土壤改良劑對Cd污染石灰性稻田土壤Cd形態(tài)與水稻Cd積累的影響

吳多基，吳建富*，黃振俠，劉宇新，熊江花

（1.江西農(nóng)業(yè)大學(xué) 國土資源與環(huán)境學(xué)院，江西 南昌 330045；2.江西省農(nóng)業(yè)生態(tài)與資源保護站，江西 南昌 330006）

【研究意義】近年來，稻田土壤Cd污染導(dǎo)致稻米Cd含量超標的問題已引起了世界各國以及社會各界的廣泛關(guān)注[1]，并成為眾多學(xué)者探討的焦點。隨著人類經(jīng)濟以及工業(yè)化的快速發(fā)展，稻田土壤Cd污染問題日益嚴重，但是農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化進程的加快所起的助推作用也不容忽視。我國南方作為稻米的主產(chǎn)區(qū)，卻有相當比例的稻谷Cd 含量超過了中國食品限量標準（0.2 mg/kg）[2]。與大多數(shù)其他有毒金屬元素相比，Cd 很容易在水稻的可食部分中積累，并且通過食物鏈到達人體組織，引起嚴重的健康問題[3]。為了更好地踐行國家糧食安全生產(chǎn)戰(zhàn)略，加快推進Cd污染農(nóng)田治理已迫在眉睫，而去除土壤中的Cd或者改變Cd的移動性是實現(xiàn)這一目標的重要前提，對于降低Cd 進入水稻體內(nèi)至關(guān)重要?！厩叭搜芯窟M展】越來越多的學(xué)者開始圍繞修復(fù)土壤Cd污染問題展開探究，目前已經(jīng)開發(fā)了通過物理、化學(xué)、生物等治理手段對Cd污染土壤進行修復(fù)，考慮到修復(fù)效果和經(jīng)濟成本，土壤改良劑鈍化修復(fù)已經(jīng)成為普遍使用的有效技術(shù)手段[4-5]。研究發(fā)現(xiàn)碳酸鈣等含鈣高的堿性物質(zhì)可以增加土壤的pH 值，促進金屬水解反應(yīng)和/或共沉淀，從而導(dǎo)致重金屬的固定化。牡蠣殼由于成本低、易獲取且吸附劑豐富等優(yōu)點而受到廣泛關(guān)注。其主要成分是CaCO3，可以作為一種增效石灰材料，不少學(xué)者將牡蠣殼粉用作Cd污染土壤的改良，曾濤等[6]研究結(jié)果表明添加牡蠣殼粉能顯著增加水稻根際土壤pH 值1～2 個單位，顯著降低抽穗期和成熟期根際土壤DTPA 提取態(tài)Cd 含量，從而顯著降低糙米Cd 含量。茹淑華等[7]通過盆栽試驗發(fā)現(xiàn)堿性鈍化劑可降低輕中度Cd 污染堿性農(nóng)田土壤Cd 的有效性，并改善土壤養(yǎng)分狀況，從而達到農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)的目的。微生物菌劑在改良土壤、保護農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境方面具有積極意義，有研究表明微生物代謝產(chǎn)物及其代謝活動產(chǎn)生的能量可用于Cd 的氧化還原或沉淀過程，通過微生物固定化和Cd 配合物的生物轉(zhuǎn)化限制Cd 的遷移性和生物有效性[8]。張淼等[9]研究發(fā)現(xiàn)，微生物菌劑對水稻植株以及糙米中Cd含量的抑制效果最佳?！颈狙芯壳腥朦c】目前已報道的研究大多數(shù)是針對南方酸性Cd 污染稻田的修復(fù)效果，對于石灰性稻田Cd 污染修復(fù)研究報道較少[10-11]，而南方Cd 污染稻田地域跨度廣，土壤性質(zhì)差異大，為探索土壤改良劑在南方Cd污染的石灰性稻田仍具有修復(fù)效果。【擬解決的關(guān)鍵問題】本研究擬以受Cd污染的石灰性水稻土為研究對象，通過大田原位修復(fù)試驗，探究施用土壤調(diào)理劑、炭基微生物菌劑和復(fù)合微生物肥+RBM微生物液體菌劑對Cd污染石灰性稻田土壤化學(xué)性質(zhì)、Cd形態(tài)含量變化以及水稻各部位Cd富集與轉(zhuǎn)移的影響，以期為Cd污染的石灰性稻田土壤修復(fù)提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

