炭基微生物菌剂对红壤性水稻土-水稻系统中Cd行为的影响

吴多基 林小兵，2 胡祖武 魏宗强 吴建富，*

（1江西农业大学国土资源与环境学院，江西 南昌 330045；2江西省红壤研究所，江西 南昌 331717；3广州商学院，广东 广州 511363）

近年来，大气沉降、采矿、污水灌溉和农药化肥施用等人类生产活动导致的农业表层土壤镉（Cd）超标已成为普遍存在的环境问题［1］。尤其是在我国南方红壤性稻区，大面积农田被Cd污染［2］。Cd是毒性较强的重金属元素之一，水稻等农作物对土壤Cd有较强的富集能力，使得Cd 易通过食物链进入人体，导致肾脏受损，并可能对肺部、心血管和肌肉骨骼系统产生严重影响［3-4］。随着我国对粮食生产需求的日益增长，开展食品安全和农业土壤重金属污染研究具有重要意义。

南方红壤性稻区土壤酸化促进了土壤中Cd 的活化，进一步加剧了稻米Cd 污染［5］。土壤改良剂钝化修复是治理农田Cd污染、保障农产品质量安全的一项安全有效的技术，其核心在于改良剂的选择。在众多改良剂中，石灰是最早使用且应用最广泛的缓解土壤酸化引起的重金属污染的无机改良剂，主要是通过提高土壤pH 值来降低重金属的生物有效性［6］。牡蛎壳粉因富含钙和中微量元素，且成本低、生物降解性强、吸附性能好、碱性强等特点，也被广泛应用于土壤重金属的修复［7-9］。石灰、牡蛎壳等高钙无机改良剂主要通过提高土壤pH 值来降低土壤有效态Cd 含量，短期效果较显著，但长期施用易产生负面影响［10］。炭基功能性材料是生物炭通过化学活化、复合和掺杂不同材料制备而成的新型炭基材料，是目前较为理想的农业土壤修复改良剂［11］。研究表明，炭基功能性材料不仅能降低土壤Cd的生物有效性，而且还能提高土壤有机碳含量，改善土壤环境［12-13］，从而促进植株生长和提高籽粒产量［14］。Hu 等［15］研究发现，施用微生物菌剂可以降低土壤有效态Cd含量和糙米Cd含量。Qi等［16］的研究同样表明，施用炭基微生物菌剂可改善根际土壤微生态系统的结构、功能和稳定性，有利于农业的可持续安全生产。总的来说，炭基微生物菌剂不仅可以有效降低重金属从土壤转移到作物的风险，还可以通过改善土壤性质和调节微生物群落结构来促进植物生长。

目前，对于Cd污染红壤性稻田的修复多倾向于选择石灰性改良剂，关于炭基微生物菌剂修复Cd污染稻田的报道较少。鉴于此，本研究通过水稻盆栽试验，对比分析了石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂对土壤化学性质和土壤Cd形态与迁移的影响，探讨了炭基微生物菌剂与石灰、牡蛎壳粉对Cd 在土壤-水稻系统中迁移积累的影响，以期为Cd污染红壤性稻田安全生产和利用提供理论依据和技术指导。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤采自江西农业大学农业科技园（28°46′8″N，115°49′53″E）的红壤性水稻土。该区属亚热带季风气候，年平均气温17.6 ℃，年平均日照时数1 895 h，年平均降水量1 522 mm，年平均无霜期280 d，常年种植双季稻。土壤为第四纪红色粘土发育的潴育性水稻土，从田间采集耕作层（0～20 cm）土壤，充分混合，自然风干，研磨过2 mm 筛后备用。将氯化镉（CdCl2）通过超纯水溶解，与土壤混合使土壤中Cd含量达到5 mg·kg-1，在温室中陈化30 d。陈化后的土壤性质见表1。

表1 陈化后的土壤基本化学性质Table 1 Chemical properties of the aged soil

1.2 供试材料

石灰购自附近农资店，为生石灰，其中CaO 含量78.4%，pH 值12.83，总Cd 0.09 mg·kg-1；牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂均由江西瑞博特生物科技有限公司提供，其中牡蛎壳粉CaO 含量约为40%，总有机碳（total organic carbon，TOC）含量4.73%，pH 值9.78，总Cd 0.13 mg·kg-1，炭基微生物菌剂（以生物炭为载体，接种枯草芽孢杆菌和巨大芽孢杆菌）含有效活菌约2×108CFU·g-1，TOC 含量34.81%，pH 值7.52，总Cd 0.16 mg·kg-1。

