生物有机肥对土壤-水稻系统中Cd形态及迁移特征的影响

刘 巍， 陈效民， 景 峰， 胡世民， 温 馨， 李恋卿

(南京农业大学 资源与环境科学学院， 江苏 南京 210095)

中国经济长期处于高速发展之中，特别是进入新世纪后农村城镇化和工矿业的兴起为乡村经济振兴插上了腾飞的翅膀，但随着工矿业“三废”和农业废弃物的无序排放，农田重金属污染问题日益凸显[1]。水稻作为中国主要粮食作物之一，在稳定粮食价格和支持国民经济发展等方面均扮演着重要的角色。湖南省由于其得天独厚的地理优势，自古以来就是中国重要的“稻米之乡”和“矿产之乡”，同时由于矿冶区和稻田犬牙交错，导致周边稻田直接受到重金属的污染，其中Cd污染尤为严重。稻米中Cd含量是否超标直接关系到主产区周边农民的饮食健康和经济来源[2]。若长期食用Cd污染的稻米会造成Cd在人体脏器内过量积累，严重危害人民群众的身体健康。当前矿冶区周边稻田因Cd污染产生的粮食安全问题，已经严重的影响了部分地区的农业可持续发展。如何经济有效的修复稻田土壤Cd污染，减少Cd2+在土壤—水稻系统中的迁移分配，推进耕地资源的可持续利用，已经成为当前亟待解决的问题之一。

面对中国耕地面积储备不足的巨大压力，化学钝化修复作为原位修复技术中的一种，因其效果长久、操作简便、费用合理等优点成为修复重金属污染土壤的优选，通过外源添加钝化剂改变土壤有机质、CEC和pH值等理化性质，改变土壤中重金属形态比例，进而达到减少植物对重金属的富集，保障粮食安全的目的。秸秆腐熟发酵后添加多种功能菌制作而成的生物有机肥，富含有机质及磷、钾等元素，可减少化肥施用量，改善土壤理化性状，促进作物增产，提高作物品质，对实现农业可再生有机资源的利用方面具有重要意义。

生物有机肥施入土壤后可以调节土壤酸碱平衡、增加土壤有机质含量、络合重金属离子等，在培肥地力的同时还为土壤微生物提供了良好的生存环境，促进有害物质的变性降解。减少植物根系对重金属离子吸收的关键在于降低土壤中重金属离子的生物有效性[3]。王琼瑶等[4]研究表明，猪粪与秸秆还田配施下可以减少旱地小麦籽粒中的Cu和Zn含量；鲁洪娟等[5]发现，设施农田施用禽畜有机肥能够提高番茄产量维持土壤重金属输入输出平衡。近年来，生物有机肥的应用研究多集中于对农作物产量与品质改善的影响，但在探究生物有机肥对土壤—水稻系统中Cd迁移转化机制以及为Cd污染稻田提供经济安全的生产指导，保障农业可持续发展方面有待进一步深入。

为此，本研究通过对红壤Cd污染稻田连续2 a开展田间试验，探究稻田土壤中Cd形态转化与生物有机肥用量之间的关系，水稻植株体内各器官Cd的累积分配特征，以期达到为研究区稻田土壤提供经济安全的生产指导方案的目的，为生物有机肥在Cd污染稻田土壤修复治理方面提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

本试验于2017和2018年5—9月在湖南省长沙市北山镇(113°03′33″E，28°26′12″N)进行，该试验区农业开发较早，长期种植水稻。研究区处于亚热带季风气候区，雨热同期，年均气温16.8～17.5 ℃，降水量1 361.6～1 563.2 mm，全年无霜期275 d。研究区内红壤是由第四纪红色黏土母质发育而来，周边农田村镇均沿河流分布，该区域于20世纪90年代曾建有小型工厂，后废弃拆除，农户以水稻种植为主。

