蚕沙与海泡石联合施用对水稻根际土壤Cd生物有效性及籽粒Cd富集的影响

刘顺翱，胡钧铭，吴昊，林大松，张俊辉，李婷婷，韦翔华，蒋鑫，刘斌

（1.广西大学农学院，南宁 530004；2.广西农业科学院农业资源与环境研究所，南宁 530007；3.广西壮族自治区环境保护科学研究院，南宁 530223；4.农业农村部环境保护科研监测所，天津 300191）

随着我国工业化进程的加快，由此引发的土壤环境风险问题越发严重，亟待得到有效管控和治理[1]。矿产开发、矿石冶炼、转移及加工废物的堆弃通过地表水和地下水的迁移，易使矿区周边土壤产生重金属污染[2-3]。土壤重金属污染易使土壤功能退化，土壤生物多样性降低，土壤重金属经过迁移、转运，富集到植物可食部分，通过食物链进入人体，危害人类健康[4-5]，其中作为主粮作物的水稻，易从水体或淤泥中吸收重金属，比旱地作物更易富集土壤重金属，危害人体健康。广西作为著名的“有色金属之乡”，矿区的土壤重金属污染治理受到国家和地区的广泛关注，作为土壤污染综合防治先行区之一，承担着国家土壤污染源头预防、风险管控、治理与修复等重任。Cd 属于有毒有害的金属，极易被水稻吸收，稻米Cd超标问题给农产品安全和人类健康带来严重的挑战[6]。土壤Cd 污染修复与治理已成为了我国当前严重和紧迫的环境问题。开展矿区重金属稻田土壤治理对水稻粮食安全生产具有重要的科学意义和实践价值。

矿区及周边土壤重金属的分布特征及形态、重金属富集植物已有大量的研究[7-9]。有机类钝化材料能增加土壤肥力，提升土地质量，增加农产品安全性[10]，具备钝化重金属的能力，是较为理想的土壤重金属修复材料[11-16]，但因其工艺复杂、成本高、修复周期长，影响了应用推广。同时南方雨热交换频繁，经室内验证有效的有机钝化材料在大田应用时其效果会变差。无机钝化材料修复土壤见效快，但钝化剂本身养分含量低，且会改变土壤的理化性质，对土壤质量造成潜在影响，易引发二次污染风险[17-18]。单一修复办法对重金属污染农田的修复效果往往不理想，因此开展有机、无机联合钝化健康修复技术研究，是农田重金属污染健康修复技术的重点所在[19-22]。

农业废弃物根本利用途径在于资源化利用，广西蚕沙资源来源丰富，课题组前期研究发现，蚕沙有机肥促进了水稻安全生长与营养健康利用[23]。蚕沙富含硫元素，作为优质的碱性肥料，在稻田重金属污染土壤修复中具有一定可行性。目前，有关蚕沙有机肥与重金属钝化材料对农田土壤污染联合钝化修复的研究鲜见报道。本研究选用蚕沙有机肥、腐植酸钠和海泡石，通过有机、无机相结合的方式，探究不同配比钝化剂联合施用对矿区重金属污染稻田根际土壤Cd生物有效性及水稻Cd 富集的影响，为土壤重金属Cd逆境生态治理、农田废弃物循环利用及土壤健康可持续发展提供技术参考。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

本试验于2019 年分早、晚稻在广西桂平某矿区周边的受污染农田（23°26′N，109°85′E）进行大田试验。试验地属于大陆性亚热带季风气候，气候温和，平均年气温21.4 ℃，相对湿度80%，平均降雨量1 726.7 mm，无霜期在339 d 以上，耕作层土厚度为20 cm，犁底层厚度为10 cm。土壤基本性质：pH 值5.24，有机质51.25 g·kg-1，CEC 21.6 cmol·kg-1，全量Cd 0.837 mg·kg-1。

