外源有機(jī)物配合化肥減施對水稻產(chǎn)量及鎘吸收的影響

謝 杰，陳院華，秦文婧,楊 濤，徐昌旭，董愛琴

(1.江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院 土壤肥料與資源環(huán)境研究所/國家紅壤改良工程技術(shù)研究中心，江西 南昌 330200；2.華南農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，廣東 廣州510462； 3.江西農(nóng)業(yè)大學(xué) 資產(chǎn)與實(shí)驗(yàn)室管理處，江西 南昌 330045)

工農(nóng)業(yè)的發(fā)展和農(nóng)業(yè)投入品的大量使用在一定程度上造成了農(nóng)田土壤的重金屬污染。由于重金屬污染具有隱蔽性、潛伏性和長期性等特征[1]，因而受到越來越多的關(guān)注。其中，重金屬鎘(Cd)的危害大、毒性高，在南方酸性土壤上種植的水稻尤其容易受到Cd的污染。近年來，關(guān)于稻米Cd超標(biāo)的事件不斷發(fā)生[2]。因此，對土壤Cd污染進(jìn)行治理具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

目前，對土壤Cd污染的治理主要是通過降低土壤中Cd的活性和消減其總量來實(shí)現(xiàn)的，前者主要通過向土壤中添加鈍化材料來改變Cd在土壤中的賦存形態(tài)，從而降低其生物利用度，達(dá)到降低農(nóng)作物中Cd含量的目的[3]；后者則主要通過物理手段人工移除污染土壤或在污染土壤上直接覆蓋未被污染的土壤來降低土壤中Cd總量。相比之下，物理修復(fù)法效果徹底，但需要大量人力物力，實(shí)施難度很大，而化學(xué)鈍化法實(shí)施簡單，治理周期短，且成本投入較低，是一種經(jīng)濟(jì)高效的Cd污染土壤修復(fù)方法，得到越來越廣泛的關(guān)注。

外源有機(jī)物可用作重金屬污染土壤的鈍化修復(fù)材料[4-5]。有機(jī)質(zhì)的腐解過程會產(chǎn)生大量高分子芳香性物質(zhì)腐植酸，由于腐植酸帶有多種活性官能團(tuán)，如羧基、酚羥基、羰基等，從而具有極強(qiáng)的吸附并捕集金屬離子的能力。目前，已有大量的研究表明，腐植酸可以與土壤中包含Cd離子在內(nèi)的重金屬離子形成金屬絡(luò)合物[6-7]，從而改變土壤中重金屬的形態(tài)。王晶等[8]研究表明，腐植酸的投入可以明顯降低土壤中可溶態(tài)Cd含量，而有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量明顯上升。王果等[9]研究表明，有機(jī)物料能夠降低土壤中可溶態(tài)Cd含量。另外，有機(jī)物對土壤pH值的提升作用也是其能降低重金屬有效性的重要原因[10]。

添加外源有機(jī)物質(zhì)鈍化土壤中的Cd具有成本較低、不破壞土壤結(jié)構(gòu)、不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點(diǎn)，同時(shí)可改善土壤的物理和化學(xué)性質(zhì)，提升土壤肥力。目前的研究多集中在添加有機(jī)物對土壤Cd形態(tài)和生物有效性的影響方面[11-13]。易卿等[11]研究表明，生物質(zhì)黑碳施入土壤后增強(qiáng)了土壤對Cd的固持作用，降低了土壤中有效態(tài)Cd含量。孫文博等[12]將蔗渣和巰基蔗渣加入土壤中，兩者不同程度地降低了土壤有效態(tài)Cd含量以及小白菜地上部分的Cd含量。林愛軍等[13]研究發(fā)現(xiàn)，向土壤中添加骨炭后，多種重金屬的水溶態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量下降。而骨粉、魚粉、蝦殼粉等動物源生物質(zhì)材料的養(yǎng)分含量顯著高于其他生物質(zhì)材料，目前尚未見在化肥減施條件下，這些有機(jī)物料及其碳化產(chǎn)物對水稻產(chǎn)量、Cd含量、Cd吸收量及土壤中Cd形態(tài)的影響研究。為此，采用碳化前后的骨粉、魚粉、蝦殼粉等有機(jī)物作為鈍化材料，同時(shí)將紫云英作為常規(guī)有機(jī)物進(jìn)行翻壓，并根據(jù)有機(jī)物所含養(yǎng)分采取相應(yīng)的化肥減施措施，研究在化肥減施下有機(jī)物降低土壤Cd活性的效果，以期為降低土壤Cd污染治理成本措施的制訂提供理論基礎(chǔ)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)地概況及試驗(yàn)材料