1.2 试验设计与供试材料

本试验设置5个生物有机肥等量施用处理，分别为：0，10，20，30，40 t/hm2，分别记为CK，Y10，Y20，Y30，Y40。每个处理设置3次重复，每个试验小区面积为3 m×4 m=12 m2，各个小区随机排列，采用泥埂覆膜的方式将小区隔开并在周围设置保护行，每年水稻移栽前向试验地施入基肥375 kg/hm2，生物有机肥与首年基肥一同施入小区，人工翻耕混匀，后期不再继续追施生物有机肥。5月中旬育苗，苗期28 d，6月上旬插秧，9月下旬收获，全生育期138 d，水稻生育期内采用与当地农户一致的田间管理模式。

试验区土壤耕作层土壤有机质(SOM)、全磷、全氮含量分别为16.76，0.61，1.12 g/kg，土壤容重1.27 g/cm3，pH值为4.61，土壤阳离子交换量(CEC)7.82 cmol/kg，土壤总Cd含量0.76 mg/kg，Hg，As，Pb，Cr等重金属含量均低于农用地土壤污染风险筛选值(GB15618-2018)[6]。本研究使用市售的“馕播王”牌生物有机肥，该肥料主要成分为作物秸秆，其中总N，P2O5，K2O含量分别为41.93，12.02，26.14 g/kg。有机质含量为255.32 g/kg，每克有效活菌数2.00×107个。供试水稻属于三系籼型杂交中稻，品种为深优9519，栽培方式为一年一季。

1.3 样品采集与测定

1.3.1 样品采集 在水稻的成熟期，采集各个小区耕作层土壤和具有代表性的水稻样品并封装带回。土壤样品经由自然风干后去除有机碎片研磨过筛，分别用于土壤基本理化性质和重金属含量的测定。此外，水稻植株样品分离为根系、茎秆、叶片和籽粒4个部分，经杀青、烘干和粉碎后过筛备用。

1.3.2 测定项目与方法 土壤和生物有机肥中有机质含量，CEC，pH值等基本理化性质的测定方法参考《土壤农化分析》[7]；土壤全量Cd采用HCl-HNO3-HF消煮法消解[7]；采用BCR法连续提取土壤样品中Cd的不同形态[8]，水稻植株样品经HNO3-HClO4消解[7]，土壤和水稻植株Cd含量用ICP-MS测定。重金属样品测定过程中添加土壤标准样品GBW07401(GSS-1)和水稻标准样品GBW10045(GSB-23)，土壤和水稻标准样品Cd回收率分别为97.34%和102.37%。

1.4 数据分析

生物富集系数(BCF)用来表示水稻根系对土壤Cd的富集能力，富集系数越大，根系吸收能力越强[9]，土壤—根系(BCF)间富集系数计算公式为：BCF=C根/C土壤。重金属浓度C的单位为mg/kg。

转运系数(BTF)用来表示Cd在水稻器官中转运能力的强弱，转运系数越大则表示Cd在水稻体内转运能力越强[10]，水稻根系—茎秆(BTF1)、茎秆—叶片(BTF2)、茎秆—籽粒(BTF3)间的转运系数计算公式分别为：BTF1= C茎/C根，BTF2= C叶/C茎，BTF3= C籽粒/C茎。

利用Excel 2016 进行数据图表的处理，在SPSS 19.0软件中进行通径分析，Duncan法进行差异显著性检验(p<0.05)。

2 结果与分析

2.1 生物有机肥对稻田土壤Cd形态转化的影响

连续2 a试验期间生物有机肥对土壤Cd形态的影响如图1所示，2017年试验地经过一季的水稻种植，随着生物有机肥施用量的增加，耕作层土壤酸溶态Cd含量逐渐降低，可还原态和可氧化态Cd含量显著提高(p<0.05)，各处理中酸溶态Cd较对照降低了6.33%～22.42%，而可还原态和可氧化态Cd分别上升了10.40%～28.21%和27.63%～55.26%，残渣态Cd含量无显著变化(p>0.05)。2018年30 t/hm2处理的土壤中酸溶态Cd含量较对照降低了6.01%，40 t/hm2处理下酸溶态Cd含量较对照降低了7.05%，可还原态Cd提高了7.66%，可氧化态与残渣态Cd无显著变化(p>0.05)，经过2 a的水稻种植各处理中土壤重金属总量无显著增加(p>0.05)。

