王艷紅，陳 勇，尹貽龍，艾紹英，徐梓盛，李林峰，李義純，李 奇，唐明燈

（廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部南方植物營養(yǎng)與肥料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/廣東省養(yǎng)分資源循環(huán)利用與耕地保育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/廣東省農(nóng)業(yè)面源污染監(jiān)測評估與防控工程技術(shù)研究中心，廣東 廣州 510640）

【研究意義】水稻是我國最主要的糧食作物，對鎘（Cd）具有較強(qiáng)的耐受性，易于吸收Cd［1］。2007—2014 年蔡文華等［2］檢測了廣東省21 個地級市轄區(qū)內(nèi)的3 167 份大米樣品，大米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為7.08 mg/kg 以下，平均值為0.1140 mg/kg，對各年齡段人群均存在一定的風(fēng)險(xiǎn)。2017—2020 年楊建濤等［3］對肇慶市292 份市售大米樣品進(jìn)行檢測，大米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為0.40 mg/kg 以下，平均值為0.0885 mg/kg，超標(biāo)率為1.03%，對4～7 歲人群有潛在健康風(fēng)險(xiǎn)。2018 年熊凡等［4］對流溪河流域63 個農(nóng)產(chǎn)品樣品重金屬含量進(jìn)行檢測，谷物類重金屬Cd、砷（As）和鉻（Cr）的污染風(fēng)險(xiǎn)較高。研究表明，稻米Cd 含量受水稻品種［5］、土壤環(huán)境因子［6-7］、大氣等多種因素影響。Hou 等［8］對珠三角110 組水稻和土壤樣品的調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)：土壤pH 值、有機(jī)質(zhì)、陽離子交換量、黏粒、鈣（Ca）、Cd、鐵（Fe）、錳（Mn）、鋅（Zn）含量是控制水稻籽粒中Cd 積累的最重要土壤性狀和組分；水稻籽粒礦物質(zhì)營養(yǎng)元素與Cd 存在著拮抗作用，能夠降低Cd 向籽粒的遷移率或競爭Cd 的遷移位點(diǎn)。除水稻品種因素外，籽粒中Cd 主要來自于土壤，而大氣對水稻籽粒中Cd 的平均貢獻(xiàn)率僅為15.4%［7］。當(dāng)土壤pH ＜7時，隨著pH 值的增加，土壤Cd 活性呈直線性降低［9］。我國南方土壤普遍偏酸性，Cd 活性高，稻米Cd 超標(biāo)問題尤為突出。因此，在尚缺乏快速、有效地清除農(nóng)田土壤Cd 技術(shù)手段的前提下，從改善土壤理化性質(zhì)的角度，研發(fā)并推廣應(yīng)用降低稻米Cd 含量的技術(shù)措施，對保障Cd 污染區(qū)域的稻米安全生產(chǎn)、降低人體Cd 暴露風(fēng)險(xiǎn)具有重要意義。

【前人研究進(jìn)展】目前，農(nóng)藝調(diào)控、替代種植等技術(shù)被公認(rèn)為是實(shí)現(xiàn)農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)和受污染農(nóng)田持續(xù)安全利用的有效措施，國內(nèi)開展了大量的試驗(yàn)性研究與應(yīng)用，取得較好進(jìn)展。應(yīng)用較為普遍的農(nóng)藝措施主要有施肥調(diào)控、原位鈍化、水分管理、低累積作物品種種植等［10-13］。礦質(zhì)營養(yǎng)元素可通過沉淀、吸附作用或與Cd競爭細(xì)胞質(zhì)膜上的轉(zhuǎn)運(yùn)體，從而降低植物對Cd 的吸收。在施肥過程中，合理調(diào)控礦質(zhì)元素和Cd 之間的互作關(guān)系，如適當(dāng)施用Fe、Ca、硅（Si）、硒（Se），在pH 值偏低的土壤中施用硝態(tài)氮（N）肥，在pH 值偏高的土壤中施用銨態(tài)氮肥等，均能有效阻控植物對Cd 的吸收［14］。在化肥全施或減肥30%條件下，增施Si 肥使水稻糙米和莖葉Cd 含量均顯著下降，土壤有效態(tài)Cd 含量的下降和Si 在水稻各部位的聚集可能是阻礙Cd 向水稻籽粒運(yùn)輸?shù)闹饕颍?5］。石灰類、含磷（P）材料、生物炭、金屬氧化物、黏土礦物及其他有機(jī)物等鈍化材料使農(nóng)田土壤中有效態(tài)Cd 的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別降低了61.22%、53.45%、37.60%、36.88%、34.41%和23.32%［16］。據(jù)文獻(xiàn)統(tǒng)計(jì)，在對輕、中度Cd 污染農(nóng)田的安全利用中，無論是實(shí)施養(yǎng)分調(diào)控還是原位鈍化技術(shù)，在一定范圍內(nèi)均顯示出較好的效果，且多種單一技術(shù)措施的聯(lián)合實(shí)施，優(yōu)勢更加明顯［17-21］。然而，基于同步提高土壤肥力和阻控水稻籽粒吸收Cd 的相關(guān)產(chǎn)品應(yīng)用效果研究鮮見報(bào)道。