桶栽試驗(yàn)在位于江西省南昌市南昌縣的江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與資源環(huán)境研究所網(wǎng)室內(nèi)進(jìn)行，該區(qū)域地處中亞熱帶，年降雨量為1 600 mm。供試土壤于2017年3月取自江西省貴溪市周邊無明顯污染源的田塊，土壤類型為潛育型水稻土。該田塊長期使用信江河水進(jìn)行灌溉，取土深度為0～20 cm。該土壤屬于中等肥力土壤，含有機(jī)質(zhì)21.82 g/kg、全氮1.76 g/kg、全磷0.541 g/kg、有效磷84.4 mg/kg、速效鉀219.5 mg/kg，pH值5.46。土壤本底重金屬含量：全汞0.148 mg/kg、全Cd 0.579 mg/kg、全鉛21.3 mg/kg、全鉻25.21 mg/kg、全銅73.46 mg/kg，屬于中度Cd污染土壤。將所采集的土壤運(yùn)回網(wǎng)室，經(jīng)過初步分揀，剔出大塊石粒和殘存的織物后風(fēng)干，經(jīng)過初步破碎，進(jìn)一步過5 mm網(wǎng)篩后備用。

供試水稻品種為美新香占。

供試氮肥為尿素(含N 46%)，磷肥為過磷酸鈣(含P2O515%)，鉀肥為氯化鉀(含K2O 60%)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)置8個(gè)處理(表1)，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行試驗(yàn)，分別為骨粉(BM)、碳化骨粉(CBM)、魚粉(FM)、碳化魚粉(CFM)、蝦殼粉(SSM)、碳化蝦殼粉(CSSM)、紫云英(CMV)處理，以常規(guī)施用化肥處理為對照(CK)。其中，骨粉、魚粉、蝦殼粉以及對應(yīng)的低溫隔氧碳化產(chǎn)物(碳化溫度為500 ℃，碳化時(shí)間為3 h，碳化過程保持氮?dú)饬髁?.1 L/min)的添加量均為土壤質(zhì)量的0.5%；紫云英添加量為200 g/桶。根據(jù)各有機(jī)物的養(yǎng)分含量對各處理進(jìn)行相應(yīng)的化肥減施，其中，BM、CBM處理不施磷肥，F(xiàn)M、CFM處理不施任何化肥，SSM、CSSM處理不施氮肥，CMV處理氮肥減量50%。所有處理有機(jī)物、化肥的具體用量見表1。

2017年5月22日，分別向每個(gè)直徑29 cm、高40 cm的塑料桶中裝入15 kg風(fēng)干土壤，保持桶內(nèi)土面淹水5 cm左右，浸泡10 d，以恢復(fù)土壤本身性狀。2017年6月2日，傾倒塑料桶中多余的水，將所有的有機(jī)物施入對應(yīng)的塑料桶中，充分?jǐn)嚢?，之后每? d攪拌一次，6月16日施基肥，6月18日進(jìn)行水稻移栽，每桶栽種水稻秧苗3株。2017年10月30日，收割所有水稻樣品，貼好標(biāo)簽，帶回實(shí)驗(yàn)室。

表1 不同處理有機(jī)物的種類、添加量和化肥施用量Tab.1 The varieties,addition amount of organic matter and application amount of chemical fertilizer of different treatments

1.3 樣品采集及處理

采集的水稻樣品，用自來水充分沖洗，洗去附著在表面的灰塵和泥垢，晾干，70 ℃下烘干至恒質(zhì)量，分離秸稈、稻谷并分別稱質(zhì)量，稻谷用礱谷機(jī)分離出糙米和谷殼，二次計(jì)質(zhì)量。所有秸稈、糙米、谷殼樣品均經(jīng)過粉碎，過孔徑0.355 mm尼龍篩，用密封袋存儲備用。

采集水稻樣品的同時(shí)采集土壤樣品。每桶取約500 g新鮮土壤樣品，在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)風(fēng)干，然后去除石塊與雜物，搗碎，研磨后先后過孔徑2.0、0.149 mm尼龍篩，保存?zhèn)溆谩?/p>

