氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥对水稻中镉含量及分布规律的影响

魏祥东邹慧玲，2方雅瑜尹晓辉杨登陈楠张昊

（1湖南农业大学资源环境学院/湖南农业大学南方稻田重金属污染防控协同创新中心，长沙410128；2湖南农业大学图书馆，长沙410128；第一作者：xiangdongw@126.com）

近年来，我国“镉米”事件频发，成为危害居民身体健康、影响社会稳定、导致群体性事件的重大环境问题。因此，开展稻米镉污染防控已成为当前我国急需解决的重大战略需求[1-3]。解决稻米镉污染的关键是弄清稻米镉污染来源及其吸收、转运与积累机理。研究发现，镉是通过茎迁移转运并积累至稻米中，且镉的转运途径有两条，即“根→茎→米”和“叶→茎→米”[4-5]。因此，通过工程技术措施阻控镉在水稻中的迁移转运率，可以降低稻米中镉的含量，达到稻米镉污染治理的目的。

许多研究发现，通过添加土壤改良剂、改变灌溉方式等措施可以改变土壤中镉的存在形态，降低其迁移性和水稻对镉的吸收积累量[6-9]。赤泥呈碱性，且具有较强的吸附能力，能显著提升土壤pH值并改变土壤中重金属的化学形态，减少土壤重金属的有效性，被广泛用于稻米镉污染治理[10-12]。铁氧化细菌广泛分布于生物圈，种类较多，且能使铁在二价和三价之间变化，对土壤中的铁、氮和碳循环具有重要的推动作用，很多学者认为其在环境污染治理中也有重要的开发价值[13-17]。但在目前氧化亚铁硫杆菌主要应用于城市用水净化[14，18]、烟气脱硫[18]、含重金属废水[19]或污泥的浸提[20]以及淋滤[21-22]等方面，很少用于土壤重金属污染的原位修复与钝化。本文利用本实验室筛选的氧化亚铁硫杆菌，通过室内盆栽试验，研究该氧化亚铁硫杆菌及其与赤泥互作对水稻生长及植株中镉含量、分布规律的影响，探索利用其治理重度重金属污染土壤的可能性和有效性，为稻米镉污染治理提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 供试材料

1.1.1 供试土壤

供试土壤采自湖南省浏阳市七宝山乡铁山村某农田耕作层（0～20 cm）。土壤采集后立即运回实验室并放于室内通风干燥处自然风干，过筛（5 mm）去除杂物、残根后备用。供试土壤为砂壤，基本理化性质和重金属含量见表1。从表1可知，供试土壤中Cd、Pb、Zn和Cu的含量均超过农业用地土壤环境质量标准II级标准。其中，Cd超标情况最为严重，超标约18.9倍；Pb超标约2.7倍，Zn超标约3.7倍，Cu超标约18.8倍，为复合重金属重度污染农田土壤。

表1 供试土壤理化性质

表2 盆栽试验设计

1.1.2 供试水稻

供试水稻品种为两优5218，全生育期135 d左右。水稻秧苗由湖南省株洲县洲坪乡湖南省耕地重金属污染治理试验基地提供。

1.1.3 赤泥及供试菌株

供试赤泥由河南长兴实业有限公司提供，为拜耳-烧结联合法赤泥。其基本理化性质：pH值11.25，有机质含量5.0 g/kg，Cu含量27.58 mg/kg，Zn含量31.13 mg/kg、Pb含量36.75 mg/kg、Cd含量0.13 mg/kg。

供试菌株为本课题组从湖南浏阳七宝山某废弃硫铁矿废渣中分离纯化的QBS-01，初步鉴定为嗜酸性氧化亚铁硫杆菌。该菌呈杆状，革兰氏阴性菌，最适生长和代谢的初始pH值为2.0，温度为30℃。

1.2 试验设计

盆栽试验在湖南农业大学资源环境学院耘园试验基地通风玻璃房内进行。试验用盆高18.0 cm，上口直径26.5 cm，下口直径19.0 cm。土壤过筛混合均匀后装盆，每盆6 kg。装土后浸水2 d使土壤湿润，再添加基肥。基肥每盆10 g，其中复合肥4.17 g、一水磷酸二氢钙3.32 g、尿素2.17 g、氯化钾1.00 g，氮肥中基肥与追肥比为7∶3。根据他人的研究成果[10，23-25]，在尽量降低添加物二次污染和成本的基础上，确定赤泥和QBS-01菌液添加量（表2）。赤泥在装土时（约在水稻移栽前10 d）混入，于移栽3周后添加菌液。将菌液用无菌水稀释至500 mL，并用小型喷雾器均匀喷洒到土壤表面，对照组喷洒等体积无菌水。添加菌液后1周内仅保持土壤湿润但无积水。试验共设10个处理，每个处理3次重复。2014年6月10日将长势均匀的秧苗移栽，每盆3丛，每丛3株，移栽1周后追肥。全生育期用曝气自来水浇灌（自来水pH值约7.0，Cd浓度为1.20 μg/L），水深3 mm，并按当地种植习惯进行追肥、除草、除虫等。2014年10月8日收割水稻并采样。