【本研究切入點(diǎn)】基于前人研究成果及存在問題，從同步實(shí)現(xiàn)重金屬活性降低和養(yǎng)分均衡供應(yīng)角度，王艷紅等［22］研發(fā)了一種可降低水稻稻米Cd 含量的營養(yǎng)型阻控劑，該阻控劑對降低稻米Cd 含量具有良好效果?！緮M解決的關(guān)鍵問題】為實(shí)現(xiàn)營養(yǎng)型阻控劑配方從研究到大面積推廣應(yīng)用的突破，在珠三角3 個地市開展田間應(yīng)用示范，從產(chǎn)量、稻米Cd 含量及土壤養(yǎng)分等指標(biāo)評價該營養(yǎng)型阻控劑在田間的應(yīng)用效果，為在更大范圍內(nèi)的推廣應(yīng)用提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

3 個示范區(qū)（I、Ⅱ、Ⅲ）分別位于珠三角地區(qū)的廣州、東莞和惠州3 個地市，屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，終年溫暖濕潤，年均降水量1 500 mm 以上。前期監(jiān)測發(fā)現(xiàn)上述示范區(qū)水稻糙米Cd 含量超過《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762-2017）規(guī)定的限量值（0.2 mg/kg），經(jīng)多次對灌溉水進(jìn)行采樣監(jiān)測，其pH 值、鉛（Pb）、Cd、Cr、汞（Hg）和As 含量均符合農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 5084—2005）。3 個示范區(qū)土壤理化性質(zhì)存在較大差異，示范區(qū)I 土壤呈微酸性，土壤Cd 含量是風(fēng)險(xiǎn)篩選值的1.26 倍，土壤有效P 含量豐富，水解性N 和速效K 含量均處于缺乏水平；示范區(qū)Ⅱ土壤呈強(qiáng)酸性，土壤Cd 含量低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值；示范區(qū)Ⅲ土壤呈中性，土壤Cd 含量是風(fēng)險(xiǎn)篩選值的1.08 倍。示范區(qū)Ⅱ和Ⅲ土壤有效P 含量屬豐富水平，水解性N 和速效K 含量均屬中等水平（表1）。

表1 示范區(qū)土壤的理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of soil in the demonstration areas

1.2 試驗(yàn)材料

營養(yǎng)型阻控劑由廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所研發(fā)，主要成分為硅酸鈣（CaSiO3）、氫氧化鈣（Ca(OH)2）、硫酸鉀（K2SO4）和硫酸鎂（MgSO4）等［19］。該產(chǎn)品主要性質(zhì)如下：pH 12.1，總As 含量 8.700 mg/kg，總Pb 含量＜0.100 mg/kg，總Cd 含量0.108 mg/kg，總Hg 含量＜0.003 mg/kg，總Cr 含量為13.100 mg/kg，重金屬含量均低于《耕地污染治理效果評價準(zhǔn)則》（NY/T 3343—2018）規(guī)定的限值。示范區(qū)種植水稻品種均為常規(guī)秈稻。

