硅质钝化材料与促生菌剂组合施用对水稻累积镉效应研究

梁金明 ，李嘉琳，陈波华，李永涛，王进进*

1. 华南农业大学资源环境学院/中英环境科学研究中心，广东 广州 510642；2. 中山市农业科技推广中心，广东 中山 528400

镉是一种自然界中普遍存在的、具有高致病性的元素（Kumpiene et al.，2008；Huang et al.，2016；Li et al.，2018）。特别在中国南方地区，由于分布了主要矿藏带，矿产开发和冶炼造成了一些如“癌症村”和“毒大米”等的严重后果（Li et al.，2018）。土壤中镉的移动性较强，导致其容易通过食物链进入人体，增加人类肾脏功能障碍、骨折、高血压甚至癌症的发病机率（Satarug et al.，2003）。根据广东省地质调查院调查发现，珠三角镉元素在土壤中的地质背景值已远超出国家规定的安全标准含量（窦磊等，2014）。降低镉的生物有效性，减少作物镉吸收，实现镉污染农田土壤“边生产边修复”是当前土壤污染控制与修复领域的研究热点之一（胡峥，2017）。

原位钝化修复技术因具有简便、高效及成本低等优势而成为农田土壤重金属污染修复极具前景的修复方法之一（胡峥，2017）。在众多的钝化材料及应用效果的研究中，硅质钝化剂由于其良好的钝化效果和环境友好性，得到了越来越多研究者的关注（Kumpiene et al.，2008；Bolan et al.，2014；Xu et al.，2017）。如陈展祥等（2018）利用硅质的凹凸棒石及其改性材料进行盆栽试验，发现两种材料均显著降低了土壤浸提态Cd含量，使得生菜地上部分Cd含量降低了41.0%和56.5%。Yao et al.（2017）采用铁硅材料（ISM）、合成沸石（SZ）以及碱性粘土矿物（AC）等3种硅质钝化材料在酸性菜地土壤中进行修复应用，发现铁硅材料（ISM）可极显著降低上海青可食部位中的Cd含量。Mao et al.（2018）采用改性凹凸棒石进行吸附研究，结果表明该硅质材料对 Cd的最大吸附量达到 272.8 mg·g-1。课题组前期也以天然钼矿和泥岩为原料，经改性后制备出两种对重金属Cd具有良好吸附能力的硅质材料，并在水体和土壤培养条件下取得了良好的应用效果（胡峥，2017；He et al.，2018）。

钝化材料虽然取得了良好的研究效果，但钝化反应一般不具备特异选择性，在钝化重金属的同时，有部分土壤中的养分，特别是磷也同时被钝化剂固定无法被植物吸收，可能对作物的产量造成削减、降低农产品品质。农业生产对磷的需求在全球范围内呈现快速增加的趋势，磷酸盐物质是植物生长的主要肥料来源，也是化学固定土壤重金属污染方式的重要钝化剂（林钰栅等，2016）。解磷微生物 Bacillus，Pseudomonas，Rhizobium，Aspergillus和Penicillium等，是一类典型的植物根际促生微生物，通过分泌氢离子、有机酸等可将多种难溶性磷酸盐如磷酸钙、磷酸铝、磷酸铁、磷矿粉等进行溶解，从而释放出大量的可溶性磷酸根（Rodríguez et al.，1999；Khan et al.，2007），被土壤和植物吸收利用。课题组前期研究中筛选出了一种具有解磷、产生长素（IAA）、耐受重金属Cd的多功能芽孢杆菌B19具有较强的解磷作用，且以此为基础制备的微生物菌剂在盆栽试验应用中取得了良好的解磷和促生效果（蒲强，2017）。