大田原位修復(fù)試驗區(qū)位于江西省宜春市袁州區(qū)三陽鎮(zhèn)下門村（27°55′16″N，114°22′32″E），屬中亞熱帶季風氣候區(qū)，氣候溫和濕潤，無霜期長，年平均氣溫18.1 ℃，年平均降水量1 624.9 mm。供試土壤類型為石灰性水稻土，土壤基本化學(xué)性質(zhì)：pH 7.66，土壤有機碳含量49.8 g/kg，CEC 20.3 cmol/kg，堿解氮169.66 mg/kg，有效磷21.91 mg/kg，速效鉀58.86 mg/kg，總Cd含量1.17 mg/kg。

1.2 供試材料

（1）土壤調(diào)理劑，其主要成分與含量分別為CaCO384.2%，pH 9.78，總Cd 0.13 mg/kg，以牡蠣殼為主原料，如圖1 所示，土壤調(diào)理劑的傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜（fourier transform infrared spectroscopy，F(xiàn)TIR）分析結(jié)果顯示，存在醇和酚、胺、酰胺、酯等官能團的伸縮振動，由此可以說明該土壤調(diào)理劑具有較多的活性含氧官能團，具有較高的活性。

圖1 土壤調(diào)理劑和炭基微生物菌劑的紅外光譜分析Fig.1 FTIR analysis of soil conditioner and biochar-based microbial agent

（2）炭基微生物菌劑（粉狀），其主要成分與含量分別為有效活菌約2×108CFU/g，總Cd 0.16 mg/kg，如圖1所示，炭基微生物菌劑的FTIR分析結(jié)果顯示，存在羧酸、醇和酚、胺、酰胺等官能團的伸縮振動，由此可以說明該炭基微生物菌劑具有較多的活性含氧官能團，具有較高的活性。

（3）復(fù)合微生物肥，其主要成分與含量分別為純N 15.5%、P2O56.3%、K2O 9.2%，有機質(zhì)20.5%，有效活菌數(shù)約為2×107CFU/g，總Cd 0.11 mg/kg。

（4）RBM微生物液體菌劑，其主要成分與含量為有效活菌數(shù)約2×108CFU/g，未檢測出Cd含量。

以上4種供試材料均由江西瑞博特生物科技有限公司提供。

（5）NPK化肥：購自附近農(nóng)資店，氮肥用尿素，含純N 46%；鉀肥用氯化鉀，含K2O 60%；磷肥用鈣鎂磷肥，含P2O512%，總Cd 0.11 mg/kg。

1.3 試驗設(shè)計

設(shè)5 個處理（表1），除CK 對照處理之外，其他處理氮磷鉀養(yǎng)分施用量均保持一致。常規(guī)施肥處理，施純N 165 kg/hm2、P2O582.5 kg/hm2、K2O 165 kg/hm2，氮肥按基肥、分蘗肥與穗肥質(zhì)量比4∶2∶4 施用，鉀肥按基肥、分蘗肥與穗肥質(zhì)量比5∶2∶3施用。土壤調(diào)理劑、炭基微生物菌劑、磷肥和微生物液體菌劑均做基肥一次性施用。施用復(fù)合微生物肥的處理，基肥施450 kg/hm2，分蘗肥追施300 kg/hm2，氮磷鉀養(yǎng)分不足部分用化肥補充。試驗小區(qū)面積24 m2（4 m×6 m），重復(fù)3次，隨機區(qū)組排列，單排單灌。小區(qū)間做土埂并用塑料包裹，防止串水串肥。供試水稻品種為野香優(yōu)2 號，于6 月30 日大田濕潤育秧，7 月28 日人工移栽。栽插密度為16.7 cm×26.6 cm，每蔸3 谷粒苗。稻田灌溉水pH 5.68，未檢測出Cd 含量。其他按常規(guī)高產(chǎn)栽培要求進行。