1.4 測定項(xiàng)目及方法

土壤中5種形態(tài)(可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài))Cd的提取依據(jù)TESSIER法進(jìn)行[14]，各種形態(tài)Cd含量采用石墨爐原子吸收分光光度法測定[15]，其檢出限為0.01 mg/kg。測定條件：樣品進(jìn)樣量20 μL、稀釋液(超純水)進(jìn)樣量5 μL、干燥溫度110 ℃、灰化溫度500 ℃、原子化溫度1 600 ℃、清除溫度2 450 ℃。測定土壤中可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量時(shí)，為消除較高的基體效應(yīng)，樣品經(jīng)儀器自動稀釋5倍后進(jìn)樣。

采用硝酸-高氯酸濕法消解—石墨爐原子吸收法測定水稻秸稈、谷殼及糙米中Cd含量[16]。然后計(jì)算水稻對Cd的生物富集系數(shù)，其計(jì)算公式見式(1)。

生物富集系數(shù)=水稻各部位Cd含量/土壤中Cd的含量

(1)

水稻廢棄物、糙米以及水稻整株吸Cd量的計(jì)算公式見式(2)、(3)和式(4)。

廢棄物吸Cd 量=谷殼產(chǎn)量×谷殼Cd含量+秸稈產(chǎn)量×秸稈Cd含量

(2)

糙米吸Cd 量=糙米產(chǎn)量×糙米Cd含量

(3)

水稻整株吸Cd 量=廢棄物吸Cd量+糙米吸Cd 量

(4)

土壤Cd的質(zhì)量控制標(biāo)準(zhǔn)樣品為GBW07405(GSS-5)和GBW07452(GSS-22)，平均回收率為97.7%；水稻樣品的質(zhì)量控制標(biāo)準(zhǔn)樣品為GBW10045(GSB-23)，樣品回收率為99.2%。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

使用Excel 2016、SPSS 24.0對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，使用Origin 8.5繪制圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 外源有機(jī)物配合化肥減施對水稻產(chǎn)量的影響

由圖1可知，與CK相比，除SSM處理外，其他所有有機(jī)物處理秸稈產(chǎn)量均降低，所有有機(jī)物處理中，僅CMV和SSM處理與CK差異不顯著。各處理秸稈產(chǎn)量下降幅度表現(xiàn)為FM>CFM>CSSM>CBM>BM>CMV，F(xiàn)M處理降幅最大，達(dá)45.97%，其次是CFM，降幅為38.49%。

對稻谷和糙米產(chǎn)量進(jìn)行分析(圖1)發(fā)現(xiàn)，兩者表現(xiàn)出很好的一致性。SSM處理的稻谷和糙米產(chǎn)量均最高，其次是CK，兩者無顯著差異；而FM和CFM處理的稻谷和糙米產(chǎn)量均較低，兩者沒有顯著差異。對于稻谷產(chǎn)量，CFM和FM處理稻谷產(chǎn)量僅為SSM處理的50.51%和49.86%，分別為CK的50.94%和50.28%；對于糙米產(chǎn)量，CFM和FM處理糙米產(chǎn)量也僅為CK和SSM處理的50%左右。對稻谷產(chǎn)量進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)，除SSM處理外，其他有機(jī)物處理均顯著降低了稻谷產(chǎn)量；對糙米產(chǎn)量進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)，僅FM、CFM、CSSM處理的糙米產(chǎn)量顯著低于CK。

綜合分析發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)M和CFM處理的水稻秸稈、稻谷、糙米產(chǎn)量都極大地低于CK和SSM處理，也低于其他有機(jī)物處理。這種現(xiàn)象是由水稻的長勢差異造成的，由于魚粉養(yǎng)分含量高，在土壤中施入未經(jīng)充分腐熟的魚粉導(dǎo)致秧苗移栽后出現(xiàn)了一定程度的燒苗現(xiàn)象，秧苗返青慢，并影響了水稻的生長，造成植株矮小、有效分蘗少，最終極大地影響了水稻的產(chǎn)量。

單從籽粒產(chǎn)量數(shù)據(jù)上分析，有機(jī)物的添加沒有起到促進(jìn)水稻增產(chǎn)的作用，某些添加物甚至帶來減產(chǎn)的風(fēng)險(xiǎn)，其中，BM、CBM、SSM、CMV處理對水稻籽粒產(chǎn)量影響不大。

不同小寫字母表示不同處理間的差異顯著(P<0.05)，下同Different lowercase letters indicate significant differences among different treatments (P<0.05)，the same below圖1 不同處理水稻秸稈、稻谷和糙米產(chǎn)量Fig.1 Yield of rice straw,unhusked rice and brown rice under different treatments