污染农田修复与耕地质量提升是一项复杂的系统工程，如何实现钝化重金属的同时保障作物的正常生长，往往需要多种技术的合理集成（王进进等，2019）。本研究基于课题组前期研发的对Cd具有强钝化能力的改性钼矿、改性泥岩和兼具解磷、促生长作用的促生菌剂在田间试验条件下进行合理的组合技术集成验证试验，旨在评估不同修复技术或集成技术对田间水稻生长及Cd累积效应，筛选出一种适用于华南地区Cd轻度污染土壤的安全利用技术模式，为污染农田的安全利用和区域农业的可持续发展提供保障。

1 材料与方法

1.1 供试材料

试验水稻地位于广东省中山市大涌镇，经纬度为 22°26′19″N，113°15′34″E。供试土壤的基础理化性质指标见表 1。该试验点土壤总镉质量分数为(0.376±0.053) mg·kg-1，前期调查采集的水稻籽粒中的总镉质量分数为(0.215±0.003) mg·kg-1，根据《全国土壤污染状况评价技术规定》（环发[2008]39号）中关于土壤污染风险的规定，该试验点属于轻度污染风险等级。供试作物为水稻（Oryza sativa L.），品种为珍香丝苗。所有供试材料均为课题组前期研制的产品。其中供试改性钼矿材料是以钼尾砂和白云石为原料经改性后后制得（胡峥，2017），pH为12.05，有机质质量分数为 0.07 g·kg-1，氮为 82.85 mg·kg-1，磷为 0.38 g·kg-1，钾为 0.11 g·kg-1，镉为1.09 mg·kg-1；供试改性泥岩为一种泥质灰岩经铁改性后制得，对环境中的Cd2+、Pb2+和Ni2+均具有较强的吸附能力（He et al.，2018），其基本理化性质为 pH 值 8.22，有机质质量分数为(2.56±0.2) g·kg-1，阳离子交换量(65.06±0.3) cmol·kg-1，镉质量分数为(0.11±0.02) mg·kg-1，铅为(32.8±1.68) mg·kg-1，黏土矿物相对含量：绿泥石35%，伊利石22%，伊利石/蒙脱石间层 43%，间层比 20%，全岩定量分析：粘土56%，石英30%，钾长石3%，斜长石11%；供试促生菌剂为从镉污染土壤中筛选出的一种具有高效解磷、产生长素、耐受重金属镉的多功能芽孢杆菌B19（保藏于中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心，菌种保藏号：CGMCC NO.12405）（蒲强，2017）。

表1 供试土壤基本理化性质Table 1 Physic-chemical parameters of the experimental soil

1.2 田间试验设计

本试验于2018年3-7月在中山市大涌镇某地水稻田进行。试验区布置及各处理添加量见表 2。共设置6种不同的修复处理，每种处理设置3个重复，每个重复的小区面积为30 m2，采用随机区组设计：CK，即常规施肥处理；S，即常规施肥+增施 3000 kg·hm-2改性钼矿；M，即常规施肥+增施1500 kg·hm-2改性泥岩；B，即常规施肥+增施＞1016cfu·hm-2菌剂；S+B，即常规施肥+增施 3000 kg·hm-2改性钼矿+增施＞1016cfu·hm-2菌剂；M+B，即常规施肥+增施 1500 kg·hm-2改性泥岩+增施＞1016cfu·hm-2菌剂。在水稻种植前，平整土地，将土壤钝化剂均匀的撒在待修复土壤上，用机械或人工翻耕土壤使得土壤钝化剂与土壤混合均匀，完成后根据土壤干湿状况适当灌溉使土壤保持湿润状态，平衡1周左右。待土壤钝化剂施入土壤平衡1-2 d以后，施入促生菌剂。提前准备好菌剂母液，施用当天用水稀释至50 L左右，保证施入土壤的活性菌数量＞1016cfu·hm-2，用喷壶或以撒施的方式施入土壤中，同样根据土壤干湿状况适当灌溉使土壤保持湿润状态，平衡3-4 d。待土壤调理剂与促生菌剂施入土壤平衡后，按照当地常规模式进行水稻种植，田间管理延续当地日常管理模式。

