劉 巍， 陳效民， 景 峰， 胡世民， 溫 馨， 李戀卿

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院， 江蘇 南京 210095)

中國經(jīng)濟長期處于高速發(fā)展之中，特別是進(jìn)入新世紀(jì)后農(nóng)村城鎮(zhèn)化和工礦業(yè)的興起為鄉(xiāng)村經(jīng)濟振興插上了騰飛的翅膀，但隨著工礦業(yè)“三廢”和農(nóng)業(yè)廢棄物的無序排放，農(nóng)田重金屬污染問題日益凸顯[1]。水稻作為中國主要糧食作物之一，在穩(wěn)定糧食價格和支持國民經(jīng)濟發(fā)展等方面均扮演著重要的角色。湖南省由于其得天獨厚的地理優(yōu)勢，自古以來就是中國重要的“稻米之鄉(xiāng)”和“礦產(chǎn)之鄉(xiāng)”，同時由于礦冶區(qū)和稻田犬牙交錯，導(dǎo)致周邊稻田直接受到重金屬的污染，其中Cd污染尤為嚴(yán)重。稻米中Cd含量是否超標(biāo)直接關(guān)系到主產(chǎn)區(qū)周邊農(nóng)民的飲食健康和經(jīng)濟來源[2]。若長期食用Cd污染的稻米會造成Cd在人體臟器內(nèi)過量積累，嚴(yán)重危害人民群眾的身體健康。當(dāng)前礦冶區(qū)周邊稻田因Cd污染產(chǎn)生的糧食安全問題，已經(jīng)嚴(yán)重的影響了部分地區(qū)的農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展。如何經(jīng)濟有效的修復(fù)稻田土壤Cd污染，減少Cd2+在土壤—水稻系統(tǒng)中的遷移分配，推進(jìn)耕地資源的可持續(xù)利用，已經(jīng)成為當(dāng)前亟待解決的問題之一。

面對中國耕地面積儲備不足的巨大壓力，化學(xué)鈍化修復(fù)作為原位修復(fù)技術(shù)中的一種，因其效果長久、操作簡便、費用合理等優(yōu)點成為修復(fù)重金屬污染土壤的優(yōu)選，通過外源添加鈍化劑改變土壤有機質(zhì)、CEC和pH值等理化性質(zhì)，改變土壤中重金屬形態(tài)比例，進(jìn)而達(dá)到減少植物對重金屬的富集，保障糧食安全的目的。秸稈腐熟發(fā)酵后添加多種功能菌制作而成的生物有機肥，富含有機質(zhì)及磷、鉀等元素，可減少化肥施用量，改善土壤理化性狀，促進(jìn)作物增產(chǎn)，提高作物品質(zhì)，對實現(xiàn)農(nóng)業(yè)可再生有機資源的利用方面具有重要意義。

生物有機肥施入土壤后可以調(diào)節(jié)土壤酸堿平衡、增加土壤有機質(zhì)含量、絡(luò)合重金屬離子等，在培肥地力的同時還為土壤微生物提供了良好的生存環(huán)境，促進(jìn)有害物質(zhì)的變性降解。減少植物根系對重金屬離子吸收的關(guān)鍵在于降低土壤中重金屬離子的生物有效性[3]。王瓊瑤等[4]研究表明，豬糞與秸稈還田配施下可以減少旱地小麥籽粒中的Cu和Zn含量；魯洪娟等[5]發(fā)現(xiàn)，設(shè)施農(nóng)田施用禽畜有機肥能夠提高番茄產(chǎn)量維持土壤重金屬輸入輸出平衡。近年來，生物有機肥的應(yīng)用研究多集中于對農(nóng)作物產(chǎn)量與品質(zhì)改善的影響，但在探究生物有機肥對土壤—水稻系統(tǒng)中Cd遷移轉(zhuǎn)化機制以及為Cd污染稻田提供經(jīng)濟安全的生產(chǎn)指導(dǎo)，保障農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展方面有待進(jìn)一步深入。

