强酸性轻度镉污染稻田安全利用技术模式探究——以浙江省永康市镉污染试验区为例

陈思民，卢新哲，黄春雷，施加春*，徐建明

（1.浙江大学环境与资源学院土水资源与环境研究所，浙江 杭州 310058；2.浙江省地质调查院，浙江 杭州 311203）

水稻是我国最主要的粮食作物之一，其总消费量的80%以上为食用消费[1]，因此，水稻籽粒的食用安全问题尤为重要。近些年，大米镉（Cd）含量超标事件屡见不鲜，给水稻的安全生产及消费者的身体健康带来较大威胁。我国南方一些污染地区的大米样品含Cd量为0.33～0.69 mg/kg，56%～87%的调查样品超过中国食品安全限值0.2 mg/kg（GB 2762—2022《食品安全国家标准 食品中污染物限量》）[2]。长期接触低剂量Cd 会导致人肾小管损伤、尿钙流失、骨质快速脱矿，甚至出现骨质疏松症等，且Cd能够被有效地保留在人的肾脏中，生物半衰期为10～30 年，导致身体负荷随着年龄的增长而累积增加，因此，即使是低水平Cd的慢性暴露也可能带来严重的健康威胁[3-4]。此外，有研究表明，Cd 对健康的不利影响与一般人群的Cd 暴露水平之间没有安全边际[5]，即目前一般人群的Cd 暴露水平已对健康有害，因此，尽可能减少大米中的Cd含量是降低人体健康风险的关键。

我国土壤Cd 污染点位超标率高达7.0%，主要以轻中度污染的安全利用类为主[6]。针对稻田轻中度污染特征及其需要满足粮食生产的功能要求，“边生产、边治理、边修复”的安全利用方式[7]更适合我国稻田污染治理的国情。现有的安全利用措施主要包括种植Cd 低累积水稻品种、土壤Cd 的原位钝化、田间水分管理、叶面阻控等。其中土壤Cd 的原位钝化与Cd低累积水稻品种的种植因操作简单、稳定高效而得到广泛应用。基于前人的报道，YU等[8]提出了污染安全品种的概念，为Cd低累积水稻品种筛选提供了理论支撑。KUNENE等[9]利用X射线吸收近边结构（X-ray absorption near edge structure,XANES）和扩展X 射线吸收精细结构（extended Xray absorption fine structure, EXAFS）技术研究发现，在Cd 污染稻田土壤及水稻植株中，Cd 主要以Cd（Ⅱ）—O的形式存在，进一步说明通过原位钝化技术将Cd 转化为生物可利用性低的形态是一种可行的方案。钝化材料主要包括有机材料（生物质炭、堆肥、农作物秸秆和动物粪便等）、无机材料（石灰、磷酸盐、海泡石、坡缕石和膨润土等）及多种材料组合的复合材料[10-12]，其钝化效果因不同的土壤类型、材料类型、施用量等而有所差异，因此，基于原位土壤的钝化材料筛选工作很有必要。

本团队在浙江省温岭市弱酸性轻中度Cd 污染土壤（pH值为5.57，总Cd质量分数为0.69 mg/kg）上进行了长期Cd 低累积水稻品种筛选和土壤钝化材料施用效果试验，结果表明，水稻品种‘秀水519’‘秀水121’‘嘉67’等的籽粒Cd含量低[13]（部分结果未发表），石灰、生物质炭、土壤调理剂、有机肥等均具有良好的降Cd效果[14]。在本研究中，浙江省永康市低Cd累积水稻品种筛选试验是在沿用了自2016年起于浙江省温岭市田间试验区进行的长期品种筛选试验中筛选出的低Cd累积且稳定的品种，并结合永康市当地主推且在《浙江省农业农村厅关于推介发布2020年农业主导品种和主推技术的通知》清单内品种的基础上开展的，以筛选低Cd累积能力强且适合当地生长的品种。在温岭市长期试验研究结果中降Cd效果较好且稳定的钝化剂也同样被应用于永康市钝化材料筛选试验中，并结合已有研究中钝化效果较好的钝化材料，如铁基生物质炭[15]、海泡石[16]等。

