石灰組配土壤改良劑抑制污染農(nóng)田水稻鎘吸收

史 磊，郭朝暉，彭 馳，肖細(xì)元，薛清華，冉洪珍，封文利

（中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院，長沙 410083）

0 引 言

中國部分地區(qū)農(nóng)田土壤受到Cd、Pb等重金屬污染[1-2]，尤以南方部分地區(qū)稻田 Cd污染較為突出。稻田土壤中Cd通過水稻吸收，經(jīng)過食物鏈危害人體健康[3-4]。因此，采取有效措施解決中國南方部分地區(qū)Cd污染稻田安全生產(chǎn)是當(dāng)前亟待解決的重要問題。目前污染土壤中Cd治理技術(shù)主要包括物理化學(xué)修復(fù)，植物修復(fù)以及微生物修復(fù)等。其中土壤中重金屬穩(wěn)定修復(fù)被認(rèn)為是一種簡(jiǎn)單有效的土壤修復(fù)技術(shù)，該技術(shù)通常是施用改良劑改變土壤pH值、Eh，CEC等土壤理化性質(zhì)，減少土壤中有效態(tài)重金屬含量，進(jìn)而降低植物對(duì)重金屬吸收[5-7]。石灰是一種廣泛用于重金屬固定的土壤改良劑[8]，可顯著提高土壤 pH值，降低土壤中重金屬有效性和抑制植物對(duì)重金屬的吸收[9-10]。但是，長期連續(xù)施用大量的石灰容易導(dǎo)致土壤板結(jié)。也有報(bào)道石灰與水分管理組合、重金屬調(diào)理劑、葉面阻控劑作用下降低水稻的吸收[11-12]，這些方式雖然可有效降低水稻對(duì)Cd的吸收，但是要求嚴(yán)格，操作過程相對(duì)較繁瑣，且費(fèi)用較高。因此選擇一些其他廉價(jià)有效的改良劑與石灰組配施用進(jìn)行原位穩(wěn)定土壤重金屬對(duì)治理農(nóng)田重金屬污染問題具有重要意義。先前有研究表明石灰與膨潤土、生物炭和沸石組合可顯著降低白菜中的重金屬含量[6]。He等指出石灰與鋼渣或甘蔗渣組合均可顯著降低有效態(tài)Cd含量和抑制水稻對(duì)Cd的吸收[13]。此外，也有報(bào)道石灰與磷酸鹽組合亦顯著降低農(nóng)作物中重金屬的含量[14-15]。

近年來，天然黏土礦物、鈣鎂磷肥和有機(jī)肥的施用在土壤Cd治理方面取得了較為顯著的成果，其價(jià)格低廉，均可滿足大規(guī)模使用要求且可改善土壤環(huán)境質(zhì)量。天然粘土礦物在自然界中分布廣泛，存量巨大，并且環(huán)境友好，廉價(jià)易得。其中，海泡石是一種比表面積較高且有較強(qiáng)吸附能力的黏土礦物，可降低土壤中有效態(tài)Cd含量，促進(jìn)土壤中交換態(tài)Cd向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，近而對(duì)植物中Cd的遷移有較好阻控作用[16-18]。鈣鎂磷肥和有機(jī)肥是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中常用肥料。鈣鎂磷肥能夠促進(jìn)植物生長并提高植物抗逆性而常用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。此外，施用鈣鎂磷肥也能顯著降低土壤中毒性浸出（toxicity characteristic leaching producedure，TCLP）提取態(tài)Cd并且通過土壤中Ca2+與Cd2+對(duì)植物根表的吸附位點(diǎn)和轉(zhuǎn)運(yùn)通道競(jìng)爭(zhēng)作用產(chǎn)生拮抗效應(yīng)，間接減少農(nóng)作物對(duì)Cd的吸收[19-20]。在農(nóng)田土壤中施用有機(jī)肥不僅能提供N，P等營養(yǎng)元素，還提供豐富的有機(jī)質(zhì)，能夠促進(jìn)土壤微生物的活動(dòng)，改善土壤質(zhì)量[21]。并且有機(jī)肥在土壤中分解的腐殖酸能與Cd形成配合物，進(jìn)而降低土壤中Cd的有效性[22]。

