植物吸取修复及钝化处理对后茬水稻镉吸收的影响①

程 晨，高文娅，胡鹏杰，吴龙华*，刘鸿雁，骆永明, 3



植物吸取修复及钝化处理对后茬水稻镉吸收的影响①

程 晨1, 2，高文娅1, 2，胡鹏杰2，吴龙华2*，刘鸿雁1，骆永明2, 3

(1 贵州大学资源与环境工程学院，贵阳 550025；2 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室（南京土壤研究所），南京 210008；3 中国科学院海岸带环境过程重点实验室（烟台海岸带研究所），山东烟台 264003)

采集湖南湘潭县某地镉（Cd）污染酸性农田土壤及其经伴矿景天分别吸取修复两季和三季后的土壤，采用盆栽试验研究了经伴矿景天修复及钝化改良与否对土壤pH、有效态Cd、Zn以及水稻生长和稻米Cd、Zn浓度的影响。结果表明：未改良的处理，随着修复次数的增加，土壤pH显著降低，降低幅度为0.26 ~ 0.38 个单位；且修复两季、三季土壤CaCl2提取态Cd浓度较未修复土壤分别降低19.4%、24.0%；修复后土壤种植水稻品种W184，其糙米中Cd浓度显著降低，但依然超标；修复三季土壤种植低积累水稻品种IRA7190，其糙米中Cd由0.47 mg/kg降为0.03 mg/kg。施加钝化剂海泡石和石灰（10 g/kg + 1 g/kg）后，修复两季、三季土壤的pH显著升高，较未施钝化剂处理土壤pH分别提高0.95、0.72；土壤CaCl2提取态Cd浓度分别降低79.8%、79.5%；修复两季、三季土壤上水稻W184糙米的Cd浓度与未施加钝化剂相比，分别降低27.3%、44.4%，均降至国家食品安全限值0.2 mg/kg 以下；无论是否添加钝化剂，伴矿景天吸取修复三季的土壤上水稻IRA7190糙米中Cd浓度均仅0.03 mg/kg。

吸取修复；钝化；海泡石；石灰；酸性土壤；水稻

随着工业化、城镇化的快速发展，工业“三废”通过大气沉降、污水灌溉和污泥肥料施用等进入土壤环境，加重了土壤的重金属污染；为增加作物产量，农药、化肥的大量、不合理施用也会人为地增加土壤中的重金属[1-2]。近年来，由于工业污染和含镉(Cd)肥料大量施用，土壤Cd污染日渐严重。因此，修复Cd污染农田土壤成为研究工作的重点和难点。重金属污染土壤的修复是指利用物理、化学和生物的方法将土壤中的重金属清除出土体或将其固定在土壤中降低其迁移性和生物有效性，降低重金属的健康风险和环境风险[3]。其中，利用植物修复技术因其成本低、不破坏土壤生态环境、无二次污染、易被公众接受等优点，受到了研究者的广泛关注[4-7]。植物吸取修复技术可适用于污染程度较低的重金属污染土壤，连续种植几季超积累植物，有望使土壤重金属浓度降到土壤环境质量标准以下[8]，但粮食作物是否达到安全生产，仍需进一步研究。在利用超积累植物修复土壤的同时，往往可能改变土壤的理化性质，比如土壤pH，此时就需要结合化学调控，以达到“连续高效吸取修复”或“边生产边修复”的目的。化学钝化修复技术简单易行，常通过添加稳定剂，利用吸附或沉淀作用降低土壤中重金属的生物有效性。石灰和海泡石是常用的改良剂，二者可改变土壤酸碱状况，降低重金属的生物有效性，从而实现土壤改良与修复的联合效果。已有研究表明，施用这两种改良剂可降低土壤中Cd的有效性，进而有效降低作物对Cd的吸收性[9-11]。但超积累植物修复吸取污染土壤的同时配合施用石灰和海泡石，其对土壤Cd、Zn(锌)形态及后茬作物生长、Cd吸收的影响等方面的报道则很少。伴矿景天()是一种具有Cd、Zn超积累能力的景天科植物新种[12]，本研究拟采用伴矿景天修复不同次数的污染土壤种植水稻，探讨海泡石和石灰配施对土壤重金属有效性、水稻生长及重金属吸收性的影响，以为重金属轻中度污染农田的联合修复提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试土壤采自湖南省湘潭县某Cd污染修复试验田，土壤类型为水耕人为土，成土母质为第四纪红色黏土。采集伴矿景天未修复、修复两季、修复三季土壤，其pH分别为5.38、5.00、5.12，土壤全量Cd浓度分别为0.64、0.35、0.29 m/kg，土壤全量Zn浓度分别为96.5、106、88.0 mg/kg(表1)。

