不同钝化剂对小米椒吸收和积累镉的影响

陈 德，赵首萍，叶雪珠，*，张 棋，肖文丹，阮弋飞，伍少福

(1.浙江省农业科学院 农产品质量安全与营养研究所，农业农村部农产品信息溯源重点实验室，浙江 杭州 310021； 2.杭州市临安区农田建设服务中心，浙江 杭州 311300； 3.绍兴市粮油作物技术推广中心，浙江 绍兴 312000)

镉(Cd)是常见的土壤重金属污染物之一，其在土壤中相对于其他重金属元素有更强的移动性和生物有效性[1-2]。因此，土壤中的Cd极易被作物吸收并通过食物链途径在人体蓄积，对人体健康造成威胁[3-4]。膳食暴露是人体摄取重金属的主要途径之一，蔬菜作为中国居民膳食结构的重要组成部分，其Cd含量的多少对于Cd在人体内蓄积有重要影响[5-6]。在过去的一个时期内，随着中国经济社会的快速发展，土壤酸化和重金属污染不断加剧，导致蔬菜中Cd含量也有不同程度增加[7]。蔬菜对土壤中Cd的吸收受其种类、土壤污染程度和土壤性质等众多因素的影响。大量研究表明，不同种类蔬菜对土壤中Cd的吸收有较大差异。孙硕等[2]调查了64个大棚的土壤和对应蔬菜样品的重金属含量，发现不同类型蔬菜对Cd、铬(Cr)、镍(Ni)、铅(Pb)和砷(As)5种重金属的富集能力均表现为：叶菜类>根茎类>球茎类>果菜类；对不同重金属的富集能力则表现为：Cd>Ni>Cr>As>Pb。类似地，冯艳红等[8]在田间条件下研究了224个蔬菜样品和对应的土壤样品中的重金属含量，发现不同种类蔬菜对Cd的富集能力依次为：叶菜类>茎菜类>根菜类>果菜类；而且，蔬菜中的Cd含量与土壤Cd含量呈显著正相关关系，与土壤pH值和有机质含量呈显著负相关[8]。以上研究表明，与其他种类的蔬菜相比，果菜类蔬菜对Cd的吸收积累能力相对较低。然而，在果菜类蔬菜中，辣椒却有着较高的Cd吸收和积累能力[9-10]。中国是世界上辣椒种植和消费量最大的国家，在中国各地均有不同程度土壤污染的背景下，辣椒Cd污染问题也日趋严重[11]。有研究者在2009—2018年对重庆市主城区市售的1 000余份辣椒样品进行检测分析，发现辣椒果实中Cd的超标率达57.3%[11]。刘青栋[12]研究发现，不同辣椒类型Cd含量存在差异，线椒根部的Cd含量大于朝天椒和杂交椒，而朝天椒果实中的Cd含量大于线椒和杂交椒，可见朝天椒有更强的Cd积累能力。小米椒是一种常见的朝天椒，其个头小，生长期长，容易积累Cd。经前期调研发现，尽管本研究所在的蔬菜基地土壤Cd含量未超过国家标准限量值，但多个批次的小米椒仍出现Cd超标问题，严重影响农户的销售和效益。因此，在辣椒产地土壤未达污染程度的前提下，研究小米椒对土壤中Cd的吸收转运和积累规律，解决小米椒果实Cd含量超标的问题，对于实现辣椒安全生产具有重要理论和实际意义。