為此，本研究通過對紅壤Cd污染稻田連續(xù)2 a開展田間試驗，探究稻田土壤中Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化與生物有機肥用量之間的關(guān)系，水稻植株體內(nèi)各器官Cd的累積分配特征，以期達(dá)到為研究區(qū)稻田土壤提供經(jīng)濟安全的生產(chǎn)指導(dǎo)方案的目的，為生物有機肥在Cd污染稻田土壤修復(fù)治理方面提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本試驗于2017和2018年5—9月在湖南省長沙市北山鎮(zhèn)(113°03′33″E，28°26′12″N)進(jìn)行，該試驗區(qū)農(nóng)業(yè)開發(fā)較早，長期種植水稻。研究區(qū)處于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，雨熱同期，年均氣溫16.8～17.5 ℃，降水量1 361.6～1 563.2 mm，全年無霜期275 d。研究區(qū)內(nèi)紅壤是由第四紀(jì)紅色黏土母質(zhì)發(fā)育而來，周邊農(nóng)田村鎮(zhèn)均沿河流分布，該區(qū)域于20世紀(jì)90年代曾建有小型工廠，后廢棄拆除，農(nóng)戶以水稻種植為主。

1.2 試驗設(shè)計與供試材料

本試驗設(shè)置5個生物有機肥等量施用處理，分別為：0，10，20，30，40 t/hm2，分別記為CK，Y10，Y20，Y30，Y40。每個處理設(shè)置3次重復(fù)，每個試驗小區(qū)面積為3 m×4 m=12 m2，各個小區(qū)隨機排列，采用泥埂覆膜的方式將小區(qū)隔開并在周圍設(shè)置保護(hù)行，每年水稻移栽前向試驗地施入基肥375 kg/hm2，生物有機肥與首年基肥一同施入小區(qū)，人工翻耕混勻，后期不再繼續(xù)追施生物有機肥。5月中旬育苗，苗期28 d，6月上旬插秧，9月下旬收獲，全生育期138 d，水稻生育期內(nèi)采用與當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶一致的田間管理模式。

試驗區(qū)土壤耕作層土壤有機質(zhì)(SOM)、全磷、全氮含量分別為16.76，0.61，1.12 g/kg，土壤容重1.27 g/cm3，pH值為4.61，土壤陽離子交換量(CEC)7.82 cmol/kg，土壤總Cd含量0.76 mg/kg，Hg，As，Pb，Cr等重金屬含量均低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值(GB15618-2018)[6]。本研究使用市售的“馕播王”牌生物有機肥，該肥料主要成分為作物秸稈，其中總N，P2O5，K2O含量分別為41.93，12.02，26.14 g/kg。有機質(zhì)含量為255.32 g/kg，每克有效活菌數(shù)2.00×107個。供試水稻屬于三系秈型雜交中稻，品種為深優(yōu)9519，栽培方式為一年一季。

1.3 樣品采集與測定

1.3.1 樣品采集 在水稻的成熟期，采集各個小區(qū)耕作層土壤和具有代表性的水稻樣品并封裝帶回。土壤樣品經(jīng)由自然風(fēng)干后去除有機碎片研磨過篩，分別用于土壤基本理化性質(zhì)和重金屬含量的測定。此外，水稻植株樣品分離為根系、莖稈、葉片和籽粒4個部分，經(jīng)殺青、烘干和粉碎后過篩備用。

1.3.2 測定項目與方法 土壤和生物有機肥中有機質(zhì)含量，CEC，pH值等基本理化性質(zhì)的測定方法參考《土壤農(nóng)化分析》[7]；土壤全量Cd采用HCl-HNO3-HF消煮法消解[7]；采用BCR法連續(xù)提取土壤樣品中Cd的不同形態(tài)[8]，水稻植株樣品經(jīng)HNO3-HClO4消解[7]，土壤和水稻植株Cd含量用ICP-MS測定。重金屬樣品測定過程中添加土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品GBW07401(GSS-1)和水稻標(biāo)準(zhǔn)樣品GBW10045(GSB-23)，土壤和水稻標(biāo)準(zhǔn)樣品Cd回收率分別為97.34%和102.37%。