然而，目前對(duì)農(nóng)田土壤改良劑的研究報(bào)道大多是通過盆栽試驗(yàn)研究[6,23-25]，而對(duì)于不同 Cd污染程度農(nóng)田土壤條件下，施用石灰組配改良劑的田間試驗(yàn)研究相對(duì)較少。本文在湖南某典型區(qū)域分別選取3個(gè)不同Cd污染程度的稻田田塊開展田間試驗(yàn)，研究在施用石灰、石灰+海泡石、石灰+鈣鎂磷肥、石灰+有機(jī)肥、石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥和石灰+海泡石+有機(jī)肥處理?xiàng)l件下，稻田土壤pH值、酸提取態(tài)Cd以及水稻對(duì)Cd吸收和累積的響應(yīng)特征，以期為中國南方Cd污染稻田土壤治理過程中實(shí)現(xiàn)邊修復(fù)邊生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)田塊與設(shè)計(jì)

供試田間試驗(yàn)點(diǎn)分別位于湖南省湘潭市郊區(qū)，株洲市某工業(yè)區(qū)下風(fēng)向區(qū)域和醴陵市一歷史遺留礦區(qū)下游區(qū)域。所選取的Cd污染稻田土壤母質(zhì)類型均屬第四紀(jì)紅土。供試田塊土壤基本理化性質(zhì)見表1。參照單因子評(píng)價(jià)法，Cd元素污染指數(shù)（Pi）=Cd元素在土壤中的測(cè)定值/評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，其中“評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值”參照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15618－1995）。根據(jù)Pi值的大小分別為：2＜Pi≤3為輕度污染；3＜Pi≤5為中度污染；Pi＞5為重度污染。湘潭市某田塊土壤Pi=2.2，為輕度污染，設(shè)為T1處理；醴陵市某田塊土壤Pi=4.7，為中度污染，設(shè)為T2處理；株洲市田塊土壤Pi=10.3，為重度污染，設(shè)為T3處理。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic properties of tested soil sample

田間試驗(yàn)用改良劑均為市售商品，其中石灰含 80%氧化鈣，購自農(nóng)資市場(chǎng)；海泡石為過0.075 mm篩的天然黏土礦物，購自湖南省湘潭源遠(yuǎn)海泡石新材料股份有限公司，其主要成分組成 SiO2：48.57%，CaO：10.89%，MgO：11.82%，F(xiàn)e2O3：0.87%，Al2O3：5.22%；鈣鎂磷肥購自湖南省瀘溪縣中匯磷化有限公司，主要成分P2O5＞16%，MgO＞2%，CaO＞15%，有機(jī)肥購自湖南省湘暉農(nóng)業(yè)技術(shù)開發(fā)有限公司，N+P2O5+K＞5%，有機(jī)質(zhì)＞45%。所用石灰、海泡石、鈣鎂磷肥和有機(jī)肥中重金屬Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)依次為0.46、0.21、0.61和0.43 mg/kg。

3處Cd污染稻田田間試驗(yàn)按照對(duì)照（CK）、施用石灰(L)、石灰+海泡石(LS)、石灰+鈣鎂磷（LP）、石灰+有機(jī)肥（LO）、石灰+鈣鎂磷+有機(jī)肥(LPO)和石灰+海泡石+有機(jī)肥(LSO)進(jìn)行設(shè)計(jì)，每個(gè)處理重復(fù)3次，共計(jì)21個(gè)處理。每個(gè)處理小區(qū)面積為5 m×6 m=30 m2，隨機(jī)排列。試驗(yàn)小區(qū)周邊設(shè)保護(hù)行，小區(qū)間田埂用塑料薄膜覆蓋，防止小區(qū)間竄水。翻耕前施入525 kg/hm2復(fù)合肥作基肥，其組成 N∶P2O5∶K2O=1∶1∶1。石灰投加量為1 500 kg/hm2，海泡石為 1 125 kg/hm2，鈣鎂磷肥1 125 kg/hm2和有機(jī)肥2 250 kg/hm2。

