Cd胁迫下外源有机肥对土壤中Cd有效性和水稻糙米中Cd含量的影响

杨文弢 张佳 廖柏寒

摘 要：为研究1种廉价的常见有机肥（菜枯）对稻田土壤中Cd的有效性、水稻糙米中含量及稻谷产量的影响，在2种Cd污染土壤中施用了不同添加量（0，7.5，15，30 g/kg）的外源有机肥，并进行水稻盆栽种植试验。结果表明：① 施用有机肥显著增加了土壤pH值和有机质含量。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，土壤pH值在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别上升了0.40～0.68、0.55～0.65、0.56～0.52和0.15～0.33个单位，土壤有机质含量分别上升了8.3%～47.6%、6.2%～27.7%、12.0%～14.6%和4.8%～13.9%。② 施用有机肥显著降低了土壤中TCLP提取态Cd含量。与对照相比，施用7.5～30  g/kg的有机肥使Cd低污染中TCLP提取态Cd含量在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别下降了60.2%～77.3%、38.1%～56.4%、30.3%～39.9%和10.0%～38.6%，使Cd高污染土壤中TCLP提取态Cd含量，除灌浆期有机肥施用量7.5 g/kg略有上升之外，分别下降了34.2%～61.5%、12.1%～42.3%、3.0%～8.9%、39.3%～15.8%。③ 施用有机肥显著促进了水稻的生长和增加了水稻产量，与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，使Cd低污染和高污染土壤中水稻稻谷生物量分别增加了14.9%～21.3%和8.0%～16.6%。④施用有机肥显著提高成熟期水稻糙米中Cd含量。施用7.5～30 g/kg的有机肥，2个Cd污染土壤中糙米中的Cd含量分别为0.05 mg/kg～0.13 mg/kg和0.20 mg/kg～2.24 mg/kg，与对照相比分别提高了17.4%～183.2%和5.3%～1067.7%。

关键词：菜枯; 稻田土壤; 水稻产量; Cd污染

中图分类号：X53

文献标识码： A

由于采矿和冶炼活动的快速發展，大量重金属如镉（Cd）、铅（Pb）、汞（Hg）和砷（As）等被释放到土壤环境中。在中国东部和南部的一些采矿和冶炼地区，土壤中的重金属污染日益严重[1]。水稻（Oryza sativa L.）是亚洲人日常饮食的重要主食[2]，超过60%的人口以大米为主食，大米消费量占中国每年消费谷物的一半以上。土壤中的Cd会通过水稻籽粒积累进入食物链，对人体的中枢神经系统存在严重的健康风险[3]。

近年来，稻田重金属的原位修复是主要的修复手段，也是研究热点[4，5]。向受到重金属污染的农田中施用钝化剂能有效降低土壤中重金属的生物有效性，如石灰石[6]，沸石[7]，海泡石[8]，蒙脱石[9]，大理石[10]和粉煤灰[11]等，也有一些研究将钝化剂进行组配[12-15]。但大多数研究以降低水稻籽粒中重金属含量为研究目的，往往忽视了这些材料对水稻产量的影响。目前，在中、轻度Cd污染稻田中种植水稻，如何在保证糙米中Cd含量不超标的前提下提高产量是现阶段研究的热点。一些研究表明[16，17]，施用有机肥在一定程度上能降低土壤中重金属活性，并能增加土壤肥力、提高农作物产量。黎秋君[18]等研究了三种有机肥如蚕、椰子泥炭和泥炭来修复镉污染土壤，发现施用6%的蚕沙能分别降低中性和酸性土壤中59.02%和59.65%的酸可提取态Cd含量。也有一些研究指出，在稻田中施用有机肥能显著提高水稻产量[19]，但对Cd污染土壤中的Cd无显著钝化效果，甚至会增强其有效性[20，21]。因此，施用有机肥对Cd污染稻田土壤中Cd的有效性、水稻籽粒中Cd的含量以及对水稻产量的影响亟待研究。以菜枯为外源有机肥来研究Cd污染土壤中有机肥对水稻产量和品质影响的报道还很少见。本研究以菜枯为有机添加物，通过盆栽试验和TCLP毒性浸出试验，对土壤-水稻系统中Cd的生物有效性进行评价，研究不同施用量下有机肥对水稻产量及糙米中Cd累积的影响，以期为我国Cd污染耕地的粮食安全生产提供参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试土壤来源于湖南省宁乡县双江口镇某地区（北纬28°27.716'，东经113°16.356'）土稻田耕作层土壤;有机肥选用湖南农村地区常见的菜枯，由湖南娄底市天之源榨油坊提供;盆栽用盆为白色圆柱形桶（直径 = 300 mm，高 = 240 mm）;水稻（Oryza sativa L.）品种选自湖南常规晚稻湘晚籼12号，由湖南亚华种子有限公司提供。供试土壤和有机肥基本理化性质见表1。