2.2 外源有機(jī)物配合化肥減施對水稻植株Cd的分布及生物富集系數(shù)的影響

2.2.1 Cd在水稻體內(nèi)的分布 由表2可知，水稻植株體內(nèi)，Cd的分布總體上表現(xiàn)為秸稈>谷殼>糙米。這是因?yàn)樵谒旧L過程中，土壤中的Cd經(jīng)過“根系吸收—木質(zhì)部裝載轉(zhuǎn)運(yùn)—組織沉積”過程進(jìn)入水稻植株內(nèi)部，經(jīng)過木質(zhì)部轉(zhuǎn)運(yùn)來的Cd在水稻生長過程中，被固定在細(xì)胞壁中且逐漸累積[17]，導(dǎo)致秸稈中Cd含量高于谷殼和糙米。

輻射制冷量是衡量輻射供冷頂板的重要指標(biāo)之一，制冷量越大，實(shí)際應(yīng)用的價(jià)值越高.但輻射板提供的供冷量與輻射板供冷量的實(shí)際利用率不同，因?yàn)檩椛浒宓目偣├淞恳环矫嬉S持輻射板本身的溫度，另一方面提供室內(nèi)降溫[10].根據(jù)式(5)～式(7)，即可由室內(nèi)環(huán)境參數(shù)得到輻射板不同工況下的供冷能力.圖9給出了室內(nèi)熱源變化(室內(nèi)壁面溫度AUST由26 ℃到28 ℃)和室溫變化(24 ℃到26 ℃)時(shí)，在相同供水溫度14 ℃下，輻射板實(shí)際供冷能力的變化.

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示不同處理間的差異顯著(P<0.05)，下同。

Note： The different lowercase letters after data of the same column mean significant differences among different treatments(P<0.05),the same below.

從表2可以看到，本研究所采用的多種有機(jī)物對水稻不同部位的Cd含量有較大的影響。其中，SSM處理各部位Cd含量均最高。出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因，一方面是蝦殼粉的Cd含量較高(0.455 mg/kg)，導(dǎo)致SSM和CSSM處理土壤的Cd含量均較CK顯著提高；另一方面，SSM處理提升了水稻的營養(yǎng)累積速率，提高了產(chǎn)量，也導(dǎo)致水稻對Cd的吸收有所增加。同時(shí)，CMV處理中，秸稈、谷殼、糙米中Cd含量均顯著高于CK，說明紫云英也同樣存在提高Cd含量的風(fēng)險(xiǎn)。

以可食部分糙米中Cd的含量為關(guān)注重點(diǎn)可以看到，與CK相比，SSM和CMV處理并不能降低糙米Cd含量，CSSM、CBM和FM處理與CK差異不顯著，而CFM和BM處理使糙米Cd含量分別顯著降低56.29%和44.00%。

水稻木質(zhì)部對Cd的裝載和運(yùn)輸決定秸稈和籽粒中Cd的積累量[18]。研究糙米和秸稈中Cd含量的關(guān)系(圖2)發(fā)現(xiàn)，兩者呈現(xiàn)明顯的正相關(guān)，其中，糙米Cd含量(y)與秸稈Cd含量(x)的線性回歸方程為y=0.417 5x+0.087(R2=0.778 8)，達(dá)到了極顯著水平。對于同一品種而言，木質(zhì)部對Cd的裝載和運(yùn)輸能力差異不大，水稻根系對Cd的活化和吸收過程是造成秸稈和糙米Cd含量差異的主要原因，而這與土壤中Cd的含量和生物有效性有關(guān)。

**表示相關(guān)性極顯著(P<0.01)** means significant correlation at 0.01 level圖2 水稻糙米與秸稈Cd含量的相關(guān)性Fig.2 Correlation between the Cd contents of rice straw and brown rice

秸稈、谷殼、糙米Cd含量與土壤Cd含量的線性回歸方程分別為Y秸稈=0.869X土壤+0.520(R2=0.031)，Y谷殼=-0.665X土壤+1.261(R2=0.024)，Y糙米=0.507X土壤+0.200(R2=0.046)。3個(gè)部位的相關(guān)性都沒有達(dá)到顯著水平，說明水稻對Cd的吸收并不直接取決于土壤總Cd含量，而與土壤中Cd的有效性有關(guān)。

2.2.2 水稻對Cd的生物富集系數(shù) 對糙米Cd含量的研究表明，CBM、FM、BM和CFM處理能降低水稻糙米中Cd的含量，但除BM和CFM處理外，其他處理糙米Cd含量均超出了食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)中關(guān)于大米Cd含量的限量標(biāo)準(zhǔn)(<0.2 mg/kg)[19]。這可能與這2個(gè)處理中殘留在土壤中的Cd含量較高有關(guān)。