1.3 試驗(yàn)方法

2020 年在3 個示范區(qū)各選擇約3.33 hm2水稻連片種植區(qū)，進(jìn)行營養(yǎng)型阻控劑的應(yīng)用示范。營養(yǎng)型阻控劑分別于早、晚造翻地前基施，用量均為2 250 kg/hm2。在各示范區(qū)內(nèi)分別設(shè)置3 個監(jiān)測區(qū)，每個監(jiān)測區(qū)設(shè)置營養(yǎng)型阻控劑撒施區(qū)（TR）和未撒施營養(yǎng)型阻控劑的對照區(qū)（CK），面積均為333 m2。

按設(shè)計(jì)方案于示范區(qū)內(nèi)均勻撒施營養(yǎng)型阻控劑，耙地時將營養(yǎng)型阻控劑與耕層土壤充分混勻，淹水，平衡2～3 d 后插秧。水稻生長期間，按照當(dāng)?shù)厮境Ｒ?guī)方法進(jìn)行追肥、灌排水和防蟲，確保田間管理措施一致。

1.4 樣品采集

水稻樣品：至水稻收獲期，每個監(jiān)測區(qū)的處理區(qū)和對照區(qū)水稻全部收獲，單獨(dú)測定產(chǎn)量。同時，從各處理區(qū)和監(jiān)測區(qū)中均隨機(jī)選取1 kg 稻谷帶回實(shí)驗(yàn)室，風(fēng)干、脫殼、研磨粉碎后用于測定Cd 含量。

土壤樣品: 水稻插秧前采集監(jiān)測區(qū)深層0～20 cm 土層混合樣品，測定土壤基本理化性質(zhì)。水稻收獲后，分別用土鉆在各處理區(qū)和對照區(qū)隨機(jī)采集10 個分樣點(diǎn)的土壤，將10 個分樣點(diǎn)土壤混合為一個土壤樣品，于室溫風(fēng)干后分別過0.85 mm和0.25 mm 篩，備用待測。

1.5 測定項(xiàng)目及方法

土壤樣品：土壤pH、有機(jī)質(zhì)、水解性N、有效P、速效K、交換性Ca/鎂（Mg）、有效Si、總Cd、有效態(tài)Cd 含量。其中，土壤pH 采用電位法（HJ 962-2018）、有機(jī)質(zhì)根據(jù)《土壤檢測第6 部分：土壤有機(jī)質(zhì)的測定》（NY/T1121.6—2009）、水解性N根據(jù)《森林土壤水解性氮的測定》（LY/T1229—1999）、有效P 根據(jù)《土壤檢測第7部分：土壤有效磷的測定》（NY/T1121.7—2014）、速效K根據(jù)《土壤速效鉀和緩效鉀含量的測定》（NY/T889—2004）、交換性Ca 和Mg根據(jù)《森林土壤交換性鈣和鎂的測定》（GB7865—1987）、有效Si 根據(jù)《森林土壤有效硅的測定》（LY/T1266—1999）、土壤總Cd 根據(jù)《土壤質(zhì)量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T17141—1997）、有效態(tài)Cd 根據(jù)《土壤質(zhì)量有效態(tài)鉛和鎘的測定原子吸收法》（GB/T23739—2009）測定。

水稻樣品：產(chǎn)量、糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)。根據(jù)《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中鎘的測定》（GB5009.15—2014）測定Cd 含量。

1.6 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 軟件整理數(shù)據(jù),利用SAS 8.1 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，對同一個地點(diǎn)3 個監(jiān)測區(qū)的處理區(qū)和對照區(qū)數(shù)據(jù)采用T檢驗(yàn)在α=0.05的顯著水平上進(jìn)行分析。

對3 個示范區(qū)中營養(yǎng)型阻控劑的應(yīng)用效果采用綜合評價法進(jìn)行分析。以水稻產(chǎn)量、糙米Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)、土壤pH 值、土壤有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)、交換性Ca/Mg 質(zhì)量分?jǐn)?shù)、有效Si 質(zhì)量分?jǐn)?shù)、水解性N 質(zhì)量分?jǐn)?shù)、有效P 質(zhì)量分?jǐn)?shù)、速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)等為評價指標(biāo)，其中，水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)和土壤有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為極小型指標(biāo)（其取值越小越好），其余指標(biāo)均為極大型指標(biāo)。首先將數(shù)據(jù)一致化，極小型數(shù)據(jù)用倒數(shù)法，化為極大型數(shù)據(jù)，再將數(shù)據(jù)無量綱化，最后運(yùn)用主成分法進(jìn)行綜合評價，綜合加權(quán)平均值越高，總體效果越好。