1.2 试验材料

早、晚稻供试水稻作物为常规籼稻品种百香139，属感温型籼稻品种，分蘖力强，籽粒饱满，结实率高。蚕沙有机肥符合《有机肥料》（NY 525—2012）标准，pH 值8.2，全量Cd 0.053 mg·kg-1；海泡石为改性海泡石土壤调理剂（添加碳酸钙、硫酸钙等钙盐和氢氧化镁等辅助材料），呈粉末状，粒径小于0.1 mm，pH 值12.76，全量Cd 0.03 mg·kg-1；腐植酸钠纯度≥65%，为黑色粉末状晶体，pH值10.78，全量Cd 0.037 mg·kg-1。

1.3 试验设计和田间管理

试验稻田四周由水泥墙砌成，各小区采用聚乙烯膜覆盖的泥巴埂分隔（埋深20 cm，埂高15 cm）进行水田分区，防止小区间互相串水。设置4 种处理：CK为不添加改良剂，T1 为蚕沙+海泡石（蚕沙为蚕沙有机肥，下同），T2 为蚕沙+腐植酸钠+海泡石，T3 为蚕沙。修复材料施用情况：T1 处理蚕沙和海泡石用量为各7 200 kg·hm-2，T2 处理蚕沙、腐植酸钠和海泡石用量分别为7 200、25 kg·hm-2和4 830 kg·hm-2，T3 处理蚕沙用量为7 200 kg·hm-2。每处理重复3 次，各小区随机区组排列，每小区面积为60 m2。匀田时人工将改良剂均匀抛撒在小区范围内，通过小型耕作机反复耕作，与耕作层土壤混合均匀，平整地块，老化养护2 周。早晚季水稻在同一试验田进行，早稻按试验设计施入改良剂，晚稻不添加改良剂，进行老化跟踪试验。水稻移栽的行间距为30 cm×20 cm，每穴4 苗。稻田施肥情况：基肥复合肥225 kg·hm-2；移栽7 d 后施返青肥，尿素225 kg·hm-2；15 d 后施复合肥300 kg·hm-2。其他的田间管理措施与当地的常规操作相同。

1.4 样品采集与处理

在早稻分蘖期、齐穗期和收获期及晚稻收获期按照各个种植单元不同钝化处理采集土壤、植株样品，采用五点取样法（4 个顶点和中心点）将整株水稻连根挖起，抖动水稻根系的土壤以获得水稻根际土壤；土壤样品经风干后剔除植物根系等杂质，磨碎过20 目和100 目筛，做好编号分类保存备用。植株样品用去离子水洗净，吸水纸吸干水分，105 ℃杀青30 min，70 ℃烘干至恒质量，记录水稻地上、地下干物质量，区分根、茎、叶粉碎，分析各部位的Cd含量。

1.5 指标测定

1.5.1 DGT装置测定稻田土壤中Cd的生物有效性

DGT 装置及操作方法由DGT Research Ltd.，UK提供，具体操作步骤：称取60 g土壤于样品瓶中，将土壤润湿使土壤含水率达到最大持水量的60%，培养48 h，继续增加水直到土壤最大持水量的100%，24 h后将样品瓶中的土壤平整均匀转移到塑料培养皿中，将DGT 装置小心放在土壤上，确保过滤薄膜与土壤表面完全接触，然后持续24 h，随后，将DGT装置用超纯水洗涤干净，取下装置里的Chelex 吸附膜用1 mL的HNO3溶液（1 mol·L-1）洗脱，静置24 h 后取出吸附膜。同时在3 000 r·min-1转速下获取相应土壤溶液，并用少量浓HNO3酸化，稀释待测，采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，ICAPQc，Thermo Fisher Scientific，Germany）测定提取液中Cd 浓度。使用等式确定DGT测量的Cd浓度（CDGT）。计算公式如下：

吸附膜上Cd的吸附量

DGT有效浓度

式中：Ce为洗脱液中目标物的浓度，µg·L-1；Ve为所用洗脱液体积，mL；Vgel为吸附膜的有效体积，0.15 mL；fe为Cd的洗脱效率，%；g为材料扩散层厚度，包括扩散膜厚度和滤膜厚度，cm；D为Cd 在扩散层中的扩散系数；t为DGT 的放置时长，s；A为DGT 装置的采窗口面积，cm2。