根据永康市第1年低Cd累积水稻品种筛选试验结果，筛选出的部分优良品种已实现在Cd污染稻田的安全利用，但强酸性土壤中Cd的生物可利用性高仍是一大隐患，且我国中亚热带稻田从1980 年到2014 年土壤pH 值以每年平均0.031 的速度加速酸化[17]，因此，对于永康市Cd污染情况较重的土壤，需要将钝化材料与Cd低累积品种组合，在提高土壤pH值的同时，进一步探索降Cd 效果更好的方案。然而，在原温岭市试验区筛选出的优异品种和钝化材料在永康市强酸性土壤中能否延续其优良的降Cd性能，以及在永康市试验区第1年筛选出的优异品种与钝化材料的组合能否达到更好的降Cd效果，仍有待进一步验证。但目前在田间进行不同土壤类型、不同土壤酸度的低Cd 累积品种与钝化材料的推广验证性研究及其组合最优化的研究较少。本研究拟通过2年的低Cd累积品种与钝化材料的筛选及组合田间试验，探索适宜强酸性轻度Cd污染土壤的水稻籽粒降Cd方案，以期为类似重金属污染稻田的安全利用提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

浙江省永康市芝英镇郭山村Cd 污染试验示范区位于28.946° N，120.126° E，受永康市小五金制造等工业的影响，其稻田土壤呈现强酸性且受到轻度Cd 污染。试验区尽管地表水含Cd 量较低，平均仅为（0.38±0.54） μg/L，但附近河道底泥Cd 污染较为严重，平均含Cd量高达（6.62±11.69） mg/kg，说明历史上长期工业污染导致的底泥Cd 污染较为突出。同时，由于长期农业灌溉对底泥扰动而将污染物带入农田，造成了农田土壤重金属污染。试验区土壤类型为培泥砂土，含有机质（26.59±0.31） g/kg、总氮（1.51±0.25） g/kg、有效磷（5.39±0.30） mg/kg、速效钾（140.88±17.52） mg/kg，pH 值为4.73±0.17，总Cd 质量分数为（0.32±0.05） mg/kg，有效态Cd质量分数为（0.19±0.04） mg/kg。

1.2 试验材料与试验设计

2020年Cd低累积品种筛选试验：采用‘甬优15’（YY15）、‘中嘉8 号’（ZJ8H）、‘秀水121’（XS121）、‘中浙优1 号’（ZZY1H）、‘嘉67’（J67）、‘秀水519’（XS519）、‘秀水134’（XS134）、‘浙粳99’（ZJ99）、‘浙糯106’（ZN106）9个品种开展随机区组试验，每个品种设3个重复，共27个小区，每个小区面积20 m2。

2020年原位钝化材料筛选试验：设置对照（CK，不施钝化材料）、石灰（L，1 800 kg/hm2）、海泡石（Sep，1 000 kg/hm2）、钙镁磷肥（CaMgP，1 200 kg/hm2）、铁基生物质炭（FeC，1 800 kg/hm2）、土壤调理剂（SC，2 400 kg/hm2）、有机肥（OF，3 600 kg/hm2）、猪粪生物质炭（PBC，2 000 kg/hm2）共8 个处理的随机区组试验。其中钝化材料施用量的设置参考产品推荐用量和前期研究结果。每个处理设置4 个重复，共计32 个小区，每个小区面积25 m2。种植的水稻品种为中熟单季常规粳稻‘中嘉8号’（ZJ8H）。

2021 年钝化材料与Cd 低累积品种组合试验：田间小区试验采用随机区组排列设计，小区设置为4 m×5 m（宽×长），每种钝化材料设置3个用量，分别为750、1 500、2 250 kg/hm2。试验共计7 种处理，分别为对照（CK，不施钝化材料）、铁基生物质炭（FeC1，FeC2，FeC3）、土壤调理剂（SC1，SC2，SC3），每个处理设置3 个重复。同时，对每个钝化材料筛选试验小区进行裂区处理，分别种植水稻品种‘浙糯106’（ZN106）与‘秀水519’（XS519）。