田塊翻耕后改良劑按照試驗(yàn)設(shè)計(jì)要求施入相應(yīng)田塊小區(qū)，其中對(duì)組配改良劑的施用前先將各種改良劑混合后施用于田塊中，之后將改良劑和土壤充分混勻。老化7 d后于2016年4月20日移栽秧苗。供試水稻品種為淦鑫203（Oryza sativa L.）。水稻行距為20 cm×25 cm，每蔸3株，在2016年7月17日成熟收獲。病蟲害防治、田間水分管理等措施按照傳統(tǒng)生產(chǎn)模式進(jìn)行。

1.2 樣品收集與分析

分別在T1、T2和T3田塊試驗(yàn)小區(qū)采集水稻及其根區(qū)土壤樣品。水稻樣品帶回實(shí)驗(yàn)室先用自來水清洗干凈，再用去離子水清洗2～3遍，將干凈的水稻鮮樣分為根、莖葉和籽粒裝紙袋，105 ℃殺青30 min后，于60 ℃烘至恒質(zhì)量，稱質(zhì)量粉碎后裝入封口塑料袋中備用。收集的土壤樣品在室溫下自然風(fēng)干，剔除土壤中雜物，用陶瓷研缽將土樣碾碎，充分混勻后，分別過 0.850和0.150 mm篩后保存至封口塑料袋中備用。

土壤pH值采用1∶2.5土水比浸提，用pH計(jì)（雷磁，PHS-3C）測(cè)定；土壤有機(jī)質(zhì)含量測(cè)定采用重鉻酸鉀容量法；堿解氮采用堿解擴(kuò)散法測(cè)定；有效磷采用碳酸氫鈉提取-釩鉬黃比色法測(cè)定；速效鉀采用醋酸銨-火焰光度計(jì)法測(cè)定[26]。土壤中酸提取態(tài)Cd含量采用改進(jìn)的BCR方法第一步提取[27-28]。土壤樣品用HF-HNO3-HClO4法消解，水稻植株和糙米樣品采用 HNO3-HClO4法消解，消解液中Cd含量采用ICP-MS（美國，Thermo Fisher X2）測(cè)定。土壤和糙米樣品分別以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤(GSS-5)和湖南大米( GSB-23)進(jìn)行質(zhì)控分析。

1.3 數(shù)據(jù)處理

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010進(jìn)行分析。采用SPSS 18.0統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA）比較各處理間的差異顯著性。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤pH值及其有效態(tài)鎘含量

在石灰及其組配改良劑處理下，不同Cd污染水平稻田土壤pH值和酸提取態(tài)Cd變化見圖1。在不施加改良劑條件下，隨著污染程度的增加，T1，T2和T3田塊土壤pH值和土壤中酸可提取態(tài)Cd含量均呈升高趨勢(shì)。在施加改良劑條件下，與對(duì)照土壤相比，T1、T2和T3田塊土壤 pH值均較相應(yīng)對(duì)照土壤 pH值分別提高 0.56～1.25，0.52～0.88和0.62～1.32個(gè)單位。與不施用改良劑相比，石灰配施海泡石或有機(jī)肥、配施海泡石和有機(jī)肥。Cd污染稻田土壤pH值平均升高1.08，0.96和0.93個(gè)單位。在T1和T2兩處Cd污染田塊土壤中，和對(duì)照相比，除石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥（LPO）處理外，石灰（L）、石灰+海泡石（LS）、石灰+鈣鎂磷肥（LP）、石灰+有機(jī)肥（LO）和石灰+海泡石+有機(jī)肥（LSO）處理下土壤pH值均顯著提高（P＜0.05）。對(duì)于T1田塊，在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石處理土壤 pH值較對(duì)照提高 1.25個(gè)單位（P＜0.05），而配施有機(jī)肥處理較對(duì)照提高 1.24個(gè)單位（P＜0.05），但兩者較單施石灰處理土壤pH值之間無顯著差異（P＞0.05）。對(duì)于 T2田塊，與對(duì)照相比，石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石處理下土壤pH值升高0.71個(gè)單位，

而配施海泡石+有機(jī)肥可使土壤pH值升高0.88個(gè)單位。對(duì)于T3田塊，改良劑的施用較對(duì)照均顯著提高了土壤pH值（P＜0.05），其中在石灰基礎(chǔ)上，配施鈣鎂磷肥土壤pH值顯著升高1.32個(gè)單位，其次配施海泡石土壤pH值升高1.27個(gè)單位。上述結(jié)果可知，除LPO處理外，對(duì)于不同Cd污染程度田塊基于石灰組配改良劑處理較各地對(duì)照均可顯著提高土壤pH值（P＜0.05）。

