土壤调理剂联合芽孢杆菌施用对水稻吸收镉砷的影响

王秋莹，苏天燕，陆 问，于 磊，穆 莉，毛雪飞，杨 秋，张治军，张冬明，刘文杰*

1.海南大学生态与环境学院，海南省农林环境过程与生态调控重点实验室，海南 海口 570228

2.海南大学，海南省热带生态环境修复工程研究中心，海南 海口 570228

3.农业农村部环境保护科研监测所，天津 300191

4.中国农业科学院农业质量标准与检测技术研究所，北京 100044

5.海南省农业科学院农业环境与土壤研究所，海南省耕地保育重点实验室，海南 海口 571199

2014 年《全国土壤污染状况调查公报》[1]显示，我国耕地土壤重金属点位超标率达到了19.4%，其中土壤镉(Cd)和砷(As)超标率分别达7.0%和2.7%.Cd-As 复合污染是土壤重金属污染最常见的类型，且土壤Cd、As 皆具有较高的生物毒性，对环境污染的持续时间长且不可降解[2-3].重金属的生物活性与毒性不仅与土壤中其总量有关，更多的是由其在土壤中的有效态含量所决定[4].因此，减少植物中Cd 和As含量最重要的措施之一，就是从源头降低土壤中Cd和As 的迁移性和有效性.

水稻作为我国第一大粮食作物，也是Cd、As 富集能力较强的作物，镉砷污染稻田土壤修复研究是近年研究的热点.大量研究表明，采用优化水分管理[5]、施用石灰等碱性物质调理土壤酸性[6]、施用土壤调理剂钝化土壤重金属活性[7]以及喷施叶面阻控剂阻控植株中重金属的转运等技术措施[8]，皆可显著降低稻米重金属的积累.但由于Cd 和As 在土壤中赋存形式和地球化学特性的差异[9]，稻田淹水管理在降低土壤Cd 有效性时，通常会导致As 有效性的增强.这是因为水稻的生长需要长期处于淹水状态，这使得根系处于还原条件，Cd2+与S2-易形成难溶性沉淀，导致其有效性降低；而As 被还原成难以被土壤吸收的可溶态，反而会提高其有效性[10].另外，pH 上升会增加土壤胶体OH-浓度，增强土壤胶体对Cd 的吸附，而由于静电排斥会降低土壤对As 的吸附，导致土壤溶液中As 的浓度增加.Cd 以阳离子Cd2+的形式存在于自然界中，碱性材料如石灰、磷酸盐与生物炭等都能促进其水解、沉淀与吸附；而As 以阴离子H2AsO4-和HAsO42-的形式存在于自然界中，当使用碱性物质来修复土壤时，会造成对As 阴离子的静电排斥而使得其移动性增强[11].因此，寻求一种能同时修复土壤Cd 和As，降低水稻对Cd 和As 吸收的材料和方法已成为镉砷污染稻田土壤污染修复的技术难点.

硅钙镁钾肥作为近年来新兴的一种碱性矿质肥料，其施用可以显著增加土壤pH 和CEC，改善土壤环境，满足作物对微量元素的吸收利用[12]，缓解土壤Cd-As 复合污染对植物造成的危害.如Wang 等[13]在田间试验中同时施用硅钙肥和硅钾肥可同时降低水稻籽粒中Cd 和As 的含量.此外，微生物转化累积型钝化技术是指微生物通过其表面吸附、沉淀、离子交换，并结合其自身对Cd 和As 的吸收、解毒转化等钝化作用修复Cd-As 复合污染土壤的一类环境友好型技术[11].芽孢杆菌(Bacillus)具有较高的环境兼容性，且对重金属Cd 和As 具有较好的吸附效果.Singh 等[14]发现芽孢杆菌NBR1014 在培养36 h 后，细菌生物量中砷酸盐的浓度显著增加，后续的研究表明，生物量中As 的累积随时间的延长而增加，最大积累量出现在第12 小时，相同的现象在芽孢杆菌DJ-1 中得到印证，该菌胞内累积的砷酸盐中，有80.4%在细胞质中，可见生物累积也是生物钝化的重要环节[15].

