土壤调理剂对镉污染稻田土壤理化性质和水稻不同部位镉富集的影响

2023-10-30廖建勋顾祝禹涂圣梅黄博阳孙国锋周志远汤园园

湖北畜牧兽医 2023年9期

廖建勋，顾祝禹，涂圣梅，黄博阳，孙国锋，周志远，汤园园

（1.建始县农业农村局，湖北恩施 445300；2.武汉市秀谷科技有限公司，武汉 430000）

农田污染成为限制中国粮食安全生产的重要因素［1，2］。土壤重金属元素镉（Cd）具有较高的生物毒性［3-5］，原位钝化技术是中轻度Cd 污染农田主要修复技术［6-10］。利用土壤调理剂实施原位钝化技术，具有可操作性强、经济、见效快、无二次污染等优点，从而被广泛用于农田Cd 污染治理与修复。

酸性稻田中Cd 具有活性高、迁移性强等特点，且容易被作物吸收，并在作物体内转移与富集，进而造成稻米中Cd 超标问题。土壤调理剂不仅能调节土壤pH，而且能有效降低农田有效态Cd 的含量，进而减少水稻各部位对Cd 的富集［11-14］。本试验选用的土壤调理剂是由天然矿物质原料制备而成，该土壤调理剂对Cd 污染农田具有较好的修复效果，能降低农产品对Cd 的富集［15］。选取建始县高坪镇Cd 中度污染且分布相对均匀的水稻田进行大田试验，研究不同用量土壤调理剂对农田土壤理化性质与稻米Cd 含量的影响，分析其用量与水稻植株不同部位富集Cd 的关联性，选出土壤调理剂最佳用量，以期为Cd 污染农田治理与修复提供理论与实践依据。

1 研究区域概况与研究方法

1.1 研究区域概况

试验地设在湖北省恩施市高坪镇，该区域位于湖北省西南部，地势西高东低，属亚热带季风气候区，光照充足，降雨充沛，年均气温14.9 ℃，年降水量1 400～2 300 mm。耕作方式采用旋耕，主要种植水稻和玉米。耕地类型主要包括旱地、水田和水浇地。土壤pH 为6.04，有机质为19.36 g∕kg，土壤Cd 含量为0.38 mg∕kg，超过了国家二级标准0.30 mg∕kg，属于中度污染，土壤有效态Cd 含量均值为0.13 mg∕kg，灌溉水中未检出Cd。

1.2 供试材料

水稻品种为Q 优18 号，全生育期为150 d 左右。供试土壤调理剂采用天然矿物质原料制备而成，主要原料为钾长石和生石灰，含有大量的硅、钙、镁、钾等矿物质元素。试验材料经过监测，pH 为10.39，氧化钙含量为32.51%，二氧化硅含量为26.42%，氧化镁含量为4.83%，水分含量3.45%，细度（粒径≤0.25 mm）为99.70%，Pb含量为34.50 mg∕kg，Cd含量为0.19 mg∕kg，As含量为0.23 mg∕kg，Cr含量为3.26 mg∕kg。

1.3 试验设计

在恩施市高坪镇选取中度镉污染区域，且镉分布相对均匀的稻田进行大田试验。试验共设置7 个处理，分别为CK、T1、T2、T3、T4、T5 和T6，对应添加土壤调理剂的含量分别为0、1 500、3 000、4 500、6 000、7 500、9 000 kg∕hm2。每个处理做3 次重复试验，共21个小区，每个小区面积为50 m2（5 m×10 m），且各小区之间随机区组排列。为防止修复材料、灌溉水等对各小区间的相互影响，对各小区田埂进行加高加固，铺设薄膜，灌溉采用单排单罐的方式。水稻播种前1 周，将土壤调理剂进行一次性撒施，配合整地翻耕，使其与稻田土壤充分混匀。中稻Q 优18号于2021 年5 月初开始播种育秧，6 月初进行水稻秧苗移栽，秧苗移栽的密度约为0.2 m×0.2 m，大田试验的种植密度、水肥与病虫害管理参照当地实际农业生产情况，确保试验各小区管理条件一致。