圖1 石灰組配改良劑對(duì)土壤pH值的影響Fig.1 Changes of pH value in soil under lime based amendments

在不同Cd污染程度的田塊土壤中酸提取態(tài)Cd隨著改良劑的施用均顯著降低（P＜0.05）(圖2)。與不施用改良劑相比，石灰配施海泡石或有機(jī)肥、配施海泡石和有機(jī)肥。酸提取態(tài) Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別平均降低 20.6%，15.6%和21.2%。在T1田塊中，單施石灰處理下酸提取態(tài)Cd含量較對(duì)照顯著降低 13.7%（P＜0.05），在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石較對(duì)照土壤中酸提取態(tài) Cd含量顯著降低 17.5%（P＜0.05），其降低率顯著高于其他組配改良劑處理。在T2田塊中，在石灰基礎(chǔ)上，配施鈣鎂磷肥、鈣鎂磷肥+有機(jī)肥和海泡石+有機(jī)肥土壤中酸提取態(tài) Cd含量均顯著低

于單施石灰處理（P＜0.05），其中在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石+有機(jī)肥處理較對(duì)照土壤中酸提取態(tài) Cd含量降低率最高為15.5%。在T3田塊中，石灰組配改良劑處理下土壤中酸提取態(tài)Cd含量均顯著降低單施石灰處理（P＜0.05）。其中石灰基礎(chǔ)上，配施鈣鎂磷肥較對(duì)照土壤中酸提取態(tài)Cd含量降低率最高為44.8%。綜上所述，在輕度Cd污染田塊中在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石處理較對(duì)照酸提取態(tài)Cd含量顯著降低（P＜0.05），而對(duì)于中度和重度Cd污染田塊在石灰基礎(chǔ)上配施鈣鎂磷肥和鈣鎂磷肥+有機(jī)肥較對(duì)照均可顯著降低土壤中酸提取態(tài)Cd含量（P＜0.05）。

圖2 石灰組配改良劑對(duì)土壤中酸提取態(tài)Cd含量的影響Fig.2 Changes of acid extractable Cd content in soil under lime based amendments

對(duì)于酸性重金屬污染的土壤，提高土壤pH值是降低土壤重金屬生物有效性最為有效的治理措施。通過T1，T2和 T3田塊試驗(yàn)結(jié)果可知，以石灰為基礎(chǔ)，配施海泡石、鈣鎂磷肥、有機(jī)肥和海泡石+有機(jī)肥組配改良劑和不施用改良劑相比均可顯著提高土壤pH值（P＜0.05），且土壤中酸提取態(tài) Cd含量隨著改良劑的施用均顯著降低（P＜0.05）。施用石灰可顯著提高土壤pH值，增加土壤膠體表面的負(fù)電荷，促進(jìn)土壤中鐵錳氧化物的形成，近而增強(qiáng)了對(duì)重金屬的的吸附能力和增加重金屬的吸附位點(diǎn)[6,29]。施用石灰+海泡石可顯著降低土壤中酸提取態(tài)Cd含量，這可能是由于施用海泡石可增加土壤的離子交換量，增強(qiáng)了土壤顆粒外邊緣對(duì)Cd的吸附，降低了土壤中酸提取態(tài)Cd含量，這與Basta等報(bào)道相一致[30]。施用有機(jī)肥是補(bǔ)充土壤有機(jī)質(zhì)重要措施之一，但是土壤中重金屬有效態(tài)降低并不顯著[31]。而石灰的施用可促進(jìn)土壤中有機(jī)質(zhì)的分解，且在分解過程中消耗質(zhì)子，從而提高土壤 pH 值并且土壤有機(jī)質(zhì)組成中的胡敏酸和胡敏素都可與重金屬離子形成穩(wěn)定的絡(luò)合產(chǎn)物，進(jìn)而可減少植物對(duì)重金屬的吸收[32-33]。鈣鎂磷肥是一種堿性的可溶性磷肥，可提高土壤pH值，可誘導(dǎo)重金屬形成磷酸鹽沉淀[34]并且鈣化合物與磷酸鹽之間的共沉淀反應(yīng)也能導(dǎo)致金屬氧化物沉淀[35]。這些反應(yīng)均有利于降低土壤中重金屬的生物有效性。Xiao等也報(bào)道石灰與磷酸鹽組配較單施石灰或磷酸鹽更能降低水稻對(duì)重金屬的吸收[36]。此外，有機(jī)肥或鈣鎂磷肥與石灰組合可促進(jìn)重金屬有效態(tài)向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)換[37]。