傅里叶红外（fourier transform infrared spectrometer，FTIR）分析结果显示（图1），牡蛎壳粉分别在1 418 和877 cm-1处出现氧化钙的特征峰［17］，炭基微生物菌剂在1 575、1 031 和1 388 cm-1处出现明显峰值，可能分别与C=O 和C—O 弯曲振动，以及含有羧酸和酰胺等含氧官能团的拉伸振动有关［18］。此外，牡蛎壳粉和生物炭基微生物菌剂在3 425和3 380 cm-1处表现出明显的—OH特征吸收峰［19］。

图1 牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂的FTIR分析Fig.1 FTIR of oyster shell powder and biochar-based microbial agent

1.3 试验设计

选用高21 cm、底部和顶部直径分别为18和23 cm的盆钵，每盆装土2.5 kg。此试验为单因素试验，共设4 个处理：（1）单施NPK 化肥（CF），（2）添加0.2%石灰+化肥（LMF），（3）添加0.2%牡蛎壳粉+化肥（OSF），（4）添加0.2%炭基微生物菌剂+化肥（BMF），每处理重复3 次。所有处理保持等量氮、磷、钾养分投入，均施纯N 0.15 g·kg-1、P2O50.10 g·kg-1、K2O 0.15 g·kg-1，并与土壤改良剂做基肥一次性施入且与土壤充分拌匀，淹水平衡一周。

供试水稻品种为美香占2 号，由江西农业大学农学院提供，2021 年7 月10日播种育秧（湿润育秧），7月30 日将水稻秧苗移栽至盆中，每盆种植水稻1穴，每穴3 谷粒苗。盆栽试验采用淹水种植，保持2～3 cm 水层，为保证光照条件相同，定期更换盆栽位置。灌溉水为自来水（pH 值5.20，电导率148.3 µs·cm-1，未检测出Cd含量）。于10月29日收割，同时采集土壤和水稻植株样品。用蒸馏水冲洗后，将水稻分为根、秸秆、穗3 部分，于105 ℃烘箱中杀青0.5 h，使酶失活，然后65 ℃烘至恒重。将谷粒分成稻壳和糙米，然后用不锈钢研磨机磨碎，过0.25 mm筛。土壤样品自然风干、研磨、2 mm 筛分用于化学参数分析，0.149 mm 筛分用于重金属化学分析。

1.4 测定项目与方法

土壤和改良剂的pH值用pH计（瑞士Mettler Toledo公司）测定（土∶水=1∶2.5，改良剂∶水=1∶10）［20］；土壤阳离子交换量（cation exchange capacity，CEC）采用乙酸铵交换-蒸馏法［7］测定；土壤总有机碳（TOC）含量采用vario MACRO cube 元素分析仪（德国ELEMENTAR公司）测定［21］。

土壤有效态Cd 含量的测定参考《GB/T 23739-2009 土壤质量 有效态铅和镉的测定 原子吸收法》［22］中的二乙烯三胺五乙酸（diethylenetriaminepentaacetic acid，DTPA）提取法；土壤各化学形态Cd含量的测定采用改进的欧共体标准物质局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的连续浸提法［23-24］，浸提过程如表2所示：

表2 改进的BCR三步连续浸提法流程Table 2 Modified BCR three-stage sequential extraction process

土壤和植物样品分别在密闭MARS6 Classic 微波消解仪（美国CEM 公司）中消解，用于测定总Cd 含量。用标准物质土壤（标准编号：GBW07045）和柑橘叶［标准编号：GBW10020 （GSB-11）］对土壤和植物样品中重金属进行质量控制。Cd 回收率控制在89.31%～96.90%之间。土壤改良剂中总Cd 含量的测定参考《NY/T 1978—2010 肥料汞、砷、镉、铅、铬含量的测定》［25］，取3.00 g（<1 mm）土壤改良剂与20 mL王水混合过夜，在电热板上完全消化后用超纯水稀释至50 mL，测定总Cd含量。

