劉順翱，胡鈞銘，吳昊，林大松，張俊輝，李婷婷，韋翔華，蔣鑫，劉斌

（1.廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，南寧 530004；2.廣西農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南寧 530007；3.廣西壯族自治區(qū)環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，南寧 530223；4.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，天津 300191）

隨著我國工業(yè)化進(jìn)程的加快，由此引發(fā)的土壤環(huán)境風(fēng)險問題越發(fā)嚴(yán)重，亟待得到有效管控和治理[1]。礦產(chǎn)開發(fā)、礦石冶煉、轉(zhuǎn)移及加工廢物的堆棄通過地表水和地下水的遷移，易使礦區(qū)周邊土壤產(chǎn)生重金屬污染[2-3]。土壤重金屬污染易使土壤功能退化，土壤生物多樣性降低，土壤重金屬經(jīng)過遷移、轉(zhuǎn)運，富集到植物可食部分，通過食物鏈進(jìn)入人體，危害人類健康[4-5]，其中作為主糧作物的水稻，易從水體或淤泥中吸收重金屬，比旱地作物更易富集土壤重金屬，危害人體健康。廣西作為著名的“有色金屬之鄉(xiāng)”，礦區(qū)的土壤重金屬污染治理受到國家和地區(qū)的廣泛關(guān)注，作為土壤污染綜合防治先行區(qū)之一，承擔(dān)著國家土壤污染源頭預(yù)防、風(fēng)險管控、治理與修復(fù)等重任。Cd 屬于有毒有害的金屬，極易被水稻吸收，稻米Cd超標(biāo)問題給農(nóng)產(chǎn)品安全和人類健康帶來嚴(yán)重的挑戰(zhàn)[6]。土壤Cd 污染修復(fù)與治理已成為了我國當(dāng)前嚴(yán)重和緊迫的環(huán)境問題。開展礦區(qū)重金屬稻田土壤治理對水稻糧食安全生產(chǎn)具有重要的科學(xué)意義和實踐價值。

礦區(qū)及周邊土壤重金屬的分布特征及形態(tài)、重金屬富集植物已有大量的研究[7-9]。有機(jī)類鈍化材料能增加土壤肥力，提升土地質(zhì)量，增加農(nóng)產(chǎn)品安全性[10]，具備鈍化重金屬的能力，是較為理想的土壤重金屬修復(fù)材料[11-16]，但因其工藝復(fù)雜、成本高、修復(fù)周期長，影響了應(yīng)用推廣。同時南方雨熱交換頻繁，經(jīng)室內(nèi)驗證有效的有機(jī)鈍化材料在大田應(yīng)用時其效果會變差。無機(jī)鈍化材料修復(fù)土壤見效快，但鈍化劑本身養(yǎng)分含量低，且會改變土壤的理化性質(zhì)，對土壤質(zhì)量造成潛在影響，易引發(fā)二次污染風(fēng)險[17-18]。單一修復(fù)辦法對重金屬污染農(nóng)田的修復(fù)效果往往不理想，因此開展有機(jī)、無機(jī)聯(lián)合鈍化健康修復(fù)技術(shù)研究，是農(nóng)田重金屬污染健康修復(fù)技術(shù)的重點所在[19-22]。

農(nóng)業(yè)廢棄物根本利用途徑在于資源化利用，廣西蠶沙資源來源豐富，課題組前期研究發(fā)現(xiàn)，蠶沙有機(jī)肥促進(jìn)了水稻安全生長與營養(yǎng)健康利用[23]。蠶沙富含硫元素，作為優(yōu)質(zhì)的堿性肥料，在稻田重金屬污染土壤修復(fù)中具有一定可行性。目前，有關(guān)蠶沙有機(jī)肥與重金屬鈍化材料對農(nóng)田土壤污染聯(lián)合鈍化修復(fù)的研究鮮見報道。本研究選用蠶沙有機(jī)肥、腐植酸鈉和海泡石，通過有機(jī)、無機(jī)相結(jié)合的方式，探究不同配比鈍化劑聯(lián)合施用對礦區(qū)重金屬污染稻田根際土壤Cd生物有效性及水稻Cd 富集的影響，為土壤重金屬Cd逆境生態(tài)治理、農(nóng)田廢棄物循環(huán)利用及土壤健康可持續(xù)發(fā)展提供技術(shù)參考。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

