楊耀東，陳奕暄，鄧瀟，楊文俊，艾米蘭·努爾哈拉木，曾清如

(湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128)

據(jù)2014 年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)土壤鎘(Cd)超標(biāo)率達(dá)7.0%，嚴(yán)重危害農(nóng)作物生產(chǎn)和人體健康[1，2]。近年來(lái)，針對(duì)如何降低稻米中的Cd 積累進(jìn)行了很多研究，主要有添加土壤鈍化劑、水分管理、葉面阻控、篩選鎘低累積品種以及微生物修復(fù)等[3]。施加鈍化劑是一種通過(guò)改變土壤理化性質(zhì)以及降低土壤Cd 生物有效性的方法[4]。石灰[5]、海泡石、沸石[6，7]、生物炭、有機(jī)物料[8-10]等土壤鈍化劑均能有效降低土壤Cd 的生物有效性以及糙米中Cd 的累積量，但是有些土壤鈍化劑的施用會(huì)對(duì)土壤環(huán)境產(chǎn)生不利影響。Diggelen等[11]研究表明，Ca(OH)2的長(zhǎng)期施用會(huì)導(dǎo)致土壤質(zhì)量的降低以及土壤微生物菌群結(jié)構(gòu)顯著變化。Wang 等[12]也發(fā)現(xiàn)，生物炭施入土壤后可能會(huì)導(dǎo)致多環(huán)芳烴再釋放，對(duì)植物以及人體造成有機(jī)污染。因此，選擇鈍化劑種類和確定使用劑量時(shí)需慎重。肥料為水稻生長(zhǎng)提供必需營(yíng)養(yǎng)元素，而近年來(lái)相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)，添加適當(dāng)?shù)姆柿线€可以降低重金屬生物有效性[13]。以不同肥料形式添加的氮以及磷元素通過(guò)促進(jìn)植物的正常代謝以及改變土壤中重金屬賦存形態(tài)從而改變重金屬的生物有效性[14]。施用鈣鎂磷肥能顯著降低土壤中標(biāo)準(zhǔn)毒性浸出提取態(tài)Cd(Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP)含量，使水稻糙米中鎘的積累量減少36.8%～75.6%[15]。但也有研究表明，普遍使用的氯化鉀中含有的Cl 離子具有很強(qiáng)的配位能力，能與Cd 形成絡(luò)合物，從而提高Cd 的生物有效性[16]。

本研究開展大田試驗(yàn)，分析不同復(fù)配肥料處理對(duì)酸性土壤pH、土壤陽(yáng)離子交換量(CEC)、有機(jī)質(zhì)含量(OM)以及Cd 生物有效性的影響，探究復(fù)配肥料對(duì)水稻各部位吸收轉(zhuǎn)運(yùn)Cd 的影響，篩選最優(yōu)的降Cd 肥料組合，以期為南方酸性鎘污染區(qū)的水稻安全生產(chǎn)提高理論指導(dǎo)及技術(shù)支撐。

1 研究材料與方法

1.1 供試材料

水稻品種選用當(dāng)?shù)爻Ｓ闷贩N天優(yōu)華占，復(fù)合肥、尿素、氯化鉀、硅鉀鈣肥和鈣鎂磷肥均購(gòu)自長(zhǎng)沙豐凱農(nóng)業(yè)科技公司。石灰和白云石均由尚杰礦石粉廠提供。

試驗(yàn)地址為湖南醴陵某中度重金屬污染農(nóng)田，土壤類型為第四紀(jì)紅壤母質(zhì)發(fā)育而來(lái)的水稻土。土壤基本理化性質(zhì)如表1 所示，屬酸性土壤。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physicochemical properties of the tested soil

