氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥對水稻中鎘含量及分布規(guī)律的影響

魏祥東鄒慧玲，2方雅瑜尹曉輝楊登陳楠張昊

（1湖南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院/湖南農(nóng)業(yè)大學南方稻田重金屬污染防控協(xié)同創(chuàng)新中心，長沙410128；2湖南農(nóng)業(yè)大學圖書館，長沙410128；第一作者：xiangdongw@126.com）

近年來，我國“鎘米”事件頻發(fā)，成為危害居民身體健康、影響社會穩(wěn)定、導致群體性事件的重大環(huán)境問題。因此，開展稻米鎘污染防控已成為當前我國急需解決的重大戰(zhàn)略需求[1-3]。解決稻米鎘污染的關鍵是弄清稻米鎘污染來源及其吸收、轉運與積累機理。研究發(fā)現(xiàn)，鎘是通過莖遷移轉運并積累至稻米中，且鎘的轉運途徑有兩條，即“根→莖→米”和“葉→莖→米”[4-5]。因此，通過工程技術措施阻控鎘在水稻中的遷移轉運率，可以降低稻米中鎘的含量，達到稻米鎘污染治理的目的。

許多研究發(fā)現(xiàn)，通過添加土壤改良劑、改變灌溉方式等措施可以改變土壤中鎘的存在形態(tài)，降低其遷移性和水稻對鎘的吸收積累量[6-9]。赤泥呈堿性，且具有較強的吸附能力，能顯著提升土壤pH值并改變土壤中重金屬的化學形態(tài)，減少土壤重金屬的有效性，被廣泛用于稻米鎘污染治理[10-12]。鐵氧化細菌廣泛分布于生物圈，種類較多，且能使鐵在二價和三價之間變化，對土壤中的鐵、氮和碳循環(huán)具有重要的推動作用，很多學者認為其在環(huán)境污染治理中也有重要的開發(fā)價值[13-17]。但在目前氧化亞鐵硫桿菌主要應用于城市用水凈化[14，18]、煙氣脫硫[18]、含重金屬廢水[19]或污泥的浸提[20]以及淋濾[21-22]等方面，很少用于土壤重金屬污染的原位修復與鈍化。本文利用本實驗室篩選的氧化亞鐵硫桿菌，通過室內盆栽試驗，研究該氧化亞鐵硫桿菌及其與赤泥互作對水稻生長及植株中鎘含量、分布規(guī)律的影響，探索利用其治理重度重金屬污染土壤的可能性和有效性，為稻米鎘污染治理提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

供試土壤采自湖南省瀏陽市七寶山鄉(xiāng)鐵山村某農(nóng)田耕作層（0～20 cm）。土壤采集后立即運回實驗室并放于室內通風干燥處自然風干，過篩（5 mm）去除雜物、殘根后備用。供試土壤為砂壤，基本理化性質和重金屬含量見表1。從表1可知，供試土壤中Cd、Pb、Zn和Cu的含量均超過農(nóng)業(yè)用地土壤環(huán)境質量標準II級標準。其中，Cd超標情況最為嚴重，超標約18.9倍；Pb超標約2.7倍，Zn超標約3.7倍，Cu超標約18.8倍，為復合重金屬重度污染農(nóng)田土壤。

表1 供試土壤理化性質

表2 盆栽試驗設計

1.1.2 供試水稻

供試水稻品種為兩優(yōu)5218，全生育期135 d左右。水稻秧苗由湖南省株洲縣洲坪鄉(xiāng)湖南省耕地重金屬污染治理試驗基地提供。

1.1.3 赤泥及供試菌株

供試赤泥由河南長興實業(yè)有限公司提供，為拜耳-燒結聯(lián)合法赤泥。其基本理化性質：pH值11.25，有機質含量5.0 g/kg，Cu含量27.58 mg/kg，Zn含量31.13 mg/kg、Pb含量36.75 mg/kg、Cd含量0.13 mg/kg。