2 結(jié)果與分析

2.1 營養(yǎng)型阻控劑對水稻產(chǎn)量和糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

經(jīng)T 檢驗(yàn)，與對照相比，營養(yǎng)型阻控劑對3個示范區(qū)水稻產(chǎn)量均無顯著影響，表明營養(yǎng)型阻控劑不會影響水稻正常生長（圖1A）。由圖1B可見，營養(yǎng)型阻控劑顯著降低早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（示范區(qū)Ⅱ早造水稻除外），示范區(qū)I 的營養(yǎng)型阻控劑處理區(qū)早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別比對照區(qū)降低45.3%和59.5%；示范區(qū)Ⅱ晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低47.0%；示范區(qū)Ⅲ早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別降低72.5%和66.4%。示范區(qū)I 和Ⅲ對照早造糙米Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于0.2 mg/kg，營養(yǎng)型阻控劑均使早稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)降至污染物限量0.2 mg/kg 以下，符合國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)。示范區(qū)Ⅱ水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)均超過限量值，推測可能與水稻品種有關(guān)。

圖1 營養(yǎng)型阻控劑對水稻產(chǎn)量（A）和糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（B）的影響Fig.1 Effects of nutrient inhibitor on rice yield (A) and Cd mass fraction in brow n rice（B）

2.2 營養(yǎng)型阻控劑對土壤pH 及有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

營養(yǎng)型阻控劑對3 個示范區(qū)土壤pH 值均有不同程度的提升作用。營養(yǎng)型阻控劑顯著提高示范區(qū)I 早造土壤和示范區(qū)Ⅲ早、晚造土壤的pH 值，分別比對照增加0.26、0.29和0.35個單位（P＜0.05）；而示范區(qū)I 晚造和示范區(qū)Ⅱ早、晚造土壤pH 值較對照區(qū)增幅未達(dá)顯著差異水平（圖2A）。

圖2 營養(yǎng)型阻控劑對土壤pH（A）及有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（B）的影響Fig.2 Effects of the nutrient inhibitor on soil pH(A) and DTPA-Cd mass fraction(B) in soils

營養(yǎng)型阻控劑對3 個示范區(qū)土壤DTPA-Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響存在差異。營養(yǎng)型阻控劑降低了示范區(qū)I 早、晚造土壤DTPA-Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（早造時達(dá)顯著差異水平，P＜0.05）；營養(yǎng)型阻控劑對示范區(qū)Ⅱ和Ⅲ土壤DTPA-Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響均不顯著（圖2B）。

2.3 營養(yǎng)型阻控劑對土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

3 個示范區(qū)的2 造土壤交換性Ca、Mg 質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異較大，以示范區(qū)I ＞示范區(qū)Ⅱ＞示范區(qū)Ⅲ。由圖3A 可知，營養(yǎng)型阻控劑顯著提高了3個示范區(qū)的交換性Ca 和交換性Mg 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，增幅達(dá)7.8%～60.3%（示范區(qū)Ⅲ早造土壤交換性Ca 質(zhì)量分?jǐn)?shù)除外，營養(yǎng)型阻控劑施用區(qū)較對照區(qū)降低1.1%，但差異不顯著，P＞0.05）。3 個示范區(qū)營養(yǎng)型阻控劑處理的土壤交換性Mg 質(zhì)量分?jǐn)?shù)比對照區(qū)增加9.9%～108.7%，且示范區(qū)I 和Ⅲ的早、晚造土壤，及示范區(qū)Ⅱ的晚造土壤與對照區(qū)之間的差異達(dá)顯著水平（圖3B）。營養(yǎng)型阻控劑對3 個示范區(qū)的早造土壤和示范區(qū)I 的晚造土壤有效Si 質(zhì)量分?jǐn)?shù)無顯著影響，但顯著增加了示范區(qū)Ⅱ和Ⅲ晚造土壤有效Si 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，增幅分別為53.0%和29.5%（圖3C）。