1.3 样品采集与预处理

在收割前测量水稻株高，然后采集样品。先将水稻穗部剪下、晒干后称重后用砻谷机（用JLG-Ⅱ型）分离谷壳和糙米后粉碎，装封口袋待用。水稻植株用自来水洗干净，再用去离子水润洗3次，并将根、茎、叶分离，分别装入牛皮纸袋中[26]。所有样品于105℃杀青2 h，然后65℃烘干至恒质量后粉碎过筛，备用。

1.4 重金属含量测定

所有植物样品经混合酸（HNO3∶HClO4=4∶1）消解、过滤、定容后，保存于4℃冰箱中备用。消解时用国家标准参比物质[灌木枝叶GBW07603（GSV-2）、大米GBW10010（GSB-1）]和平行全空白样进行质量控制[26]。采用ICP-OES（美国PE8300）测定Cd含量在0.1 mg/kg以上的消解液，并用原子吸收分光光度计-石墨炉法（GTA120，美国Varian）测定Cd含量在0.1 mg/kg以下的消解液。

1.5 数据处理

试验数据用SPSS 19.0进行单因素方差分析，并采用LSD法进行多重比较。

2 结果与分析

2.1 对水稻株高和产量的影响

表3 不同处理对水稻株高及产量的影响

表4 不同处理对水稻各器官Cd含量的影响（mg/kg）

从表3可见，除T1处理外，添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥后，水稻株高及产量均增加，且部分处理增加显著。赤泥单施或配施，水稻株高及产量增加幅度较大，且与CK和氧化亚铁硫杆菌QBS-01单施处理有显著差异（低剂量除外）。虽然单施氧化亚铁硫杆菌QBS-01后，水稻株高及产量也增加，但与CK无显著差异。添加量对水稻株高及产量影响较大，无论是单施还是配施，随着赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01添加量的增加，水稻株高和产量均增加。其中添加物有赤泥时，增加幅度更大，且与CK和氧化亚铁硫杆菌QBS-01单施的处理均有显著差异。

2.2 对水稻体内Cd含量的影响

从表4可知，添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥后，水稻各器官中Cd含量显著降低。其中，根、茎、叶、谷壳和糙米中Cd含量分别降低17.27%～33.00%、10.21%～24.71%、10.21%～27.10%、26.77%～43.31%和6.40%～36.95%，且以赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01配施时Cd含量降低幅度最大，其次是单施赤泥的处理。

单施赤泥时，随着赤泥用量的增加，水稻各器官中Cd含量先降低然后升高。与R1处理相比，R2处理能显著降水稻根、茎、叶、谷壳中Cd含量，R3处理能显著降低水稻茎、叶中Cd含量，但糙米中Cd含量均无显著差异。单施氧化亚铁硫杆菌QBS-01时，添加量对水稻体内Cd含量基本无显著性影响。赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01配施时，虽然R2T2处理水稻体内Cd含量最低，但仅根中的Cd含量与其他处理有显著差异，其他器官中的Cd含量无显著性差异。

虽然添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥能大幅度降低糙米镉含量，但所有处理糙米镉含量均超过国家粮食安全标准值，这表明当土壤Cd污染程度高时，通过添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥治理稻米Cd污染是无效的。

2.3 对镉在水稻体内转运率的影响

从表5可以看出，与CK相比，添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥后，对Cd在水稻各器官间的迁移转运率有较大影响。其中，根-茎和壳-米迁移转运率升高，土-根、茎-叶、茎-壳和叶-壳迁移转运率降低，叶-米和茎-米迁移转运率与添加物密切相关。当赤泥与氧化亚铁硫杆菌QBS-01配施时，叶-米迁移转运率降低，赤泥与氧化亚铁硫杆菌QBS-01单施时，叶-米迁移转运率升高。单施氧化亚铁硫杆菌QBS-01时，茎-米迁移转运率升高；赤泥与氧化亚铁硫杆菌QBS-01配施时，茎-米迁移转运率降低，单施赤泥时变化无规律。

不同添加物及其添加量对Cd在水稻各器官间的迁移转运率有显著影响，但无明显变化规律。从添加物来看，单施赤泥和单施氧化亚铁硫杆菌QBS-01对Cd在水稻各器官间的迁移转运率影响无明显规律，但配施与单施的影响显著不同。配施时，Cd在水稻各器官间的迁移转运率的增加幅度小于单施，而降低幅度大于单施。