原位钝化成本低、操作简便，是一种常用的土壤重金属污染治理措施，原位钝化技术的关键是选择合适的钝化剂种类[13]。石灰、海泡石、生物质炭、钙镁磷肥等是常用的土壤钝化剂，通常能较好地钝化土壤重金属，降低作物吸收[14]；然而，各钝化剂对土壤重金属的钝化效果通常会受土壤污染程度、土壤性质、钝化剂添加量等众多因素的影响[15-17]。石灰是最常用的土壤重金属钝化剂，其能够有效提升土壤pH值、降低土壤中Cd的生物有效性；然而，过量施用石灰可能会造成土壤板结、作物减产等问题[18]。海泡石作为一种含硅、镁的天然黏土矿物[Mg4Si6O15(OH)2·6H2O]，其特有的纤维结构、良好的离子交换能力使得其能很好地吸附、固定土壤中的重金属[19]。Chen等[20]通过田间试验研究发现，施用0.5%～1.0%的海泡石能有效降低稻米中的Cd含量，但需要连续施用2 a，稻米中的Cd含量才能达标。生物质炭是农林生物质废弃物在限氧或无氧条件下经高温热裂解生成的固态富碳产物[21]，它不仅能有效钝化土壤重金属、降低作物吸收[22-23]，还有利于土壤固碳减排、改善土壤理化性状和微生物活性，以及提升作物产量和品质，有很好的农业、环境综合效应[24]。此外，钙镁磷肥因为其具有较高的pH值和富含磷、钙、镁、硅等元素，也常被用作钝化剂来降低土壤中Cd等重金属的生物有效性[25]。当前，已有较多研究关注了不同辣椒品种对Cd等重金属的吸收和积累特性[26-27]，但上述不同钝化剂如何影响小米椒吸收和积累Cd，尤其是在田间条件下的作用效果如何，却少有研究[28]。

为了有效应对农产品产地小米椒Cd超标的问题，有效降低小米椒对土壤中Cd的吸收和积累，本研究在浙江省杭州市临安区某蔬菜基地布置田间小区试验，研究田间条件下小米椒对土壤中Cd的吸收、转运和积累规律，以及常用不同钝化剂石灰、海泡石、生物质炭、钙镁磷肥对土壤性质，小米椒吸收、转运和积累Cd的影响；同时，为了克服单一钝化剂可能存在的不足，还增加了不同钝化剂之间的复配，以评价复合钝化剂的综合效果，以期筛选出能够高效降低辣椒Cd吸收，并能有效提升土壤质量的钝化剂种类，为农产品安全生产提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 实验材料

本试验为田间小区试验。供试地块位于浙江省杭州市临安区某家庭农场的蔬菜基地，供试土壤基本性质如下：pH值为5.48，有机质含量为26.1 g·kg-1，全氮含量为1.58 g·kg-1，碱解氮含量为136.6 mg·kg-1，全磷含量为0.92 g·kg-1，有效磷含量为29.8 mg·kg-1，土壤Cd总量为0.18 mg·kg-1。试验用到的生物质炭、生石灰、海泡石、钙镁磷肥pH值分别为：8.76、12.56、9.44、9.42；有机质含量分别为625.1、0.23、0.07、9.02 g·kg-1，全量Cd分别为0.16、0.15、0.04、0.10 mg·kg-1。供试辣椒品种为艳椒425。

1.2 实验设计

选择地势平坦、地力均匀的地块布置田间小区试验。设置7个不同钝化剂处理，其中单一钝化剂处理4个，复合钝化剂处理3个，分别为：1)花生壳生物质炭处理(BC)，30 t·hm-2；2)生石灰处理(SH)，4.5 t·hm-2；3)海泡石处理(SEP)，9 t·hm-2；4)钙镁磷肥处理(GMP)，4.5 t·hm-2；5)复合钝化剂1处理(F1)，为生石灰-海泡石1∶2(质量比)混合，9 t·hm-2；6)复合钝化剂2处理(F2)，为生石灰-海泡石-生物质炭1:2:1(质量比)混合，9 t·hm-2；7)复合钝化剂3处理(F3)，为生石灰-海泡石-生物质炭-磷酸二氢钾(1:2:1:0.04)(质量比)混合，9 t·hm-2；同时设置不施钝化剂对照组(CK)。共8个处理，每个处理3次重复，共24个小区，每个小区12 m2(6 m×2 m)，随机区组排列，四周设置1 m的保护行。各钝化剂的用量均基于前期的田间试验和文献调研确定。在辣椒移栽前平整土地、划定小区，于2019年4月30日将钝化剂均匀撒在对应的小区土壤表面，并用耙子人工翻匀，翻匀深度约0～20 cm。小米椒于2019年3月15日起在育秧棚中育秧，5月22日移栽到小区，移栽前1 d起垄并覆盖地膜，每垄种植2行。田间水肥管理依照当地农户习惯，各处理做到一致。