表2 田间试验各处理添加量Table 2 Designed experimental addition amount

1.3 样品采集与测试

田间试验样品采集工作于2018年7月下旬进行，每个试验小区采集 3-5株长势均匀的水稻植株及对应的土壤样品，样品带回实验室后，水稻植株样品洗净后分成根系、茎叶和稻谷3部分，取出水稻稻谷洗净、吸干水分，风干后脱壳取出籽粒，水稻植株各部位风干研磨后待测。土壤样品自然风干后，研磨分别过2 mm和0.149 mm筛，用于土壤pH和重金属Cd的测定。

水稻籽粒产量采用试验小区全收全测的方式测定，按比例换算成每公顷产量。土壤pH值采用玻璃电极法（PHS-3C，China）测定（水土比为 1∶2.5）（Xu et al.，2018）。土壤有效磷含量采用 0.5 mol·L-1NaHNO3浸提后用紫外分光光度法进行测定（Wang et al.，2018）。土壤重金属 Cd总量采用三酸（HNO3+HF+HClO4，体积比为 5∶5∶3）消解（李冬琴，2018），采用国家一级标样（土壤样GSS-16）进行质量控制。浸提态Cd采用0.01 mol·L-1CaCl2提取（Houba et al.，2000）。水稻植株中的Cd含量采用 HNO3+HClO4（4∶1）进行消解（李冬琴，2018）。所有样品测试全程同步做试剂空白，土壤及籽粒Cd待测液采用石墨炉原子吸收分光光度计（ZEEnit 650P，Germany）进行测定。

1.4 数据分析

镉在水稻体内的转运系数（TF）：

式中，TFshoot/root为Cd从根系到茎叶中的迁移系数；TFgrain/shoot为Cd从茎叶到籽粒中的迁移系数；Cgrain为水稻籽粒中 Cd质量分数（mg·kg-1）；Cshoot为水稻茎叶中Cd质量分数（mg·kg-1）；Croot为水稻根系中Cd质量分数（mg·kg-1）。所有试验数据为3次重复的平均值和标准误差，试验数据采用 Excel 2013及IBM SPSS Statistics 23软件进行统计分析。

2 结果与分析

2.1 修复处理对土壤有效磷及水稻产量的影响

从各处理下土壤有效磷含量结果（图 1A）可知，未添加促生菌剂的处理（S，M）下，土壤有效磷含量相比于对照无显著差异（P＞0.05）；单独添加促生菌剂或促生菌剂与改性泥岩组合处理下，土壤有效磷含量显著高于对照处理（P＜0.05）；而改性钼矿+促生菌剂处理下，土壤有效磷含量无显著增加，这可能是因为改性钼矿的高碱性（pH 12.05）抑制了微生物的生长，因此没有表现出显著的解磷效果。

从水稻籽粒产量的结果来看（图1B），除改性钼矿+促生菌剂处理与对照组产量一致外（变幅0.4%），所有修复处理均表现出一定的增产效果，增产幅度达到0.5%-8.8%，特别是添加了促生菌剂的处理（B，M+B），增产幅度在左右处理中是最高的。从土壤有效磷和籽粒产量的变化来看，二者具有高度的一致性，二者之间的相关方程为y=9.4372x+402.34，决定系数R2为0.9138。说明本研究采用的促生芽孢杆菌具有显著的解磷和促生效果。

2.2 修复处理对土壤pH值的影响

从图 2结果所示，对照组土壤 pH值为(6.37±0.04)，呈中性，经过修复处理后，土壤 pH值变化范围在6.25-6.54之间。经单因素方差分析（ANOVA）结果表明，单独施用改性泥岩处理后，土壤pH值相较于对照（常规施肥）处理上升了约0.17个单位，达到显著差异水平（P＜0.05）；单独施用促生菌剂或促生菌剂与改性钼矿组合施用后，土壤pH值相较于对照处理下降了约0.12和0.09个单位，差异同样达到显著水平（P＜0.05）；而单独施用改性钼矿或改性泥岩与促生菌剂组合施用后，土壤pH值相较于对照无显著差异（P＞0.05）。