上述浸提液和消解液中的Cd 含量用iCE 3500 原子吸收光谱仪（美国Thermo 公司）测定，同时做空白试验。

1.5 数据分析

水稻中Cd 的富集系数（bio-enrichment factor，BCF）和转移系数（transfer factor，TF）按照如下公式进行计算［26］：

式中，BCF为Cd在水稻糙米中的富集系数；Cbrownrice为水稻糙米中的Cd 含量（mg·kg-1）；Csoil为土壤中的总Cd含量（mg·kg-1）；TFi/j代表Cd从水稻j部位到i部位的转移系数；Ci为水稻i 部位Cd 含量（mg·kg-1）；Cj为水稻j部位Cd含量（mg·kg-1）。

用Excel 2016 进行数据整理，用SPSS 25.0 对数据进行统计分析，并采用Duncan 法进行显著性检验，用Pearson法进行相关性分析，用Origin 2021软件作图。

2 结果与分析

2.1 土壤改良剂对水稻成熟期土壤pH 值、CEC 和TOC的影响

由图2-A 可知，等养分投入时，添加石灰（LMF）和牡蛎壳粉（OSF）的处理对水稻成熟期土壤pH 值有显著提升作用（P<0.05）。与CF 相比，LMF 处理土壤pH值增加幅度最大（增加了0.86个单位），而BMF处理对土壤pH 值无显著影响。由图2-B 可知，相较于CF 处理，添加3 种土壤改良剂对成熟期土壤CEC 含量均有提升，但是差异未达显著水平（P>0.05）。由图2-C 可知，与CF 相比，BMF 处理能显著提高土壤TOC 含量，增幅为10.04%（P<0.05），而LMF 和OSF 处理对土壤TOC含量影响不大。

图2 添加土壤改良剂对土壤pH值（A）、CEC（B）和TOC（C）的影响Fig.2 Effects of soil amendments on soil pH （A），CEC （B） and TOC （C）

2.2 土壤改良剂对土壤Cd化学形态分布的影响

由图3-A 可知，添加土壤改良剂能显著降低土壤DTPA 有效态Cd 含量，与CF 处理相比，LMF、OSF 和BMF处理土壤DTPA有效态Cd含量分别降低了24.97%、19.52%和17.13%（P<0.05）。通过BCR 连续浸提法将土壤中Cd 形态分为4 种，其中，土壤酸可提取态Cd占36.2%～64.0%，可还原态Cd占10.0～12.5%，残渣态Cd占22.4%～52.0%。添加石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂之后，土壤残渣态Cd 的占比大幅提高，相对而言，土壤中酸可提取态Cd 的占比明显降低（图3-B）。由表3 可知，添加土壤改良剂均能显著降低土壤中酸可提取态Cd 的含量，相应的残渣态Cd 含量显著升高。LMF、OSF 和BMF 处理的酸可提取态Cd 含量分别较CF 处理降低了43.24%、39.53%和41.75%（P<0.05），同时残渣态Cd 含量分别增加了132.09%、122.55%和132.61%（P<0.05）。BMF 处理下可氧化态Cd 含量降低了29.82%（P<0.05），但对可还原态Cd无显著影响。上述结果说明施用石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂均可促进土壤Cd从活性态向稳定态转化。

图3 添加土壤改良剂对土壤DTPA有效态Cd（A）和Cd化学形态分布（B）的影响Fig.3 Effects of soil amendments on the DTPA-extractable Cd （A） and the proportion of Cd in various forms in soil （B）

表3 添加土壤改良剂对土壤中不同形态Cd含量的影响Table 3 Effect of soil amendments on the content of various of Cd in soil

2.3 土壤改良剂对水稻干物质积累量的影响

由图4 可知，添加牡蛎壳粉（OSF）、炭基微生物菌剂（BMF）显著提高了水稻成熟期根系和茎叶的干物质积累量，其中BMF 处理优于OSF 处理。与CF 相比，BMF 处理水稻根系、茎叶和籽粒的干物质积累量分别显著增加了61.22%、33.02%和15.49%（P<0.05）。LMF处理籽粒干物质积累量略低于CF处理，但处理间无显著差异。综上，添加炭基微生物菌剂对水稻成熟期的根系、茎叶和籽粒均具有较明显的促生作用。

图4 添加土壤改良剂对水稻成熟期各部位干物质积累量的影响Fig.4 Effects of soil amendments on the dry matter accumulation in rice at maturity stage