1.2 试验设计

供试土壤自然风干后，去除石头、根茎等杂物。每桶装入风干土4.0±0.1 kg。土壤样品设置3个采样时期：水稻分蘖期、灌浆期、成熟期。设置2个Cd污染程度，低污染和高污染浓度。有机肥设置4个施用量梯度（0、7.5、15、30 g/kg），每个施用量3个平行样，共24盆。盆栽试验在中南林业科技大学生命科学楼3层水稻栽培基地进行。

向每个桶中分别添加一定量含有25.0 mg Cd L–1（由CdCl2·2.5H2O制备）的Cd加标溶液，使土壤中的Cd含量分别达到0.72 mg/kg（低污染）和5.20 mg/kg（高污染）。自来水将每个桶培养2周，保持最大田间持水能力的70%。2周后，以75、15、30 g/kg的比例施用有机肥;以未改良土壤作为对照（CK）再熟化2周，在此期间用木棍将土壤不断搅拌。完成土壤熟化后，将水稻幼苗（湘晚籼12号）移植到盆栽中，每个盆栽2个幼苗。在水稻生长季节，土壤持续浸泡在2～5 cm的水下，除了水稻拔节期晒田（用于改善水稻根系生长和分蘖期的有效分蘖），并在所有必要的处理中使用常用农药。水稻移植后95天收获。

1.3 样品采集

分别于移栽后35天（水稻分蘖期）、65天（水稻灌浆期）、95天（水稻成熟期）采集土壤和水稻植株样品。将土壤样品风干并轻轻压碎，以通过2.0 mm（用于测定土壤pH）和0.149 mm（用于测定土壤OM、CEC和总镉）尼龙网。用去离子水清洗水稻植株样品，置于105°C烘箱中30分钟，然后置于70°C烘箱中，直到样品的重量保持不变。将所有水稻植株样品分离成2～4个组织（根、茎、壳和糙米），然后使用不锈钢研磨机（DEMASHI-SY400）粉碎，过0.149 mm尼龙网。分析前，所有土壤和水稻植物样本均保存在清洁的聚乙烯容器中。

1.4 样品测定方法

采用去离子水/土比分别为2.5/1和5/1的酸度计（PHS-3C）测定土壤和有机肥pH值。有机质含量（OM）的测定采用重铬酸钾比色法测定[22]。所有土壤样品均采用王水和高氯酸进行酸消化，水稻样品采用干灰化法进行消化[22]。使用比重计法分析土壤沙粒、粉粒和黏粒含量。采用碱性水解扩散法测定土壤和有机肥有效N、碳酸氢钠法测定土壤和有机肥有效P、醋酸铵法测定土壤和有机肥有效K[22]。土壤Cd有效性采用TCLP毒性浸出试验[23]评价，水稻根表铁膜采用DCB法提取。采用ICP-OES 6300（Thermo Fisher Scientific）测定了土壤TCLP可提取Cd含量、水稻根表铁膜、根、茎和外壳中总Cd含量。采用ICE-AAS 3500（Thermo Fisher Scientific）测定糙米中的总Cd含量。

1.5 数据统计与分析

实验中的数据结果均为平均值±标准偏差。本研究数据统计与分析均采用 SPSS 19.0 显著性Duncan检验法检测不同处理间的显著差异，图形均采用 OriginPro 2015进行处理。