1.4 样品的采集与分析

在水稻收获期采集土壤与植株样品，在试验田中按5 点取样法对水稻样品进行采集，并对水稻根系附近表层土壤（0～20 cm）进行采集。去除土样杂质，自然风干至恒重，过100 目尼龙筛，装袋备用。水稻用去离子水冲洗，105 ℃杀青10 min，烘干至恒重，水稻样品分部位粉碎与过筛，备用。

土壤的理化性质均按照常规的测定方法进行检测［16］。土样pH采用电位计法测定，水土比为2.5∶1.0；土壤有效态Cd 含量采用CaCl2溶液浸提法提取［17］，并用原子吸收分光光度计测定Cd 含量；水稻植株各部位Cd 含量的测定采用干灰法消解，稻米Cd 含量采用HNO3-HClO4消解，并用原子吸收分光光度计（石墨炉）测定水稻植株各部位和稻米样品中的Cd含量，同时做全程空白试验（CK）。

1.5 数据统计

采用Excel、Origin 和SPSS 软件进行数据统计和简单分析，数据结果均为平均值，并进行相应的图表绘制，各处理之间采用单因素方差分析（ANOYA）和Duncan 法进行差异显著性分析。

2 结果与分析

2.1 土壤调理剂对土壤pH 的影响

如图1 所示，与CK 相比，施用土壤调理剂后，T1至T6 土壤pH 均有一定程度的提高，分别增加了0.99%、2.81%、4.14%、5.30%、5.96%、6.62%。其中T4、T5、T6 土壤pH 均显著高于CK（P＜0.05），T1、T2、T3 与CK 差异不显著（P＞0.05）。

图1 不同用量土壤调理剂对土壤pH 的影响

2.2 土壤调理剂对土壤有效态Cd 含量的影响

土壤中有效态Cd 能被植物根系吸收利用并在植物体内富集，也是评价Cd 元素对土壤毒性影响的重要指标［18］。添加不同用量土壤调理剂对有效Cd的影响如图2 所示，加入土壤调理剂后土壤有效态Cd 的含量均有不同程度的降低，其中T2 至T6 土壤有效态Cd 含量均显著低于CK（P＜0.05），分别降低了26.87%、33.58%、37.31%、35.07%、28.36%。而T1土壤有效态Cd 含量与CK 差异不显著（P＞0.05），土壤有效态Cd 含量下降了9.70%。随着土壤调理剂用量的增加，土壤有效态Cd 含量呈先降低后增加的趋势，当土壤调理剂用量为6 000 kg∕hm2时，有效态Cd 含量最低，为0.084 mg∕kg。

图2 不同用量土壤调理剂对土壤有效态Cd 含量的影响

2.3 土壤调理剂对水稻各部位Cd 含量的影响

图3 显示了不同用量土壤调理剂对水稻根、茎叶、谷壳、稻米中Cd 含量的影响。施用土壤调理剂能在一定程度上有效降低水稻根系中Cd 含量，降低幅度为9.09%～31.82%。当施用量为4 500 kg∕hm2时，水稻根中Cd 含量最低，根中Cd 含量由CK 的1.98 mg∕kg 下降到1.35 mg∕kg。其中T2 至T6 水稻根中Cd 含量均显著低于CK（P＜0.05），T1 水稻根中Cd含量与CK 差异不显著（P＞0.05）。

图3 不同用量土壤调理剂对水稻各部位中Cd 含量的影响

与CK 相比，不同用量土壤调理剂均能降低水稻茎叶中Cd 含量，T1 至T6 水稻茎叶中Cd 的含量下降幅度为10.00%～40.00%，随着土壤调理剂用量的增加，水稻茎叶中Cd 含量呈先降低后增加的趋势。其中T2 至T6 水稻茎叶Cd 含量均显著低于CK（P＜0.05）。

与CK 相比，不同处理谷壳中Cd 含量均有一定程度的降低（16.67%～50.00%），其中T3 至T5 水稻谷壳中Cd 含量均显著低于CK（P＜0.05），T1、T2、T6 与CK 差异不显著（P＞0.05）。