2.2 改良劑對(duì)Cd在水稻各器官分布影響

所有處理的水稻根、莖葉和糙米中Cd含量隨土壤中Cd含量升高而呈升高趨勢(shì)（圖3），且水稻不同部位Cd含量差異明顯，總體上，大小順序?yàn)楦厩o葉＞糙米，這一結(jié)果與植物各部位代謝程度有關(guān)[10]。但水稻各部位Cd含量隨石灰及其組配改良劑施用均不同程度降低（圖3）。

圖3 石灰組配改良劑對(duì)水稻各部質(zhì)量分?jǐn)?shù)分布的影響Fig.3 Mass fraction of Cd in rice organs under lime based amendments

在T1和T2田塊中，除T1處的石灰+海泡石+有機(jī)肥處理外，水稻根部Cd含量在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石、鈣鎂磷肥和有機(jī)肥較對(duì)照均顯著降低，其中對(duì)于T1田塊，在石灰基礎(chǔ)上，配施海泡石水稻根部降低率最高為27.3%，其次為單施石灰處理和石灰+鈣鎂磷肥處理。對(duì)于T2田塊，在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石+有機(jī)肥水稻根部降低率最高為63.37%，其次為石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥和石灰+有機(jī)肥處理。而在T3田塊中除石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理外，單施石灰及其組配改良劑較對(duì)照均能顯著降低水稻根部Cd含量（P ＜0.05），其中石灰+有機(jī)肥處理下較對(duì)照水稻根部 Cd含量降低率最高為 69.08%，且與單施石灰處理相比呈顯著差異（P＜0.05）。在石灰+海泡石+有機(jī)肥處理下T1和T2田塊中水稻根部含量差異顯著以及在石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理下T2和T3田塊中水稻根部含量差異顯著可能都是由于土壤中Cd有效態(tài)含量相差較大所引起，而土壤中重金屬有效態(tài)含量與水稻根重金屬含量呈顯著正相關(guān)（表2）。

水稻莖葉中Cd含量隨著改良劑施用在T1，T2和T3田塊中均不同程度降低。對(duì)于T1田塊在石灰基礎(chǔ)上配施有機(jī)肥較對(duì)照水稻莖葉中Cd含量降低率最高為42.9%，其次為石灰+海泡石處理。在T2田塊中，除石灰+鈣鎂磷肥和石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理外，石灰組配改良劑處理下水稻莖葉 Cd含量均顯著低于單施石灰處理（P＜0.05），其中在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石+有機(jī)肥較對(duì)照水稻莖葉中Cd含量降低率最高為71.9%，其次為石灰+海泡石處理和石灰+有機(jī)肥處理，且與單施石灰相比均呈顯著差異（P＜0.05）。而在T3田塊中石灰及其組配改良劑處理較對(duì)照水稻莖葉Cd含量均顯著降低（P＜0.05），但僅石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理與單施石灰相比呈顯著差異（P＜0.05），且與對(duì)照相比水稻莖葉中Cd含量降低率最高為69.1%。

表2 水稻各部Cd含量和土壤Cd總量、酸提取態(tài)Cd含量及pH值相關(guān)性Table 2 Correlation coefficients between Cd concentration in rice and total Cd, acid extractable Cd, pH value in soil