供試菌株為本課題組從湖南瀏陽七寶山某廢棄硫鐵礦廢渣中分離純化的QBS-01，初步鑒定為嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌。該菌呈桿狀，革蘭氏陰性菌，最適生長和代謝的初始pH值為2.0，溫度為30℃。

1.2 試驗設計

盆栽試驗在湖南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院耘園試驗基地通風玻璃房內進行。試驗用盆高18.0 cm，上口直徑26.5 cm，下口直徑19.0 cm。土壤過篩混合均勻后裝盆，每盆6 kg。裝土后浸水2 d使土壤濕潤，再添加基肥。基肥每盆10 g，其中復合肥4.17 g、一水磷酸二氫鈣3.32 g、尿素2.17 g、氯化鉀1.00 g，氮肥中基肥與追肥比為7∶3。根據(jù)他人的研究成果[10，23-25]，在盡量降低添加物二次污染和成本的基礎上，確定赤泥和QBS-01菌液添加量（表2）。赤泥在裝土時（約在水稻移栽前10 d）混入，于移栽3周后添加菌液。將菌液用無菌水稀釋至500 mL，并用小型噴霧器均勻噴灑到土壤表面，對照組噴灑等體積無菌水。添加菌液后1周內僅保持土壤濕潤但無積水。試驗共設10個處理，每個處理3次重復。2014年6月10日將長勢均勻的秧苗移栽，每盆3叢，每叢3株，移栽1周后追肥。全生育期用曝氣自來水澆灌（自來水pH值約7.0，Cd濃度為1.20 μg/L），水深3 mm，并按當?shù)胤N植習慣進行追肥、除草、除蟲等。2014年10月8日收割水稻并采樣。

1.3 樣品采集與預處理

在收割前測量水稻株高，然后采集樣品。先將水稻穗部剪下、曬干后稱重后用礱谷機（用JLG-Ⅱ型）分離谷殼和糙米后粉碎，裝封口袋待用。水稻植株用自來水洗干凈，再用去離子水潤洗3次，并將根、莖、葉分離，分別裝入牛皮紙袋中[26]。所有樣品于105℃殺青2 h，然后65℃烘干至恒質量后粉碎過篩，備用。

1.4 重金屬含量測定

所有植物樣品經(jīng)混合酸（HNO3∶HClO4=4∶1）消解、過濾、定容后，保存于4℃冰箱中備用。消解時用國家標準參比物質[灌木枝葉GBW07603（GSV-2）、大米GBW10010（GSB-1）]和平行全空白樣進行質量控制[26]。采用ICP-OES（美國PE8300）測定Cd含量在0.1 mg/kg以上的消解液，并用原子吸收分光光度計-石墨爐法（GTA120，美國Varian）測定Cd含量在0.1 mg/kg以下的消解液。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)用SPSS 19.0進行單因素方差分析，并采用LSD法進行多重比較。

2 結果與分析

2.1 對水稻株高和產(chǎn)量的影響

表3 不同處理對水稻株高及產(chǎn)量的影響

表4 不同處理對水稻各器官Cd含量的影響（mg/kg）

從表3可見，除T1處理外，添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥后，水稻株高及產(chǎn)量均增加，且部分處理增加顯著。赤泥單施或配施，水稻株高及產(chǎn)量增加幅度較大，且與CK和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01單施處理有顯著差異（低劑量除外）。雖然單施氧化亞鐵硫桿菌QBS-01后，水稻株高及產(chǎn)量也增加，但與CK無顯著差異。添加量對水稻株高及產(chǎn)量影響較大，無論是單施還是配施，隨著赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01添加量的增加，水稻株高和產(chǎn)量均增加。其中添加物有赤泥時，增加幅度更大，且與CK和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01單施的處理均有顯著差異。

2.2 對水稻體內Cd含量的影響

從表4可知，添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥后，水稻各器官中Cd含量顯著降低。其中，根、莖、葉、谷殼和糙米中Cd含量分別降低17.27%～33.00%、10.21%～24.71%、10.21%～27.10%、26.77%～43.31%和6.40%～36.95%，且以赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01配施時Cd含量降低幅度最大，其次是單施赤泥的處理。