稻米Cd 含量呈先降低后增加的趋势，T1 至T6稻米中Cd 含量分别降低了9.64%、22.84%、27.92%、31.98%、27.41%、21.83%，施用量为6 000 kg∕hm2时，稻米中Cd 含量最低，为0.134 mg∕kg，而后随用量的增加稻米中Cd 含量呈上升趋势。其中T2 至T6 稻米中Cd 含量均显著低于CK（P＜0.05），T1 稻米中Cd含量与CK 差异不显著（P＞0.05）。

综上可知，施用一定量的土壤调理剂能有效降低水稻根、茎叶、谷壳与稻米中Cd 含量。

2.4 土壤理化性质与水稻富集Cd 的相关性分析

土壤有效态Cd 含量不同程度地影响着作物根系对Cd 的吸收与富集。由表1 可知，土壤pH 与土壤有效态Cd、水稻根Cd、谷壳Cd 含量呈极显著负相关（P＜0.01），与茎叶Cd、稻米Cd 含量呈显著负相关（P＜0.05）；土壤有效态Cd 与水稻根Cd、谷壳Cd、稻米Cd 含量呈极显著正相关（P＜0.01），与茎叶Cd 含量呈显著正相关（P＜0.05）；水稻根Cd 与茎叶Cd、谷壳Cd、稻米Cd 含量呈极显著正相关（P＜0.01）；茎叶Cd 与谷壳Cd、稻米Cd 的含量呈极显著正相关（P＜0.01）；谷壳Cd 与稻米Cd 含量呈显著正相关（P＜0.05）。由于试验区土壤呈弱酸性，土壤调理剂本身具有较高的pH，且含有大量矿物质元素，因此施用土壤调理剂能在一定程度上调节土壤pH，降低土壤中有效态Cd 含量，从而减少水稻植株对Cd 的吸收［19，20］。

表1 不同处理土壤理化性质之间的相关系数

2.5 土壤调理剂对水稻产量的影响

从图4 可知，施用土壤调理剂后各处理水稻产量较CK 均有一定程度的增产，但无显著差异。与CK 相比，T1 至T6 水稻产量分别增加了3.27%、14.24%、12.75%、13.84%、9.76%、8.15%，其中T2 对水稻增产效果最好，每公顷产量为7 830.45 kg。

图4 不同用量土壤调理剂对水稻产量的影响

3 讨论

3.1 土壤调理剂对土壤pH与有效态Cd含量的影响

土壤有效态Cd 含量易受土壤环境中酸碱度、CEC、与离子间的作用等因素的影响，而土壤调理剂能有效调节土壤酸碱度、提高阳离子交换量、改善土壤结构等，进而影响土壤有效态Cd 含量［21，22］。土壤pH 不仅能影响土壤环境中的各种化学反应与离子组成，还能影响Cd 的生物有效性及在土壤-植物系统中的转移与富集。在一定范围内，pH 越高，土壤有效态Cd 的含量越低，主要是由于pH 逐渐升高，有利于促进Cd 从活泼的游离态向稳定的络合态与残渣态转化，降低土壤有效态Cd 含量［23］。当土壤处于偏酸环境时，黏土矿物质与有机质表面对Cd 的吸附作用主要为静电吸附，镉离子容易被土壤溶液中的氢离子、钙离子交换下来，使Cd 变成活泼的游离态而被植物吸收，随着土壤pH 的升高，Cd 在黏土矿物质与有机质表面的静电吸附逐渐转变成结合力较强的专性吸附，使Cd 的活性降低，从而导致有效态Cd 含量下降［24］。本试验结果表明，施用一定量的土壤调理剂，土壤pH 显著增加，土壤有效态Cd 含量呈不同程度的降低，产生这种原因可能是土壤调理剂本身呈碱性，pH 较高，含有大量的碱性基团，同时土壤调理剂中丰富的硅、钙、镁、钾等阳离子与土壤环境中的H+发生离子交换，降低土壤中H+的含量，从而提升土壤的pH，随着土壤pH 的增加，使Cd 在黏土矿物质与有机质表面由静电吸附向专性吸附转变，降低土壤中有效态Cd 含量；另外pH 升高会伴随着土壤溶液中OH-的增加，促进Cd2+离子与OH-结合形成Cd（OH）2，导致土壤对Cd2+吸附能力增强，降低有效态Cd 含量。这与李心等［18］的研究结果相似。李超等［20］的研究表明，土壤调理剂的用量与土壤pH 显著相关。闫家普等［25］通过研究不同改良剂及其组合对土壤镉形态和理化性质的影响发现，土壤pH 与土壤有效态镉含量呈显著负相关，本研究结果也显示土壤pH 与有效态镉呈极显著负相关。过量使用土壤调理剂可能会造成土壤结构破坏，抑制土壤微生物的活性［26］。本研究结果表明，随着土壤调理剂用量的增加，土壤有效态Cd 含量呈先降低后增加的趋势，由此可见过量施用土壤调理剂不一定效果较好，可能会带来一定的负面效果。林小兵等［13］研究也发现长期施用过量的土壤调理剂可能会带来不利影响，应适量添加。