生物富集系數(shù)是表征某種污染物元素在生物體內(nèi)的含量與環(huán)境中該物質(zhì)含量的比值，是一個(gè)無量綱數(shù)值[20]，常用于反映農(nóng)作物從土壤中獲取污染物的能力[21]。桶栽水稻各部位的生物富集系數(shù)見表3，通過對比表2和表3可以發(fā)現(xiàn)，各部位對Cd的生物富集系數(shù)與各部位Cd含量表現(xiàn)出相同的趨勢，即秸稈>谷殼>糙米。秸稈和糙米樣品中，Cd的生物富集系數(shù)最大的均是SSM處理，谷殼的生物富集系數(shù)最大的是CK，各部位對Cd的生物富集系數(shù)最小的均為BM處理。其中，SSM處理秸稈對Cd的生物富集系數(shù)顯著大于CK，說明蝦殼粉能在一定程度上促進(jìn)秸稈對Cd的吸收。研究表明，水稻籽粒中Cd含量主要取決于水稻韌皮部對Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力[22-23]，存在較大的品種差異[24]，同時(shí)糙米對Cd的生物富集系數(shù)從小于0.1到1.0以上都有分布[25-28]。土壤質(zhì)地[29-30]、水稻的耕作方式、田間水分管理[31]都有可能影響水稻對Cd的生物富集系數(shù)?？紤]到Cd在水稻體內(nèi)始終是通過秸稈轉(zhuǎn)運(yùn)到籽粒中的，并存在水稻劍葉對Cd的“再活化”作用[32]，秸稈對Cd的生物富集系數(shù)較高顯然不利于降低糙米中Cd的含量。

表3 水稻不同部位對Cd的生物富集系數(shù)Tab.3 The bioconcentration factor of Cd in different parts of rice

CMV和SSM處理糙米對Cd的生物富集系數(shù)均高于CK，分別是CK的1.46倍和1.94倍；其他處理均能降低糙米對Cd的生物富集系數(shù)，降低幅度為18.18%～52.93%。其中，BM處理的秸稈、谷殼、糙米對Cd的生物富集系數(shù)分別是CK的29.14%、13.87%、47.07%，是降Cd效果最好的處理。結(jié)合國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)中對糙米Cd含量小于0.2 mg/kg的限量規(guī)定[19]和不同處理糙米對Cd的生物富集系數(shù)進(jìn)行計(jì)算發(fā)現(xiàn)，在不施用有機(jī)改良劑(CK)的情況下，該水稻品種種植在Cd含量低于0.347 mg/kg的土壤中能夠生產(chǎn)出符合衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)的糙米，而施用骨粉后，土壤的臨界Cd含量提高到0.738 mg/kg。

2.2.3 水稻吸Cd量 水稻整株吸Cd量的大小可以被認(rèn)為是水稻從土壤中獲取并帶走Cd的總量。由圖3可知，廢棄物吸Cd量占整株吸Cd量的84.25%～92.69%，平均占87.84%，而糙米吸Cd量占整株吸Cd量的7.31%～15.75%，平均占12.16%。

從水稻整株吸Cd量看，與CK相比，除SSM處理顯著提高了水稻整株吸Cd量外，其余處理均顯著降低了水稻整株吸Cd量，尤其是除CMV處理外的其他處理，吸Cd量只有CK的19.60%～46.65%。廢棄物和糙米的吸Cd量趨勢與整株吸Cd量類似，依然是SSM處理吸Cd量最高，分別為CK的1.42倍和2.60倍。對于廢棄物和糙米，CFM、FM、BM、CBM、CSSM處理的吸Cd量都顯著低于CK，分別只有CK的19.40%～44.17%和22.16%～78.17%。

圖3 不同處理水稻整株、廢棄物及糙米吸Cd量Fig.3 The Cd uptake quantity of whole plant,waste and brown rice under different treatments

FM和CFM處理的產(chǎn)量和Cd含量均較低，而BM處理水稻各部位Cd含量均處于所有處理中最低水平，因此使得這3個(gè)處理無論是整株吸Cd量、廢棄物吸Cd量還是糙米吸Cd量均處于所有處理的較低或最低水平。相對于CK，SSM處理雖然沒有顯著提高水稻秸稈、稻谷和籽粒的產(chǎn)量，但由于其各部位的Cd含量都顯著高于其他處理(除CK谷殼外)，導(dǎo)致其吸Cd量顯著高于CK和其他有機(jī)物處理。