表1 大田原位修復(fù)試驗處理Tab.1 Treatments of rice pot experiment

1.4 樣品采集與處理

水稻成熟期，按“S”型取樣法在每個試驗小區(qū)內(nèi)采集耕作層（0～20 cm）土壤樣品，混合均勻裝袋，經(jīng)自然風干，研磨過10 目和100 目尼龍篩后裝袋備用。每個試驗小區(qū)水稻植株樣品按平均有效穗數(shù)分別取樣3蔸，用小鏟子小心在根部四周鏟入將整棵植株取出，避免損壞根系。水稻植株樣品帶回實驗室用去超純水沖洗，直至沒有渾水流出，用紙巾吸去表面水分，將水稻植株分為根、莖、葉和穗，裝入信封袋中，置于烘箱105 ℃殺青30 min，然后60～70 ℃烘至恒重，用粉碎機粉碎后裝袋備用，稻谷用壟谷機分出谷殼和糙米，再用粉碎機粉碎，裝袋備用。

1.5 指標測定與分析方法

每個試驗小區(qū)于水稻成熟期實割200 蔸水稻，單獨脫粒，裝于網(wǎng)袋曬干稱重，測定水稻實際產(chǎn)量；土壤pH 值采用土水比1∶2.5，pH 計法測定，CEC 采用乙酸銨交換-蒸餾法測定，土壤有機碳采用重鉻酸鉀-外加熱法測定[12]；土壤中總Cd 含量的測定參考HJ 823—2017；土壤改良劑中總Cd 含量的測定參考NY/T 1978—2010；土壤有效態(tài)Cd 的測定參考GB/T 23739—2009，DTPA 浸提法；土壤各化學(xué)形態(tài)Cd 的測定采用改進的BCR 連續(xù)浸提法[13-14]；水稻植株各部位中Cd含量的測定參考GB 5009.15—2014，采用濕式消解法。待測液Cd濃度用火焰和石墨爐原子吸收分光光度計（Thermo Scientific iCE3500）測定。

1.6 數(shù)據(jù)處理

用Excel 2016進行數(shù)據(jù)整理，用Origin 2021作圖，用SPSS 25.0對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，并采用Duncan’s法進行顯著性檢驗，用Pearson’s法進行相關(guān)性分析。

水稻中Cd的富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）[15]按照如下公式進行計算：

式中：BCFRice代表Cd 在水稻糙米中的富集系數(shù)，CRice為水稻糙米中的Cd 含量（mg/kg），CSoil為土壤中的全量Cd（mg/kg）。TFi/j代表Cd 從水稻j部位到i部位的轉(zhuǎn)移系數(shù)：Ci為水稻i部位Cd 含量（mg/kg），Cj為水稻Cd含量（mg/kg）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤改良劑對土壤pH、有機碳和CEC含量的影響

由圖2 可知，與CK 相比，添加土壤改良劑均能不同程度地提高土壤pH 值和有機碳含量。而在等量氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，相較于NPK處理，添加土壤改良劑的處理土壤pH值均有一定的降低，但處理間差異均未達顯著水平（圖2 a，P＞0.05）；而添加炭基微生物菌劑可以提高土壤有機碳含量，增幅為13.19%。對于土壤陽離子交換量（CEC），NPK 處理表現(xiàn)為最低，與之相比，添加土壤改良劑處理的土壤CEC均有提高，增幅為2.84%～9.66%（P＞0.05）。

圖2 土壤改良劑對土壤pH（a）、土壤有機碳（b）和CEC（c）含量的影響Fig.2 Effects of soil amendments on pH（a），soil organic carbon（b），and CEC（c）