1.4 數(shù)據(jù)分析

生物富集系數(shù)(BCF)用來表示水稻根系對土壤Cd的富集能力，富集系數(shù)越大，根系吸收能力越強[9]，土壤—根系(BCF)間富集系數(shù)計算公式為：BCF=C根/C土壤。重金屬濃度C的單位為mg/kg。

轉(zhuǎn)運系數(shù)(BTF)用來表示Cd在水稻器官中轉(zhuǎn)運能力的強弱，轉(zhuǎn)運系數(shù)越大則表示Cd在水稻體內(nèi)轉(zhuǎn)運能力越強[10]，水稻根系—莖稈(BTF1)、莖稈—葉片(BTF2)、莖稈—籽粒(BTF3)間的轉(zhuǎn)運系數(shù)計算公式分別為：BTF1= C莖/C根，BTF2= C葉/C莖，BTF3= C籽粒/C莖。

利用Excel 2016 進(jìn)行數(shù)據(jù)圖表的處理，在SPSS 19.0軟件中進(jìn)行通徑分析，Duncan法進(jìn)行差異顯著性檢驗(p<0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物有機肥對稻田土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

連續(xù)2 a試驗期間生物有機肥對土壤Cd形態(tài)的影響如圖1所示，2017年試驗地經(jīng)過一季的水稻種植，隨著生物有機肥施用量的增加，耕作層土壤酸溶態(tài)Cd含量逐漸降低，可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd含量顯著提高(p<0.05)，各處理中酸溶態(tài)Cd較對照降低了6.33%～22.42%，而可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd分別上升了10.40%～28.21%和27.63%～55.26%，殘渣態(tài)Cd含量無顯著變化(p>0.05)。2018年30 t/hm2處理的土壤中酸溶態(tài)Cd含量較對照降低了6.01%，40 t/hm2處理下酸溶態(tài)Cd含量較對照降低了7.05%，可還原態(tài)Cd提高了7.66%，可氧化態(tài)與殘渣態(tài)Cd無顯著變化(p>0.05)，經(jīng)過2 a的水稻種植各處理中土壤重金屬總量無顯著增加(p>0.05)。

注：①圖中不同小寫字母表示同時間，不同處理下Cd形態(tài)差異顯著，p10，Y20，Y30，Y40表示生物有機肥施用量分別0，10，20，30，40 t/hm2。下同。

圖1 生物有機肥對供試土壤Cd形態(tài)的影響

圖1表明，稻田土壤中施入生物有機肥可以降低土壤中生物有效性強的酸溶態(tài)Cd，使之轉(zhuǎn)化為生物有效性弱的可還原態(tài)和可氧化態(tài)。殘渣態(tài)則因存在于土壤礦物晶格中而不會輕易發(fā)生形態(tài)上的變化，同時隨著生物有機肥施入時間的延長，其逐漸因土壤動植物的活動而被分解，對土壤酸溶態(tài)Cd的鈍化效果逐漸減弱。當(dāng)生物有機肥施用量為10 t/hm2和20 t/hm2時，生物有機肥在施入稻田的第二年對酸溶態(tài)Cd的鈍化作用減弱，各形態(tài)與CK比較變化不顯著(p>0.05)，當(dāng)生物有機肥施用量大于30 t/hm2時，可以在2 a內(nèi)維持對土壤酸溶態(tài)Cd的固定作用。