注：①图中不同小写字母表示同时间，不同处理下Cd形态差异显著，p10，Y20，Y30，Y40表示生物有机肥施用量分别0，10，20，30，40 t/hm2。下同。

图1 生物有机肥对供试土壤Cd形态的影响

图1表明，稻田土壤中施入生物有机肥可以降低土壤中生物有效性强的酸溶态Cd，使之转化为生物有效性弱的可还原态和可氧化态。残渣态则因存在于土壤矿物晶格中而不会轻易发生形态上的变化，同时随着生物有机肥施入时间的延长，其逐渐因土壤动植物的活动而被分解，对土壤酸溶态Cd的钝化效果逐渐减弱。当生物有机肥施用量为10 t/hm2和20 t/hm2时，生物有机肥在施入稻田的第二年对酸溶态Cd的钝化作用减弱，各形态与CK比较变化不显著(p>0.05)，当生物有机肥施用量大于30 t/hm2时，可以在2 a内维持对土壤酸溶态Cd的固定作用。

2.2 施用生物有机肥对水稻根、茎、叶和籽粒Cd含量的影响

由表1可知，2个试验年份CK中水稻籽粒Cd含量分别为0.25，0.26 mg/kg，均高于国家食品安全标准(GB2762-2017)中0.20 mg/kg的谷物限量标准[11]。由此可见，在当地Cd污染稻田中采取常规的农艺措施，并不能保证粮食的安全。2017年各处理中水稻器官Cd含量大小为：根>茎>叶>籽粒，Cd在水稻体内的分布规律表现为在新陈代谢旺盛的器官中累积较多，在营养器官中少，而随着生物有机肥施用量的增加，根系、茎秆和籽粒中Cd含量较CK分别降低了7.37%～18.72%,7.89%～30.99%和7.54%～32.14%。随着生物有机肥施入时间的延长，2018年水稻器官中Cd含量较CK下降幅度也相应减弱，当生物有机肥施用量为20 t/hm2时，根系和茎秆中的Cd含量较CK降低效果不显著(p>0.05)，这可能是由于生物有机肥被土壤动物和微生物分解，导致其钝化效果减弱，土壤Cd的生物有效性比第一年有所上升，从而提高了水稻对土壤溶液中Cd的累积；当生物有机肥施用量超过30 t/hm2时，2018年水稻根、茎和籽粒中Cd含量较CK的降低效果仍旧保持显著(p<0.05)。总体来说，在本试验的生物有机肥施用量范围内，水稻器官中Cd含量总体随生物有机肥施用量增加而降低，且施用量为30 t/hm2和40 t/hm2生物有机肥的持续效果较好。

注：表中CK，Y10，Y20，Y30，Y40表示生物有机肥施用量分别0，10，20，30，40 t/hm2；数据为平均值±标准误差；同列数据后不同小写英文字母分别表示不同生物有机肥施用量处理下水稻器官重金属含量差异显著，p<0.05。下同。