1.5.2 土壤和植株样品分析

土壤全Cd 采用《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》（GB/T 17141—1997）方法测定。植株样品中的Cd 采用《食品安全国家标准食品中镉的测定》（GB 5009.15—2014）方法测定。土壤的pH 值用1∶2.5（m∶V）土水比浸提测定；土壤有机质采用重铬酸钾外加热法测定；土壤电导率用1∶5（m∶V）土水进行配比，利用DDS-11A型数字电导仪测定；土壤阳离子交换量（CEC）采用《土壤阳离子交换量的测定 三氯化六氨合钴浸提-分光光度法》（HJ 889—2017）方法测定；土壤中有效硅含量采用乙酸缓冲液提取-钼蓝比色法（NY/T 1121.15—2006），用UV1100分光光度计测定。

1.6 计算方法

水稻植株重金属生物富集系数（Biological concentration factor，BCF）、重金属提取量（Metal extraction factor，MEA）计算方法如下：

BCF=不同部位重金属浓度（mg·kg-1）/土壤重金属浓度（mg·kg-1）

MEA=地上部重金属浓度（µg·g-1）×地上部生物量（g）+地下部重金属浓度（µg·g-1）×地下部生物量（g）

1.7 统计分析

使用Excel 2010 软件对数据进行前期整理和制图。利用SPSS 26.0 软件对数据进行分析，利用单因素方差分析（One-way ANOVA）对不同处理间数据的差异显著性进行检验，利用Pearson 相关分析法对水稻不同部位重金属与土壤理化性质和土壤重金属生物有效性之间的关系进行分析。

2 结果与分析

2.1 对水稻根际土壤Cd生物有效性的影响

土壤重金属生物有效性能准确反映植物对土壤的敏感性，是衡量土壤生态功能的重要指标。利用DGT 技术研究重金属Cd的生物有效性可以科学评估重金属对土壤生态环境的潜在风险及其对人体健康影响。比较不同处理下DGT 吸附膜（24 h 内）吸附的Cd2+总量，测定提取液中的Cd 浓度CDGT，测量的数值表示土壤中重金属Cd被植物吸收利用的主要活性成分含量。由图1A 可知，不同钝化处理均能显著降低土壤Cd 生物有效性（除晚稻收获期T3 处理外），而在早稻生育期内，各处理土壤Cd 生物有效性在齐穗期升高，收获期有效性下降。与对照相比，蚕沙+海泡石、蚕沙+海泡石+腐植酸钠材料组合配施时，土壤Cd生物有效性降幅为84.59%～90.28%、74.94%～84.23%；钝化材料蚕沙单独施用，土壤Cd 的生物活性降幅为29.71%～74.18%，组合施用优于单独施用。对早、晚稻收获期土壤Cd浓度进行比较，与早稻收获期相比，晚稻老化试验各处理浓度均有所提升，CK、T1、T2 和T3 处理分别提高了17.24%、27.79%、32.18% 和19.20%。DGT 吸附膜对Cd2+的吸附量见图1B，分析24 h 内Cd2+穿过DGT 扩散膜的量化指标，添加钝化材料后Cd2+在土壤中的适应性发生变化，早稻Cd2+在土壤中的生物有效性在齐穗期上升，收获期下降。与早稻收获期相比，晚稻收获期土壤中Cd2+活跃程度增加，土壤Cd 的生物有效性增强，Cd 吸附量增加，晚稻试验T3 处理老化效果最差，吸附膜对Cd2+的吸附量较早稻收获期增长了219.20%（图1B）。