2.2 土壤改良劑對土壤Cd形態(tài)的影響

由圖3a 可知，與CK 相比，各處理的土壤DTPA 有效態(tài)Cd 均有一定程度降低，降幅為4.86%～7.42%，但處理間差異未達顯著水平（P＞0.05）；在等量氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，相較于NPK 處理，各添加土壤改良劑處理對土壤DTPA有效態(tài)Cd含量仍具有降低作用。

圖3 土壤改良劑對土壤DTPA有效態(tài)Cd含量（a）和土壤中不同形態(tài)Cd占比（b）的影響Fig.3 Effect of soil amendments on the DTPA-extractable Cd（a）and the proportion of different forms of Cd in soil（b）

由表2可知，各處理土壤Cd形態(tài)含量由大到小依次為殘渣態(tài)、可還原態(tài)、酸可提取態(tài)、可氧化態(tài)。在等量氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，與NPK 處理相比，添加土壤改良劑均可以不同程度降低土壤酸可提取態(tài)Cd 的含量，其中AF 和CMF 處理下土壤酸可提取態(tài)Cd 含量顯著降低了8.84%和8.37%（P＜0.05）；添加土壤改良劑后土壤可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd含量有所提高，但是差異未達顯著水平（P＜0.05）；對于土壤殘渣態(tài)Cd，CMF處理比單施化肥處理提高了13.55%，其余處理則對其影響不大。

表2 土壤改良劑對土壤中不同形態(tài)Cd含量的影響Tab.2 Effects of soil amendments on the content of different forms of Cd in soil

從圖3b可以看出，CK處理的土壤酸可提取態(tài)Cd、可還原態(tài)Cd和可氧化態(tài)Cd占比在各處理中最高，相應(yīng)的殘渣態(tài)Cd 占比表現(xiàn)為最低。與NPK 處理相比，CMF 處理下土壤酸可提取態(tài)Cd 的占比下降至15.2%，相應(yīng)的殘渣態(tài)Cd 的占比提高，而對可還原態(tài)Cd 和可氧化態(tài)Cd 占比的影響差異不明顯；AF 和RBM 處理則是降低了土壤酸可提取態(tài)Cd的占比，卻提高了土壤可還原態(tài)Cd的占比。綜上所述，添加土壤改良劑可以促進土壤Cd由活性強的形態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，從而降低土壤Cd的有效性。

2.3 土壤改良劑對水稻產(chǎn)量的影響

如圖4 所示，與CK 相比，施肥處理的水稻產(chǎn)量均顯著提高（P＜0.05）。在等量氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，各處理水稻產(chǎn)量在6 925.6～8 509.1 kg/hm2內(nèi)，達到當?shù)赝淼菊Ｉa(chǎn)水平。與NPK處理相比，僅CMF處理每公頃增產(chǎn)673.5 kg，增幅為8.60%（P＞0.05），其余施用土壤改良劑的處理水稻產(chǎn)量略低于NPK 處理，但是差異不顯著。