所有试验小区间均用田埂分隔，保证相对独立。钝化材料均在水稻种植前以人工方式一次性均匀撒入田间小区表层土壤，随后对0～15 cm土层进行翻耕，以保证钝化材料与土壤混合均匀，在水稻生长周期内不再额外追施。水分管理均采用当地常规灌溉方式。试验所用钝化材料的pH值和Cd含量如表1所示。

表1 钝化材料的pH值和Cd含量Table 1 pH values and Cd contents of passivators

1.3 样品采集与分析

土壤样品采用五点混合采样法，分别于试验前及水稻分蘖期、灌浆期、成熟期采集各小区0～15 cm表层土壤，转移至实验室后，待土壤样品自然风干，剔除其中的石块与植物根系后进行研磨，将通过10 目与100 目尼龙筛的土壤分别进行保存，备用。

水稻籽粒样品同样采用五点混合采样法，于水稻成熟期采集各试验小区稻谷，脱去谷壳后研磨并保存，备用。

土壤pH值参照HJ 962—2018《土壤pH值的测定 电位法》，使用FiveEasy Plus FE28 pH 计（美国Mettler-Toledo 公司）测定；土壤有机质和有效磷含量均使用EPOCH2酶标仪（美国BioTek公司）测定，前者采用低温外热重铬酸钾氧化-比色法，后者采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗分光光度法；土壤全氮含量使用Vario EL Cube 元素分析仪（德国Elementar公司）测定；土壤速效钾含量采用乙酸铵浸提-火焰光度法，使用novAA300火焰原子吸收光谱仪（德国Analytik Jena公司）测定。

使用PT-60 石墨消解仪（北京普立泰科仪器有限公司）对土壤和水稻籽粒进行消解，然后使用NexIon300X液相-电感耦合等离子体质谱仪（美国PerkinElmer 公司）对土壤和籽粒总Cd 含量进行测定，其中，土壤总Cd 含量使用标准样品GBW07430（GSS-16）进行质量控制，水稻籽粒总Cd 含量使用标准样品GBW10010（GSB-1）进行质量控制。土壤有效态Cd 含量采用0.1 mol/L 氯化钙浸提-电感耦合等离子体质谱法测定。

籽粒Cd 富集系数（bioconcentration factors,BCFs）=籽粒Cd含量/试验前土壤总Cd含量。

1.4 数据处理与统计分析

采用Microsoft Excel 2016 软件对数据进行分析处理，采用R 4.1.2软件作图，并使用SPSS 20.0软件对数据进行皮尔逊相关性分析和基于邓肯法的差异显著性检验。

2 结果与讨论

2.1 Cd 低累积品种筛选试验结果与分析

如图1所示：在本试验中，共有4个水稻品种的所有籽粒含Cd 量均未超过0.2 mg/kg 的限量标准（GB 2762—2022），其含量从低到高分别为ZN106、ZZY1H、XS519、ZJ8H，其中ZN106、ZZY1H、XS519、ZJ8H 与Cd 含量最高的ZJ99 间均存在显著差异（P＜0.05）。此外，ZN106、XS519、ZZY1H 的Cd 富集系数（BCFs）较低，分别为0.035、0.090、0.135，均达到LI等[18]提出的超低累积水稻品种标准（BCFs≤0.14），XS134、ZJ8H、J67的BCFs分别为0.153、0.156、0.161，达到低累积水稻品种标准（0.14＜BCFs≤0.22）。综上所述，ZN106、XS519、ZZY1H、ZJ8H 具备低Cd累积能力，可以作为低Cd累积品种使用。

图1 不同品种水稻籽粒中Cd含量与富集系数Fig.1 Cd contents and its bioconcentration factors (BCFs) in grains of different rice cultivars