目前，单一修复技术很难解决Cd-As 复合污染问题，较少能做到二者兼顾.为了实现稻田土壤Cd 和As 的同步钝化，减少稻米重金属含量，本研究选取海南省定安县某矿区水稻田为研究对象，采用土壤调理剂(氧化钙镁肥和硅钙镁钾肥)耦合微生物菌剂(枯草芽孢杆菌)的方式，研究单一/复合施用土壤调理剂和菌剂对Cd-As 复合污染水稻田土壤的修复效果，以期为矿区Cd-As 复合污染农田粮食安全生产提供依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

试验于2022 年4-8 月在海南省定安县某矿区附近Cd-As 复合污染农田进行，试验地属热带季风海洋性气候，阳光充足，年平均气温24 ℃，雨量充沛，年均降雨量1 953 mm.土壤类型为水稻土，常年种植水稻，成土母质为第四纪玄武岩，成土母质造成土壤重金属背景值偏高.试验田耕作层(0～20 cm)土壤的化学性质和Cd、As 含量如下：土壤pH 为5.38，SOM含量为29.45 g/kg，CEC 为8.92 cmol/kg，有效磷含量为26.97 mg/kg，碱解氮含量为97.32 mg/kg，速效钾含量为18.3 mg/kg，总Cd 含量为2.13 mg/kg，总Cd 含量超过《土壤质量环境 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)风险管制值(1.5 mg/kg)；农产品检测结果表明，未经处理的糙米Cd 含量为0.26～0.34 mg/kg，超过《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)中对糙米Cd 的限量值(0.2 mg/kg)；总As 含量为28.93 mg/kg，虽未超过其规定的风险筛选值(30 mg/kg)，但农产品检测发现未经处理的糙米As 含量为0.37～0.46 mg/kg(限量值为0.35 mg/kg)，糙米As 超标，故研究区域属于Cd-As 复合污染稻田，农产品存在污染风险.

1.2 供试材料

供试的水稻品种为Y 两优3088.供试微生物菌剂的pH 为7.76，主要成分为枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)(有效活菌数≥2.0×108个/mL)，As 含量≤10 mg/kg，Cd 含量≤3 mg/kg，由山东迈科珍生物科技有限公司提供.本研究使用的其中一种土壤调理剂(D1)的pH 为11.05，主要成分为CaO(≥20.0%)、MgO(≥5.0%)和有机质(≥5.0%)，As 含量≤10 mg/kg，Cd含量≤10 mg/kg，由江苏天象生物科技有限公司提供；另一种土壤调理剂(D2)的pH 为10.30，主要成分为SiO2(≥20.0%)、K2O(≥6.0%)、CaO(≥20.0%)和MgO(≥5.0%)，As 含量≤10 mg/kg，Cd 含量≤10 mg/kg，由河南诺赛德生物科技有限公司提供.

1.3 试验设计与处理

试验设土壤调理剂、微生物菌剂单一处理及联合处理.每个处理设3 次重复，随机分布，共计24 个试验小区，每个小区面积为20 m2(4 m×5 m)，单排单灌，独立进出水，互不干扰.各小区设置田埂，采用覆塑料薄膜(埋深20 cm)的田埂分隔，并设置标识牌，外设保护区.各小区施用等量复合肥作为基肥，土壤调理剂在种植前7 d 结合整地翻耕一次性撒施，与土壤混合均匀，菌剂在水稻苗移植前按照一定的浓度浸润根系，各小区同一天插秧，栽培管理措施和当地正常生产一致，其他农事操作内容和时间一致.水稻栽植株行距为20 cm×20 cm，每穴2～3 株，试验设计与材料用量见表1.

表1 试验设计与材料用量Table 1 Experimental design and material consumption

1.4 样品采集与处理

土壤样品采集与处理：采集试验前土壤及水稻成熟期土壤，每个小区采用“五点采样法”采取0～20 cm耕作层的土壤约1 kg，手动挑拣出土样中的动、植物残体、根系及石砾等杂物，过2 mm 筛网，将土样于室内自然风干后研磨过10 目(2 mm)、100 目(0.15 mm)筛，供土壤基本化学性质和重金属含量测定.