本試驗于2019 年分早、晚稻在廣西桂平某礦區(qū)周邊的受污染農(nóng)田（23°26′N，109°85′E）進(jìn)行大田試驗。試驗地屬于大陸性亞熱帶季風(fēng)氣候，氣候溫和，平均年氣溫21.4 ℃，相對濕度80%，平均降雨量1 726.7 mm，無霜期在339 d 以上，耕作層土厚度為20 cm，犁底層厚度為10 cm。土壤基本性質(zhì)：pH 值5.24，有機(jī)質(zhì)51.25 g·kg-1，CEC 21.6 cmol·kg-1，全量Cd 0.837 mg·kg-1。

1.2 試驗材料

早、晚稻供試水稻作物為常規(guī)秈稻品種百香139，屬感溫型秈稻品種，分蘗力強(qiáng)，籽粒飽滿，結(jié)實率高。蠶沙有機(jī)肥符合《有機(jī)肥料》（NY 525—2012）標(biāo)準(zhǔn)，pH 值8.2，全量Cd 0.053 mg·kg-1；海泡石為改性海泡石土壤調(diào)理劑（添加碳酸鈣、硫酸鈣等鈣鹽和氫氧化鎂等輔助材料），呈粉末狀，粒徑小于0.1 mm，pH 值12.76，全量Cd 0.03 mg·kg-1；腐植酸鈉純度≥65%，為黑色粉末狀晶體，pH值10.78，全量Cd 0.037 mg·kg-1。

1.3 試驗設(shè)計和田間管理

試驗稻田四周由水泥墻砌成，各小區(qū)采用聚乙烯膜覆蓋的泥巴埂分隔（埋深20 cm，埂高15 cm）進(jìn)行水田分區(qū)，防止小區(qū)間互相串水。設(shè)置4 種處理：CK為不添加改良劑，T1 為蠶沙+海泡石（蠶沙為蠶沙有機(jī)肥，下同），T2 為蠶沙+腐植酸鈉+海泡石，T3 為蠶沙。修復(fù)材料施用情況：T1 處理蠶沙和海泡石用量為各7 200 kg·hm-2，T2 處理蠶沙、腐植酸鈉和海泡石用量分別為7 200、25 kg·hm-2和4 830 kg·hm-2，T3 處理蠶沙用量為7 200 kg·hm-2。每處理重復(fù)3 次，各小區(qū)隨機(jī)區(qū)組排列，每小區(qū)面積為60 m2。勻田時人工將改良劑均勻拋撒在小區(qū)范圍內(nèi)，通過小型耕作機(jī)反復(fù)耕作，與耕作層土壤混合均勻，平整地塊，老化養(yǎng)護(hù)2 周。早晚季水稻在同一試驗田進(jìn)行，早稻按試驗設(shè)計施入改良劑，晚稻不添加改良劑，進(jìn)行老化跟蹤試驗。水稻移栽的行間距為30 cm×20 cm，每穴4 苗。稻田施肥情況：基肥復(fù)合肥225 kg·hm-2；移栽7 d 后施返青肥，尿素225 kg·hm-2；15 d 后施復(fù)合肥300 kg·hm-2。其他的田間管理措施與當(dāng)?shù)氐某Ｒ?guī)操作相同。

1.4 樣品采集與處理

在早稻分蘗期、齊穗期和收獲期及晚稻收獲期按照各個種植單元不同鈍化處理采集土壤、植株樣品，采用五點取樣法（4 個頂點和中心點）將整株水稻連根挖起，抖動水稻根系的土壤以獲得水稻根際土壤；土壤樣品經(jīng)風(fēng)干后剔除植物根系等雜質(zhì)，磨碎過20 目和100 目篩，做好編號分類保存?zhèn)溆?。植株樣品用去離子水洗凈，吸水紙吸干水分，105 ℃殺青30 min，70 ℃烘干至恒質(zhì)量，記錄水稻地上、地下干物質(zhì)量，區(qū)分根、莖、葉粉碎，分析各部位的Cd含量。