供试水稻品种为W184和IRA7190，由中国水稻研究所提供，其中IRA7190为课题组前期筛选的Cd低积累品种。

表1 盆栽试验土壤pH及全量Cd、Zn浓度(mg/kg)

1.2 试验设计

盆栽试验在中国科学院南京土壤研究所温室进行。试验共设8个处理，每处理4次重复。其中，未修复土壤为对照组，设有2个处理，即分别种植水稻W184和IRA7190；修复两季的土壤设2个处理：未施加钝化剂 + 种植水稻W184，施加海泡石和石灰(S+L，10 g/kg + 1 g/kg)+ 种植水稻W184；修复三季土壤设4个处理：未施加钝化剂 + 种植水稻W184，施海泡石和石灰(S+L，10 g/kg + 1 g/kg)+ 种植水稻W184，未施加钝化剂 + 种植水稻IRA7190，施海泡石和石灰(S+L，10 g/kg + 1 g/kg) + 种植水稻IRA7190。

将供试土壤风干、过2 mm尼龙筛，装入塑料盆中，每盆装土2 kg(烘干基)。基肥用量为：尿素0.5 g/kg，KH2PO40.5 g/kg。2015年8月3日移栽长势一致的健壮秧苗，每盆4穴，每穴2株。9月18日追肥，施加尿素0.2 g/kg、KH2PO40.2 g/kg；11月11日收获。试验期间各处理的栽培管理措施一致，不定期随机调换盆的位置，尽量使每一盆的阳光和热量均匀。除分蘖末期和成熟后期外，每日用去离子水浇灌，使盆中保持2 ~ 4 cm水层。

1.3 样品采集

水稻成熟后，用不锈钢剪刀收获每盆水稻地上部，并用不锈钢小土钻每盆取4钻混合样作为1个土壤样品。采集稻穗、秸秆、土壤样品各32个。

植物样分别用自来水、去离子水洗涤，再105°C杀青30 min，70°C烘至恒重，稻穗脱粒，脱壳，磨粉，备用。土壤样品风干，过10目及100目尼龙筛，备用。

1.4 样品分析与测定

土壤理化性质以及土壤pH参照《土壤农化分析》进行测定，结果以土壤烘干基计算。土壤Zn、Cd全量采用10 ml HCl-HNO3(优级纯，=1: 1)消化，植物Zn、Cd全量采用8 ml HNO3-H2O2(优级纯，=3:1)消化，分别采用原子吸收分光光度计Varian SpectrAA 220FS(火焰)、220Z(石墨炉)测定Zn、Cd浓度。并采用国家标准参比物质(土壤：GBW07406；植物：GBW07603)进行分析质量控制。所用试剂均为优级纯，标准样品测定结果均在允许范围内。

Zn、Cd提取态采用0.1 mol/L CaCl2(pH 7.0)按1︰10的土液比180 r/min连续振荡2 h提取，3 000 r/min离心5 min，上清液经过滤，原子吸收分光光度计测定。

试验所得数据采用Excel和SPSS软件进行分析并作图，不同处理间数据的差异性采用方差分析(LSD)，显著性水平为0.05。

2 结果与分析

2.1 不同修复次数和钝化剂对水稻产量的影响

与未修复土壤相比，连续吸取修复两季或三季的土壤上，水稻W184和IRA7190的籽粒产量显著降低16.5% ~ 22.1% 和47.5%，秸秆生物量显著下降16.5% ~ 22.0% 和63.9%(表2)。但与连续吸取修复两季后的土壤比较，水稻W184的籽粒产量和秸秆生物量与吸取修复三季后土壤上的结果均无显著性差异。钝化剂添加处理下，连续吸取修复两季和三季的土壤上水稻W184的籽粒和秸秆生物量间同样无显著性的差异(> 0.05)。

表2 不同处理对水稻生物量的影响

注：表中“未施加”是指未施加钝化剂处理；“S+L”是指施加钝化剂处理；同列不同小写字母表示处理间差异在<0.05水平显著；下同。

2.2 不同修复次数及钝化剂对土壤pH的影响

随着修复次数的增加土壤pH呈下降趋势，未经伴矿景天修复的土壤pH为5.38，伴矿景天修复两季、三季后土壤pH分别为5.00、5.12(图1)，均显著降低(<0.05)。与未施加钝化剂土壤相比，修复两季、三季施加钝化剂处理土壤pH分别提高0.95、0.72个单位。