1.3 样品处理与分析

待辣椒进入采摘期后采集辣椒样品和对应的土壤样品，采集时间为2019年9月17日。每个小区随机采集5个辣椒植株，并分为果实、茎叶和根3部分。带回实验室后，用自来水冲洗去除泥土等杂质，再用去离子水冲洗。辣椒果实样品晾干表面水分后匀浆处理，装入预先洗干净的塑料瓶中以测定Cd含量；茎叶和根样品剪碎后，经85 ℃烘干、不锈钢粉碎机粉碎后装入干净的自封袋备用。同时采集0～20 cm土壤样品，每个小区用不锈钢土钻以“S”形采集5个点作为一个混合样品，带回实验室后风干、去除杂质，分别过10目和100目尼龙筛，并置于自封袋中备用。其中过10目筛样品用于测定土壤有效养分和有效态Cd，过100目尼龙筛样品用于测定土壤全量养分和全量Cd。

植物样品中Cd的测定分析按照GB5009.268—2016的方法进行：样品中加入5 mL HNO3浸泡过夜后采用微波消解仪消解，消解后样品使用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS， X-series 2， Thermo Fisher Scientifc Inc.， USA)测定Cd含量。每批样品消煮时分别带有3个空白和标准样品。选择国家标准物质GBW10045和GBW10048进行质量控制，Cd的标样回收率为93%～104%。

土壤基本性质、养分含量和重金属全量的测定按照鲁如坤《土壤农化分析》中的方法进行。pH值测定：土壤和水的固液比为1∶2.5 (m/V)，采用pH计(PHS-3C，上海雷磁)测定；土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法测定；土壤全氮含量采用半微量凯氏定氮法测定；碱解氮含量采用碱解扩散法测定；土壤全磷含量采用H2SO4-HClO4消解后比色测定；土壤有效磷采用NH4F-HCl浸提-磷钼蓝比色法测定；土壤中Cd含量采用微波消解-ICP-MS法测定；土壤有效态Cd含量采用CaCl2浸提-ICP-MS测定。

1.4 数据分析

用转运系数(TF)表示辣椒根系向地上部转运Cd的能力(公式1)，用富集系数(CF)表示辣椒从土壤中富集Cd的能力(公式2)：

VTF(S/R)=CSLCd/CRCd；

(1)

VCF=CFCd/CSCd。

(2)

式(1)中：VTF(S/R)表示Cd由辣椒根部向地上部(茎叶)转运系数的值，CSLCd和CRCd分别表示辣椒茎叶和根系中的Cd含量，mg·kg-1；式(2)中：VCF表示Cd由土壤向辣椒果实中的富集系数的值，CFCd和CSCd分别表示辣椒果实和土壤中的Cd含量，mg·kg-1。

实验数据采用Microsoft Excel 2016进行整理，所有数据均表示为平均值±标准差(n=3)。采用SPSS 20软件进行统计分析。不同钝化剂处理间的土壤和辣椒性质的差异用单因素方差分析进行统计，如方差分析差异显著，则采用LSD法进行多重比较(P<0.05)。采用Pearson相关系数法分析不同参数间的相关性。