2.4 土壤改良剂对水稻Cd吸收与迁移的影响

水稻成熟期植株各部位Cd含量大小表现为根系>茎叶>糙米（图5-A～C）。LMF、OSF和BMF处理水稻糙米Cd含量较CF均有所降低，其中，LMF和BMF处理糙米Cd 含量分别降低了42.83%和54.57%（图5-A，P<0.05）。同时，LMF、OSF 和BMF 还可有效降低茎叶中Cd 的积累（图5-B，P<0.05）。BMF 处理根系Cd 吸收量最低，与CF 相比，BMF 处理根系Cd 含量降低了62.22%（图5-C，P<0.05）。

图5 添加土壤改良剂对水稻Cd吸收与迁移的影响Fig.5 Effects of soil amendments on Cd uptake and migration in rice

图6 相关系数热图Fig.6 Heat map of correlation coefficient

与CF 处理相比，LMF 和OSF 处理水稻TFstraw/root显著降低，分别降低了52.90%和39.93%（图5-D，P<0.05），而TFbrownrice/straw提高了73.93%和90.60%（图5-E，P<0.05）。与CF 处理相比，LMF 和BMF 处理的BCFbrownrice显著降低，分别降低了41.57%和53.93%（P<0.05），而OSF处理的BCFbrownrice变化不明显（图5-F）。

2.5 水稻糙米Cd含量与土壤Cd形态的相关性分析

水稻对Cd 的吸收量与土壤有效态Cd 和环境因子的变化有关。由图5 可知，土壤pH 值与土壤DTPA 有效态Cd含量呈极显著负相关（P<0.01），与土壤残渣态Cd 含量呈正相关关系；土壤DTPA 有效态Cd 含量与酸可提取态Cd 含量呈极显著正相关，与土壤残渣态Cd含量呈极显著负相关（P<0.01），相关系数高达-1.00。水稻植株（糙米、秸秆、根系）Cd 含量与酸可提取态和可还原态Cd含量呈显著正相关（P<0.05），同时与土壤残渣态Cd 含量呈显著负相关（P<0.05）。进一步研究糙米中Cd 积累的预测方程，如表4 所示，线性预测方程表明，土壤因子中酸可提取态Cd 含量是糙米中Cd积累的最佳预测因子，此外，糙米中Cd 的积累直接来自根系和秸秆的转移。

表4 水稻糙米Cd含量与土壤化学性质、Cd形态之间的逐步回归分析参数Table 4 Parameters of stepped-regression analysis between Cd concentration in brown rice and soil chemical properties and Cd forms

3 讨论

3.1 土壤改良剂对土壤Cd有效性的影响

土壤pH 值是影响土壤中Cd生物有效性的关键因素，主要通过调节土壤中Cd的固液平衡和赋存形态调控土壤中Cd 的生物活性。Zeng 等［27］研究发现，添加牡蛎壳粉显著提高了土壤和孔隙水的pH值，降低了土壤中DTPA 有效态Cd 含量。本研究结果显示，添加石灰和牡蛎壳粉均可显著提升土壤pH值，相关分析结果显示，土壤有效态Cd 含量与土壤pH 值呈极显著负相关（相关系数为-0.72），这与前人研究结果一致［5，13］。究其原因，可能是石灰和牡蛎壳粉均属于含钙碱性物质，施入后可消耗土壤中的质子，使土壤pH 值显著提高，增加土壤表面的负电荷，土壤中的Cd2+以氢氧化物或碳酸盐的形式形成沉淀；另一方面，土壤中Fe 和Mn等离子与OH-结合成羟基化合物，为Cd2+提供更多的吸附位点，促进土壤对Cd2+的吸附，进而降低土壤中Cd 的有效性和迁移性［28］。添加炭基微生物菌剂可有效提高土壤有机碳含量，同时显著降低土壤生物有效态Cd含量。一方面，可能与炭基微生物菌剂含有丰富的有机碳和枯草芽孢杆菌等有效活菌有关，炭基微生物菌剂施入土壤后能增加土壤有机碳含量和活菌数量，增强微生物的生化强度［29］，促进了土壤胶体对Cd2+的吸附固定作用［30］；另一方面，炭基微生物菌剂富含羧酸、酰胺和酯类等活性官能团，施入后增加了土壤有机碳含量，并且这些官能团能与Cd2+相互作用形成稳定的表面复合体，增强土壤对Cd2+的特异性吸附，降低土壤有效态Cd含量［31］。除此之外，也有可能是炭基微生物菌剂中的生物炭直接对土壤Cd产生吸附效应，进而降低Cd 的生物有效性，但该推论有待进一步验证。从土壤Cd 形态变化分析，添加石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂主要促进了土壤Cd 从活性强的酸可提取态向稳定的残渣态转化，弱化其在土壤中的迁移性。