2.2 原位钝化材料筛选试验结果与分析

2.2.1 钝化材料对土壤pH 值和有效态Cd 含量的影响

如图2所示：不同处理间试验前的pH值、有效态Cd含量无显著差异。然而，在水稻成熟期，CK处理的土壤pH值与试验前相比下降了0.19，L处理使土壤pH值上升了0.09，与CK存在显著差异（P＜0.05），其余处理与CK相比均对pH值的下降有不同程度的缓解作用（除了OF处理）。不同处理间的有效态Cd含量虽与同时期CK相比无显著差异，但L处理的有效态Cd含量相较于试验前降低了0.05 mg/kg，钝化率为14.8%；FeC、CaMgP 处理的有效态Cd 含量与试验前相比均降低了0.02 mg/kg，钝化率分别为7.1%和6.9%；SC处理的有效态Cd含量在试验前后变化不大。综上所述，L处理在提高土壤pH值方面效果显著，且L、FeC 和CaMgP 处理对土壤有效态Cd的钝化率较高。该结果基本符合前人的研究，即不同钝化材料在Cd 污染农田土壤的钝化效果表现为石灰类＞含磷材料＞生物质炭≈金属氧化物＞黏土矿物＞其他有机物[11]。

图2 不同处理下试验前与水稻成熟期土壤pH值和有效态Cd含量Fig.2 Soil pH values and available Cd contents before the test and at the mature stage of rice under different treatments

2.2.2 钝化材料对籽粒Cd含量与富集系数的影响

在考虑钝化材料对土壤影响的同时，其最终能否达到降低水稻籽粒Cd 含量的作用亦不容忽视。有研究表明，种植环境变化对水稻籽粒Cd含量的变异贡献率为58.67%，占主导地位[19]。而不同的田间小区土壤间存在一定的空间异质性，如土壤pH值、总Cd 含量、有效态Cd 含量等。因此，在关注籽粒Cd 含量以保证食品安全的同时，籽粒Cd 富集系数也被用于比较钝化材料对水稻籽粒降Cd 效果的指标。由于供试品种ZJ8H 的籽粒Cd 累积能力较弱，因此，在图3所示的结果中，所有处理的籽粒含Cd量均未超过0.2 mg/kg 的限量标准（GB 2762—2022），且施用不同钝化材料的籽粒Cd 含量无显著差异。从不同钝化材料处理的籽粒Cd 含量和富集系数的下降幅度来看，除PBC 处理外，其余施用钝化材料处理的籽粒Cd 含量相较于CK 处理均有不同程度下降，其中FeC 和SC 处理下降幅度较大，分别降低了32.2%和29.0%。此外，FeC、SC、CaMgP 和L 处理的籽粒Cd富集系数相较于CK处理均有所降低，降幅分别为33.9%、18.5%、18.1%和17.6%。HE等[20]和ZHANG 等[21]的研究表明，铁改性生物质炭具有更大的比表面积、更多的官能团和更强的热稳定性，且铁（Fe）元素的添加能有效提高水稻根表铁膜的含量，抑制Cd 从土壤向水稻地上部的转移。SC处理在通过氧化钙提高土壤pH 值的同时，又为水稻的生长提供硅（Si）元素，以半纤维素形式结合的Si 能够在细胞壁中与Cd 络合、共沉淀，从而抑制水稻细胞对Cd 的吸收[22-23]。CaMgP 处理通过增加土壤中的钙（Ca）、镁（Mg）、磷（P）含量改变了土壤理化特征和微生物群落结构，促进了硝酸盐还原成铵以及Fe 氧化成Fe（Ⅲ），而硝态氮向铵态氮的转变能减少水稻对Cd 的吸收，Fe（Ⅲ）的矿化可以吸附和共沉淀Cd，从而降低土壤Cd 的生物有效性[24-25]。综合籽粒Cd含量与富集系数来看，FeC处理对水稻籽粒的降Cd效果较好，其次为SC和CaMgP处理。

图3 不同处理下ZJ8H水稻籽粒中Cd含量与富集系数Fig.3 Cd contents and its BCFs in ZJ8H rice grains under different treatments

2.2.3 钝化材料经济性分析

本研究所用钝化材料的单价与施用成本如表2所示。结合钝化材料筛选结果，L 钝化材料对提高土壤pH值、降低土壤有效态Cd含量和水稻籽粒Cd富集系数的效果较好，但施用成本最高。对籽粒降Cd 效果较好的FeC、SC、CaMgP 在对应施用量下的施用成本适中，可推荐作为永康市强酸性Cd污染稻田土壤的钝化材料。