在不施用改良劑處理下，T1、T2和 T3三地糙米中的 Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均超過食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)中糙米限量值0.2 mg/kg（GB2762-2012），并且隨著Cd污染程度的增加，糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈升高趨勢(shì)。石灰及其組配改良劑處理較對(duì)照糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均顯著降低，其中在單施石灰處理下可使中輕度Cd污染T1和T2兩地糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于0.2 mg/kg，而重度Cd污染的T3處糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)仍高于0.2 mg/kg，但是組配改良劑的施用使T1、T2和T3三地糙米中Cd含量均沒超過食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)中糙米限量值0.2 mg/kg。對(duì)于T1田塊，在石灰基礎(chǔ)上配施海泡石處理下糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.119 mg/kg，較對(duì)照糙米中Cd含量降低率最高為48.3%，其次為石灰+有機(jī)肥和石灰+鈣鎂磷肥處理，糙米中 Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.122和0.151 mg/kg，較對(duì)照分別降低46.7%和34.2%。對(duì)于T2田塊，石灰+有機(jī)肥處理下糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.113 mg/kg，較對(duì)照糙米中Cd含量降低率最高為52.8%，且與單施石灰相比呈差異顯著（P＜0.05），其次為石灰+鈣鎂磷肥和石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理，糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.125和0.150 mg/kg，較對(duì)照分別降低47.8%和37.5%。對(duì)于T3田塊土壤中石灰+鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理下糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.156 mg/kg，較對(duì)照糙米中Cd含量降低率最高為51.2%，其次為石灰+有機(jī)肥處理和石灰+海泡石處理，糙米中Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.177和0.184 mg/kg，較對(duì)照分別降低 44.6%和 42.5%，且三者處理下糙米中Cd含量均顯著低于單施石灰處理（P＜0.05）。

上述結(jié)果表明，石灰及其組合改良劑的施用總體能抑制水稻各部位對(duì)Cd吸收，且除在T3田塊中石灰+鈣鎂磷肥和石灰+海泡石+鈣鎂磷肥處理外，其他石灰組配改良劑處理均可使輕、中和重度Cd污染稻田土壤中糙米中Cd含量均低于食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)中糙米限量值。Bian等通過施用石灰、生物炭和硅渣修復(fù)重金屬污染稻田，結(jié)果表明石灰處理下水稻各組織中Cd的含量均顯著低于生物炭和硅渣處理，并推測(cè)其可能原因是施用石灰處理改變土壤pH值所致[38]。He等通過單施石灰、鋼渣、甘蔗渣及三者相互組合對(duì)稻田進(jìn)行穩(wěn)定修復(fù)，結(jié)果表明組合后改良劑穩(wěn)定修復(fù)效果均優(yōu)于單施處理[13]。Hussain等也通過分別單施石灰和石灰與生物炭、膨潤土組合對(duì)重金屬污染的菜地土壤進(jìn)行盆栽試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，改良劑的施用均降低了土壤中重金屬的有效性，尤其石灰組配較單施石灰降低更明顯[6]。在土壤中施用海泡石可夠促進(jìn)土壤中交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定殘?jiān)鼞B(tài)Cd，減少植物對(duì)重金屬的吸收[39]和鈣鎂磷肥本身含有的鈣、鎂等元素對(duì)植物吸收重金屬起到一定的拮抗作用[20]。Sun等通過在Cd污染稻田中施用海泡石，膨潤土和磷酸鹽穩(wěn)定土壤Cd，結(jié)果表明，改良劑的施用減少水稻對(duì)Cd的吸收[40]。

此外，對(duì)于輕度Cd污染田塊，水稻根部Cd含量在石灰+海泡石處理下顯著減少（P＜0.05），而對(duì)于中度和重度Cd污染田塊，水稻根部Cd含量在石灰+有機(jī)肥和石灰+海泡石+有機(jī)肥處理下可顯著減少（P＜0.05）。在輕度、中度和重度Cd污染田塊中，在石灰基礎(chǔ)上配施有機(jī)肥和配施海泡石均可顯著抑制水稻莖葉和糙米對(duì)于Cd的吸收（P＜0.05），除此之外，對(duì)于中度和重度Cd污染田塊中水稻莖葉 Cd含量在石灰+海泡石+有機(jī)肥處理下也顯著降低（P＜0.05），對(duì)于中度和輕度Cd污染田塊在石灰基礎(chǔ)上配施鈣鎂磷肥處理下可抑制糙米對(duì)Cd吸收，而在中度和重度Cd污染田塊糙米中Cd含量在石灰基礎(chǔ)上配施鈣鎂磷肥+有機(jī)肥處理下顯著降低（P＜0.05）。上述結(jié)果說明在土壤-水稻系統(tǒng)中，土壤中 Cd進(jìn)入到稻米中可能要經(jīng)歷土壤-稻根、稻根-莖葉和莖葉-稻米 3個(gè)不同的過程，而改良劑施用可能會(huì)影響水稻各部對(duì)Cd的吸收，與先前研究結(jié)果相一致[41]。