2.3 不同修复次数及钝化剂对土壤有效态镉锌的影响

图2为不同修复次数及不同处理土壤CaCl2提取态Cd、Zn浓度变化。由图2可见，与未修复土壤相比，伴矿景天吸取修复两季和三季土壤CaCl2提取态Cd浓度分别降低19.4% 和24.0%(<0.05)，CaCl2提取态Zn则未显著变化(>0.05)。加入钝化剂显著降低了有效态Cd和Zn浓度(<0.05)，修复两季、三季土壤CaCl2提取态Cd分别降低79.8% 和79.5%，CaCl2提取态Zn分别降低88.8% 和88.5%。这可能是因为海泡石和石灰这两种物质都呈碱性，施加这两种物质提高了土壤pH，改变了土壤酸碱状况；另一方面，海泡石对Cd、Zn具有较强的吸附作用。

2.4 不同修复次数及钝化剂对稻米镉锌浓度的影响

未修复土壤中，水稻W184糙米中Cd浓度高达0.90 mg/kg，超过国家食品安全限值(0.2 mg/kg)近4倍(表3)。与未修复土壤相比，连续吸取修复两季或三季的土壤上，水稻W184和IRA7190的籽粒Cd浓度显著降低70.0% ~ 75.6% 和93.6%，秸秆Cd浓度显著下降65.9% ~ 75.8% 和98.3%(表3)，而吸取修复对两种水稻Zn浓度降低效果并不显著(>0.05)(表4)。修复两季、三季土壤施加钝化剂处理，W184糙米中Cd浓度降到国家食品安全限值0.2 mg/kg以下，与未施加钝化剂相比，降低效率分别为27.3%、44.4%。对于低积累水稻品种IRA7190，未修复土壤上糙米中Cd为0.47 mg/kg，超过国家食品安全限值1倍多。无论施加钝化剂与否，吸取修复三季的土壤上IRA7190糙米中Cd浓度均仅为0.03 mg/kg，说明在伴矿景天吸取修复之后Cd达标的土壤上种植低积累水稻品种，不需施用钝化剂就可达到安全生产的要求。未修复土壤、修复三季土壤上种植不同水稻品种，低积累水稻品种IRA7190糙米中的Cd浓度均显著低于水稻品种W184，但糙米中Zn浓度则无显著差异(>0.05)。

表3 不同修复次数及钝化剂对水稻Cd吸收的影响

表4 不同修复次数及不同稳定剂处理对水稻Zn吸收的影响

3 讨论

随着修复次数的增加，土壤pH均显著下降(图1)，但修复两季与修复三季土壤之间pH差别并不大，说明伴矿景天的根际效应对土壤性质有一定的影响。李廷强等[13]采用盆栽和模拟试验研究了Zn超积累植物东南景天根际土壤可溶性有机质对土壤Zn吸附解吸的影响，发现种植东南景天后土壤pH比非根际土壤低得多，这可能是根际微生物能分泌有机酸，酸化根际，同时根际微生物的呼吸作用大于非根际。张季惠等[14]研究发现，植物根系生长过程中能够释放分泌物，影响根区土壤pH，从而改变Cd的赋存形态。随着修复次数的增加，pH显著降低的同时，CaCl2提取态Cd浓度也显著降低(图2)，这可能是因为修复之后，土壤全量Cd降低显著，修复后伴矿景天根际效应对土壤Cd的活化作用远远小于全量降低对土壤有效态Cd浓度的影响。修复两季与修复三季土壤之间CaCl2提取态Cd浓度无显著差异，说明与修复两季土壤相比，修复三季土壤伴矿景天根际效应的活化作用平衡了因全量降低引起的有效态重金属Cd浓度的降低。伴矿景天修复三季后的土壤，Cd浓度已低于0.3 mg/kg，但由于土壤本身酸性很强，再之根际活化等效应，Cd活性依然较高，种植水稻W184、其糙米中Cd浓度超过国家食品安全限值(0.2 mg/kg)；但施加钝化剂处理后，Cd浓度降到国家食品安全限值以下。无论是否施加钝化剂，修复三季土壤低积累水稻IRA7190糙米中重金属Cd浓度都仅为0.03 mg/kg。不同品种水稻生理特性存在一定的差别，因此对土壤Cd的吸收累积能力不同[15-16]。

植物对重金属的吸收受不同因素的影响，如pH、CEC、土壤自身的结构、土壤重金属有效态以及离子间的相互作用等，添加钝化剂可以改变这些因素，从而影响植物对重金属的吸收[17]。土壤所有理化性质中，pH是影响重金属有效态的重要元素，控制着土壤-溶液系统中重金属的溶解平衡，是影响土壤中重金属有效性的最重要因子之一[18-19]。施用改良剂可增加土壤pH和降低有效态Cd含量，显著降低大白菜中Cd的含量[20]。在本研究中，施加钝化剂后修复两季、三季土壤pH升高，土壤重金属有效态Cd、Zn浓度降低(图2)，这与已有的研究结果基本一致[9-11]。其原因可能是试验添加的钝化剂为碱性物质，添加后土壤pH升高，土壤颗粒表面负电荷增加，同时促使Cd、Zn等元素形成氢氧化物和碳酸盐结合态沉淀。王林等[21]研究发现，施用海泡石和磷酸盐，可以促进污染土壤中的Cd、Pb由活性高的交换态向活性低的残渣态转化，有效地降低了Cd、Pb的生物有效性和迁移能力。此外，周歆等[22]的研究发现，土壤中Pb、Cd和Cu交换态含量与pH之间是幂函数相关关系，交换态浓度的对数值(ln)与pH的对数值(ln( pH) )之间是极显著的负线性相关关系。