2.2 对水稻植株和籽粒Cd累积的影响

2.2.1 对水稻不同部位Cd含量的影响

水稻各部位重金属含量为各处理小区多株水稻混合制备样品测定的重金属含量的均值。由图2、图3 可见，水稻各器官Cd 含量分布：根＞茎秆＞叶片＞谷壳＞籽粒。早稻收获期T1、T2 和T3 钝化处理模式的水稻籽粒Cd含量为（0.18±0.48）、（0.19±0.01）mg·kg-1和（0.20±0.02）mg·kg-1，均符合《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的相关标准。其中蚕沙+海泡石联合施用对水稻不同部位Cd 的抑制效果明显，早、晚稻收获时，对水稻籽粒、谷壳、叶片、茎秆、根系的Cd 降低率分别达到了47.62%、44.94%、18.21%、17.01%、31.71%和53.84%、49.69%、44.78%、47.1%、55.53%。与空白对照相比，T2处理的水稻不同器官根系、茎秆、叶片、谷壳和籽粒Cd 含量的降幅分别为21.83%～44.78%、9.06%～50.2%、20.78%～55.67%、43.34%～43.73%及43.82%～47.15%。而单一添加蚕沙处理，水稻的根系、茎秆、叶片、谷壳和籽粒分别降低了11.87%～24.79%、4.89%～31.23%、9.6%～47.76%、37.19%～41.28%和38.79%～40.92%。

2.2.2 对水稻Cd富集、提取量的影响

BCF生物富集系数是指水稻收获期不同器官的重金属含量与土壤中重金属含量的比值，可说明水稻的重金属含量中受土壤重金属含量的直接影响程度，还能说明水稻对重金属吸收和累积特性。由表1 可知，水稻各器官BCF呈根＞茎秆＞叶片＞谷壳＞籽粒，水稻根部的BCF最高，说明根系吸收、累积Cd能力最强。

表2为单株水稻地上部、地下部和水稻各器官Cd提取量的比较，不同钝化处理模式下，早稻季节总Cd提取量大小为T2＞T3＞T1；晚稻季节呈现T3＞T2＞T1的规律。与空白对照相比，所有处理水稻地上部、地下部Cd 提取量均显著下降（P＜0.05），其中晚稻T1 钝化处理下降幅度最大，相较于CK 减少了56.91%、47.19%。

2.3 对稻田土壤理化性质的影响及相关性分析

2.3.1 对稻田土壤理化性质的影响

从图4 可以看出，稻田施入海泡石的T1、T2 处理下，土壤pH 值与对照CK 处理相比，早稻各生长时期的差异均达到显著水平。早稻分蘖、齐穗和收获3 个生育时期，T1 处理土壤pH 较CK 处理提高1.17、1.23和0.28，T2 处理较CK 提高1.45、1.18 和0.56，T3 处理较CK 提高1.06、0.94 和0.04，在晚稻收获期CK 处理和T1 处理之间数值差异表现为极显著，T1 和T2、T2和T3 处理间无明显差异。各处理间土壤的电导率的大小关系总体表现为T2＞T1＞T3＞CK，在早稻分蘖、齐穗和收获期，T1、T2 处理高于CK 和T3 处理，晚稻老化效果试验中T2 处理与其他处理呈显著差异。对比早、晚稻收获期的土壤电导率发现，与早稻相比，CK处理和T2 处理的电导率增大，分别增加27.91%和12.86%；T1 处理和T3 处理的电导率减小，分别减少14.84%和2.08%。施用蚕沙有机肥可提高土壤有机质含量，不同钝化处理之间的土壤有机质含量和对照处理存在显著差异。与CK 相比，T1、T2、T3 处理土壤有机质含量显著提升（P＜0.05），在早稻分蘖期和齐穗期分别增加了39.64%、16.87%、16.83%和31.59%、21.02%、11.81%。在水稻收获期T1、T2 和T3 处理之间有机质含量差异不明显，但与CK 处理相比极显著增加，在早、晚稻收获期T1、T2、T3 处理分别增加15.51%、12.91%、13.70%和23.33%、15.74%、15.47%。蚕沙有机肥对土壤有效硅含量不存在影响，CK 和T3两处理间对比差异不显著，与CK 和T3处理相比，T1、T2 处理提高了土壤有效硅含量，其中T1 处理在早稻收获期其含量最高，可达228.41 mg·kg-1。在晚稻收获期，同CK 处理相比，T1 和T2 处理土壤有效硅含量分别增加60.12 mg·kg-1和67.23 mg·kg-1。早、晚稻收获期相比较，晚稻CK 处理有效硅含量增加了64.66%，T1、T2 和T3 处理分别减少68.81%、9.17%和16.25%。