2 结果与分析

2.1 辣椒各部位的Cd含量与转运系数

辣椒各部位的Cd含量如表1所示：辣椒果实中Cd含量为0.049～0.106 mg·kg-1，根据我国《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB2762—2017)，除SEP处理外，其他处理辣椒果实中Cd含量均值都已经超过0.05 mg·kg-1的限量值。与对照相比，除BC处理外，施用其他钝化剂辣椒果实中的Cd含量均显著降低，降幅在25%～54%。SEP、F3和F1处理辣椒果实中的Cd含量分别降低了54%、40%和36%(表1)。可见，海泡石处理降低辣椒中Cd含量的效果最佳，其次为复合钝化剂F3和F1。与对照相比，各钝化剂处理也显著降低了辣椒茎叶中的Cd含量，降幅在29%～65%，其中SEP处理降幅最高，其次为F1、F2、F3和GMP处理；SEP、GMP、F1和F3处理也显著降低了辣椒根系的Cd含量，降幅依次为53%、45%、41%和21%(表1)。除GMP处理外，各钝化剂处理不同程度地降低了Cd在辣椒体内的转运系数，降幅为26%～44%；除BC处理外，其他钝化剂处理均显著降低了辣椒对土壤中Cd的富集系数，降幅在23%～52%，其中SEP处理降幅最高，SH和F2处理降幅较低(表1)。

表1 不同钝化剂处理辣椒各部位Cd含量、转运系数和富集系数

2.2 土壤有效态Cd与pH值

图1为不同钝化剂对土壤有效态Cd含量的影响。可见，施用不同钝化剂后土壤有效态Cd含量与对照相比均显著降低，降幅在68%～93%。其中，生物质炭处理土壤有效态Cd降幅最小，为68%；石灰、海泡石、复合钝化剂和钙镁磷肥处理土壤有效态Cd的降幅均较大，为89%～93%。

图2为各处理土壤pH值。与对照相比，不同钝化剂处理土壤pH值提高了0.8～2.4个单位。海泡石处理土壤pH值增幅最大，其次为F1处理，与对照相比分别增加了2.4和2.0个单位；石灰、钙镁磷肥、F2、F3处理土壤pH值分别增加了1.4、1.5、1.9和1.8个单位；而生物质炭处理土壤pH值增幅最低，为0.8个pH单位。

2.3 土壤有机质与养分含量

施入不同钝化剂对土壤有机质与养分含量有不同程度的影响(表2)。与对照相比，仅有BC、F2和F3处理土壤有机质含量显著增加，分别增加39%、23%和17%。可见，生物质炭最大程度地增加了土壤的有机质含量，生物质炭基复合钝化剂F2和F3也能较好地提高土壤有机质含量。土壤全氮含量除SEP处理外，其他钝化剂处理均显著高于对照，其中，生物质炭处理增幅最大(16%)，SH、F3、F1、F2和GMP处理土壤全氮含量分别依次增加了12%、9%、8%、7%和6%。SH、F2、F1、F3、BC和GMP处理土壤碱解氮分别增加了32%、22%、20%、20%、15%和15%。各钝化剂处理中，仅GMP处理增加了土壤全磷含量，增幅为17%；SEP处理降低了土壤全磷含量，降幅为18%；其他处理对土壤全磷含量无显著影响。SH、GMP、F2、F3处理土壤有效磷含量均显著增加，增幅依次为79%、145%、43%和49%，其中，钙镁磷肥处理增幅最大。

表2 不同钝化剂处理土壤有机质与养分含量

2.4 辣椒各部位Cd含量与土壤基本性质的相关性

表3为主要参数间的相关关系。辣椒果实中的Cd含量与土壤有效态Cd含量、茎叶和根中的Cd含量均有显著正相关关系(P<0.01)，与土壤pH值呈显著负相关(P<0.01)；茎叶中Cd含量与根中Cd含量、Cd的转运系数有显著正相关关系(P<0.01)。此外，土壤有效态Cd与土壤pH值呈显著负相关(P<0.01)。