植物样品采集与处理：在水稻生长成熟期采植物样，将整株水稻连根取出(尽量不伤害根系)，每个小区在不同点位采集不少于5 株的水稻植株混为一个样，用自来水冲洗根系，与土壤分离，用剪刀将水稻根、茎、叶、籽粒分开，最后再用超纯水洗净，杀青、烘干至恒质量，降温后将根、茎、叶和籽粒分别磨成细粉，过100 目筛，封袋保存，放置在25 ℃左右的室温环境下，用于测定植物重金属含量.

1.5 样品测定方法

土壤pH 采用电位法测定，土水比为1∶2.5；SOM含量采用K2Cr2O7外加热法测定；土壤CEC 根据《土壤 阳离子交换量的测定 三氯化六氨合钴浸提-分光光度法》(HJ 889-2007)测定；土壤有效磷含量采用盐酸-氟化铵法测定；土壤有效硅含量采用柠檬酸浸提-硅钼蓝比色法测定；土壤总Cd、总As 含量采用X 射线荧光光谱(XRF)测定[16-17]；土壤有效态Cd、有效态As 含量根据《土壤8 种有效态元素的测定 二乙烯三胺五乙酸浸提-电感耦合等离子体发射光谱法》(HJ 804-2016)，使用电感耦合等离子光谱发生仪(ICP-MS)测定，本试验中Cd 和As 含量的测定过程均利用标准物质进行质量监控，二者加标回收率控制在100%～110%之间.水稻植株各部位Cd 和As 采用HNO3-HClO4(体积比为10∶1)消解，滤液通过电感耦合等离子光谱发生仪(ICP-MS)测定[18].各试验小区选取1 m2的样方收割水稻，脱粒风干、实际称量，记录水稻产量.

1.6 数据分析方法

富集系数(bioconcentration factor，BCF)的计算公式[12]：

式中：Cplant表示植物体内的重金属含量，mg/kg；Csoil表示土壤中的重金属含量，mg/kg.

转运系数(translocation factor，TF)的计算公式[12]：

式中：TFy-x表示重金属从水稻部位y到部位x之间的转运系数；Cx、Cy表示水稻各部位(根、茎、叶和糙米)中重金属含量，mg/kg.

数据采用Microsoft Excel 2022 进行处理，对所有数据进行正态性和方差齐性检验，符合正态分布的数据利用SPSS 22.0 软件进行单因素方差分析(oneway ANOVA)，对有显著(P<0.05)差异的，采用Duncan进行多重比较，不符合正态分布的数据采用非参数检验进行差异对比.相关性分析采用Pearson 相关性分析，采用Origin 2021 软件制图.

2 结果与讨论

2.1 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对土壤化学性质的影响

不同处理土壤pH 如图1(A)所示，对比CK 处理，除单一施用菌剂(J 处理)降低了土壤pH 以外，其他处理都不同程度提升了土壤pH，这可能是因为芽孢杆菌在自身新陈代谢过程中产生了有机酸[19-20]，从而导致土壤pH 降低，菌剂联合土壤调理剂的3 种处理方式(J+D1、J+D2 和J+D1+D2 处理)对土壤pH 的提高效果低于单一/复合施用土壤调理剂，这是因为单一施用或复合施用的两种土壤调理剂的pH 均较高(分别为11.05 和10.30)，且随着碱性氧化物(CaO 和MgO 等)的水解，土壤调理剂会提高土壤中OH-含量，一定程度上缓解了水稻对土壤的酸化，而芽孢杆菌自身代谢会产生有机酸，且由于基肥和土壤调理剂中含有机质，其可以分解有机质产生腐殖酸等酸性物质[21]，因此菌剂的加入对pH 的变化具有一定缓冲作用.与笔者研究结果相似，王萍等[21]在土壤样品中加入堆肥，微生物分解堆肥中的有机质，随着培养时间的延长，加芽孢杆菌处理的土壤pH 降低显著.