2.2 施用生物有機肥對水稻根、莖、葉和籽粒Cd含量的影響

由表1可知，2個試驗?zāi)攴軨K中水稻籽粒Cd含量分別為0.25，0.26 mg/kg，均高于國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)(GB2762-2017)中0.20 mg/kg的谷物限量標(biāo)準(zhǔn)[11]。由此可見，在當(dāng)?shù)谻d污染稻田中采取常規(guī)的農(nóng)藝措施，并不能保證糧食的安全。2017年各處理中水稻器官Cd含量大小為：根>莖>葉>籽粒，Cd在水稻體內(nèi)的分布規(guī)律表現(xiàn)為在新陳代謝旺盛的器官中累積較多，在營養(yǎng)器官中少，而隨著生物有機肥施用量的增加，根系、莖稈和籽粒中Cd含量較CK分別降低了7.37%～18.72%,7.89%～30.99%和7.54%～32.14%。隨著生物有機肥施入時間的延長，2018年水稻器官中Cd含量較CK下降幅度也相應(yīng)減弱，當(dāng)生物有機肥施用量為20 t/hm2時，根系和莖稈中的Cd含量較CK降低效果不顯著(p>0.05)，這可能是由于生物有機肥被土壤動物和微生物分解，導(dǎo)致其鈍化效果減弱，土壤Cd的生物有效性比第一年有所上升，從而提高了水稻對土壤溶液中Cd的累積；當(dāng)生物有機肥施用量超過30 t/hm2時，2018年水稻根、莖和籽粒中Cd含量較CK的降低效果仍舊保持顯著(p<0.05)。總體來說，在本試驗的生物有機肥施用量范圍內(nèi)，水稻器官中Cd含量總體隨生物有機肥施用量增加而降低，且施用量為30 t/hm2和40 t/hm2生物有機肥的持續(xù)效果較好。

注：表中CK，Y10，Y20，Y30，Y40表示生物有機肥施用量分別0，10，20，30，40 t/hm2；數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差；同列數(shù)據(jù)后不同小寫英文字母分別表示不同生物有機肥施用量處理下水稻器官重金屬含量差異顯著，p<0.05。下同。

2.3 施用生物有機肥對水稻轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響

作物根系富集系數(shù)和器官間轉(zhuǎn)運系數(shù)的引入，為量化Cd在土壤—水稻系統(tǒng)中的富集和探究其轉(zhuǎn)運規(guī)律提供了科學(xué)依據(jù)[9-10]。由表2可知，2017年土壤—根系的富集系數(shù)BCF隨著生物有機肥施用量的增加而降低，當(dāng)生物有機肥施用量為30 t/hm2時，水稻根系富集系數(shù)比CK降低了18.97%；水稻植株體內(nèi)轉(zhuǎn)運系數(shù)為揭示Cd2+的遷移再分配規(guī)律提供了依據(jù)，CK中器官間轉(zhuǎn)運系數(shù)由大到小分別為BTF1>BTF2>BTF3，即在水稻體內(nèi)根系向莖稈轉(zhuǎn)運Cd的能力大于莖稈向葉片，大于莖稈向籽粒中的轉(zhuǎn)運能力。在4個生物有機肥施用量處理中，根系—莖稈間轉(zhuǎn)運系數(shù)隨著生物有機肥施用量的增加而減小，相反莖稈—葉片間轉(zhuǎn)運系數(shù)則隨生物有機肥施用量的增加而顯著增加，這說明Cd在水稻莖稈中轉(zhuǎn)運是向葉片為主，土壤溶液中的Cd2+被根系富集后進(jìn)入水稻體內(nèi)，在蒸騰作用下Cd2+和水分經(jīng)由木質(zhì)部向上運輸并累積在葉片。2018年各處理中，土壤—根系間富集系數(shù)和根系—莖稈間轉(zhuǎn)運系數(shù)較2017年同處理下有所提升，可能是由于生物有機肥經(jīng)過一年的分解有機質(zhì)含量減少，對稻田土壤中Cd固定作用減弱，導(dǎo)致土壤Cd生物有效性提高。

2.4 籽粒Cd含量與各影響因子間的通徑分析

生物有機肥在提高土壤肥力的同時，也會相應(yīng)的改變土壤的化學(xué)性質(zhì)，如表3所示，當(dāng)生物有機肥施用量大于30 t/hm2時，2 a間耕作層土壤中陽離子交換量(CEC)，土壤有機質(zhì)(SOM)和pH值較CK均有顯著增加(p<0.05)，說明生物有機肥施用量高的處理下，生物有機肥在2 a間能夠顯著改變并維持土壤耕作層的化學(xué)性狀。