2 结果与分析

2.1 外源有机肥对土壤pH值和有机质含量的影响

如图1所示，施用有机肥对土壤pH值和有机质含量影响显著。随着施用量的增加，土壤pH值显著增加。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，土壤pH值在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别上升了0.40～0.68、0.55～0.65、0.56～0.52和0.15～0.33个单位，且均与对照呈現显著差异（P<0.05）。从熟化期到分蘖期土壤pH值在各有机肥施用量下均显著下降，之后随着水稻生育期的延长呈现逐渐上升的趋势。与熟化期相比，施用0、7.5、15和30 g/kg的有机肥使土壤pH值在分蘖期分别下降了0.75、0.59、0.45和0.77个单位，之后土壤pH值逐渐上升;与分蘖期相比，成熟期分别上升了0.81、0.41、0.50、0.48个单位。

随着菜枯施用量的增加，土壤有机质含量显著增加。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，土壤有机质含量在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别上升了8.3%～47.6%、6.2%～27.7%、12.0%～14.6%和4.8%～13.9%，且在施用30 g/kg的有机肥时，均与对照呈现显著差异（P < 0.05）。随着水稻生育期的延长各有机肥施用量下土壤有机质含量显著下降（P < 0.05），与熟化期相比，成熟期土壤有机质含量在0、7.5、15、30 mg/kg施用量下分别下降了21.4%、24.0%、21.8%和39.3%。

2.2 外源有机肥对水稻各时期土壤TCLP提取态Cd含量的影响

不同水稻生育期土壤TCLP提取态Cd含量如图2所示。可以看出，随着有机肥施用量的增加，除在Cd低污染土壤水稻灌浆期、成熟期和Cd高污染土壤水稻成熟期时下降不显著（P > 0.05）外，2个Cd污染程度土壤中TCLP提取态Cd含量在各采样时间均显著下降（P < 0.05）。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥使Cd低污染中TCLP提取态Cd含量在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别下降了60.2%～77.3%、38.1%～56.4%、30.3%～39.9%和10.0%～38.6%，使Cd高污染土壤中TCLP提取态Cd含量，除灌浆期有机肥施用量7.5 g/kg略有上升之外，分别下降了34.2%～61.5%、12.1%～42.3%、3.0%～8.9%、39.3%～15.8%。

2.3 外源有机肥水稻生长的影响

施用有机肥对成熟期水稻生长影响显著（表2）。随着有机肥施用量的增加，水稻株高及各部位生物量均显著增加。与未施用有机肥处理相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，使Cd低污染和高污染土壤中水稻株高分别上升了5.1%～6.1%和5.5%～6.5%（P < 0.01）;使水稻生物量分别增加了15.2%～27.9%和10.6%～18.2%（P < 0.05），其中根分别增加了18.8%～50.6%和22.5%～42.7%，茎叶分别增加了14.0%～21.9%和5.9%～18.0%，稻谷分别增加了14.9%～21.3%和8.0%～16.6%。

2.4 外源有机肥对水稻成熟期糙米中Cd含量的影响

从图3可以看出，施用有机肥显著提高了水稻糙米中Cd含量（P < 0.05）。施用7.5～30 g/kg的有机肥，2个Cd污染土壤糙米中的Cd含量分别为0.05～0.13 mg/kg和0.20～2.24 mg/kg，与对照相比分别提高了17.4%～183.2%和5.3%～1067.7%。