圖3 營養(yǎng)型阻控劑對土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Fig.3 Effects of nutrient inhibitor on soil nutrient mass fraction

營養(yǎng)型阻控劑增加了示范區(qū)I 的2 造土壤水解性N 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，示范區(qū)Ⅱ和Ⅲ的2 造土壤水解性N 質(zhì)量分?jǐn)?shù)較對照區(qū)則有所降低，但差異性均不顯著（圖3D）。營養(yǎng)型阻控劑對示范區(qū)I 和Ⅲ的2 造土壤有效P 質(zhì)量分?jǐn)?shù)均無顯著影響，示范區(qū)Ⅱ的2 造土壤有效P 質(zhì)量分?jǐn)?shù)則顯著增加，增幅分別為70.0%和78.3%（圖3E）。與對照區(qū)相比，除示范區(qū)Ⅲ的早造土壤速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)有所降低外，其余各示范區(qū)的土壤速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有所增加，其中，示范區(qū)I 的晚造土壤和示范區(qū)Ⅱ的早造土壤速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著增加，分別增加6.9%和11.7%（圖3F）。

2.4 水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與產(chǎn)量及土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)的相關(guān)性分析

綜合3 個示范區(qū)相應(yīng)處理的數(shù)據(jù)，分別對營養(yǎng)型阻控劑施用區(qū)和對照區(qū)的早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與水稻產(chǎn)量及土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行相關(guān)性分析。由表2 可知，無論是對照區(qū)還是營養(yǎng)型阻控劑施用區(qū)，早造糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與水稻產(chǎn)量、土壤pH 值及有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），與土壤交換性Ca/Mg、有效Si、水解性N、有效P 和速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)均無顯著相關(guān)性。晚造糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤pH 值和有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)也呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），但與水稻產(chǎn)量無顯著相關(guān)性，與土壤交換性Ca/Mg、有效Si、水解性N、有效P 和速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)也均無顯著相關(guān)性。

表2 水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與其產(chǎn)量及土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)的相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis of rice Cd mass fraction with rice yield and soil nutrient mass fraction

2.5 示范區(qū)修復(fù)效果綜合評價

由表3 可知，總體上，對于同一示范區(qū)的2造水稻而言，營養(yǎng)型阻控劑施用區(qū)的綜合加權(quán)平均值均高于對照區(qū)，表明施用營養(yǎng)型阻控劑均表現(xiàn)出正效應(yīng)。就營養(yǎng)型阻控劑施用區(qū)的綜合加權(quán)平均值與對照區(qū)的差值而言，差值越大，表明營養(yǎng)型阻控劑的綜合效果越顯著。通過計(jì)算各示范區(qū)2 造水稻不同處理的綜合加權(quán)平均值差值可知，示范區(qū)Ⅱ＞示范區(qū)Ⅲ＞示范區(qū)I，表明營養(yǎng)型阻控劑在示范區(qū)Ⅱ的綜合應(yīng)用效果最好，其次是示范區(qū)Ⅲ，示范區(qū)I 的應(yīng)用效果相對較弱。

表3 3 個示范區(qū)的綜合加權(quán)平均值Table 3 Comprehensive weighted average values of three demonstration areas