1.2 復(fù)配肥料施用方案

對(duì)照組(CK)施用600 kg/hm2復(fù)合肥作為基肥，150 kg/hm2尿素加75 kg/hm2氯化鉀作為追肥。在CK 處理的基礎(chǔ)上，T1 處理增施1 500 kg/hm2石灰作為基肥，T2 處理則增施1 500 kg/hm2白云石粉作為基肥，T3 處理在基肥中增施鈣鎂磷肥及硅鉀鈣肥各750 kg/hm2，但追肥僅施用150 kg/hm2尿素。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)田除草整地后，田埂覆膜，并設(shè)置進(jìn)水口與排水口。試驗(yàn)田劃分為12 個(gè)試驗(yàn)樣方，樣方大小為5 m×4 m。共設(shè)置4 個(gè)處理，3 次重復(fù)，所有處理隨機(jī)區(qū)組排列。每個(gè)試驗(yàn)樣方外設(shè)3 行保護(hù)行。于2019 年6 月28 日施入基肥，并將基肥與耕作層(0～20 cm)土壤充分混勻。于2019 年6 月3 日育秧，7月5 日移栽，水稻秧苗種植密度為25 cm×25 cm。待水稻進(jìn)入分蘗期后，于2019 年7 月19 日各樣方同步補(bǔ)施追肥。追肥時(shí)，將配置肥料均勻撒施至試驗(yàn)田。水稻種植期間灌水排水都按當(dāng)?shù)胤N植習(xí)慣，田間進(jìn)行精細(xì)管理并及時(shí)防治病蟲害。

1.4 樣品采集及預(yù)處理

水稻成熟后，每個(gè)樣方按五點(diǎn)法采集水稻5 株，用自來(lái)水和去離子水清洗后裝入厚紙袋，置于105℃烘箱內(nèi)殺青30 min，然后于60 ℃烘至恒重，將稻谷用小型礱谷機(jī)脫殼，按根、莖葉、谷殼和糙米分開用塑封袋保存待測(cè)。水稻樣品采集后將樣方內(nèi)水稻全部收獲，用打谷機(jī)將谷物與秸稈分離，分別裝入袋中，測(cè)定樣方內(nèi)籽粒重量。水稻收獲后，每個(gè)樣方按梅花型布設(shè)5 個(gè)采樣點(diǎn)，采集深度為0～20 cm 的水稻根系周邊區(qū)域土壤，混合均勻帶回實(shí)驗(yàn)室。去除土塊中殘根、雜物，自然風(fēng)干研磨后分別過(guò)100 目和10 目尼龍篩，保存待測(cè)。

1.5 分析測(cè)定方法

土壤pH、有機(jī)質(zhì)(OM)含量、陽(yáng)離子交換量(CEC)和土壤總氮磷鉀含量等理化性質(zhì)指標(biāo)參照文獻(xiàn)[17]測(cè)定。土壤總重金屬含量與水稻各部位重金屬含量采用濕式消解法測(cè)定。土壤有效態(tài)重金屬含量使用TCLP 毒性浸出法[18]和Mg(NO3)2溶液(1 mol/L)提取法測(cè)定。土壤和水稻樣品中重金屬含量分別采用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜(Optima 8300，PerkinElmer)測(cè)定。標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07428-GSS-14 和GBW07603-GSV-2 分別用于土壤樣品以及植物樣品質(zhì)量控制，分析過(guò)程采用樣品空白，Cd 回收率為94.3%～105.6%。

1.6 數(shù)據(jù)處理

根據(jù)生物富集系數(shù)(Bioaccumulation Factor，BCF，水稻根系中的重金屬含量與土壤中重金屬含量的比值)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(Translocation Factor，TF，水稻后部位重金屬含量與前部位重金屬含量的比值)[19]分析Cd 在水稻各部位中的累積轉(zhuǎn)運(yùn)能力。

式中:Cr為根系中Cd 含量(mg/kg)；Cs為土壤中Cd 含量(mg/kg)；Clatter為后一部位Cd 的含量(mg/kg)；Cformer為前一部位Cd 的含量(mg/kg)。

采用軟件Excel 2019 進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n＝3)，采用SPSS Duncan多重比較(P<0.05)和Pearson 法分析各處理差異和相關(guān)性，采用軟件Origin 9.0 繪制圖形。