3.2 土壤有效态Cd对水稻植株各部位Cd富集的影响

Cd 元素在土壤中具有较高的毒性与迁移性，土壤有效态Cd 可通过植物根系转运至植物体内，并在植株各部位富集，而较高浓度的有效态Cd 可使农作物可食部分Cd 含量超过食用限量标准，进而影响人类的健康［4，27］。Cd 元素在土壤环境中的生物有效性取决于其自由离子的活跃程度，其中交换态形式存在，Cd 离子迁移性与生物有效性最强。施用不同量的土壤调理剂后，有效态Cd 含量均有一定程度的降低，而水稻植株根、茎叶、谷壳与稻米中Cd 含量也随之降低。辜娇峰等［12］研究发现施用适量的土壤调理剂能调节土壤的理化性质，降低土壤有效态Cd含量，影响Cd 元素在土壤环境中的迁移与转化，并降低Cd 元素在农产品中的富集。研究表明作物根表细胞对Cd2+与Ca2+吸收存在相互竞争作用，Cd2+与Ca2+相互竞争根表细胞膜上的吸收点位，当Ca2+浓度较高时，使得作物对Cd2+的吸收与累积量大量减少［28，29］。许晓玲等［30］研究发现Si、Ca、Mg 等元素与Cd 产生拮抗作用，减少根部对Cd 的吸收量，进而降低籽粒中Cd 的积累量。试验所用的土壤调理剂主要由SiO2、CaO、MgO 等构成，容易与土壤中的Cd 发生反应，形成稳定的硅酸盐沉淀，降低土壤有效态Cd 含量，有效阻止Cd 在水稻中的迁移与富集。同时土壤调理剂中含有丰富的Si、Ca、Mg 等元素，有利于作物的生长，提高农产品的产量，试验中各处理产量的增加也验证了这一点。本试验研究发现有效态Cd 含量与水稻根、谷壳与稻米中Cd 含量呈极显著正相关（P＜0.01），与茎叶Cd 含量呈显著正相关（P＜0.05），这与吴烈善等［31］的研究结论相似。当土壤调理剂的用量超过6 000 kg∕hm2，随着用量的增加，水稻根、茎叶、谷壳和稻米中Cd 含量呈上升趋势，这可能是施用过量的土壤调理剂对土壤养分循环、微生物多样性与微生物酶活性等方面产生了负面影响，进而影响土壤调理剂对稻田Cd 元素的修复效果。

不同地区土壤环境、污染种类、污染程度、种植类型等因素存在差异，导致土壤调理剂对Cd 有效态与农作物Cd 含量影响程度也不同，因此需要在不同地区开展相关Cd 污染修复试验来确定最佳修复参数。从经济成本和降镉效果等综合因素考虑，施用量为3 000 kg∕hm2，成本低廉且效果最佳。