圖4 土壤改良劑對晚稻產(chǎn)量的影響Fig.4 Effects of soil amendments on yield of late rice

2.4 土壤改良劑對水稻各部位Cd含量的影響

由圖5 可知，水稻成熟期植株各部位中根系的Cd 含量最高，水稻各部位Cd 含量大小依次為根、莖、葉、糙米、谷殼。

CK處理的水稻各部位（根、莖、葉、谷殼和糙米）Cd含量在各處理中均為最高，與CK相比，施用土壤改良劑可以有效降低水稻各部位的Cd含量。在同等氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，相較于NPK 處理，施用土壤改良劑后在一定程度上能降低糙米中的Cd 含量（圖5a），降幅為22.75%～26.98%（P＜0.05），但是差異不顯著；從圖5b可以看出，谷殼中AF處理Cd含量相比NPK處理降低了7.77%（P＞0.05），而CMF和RBM處理增加了谷殼中的Cd含量，增幅為25.24%～28.16%（P＞0.05）。各施用土壤改良劑處理均提高了Cd 在水稻莖部的分配（圖5c），各處理莖部中的Cd 含量相比NPK 處理增幅為8.33%～18.75%，但處理間差異均不顯著；在葉片中，CMF處理Cd含量最高，而AF處理葉片Cd含量相較于NPK處理降低了8.33%（圖5d，P＞0.05）；由圖5e可以看出，CMF處理能促進水稻根系對Cd的吸收，根系中的Cd含量比NPK處理提高了61.70%，而AF和RBM處理對水稻根系中的Cd含量無顯著影響。

圖5 土壤改良劑對水稻糙米（a）、谷殼（b）、莖（c）、葉（d）和根（e）Cd含量的影響Fig.5 Effects of soil amendments on Cd content in brown rice（a），husk（b），stem（c），leaf（d）and root（e）

2.5 土壤改良劑對Cd在水稻體內(nèi)富集與轉(zhuǎn)移的影響

表3 為各處理水稻糙米中Cd 的富集系數(shù)以及Cd 從根系到莖部、根系到糙米、莖部到糙米的轉(zhuǎn)移系數(shù)，從中可以看出，CK 處理的水稻糙米中Cd 的富集系數(shù)BCFRice最高，且顯著高于其他處理（P＜0.05）；對于轉(zhuǎn)移系數(shù)，與其他處理無顯著差異。在等量氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，添加土壤改良劑處理的BCFRice與NPK 處理差異不顯著（P＞0.05）。與NPK 處理相比，CMF 處理后TFStem/Root和TFRice/Root分別降低了29.61%和43.52%（P＞0.05），CMF 處理可抑制Cd 從根系到莖部和從根系到糙米的轉(zhuǎn)移；而AF 處理提高了TFStem/Root，增幅為28.16%，促進了Cd 從根系到莖部的轉(zhuǎn)移。由表3 中TFRise/Stem的數(shù)值可以看出，相較于NPK 處理，AF 和CMF 處理均可以抑制Cd 從莖部到糙米的轉(zhuǎn)移，TFRise/Stem分別降低了15.98%和18.04%（P＜0.05）。相較于NPK 處理，AF 處理TFLeaf/Stem降低了15.01%，而CMF 和RBM 處理TFLeaf/Stem分別提高了15.14%和28.29%。

表3 土壤改良對Cd在水稻體內(nèi)富集系數(shù)與轉(zhuǎn)移系數(shù)的影響Tab.3 Effects of soil amendments on the enrichment and transport coefficients of Cd in rice

2.6 相關(guān)性分析

圖6 為水稻糙米Cd 含量與土壤pH、CEC、TOC、DTPA 有效態(tài)Cd 含量、各化學(xué)形態(tài)Cd 含量以及Cd 在水稻體內(nèi)的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的相關(guān)性分析，結(jié)果顯示，土壤TOC 與可氧化態(tài)Cd 含量呈顯著負相關(guān)（P＜0.05），與土壤殘渣態(tài)Cd 含量呈極顯著負相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），同時與TFStem/Root、TFRise/Stem呈顯著正相關(guān)；土壤有效態(tài)Cd 與酸可提取態(tài)Cd 呈正相關(guān)關(guān)系，與可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd 含量呈負相關(guān)；糙米Cd 富集系數(shù)與土壤殘渣態(tài)Cd 含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系。水稻糙米Cd 含量與土壤酸可提取態(tài)Cd 含量呈顯著正相關(guān)，與糙米Cd 富集系數(shù)呈極顯著正向相關(guān)；糙米Cd 富集系數(shù)（BCFbrownrice）與土壤pH、TOC 和CEC 呈負相關(guān)關(guān)系，但是未達顯著水平。