2.3 外源有機(jī)物配合化肥減施對土壤中Cd形態(tài)分布的影響

目前，最為經(jīng)典的重金屬形態(tài)分級法是由TESSIER等[14]于1979年提出的五級法，該方法根據(jù)重金屬與土壤顆粒結(jié)合力大小和結(jié)合底物的不同，將土壤中重金屬分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。其中，可交換態(tài)的重金屬能被植物直接吸收，生物有效性和毒性最高，其他形態(tài)的重金屬生物有效性依次降低，而殘?jiān)鼞B(tài)與礦物質(zhì)結(jié)合程度最高，極難被生物吸收利用。

由圖4可知，SSM、CMV、CSSM處理均能顯著提高土壤中可交換態(tài)Cd含量，其含量分別為0.294、0.282、0.248 mg/kg；而骨粉(BM和CBM)和魚粉(FM和CFM)處理對可交換態(tài)Cd含量沒有顯著影響。CSSM、BM、CFM、FM處理中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量顯著增加，分別是CK的13.79、6.34、6.17、4.14倍。在所有有機(jī)物處理中，F(xiàn)M、CMV處理對鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量均沒有顯著的影響；僅BM、CBM處理土壤中鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量大幅低于CK，分別顯著降低了66.31%、37.56%，而SSM、CSSM、CFM處理則顯著增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量，前兩者增幅較大，分別為55.39%、46.80%。所有有機(jī)物處理均顯著增加了土壤中有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量，相較于CK，紫云英的添加使得土壤有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量提高了25.07%，而CSSM、BM處理有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量顯著高于CMV處理，增幅分別為24.06%、19.34%。殘?jiān)鼞B(tài)Cd被認(rèn)為是難以被作物吸收利用的重金屬形態(tài)，從圖4可以看出，F(xiàn)M和CMV處理殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量均較CK降低，其他處理均增加了殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量，其中以BM處理最顯著，殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量為CK的1.59倍。

由圖5可知，除CMV處理(43.80%)外，其他所有有機(jī)物處理可交換態(tài)Cd含量在土壤Cd總量中所占的比例均低于CK(36.83%)，其中，最低的是CSSM處理，為27.68%，最高的為FM處理，為33.64%。CMV處理碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量占土壤Cd總量的比例(0.38%)與CK(0.28%)相差不大，其他有機(jī)物處理則不同程度地提高了土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量所占的比例，最高的為CSSM處理，為2.86%。BM和CBM處理可以明顯降低鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量在土壤Cd總量中所占的比例，其比例分別為10.23%和20.48%，其他處理所占比例相近，介于34.89%～37.13%。各處理有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量占Cd總量的比例相差不大，平均為5.01%。各處理中有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例最低的為SSM處理，為3.86%，最高的為BM處理，為5.75%。CK土壤中，殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量占Cd總量的比例為23.58%。所有添加有機(jī)物的處理中，除CMV處理殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量所占比例(13.56%)大幅低于CK，F(xiàn)M處理殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量所占比例(22.56%)略低于CK外，其他處理殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量所占比例均不同程度高于CK。其中，BM、CBM處理殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量在Cd總量中所占的比例遠(yuǎn)高于其他處理，分別為53.24%、40.30%，是CK的2.26、1.71倍。

圖4 不同處理土壤中各形態(tài)Cd的含量Fig.4 The content of various Cd forms under different treatments

圖5 不同處理土壤中不同形態(tài)Cd所占比例Fig.5 The proportion of different Cd forms in soil under different treatments

上述結(jié)果表明，有機(jī)物的加入促進(jìn)了Cd形態(tài)的轉(zhuǎn)化：除CMV處理外，其他有機(jī)物處理均能不同程度降低可交換態(tài)Cd含量在土壤Cd總量中所占的比例；除CMV和FM處理外，其他有機(jī)物處理均可不同程度增加殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量在Cd總量中的比例。BM和CBM處理在明顯增加殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量所占比例的同時(shí)，降低了土壤中鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量所占的比例，這對于減少水稻對Cd的吸收有明顯的作用。CMV處理的表現(xiàn)明顯不同于其他有機(jī)物處理，其可交換態(tài)Cd含量所占比例高于CK，而殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量所占比例又低于CK，這可能與紫云英的分解特性有關(guān)[33]。