1.5 指標(biāo)測定

1.5.1 DGT裝置測定稻田土壤中Cd的生物有效性

DGT 裝置及操作方法由DGT Research Ltd.，UK提供，具體操作步驟：稱取60 g土壤于樣品瓶中，將土壤潤濕使土壤含水率達(dá)到最大持水量的60%，培養(yǎng)48 h，繼續(xù)增加水直到土壤最大持水量的100%，24 h后將樣品瓶中的土壤平整均勻轉(zhuǎn)移到塑料培養(yǎng)皿中，將DGT 裝置小心放在土壤上，確保過濾薄膜與土壤表面完全接觸，然后持續(xù)24 h，隨后，將DGT裝置用超純水洗滌干凈，取下裝置里的Chelex 吸附膜用1 mL的HNO3溶液（1 mol·L-1）洗脫，靜置24 h 后取出吸附膜。同時在3 000 r·min-1轉(zhuǎn)速下獲取相應(yīng)土壤溶液，并用少量濃HNO3酸化，稀釋待測，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，ICAPQc，Thermo Fisher Scientific，Germany）測定提取液中Cd 濃度。使用等式確定DGT測量的Cd濃度（CDGT）。計算公式如下：

吸附膜上Cd的吸附量

DGT有效濃度

式中：Ce為洗脫液中目標(biāo)物的濃度，μg·L-1；Ve為所用洗脫液體積，mL；Vgel為吸附膜的有效體積，0.15 mL；fe為Cd的洗脫效率，%；g為材料擴(kuò)散層厚度，包括擴(kuò)散膜厚度和濾膜厚度，cm；D為Cd 在擴(kuò)散層中的擴(kuò)散系數(shù)；t為DGT 的放置時長，s；A為DGT 裝置的采窗口面積，cm2。

1.5.2 土壤和植株樣品分析

土壤全Cd 采用《土壤質(zhì)量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T 17141—1997）方法測定。植株樣品中的Cd 采用《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中鎘的測定》（GB 5009.15—2014）方法測定。土壤的pH 值用1∶2.5（m∶V）土水比浸提測定；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀外加熱法測定；土壤電導(dǎo)率用1∶5（m∶V）土水進(jìn)行配比，利用DDS-11A型數(shù)字電導(dǎo)儀測定；土壤陽離子交換量（CEC）采用《土壤陽離子交換量的測定 三氯化六氨合鈷浸提-分光光度法》（HJ 889—2017）方法測定；土壤中有效硅含量采用乙酸緩沖液提取-鉬藍(lán)比色法（NY/T 1121.15—2006），用UV1100分光光度計測定。

1.6 計算方法

水稻植株重金屬生物富集系數(shù)（Biological concentration factor，BCF）、重金屬提取量（Metal extraction factor，MEA）計算方法如下：

BCF=不同部位重金屬濃度（mg·kg-1）/土壤重金屬濃度（mg·kg-1）

MEA=地上部重金屬濃度（μg·g-1）×地上部生物量（g）+地下部重金屬濃度（μg·g-1）×地下部生物量（g）

1.7 統(tǒng)計分析

使用Excel 2010 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行前期整理和制圖。利用SPSS 26.0 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，利用單因素方差分析（One-way ANOVA）對不同處理間數(shù)據(jù)的差異顯著性進(jìn)行檢驗，利用Pearson 相關(guān)分析法對水稻不同部位重金屬與土壤理化性質(zhì)和土壤重金屬生物有效性之間的關(guān)系進(jìn)行分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 對水稻根際土壤Cd生物有效性的影響