2 結(jié)果與分析

2.1 復(fù)配肥料對(duì)土壤基本理化性質(zhì)的影響

復(fù)配肥料對(duì)土壤基本理化性質(zhì)的影響如表2 所示。與CK 相比，復(fù)配堿性肥料的添加均顯著提升了土壤pH(P<0.05)。土壤pH 表現(xiàn)為T1>T3>T2>CK，其中T1 處理土壤pH 值為5.67，比CK 提高了1.05 個(gè)單位；T2 和T3 處理土壤pH 值也分別比CK提高了0.36 和0.50 個(gè)單位。各處理土壤CEC 和OM 含量范圍分別為12.38～ 12.98 cmol/kg 和45.20～46.02 g/kg，處理間無(wú)顯著性差異。

表2 不同復(fù)配肥料處理的土壤基本理化性質(zhì)比較Table 2 Comparison of soil physical and chemical properties treated with different combined fertilizer

2.2 復(fù)配肥料對(duì)水稻產(chǎn)量的影響

各處理中，T3 處理水稻產(chǎn)量最高，達(dá)7 626.5 kg/hm2，其次為T1、T2 處理，分別為7 439.4 和7 399.0 kg/hm2，CK 處理產(chǎn)量最低，為7 369.6 kg/hm2，但處理間差異不顯著。

2.3 復(fù)配肥料對(duì)土壤Cd 生物有效性的影響

綜合TCLP 毒性浸出態(tài)和Mg(NO3)2提取態(tài)來(lái)評(píng)估土壤Cd 的生物有效性，結(jié)果表明，與CK 處理相比，施加不同復(fù)配堿性肥料后土壤TCLP 提取態(tài)Cd 含量均有一定程度的降低(圖1)。CK 處理土壤中提取態(tài)Cd 含量為0.39 mg/kg，占總Cd 含量的34.30%，說(shuō)明該試驗(yàn)田Cd 活性較高。T1、T2、T3 處理的TCLP 提取態(tài)Cd 含量分別0.27、0.29、0.24 mg/kg，比CK 分別降低了31.65%、26.58% 和40.00%，平均降幅為32.74%。CK 處理土壤中的Mg(NO3)2提取態(tài)Cd 含量為0.75 mg/kg，占總Cd含量的65.13%，占比同樣較高。T1、T2、T3 處理土壤中Mg(NO3)2提取態(tài)Cd 含量的含量分別為0.48、0.50 和0.44 mg/kg，比CK分別降低了36.32%、33.65%和41.66%，平均降幅為37.21%。上述結(jié)果表明，復(fù)配肥料能有效地降低土壤中的Cd活性，可以通過(guò)改變土壤理化性質(zhì)、離子吸附、絡(luò)合、競(jìng)爭(zhēng)等作用使土壤中較活躍態(tài)的Cd 向其他更穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)變，從而降低了土壤中Cd 的生物有效性。

圖1 不同復(fù)配肥料處理的土壤Cd 生物有效性Fig.1 Bioavailability of Cd in soil treated with different combined fertilizer

2.4 土壤提取態(tài)Cd 與水稻Cd 含量的相關(guān)性

土壤中重金屬的總量通常不能準(zhǔn)確反映出重金屬對(duì)植物的危害程度。因此，應(yīng)根據(jù)不同方式的提取態(tài)重金屬含量對(duì)受污土壤進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。

土壤提取態(tài)Cd 與水稻各部位Cd 含量的相關(guān)性如表3。除谷殼外，水稻各部位Cd 含量與TCLP和Mg(NO3)2兩種方式的Cd 提取態(tài)均呈現(xiàn)出極顯著(P<0.01)或顯著(P<0.05)正相關(guān)。其中，TCLP提取態(tài)Cd 與根、莖葉、糙米中Cd 含量的相關(guān)系數(shù)分別為0.998、0.955 以及0.988，Mg(NO3)2提取態(tài)Cd 與根、莖葉、糙米中Cd 含量的相關(guān)系數(shù)則分別為0.996、0.952 以及0.987。因此，降低土壤提取態(tài)Cd 含量能夠有效降低水稻各部位中Cd 的含量。

表3 土壤提取態(tài)Cd 與水稻各部位Cd 含量相關(guān)性分析Table 3 Correlation analysis of Cd extracted state from soil and Cd content in various parts of rice