2.4 水稻生物富集系數(shù)與土壤Cd形態(tài)之間的關(guān)系

研究發(fā)現(xiàn)，不同形態(tài)Cd的植物利用效率是不一樣的，利用難度表現(xiàn)為殘?jiān)鼞B(tài)>有機(jī)結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>可交換態(tài)[34]。事實(shí)上，水稻吸收的Cd并不僅僅局限于某種單一形態(tài)，而包含利用難度從易到難的一種或多種形態(tài)的Cd，甚至通過根部呼吸作用產(chǎn)生的有機(jī)酸溶解并吸收利用部分殘?jiān)鼞B(tài)Cd[35]。因此，依據(jù)Cd被利用的難易程度，將多種形態(tài)Cd含量占Cd總量的比例進(jìn)行逐級累加，并分析水稻各部位對Cd的生物富集系數(shù)與各單一形態(tài)Cd及不同形態(tài)Cd含量累加所占比例之間的相關(guān)性(表4)。從表4可以看到，各單一形態(tài)中，可交換態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量占Cd總量的比例與水稻各部位對Cd的生物富集系數(shù)均呈正相關(guān)，其中，可交換態(tài)Cd含量所占比例與谷殼、糙米對Cd生物富集系數(shù)的相關(guān)性分別達(dá)到極顯著、顯著水平，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例與糙米對Cd生物富集系數(shù)的相關(guān)性達(dá)到顯著水平。碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例與水稻各部位對Cd的生物富集系數(shù)均呈負(fù)相關(guān)，除糙米對Cd的生物富集系數(shù)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例的相關(guān)性不顯著外，其余均達(dá)到極顯著、顯著水平。

單一形態(tài)Cd含量所占比例與水稻各部位對Cd的生物富集系數(shù)之間的相關(guān)性，并不足以闡述水稻對不同形態(tài)Cd的利用狀況。因此，將水稻不同部位對Cd的生物富集系數(shù)分別與可交換態(tài)Cd、可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd、可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd、可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)+有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果見表4。從表4可以看到，除可交換態(tài)Cd、可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd和可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)+有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例與秸稈對Cd的生物富集系數(shù)的相關(guān)性偏低外，其余各形態(tài)Cd含量累加所占比例與秸稈、糙米、谷殼對Cd的生物富集系數(shù)均表現(xiàn)出顯著或極顯著相關(guān)性。其中，僅可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例與秸稈、糙米、谷殼對Cd的生物富集系數(shù)的相關(guān)性均達(dá)到顯著水平。

進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，秸稈、谷殼、糙米對Cd的生物富集系數(shù)與可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)+有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例之間的相關(guān)系數(shù)均低于各部位對Cd的生物富集系數(shù)與可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例的相關(guān)系數(shù)。這表明，水稻對可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)這3種形態(tài)Cd的生物利用度高于有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd。

表4 土壤單一形態(tài)Cd及累積形態(tài)Cd含量所占比例與水稻各部位對Cd生物富集系數(shù)的相關(guān)系數(shù)Tab.4 The correlation coefficient between the proportion of single and accumulated Cd forms and bioconcentration factor of Cd in different parts of rice

注：Exc代表可交換態(tài)Cd，Carb代表碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd，F(xiàn)eMnOx代表鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd，OM代表有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd。*、**分別表示相關(guān)性顯著(P<0.05)、極顯著(P<0.01)。

Note： Exc,Carb,FeMnOx and OM represent exchangeable,carbonate bounded,Fe/Mn oxide bounded,organic matter bounded Cd，respectively.*,** mean significant correlation at 0.05,0.01 levels,respectively.

結(jié)合圖5分析不同處理中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量累加所占比例發(fā)現(xiàn)，BM和CBM處理累加所占比例均明顯低于CK(72.00%)，分別僅為41.01%和54.01%；CMV處理累加所占比例達(dá)到81.18%，明顯高于CK；其余4個(gè)處理累加所占比例與CK比較接近，介于65.45%～72.20%。由此可見，BM和CBM處理明顯降低了水稻生物利用度較高的3種形態(tài)Cd含量累加所占比例，從而在產(chǎn)量與CK相差不大的前提下，使得水稻Cd含量明顯低于CK。

3 結(jié)論與討論

有關(guān)研究表明，外源有機(jī)物的加入會對土壤中的重金屬產(chǎn)生2種作用：第一，有機(jī)質(zhì)可提高土壤pH值，同時(shí)通過表面官能團(tuán)吸附土壤中的重金屬，降低重金屬的生物有效性[36]；另一方面，土壤中有機(jī)物的分解可能產(chǎn)生大量水溶性有機(jī)物，在一定程度上提高重金屬的有效性[37-38]。究竟何種作用處于主導(dǎo)地位，還需要考慮有機(jī)物中的其他組分和有機(jī)物的分解速度，因此，把有機(jī)物對重金屬的作用簡單歸結(jié)為鈍化或者活化是不夠全面的[39]。