表2 生物有機肥對水稻器官Cd富集和轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響

注：BCF為土壤—根系間富集系數(shù)；BTF1為根系—莖稈間轉(zhuǎn)運系數(shù)；BTF2為莖稈—葉片間轉(zhuǎn)運系數(shù)；BTF3為莖稈—籽粒間轉(zhuǎn)運系數(shù)。

施用生物有機肥后，土壤的理化性質(zhì)會發(fā)生改變，而土壤中pH值，SOM，CEC等指標(biāo)的變化則直接影響土壤Cd的生物有效性，進(jìn)而決定了水稻籽粒中的Cd含量是否超標(biāo)，為此通過對2017和2018年土壤pH值(X1)，SOM(X2)，CEC(X3)，酸溶態(tài)Cd(X4)，可還原態(tài)Cd(X5)，可氧化態(tài)Cd(X6)，殘渣態(tài)Cd(X7)這7個影響因子與籽粒中Cd含量(Y)間的通徑分析，并繪制出其中與籽粒Cd含量顯著相關(guān)(p<0.05)的5個主要因子(X1—X5)與籽粒Cd含量(Y)的通徑分析網(wǎng)絡(luò)。由圖2可知，2017和2018年土壤酸溶態(tài)Cd與籽粒Cd含量直接通徑系數(shù)為0.660和0.423，且直接通徑系數(shù)遠(yuǎn)大于間接通徑系數(shù)，這表明土壤酸溶態(tài)Cd對籽粒Cd含量起著直接正作用；其它影響因子的間接通徑系數(shù)總和大于直接通徑系數(shù)，且酸溶態(tài)Cd對其它因子的間接通徑系數(shù)總和貢獻(xiàn)率較高，說明CEC，SOM和pH值主要通過調(diào)控土壤酸溶態(tài)Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化降低了Cd生物有效性，進(jìn)而間接的影響水稻籽粒中Cd含量的高低。

表3 生物有機肥對土壤化學(xué)因子的影響

注：CEC代表陽離子交換量，SOM代表土壤有機質(zhì)。同列不同小寫字母表示不同生物有機肥施用量處理下差異顯著，p<0.05。

注：T代表直接通徑系數(shù)；P代表間接通徑系數(shù)；Y代表籽粒中Cd含量。

3 討 論

3.1 生物有機肥對土壤Cd形態(tài)的影響

土壤重金屬形態(tài)特征是揭示重金屬遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和生物有效性的重要指標(biāo)，施用土壤鈍化劑是降低土壤重金屬生物有效性和減少作物吸收量的有效手段之一[12]。本研究中，生物有機肥施用后土壤中CEC，SOM，pH值與土壤酸溶態(tài)Cd均呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(p<0.05)，這表明施用生物有機肥可以提高土壤CEC,SOM和pH值，進(jìn)而促進(jìn)酸溶態(tài)Cd向可還原態(tài)轉(zhuǎn)化，降低酸溶態(tài)Cd占總形態(tài)的比例，減少了Cd在水稻籽粒中的累積。這與袁興超等[13]向鉛鋅礦區(qū)農(nóng)田添加不同鈍化劑提高土壤pH值和CEC后，導(dǎo)致土壤鉛鋅有效態(tài)含量減少的研究結(jié)果相似。其機理為：①生物有機肥提高了研究區(qū)稻田土壤的pH值，導(dǎo)致供試土壤有機質(zhì)和黏土礦物表面負(fù)電荷增加，增強了對土壤溶液中Cd2+的吸附能力，同時，土壤pH值升高會促進(jìn)酸溶態(tài)Cd向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化，降低土壤Cd生物有效性；②生物有機肥的施用會直接提高土壤有機質(zhì)含量，有機質(zhì)表面含有較多酚羥基和羧基等含氧官能團(tuán)，能夠提高Cd2+與官能團(tuán)間離子交換概率，通過絡(luò)合和螯合作用生成難溶性沉淀，使Cd2+的移動性降低；再者，生物有機肥中的有機質(zhì)能夠與土壤顆粒形成土壤團(tuán)聚體，提高土壤CEC含量和土壤的緩沖性能，增強土壤對金屬陽離子的吸附作用，從而表現(xiàn)出供試土壤對酸溶態(tài)Cd的固持作用，隨著生物有機肥施入時間的延長，有機質(zhì)逐漸被分解消耗，這種固持作用也逐漸減弱。