土壤重金屬生物有效性能準(zhǔn)確反映植物對土壤的敏感性，是衡量土壤生態(tài)功能的重要指標(biāo)。利用DGT 技術(shù)研究重金屬Cd的生物有效性可以科學(xué)評估重金屬對土壤生態(tài)環(huán)境的潛在風(fēng)險及其對人體健康影響。比較不同處理下DGT 吸附膜（24 h 內(nèi)）吸附的Cd2+總量，測定提取液中的Cd 濃度CDGT，測量的數(shù)值表示土壤中重金屬Cd被植物吸收利用的主要活性成分含量。由圖1A 可知，不同鈍化處理均能顯著降低土壤Cd 生物有效性（除晚稻收獲期T3 處理外），而在早稻生育期內(nèi)，各處理土壤Cd 生物有效性在齊穗期升高，收獲期有效性下降。與對照相比，蠶沙+海泡石、蠶沙+海泡石+腐植酸鈉材料組合配施時，土壤Cd生物有效性降幅為84.59%～90.28%、74.94%～84.23%；鈍化材料蠶沙單獨施用，土壤Cd 的生物活性降幅為29.71%～74.18%，組合施用優(yōu)于單獨施用。對早、晚稻收獲期土壤Cd濃度進(jìn)行比較，與早稻收獲期相比，晚稻老化試驗各處理濃度均有所提升，CK、T1、T2 和T3 處理分別提高了17.24%、27.79%、32.18% 和19.20%。DGT 吸附膜對Cd2+的吸附量見圖1B，分析24 h 內(nèi)Cd2+穿過DGT 擴(kuò)散膜的量化指標(biāo)，添加鈍化材料后Cd2+在土壤中的適應(yīng)性發(fā)生變化，早稻Cd2+在土壤中的生物有效性在齊穗期上升，收獲期下降。與早稻收獲期相比，晚稻收獲期土壤中Cd2+活躍程度增加，土壤Cd 的生物有效性增強(qiáng)，Cd 吸附量增加，晚稻試驗T3 處理老化效果最差，吸附膜對Cd2+的吸附量較早稻收獲期增長了219.20%（圖1B）。

2.2 對水稻植株和籽粒Cd累積的影響

2.2.1 對水稻不同部位Cd含量的影響

水稻各部位重金屬含量為各處理小區(qū)多株水稻混合制備樣品測定的重金屬含量的均值。由圖2、圖3 可見，水稻各器官Cd 含量分布：根＞莖稈＞葉片＞谷殼＞籽粒。早稻收獲期T1、T2 和T3 鈍化處理模式的水稻籽粒Cd含量為（0.18±0.48）、（0.19±0.01）mg·kg-1和（0.20±0.02）mg·kg-1，均符合《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)。其中蠶沙+海泡石聯(lián)合施用對水稻不同部位Cd 的抑制效果明顯，早、晚稻收獲時，對水稻籽粒、谷殼、葉片、莖稈、根系的Cd 降低率分別達(dá)到了47.62%、44.94%、18.21%、17.01%、31.71%和53.84%、49.69%、44.78%、47.1%、55.53%。與空白對照相比，T2處理的水稻不同器官根系、莖稈、葉片、谷殼和籽粒Cd 含量的降幅分別為21.83%～44.78%、9.06%～50.2%、20.78%～55.67%、43.34%～43.73%及43.82%～47.15%。而單一添加蠶沙處理，水稻的根系、莖稈、葉片、谷殼和籽粒分別降低了11.87%～24.79%、4.89%～31.23%、9.6%～47.76%、37.19%～41.28%和38.79%～40.92%。

2.2.2 對水稻Cd富集、提取量的影響

BCF生物富集系數(shù)是指水稻收獲期不同器官的重金屬含量與土壤中重金屬含量的比值，可說明水稻的重金屬含量中受土壤重金屬含量的直接影響程度，還能說明水稻對重金屬吸收和累積特性。由表1 可知，水稻各器官BCF呈根＞莖稈＞葉片＞谷殼＞籽粒，水稻根部的BCF最高，說明根系吸收、累積Cd能力最強(qiáng)。

表2為單株水稻地上部、地下部和水稻各器官Cd提取量的比較，不同鈍化處理模式下，早稻季節(jié)總Cd提取量大小為T2＞T3＞T1；晚稻季節(jié)呈現(xiàn)T3＞T2＞T1的規(guī)律。與空白對照相比，所有處理水稻地上部、地下部Cd 提取量均顯著下降（P＜0.05），其中晚稻T1 鈍化處理下降幅度最大，相較于CK 減少了56.91%、47.19%。