2.3.2 水稻籽粒及不同器官Cd 含量与土壤理化性质的相关性

为了进一步探讨水稻不同器官Cd 含量与土壤pH、有机质、有效硅和土壤Cd 生物有效性的关系，分别进行相关性分析，从分析结果看（表3），水稻不同器官Cd 含量与土壤Cd 的生物有效性呈显著相关关系，相关系数分别为0.92、0.92、0.85、0.79 和0.86（P＜0.01）；土壤Cd 的生物有效性与土壤pH、有机质呈显著负相关，相关系数分别为-0.59、-0.68（P＜0.01），与有效硅呈负相关关系，相关系数为-0.32；水稻籽粒Cd含量与水稻谷壳、叶片、茎秆、根系中Cd 含量之间显著相关（P＜0.01），相关系数分别为0.99、0.78、0.71、0.88。综上，土壤pH、有机质等通过影响土壤Cd的生物有效性，影响土壤中的Cd向水稻地上部转移。

表3 水稻籽粒及不同器官Cd含量与土壤性状间的相关性Table3 Correlation analysis between Cd content in rice grain and soil properties

3 讨论

3.1 蚕沙联合钝化对土壤Cd生物有效性的作用机理

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。有机类材料可通过改变Cd2+在土壤中的存在状态影响土壤-水稻Cd 间相互转化[24-25]。本研究结果表明，蚕沙与海泡石组合及蚕沙、海泡石、腐植酸钠组合对土壤Cd的生物有效性产生了显著影响。有研究认为，水稻长期处于淹水条件下时，整个土壤体系属于还原环境，使得蚕沙富含S2-和Cd2+的共沉淀作用加强，土壤Cd 的生物有效性降低[26-27]；蚕沙中还存在大量的活性功能基团，能够与Cd2+结合形成络合物，使土壤中的Cd被钝化[28]。而海泡石可使土壤表面的可变负电荷增加，增强对Cd2+的吸附，促进土壤中活跃的金属离子向移动性差的碳酸盐结合态或氢氧化物沉淀方向转化[29]，降低土壤Cd的生物有效性。同时海泡石作为碱性调理剂，在稻田土壤pH 上升的情况下，可能导致土壤中微生物群落结构发生改变，形成高分子聚合物与重金属络合，降低重金属迁移性[30]。有研究表明，土壤pH 是影响土壤重金属生物有效性和植物吸收利用的关键因素[31]。本研究还显示土壤Cd 的生物有效性与土壤有机质和有效硅呈负相关关系，且与有机质含量关系达到极显著水平（P＜0.01）。这可能是由于有机质为土壤微生物活动提供大量的碳和氮及其他矿类物质，与土壤中的Cd 发生氧化还原反应，改变土壤的微环境，进而影响土壤Cd 的生物有效性[32]。而有效硅可以促进植物产生激素，在根系表面和细胞壁内形成沉淀以减少重金属对植物的毒性，还具备调和酸性土壤和提高土地肥力等功能，对钝化土壤重金属、改良污染土壤能起到良好的调控作用[33-34]。此外，植物根系分泌物对土壤重金属也有活化作用，会影响土壤Cd 的有效性[35]。因此，污染农田修复过程中，蚕沙联合钝化剂对根际土壤Cd 的生物有效性作用过程还有待进一步研究。