3 讨论

与熟化期相比，土壤pH值在种植水稻后下降显著（图1），之后又随着水稻生育期的延长逐渐上升，且成熟期土壤pH值与熟化期相近，这与一些学者研究结果相同[24，25]。种植水稻后，水稻根系分泌的低分子有机酸降低了土壤pH，之后随着水稻生育期的延长，在淹水环境中SO2-4被还原成S2-，使得土壤pH又逐渐上升。施用有机肥显著降低了熟化期和分蘖期土壤中Cd的TCLP提取态含量（P < 0.05），且在Cd低污染和高污染土壤中均表现出良好的修复效果，这与一些学者的研究结果相同[16–18]。大多数学者认为[26-28]，有机肥在土壤中分解形成的羟基、羧基、酚羟基等活性基团，可以和土壤中的重金属形成稳定的络合物，从而降低土壤重金属活性。施用有机肥初期，土壤中Cd活性降低显著，但随着水稻生育期的延长，这种降低效果越来越弱，在成熟期时不存在显著差异（P > 0.05）。这可能是因为有机肥进入土壤后，通过络合、吸附等作用降低了Cd的活性。但随着水稻生育期的延长，水稻根系对有机肥的利用与分解，将被有机肥吸附和络合的Cd会重新释放出来，影响修复效果[29]。

有趣的是，在本研究中施用有机肥显著升高了成熟期水稻糙米中Cd含量（图3），与土壤中Cd的TCLP提取态含量变化趋势相反，也与一些学者的研究结果不同[29，30]。施用有机肥显著增加了成熟期水稻的生物量（表2），也增加了根系的生物量，更大生物量使得水稻植株需要更多水分和养分，因此增加了根系的对土壤中各元素的吸收，在这个过程中也包括了对Cd的吸收。同时，更强的水稻根系增加了根系有机酸和根际泌氧[31]，这会抑制硫化镉沉淀的形成，从而增强了根际环境中Cd的有效性[32]。一些学者认为[33-35]，根际土壤是重金属进入水稻植株的重要途径，根际土壤中重金属的活性一定程度上决定了水稻的受害程度;反过来，水稻根系的化学行为也显著影响着重金属对水稻本身的生物毒性。因此，在水稻根际的微环境中，Cd的有效性可能在水稻根系的作用下而增高。

现阶段对有机肥修复土壤重金属存在一定争议。有研究发现，施用有机肥不能降低土壤中Cd的有效性，甚至会增加植物对Cd的吸收[36，37]。有机质在土壤中的化学行为十分复杂，有机肥-重金属络合物的形成與分解[38]、有机肥对土壤pH、Eh的影响[39]、对水稻根际环境的影响[40]等都会影响其在土壤重金属修复中的表现。在本研究中，施用菜枯的前期显著降低了土壤Cd的有效性，但这种降低效果随着水稻生育期的延长逐渐降低，同时施用有机肥也增加了水稻根系活动对根际土壤中Cd的活化。因此在这几个方面的共同作用下，水稻糙米中Cd累积量显著增加。

值得一提的是，在本研究中虽然施用有机肥显著增加了水稻糙米中Cd含量，但在低污染程度下（0.72 mg/kg）施用7.5～30 g/kg的有机肥，水稻糙米中Cd含量分别为0.05～0.13 mg/kg，低于国家食品中污染物限量标准（GB 2762-2012，Cd < 0.2 mg/kg），同时使水稻稻谷生物量增加了14.9%～21.3%。因此，在一定Cd污染的稻田中施用一定量的菜枯，可作为一种增加水稻产量的肥料。

4 结论

（1）施用有机肥（菜枯）显著增加了土壤pH值和有机质含量。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，土壤pH值在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别上升了0.40～0.68、0.55～0.65、0.56～0.52和0.15～0.33个单位，土壤有机质含量分别上升了8.3%～47.6%、6.2%～27.7%、12.0%～14.6%和4.8%～13.9%。

（2）施用有机肥（菜枯）显著降低了熟化期、分蘖期和灌浆期土壤中TCLP提取态Cd含量，但在成熟期时下降不显著（P > 0.05）。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥使Cd低污染中TCLP提取态Cd含量在水稻分蘖期、灌浆期和成熟期分别下降了60.2%～77.3%、38.1%～56.4%、30.3%～39.9%和10.0%～38.6%，使Cd高污染土壤中TCLP提取态Cd含量，除灌浆期有机肥施用量7.5 g/kg略有上升之外，分别下降了34.2%～61.5%、12.1%～42.3%、3.0%～8.9%、39.3%～15.8%，降低效果随着生育期的延长逐渐减弱。

（3）施用有机肥（菜枯）显著促进了水稻的生长和增加了水稻产量。与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥，使Cd低污染和高污染土壤中水稻稻谷生物量分别增加了14.9%～21.3%和8.0%～16.6%。

（4）施用有机肥（菜枯）显著提高了成熟期水稻糙米中Cd含量，与对照相比，施用7.5～30 g/kg的有机肥使2个Cd污染土壤糙米中的Cd含量分别为0.05～0.13 mg/kg和0.20～2.24 mg/kg，与对照相比分别提高17.4%～183.2%和5.3%～1067.7%。

参考文献：

[1]环境保护部，国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报 [R]. 北京：环境保护部，国土资源部，2014.