图1 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对土壤化学性质的影响Fig.1 Effects of single/combined application of different soil amendment and Bacillus subtilis on soil chemical properties

如图1(C)所示，包括CK 处理在内的各处理组的CEC 含量为2.85～7.28 cmol/kg，与CK 相比，施用菌剂和土壤调理剂后土壤CEC 含量呈现不同程度的上升，除了D1 处理以外，其他处理均达到了显著水平(P<0.05)，其中D2 处理后的CEC 含量最高，为CK 处理的2.6 倍.如图1(D)所示，水稻成熟期AvP含量为28.74～50.34 mg/kg，相比CK，经处理后的AvP 含量均不同程度上升，增幅为4.99%～75.16%，其中经D1+D2 处理的AvP 含量达到显著(P<0.05)增加的水平.相比CK，经D1+D2 处理的AvP 含量最高，D2 处理与J+D2 处理次之，这可能归因于D2 处理的土壤调理剂富含Si，Si 与P 化学性质相似，存在相互促进的关系[8]，Si 的施入降低了土壤对P 的固定，增加了土壤P 的有效性.如图1(E)所示，相比CK，经处理后的有效Si 含量均不同程度上升，其中D1+D2 处理的有效Si 含量最高，其次为D2 处理，二者有效Si含量相较CK 达到显著增加水平(P<0.05).

2.2 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对土壤有效态Cd 和有效态As 含量的影响

土壤中可被生物吸收利用的重金属形态称为生物有效态，相较于总量，有效态更能反映重金属对环境和作物的危害[22].单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对土壤有效态Cd 含量的影响如图2(A)所示，结果表明：相比CK 处理，其他处理组的有效态Cd 含量均显著降低(P<0.05)，降幅为5.46%～47.53%，其中以D1+D2 处理效果最好，其次为D2 处理.对该试验中不同处理下土壤pH、CEC 和有效Si 含量分别与有效态Cd 含量进行相关性分析〔见图3(a)(c)(e)〕，发现对土壤有效态Cd 含量影响最为显著的是土壤pH，相关系数r达到-0.80(P<0.001)，主要是由于土壤pH提高显著增加了土壤OH-的浓度，进而与土壤Cd2+形成的氢氧化物沉淀增加，极大程度地降低了其移动性和生物活性[23]；其次通过线性拟合结果〔见图3(e)〕可以看出，有效Si 含量与有效Cd 含量也呈极显著负相关(P<0.001)，说明有效Si 含量的提高是有效态Cd含量降低的重要影响因素，这与黄蕊等[24]的研究结果相似，主要是因为土壤中大量的有效Si 可与活性态Cd 形成难溶性的Si-Cd 络合物，从而抑制Cd 在土壤中的迁移；另外，如图3(c)所示，土壤有效态Cd 含量还与CEC 呈显著负相关(P<0.05)，这归因于修复试验材料中富含大量的Ca2+、Mg2+、K+等，可以增加土壤CEC，Ca2+、Mg2+和K+能与Cd 竞争土壤的吸附点位，影响土壤对Cd 的吸附，减少土壤有效态Cd 含量.同时相比CK，经D2 处理和D1+D2 处理后土壤pH、CEC 和有效Si 含量的增幅较大(见图1)，这两种处理对应的土壤有效态Cd 含量的降幅较大〔(见图2(A)〕，也证实了上述推论.

图2 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对土壤有效态Cd 和有效态As 含量的影响Fig.2 Effects of single/combined application of different soil amendments and Bacillus subtilis on the content of available Cd and available As in soil

图3 土壤有效态Cd 和As 含量与影响因子之间的拟合结果Fig.3 Fitting relationship between content of soil available Cd and As with influence factors