3.2 蚕沙与海泡石联合施用对水稻积累Cd的影响

本研究发现在重金属污染农田添加有机、无机类钝化剂均能促进水稻生长，其中以蚕沙和海泡石1∶1 等比例施用效果最佳，这是由于海泡石含有丰富的硅、钙等营养元素，而蚕沙有机肥为水稻生长提供了丰富的有机物质，在土壤微生物及作物根系分泌物的作用下，有机物料中含氮、磷、钾的有机化合物分解为无机态，大分子难溶态的有机质转化为小分子水溶态被作物吸收利用[36-37]。钝化剂的添加使得早稻收获的籽粒中Cd 的浓度显著降低，从生理学层面分析，硅通过参与水稻的生理代谢活动，使其抗氧化系统酶的活性和清除自由基的能力增强[38]，进而抑制Cd 的吸收及在水稻不同器官组织中的运输，同时硅还参与Cd 在水稻体内的螯合和阻隔作用，使得传递到籽粒的Cd 减少[39]。研究发现，钝化处理后水稻对Cd 富集减弱，水稻不同部位Cd 富集能力整体表现为：BCF根＞BCF茎＞BCF叶＞BCF谷壳＞BCF籽粒，其大小排序表明根是最容易积累Cd 部位，NOCITO等[40]研究证明从土壤转移到植物体内的Cd 有49%～79%存在于植物根部。T1 和T2 处理水稻根系富集Cd 的量低于T3 处理，这可能是由于硅能够在植物体根部沉积，增强水稻根部对Cd 的堵截，限制Cd 通过质外体运输途径进入地上部[41]。

3.3 蚕沙与海泡石联合施用老化效果及应用成效

试验条件下，不同钝化处理早晚稻对Cd 污染土壤的老化效果存在差异，本研究表明，T1、T2、T3 处理晚稻土壤Cd 的生物有效性和水稻籽粒Cd 浓度分别比早稻提高27.79%、32.18%、219.21% 和10.88%、18.36%、30.38%，组合修复处理T1 的老化效果最佳。T1、T2 和T3 处理土壤有效硅含量在晚稻收获期均下降，与早稻收获期相比较，分别降低68.81%、9.18%和16.42%；同CK 处理相较，T1 和T2 处理分别增加了541.25%和605.6%。晚稻T1、T2 和T3 处理土壤有机质含量较早稻收获期分别增加8.63%、4.28% 和3.31%，稻田土壤质量得到改善。早、晚稻试验研究结果表明，单施蚕沙处理水稻收获期籽粒Cd 含量分别为0.20、0.26 mg·kg-1，而T1 和T2 处理早稻水稻籽粒Cd含量分别为0.18 mg·kg-1和0.19 mg·kg-1，晚稻分别 为0.20 mg·kg-1和0.23 mg·kg-1，Cd 浓 度 降 低10.00%和5.00%、23.08%和11.54%，联合钝化后修复效果明显改善，组合效率得到提高。蚕沙与海泡石联合施用能有效阻控稻田土壤-水稻之间的Cd传递，蚕沙海泡石联合钝化可作为一种理想的稻田Cd污染逆境生态调控应用技术模式。本试验中施用蚕沙、海泡石和腐植酸钠等材料对Cd污染酸性农田土壤的修复起到了一定的促进作用，尽管大田试验蚕沙投入量大，但由于广西蚕沙资源丰富，取材方便，不仅能够改善重金属Cd的修复效果，而且能够改善土壤质量，提升土壤活性和有机质含量，有效弥补传统化学修复的不足，对于Cd 污染稻田开展边修复边利用具有重要的实践和参考作用。

4 结论

（1）蚕沙与海泡石联合施用对Cd的钝化效率高，通过提升土壤pH 值，显著降低水稻根际土壤Cd的生物有效性。

（2）蚕沙与海泡石联合施用可显著降低水稻Cd的富集系数和提取量，抑制水稻对Cd的吸收，提高籽粒安全性。

（3）蚕沙与海泡石联合施用阻控籽粒Cd富集，作用周期长。蚕沙与海泡石联合施用处理下，晚稻老化跟踪效果试验中水稻籽粒的Cd 含量为0.20 mg·kg-1，符合《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）标准，蚕沙与海泡石联合施用可作为一种有效的稻田Cd 污染修复组合模式，具有一定的生产应用价值。

致谢：感谢南京大学罗军副教授在DGT 测试和论文润色方面提供的指导，特此致谢！