2.5 復(fù)配肥料對(duì)水稻各部位Cd 含量的影響

由表4 可知，復(fù)配肥料均能降低水稻植株根系、莖葉、谷殼、糙米中Cd 含量。與CK 相比，T1、T2 和T3 處理水稻根系中Cd 含量分別降低了23.64%、20.95%和28.93%，平均降低24.50%，差異顯著(P<0.05)；水稻莖葉中Cd 含量分別降低了33.88%、20.53%和30.80%，平均降幅為28.41%，且差異顯著(P<0.05)。各處理水稻谷殼中Cd 含量以CK 最高，其次為T1、T2 處理，最低的為T3 處理(0.49 mg/kg)，但各處理差異不顯著。與CK 相比，T1、T2 和T3 處理糙米Cd 含量分別降低了28.57%，30.00%和40.00%，平均降幅為32.86%，且差異顯著(P<0.05)，其中糙米Cd 含量最低的是T3 處理，為0.42 mg/kg。雖然各復(fù)配肥料都具有較好的降鎘效果，但糙米Cd 含量仍然超過(guò)了國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2017)。

表4 不同復(fù)配肥料處理的水稻各部位Cd 含量比較Table 4 Comparison of Cd accumulation in various parts of rice treated with different combined fertilizer mg·kg-1

2.6 復(fù)配肥料對(duì)水稻各部位Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響

根系吸收是重金屬進(jìn)入水稻體內(nèi)的最主要途徑。Cd 被吸收后首先富集在根系中，再通過(guò)水稻木質(zhì)部運(yùn)輸進(jìn)入水稻莖、葉部位，通過(guò)莖節(jié)韌皮部再分配、轉(zhuǎn)運(yùn)至穗、谷殼以及糙米中。由表5 可知，施用復(fù)配肥料降低了水稻根系的Cd 富集系數(shù)(BCF)，與CK 相比，T1、T2 和T3 處理根系的BCF 分別降低了23.61%、20.99%和29.71%。各處理Cd 從根系到莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TFrs)為0.35～0.41，莖葉至谷殼的Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TFsh)為0.13～0.17，而谷殼至糙米的Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TFhb)為0.86～1.23，表明水稻谷殼對(duì)于Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)能力最強(qiáng)，根系次之，莖葉可截留大部分的Cd。各復(fù)配肥料處理水稻TFrs和TFsh與CK 無(wú)顯著差異，T1、T2 和T3 處理TFhb分別比CK 降低了21.95%、23.58%和30.08%，但T1、T2、CK 處理間差異不顯著，T3 處理則顯著低于其余各處理。

表5 不同復(fù)配肥料處理的水稻各部位Cd 富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Table 5 Bioaccumulation and translocation factors of Cd treated with different combined fertilizer

3 討論

水稻是中國(guó)最重要的糧食作物，其產(chǎn)量是評(píng)判農(nóng)業(yè)水平的標(biāo)準(zhǔn)之一。本試驗(yàn)中，施用復(fù)配肥料均未對(duì)水稻產(chǎn)量產(chǎn)生顯著影響。有研究表明，在酸性Cd 污染土壤中施用石灰對(duì)水稻產(chǎn)量影響不明顯[20]，這與本試驗(yàn)結(jié)果一致。文炯等[21]研究表明，施用鈣鎂磷肥能顯著增加水稻產(chǎn)量。但由于本試驗(yàn)中對(duì)照處理施肥后土壤營(yíng)養(yǎng)充足，因此復(fù)合肥＋鈣鎂磷肥未顯著提升水稻產(chǎn)量，這可能也是施用白云石和硅鉀鈣對(duì)水稻產(chǎn)量無(wú)顯著性影響的原因。

石灰、白云石、硅鉀鈣肥和鈣鎂磷肥均為堿性肥料，施用后會(huì)造成土壤pH 上升，減少氫離子和Cd離子之間對(duì)土壤吸附點(diǎn)位的競(jìng)爭(zhēng)，增加了Cd(OH)2的沉淀[22]。隨著土壤pH 值的增加，土壤表面的靜電排斥力下降，大量水解態(tài)Cd 離子更易被土壤吸收[23]。同時(shí)，堿性肥料能使Cd 離子形成CdCO3沉淀，改變土壤中Cd 的有效性[24]。大量研究表明[18，20，21]，土壤pH 與土壤有效態(tài)Cd 含量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。

