物通過區(qū)域化作用和螯合作用兩個解毒機(jī)制將重金屬滯留在細(xì)胞質(zhì)中，抑制重金屬向籽粒中轉(zhuǎn)移[33]，從而降低水稻地上部位重金屬含量[34]。

影響重金屬在植物體內(nèi)累積的因素有很多，包括土壤pH值、CEC、離子間的相互作用和土壤中重金屬有效態(tài)含量等[35]，而土壤中重金屬有效態(tài)含量被認(rèn)為是主要原因之一。劉維濤等[36]研究表明施用鈍化材料可以降低土壤中有效態(tài)Cd含量，從而降低大白菜中Cd的含量。杜彩艷等[35]也發(fā)現(xiàn)不同鈍化劑組合降低了土壤中有效態(tài)Pb、Cd和Zn含量，從而降低了玉米籽粒中Pb、Cd和Zn含量。Cheng等[37]通過回歸方程分析了土壤中多種有效態(tài)重金屬含量和水稻籽粒中重金屬含量的相關(guān)關(guān)系，結(jié)果均達(dá)到了顯著性水平。因此，本文對15個小區(qū)水稻各部位Cd含量與根際土壤中有效態(tài)Cd含量進(jìn)行了相關(guān)分析。

表6 不同處理下籽粒產(chǎn)量及營養(yǎng)元素含量Table 6 Grain yield and nutrient element contents under different treatments

相關(guān)性分析表明水稻各部位吸收累積Cd元素與土壤中有效態(tài)Cd含量顯著相關(guān)。4種混施處理隨著石灰成分的增加，土壤有效態(tài)Cd含量降低，水稻各部位吸收累積Cd含量大致呈現(xiàn)下降的趨勢，T4處理抑制水稻對Cd的吸收累積效果尤為顯著，T2、T3和T4處理水稻籽粒中Cd含量均降低到食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)以下，這還可能與石灰中大量的Ca與Cd競爭根系位點(diǎn)，從而抑制植物根系對Cd的吸收累積[38]有關(guān)。

3.4 水稻富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的差異

富集系數(shù)是用來評價植物從土壤中吸收重金屬的能力，富集系數(shù)的大小表示植物富集重金屬能力的強(qiáng)弱[22]。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)是用來評價植物某一部位對于重金屬轉(zhuǎn)移的能力，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)越大，該部位轉(zhuǎn)移重金屬的能力越強(qiáng)[22]。從表5可得，施用鈍化劑處理均能顯著降低水稻根系對Cd的富集能力，從源頭減少了土壤中Cd向水稻植株中轉(zhuǎn)移。但對于轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，僅有T1、T3和T4處理能夠降低水稻葉部到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，其余各部位間轉(zhuǎn)運(yùn)能力較常規(guī)種植CK相比均呈現(xiàn)持平或上升的趨勢。富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)下降越多，表明鈍化劑對于抑制水稻各部位對Cd吸收累積起到的作用越大，本研究中，根系對Cd的富集能力的大幅度下降可能是鈍化劑處理能夠抑制水稻各部位對Cd吸收累積的原因之一。T4處理根的富集系數(shù)最低，導(dǎo)致水稻根部Cd含量最低，盡管T4處理根到莖的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著高于其他處理，但其莖部Cd含量仍在所有處理中排第三，T4處理莖到籽粒和葉到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均為所有處理中最低，有效地減少了Cd向籽粒的轉(zhuǎn)移。富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的共同效應(yīng)，使T4處理水稻籽粒Cd含量最低，達(dá)到了食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)。

3.5 水稻產(chǎn)量和營養(yǎng)元素的差異

本文研究重點(diǎn)在于不同混施鈍化處理對于水稻Cd吸收累積的影響，但同時也要關(guān)注不同處理是否會降低水稻產(chǎn)量和稻米品質(zhì)。水稻產(chǎn)量主要體現(xiàn)在單位面積土地上收獲籽粒的質(zhì)量，由表6分析可得，4種混施鈍化處理并不能顯著提高水稻的產(chǎn)量，但也沒有顯著降低水稻的產(chǎn)量。稻米品質(zhì)與籽粒中營養(yǎng)元素含量密切相關(guān)，本文針對性地選取了3種營養(yǎng)元素進(jìn)行測定。相關(guān)研究表明，K元素能夠提高稻米的外觀品質(zhì)和碾米品質(zhì)[39]，Mg元素能夠降低稻米直鏈淀粉含量，提高稻米蛋白質(zhì)含量[39]，Ca含量與籽粒的長、寬、厚呈極顯著或顯著相關(guān)，Ca含量高，籽粒大且米粒充實(shí)[40]。5個處理間水稻籽粒K和Mg含量均沒有顯著差異，CK到T4處理籽粒Ca含量的逐漸增加可能是由于混施處理中石灰用量的依次增加。綜上，4種混施鈍化處理沒有降低水稻產(chǎn)量以及與稻米品質(zhì)密切相關(guān)的籽粒中K、Mg元素含量，反而能夠增加籽粒中Ca元素的含量。

4 結(jié)論

（1）4種混施鈍化劑均能顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量，石灰含量越高，效果越好。

（2）水稻各部位吸收累積Cd能力的大致關(guān)系為根＞莖＞葉＞籽粒。4種混施鈍化劑均能不同程度地抑制水稻各部位對Cd的吸收累積，T4處理抑制Cd吸收效果最顯著。

（3）水稻各部位Cd含量與根際土壤有效態(tài)Cd含量相關(guān)性均顯著。

（4）施用鈍化劑處理均能顯著降低水稻根系對Cd的富集能力。

（5）4種混施鈍化劑處理下水稻產(chǎn)量、籽粒K含量、Mg含量沒有顯著差異，籽粒Ca含量顯著增加。