图1 各修复措施处理下土壤有效磷质量分数（A）及水稻籽粒产量（B）Fig. 1 Soil available P concentration (A) and rice yield (B) under different treatments

图2 各修复措施处理下土壤pH值Fig. 2 Soil pH values under different treatments

2.3 修复处理对土壤浸提态Cd及水稻各部位Cd累积的影响

本研究中单独施用改性泥岩后，土壤浸提态Cd含量相较于对照下降了37.2%（图3），差异达到显著水平（P＜0.05）；单独施用改性钼矿后下降了12.8%，但与对照相比差异不显著（P＞0.05）；其余处理条件下，土壤浸提态Cd含量下降幅度为5.2%-10.5%，与对照相比均未达到显著水平（P＞0.05）。

不同修复措施对水稻根系、秸秆和籽粒中 Cd含量的影响如图4所示。水稻各部位中Cd的分布在不同处理下存在显著差异。从根系中Cd含量变化来看，单独施用促生菌剂处理（B）下根系 Cd含量相比于对照分别下降了7.5%，但差异未达到显著水平（P＞0.05），而所有还有钝化措施的处理（S、M、S+B、M+B）下，水稻根系 Cd含量均显著低于对照处理（P＜0.05），降低幅度为22.0%－38.1%，说明在本研究中采用的两种硅质钝化材料均能显著抑制Cd从土壤向水稻根系的迁移。

图3 各修复措施处理下土壤浸提态Cd分数Fig. 3 Soil extractable Cd concentration under different treatments

图4 各修复处理下水稻各部位Cd质量分数Fig. 4 Cd concentrations in roots, straws and rice grains under different treatments

从茎叶中Cd含量的变化来看，单独施用促生菌剂处理下茎叶中的Cd含量与对照组无显著差异（P＞0.05），而含有改性钼矿的两个处理（S、S+B）与含有改性泥岩的两个处理（M、M+B）对茎叶中Cd的累积出现了相反的作用效果，相比于对照组来说，S和 S+B处理显著降低了茎叶中的 Cd含量（P＜0.05），而M和M+B处理却显著增加了秸秆中的Cd含量（P＜0.05），考虑到根系中的Cd含量在这4种处理下无显著差异，说明改性钼矿会抑制Cd从根系向地上部位的迁移，而改性泥岩会促进 Cd的转移。

从籽粒中Cd含量的变化来看，对照组籽粒Cd含量达到了(0.355±0.018) mg·kg-1，均超过了 Cd的国家食品安全标准限量值（0.2 mg·kg-1），超标幅度为77.7%。所有修复处理均显著降低了水稻籽粒中的Cd含量（P＜0.05），降幅达到了35.3%-65.0%，说明各个处理均具有显著的降低水稻吸收Cd的效果，但不同处理的降低效果差异显著（P＜0.05）。单独施用促生菌剂处理后，籽粒Cd含量(0.230±0.068)mg·kg-1下降了35.3%，但仍超过了Cd的国家食品安全标准限量值；改性泥岩+促生菌剂处理后籽粒Cd含量降低了48.1%，而单独施用改性钼矿或改性泥岩处理，或者改性钼矿+促生菌剂组合处理后，籽粒Cd含量的降幅均达到60.0%以上。

2.4 修复处理对水稻籽粒转运系数TF的影响

不同修复措施对水稻籽粒转运系数（Cd从根系到茎叶的转运系数 TFshoot/root和从茎叶到籽粒的转运系数TFgrain/shoot）的影响如图5所示，由结果可知，相比于对照组，S和S+B处理降低了Cd从根系向茎叶的转移，降幅为28.1%和68.6%，且在组合处理（S+B）下达到显著水平（P＜0.05），而M和M+B处理显著增加了Cd从根系向茎叶的转移（P＜0.05），增幅为228.6%和190.9%。但是这4种处理下籽粒中的Cd含量差异不显著（P＞0.05），且均显著低于对照组处理（P＜0.05），综合考虑各处理下Cd在水稻根系、茎叶以及籽粒中的分布情况及 TFshoot/root和 TFgrain/shoot的变化，说明本研究中采用的改性钼矿和改性泥岩钝化Cd在籽粒中累积效应的机理可能存在差异，改性钼矿可能是通过抑制Cd从土壤向作物体内的迁移过程来达到降低Cd在籽粒中累积的效应，而改性泥岩可能是通过增加Cd在茎叶中的滞留、降低Cd从茎叶向籽粒中的迁移过程来实现这一效果。