目前，氯化鉀是普遍使用的鉀肥形式。然而Cl-具有強(qiáng)配位能力，易與土壤Cd 形成絡(luò)合物，提升其生物有效性[16]。本試驗(yàn)中，T3 處理以硅鉀鈣肥形式輸入K，不僅能規(guī)避Cl-的輸入，同時(shí)，硅在土壤中將形成復(fù)雜的聚硅酸凝膠，凝膠與Cd 形成Cd-Si復(fù)合物[25]，從而降低Cd 的有效性。此外，硅鉀鈣肥中含有大量Ca2＋離子，能增加土壤中的Ca2＋濃度，導(dǎo)致更多Ca2＋通過(guò)陽(yáng)離子交換的形式與植物根系細(xì)胞壁Cd2＋發(fā)生交換，降低進(jìn)入根系的Cd2＋含量[26]。另外，K＋和Ca2＋等土壤陽(yáng)離子將與Cd2＋競(jìng)爭(zhēng)水稻根系轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白上的結(jié)合位點(diǎn)，陽(yáng)離子濃度的升高能夠降低根系對(duì)Cd2＋的吸收[27]。

水稻具有較強(qiáng)的Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)能力。研究表明，20種典型水稻品種的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為4.629～22.271 和0.347～0.817[28]。在輕度和中度Cd 污染農(nóng)田中，水稻糙米易累積大量Cd，對(duì)人體健康構(gòu)成極大威脅。

在本試驗(yàn)中，供試土壤為中度Cd 污染土壤，活性較高。因此，雖然復(fù)配肥料的施用能夠顯著降低糙米Cd 含量，但其含量仍高于國(guó)家食品限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2017)。為保障水稻的安全生產(chǎn)，在中度Cd 污染農(nóng)田中，除施用復(fù)配肥料外，應(yīng)同時(shí)采取其它的降鎘措施。

研究表明，對(duì)水稻田進(jìn)行適宜的水分管理[29]、施用不同的土壤調(diào)理劑[30]、噴施葉面肥[31，32]、篩選及培育鎘低積累水稻品種[33]等方式均能有效降低糙米中的Cd 含量。在施用復(fù)配肥料的同時(shí)，聯(lián)合應(yīng)用上述控鎘措施，能夠保證實(shí)際應(yīng)用中水稻的安全生產(chǎn)。

4 結(jié)論

本研究在大田試驗(yàn)中設(shè)置不同復(fù)配肥料處理，探究各處理對(duì)土壤基本理化性質(zhì)、Cd 生物有效性以及水稻各部位累積轉(zhuǎn)運(yùn)Cd 的影響。各處理之間差異顯著，其中，以復(fù)合肥、鈣鎂磷肥和硅鉀鈣為基肥、尿素為追肥的方式具有最佳的降Cd 效果。與對(duì)照相比，該處理土壤pH 提高了0.5 個(gè)單位，CEC 和OM 含量無(wú)顯著變化，土壤TCLP 提取態(tài)Cd 含量降低40.0%，Mg(NO3)2提取態(tài)Cd 含量降低41.6%，水稻各部位Cd 含量有所降低，糙米Cd 含量從0.70 mg/kg 顯著降至0.42 mg/kg，降幅40.0%，且水稻體內(nèi)Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)能力降低。

在種植單季水稻時(shí)，合理施用復(fù)配肥料能夠降低糙米中的Cd 含量。然而，對(duì)于多季水稻而言，復(fù)配肥料的具體效果仍有待進(jìn)一步的考察。

本試驗(yàn)中，以復(fù)合肥、鈣鎂磷肥和硅鉀鈣肥為基肥、尿素為追肥的方式具有最佳的降Cd 效果。建議在實(shí)際生產(chǎn)中將該復(fù)配肥料與其它降鎘措施聯(lián)合應(yīng)用，以保障鎘污染農(nóng)田的水稻安全生產(chǎn)。