2.3 對稻田土壤理化性質(zhì)的影響及相關(guān)性分析

2.3.1 對稻田土壤理化性質(zhì)的影響

從圖4 可以看出，稻田施入海泡石的T1、T2 處理下，土壤pH 值與對照CK 處理相比，早稻各生長時期的差異均達(dá)到顯著水平。早稻分蘗、齊穗和收獲3 個生育時期，T1 處理土壤pH 較CK 處理提高1.17、1.23和0.28，T2 處理較CK 提高1.45、1.18 和0.56，T3 處理較CK 提高1.06、0.94 和0.04，在晚稻收獲期CK 處理和T1 處理之間數(shù)值差異表現(xiàn)為極顯著，T1 和T2、T2和T3 處理間無明顯差異。各處理間土壤的電導(dǎo)率的大小關(guān)系總體表現(xiàn)為T2＞T1＞T3＞CK，在早稻分蘗、齊穗和收獲期，T1、T2 處理高于CK 和T3 處理，晚稻老化效果試驗中T2 處理與其他處理呈顯著差異。對比早、晚稻收獲期的土壤電導(dǎo)率發(fā)現(xiàn)，與早稻相比，CK處理和T2 處理的電導(dǎo)率增大，分別增加27.91%和12.86%；T1 處理和T3 處理的電導(dǎo)率減小，分別減少14.84%和2.08%。施用蠶沙有機(jī)肥可提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，不同鈍化處理之間的土壤有機(jī)質(zhì)含量和對照處理存在顯著差異。與CK 相比，T1、T2、T3 處理土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著提升（P＜0.05），在早稻分蘗期和齊穗期分別增加了39.64%、16.87%、16.83%和31.59%、21.02%、11.81%。在水稻收獲期T1、T2 和T3 處理之間有機(jī)質(zhì)含量差異不明顯，但與CK 處理相比極顯著增加，在早、晚稻收獲期T1、T2、T3 處理分別增加15.51%、12.91%、13.70%和23.33%、15.74%、15.47%。蠶沙有機(jī)肥對土壤有效硅含量不存在影響，CK 和T3兩處理間對比差異不顯著，與CK 和T3處理相比，T1、T2 處理提高了土壤有效硅含量，其中T1 處理在早稻收獲期其含量最高，可達(dá)228.41 mg·kg-1。在晚稻收獲期，同CK 處理相比，T1 和T2 處理土壤有效硅含量分別增加60.12 mg·kg-1和67.23 mg·kg-1。早、晚稻收獲期相比較，晚稻CK 處理有效硅含量增加了64.66%，T1、T2 和T3 處理分別減少68.81%、9.17%和16.25%。

2.3.2 水稻籽粒及不同器官Cd 含量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

為了進(jìn)一步探討水稻不同器官Cd 含量與土壤pH、有機(jī)質(zhì)、有效硅和土壤Cd 生物有效性的關(guān)系，分別進(jìn)行相關(guān)性分析，從分析結(jié)果看（表3），水稻不同器官Cd 含量與土壤Cd 的生物有效性呈顯著相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.92、0.92、0.85、0.79 和0.86（P＜0.01）；土壤Cd 的生物有效性與土壤pH、有機(jī)質(zhì)呈顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.59、-0.68（P＜0.01），與有效硅呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)為-0.32；水稻籽粒Cd含量與水稻谷殼、葉片、莖稈、根系中Cd 含量之間顯著相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別為0.99、0.78、0.71、0.88。綜上，土壤pH、有機(jī)質(zhì)等通過影響土壤Cd的生物有效性，影響土壤中的Cd向水稻地上部轉(zhuǎn)移。

表3 水稻籽粒及不同器官Cd含量與土壤性狀間的相關(guān)性Table3 Correlation analysis between Cd content in rice grain and soil properties