單施赤泥時，隨著赤泥用量的增加，水稻各器官中Cd含量先降低然后升高。與R1處理相比，R2處理能顯著降水稻根、莖、葉、谷殼中Cd含量，R3處理能顯著降低水稻莖、葉中Cd含量，但糙米中Cd含量均無顯著差異。單施氧化亞鐵硫桿菌QBS-01時，添加量對水稻體內Cd含量基本無顯著性影響。赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01配施時，雖然R2T2處理水稻體內Cd含量最低，但僅根中的Cd含量與其他處理有顯著差異，其他器官中的Cd含量無顯著性差異。

雖然添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥能大幅度降低糙米鎘含量，但所有處理糙米鎘含量均超過國家糧食安全標準值，這表明當土壤Cd污染程度高時，通過添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥治理稻米Cd污染是無效的。

2.3 對鎘在水稻體內轉運率的影響

從表5可以看出，與CK相比，添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥后，對Cd在水稻各器官間的遷移轉運率有較大影響。其中，根-莖和殼-米遷移轉運率升高，土-根、莖-葉、莖-殼和葉-殼遷移轉運率降低，葉-米和莖-米遷移轉運率與添加物密切相關。當赤泥與氧化亞鐵硫桿菌QBS-01配施時，葉-米遷移轉運率降低，赤泥與氧化亞鐵硫桿菌QBS-01單施時，葉-米遷移轉運率升高。單施氧化亞鐵硫桿菌QBS-01時，莖-米遷移轉運率升高；赤泥與氧化亞鐵硫桿菌QBS-01配施時，莖-米遷移轉運率降低，單施赤泥時變化無規(guī)律。

不同添加物及其添加量對Cd在水稻各器官間的遷移轉運率有顯著影響，但無明顯變化規(guī)律。從添加物來看，單施赤泥和單施氧化亞鐵硫桿菌QBS-01對Cd在水稻各器官間的遷移轉運率影響無明顯規(guī)律，但配施與單施的影響顯著不同。配施時，Cd在水稻各器官間的遷移轉運率的增加幅度小于單施，而降低幅度大于單施。

3 討論

添加土壤改良劑是當前稻米Cd污染治理的主要措施。研究發(fā)現(xiàn)，石灰、碳酸鈣、生物炭、海泡石、蒙脫土、普鈣、重鈣、磷礦石、赤泥、硅酸鹽、工業(yè)廢棄物、微生物等土壤改良劑，都可與土壤重金屬之間發(fā)生吸附、沉淀、離子交換、氧化還原等一系列反應，改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，降低重金屬的遷移性和生物有效性，減少稻米中重金屬的積累量[6，9，14]。本研究發(fā)現(xiàn)，添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01和赤泥后，水稻各器官中Cd含量均降低，這表明利用赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01治理稻米Cd污染是有效的。許多研究發(fā)現(xiàn)，赤泥降Cd原因是改變土壤pH值、改變土壤Cd的化學形態(tài)及降低生物有效性，從而影響水稻對Cd的吸收[9-12]。本研究還發(fā)現(xiàn)，添加赤泥后，根-莖和殼-米遷移轉運率升高，土-根、莖-葉、莖-殼和葉-殼遷移轉運率都降低，且土-根、莖-殼和葉-殼遷移轉運率下降幅度均遠遠超過根-莖遷移轉運率增加幅度，莖-葉轉運率下降幅度與根-莖轉運率增加相近，這表明赤泥不僅能影響土壤Cd形態(tài)，降低水稻Cd的吸收；而且影響水稻體內Cd的化學形態(tài)，降低Cd在水稻體內遷移轉運率，并導致稻米Cd含量顯著降低。Ko等[22，27]研究發(fā)現(xiàn)，添加鐵氧化微生物，通過氧化作用影響土壤中砷形態(tài)，從而影響其遷移轉化及植物吸收。這可能是添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01后水稻體內Cd含量顯著下降的主要原因。添加氧化亞鐵硫桿菌QBS-01會影響土壤中Fe的代謝轉化，從而影響水稻根表鐵膜的形成及其結構與厚度，改變水稻對Cd的吸收量，最終降低稻米Cd含量[28-29]。