钝化剂对植物生长的影响，一方面减少了土壤有效态Cd浓度和毒性，另一方面也提供了植物生长所需的营养元素[23]。丁永祯等[24]研究了不同钝化剂对空心菜吸收Cd的影响，发现海泡石主要是通过降低土壤Cd毒害促进空心菜的生长，同时对营养元素也有固定作用。本试验中结果显示，施加钝化剂对水稻的生长影响较小(表2)。在修复三季土壤上施用海泡石和石灰种植水稻品种W184和IRA7190，籽粒和秸秆产量均小幅度下降，这可能是因为土壤Cd污染对水稻生物量的影响并不强。这与罗远恒等[25]和朱奇宏等[11]试验结果相似。罗远恒等[25]选择在Cd污染农田上种植小麦(第一季)、水稻(第二季)，同时施加钝化修复材料，并配施石灰，研究发现施加钝化剂明显缓解Cd对小麦的毒害，提高籽粒的产量，但对水稻的增产效果相对较弱。此外，还发现不同处理水稻秸秆中Cd浓度是糙米中的3 ~ 12倍，这与赵步洪等[26]的研究结果相似，表明水稻吸收并运输到地上部分的Cd主要分配于秸秆中，糙米中占的比例较小，这也减少了Cd的食物链风险。

4 小结

未经修复的Cd 污染土壤上水稻W184 糙米 Cd 高达0.90 mg/kg，经伴矿景天吸取修复两季和三季后水稻糙米中Cd 显著降低，下降70% 以上，但依然超过国家食品安全限值。修复两季、三季的土壤施加钝化剂海泡石和石灰，水稻 W184糙米中Cd浓度降至0.2 mg/kg以下。对于低积累水稻品种IRA7190，未修复土壤上糙米中 Cd 浓度为0.47 mg/kg，超标1倍多，而修复三季土壤上糙米中Cd浓度仅0.03 mg/kg，说明吸取修复达标的土壤上种植Cd低积累水稻品种，不需施加钝化剂就可实现安全生产。

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Effects of Phytoextraction and Stabilization on Cd Uptake by Rice

CHENG Chen1, 2, GAO Wenya1,2, HU Pengjie2, WU Longhua2*, LIU Hongyan1, LUO Yongming2,3

(1 College of Resource and Environment Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025, China; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 3 Key Laboratory of Coastal Zone Environmental Processes, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai, Shandong 264003, China)

A pot experiment was carried out to study the effects of phytoextracation byand stabilization on soil pH, extractable cadmium (Cd) and zinc (Zn) concentrations in soils, and on rice (L.) growth, uptake of Cd and Zn in a heavy metal contaminated acidic soil. Paddy soils after different phytoextraction times were collected from Xiangtan County of Hunan Province. The results showed that after two and three times of phytoextraction, soil pH decreased by 0.26 and 0.38 units and soil CaCl2-extractable Cd concentration reduced by 19.4% and 24.0%, respectively, compared with unphytoextracted treatment. After phytoextraction, Cd concentration in the brown rice of variety W184 reduced significantly, but still exceeded the national standard of China. Cadmium concentration in brown rice of variety IRA7190 was 0.03 mg/kg in phytoextracted soil, which met the requirement of safety production. After applying sepiolite and lime (10 g/kg + 1 g/kg), soil pH increased by 0.95 and 0.72, soil CaCl2-extractable Cd concentration decreased by 79.8% and 79.5% and Cd concentration in brown rice of variety W184 decreased by 27.3% and 44.4% in the soils after two or three times of phytoextraction, respectively. Whether it was added stabilizer or not, Cd concentration in brown rice of variety IRA7190 was only 0.03 mg/kg when grown on soil phytoextracted three times.

Phytoextraction; Stabilization; Sepiolite; Lime; Acid soil; Rice

10.13758/j.cnki.tr.2017.03.008

X53

A

国家自然科学基金项目(41325003)、国家重点研发计划项目(2016YFD0801104)和江苏省重点研发计划项目(BE2016812)资助。

(lhwu@issas.ac.cn)

程晨(1991—)，女，河南信阳人，硕士研究生，主要从事土壤污染与修复研究。E-mail: 1043596472@qq.com