经处理后的土壤有效态As 含量的变化如图2(B)所示，结果表明：相比CK 处理，其他处理组的有效态As 含量均有不同程度的降低，降低了5.32～25.49 mg/kg，除J、J+D1 和J+D2 这3 种处理效果不显著以外，其余处理组均达到了显著降低水平(P<0.05)，其中以D1+D2 的处理效果最好，其次为D2 处理.根据线性拟合结果〔(见图3(b)〕，土壤有效态As 与土壤pH 呈极显著负相关(P<0.01)，这与已有研究结果[11,25]略有差异，可能是因为该试验土壤为酸性，在低pH土壤环境下，As 的活性较低.值得注意的是，虽然Cd和As 在土壤中呈现完全相反的化学性质和价态，但是施用菌剂和土壤调理剂后，土壤有效态Cd 和As的含量却呈现相似的降低趋势，图3(h)所示拟合结果显示，该试验中土壤有效态Cd 含量与有效态As含量呈极显著正相关(r=0.87，P<0.001)，这与以往研究[11]中土壤施加调理剂后，有效态Cd 和有效态As 拮抗作用明显且二者含量呈现相反变化的结论不同，但与Yang 等[25]的研究结论一致，这可能是由于该试验中碱性土壤调理剂富含Si、Ca2+、Mg2+和K+等，随着调理剂的施用，虽然土壤pH 逐渐增加，但同时CEC和有效Si 含量也在增加，且CEC 和有效Si 含量相较pH 的增幅更大(见图1)，随着CEC 和有效Si 含量的增加，有效态As 含量降低，线性拟合结果也支持这一推论〔见图3(d)(f)〕.Ca2+、Mg2+和K+等阳离子可以与Cd2+生成难溶络合物，增加土壤Cd 的稳定性，也可以与As 相结合形成难溶化合物[22]；有研究发现，pH 的升高会对土壤中As 的活性产生促进作用，而本试验中施加硅肥后土壤pH 的升高并未增强As 的生物有效性，这可能归因于硅肥的结构特性-多为粉状、比表面积大且对As 具有物理吸附效应[26].

综上，修复材料的施用主要靠影响土壤pH、CEC和有效Si 含量来对土壤有效态Cd、As 的含量产生影响，虽然修复材料使土壤pH 升高，但对As 仍然保持着良好的钝化修复效果，说明修复试验材料对As的钝化过程中由pH 影响的静电排斥作用可能并非主导作用，可能还依靠CEC 影响下进行的离子交换作用或其内外表面的孔道和官能团等[22].

2.3 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对水稻产量和各部位Cd 和As 含量的影响

该试验不同处理对水稻产量的影响见表2.与CK 相比，除了D1+D2 处理的产量下降以外，其余处理组的水稻产量都不同程度增加，但修复材料对处理组水稻产量的影响未达到显著水平.3 种修复材料单一或联合施用均达到了《耕地污染治理修复效果评价标准》(NY/T 3342-2018)中重金属修复材料施用后作物减产不超10%的要求，其中菌剂单一施用(J 处理)效果比调理剂单一施用(D1 处理、D2 处理)效果好，其复合施用效果(J+D1 处理、J+D1+D2 处理)比两种调理剂复合施用(D1+D2 处理)效果好.有研究[16]表明，微生物菌剂配施一定数量的调理剂可以缓解重金属对水稻的毒害作用并提高作物产量，芽孢杆菌作为植物促生菌，能够增加土壤养分，促进植物生长，并且能够增加土壤有益菌属和真菌的相对丰度，抑制病原菌属.

表2 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对水稻产量的影响Table 2 Effects of single/combined application of different soil amendments and Bacillus subtilis on rice yield

成熟期水稻植株各部位Cd 和As 的含量如图4所示.该研究结果表明，水稻成熟期不同部位Cd 含量表现为根>茎>叶>糙米>精米，而不同部位As 含量表现为根>叶>茎>壳>糙米>精米(见图4)，水稻叶子As 含量比茎As 含量高，这与李仁英等[27]的研究结果相似，但与刘书锦等[23,28]的研究结果不同，这可能是因为不同品种水稻对As 胁迫的响应不同[29-30]，且不同品种水稻各部位对As 的吸收与转运也存在品种间的差异[27].