圖6 相關(guān)性分析Fig.6 Correlation analysis

3 討論

3.1 土壤改良劑對土壤Cd有效性的影響

Cd在土壤中的形態(tài)與其生物有效性密切相關(guān)，其中酸可提取態(tài)活性最高，極易被釋放成為移動性強的游離態(tài)而被植物體吸收，是造成土壤Cd 污染的主要形態(tài)；可還原態(tài)和可氧化態(tài)是通過吸附和螯合形成的結(jié)合態(tài)Cd，只在土壤氧化還原條件改變時才被釋放到環(huán)境中；而殘渣態(tài)Cd性質(zhì)穩(wěn)定、生物有效性很低，不易被植物吸收[16]。本研究發(fā)現(xiàn)，等氮磷鉀養(yǎng)分投入條件下，添加土壤調(diào)理劑、炭基微生物菌劑和復(fù)合微生物肥均能提高土壤有機碳和CEC 含量，同時降低土壤DTPA 有效態(tài)Cd 含量；形態(tài)分析表明，添加上述3種土壤改良劑均降低了土壤中酸可提取態(tài)Cd的占比，同時殘渣態(tài)的占比增加，這與朱利楠等[17]的研究結(jié)果一致。其原因可能是土壤調(diào)理劑富含的活性官能團能與Cd2+形成螯合物，同時土壤調(diào)理劑的負電荷特性、氧官能團和堿基陽離子均有助于Cd在其表面的特異性和非特異性吸附，進而影響Cd2+的遷移和生物可利用性[14]。炭基微生物菌劑和復(fù)合微生物肥降低土壤Cd生物有效性的機制并不依賴改變土壤pH，其降Cd 機制可能是炭基微生物菌劑除了富含羧酸和酰胺等含氧官能團外，炭基微生物菌劑和復(fù)合微生物肥還含有豐富的活菌，施入后能顯著提高土壤微生物數(shù)量，增強土壤酶活性和微生物生化強度[18]，促進了土壤中的Cd2+與其形成有機絡(luò)合物，提高土壤對污染物的吸附能力和緩沖性[19]。應(yīng)嬌研等[20]研究指出，土壤微生物對重金屬產(chǎn)生胞內(nèi)外沉積作用，可在胞內(nèi)細胞壁區(qū)形成顆粒狀Cd沉積物，此外還可能在細胞表面吸附Cd沉淀物或促進Cd形成沉淀。符云聰?shù)萚21]在對比不同材料對堿性土壤的降Cd效果中研究發(fā)現(xiàn)，較強的離子交換能力，可以通過吸附、配位、共沉淀等方式與Cd結(jié)合，降低其移動性。本研究還發(fā)現(xiàn)單施化肥處理也能降低土壤DTPA有效態(tài)Cd含量，其原因可能是磷肥采用鈣鎂磷肥，從物質(zhì)性質(zhì)上來看，鈣鎂磷肥屬于含磷鈍化劑，主要通過與重金屬生成難溶性的磷酸鹽沉淀來鈍化重金屬[22]；另一方面，鈣鎂磷肥使得土壤pH 值升高，使其表面膠體所帶負電荷大量增加，可誘導(dǎo)Cd2+生成Cd（OH）2或CdCO3沉淀[23]。相關(guān)分析表明，土壤有機碳與可氧化態(tài)Cd 含量呈顯著負相關(guān)，與土壤殘渣態(tài)Cd 含量呈極顯著負相關(guān)關(guān)系，表明施用炭基微生物菌劑主要是通過提高土壤有機碳含量來提高土壤可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量，進而降低土壤Cd的活性。張劍等[24]通過偏最小二乘路徑模型分析發(fā)現(xiàn)土壤有機碳可以直接影響Cd的生物有效性，進一步影響水稻中Cd的積累。