2.3 相關(guān)性分析

通過相關(guān)性分析表明，水稻根、莖葉和糙米中Cd含量與土壤Cd全量和土壤酸提取態(tài)Cd含量均呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），并且相關(guān)系數(shù)：糙米＞莖葉＞根。其中糙米Cd含量與土壤Cd含量和有效態(tài)Cd含量呈極顯著相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別為0.440和0.515，說明土壤酸提取態(tài)Cd含量也可作為影響糙米對(duì)Cd吸收的關(guān)鍵因素。此外，土壤總量Cd與酸提取態(tài)Cd呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)為 0.957，所以土壤總量與糙米中Cd含量亦呈極顯著相關(guān)（P＜0.01）。水稻各部間Cd含量也呈正顯著相關(guān)（P＜0.01），其中糙米與水稻根部和莖葉中Cd含量相關(guān)系數(shù)分別為0.462和0.567，說明水稻根和莖葉中Cd的含量對(duì)減少糙米中Cd含量有著同等重要作用。此外，土壤pH值與水稻根和糙米中Cd含量呈負(fù)相關(guān)，而與水稻莖葉中Cd含量呈正相關(guān)，但均無顯著差異。這結(jié)果說明在土壤中植物對(duì)Cd的吸收是一個(gè)極其復(fù)雜的過程，隨著改良劑的施用除了土壤 pH值外，土壤 CEC及EC等土壤理化性質(zhì)變化[6]和以及微觀環(huán)境如活性氧、氧化應(yīng)激和細(xì)胞膜脂質(zhì)過氧化反應(yīng)的發(fā)生，共同作用下的結(jié)果[42]。而在本試驗(yàn)中石灰及其組合改良劑施用對(duì)水稻吸收Cd的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制有待進(jìn)一步研究。

3 結(jié) 論

1）在湖南地區(qū)選取輕、中和重度Cd污染田塊通過田間試驗(yàn)結(jié)果表明，在不施加改良劑條件下，隨著污染程度的增加，土壤pH值、酸可提取態(tài)Cd含量和水稻根、莖葉和糙米中Cd含量均呈升高趨勢(shì)。單施石灰均能顯著提高土壤 pH 值（P＜0.05）和降低酸提取態(tài) Cd含量（P＜0.05），而石灰配施海泡石或有機(jī)肥、配施海泡石和有機(jī)肥組配改良劑處理下不同Cd污染程度土壤平均pH值最高，相應(yīng)的平均酸提取態(tài) Cd含量也顯著降低（P＜0.05）。

2）石灰配施海泡石、有機(jī)肥或鈣鎂磷肥處理下在0.68 mg/kg Cd污染田塊中糙米Cd含量為0.119，0.122和0.151 mg/kg，較對(duì)照分別顯著降低了 48.3%，46.7%和34.2%，石灰配施有機(jī)肥、鈣鎂磷肥或鈣鎂磷肥和有機(jī)肥在1.42 mg/kg Cd污染田塊中糙米Cd含量為0.113，0.125和0.150 mg/kg，較對(duì)照分別顯著降低了 52.8%，47.8%和37.5%，石灰配施鈣鎂磷肥和有機(jī)肥、有機(jī)肥或海泡石在3.08 mg/kg Cd污染田塊中糙米Cd含量為0.156，0.177和0.184 mg/kg，較對(duì)照分別顯著降低了 51.2%，44.6%和42.5%，均低于食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)中糙米限量值 0.2 mg/kg（GB2762-2012)。

3）土壤Cd全量和土壤酸提取態(tài)Cd含量均與水稻根、莖葉和糙米 Cd含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），土壤總量Cd與酸提取態(tài)Cd呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)為0.957，并且水稻根、莖葉和糙米中Cd含量間也呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），說明土壤酸提取態(tài) Cd含量也可作為影響糙米對(duì)Cd吸收的關(guān)鍵因素。

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