图4 单一/联合施用不同调理剂和菌剂对水稻各部位Cd、As 含量的影响Fig.4 Effects of single/combined application of different soil amendments and Bacillus subtilis on the content Cd and As in different organs of rice

单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂后，水稻糙米和精米中Cd 含量的变化如图4(C)所示，CK 处理的糙米Cd 含量为0.298 mg/kg，精米Cd 含量为0.266 mg/kg，均超过《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)中对糙米和精米中Cd 污染物的限量值(0.2 mg/kg)，稻米Cd 严重超标.相比CK 处理，其余处理组的糙米和精米中Cd 含量均呈现不同程度的降低趋势，糙米中Cd 的降解率为6.6%～56.8%，精米中Cd 的降解率为15.0%～57.4%，经D2、J+D1、J+D2、D1+D2 和J+D1+D2 这5 种处理后的糙米和精米Cd 含量均显著降低(P<0.05)，降至0.2 mg/kg 以下，符合安全生产标准.修复试验材料降低糙米Cd 含量的机理可能与土壤pH 的提高、有效Si含量的提高和有效态Cd 含量的降低有关.相关性分析〔见图5(a)〕也可证明这个推论，糙米Cd 含量与土壤pH 呈显著负相关(r=-0.58*)，与有效态Si 含量呈显著负相关(r=-0.65**)，与有效态Cd 含量呈显著正相关(r=0.52*)，说明修复试验材料降低糙米Cd 的机理可能在于添加碱性调理剂后提高了土壤pH，增加土壤胶体和黏粒表面负电荷，增强其对土壤中Cd2+的吸附能力，从而降低土壤中有效态Cd 的含量及其生物有效性，从而减少Cd 在水稻体内的富集[31]；另外，随着Si 含量的增加，土壤有效态Cd 含量不断降低，Cd 的生物有效性随之降低，水稻糙米对Cd 的吸收减少；有研究表明，Si 可以促进水稻细胞中Cd 的络合与沉淀，并将大量Cd2+区隔化在细胞壁和液泡中，减少Cd2+向水稻籽粒运输[32-33]，Si 还可以抑制植物地上部位Cd 向籽粒的转运[24]，由相关性分析〔见图5(a)〕可知，糙米Cd 含量还与茎壳Cd 含量呈显著正相关(P<0.05)，而茎壳Cd 含量与有效Si 含量呈显著负相关(P<0.05)，这进一步说明有效Si 含量的增加可降低茎壳Cd 含量，进而减少地上部位Cd 向籽粒中转运，降低糙米中Cd 含量.

图5 水稻糙米Cd 和As 含量与各项影响因子的相关性分析Fig.5 Correlation analysis between Cd and As contents in brown rice and various influencing factors

单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂后，水稻糙米和精米中As 含量的变化如图4(D)所示，CK 处理的糙米As 含量为0.406 mg/kg，精米As 含量为0.211 mg/kg，均超过《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)对糙米和精米中As 污染物的限量值(分别为0.35 和0.2 mg/kg)，稻米As 严重超标.对比CK 处理糙米As 的含量，其余处理组的糙米As 含量均有小幅降低，但是降低效果并不显著(P<0.05).相比CK 处理，除了J+D2 处理以外，其余处理组的精米As 含量均小幅降低，以J 处理的降低效果最好，J+D1+D2 处理次之，处理后精米As 含量分别为0.157 和0.169 mg/kg，J 处理与J+D1+D2 处理达到了显著降低水平(P<0.05)，符合《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)的食品安全标准.试验材料影响水稻糙米和精米As 含量的因素如图5(b)所示.相关性分析表明，糙米和精米As 含量与土壤有效态As 含量的相关性不显著，说明试验材料对水稻籽粒As 吸收的影响方式不同.例如，有研究[34]发现，芽孢杆菌作为常见的植物根际促生菌(PGPR)具有溶磷固氮等活性，可促进重金属胁迫下植物的生长，并可以减轻植物中的重金属毒性症状.就微生物菌剂而言，其利用胞内外沉积作用可能是对重金属的抗性和富集作用的重要途径[14-15]，研究[35]发现芽孢杆菌可以通过将As 积累在细胞内或细胞基质外，来降低植物中As 的迁移性；芽孢杆菌还可以通过驱动水稻植株根际中As 的甲基化、去甲基化、氧化和还原影响As 对植物的可用性[35]，从而减少土壤有效态As 向水稻籽粒富集.