[2]Juliano B O， Hicks P A. Rice functional properties and rice food products [J]. Food Reviews International，1996，12（1），71-103.

[3]Komárek M，Chrastn V，Mihaljevi M. Lead isotopes in environmental sciences： a review [J]. Environment International，2008，34（4）：562-577.

[4]He F，Gao J，Pierce E，et al. In situ remediation technologies for mercury￣contaminated soil [J]. Environmental Science and Pollution Research，2015，22（11）： 8124-8147.

[5]Khan F，Khan M J，Samad A，et al. In situ stabilization of heavy metals in agriculture soils irrigated with untreated wastewater [J]. Journal of Geochemical Exploration，2015，159（1）： 1-7.

[6]Gray C W，Dunham S J，Dennis P G，et al. Field evaluation of in situ remediation of a heavy metal contaminated soil using lime and red￣mud [J]. Environmental Pollution，2006，142（3）： 530-539.

[7]Shi W Y，Li H，Du S，et al. Immobilization of lead by application of zeolite： Leaching column and rhizobox incubation studies [J]. Applied Clay Science，2013，85（1）： 103-108.

[8]Sun Y B，Zhao D，Xu，Y M，et al. Effects of sepiolite on stabilization remediation of heavy metal￣contaminated soil and its ecological evaluation [J]. Frontiers of Environmental Science and Engineering，2016，10（1）： 85-92.

[9]Brown L，Seaton K，Mohseni R，et al. Immobilization of heavy metals on pillared montmorillonite with a grafted chelate ligand [J]. Journal of Hazardous Materials，2013，261（1）： 181-187.

[10]Simon M，Garcia I，Gonzalez V，et al. Effect of grain size and heavy metals on As immobilization by marble particles [J]. Environmental Science and Pollution Research，2015，22（9）： 6835-6841.

[11]Lee S，van Riessen A，Chon C M，et al. Impact of activator type on the immobilisation of lead in fly ash￣based geopolymer [J]. Journal of Hazardous Materials，2016，305（1）： 59-66.

[12]杨文弢，周航，邓贵友，等. 组配改良剂对污染稻田中铅、镉和砷生物有效性的影响 [J]. 环境科学学报，2016，36（1）： 257-263.

[13]郭荣荣，黄凡，易晓媚，等. 混合无机改良剂对酸性多重金属污染土壤的改良效应 [J]. 农业环境科学学报，2015，34（4）： 686-694.

[14]朱维，周航，吴玉俊，等. 组配改良剂对稻田土壤中镉铅形态及糙米中镉铅累积的影响 [J]. 环境科学学报，2015，35（11）： 3688-3694.

[15]周航，周歆，曾敏，等. 2种组配改良剂对稻田土壤重金属有效性的效果 [J]. 中国环境科学，2014，34（2）： 437-444.

[16]李平，王兴祥，郎漫，等. 改良剂对Cu、Cd污染土壤重金属形态转化的影响 [J]. 中国环境科学，2012，32（7）： 1241-1249.

[17]杨子仪，吴景贵，冯娜娜，等. 不同畜禽粪与化肥配施对黑土中Cu有效性的影响及相关因素分析 [J]. 环境科学学报，35（1）： 294-301.

[18]黎秋君，黎大荣，王英辉，等. 3种有机物料对土壤理化性质和重金属有效态的影响 [J]. 水土保持学报，2013，27（6）： 182-185.

[19]陕红，刘荣乐，李书田. 施用有机物料对土壤镉形态的影响 [J]. 植物营养与肥料学报，2010，16（1）： 136-144.