图5 各处理下水稻籽粒的转运系数（TF）Fig. 5 Transfer factor (TF) of rice grain under different treatments

3 讨论

本研究中采用的两种硅质钝化材料均为课题组前期研制，在之前的研究中表现出了良好的吸附钝化Cd的效果（胡峥，2017；He et al.，2018），在本试验中也取得了相似的结果，单独施用时对土壤有效Cd的钝化率分别达到12.8%和37.2%，对籽粒Cd含量的降低率分别达到65.0%和61.7%。其中改性钼矿主要的成分为24%的CaO、13%的MgO、15%的SiO2，为硅酸钙镁类物质，呈碱性，其钝化土壤Cd的可能机理主要有：（1）提高土壤pH值，特别是材料中含有丰富的CaO，施用后会显著降低土壤的交换性酸和铝，而碱性的环境有利用土壤中的 Cd向吸附态或结合态转移（Madejon et al.，2009），且随着pH值升高，硅酸盐矿物材料与重金属的吸附作用逐渐增强（Bradl，2004）；（2）该材料具有巨大的比表面积且提供了大量的可交换性Ca2+和Mg2+，可以与土壤中的Cd2+发生交换吸附从而使得 Cd离子被固定在材料表面；（3）通过离子交换释放出的 Ca2+和 Mg2+会与 Cd2+竞争作物根系的吸收通道（Wu et al.，2016），从而减少作物对Cd的吸收；（4）材料中含有丰富的Si元素，而水稻作为一种喜硅作物，土壤和水稻体内的Si元素会抑制作物对Cd的吸收和转运（Liang et al.，2007；Liu et al.，2013）。从本研究结果来看，改性钼矿可能主要是通过降低土壤中的有效 Cd以及减少 Cd在水稻体内的转运来达到降低籽粒吸收Cd的目的。

本研究中采用的改性泥岩材料为一种泥质灰岩经Fe改性后制得（He et al.，2018），在本研究中对土壤Cd表现出良好的钝化效果。该材料同样属于硅酸钙镁类物质，所以对Cd的钝化机理与硅质材料有诸多相似之处，根据其矿物组成（见1.1），改性泥岩施入到土壤中，其材料中的 Na+、Ca2+、Al3+等离子会与土壤中的Cd2+发生离子交换吸附作用（Atar et al.，2012；Wang et al.，2014；He et al.，2018）；此外，通过前期研究对吸附重金属前后的改性泥岩矿物进行表征发现，Cd在改性泥岩的表面可能会形成CdO或CdCO3而降低其在土壤中的移动性（Mazón-Montijo et al.，2010）；而且，泥岩矿物经过Fe改性后，材料中的Fe会在土壤溶液中水解形成FeOOH（Song et al.，2009），羟基基团会被重金属取代，通过共用氧原子的形式被吸附固定在改性材料表面。经过改性后的矿物往往会较大程度的增加其对重金属的吸附能力，因此在本研究中，单独施用改性泥岩对土壤浸提态Cd的钝化效率在所有修复处理中最高，达到 37.2%，差异显著（P＜0.05）。