综上，该试验结果表明菌剂单一施用对糙米和精米Cd 的含量降低效果不显著，但其与调理剂联合施用能显著降低糙米精米Cd 的含量.这说明菌株定殖效果好，微生物群落结构稳定，与调理剂联合施用时，其活性没有受到抑制，能将调理剂施入土壤的矿质元素活化，促进植物的吸收利用，有利于提高植物抗逆性.3 种材料无论单一还是联合施用对糙米中As 含量无显著降低作用，推测修复材料对As 的阻控作用可能受到了田间长期淹水管理的影响，As 的活性增强，水稻籽粒对As 的吸收量增加，具体原因还有待进一步探究.

2.4 单一/联合施用不同土壤调理剂和菌剂对水稻Cd 和As 富集与转运的影响

水稻从土壤中富集和转运重金属的能力可以分别用富集系数(BCF)和转运系数(TF)来表征，水稻不同部位对重金属的富集和转运能力存在差异，富集系数越大表示该部位对土壤中重金属的富集能力越大，转运系数越大说明该部位对重金属的转运能力越强[36-37].

由表3 可知，经修复材料处理后水稻各部位从土壤富集Cd 的富集系数(BCF)降低，相关性分析结果〔见图5(a)〕表明，水稻根的BCF 与CEC 呈显著负相关，茎的BCF 与土壤CEC、有效态Si 含量均呈显著负相关，壳和糙米的BCF 均与土壤有效态Si 含量呈显著负相关，说明修复材料通过增加土壤CEC 和有效Si 含量来抑制水稻各部位对Cd的富集.

表3 不同处理对水稻各部位Cd、As 富集和转运的影响Table 3 Accumulation coefficient and transport coefficient of Cd and As in the rice tissues as affected by different treatments

由表3 可知，经修复材料处理后水稻各部位从土壤富集As 的BCF 降低，相关性分析结果〔见图5(b)〕表明，水稻根的BCF 与SOM 含量呈显著负相关，茎的BCF 与土壤CEC、有效态Si 含量均呈显著负相关，叶的BCF 与土壤CEC、AvP 含量均呈显著负相关，壳的BCF 与土壤CEC 呈显著负相关，说明修复材料可以通过增加SOM 含量、CEC、有效Si 含量和AvP含量来抑制水稻各部位对As 的富集.虽然根向茎转运Cd 的转运系数远大于As，但茎向叶转运As 的转运系数却是Cd 的百倍，且茎向糙米转运As 的转运系数与Cd 差异不大，说明控制根系As 向上位器官转运是阻止水稻籽粒吸收As 的关键.

3 结论

a) 单一/复合施用氧化钙镁和硅钙镁钾这两种土壤调理剂能提高土壤pH，缓解土壤酸化，单一/复合施用土壤调理剂和菌剂均能提高SOM 含量、CEC、AvP 含量和有效Si 含量，同时降低了土壤有效态Cd和As 含量，改善土壤质量，其中以单施硅钙镁钾(D2 处理)或其联合氧化钙镁(D1+D2 处理)的效果最佳.

b) 单独施用硅钙钾镁(D2 处理)、菌剂分别联合氧化钙镁与硅钙钾镁调理剂(J+D1 处理、J+D2 处理)、氧化钙镁与硅钙钾镁调理剂联合(D1+D2 处理)和3种材料联合(J+D1+D2 处理)，这5 种处理均能显著降低糙米和精米中Cd 的含量，达到《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)中的食品标准；然而对糙米As 的处理效果不显著，糙米As 含量仍超标.因此，当Cd 是土壤唯一关注的问题时，硅钙镁钾调理剂单一施用或与氧化钙镁调理剂以及芽孢杆菌的联合施用可为实现严格管控区稻田土壤的清洁修复和安全利用提供解决途径，但对于Cd-As 复合稻田污染，还需进一步优化水分管理措施，或联合其他农艺措施进行试验，以期实现Cd-As 污染稻田的粮食安全生产.

c) 试验材料通过改变土壤pH、SOM 含量、CEC和有效Si 含量来影响土壤Cd/As 的有效性，从而对水稻Cd/As 的吸收转运和籽粒Cd/As 含量产生影响.