3 讨论

本研究结果表明，小米椒具有较高的吸收、转运和富集土壤中Cd的能力。尽管供试土壤Cd含量未超过GB15618—2018中对应的0.3 mg·kg-1的限量值，小米椒果实中的Cd含量却仍然超标(>0.05 mg·kg-1)。不添加钝化剂的对照辣椒茎叶和根中的Cd含量分别为土壤中Cd含量的8.4和2.8倍；而辣椒根至茎叶的转运系数为3.1，土壤到籽粒Cd的富集系数为0.55，均说明小米椒对土壤中Cd的吸收、转运和富集能力较强。王大州等[1]通过对贵州遵义的辣椒生产基地进行采样分析发现，辣椒品种真椒1号对土壤Cd的富集系数平均为0.5，辣椒由根到茎对Cd的转运系数平均为1.1，本研究结果与此类似。Yang等[29]调查了28种蔬菜对Cd的吸收积累能力，结果发现，镉的最高含量出现在生菜、芹菜、红辣椒、甜椒等蔬菜中，并将上述蔬菜种类归为“Cd高积累”蔬菜组。不同辣椒品种间对Cd的吸收、积累也存在较大差异，赵首萍等[27]通过田间试验调查了4个朝天椒品种和4个菜椒品种对土壤中Cd的积累能力，发现朝天椒果实中Cd的含量显著高于菜椒，菜椒具有较强的根-茎Cd转运能力，而朝天椒具有较强的茎叶-果实Cd转运能力。本研究中，辣椒对Cd的吸收和富集能力较强除了品种的原因外，可能与土壤性质有关。Luo等[26]发现辣椒对Cd的转运和富集能力在石灰性土壤和黄壤之间有显著差异；本研究中土壤pH值较低(5.48)，虽然土壤的Cd总量较低，但Cd的有效性高，可能有利于辣椒根系吸收，这与相关分析的结果一致(表3)。Wang等[30]研究表明，土壤pH值下降1个单位，土壤中Cd的溶解性则提高4.3倍，可见在酸性土壤中Cd的溶解性和生物有效性均较高。

表3 辣椒各部位Cd的含量与土壤基本性质之间的相关系数

各钝化剂的施用不同程度地降低了辣椒不同部位Cd的含量。这首先是由于不同的钝化剂均为碱性，施入酸性土壤中后显著提高了土壤的pH值。土壤pH值的提高有利于增加土壤负电荷、提高土壤颗粒对土壤溶液中Cd的吸附、络合甚至形成沉淀[31-32]，从而有效降低了土壤中Cd的有效性。本研究结果也表明，辣椒果实中的Cd含量与土壤有效态Cd含量之间具有显著相关关系(r=0.655，P<0.01)，而土壤有效态Cd含量与土壤pH值呈显著负相关(r=-0.856，P<0.01)。其次，不同钝化剂本身也对土壤溶液中Cd等重金属具有较高的吸附固定能力，如生物质炭因其丰富的官能团和无机矿物组分(碳酸盐、磷酸盐、硅酸盐等)从而能够吸附、络合溶液中的Cd、Pb等重金属离子，甚至形成沉淀[33-35]。海泡石则由于含有丰富的碳酸盐、硅酸盐等矿物组分和羟基等官能团，也能很好地吸附、固定溶液中的重金属离子[19，36]。此外，根向茎的转运是决定作物茎和籽粒(或果实)中Cd等重金属积累的重要因素，转运系数越高，表明作物由根向地上部转运Cd的能力越强[37-38]。本研究中，钝化剂的施入显著降低了Cd的转运系数，这也说明施用钝化剂后，不仅降低了土壤中Cd的有效性和根系对Cd的吸收，也降低了Cd从根系向地上部的转运量，并最终降低Cd在辣椒籽粒中的积累。