骨粉作為一種動物制品，其含有豐富的磷酸三鈣[40]，品質(zhì)較好的骨粉被廣泛用作飼料添加劑，品質(zhì)較差的則被作為磷肥進(jìn)行施用。骨粉中的磷和鈣主要以羥基磷灰石晶體和無定型磷酸氫鈣形式存在，在土壤中分解的過程中可產(chǎn)生磷酸根和磷酸氫根等陰離子，這些官能團(tuán)與重金屬陽離子結(jié)合生成含磷或磷酸根的重金屬沉淀[41-42]，大大降低了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量以及可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)3種形態(tài)Cd含量在土壤Cd總量中所占的比例，從而降低重金屬的生物有效性；另一方面，骨粉本身內(nèi)部孔隙較多，比表面積較大[43]，也可通過物理吸附作用固定一部分土壤Cd。

魚粉和蝦殼粉含有大量的有機(jī)質(zhì)，能提高土壤的有機(jī)質(zhì)含量。未經(jīng)腐熟的魚粉施入土壤將造成水稻燒苗，嚴(yán)重抑制水稻的生長，影響水稻產(chǎn)量；而蝦殼粉在土壤中的腐熟過程比魚粉快，燒苗現(xiàn)象不明顯，且腐熟時(shí)釋放了大量營養(yǎng)物質(zhì)，使得蝦殼粉處理水稻的產(chǎn)量高于其他處理。

紫云英被微生物腐解后產(chǎn)生腐殖質(zhì)，有研究證實(shí)這種腐殖質(zhì)可以將土壤游離態(tài)Cd轉(zhuǎn)變?yōu)橛袡C(jī)結(jié)合態(tài)Cd[26-27]。但本研究發(fā)現(xiàn)，紫云英更多地趨向于活化土壤中的Cd，主要表現(xiàn)在可交換態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd所占比例增加且殘?jiān)鼞B(tài)Cd所占比例降低，這可能與紫云英腐解產(chǎn)物有關(guān)。紫云英的腐解過程中產(chǎn)生大量小分子水溶性有機(jī)物[33]，其具有很多活性官能團(tuán)，增加了Cd的生物有效性，因此，提高了糙米對Cd的生物富集系數(shù)。從土壤Cd的形態(tài)看，可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)+鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量所占比例高于CK，因此，可認(rèn)為紫云英對Cd具有一定的活化作用，長期種植和翻壓可能帶來一定的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

本研究設(shè)置了3種有機(jī)物碳化材料處理，結(jié)果顯示，碳化骨粉處理水稻對Cd的生物富集系數(shù)、吸Cd量均高于未經(jīng)碳化的骨粉處理，而魚粉與蝦殼粉處理呈現(xiàn)相反的現(xiàn)象。造成這一現(xiàn)象的主要原因是魚粉和蝦殼粉與骨粉成分、結(jié)構(gòu)不同。魚粉和蝦殼粉含有大量的有機(jī)物質(zhì)，低溫隔氧碳化過程使得有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化成生物炭，進(jìn)而通過物理吸附和化學(xué)鈍化作用降低土壤中Cd的活性，減少水稻對Cd的吸收[44]；而骨粉由于內(nèi)部微孔隙較多，不完全的低溫碳化過程使得骨粉內(nèi)的有機(jī)質(zhì)碳化結(jié)焦堵塞在骨粉的內(nèi)部孔隙中，減小了骨粉的比表面積，同時(shí)也增大了羥基磷灰石等含磷物質(zhì)分解釋放的難度。

從肥料減施效果上看，骨粉、碳化骨粉、蝦殼粉處理與CK相比，糙米產(chǎn)量均沒有顯著變化，其中，骨粉、碳化骨粉處理免施了磷肥，蝦殼粉處理免施了氮肥。紫云英處理可以在減施氮肥50%情況下仍舊保持較高的糙米產(chǎn)量。綜合來看，骨粉配合免施磷肥措施可以在保持稻谷產(chǎn)量不下降的條件下減少水稻對Cd的吸收，其糙米對Cd的生物富集系數(shù)僅為0.271，可以將水稻安全種植的Cd臨界含量從CK的0.347 mg/kg提高到0.738 mg/kg。骨粉成本低廉，配合化肥減施可進(jìn)一步降低Cd污染農(nóng)田的鈍化治理成本，在實(shí)現(xiàn)污染農(nóng)田的水稻安全生產(chǎn)方面具有較好的應(yīng)用前景。