3 讨论

添加土壤改良剂是当前稻米Cd污染治理的主要措施。研究发现，石灰、碳酸钙、生物炭、海泡石、蒙脱土、普钙、重钙、磷矿石、赤泥、硅酸盐、工业废弃物、微生物等土壤改良剂，都可与土壤重金属之间发生吸附、沉淀、离子交换、氧化还原等一系列反应，改变重金属在土壤中的存在形态，降低重金属的迁移性和生物有效性，减少稻米中重金属的积累量[6，9，14]。本研究发现，添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01和赤泥后，水稻各器官中Cd含量均降低，这表明利用赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01治理稻米Cd污染是有效的。许多研究发现，赤泥降Cd原因是改变土壤pH值、改变土壤Cd的化学形态及降低生物有效性，从而影响水稻对Cd的吸收[9-12]。本研究还发现，添加赤泥后，根-茎和壳-米迁移转运率升高，土-根、茎-叶、茎-壳和叶-壳迁移转运率都降低，且土-根、茎-壳和叶-壳迁移转运率下降幅度均远远超过根-茎迁移转运率增加幅度，茎-叶转运率下降幅度与根-茎转运率增加相近，这表明赤泥不仅能影响土壤Cd形态，降低水稻Cd的吸收；而且影响水稻体内Cd的化学形态，降低Cd在水稻体内迁移转运率，并导致稻米Cd含量显著降低。Ko等[22，27]研究发现，添加铁氧化微生物，通过氧化作用影响土壤中砷形态，从而影响其迁移转化及植物吸收。这可能是添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01后水稻体内Cd含量显著下降的主要原因。添加氧化亚铁硫杆菌QBS-01会影响土壤中Fe的代谢转化，从而影响水稻根表铁膜的形成及其结构与厚度，改变水稻对Cd的吸收量，最终降低稻米Cd含量[28-29]。

表5 不同处理对Cd在水稻体内迁移转运率的影响（%）

治理稻米Cd污染不仅要考虑稻米Cd污染的治理效果，还应考虑污染治理所需成本及潜在影响。治理效果相近时，成本越低、潜在影响越小，大面积推广价值就越高。土壤改良剂费用和潜在影响与添加量呈显著正相关，即土壤改良剂添加量越多，费用越高，潜在影响越大。因此，在保证稻米Cd污染治理效果的前提下，降低土壤改良剂添加量，不仅可以降低污染治理费用，而且可以减少其潜在影响，使产品具有较高的推广价值。赤泥是工业废料，氧化亚铁硫杆菌QBS-01可通过发酵大量生产，故本研究使用的土壤改良剂成本较低。添加赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01后，水稻株高及产量均增加，且水稻株高和产量随赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01添加量增加而增加，这表明赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01对水稻生长有促进作用，其潜在风险较小，这与他人研究结果一致[24]。由此可见，本研究使用的土壤改良剂具有潜在的推广应用价值，尤其是赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01配施，推广应用价值更高，但赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01配施添加量增加对稻米Cd含量无显著影响。单施赤泥时，随着赤泥用量增加，稻米Cd含量先降低，然后基本不变，这表明赤泥添加量不应超过4 000 kg/hm2。由于氧化亚铁硫杆菌QBS-01添加量对稻米Cd含量无显著影响，故其添加量可为50 L/hm2。由于赤泥呈碱性，氧化亚铁硫杆菌QBS-01培养液呈酸性，故在配施时应适当增加时间间隔，可能治理效果更好。

本研究发现，土壤Cd污染是造成稻米Cd污染的主要原因。虽然土壤Cd污染严重，且大量Cd积累在水稻根部（空白对照水稻根部Cd含量比土壤高4.01倍），但糙米Cd含量却很低，分别只有土壤和根Cd含量的9.01%和2.25%，这表明土壤Cd对稻米Cd污染的贡献率较低。因此，虽然要重视土壤重金属污染治理，但不应该过分渲染及夸大土壤重金属污染对粮食食用安全性的影响，以免引起不必要的恐慌。本研究还发现，虽然添加赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01能显著降低糙米Cd含量，但由于土壤Cd污染严重，糙米Cd含量仍然超过国家粮食安全标准值，这表明在Cd镉污染严重的稻田仅通过添加土壤改良剂，很难实现稻米安全生产的目的。因此，对重金属污染程度高的稻田，仅通过添加1～2种土壤改良剂，很难达到稻米Cd污染治理的目的。因此，在治理中度以上重金属污染时，应采用多种土壤改良剂或土壤改良剂和叶面阻控剂组配施用，可提高稻米Cd污染治理效果，这与湖南省重金属污染耕地修复和种植结构调整试点的研究结果一致[30]。

4 结论

添加赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01能显著降低水稻体内Cd含量，促进水稻生长，提高水稻产量，且二者配施效果最好。土壤改良剂施用方式不同，添加量对稻米Cd含量的影响也显著不同。赤泥单施时，添加量增加，糙米Cd含量先降低后升高；氧化亚铁硫杆菌QBS-01单施及与赤泥配施时，添加量增加对糙米Cd含量无显著影响。在重度Cd污染稻田，利用赤泥和氧化亚铁硫杆菌QBS-01能显著降稻米Cd含量，虽然很难实现稻米达标生产，但仍具有较高的潜在应用价值。

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