3 討論

本研究中的營養(yǎng)型阻控劑，對3 個示范區(qū)的水稻產(chǎn)量無顯著影響，對水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)也無明顯稀釋作用，但不同程度地提高了3 個示范區(qū)的土壤pH 值，降低了示范區(qū)I 的土壤DTPACd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，對示范區(qū)Ⅱ和Ⅲ的土壤DTPA-Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)則表現(xiàn)出不同的降低或增加效果，但均未達(dá)到顯著差異水平。相關(guān)分析結(jié)果表明，水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤pH 值呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)，即通過提升土壤pH 值降低土壤植物可利用態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，可能是營養(yǎng)型阻控劑降低水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)的主要機(jī)制之一。營養(yǎng)型阻控劑配方中含有較高的Ca（OH）2，施入土壤后與水結(jié)合生成大量OH-，可中和土壤中的活性酸和潛性酸，進(jìn)而提高土壤pH 值［23］。然而，本研究的土壤DTPA-Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)并沒有隨著土壤pH 的升高而顯著降低，可能土壤中存在與Cd2+相似的金屬離子（Ca2+、Zn2+和Cu2+）與土壤穩(wěn)定態(tài)Cd呈現(xiàn)競爭吸附關(guān)系，即隨著營養(yǎng)型阻控劑進(jìn)入土壤時間的延長，營養(yǎng)型阻控劑與土壤組分之間的交互作用導(dǎo)致土壤中穩(wěn)定態(tài) Cd 再次轉(zhuǎn)化為土壤有效態(tài)Cd，導(dǎo)致土壤穩(wěn)定態(tài)Cd 再釋放［24］。也有研究表明，土壤中DTPA-Cd 含量與＞20 mm 團(tuán)聚體的占比呈極顯著負(fù)相關(guān)，即Cd2+在土壤＜20 mm 團(tuán)聚體中富集，主要吸附在土壤黏粒、有機(jī)質(zhì)、礦物表面的可交換態(tài)鎘，DTPA 浸提后，Cd2+被釋放到溶液［25］。

與對照區(qū)相比，施用營養(yǎng)型阻控劑后，示范區(qū)I 和Ⅲ的早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)均降至標(biāo)準(zhǔn)限量值以下（＜0.2 mg/kg），而示范區(qū)Ⅱ的早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)雖有所降低，但仍不符合國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)。經(jīng)分析，該示范區(qū)土壤呈強(qiáng)酸性，土壤有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總量的60%以上，而示范區(qū)I 和示范區(qū)Ⅲ土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別占土壤Cd 總量的52%和40%左右，可見，示范區(qū)Ⅱ的土壤活性Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)比例最高，可能是影響營養(yǎng)型阻控劑效果的原因之一。此外，該示范區(qū)的早、晚造水稻品種與其他示范區(qū)均不相同，水稻品種也可能在很大程度上影響水稻對Cd 的吸收累積。已有研究表明，水稻品種、土壤重金屬含量、營養(yǎng)元素、根際環(huán)境、栽培農(nóng)藝措施乃至大氣沉降等都會影響水稻對重金屬的吸收，進(jìn)而影響稻米中重金屬含量［26-28］。然而，由于土壤環(huán)境的復(fù)雜性和作物品種的多樣性，目前尚無法確定哪個因素起主導(dǎo)作用。后續(xù)可結(jié)合調(diào)整水稻品種或?qū)嵤┧止芾淼却胧?，深入研究營養(yǎng)型阻控劑對水稻吸收累積Cd的效應(yīng)?？傮w上，本研究中3 個示范區(qū)的水稻品種不同，土壤性質(zhì)差異也較大，土壤pH 分別呈強(qiáng)酸性、酸性和中性，但營養(yǎng)型阻控劑均起到較好的降低水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)的效果，因此供試營養(yǎng)型阻控劑具有較廣泛的適應(yīng)性，具備在Cd 超標(biāo)農(nóng)田上推廣應(yīng)用的潛力。

4 結(jié)論

（1）營養(yǎng)型阻控劑能夠降低珠三角3 個地市示范區(qū)早、晚造水稻糙米Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，降低幅度為8.4%～72.5%，且沒有顯著影響早、晚造水稻稻谷產(chǎn)量。

（2）營養(yǎng)型阻控劑可影響土壤理化性質(zhì)和中微量營養(yǎng)元素的有效性：營養(yǎng)型阻控劑提高3個地市示范區(qū)早、晚造水稻收獲后土壤pH 值，提高范圍為0.10～0.42 個單位；增加土壤交換性Ca、交換性Mg 和有效Si 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，3 者的最高增幅分別達(dá)到66.2%、109%和53.0%。

（3）營養(yǎng)型阻控劑沒有顯著影響3 個地市示范區(qū)土壤的水解性N 質(zhì)量分?jǐn)?shù)和1 個地市示范區(qū)土壤的有效P 及速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)；提高了2 個地市示范區(qū)土壤的有效P 和速效K 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，最大提升幅度分別為78.3%、24.6%。

因此，營養(yǎng)型阻控劑在珠三角Cd 高風(fēng)險(xiǎn)水稻種植區(qū)具有大面積推廣應(yīng)用的可行性和前景。