表5 不同處理對Cd在水稻體內遷移轉運率的影響（%）

治理稻米Cd污染不僅要考慮稻米Cd污染的治理效果，還應考慮污染治理所需成本及潛在影響。治理效果相近時，成本越低、潛在影響越小，大面積推廣價值就越高。土壤改良劑費用和潛在影響與添加量呈顯著正相關，即土壤改良劑添加量越多，費用越高，潛在影響越大。因此，在保證稻米Cd污染治理效果的前提下，降低土壤改良劑添加量，不僅可以降低污染治理費用，而且可以減少其潛在影響，使產(chǎn)品具有較高的推廣價值。赤泥是工業(yè)廢料，氧化亞鐵硫桿菌QBS-01可通過發(fā)酵大量生產(chǎn)，故本研究使用的土壤改良劑成本較低。添加赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01后，水稻株高及產(chǎn)量均增加，且水稻株高和產(chǎn)量隨赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01添加量增加而增加，這表明赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01對水稻生長有促進作用，其潛在風險較小，這與他人研究結果一致[24]。由此可見，本研究使用的土壤改良劑具有潛在的推廣應用價值，尤其是赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01配施，推廣應用價值更高，但赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01配施添加量增加對稻米Cd含量無顯著影響。單施赤泥時，隨著赤泥用量增加，稻米Cd含量先降低，然后基本不變，這表明赤泥添加量不應超過4 000 kg/hm2。由于氧化亞鐵硫桿菌QBS-01添加量對稻米Cd含量無顯著影響，故其添加量可為50 L/hm2。由于赤泥呈堿性，氧化亞鐵硫桿菌QBS-01培養(yǎng)液呈酸性，故在配施時應適當增加時間間隔，可能治理效果更好。

本研究發(fā)現(xiàn)，土壤Cd污染是造成稻米Cd污染的主要原因。雖然土壤Cd污染嚴重，且大量Cd積累在水稻根部（空白對照水稻根部Cd含量比土壤高4.01倍），但糙米Cd含量卻很低，分別只有土壤和根Cd含量的9.01%和2.25%，這表明土壤Cd對稻米Cd污染的貢獻率較低。因此，雖然要重視土壤重金屬污染治理，但不應該過分渲染及夸大土壤重金屬污染對糧食食用安全性的影響，以免引起不必要的恐慌。本研究還發(fā)現(xiàn)，雖然添加赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01能顯著降低糙米Cd含量，但由于土壤Cd污染嚴重，糙米Cd含量仍然超過國家糧食安全標準值，這表明在Cd鎘污染嚴重的稻田僅通過添加土壤改良劑，很難實現(xiàn)稻米安全生產(chǎn)的目的。因此，對重金屬污染程度高的稻田，僅通過添加1～2種土壤改良劑，很難達到稻米Cd污染治理的目的。因此，在治理中度以上重金屬污染時，應采用多種土壤改良劑或土壤改良劑和葉面阻控劑組配施用，可提高稻米Cd污染治理效果，這與湖南省重金屬污染耕地修復和種植結構調整試點的研究結果一致[30]。

4 結論

添加赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01能顯著降低水稻體內Cd含量，促進水稻生長，提高水稻產(chǎn)量，且二者配施效果最好。土壤改良劑施用方式不同，添加量對稻米Cd含量的影響也顯著不同。赤泥單施時，添加量增加，糙米Cd含量先降低后升高；氧化亞鐵硫桿菌QBS-01單施及與赤泥配施時，添加量增加對糙米Cd含量無顯著影響。在重度Cd污染稻田，利用赤泥和氧化亞鐵硫桿菌QBS-01能顯著降稻米Cd含量，雖然很難實現(xiàn)稻米達標生產(chǎn)，但仍具有較高的潛在應用價值。

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