3 討論

3.1 蠶沙聯(lián)合鈍化對土壤Cd生物有效性的作用機(jī)理

土壤Cd 生物有效性是反映水稻植株Cd 生物利用程度的重要因素。有機(jī)類材料可通過改變Cd2+在土壤中的存在狀態(tài)影響土壤-水稻Cd 間相互轉(zhuǎn)化[24-25]。本研究結(jié)果表明，蠶沙與海泡石組合及蠶沙、海泡石、腐植酸鈉組合對土壤Cd的生物有效性產(chǎn)生了顯著影響。有研究認(rèn)為，水稻長期處于淹水條件下時，整個土壤體系屬于還原環(huán)境，使得蠶沙富含S2-和Cd2+的共沉淀作用加強(qiáng)，土壤Cd 的生物有效性降低[26-27]；蠶沙中還存在大量的活性功能基團(tuán)，能夠與Cd2+結(jié)合形成絡(luò)合物，使土壤中的Cd被鈍化[28]。而海泡石可使土壤表面的可變負(fù)電荷增加，增強(qiáng)對Cd2+的吸附，促進(jìn)土壤中活躍的金屬離子向移動性差的碳酸鹽結(jié)合態(tài)或氫氧化物沉淀方向轉(zhuǎn)化[29]，降低土壤Cd的生物有效性。同時海泡石作為堿性調(diào)理劑，在稻田土壤pH 上升的情況下，可能導(dǎo)致土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，形成高分子聚合物與重金屬絡(luò)合，降低重金屬遷移性[30]。有研究表明，土壤pH 是影響土壤重金屬生物有效性和植物吸收利用的關(guān)鍵因素[31]。本研究還顯示土壤Cd 的生物有效性與土壤有機(jī)質(zhì)和有效硅呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，且與有機(jī)質(zhì)含量關(guān)系達(dá)到極顯著水平（P＜0.01）。這可能是由于有機(jī)質(zhì)為土壤微生物活動提供大量的碳和氮及其他礦類物質(zhì)，與土壤中的Cd 發(fā)生氧化還原反應(yīng)，改變土壤的微環(huán)境，進(jìn)而影響土壤Cd 的生物有效性[32]。而有效硅可以促進(jìn)植物產(chǎn)生激素，在根系表面和細(xì)胞壁內(nèi)形成沉淀以減少重金屬對植物的毒性，還具備調(diào)和酸性土壤和提高土地肥力等功能，對鈍化土壤重金屬、改良污染土壤能起到良好的調(diào)控作用[33-34]。此外，植物根系分泌物對土壤重金屬也有活化作用，會影響土壤Cd 的有效性[35]。因此，污染農(nóng)田修復(fù)過程中，蠶沙聯(lián)合鈍化劑對根際土壤Cd 的生物有效性作用過程還有待進(jìn)一步研究。

3.2 蠶沙與海泡石聯(lián)合施用對水稻積累Cd的影響

本研究發(fā)現(xiàn)在重金屬污染農(nóng)田添加有機(jī)、無機(jī)類鈍化劑均能促進(jìn)水稻生長，其中以蠶沙和海泡石1∶1 等比例施用效果最佳，這是由于海泡石含有豐富的硅、鈣等營養(yǎng)元素，而蠶沙有機(jī)肥為水稻生長提供了豐富的有機(jī)物質(zhì)，在土壤微生物及作物根系分泌物的作用下，有機(jī)物料中含氮、磷、鉀的有機(jī)化合物分解為無機(jī)態(tài)，大分子難溶態(tài)的有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化為小分子水溶態(tài)被作物吸收利用[36-37]。鈍化劑的添加使得早稻收獲的籽粒中Cd 的濃度顯著降低，從生理學(xué)層面分析，硅通過參與水稻的生理代謝活動，使其抗氧化系統(tǒng)酶的活性和清除自由基的能力增強(qiáng)[38]，進(jìn)而抑制Cd 的吸收及在水稻不同器官組織中的運輸，同時硅還參與Cd 在水稻體內(nèi)的螯合和阻隔作用，使得傳遞到籽粒的Cd 減少[39]。研究發(fā)現(xiàn)，鈍化處理后水稻對Cd 富集減弱，水稻不同部位Cd 富集能力整體表現(xiàn)為：BCF根＞BCF莖＞BCF葉＞BCF谷殼＞BCF籽粒，其大小排序表明根是最容易積累Cd 部位，NOCITO等[40]研究證明從土壤轉(zhuǎn)移到植物體內(nèi)的Cd 有49%～79%存在于植物根部。T1 和T2 處理水稻根系富集Cd 的量低于T3 處理，這可能是由于硅能夠在植物體根部沉積，增強(qiáng)水稻根部對Cd 的堵截，限制Cd 通過質(zhì)外體運輸途徑進(jìn)入地上部[41]。