本研究中采用改性钼矿和改性泥岩均表现出显著的钝化土壤有效态Cd的效果（图3），各处理下土壤浸提态Cd含量与水稻各部位Cd含量间的相关关系见表3，浸提态Cd含量与根系中的Cd含量呈现出极显著相关关系（P＜0.01），说明各修复处理下钝化显著降低了Cd从土壤向水稻根系的迁移。浸提态Cd含量与茎叶以及籽粒中的Cd含量之间不存在显著的相关关系（P＞0.05），结合Cd在水稻各部位的分布特征来看，改性钼矿的作用机理主要是通过降低Cd从土壤向根系的迁移，而改性泥岩的作用机理处理降低Cd从土壤向根系的迁移外，还会通过增加Cd在茎叶中的滞留效应达到降低籽粒Cd累积的效果。

表3 土壤浸提态Cd含量与水稻各部位Cd含量间的相关关系Table 3 Correlation between extracted Cd and Cd concentration in different parts of rice plant

南方土壤中铁铝含量较高，土壤中的磷多以FePO4或AlPO4形式存在，而这是作物无法吸收利用的（Richardson，2001），而已报道的解磷菌大多具有较强的解 Ca3(PO4)2的能力（Oliveira et al.，2009；Yu et al.，2011）。课题组前期研究中筛选出了一种具有解磷、产IAA、耐受重金属Cd的多功能芽孢杆菌B19具有较强的解FePO4或AlPO4的能力（蒲强，2017），在本研究中也得到了较好的验证（图1A），并表现出较好的促生效果（图1B）。基于该菌株制备的促生菌剂呈酸性，施入到土壤中会引入酸性物质，从而降低了土壤的pH值，本研究中单独施用促生菌剂的处理（B）显著降低了土壤的 pH值，这可能也是导致该处理对浸提态 Cd的钝化效果不显著的主要原因。而促生菌剂在与两种供试的碱性材料配合施用时，也表现出不一致的效果。在与改性钼矿（S）配合施用时显著降低了土壤的 pH值，而与改性泥岩（M）配合施用时维持了土壤pH值不变。此外，从这两种组合处理的解磷能力和促生效果来看，S+B处理无显著解磷和促生效果，而 M+B处理表现出了预期的结果。这可能是因为试验中采用的改性钼矿 pH值达到12.05，强碱性作用抑制了微生物在土壤中的定殖，而改性泥岩的pH值为8.22，未对微生物的定殖和生命活动产生显著的影响。单独施用促生菌剂的处理显著地增加了Cd在水稻根系和秸秆中的累积，对籽粒中Cd的累积虽有显著的降低效果，可能是因为促生作用导致的生物稀释效应所致，但修复后仍超过了 Cd的国家食品安全标准限量值 0.2 mg·kg-1（GB 2762—2012），说明本研究中采用的促生菌剂处理对减少Cd在水稻体内累积的作用有限，且可能会通过促进作物生长而增加Cd在水稻体内累积的风险。

虽然土壤中的各种离子在钝化材料表明存在竞争吸附作用，但是对于大多数钝化材料而言，并不具备专一的选择性，因此在土壤中应用时存在同步钝化土壤养分的问题。本研究采用具有钝化能力的改性钼矿或改性泥岩与具有解磷促生能力的多功能菌剂进行技术集成，从结果上看，组合处理（S+B，M+B）均显著地降低了Cd在水稻籽粒中的累积，并显著降低了Cd在水稻体内的转运系数，对Cd污染农田土壤具有良好的安全利用效果，综合组合处理对土壤养分的活化和对水稻的促生效果，在本研究试验用地上，具有弱碱性的改性泥岩与促生菌剂的技术集成是一种兼具促生和降低 Cd在水稻中累积效应的、适合于大面积推广的安全利用技术模式。

4 结论

本研究中，单独施用改性钼矿、改性泥岩和促生菌剂以及两种硅质钝化材料与促生菌剂的组合处理均能显著降低稻米中的 Cd含量，降幅达到35.3%-65.0%。综合各处理对土壤养分的活化能力、对水稻的促生效果以及降低Cd累积的效应考虑，“改性泥岩+促生菌剂”组合技术是一种具促生和降低Cd在水稻中累积效应的、适合于大面积推广的安全利用技术模式。