不同钝化剂用量和性质的差异导致其在降低土壤Cd的生物有效性方面有不同的作用效果。袁兴超等[39]通过盆栽和大田试验研究了不同用量海泡石、石灰、腐殖酸、生物质炭和钙镁磷肥对矿区周边玉米农田的修复效果，结果显示，海泡石和石灰对Cd、Pb的修复效果最佳，最佳用量分别为45.00 t·hm-2和2.25 t·hm-2，也说明不同钝化剂作用效果存在较大差异，且不同钝化剂的最佳用量也相差较大。就本研究的结果而言，除生物质炭外，尽管各钝化剂均大幅降低了土壤有效态Cd含量，且降幅接近，但小米椒果实中Cd的降低幅度却仍有较大差别，其中，海泡石的效果最佳。已有较多研究表明，海泡石的施用能够有效降低水稻、蔬菜等作物对Cd等重金属的吸收[40-41]。石灰通常能很好地降低作物对Cd的吸收，然而其钝化效果持续性较差，且石灰施用有造成土壤板结和烧苗的风险；而海泡石尽管用量通常较石灰多，但在同样的条件下对土壤中Cd的持续钝化效果更佳，且海泡石的作用比石灰更为温和[20，42-43]。生物质炭是近年来备受关注的土壤改良剂，其优势在于，在降低土壤重金属有效性的同时，能有效提高土壤碳库、减缓温室气体排放，并提升土壤肥力等；然而其作用效果通常受原料种类、制备条件、用量和土壤条件等的影响[44-45]。Chen等[17]通过整合分析的方法研究了生物质炭对植物Cd等重金属吸收的影响，发现不同原料生物质炭对降低作物重金属吸收有显著差异，其中，畜禽粪便生物质炭效果最佳；随着生物质炭自身Cd含量的增加(平均含量>2 mg·kg-1)，反而可能会增加作物对Cd的吸收，这也说明在施用钝化剂时要特别注意其重金属含量，但目前这方面相关的标准还较少。本研究中，花生壳生物质炭虽然有效提高了土壤pH值、有机质和部分养分含量，降低了土壤有效态Cd和辣椒茎叶中的Cd含量，但并未有效降低辣椒果实中的Cd含量，这一方面可能与生物质炭的种类和生产条件有关，另一方面可能与土壤Cd含量较低有关，因为上述整合分析也发现土壤Cd含量越低，施用生物质炭后植物体内Cd的降幅就越低[17]。与单独施用生物质炭相比，基于生物质炭-石灰-海泡石等材料的复合钝化剂F2和F3能在大幅降低生物质炭用量的同时有效降低Cd的有效性和辣椒对Cd的吸收，同时很好地提高了土壤有机质和土壤养分含量；而石灰和海泡石复合(F1)也能很好地降低土壤Cd的有效性和辣椒对Cd的吸收。金睿等[46]研究发现，生物炭-泥炭-石灰复配调理剂可有效钝化土壤重金属Cd并降低小白菜对Cd的吸收，同时能改善土壤性状。赵莎莎等[47]通过田间试验研究单施石灰、生物质炭和石灰-生物质炭复合施用对Cd污染稻田的修复效果，发现石灰和生物质炭复合施用稻米中Cd的降低效果优于二者单独施用，且石灰的持续效应不及生物质炭或二者复合。可见，不同钝化剂复合施用能够更好地克服单一钝化剂的缺陷，从而更好地降低土壤-作物系统Cd等重金属的生物有效性，提升土壤质量。本研究中虽然海泡石等钝化剂能有效改善土壤性状、降低小米椒中Cd的含量，但除海泡石外的其他钝化剂均未将小米椒果实Cd含量降低至限量值以内，因此，今后除了进一步优化钝化剂种类和用量外，在未污染的土壤中还应探索生理阻控等技术的应用效果。

4 结论

辣椒品种艳椒425对土壤中Cd有较强的吸收积累能力，不同部位的Cd含量为茎叶>根>果实；不同处理辣椒果实中的Cd含量为0.049～0.106 mg·kg-1。除生物质炭处理外，其他钝化剂处理辣椒果实中的Cd含量显著降低，降幅在25%～54%；其中，海泡石处理降幅最高，其次为复合钝化剂。除个别处理外，各钝化剂处理有效地降低了Cd的转运系数和富集系数，降幅分别在26%～44%和23%～52%。辣椒中Cd含量的降低主要是由于钝化剂的施入有效提高了土壤pH值，进而降低了土壤中有效态Cd的含量，不同钝化剂处理土壤pH值与对照相比提高了0.8～2.4个单位，有效态Cd降幅在68%～93%，其中，海泡石处理效果最佳，其次为复合钝化剂。