3.3 蠶沙與海泡石聯(lián)合施用老化效果及應(yīng)用成效

試驗條件下，不同鈍化處理早晚稻對Cd 污染土壤的老化效果存在差異，本研究表明，T1、T2、T3 處理晚稻土壤Cd 的生物有效性和水稻籽粒Cd 濃度分別比早稻提高27.79%、32.18%、219.21% 和10.88%、18.36%、30.38%，組合修復(fù)處理T1 的老化效果最佳。T1、T2 和T3 處理土壤有效硅含量在晚稻收獲期均下降，與早稻收獲期相比較，分別降低68.81%、9.18%和16.42%；同CK 處理相較，T1 和T2 處理分別增加了541.25%和605.6%。晚稻T1、T2 和T3 處理土壤有機(jī)質(zhì)含量較早稻收獲期分別增加8.63%、4.28% 和3.31%，稻田土壤質(zhì)量得到改善。早、晚稻試驗研究結(jié)果表明，單施蠶沙處理水稻收獲期籽粒Cd 含量分別為0.20、0.26 mg·kg-1，而T1 和T2 處理早稻水稻籽粒Cd含量分別為0.18 mg·kg-1和0.19 mg·kg-1，晚稻分別 為0.20 mg·kg-1和0.23 mg·kg-1，Cd 濃 度 降 低10.00%和5.00%、23.08%和11.54%，聯(lián)合鈍化后修復(fù)效果明顯改善，組合效率得到提高。蠶沙與海泡石聯(lián)合施用能有效阻控稻田土壤-水稻之間的Cd傳遞，蠶沙海泡石聯(lián)合鈍化可作為一種理想的稻田Cd污染逆境生態(tài)調(diào)控應(yīng)用技術(shù)模式。本試驗中施用蠶沙、海泡石和腐植酸鈉等材料對Cd污染酸性農(nóng)田土壤的修復(fù)起到了一定的促進(jìn)作用，盡管大田試驗蠶沙投入量大，但由于廣西蠶沙資源豐富，取材方便，不僅能夠改善重金屬Cd的修復(fù)效果，而且能夠改善土壤質(zhì)量，提升土壤活性和有機(jī)質(zhì)含量，有效彌補(bǔ)傳統(tǒng)化學(xué)修復(fù)的不足，對于Cd 污染稻田開展邊修復(fù)邊利用具有重要的實踐和參考作用。

4 結(jié)論

（1）蠶沙與海泡石聯(lián)合施用對Cd的鈍化效率高，通過提升土壤pH 值，顯著降低水稻根際土壤Cd的生物有效性。

（2）蠶沙與海泡石聯(lián)合施用可顯著降低水稻Cd的富集系數(shù)和提取量，抑制水稻對Cd的吸收，提高籽粒安全性。

（3）蠶沙與海泡石聯(lián)合施用阻控籽粒Cd富集，作用周期長。蠶沙與海泡石聯(lián)合施用處理下，晚稻老化跟蹤效果試驗中水稻籽粒的Cd 含量為0.20 mg·kg-1，符合《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）標(biāo)準(zhǔn)，蠶沙與海泡石聯(lián)合施用可作為一種有效的稻田Cd 污染修復(fù)組合模式，具有一定的生產(chǎn)應(yīng)用價值。

致謝：感謝南京大學(xué)羅軍副教授在DGT 測試和論文潤色方面提供的指導(dǎo)，特此致謝！