2.3 施用生物有机肥对水稻转运系数的影响

作物根系富集系数和器官间转运系数的引入，为量化Cd在土壤—水稻系统中的富集和探究其转运规律提供了科学依据[9-10]。由表2可知，2017年土壤—根系的富集系数BCF随着生物有机肥施用量的增加而降低，当生物有机肥施用量为30 t/hm2时，水稻根系富集系数比CK降低了18.97%；水稻植株体内转运系数为揭示Cd2+的迁移再分配规律提供了依据，CK中器官间转运系数由大到小分别为BTF1>BTF2>BTF3，即在水稻体内根系向茎秆转运Cd的能力大于茎秆向叶片，大于茎秆向籽粒中的转运能力。在4个生物有机肥施用量处理中，根系—茎秆间转运系数随着生物有机肥施用量的增加而减小，相反茎秆—叶片间转运系数则随生物有机肥施用量的增加而显著增加，这说明Cd在水稻茎秆中转运是向叶片为主，土壤溶液中的Cd2+被根系富集后进入水稻体内，在蒸腾作用下Cd2+和水分经由木质部向上运输并累积在叶片。2018年各处理中，土壤—根系间富集系数和根系—茎秆间转运系数较2017年同处理下有所提升，可能是由于生物有机肥经过一年的分解有机质含量减少，对稻田土壤中Cd固定作用减弱，导致土壤Cd生物有效性提高。

2.4 籽粒Cd含量与各影响因子间的通径分析

生物有机肥在提高土壤肥力的同时，也会相应的改变土壤的化学性质，如表3所示，当生物有机肥施用量大于30 t/hm2时，2 a间耕作层土壤中阳离子交换量(CEC)，土壤有机质(SOM)和pH值较CK均有显著增加(p<0.05)，说明生物有机肥施用量高的处理下，生物有机肥在2 a间能够显著改变并维持土壤耕作层的化学性状。

表2 生物有机肥对水稻器官Cd富集和转运系数的影响

注：BCF为土壤—根系间富集系数；BTF1为根系—茎秆间转运系数；BTF2为茎秆—叶片间转运系数；BTF3为茎秆—籽粒间转运系数。

施用生物有机肥后，土壤的理化性质会发生改变，而土壤中pH值，SOM，CEC等指标的变化则直接影响土壤Cd的生物有效性，进而决定了水稻籽粒中的Cd含量是否超标，为此通过对2017和2018年土壤pH值(X1)，SOM(X2)，CEC(X3)，酸溶态Cd(X4)，可还原态Cd(X5)，可氧化态Cd(X6)，残渣态Cd(X7)这7个影响因子与籽粒中Cd含量(Y)间的通径分析，并绘制出其中与籽粒Cd含量显著相关(p<0.05)的5个主要因子(X1—X5)与籽粒Cd含量(Y)的通径分析网络。由图2可知，2017和2018年土壤酸溶态Cd与籽粒Cd含量直接通径系数为0.660和0.423，且直接通径系数远大于间接通径系数，这表明土壤酸溶态Cd对籽粒Cd含量起着直接正作用；其它影响因子的间接通径系数总和大于直接通径系数，且酸溶态Cd对其它因子的间接通径系数总和贡献率较高，说明CEC，SOM和pH值主要通过调控土壤酸溶态Cd形态转化降低了Cd生物有效性，进而间接的影响水稻籽粒中Cd含量的高低。