3.2 生物有機肥對水稻Cd富集和遷移分配的影響

水稻是一種對重金屬Cd敏感的作物，根系對Cd富集能力較強(BCF>1)，且根系富集的Cd易被轉(zhuǎn)運至地上部，即便在低污染土壤中，水稻籽粒中的Cd含量也易超過國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)范圍[14]。王沛裴等[15]對鉛鎘污染土地施用有機肥后發(fā)現(xiàn)，有機肥施用后能夠有效減少馬鈴薯塊莖對鉛鎘的富集。本研究表明，水稻器官中Cd含量自下而上呈遞減趨勢，即根系>莖稈>葉片>籽粒，該結(jié)果與陳秀玲等[16]對旱地小麥器官中Cd含量分配的研究結(jié)果相似。在水稻地下部分中，根系Cd含量高于土壤中Cd含量，且根系的Cd的吸收控制著Cd在整個植株體中的富集量，這是由于水稻在生長發(fā)育過程中需要從土壤中吸收Ca，F(xiàn)e，Zn等金屬元素，而Cd2+可以以自由態(tài)通過根表鋅鐵通道進(jìn)入根系或者與Ca2+競爭結(jié)合位點的方式進(jìn)入根系，一部分Cd2+在水稻蒸騰和根壓的作用的影響下，與水分一起通過木質(zhì)部向上運輸，另一部分則是以離子與蛋白結(jié)合的方式隨植株內(nèi)的蒸騰流經(jīng)由莖稈木質(zhì)部轉(zhuǎn)運到葉尖及周緣并逐漸累積[17]。而施用生物有機肥后土壤酸溶態(tài)Cd含量和水稻各器官中Cd含量均降低，同時影響了水稻根系對地上部器官內(nèi)Cd的分配比例，提高了水稻莖稈—葉片間的轉(zhuǎn)運系數(shù)，減少了Cd向籽粒中的運輸。一方面是由于土壤pH值和CEC的升高會降低土壤中生物有效性高的重金屬形態(tài)含量，使之轉(zhuǎn)化為生物有效性低的形態(tài)，減少根系對土壤重金屬離子的吸收量，從而降低水稻器官中Cd含量；另一方面，有機質(zhì)比表面積較大，且疏松多孔，表面官能團(tuán)與Cd2+發(fā)生絡(luò)合、螯合作用生成穩(wěn)定產(chǎn)物，促進(jìn)Cd向惰性形態(tài)轉(zhuǎn)化，進(jìn)一步削弱土壤中Cd向水稻籽粒轉(zhuǎn)運累積的能力[18]。

4 結(jié) 論

(1) Cd污染稻田施用生物有機肥可以顯著提高土壤SOM，CEC和pH值含量，改善土壤性狀，促進(jìn)土壤中酸溶態(tài)Cd向溶解度較低的可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化，進(jìn)而降低其生物有效性，是生物有機肥降低土壤Cd向水稻植株器官遷移的主要機制。

(2) 生物有機肥對Cd在土壤—水稻系統(tǒng)中遷移有較好的阻控作用，施用生物有機肥能顯著降低水稻器官對Cd的累積，同時降低根系的富集系數(shù)和根系—莖稈、莖稈—籽粒間轉(zhuǎn)運系數(shù)。

(3) 一次施用30 t/hm2有機質(zhì)含量為255.32 mg/kg的秸稈生物有機肥，可使研究區(qū)稻米Cd含量連續(xù)2 a低于國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)(GB2762-2017)，可以作為指導(dǎo)研究區(qū)Cd污染土壤農(nóng)業(yè)安全生產(chǎn)的參考標(biāo)準(zhǔn)。