3.2 土壤改良劑對水稻吸收積累Cd的影響

本次試驗研究對象為Cd 污染的石灰性稻田（參考GB/T 36869—2018），Cd 在土壤-水稻系統(tǒng)中移動性較大，極易引起水稻籽粒中的Cd積累[25]。降低水稻糙米中的Cd含量主要有2種途徑，一是降低土壤中Cd 的生物有效性，二是阻控水稻各器官向籽粒轉(zhuǎn)運Cd[26]。大量研究報道[27-29]顯示，施用土壤改良劑對原位修復(fù)土壤Cd具有明顯效果，朱利楠等[17]研究發(fā)現(xiàn)施用不同土壤改良劑可不同程度地降低土壤中Cd的生物有效性和作物不同器官中Cd 的含量，從而緩解Cd 對植株的脅迫效應(yīng)。本試驗亦得到此結(jié)果，施用土壤調(diào)理劑、炭基微生物菌劑和復(fù)合微生物肥能降低土壤酸可提取態(tài)Cd 的含量，改變土壤中Cd 的形態(tài)和生物有效性；施用炭基微生物菌劑抑制了Cd從根系到地上部的轉(zhuǎn)移，此外，本研究還發(fā)現(xiàn)添加炭基微生物菌劑促進了Cd 在莖部中的橫向遷移（Cd 從莖部向葉片遷移），而弱化了Cd 從莖部向籽粒的縱向遷移。土壤調(diào)理劑和復(fù)合微生物肥則是通過抑制水稻根系對Cd 的吸收，進而降低了水稻糙米的Cd 積累。土壤調(diào)理劑是一種含鈣高的鈍化材料，而Ca2+與Cd2+具有相似的離子半徑，土壤調(diào)理劑中所含的鹽基離子（Ca2+、Mg2+）能與水稻根表面的Cd2+競爭吸收，從而抑制水稻根系對Cd 的吸收[30]。據(jù)報道，鈣的應(yīng)用除了競爭吸附位點，降低水稻對鎘的吸收積累，還可以間接保護細胞壁和質(zhì)膜[31]。已有的研究結(jié)論，糙米Cd富集系數(shù)與土壤pH、TOC顯著負相關(guān)，但在本研究相關(guān)性分析中并不顯著，分析其原因可能與供試土壤為石灰性土壤有關(guān)，其影響機理有待進一步研究。

本研究還發(fā)現(xiàn)，在Cd 污染稻田進行原位修復(fù)，等養(yǎng)分投入條件下施用土壤改良劑不但能降低Cd 的生物有效性，還能保證水稻產(chǎn)量。對于Cd 在水稻不同器官中的分配特征，本研究與已有研究報道的規(guī)律大致相同，即根系Cd 含量最高，莖部次之，葉片和糙米中的Cd 含量相對較低[32]。因此，在原位修復(fù)過程中，尤其是Cd重度污染地區(qū)，應(yīng)避免秸稈直接還田帶來的二次污染。

4 結(jié)論

（1）在等量養(yǎng)分投入條件下，施用土壤改良劑可以提高土壤有機碳和CEC含量，但對土壤pH含量影響不大。

（2）施用土壤調(diào)理劑和炭基微生物菌劑均能顯著降低土壤酸可提取態(tài)Cd 含量，同時提高殘渣態(tài)的占比，其中施用炭基微生物菌劑效果最好，同時該處理下抑制了Cd 從根系到地上部的轉(zhuǎn)移以及增強了Cd在莖部的橫向遷移，進而降低了Cd在水稻糙米的富集系數(shù)。

綜上所述，在Cd 污染石灰性稻田施用土壤調(diào)理劑、炭基微生物菌劑、復(fù)合微生物肥+RBM 微生物液體菌劑主要是通過提升土壤有機碳和陽離子交換量降低酸可提取態(tài)Cd含量，達到降低土壤Cd生物有效性的效果，同時降低了Cd 從根系到地上部的轉(zhuǎn)移，進而降低水稻植株對Cd 的吸收?？梢钥紤]采用炭基微生物菌劑和復(fù)合微生物肥修復(fù)Cd污染石灰性稻田，達到生態(tài)修復(fù)目標。