表3 生物有机肥对土壤化学因子的影响

注：CEC代表阳离子交换量，SOM代表土壤有机质。同列不同小写字母表示不同生物有机肥施用量处理下差异显著，p<0.05。

注：T代表直接通径系数；P代表间接通径系数；Y代表籽粒中Cd含量。

3 讨 论

3.1 生物有机肥对土壤Cd形态的影响

土壤重金属形态特征是揭示重金属迁移转化规律和生物有效性的重要指标，施用土壤钝化剂是降低土壤重金属生物有效性和减少作物吸收量的有效手段之一[12]。本研究中，生物有机肥施用后土壤中CEC，SOM，pH值与土壤酸溶态Cd均呈显著负相关关系(p<0.05)，这表明施用生物有机肥可以提高土壤CEC,SOM和pH值，进而促进酸溶态Cd向可还原态转化，降低酸溶态Cd占总形态的比例，减少了Cd在水稻籽粒中的累积。这与袁兴超等[13]向铅锌矿区农田添加不同钝化剂提高土壤pH值和CEC后，导致土壤铅锌有效态含量减少的研究结果相似。其机理为：①生物有机肥提高了研究区稻田土壤的pH值，导致供试土壤有机质和黏土矿物表面负电荷增加，增强了对土壤溶液中Cd2+的吸附能力，同时，土壤pH值升高会促进酸溶态Cd向可氧化态转化，降低土壤Cd生物有效性；②生物有机肥的施用会直接提高土壤有机质含量，有机质表面含有较多酚羟基和羧基等含氧官能团，能够提高Cd2+与官能团间离子交换概率，通过络合和螯合作用生成难溶性沉淀，使Cd2+的移动性降低；再者，生物有机肥中的有机质能够与土壤颗粒形成土壤团聚体，提高土壤CEC含量和土壤的缓冲性能，增强土壤对金属阳离子的吸附作用，从而表现出供试土壤对酸溶态Cd的固持作用，随着生物有机肥施入时间的延长，有机质逐渐被分解消耗，这种固持作用也逐渐减弱。

3.2 生物有机肥对水稻Cd富集和迁移分配的影响

水稻是一种对重金属Cd敏感的作物，根系对Cd富集能力较强(BCF>1)，且根系富集的Cd易被转运至地上部，即便在低污染土壤中，水稻籽粒中的Cd含量也易超过国家食品安全标准范围[14]。王沛裴等[15]对铅镉污染土地施用有机肥后发现，有机肥施用后能够有效减少马铃薯块茎对铅镉的富集。本研究表明，水稻器官中Cd含量自下而上呈递减趋势，即根系>茎秆>叶片>籽粒，该结果与陈秀玲等[16]对旱地小麦器官中Cd含量分配的研究结果相似。在水稻地下部分中，根系Cd含量高于土壤中Cd含量，且根系的Cd的吸收控制着Cd在整个植株体中的富集量，这是由于水稻在生长发育过程中需要从土壤中吸收Ca，Fe，Zn等金属元素，而Cd2+可以以自由态通过根表锌铁通道进入根系或者与Ca2+竞争结合位点的方式进入根系，一部分Cd2+在水稻蒸腾和根压的作用的影响下，与水分一起通过木质部向上运输，另一部分则是以离子与蛋白结合的方式随植株内的蒸腾流经由茎秆木质部转运到叶尖及周缘并逐渐累积[17]。而施用生物有机肥后土壤酸溶态Cd含量和水稻各器官中Cd含量均降低，同时影响了水稻根系对地上部器官内Cd的分配比例，提高了水稻茎秆—叶片间的转运系数，减少了Cd向籽粒中的运输。一方面是由于土壤pH值和CEC的升高会降低土壤中生物有效性高的重金属形态含量，使之转化为生物有效性低的形态，减少根系对土壤重金属离子的吸收量，从而降低水稻器官中Cd含量；另一方面，有机质比表面积较大，且疏松多孔，表面官能团与Cd2+发生络合、螯合作用生成稳定产物，促进Cd向惰性形态转化，进一步削弱土壤中Cd向水稻籽粒转运累积的能力[18]。

4 结 论

(1) Cd污染稻田施用生物有机肥可以显著提高土壤SOM，CEC和pH值含量，改善土壤性状，促进土壤中酸溶态Cd向溶解度较低的可氧化态转化，进而降低其生物有效性，是生物有机肥降低土壤Cd向水稻植株器官迁移的主要机制。

(2) 生物有机肥对Cd在土壤—水稻系统中迁移有较好的阻控作用，施用生物有机肥能显著降低水稻器官对Cd的累积，同时降低根系的富集系数和根系—茎秆、茎秆—籽粒间转运系数。

(3) 一次施用30 t/hm2有机质含量为255.32 mg/kg的秸秆生物有机肥，可使研究区稻米Cd含量连续2 a低于国家食品安全标准(GB2762-2017)，可以作为指导研究区Cd污染土壤农业安全生产的参考标准。