[20]李先，刘强，荣湘民，等. 有机肥对水稻产量和品质及氮肥利用率的影响 [J]. 湖南农业大学学报（自然科学版），2010，36（3）：258-262.

[21]姚桂华，徐海舟，朱林刚，等. 不同有机物料对东南景天修复重金属污染土壤效率的影响 [J]. 环境科学，2015，36（11）：4268-4276.

[22]鲁如坤. 土壤农化分析方法[M]. 北京： 中国农业科技出版社，2000： 30，109.

[23]孙约兵，徐应明，史新，等. 污灌区镉污染土壤钝化修复及其态效应研究 [J]. 中国环境科学，2012，32（8）： 1467-1473.

[24]杨文弢，王英杰，周航，等. 水稻不同生育期根际及非根际土壤砷形态迁移转化规律[J]. 环境科学，2015，35（2）： 694-699.

[25]朱姗姗，张雪霞，王平，等. 多金属硫化物矿区水稻根际土壤中重金属形态的迁移转化[J]. 农业环境科学学报，2013，32（5）： 944-952.

[26]江巧君，周琴，韩亮亮，等. 有机肥对镉胁迫下不同基因型水稻镉吸收和分配的影响[J]. 农业环境科学学报，2013，32（1）： 9-14.

[27]Garcia￣Mina J M. Stability solubility and maximum metal binding capacity in metal￣humic complexes involving humic substances extracted from peat and organic compost[J]. Org Geochem，2006，37（12）： 1960-1972.

[28]王玉軍，窦森，李业东，等. 鸡粪堆肥处理对重金属形态的影响[J]. 环境科学，2009，30（3）： 913-917.

[29]杨文弢，廖柏寒，吴攀，等. 菜籽饼堆肥对水稻土壤Cd有效性及Cd在水稻全生育期转运与累积的影响[J].水土保持学报，2019，33（2）： 317-322.

[30]周利强，尹斌，吴龙华，等. 有机物料对污染土壤上水稻重金属吸收的调控效应[J]. 土壤，2013，45（2）： 227-232.

[31]赵锋，王丹英，徐春梅，等. 水稻氧营养的生理、生态机制及环境效应研究进展[J]. 中国水稻科学，2009，23（4）： 335-341.

[32]Revsbech N P，Pedersen O，Reichardt W，et al. Microsensor analysis of oxygen and pH in the rice rhizosphere under field and laboratory conditions[J]. Biology and Fertility of Soils，1999，29（1）： 379-385.

[33]李光辉，杨霞，徐加宽，等. 不同湿地植物的根系酸化作用与重金属吸收 [J]. 生态环境学报，2009，18（1）： 97-100.

[34]徐卫红，黄河，王爱华，等. 根系分泌物对土壤重金属活化及其机理研究进展 [J]. 生态环境，2006，15（1）： 184-189.

[35]林琦，陈英旭，陈怀满，等. 根系分泌物与重金属的化学行为研究 [J]. 植物营养与肥料学报，2003，9（4）： 425-431.

[36]贾乐，朱俊艳，苏德纯. 秸秆还田对镉污染农田土壤中镉生物有效性的影响[J]. 农业环境科学学报，2010，29（10）： 1992-1998.

[37]吴清清，马军伟，姜丽娜，等. 鸡粪和垃圾有机肥对苋菜生长及土壤重金属积累的影响[J]. 农业環境科学学报，2010，29（7）： 1302-1309.

[38]郭微，戴九兰，王仁卿. 溶解性有机质影响土壤吸附重金属的研究进展[J]. 土壤通报，2012，43（3）： 761-768.

[39]葛滢，黄丹丹，周权锁. 添加有机物料对淹水土壤Cd活性的影响机制[J]. 中国环境科学，2009，29（10）： 1093-1099.

[40]罗安程，Subedi T B，章永松，等. 有机肥对水稻根际土壤中微生物和酶活性的影响[J]. 植物营养与肥料学报，1999，5（4）： 321-327.

（责任编辑：曾 晶）