表2 钝化材料的单价与施用成本Table 2 Unit price and application cost of passivators

2.3 钝化材料与Cd 低累积品种组合试验结果与分析

2.3.1 不同钝化材料与Cd 低累积品种组合对土壤pH 值和有效态Cd 含量的影响

如表3 所示：CK 处理的pH 值在不同时期呈现先下降后升高的趋势，其中从水稻分蘖期到灌浆期变化较小，到成熟期则大幅升高，相较于试验前上升了0.27。由于FeC 和SC 这2 种钝化材料的碱性较强，因此在施用后使土壤pH值在短期内大幅上升，总体呈现先升高后下降再升高的趋势。在水稻分蘖期和灌浆期，最高剂量的FeC3和SC3处理使土壤pH值明显上升，其中，SC3和FeC3处理使灌浆期的土壤pH 值相较于试验前分别上升了0.36 和0.26。在成熟期，仅有SC3处理的pH 值和CK 相比存在显著差异（P＜0.05）。此外，施用低剂量和中剂量的钝化材料对土壤pH值的影响无明显差异，这可能是因为较低的施用剂量更容易受到大田复杂环境的影响，使得钝化效果被其他影响因素所掩盖。在本试验中，SC处理对酸性土壤的改良效果明显优于FeC。

表3 不同处理下不同时期土壤pH值Table 3 Soil pH values in diverse stages under different treatments

不同时期土壤有效态Cd 含量的变化如表4 所示。由于分蘖期田间水层自然落干，使得土壤环境中的氧化还原电位（Eh）升高，pH 值降低，溶解的Cd 含量增加[26]，再加上此时期水稻根系会分泌大量有机酸[27]，进一步降低了土壤pH 值，导致CK 处理的土壤有效态Cd 含量呈现先大幅上升后下降的趋势，于水稻分蘖期上升了48.8%，而在成熟期相较于试验前降低了6.8%。施用钝化材料后，分蘖期的土壤有效态Cd 含量与CK 相比均存在显著差异（P＜0.05）。本研究结果表明，施用FeC 和SC 这2 种钝化材料均显著抑制了分蘖期土壤有效态Cd含量的升高幅度，且总体上剂量越高作用越明显，与LU 等[28]研究发现土壤pH 值和有效态Cd 含量呈现显著负相关的结果并不一致，这可能和不同土壤的质地、有机质含量差异以及受到大田复杂的土壤环境变化等因素有关。然而，在分蘖期的差异于灌浆期被抵消，且在成熟期，仅有FeC3处理的有效态Cd 含量与CK 存在显著差异（P＜0.05），其钝化率为21.5%，而灌浆期和成熟期是影响土壤-水稻系统中Cd 富集转运的关键时期[29]，这可能是施用钝化材料后大部分处理组合未起到降低水稻籽粒Cd含量的原因之一。

表4 不同处理下不同时期土壤有效态Cd含量Table 4 Soil available Cd contents in diverse stages under different treatments mg/kg

2.3.2 不同钝化材料与Cd 低累积品种组合对籽粒Cd 含量与富集系数的影响

如图4所示：XS519和FeC2、FeC3、SC3组合的籽粒Cd 含量和富集系数相较于CK 均有显著升高（P＜0.05），其中籽粒Cd 含量分别提升了109.13%、119.48%和206.13%。ZN106 和SC3组合的籽粒Cd含量与CK存在显著差异（P＜0.05），提升了64.59%。ZN106 和SC1组合的籽粒Cd 含量与富集系数相较于CK 分别降低了8.95%和29.00%，ZN106 和FeC1的组合效果与CK 基本持平。ZN106 的Cd 累积能力明显高于XS519，各处理的籽粒Cd平均富集系数是XS519 的1.66倍。此外，所有处理的XS519 籽粒Cd含量均未超标，而ZN106与较高剂量钝化材料的组合存在超标风险，且不施钝化材料的XS519籽粒Cd富集系数为0.159，对Cd的低累积能力要远优于ZN106与SC1组合。综上所述，钝化材料与XS519的组合不但没有起到进一步降低水稻Cd累积的效果，反而促进了该品种籽粒对Cd 的富集，而SC1与ZN106的组合起到了一定的降Cd效果。