3.2 土壤改良剂对水稻干物质积累及Cd 吸收积累的影响

水稻成熟期干物质积累量与产量形成密切相关，是评估水稻高产的常用生理指标，而且水稻植株地上部分干重能反映干物质积累和生长状况［32］。本研究发现，炭基微生物菌剂处理有利于水稻成熟期根系、茎叶和籽粒的干物质积累，在Cd胁迫条件下对水稻具有较明显的促生作用。其原因可能是炭基微生物菌剂的施用会影响土壤养分循环过程，增加土壤有效养分含量，进而影响水稻对养分的吸收及其生长［33］。而石灰处理对水稻成熟期干物质积累的促进作用不明显，可能与水稻生长的最适酸碱度范围为6～7有关。

土壤中Cd的生态毒性强烈依赖于其生物有效性。因此，目前农田Cd 污染修复策略倾向于化学固定，减少Cd 的迁移。本研究中，添加石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂均可不同程度地降低水稻根系、茎叶和糙米中的Cd 含量，其中，添加石灰和炭基微生物菌剂是降低水稻糙米中Cd含量的有效措施，这与大多数研究结果一致［27，34］。可能是由于添加土壤改良剂能有效降低土壤Cd 的生物有效性，减少水稻对镉的吸收；其次添加土壤改良剂能阻控水稻各部位的Cd 向籽粒转运［35］。本试验结果显示，添加土壤改良剂对降低土壤有效态Cd 含量具有显著效果，相关分析表明，水稻植株（糙米、茎叶、根系）Cd 含量与酸可提取态和可还原态Cd 含量呈显著正相关，与土壤残渣态Cd 含量呈显著负相关，说明土壤中酸可提取态和可还原态Cd是易被植物吸收利用的形态。Yoneyama 等［36］研究指出土壤中的Cd 可在土壤溶液中移动，以Cd2+的形式被水稻根系吸收，并通过木质部和韧皮部转运，在根部和下部叶片以及籽粒中积累。本研究中石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂主要是通过降低土壤中活性高的酸可提取态Cd 含量来降低Cd 在水稻体内的积累。此外，石灰和牡蛎壳粉显著降低了Cd 从水稻根系向秸秆的转移系数，抑制了Cd 从水稻根系向地上部的转移，阻碍水稻自下而上的Cd 运输过程，进而降低了Cd 在糙米中的富集；而炭基微生物菌剂主要是通过抑制根系对Cd 的吸收，减少水稻从土壤中摄取Cd 的总量来降低水稻器官内的Cd含量与积累量。

4 结论

炭基微生物菌剂对水稻成熟期的根系、茎叶和籽粒均具有较明显的促生作用。添加石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂对红壤性Cd 污染水稻土均具有一定的修复效果，且以添加石灰、炭基微生物菌剂效果较好。这些措施降低糙米Cd含量的机制是：（1）石灰、牡蛎壳粉均能显著提升土壤pH值，而炭基微生物菌剂则显著提高土壤TOC 含量；（2）石灰、牡蛎壳粉和炭基微生物菌剂均改变了土壤中Cd 形态含量，降低了Cd 的生物有效性；（3）石灰和牡蛎壳粉增强根系Cd的滞留，抑制Cd从水稻根系向地上部的转移，阻碍水稻自下而上的Cd 运输过程，进而降低了Cd 在糙米中的富集；而炭基微生物菌剂则主要是通过抑制根系对Cd的吸收，减少水稻从土壤中摄取Cd 的总量来降低水稻器官的Cd 含量与积累量。综上，从降镉和协同提升土壤质量的角度来看，炭基微生物菌剂可作为一种比较理想的镉污染稻田土壤修复改良剂。