图4 不同处理下水稻籽粒中Cd含量与富集系数Fig.4 Cd contents and its BCFs in rice grains under different treatments

本研究将XS519和ZN106这2个水稻品种的籽粒Cd 含量分别与成熟期的土壤pH 值、土壤有效态Cd 含量进行了皮尔逊相关性分析（表5）。结果表明，这2 个水稻品种籽粒Cd 含量与成熟期的土壤pH 值呈极显著正相关。已有的水培试验和盆栽试验结果表明，随着酸性培养环境中pH值的升高，水稻对Cd 的吸收呈现先上升后下降的趋势，并在pH值为6.0及以上（偏中性）时达到最大值；此外，研究还表明，OsNRAMP1和OsHMA2基因在pH 值为6.0（接近中性）时强烈上调表达，且锌（Zn）、Fe 转运体基因OsIRT1的转录量随着pH 值的升高而增加，其在转运Zn、Fe 的同时，促进了水稻对Cd 吸收[30-32]。YANG等[33]利用不同剂量的石灰石来提高酸性土壤的pH值，并通过小范围田间试验、多地田间试验及田间土壤调查，从多角度验证了pH值在5.5～6.0时对水稻籽粒Cd累积的影响尤为明显，并发现在施用低剂量（＜1 500 kg/hm2）石灰石时可小幅度提升土壤pH 值，却促进了水稻对Cd 的吸收。这可能是因为施用石灰石后，土壤可交换阳离子的位点更加饱和，使得外源添加的Ca2+和低阳离子交换量（cation exchange capacity, CEC）的本土Cd2+竞争更加激烈，从而在不稳定池中留下了更多的Cd 供水稻吸收。另外，该研究团队还通过吸附试验和盆栽试验研究了pH 值升高和无定形锰对水稻Cd 吸收的影响，提出了将南方酸性水稻土pH值提高到6.0以上（最佳pH值为6.5）的水稻籽粒降Cd建议[33-34]。然而，本研究所有处理的土壤pH值均未达到6.0，水稻籽粒Cd含量随pH值的升高而增加。这从一方面印证了在南方酸性水稻土中，土壤pH 是影响水稻籽粒Cd 累积的最重要因素之一[35-36]；另一方面，也从侧面为南方酸性水稻土的改良可能存在最适pH值范围这一猜想提供了数据支撑。

表5 成熟期土壤理化指标与水稻籽粒Cd含量的皮尔逊相关性分析Table 5 Pearson correlation analysis between soil physicochemical indexes at the mature stage of rice and grain-Cd contents

3 结论

‘秀水519’（XS519）、‘浙糯106’（ZN106）、‘中浙优1 号’（ZZY1H）和‘中嘉8 号’（ZJ8H）可被推荐为浙江省永康市轻度Cd 污染耕地中适宜种植的低Cd水稻品种。施用石灰对强酸性稻田培泥砂土pH值提升效果显著，可用于当地强酸性土壤的酸碱度改良。1 800 kg/hm2铁基生物质炭和水稻品种‘中嘉8 号’组合能明显降低水稻Cd 的累积。‘秀水519’和‘浙糯106’的籽粒Cd 含量与成熟期土壤pH值（5.19～5.61）呈极显著正相关，在试验所涉及的土壤pH 值范围内，除‘秀水519’与1 500 kg/hm2土壤调理剂组合外，籽粒Cd含量随钝化材料施用量的升高而增加。加大钝化材料的施用量和调节土壤pH 值至6.0 以上能否实现Cd 低累积水稻品种与钝化材料组合“1+1＞2”的效果，仍有待进一步探究。从经济和轻简化角度考虑，种植‘秀水519’是目前该试验区Cd污染稻田安全利用的最佳选择。