三種有機(jī)物料組成性質(zhì)及其對(duì)土壤Cd形態(tài)與水稻Cd含量的影響

劉高云，柏宏成，葉碧瑩，魏世強(qiáng)*

（1.西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400716；2.重慶市農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 400716）

隨著快速工業(yè)化和經(jīng)濟(jì)高速增長(zhǎng)，我國(guó)農(nóng)田重金屬污染問(wèn)題日趨嚴(yán)重。首次《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》表明，我國(guó)土壤Cd的點(diǎn)位超標(biāo)率為7%，受Cd污染農(nóng)田面積約為2×105km2[1]。Cd因其生物活性高，毒性強(qiáng)，對(duì)人體危害尤為突出，會(huì)造成骨質(zhì)疏松、高血壓等疾病。水稻是中國(guó)乃至全世界最重要的糧食作物[2]，具有Cd易累積特性[3]，食用稻米成為人群Cd暴露的主要途徑，土壤Cd污染修復(fù)與水稻Cd累積的控制成為研究熱點(diǎn)[4]。

水稻對(duì)Cd的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)受土壤Cd污染程度和Cd有效性的制約。施用重金屬鈍化劑是控制水稻Cd積累、實(shí)現(xiàn)污染稻田土壤安全利用的簡(jiǎn)便、經(jīng)濟(jì)有效的技術(shù)手段之一。重金屬活性鈍化劑種類多樣、品種繁多。其中，有機(jī)物料因其來(lái)源廣泛、富含有機(jī)質(zhì)及作物所需營(yíng)養(yǎng)元素，兼具改良土壤、營(yíng)養(yǎng)作物和重金屬活性調(diào)控等多種效用而受到廣泛關(guān)注。許多研究表明添加有機(jī)物料可以抑制土壤Cd的有效性，降低水稻對(duì)Cd的生物累積[5-6]，但也有不少研究獲得了相反的結(jié)果。例如王果等[7]研究指出，有機(jī)物料分解產(chǎn)生的水溶性有機(jī)質(zhì)可能會(huì)促進(jìn)土壤重金屬轉(zhuǎn)化及水稻養(yǎng)分的吸收，反而會(huì)增加水稻對(duì)Cd的吸收，且施加畜禽糞便可能會(huì)造成農(nóng)田土壤Cd污染[8-9]。產(chǎn)生這種差異的原因與有機(jī)物料組成和性質(zhì)差異密切相關(guān)。

目前國(guó)內(nèi)外對(duì)有機(jī)物料影響土壤Cd形態(tài)及作物Cd累積的表觀效應(yīng)已有較多研究，但對(duì)有機(jī)物料的組分差異與其土壤、作物效應(yīng)的內(nèi)在聯(lián)系研究較為薄弱。有機(jī)物料對(duì)土壤Cd活性和作物吸收累積影響的機(jī)制十分復(fù)雜，現(xiàn)有的研究一般認(rèn)為有機(jī)物料中的腐殖質(zhì)組分，因其含有大量氨基、羥基、醌基、羰基和甲氧基等多種活性功能基團(tuán)，是影響土壤重金屬活性的主要組分[10-11]。腐殖質(zhì)中的腐植酸（HA）和富里酸（FA）組分在結(jié)構(gòu)、分子大小、功能基團(tuán)種類和數(shù)量等方面存在很大差異，對(duì)土壤Cd活性與作物Cd累積亦不同。有研究表明低分子量的FA組分可以提高土壤Cd的有效性，而高分子量的HA可降低土壤中Cd的溶出[12]；FA能比HA結(jié)合更多的Cd離子，且結(jié)合后更易釋放出來(lái)，對(duì)生物有更大的有效性[13]；HA和FA的不同影響可能與其含氧官能團(tuán)和芳香度密切相關(guān)，且土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化受HA、FA用量及HA/FA的制約[14-15]。此外，有機(jī)物料組成及養(yǎng)分均可能影響其土壤、作物效應(yīng)[16]。

有機(jī)物料因其來(lái)源、堆腐條件等的不同，其組分特征必然有很大的不同，從而對(duì)土壤性質(zhì)、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化及水稻積累產(chǎn)生不同的表觀效應(yīng)。最新頒布實(shí)施的《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控》（GB 15618—2018）規(guī)定了土壤風(fēng)險(xiǎn)篩選值和管控值。顯然，有機(jī)物料對(duì)土壤-作物系統(tǒng)的Cd的調(diào)控能力會(huì)因土壤Cd污染不同而異，當(dāng)土壤Cd含量超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)篩選值或管控值時(shí)，施用不同類型有機(jī)物料能否滿足水稻安全生產(chǎn)和風(fēng)險(xiǎn)管控需求尚不清楚。為此，本研究以組分、性質(zhì)差異較大的豬糞肥、腐殖土、污泥堆肥為對(duì)象，探討三種有機(jī)物料對(duì)不同程度Cd污染土壤性質(zhì)及水稻Cd含量的影響，揭示有機(jī)物料對(duì)土壤和水稻Cd污染修復(fù)效應(yīng)與其組分和性質(zhì)特征的關(guān)聯(lián)規(guī)律，為稻田Cd污染土壤修復(fù)中有機(jī)物料的合理施用及水稻安全生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

水稻：品種為縉恢10號(hào)（西農(nóng)優(yōu)1號(hào)，品種權(quán)申請(qǐng)公告CNA001545E）。

試驗(yàn)土壤：侏羅系沙溪廟組紫色砂泥巖母質(zhì)發(fā)育的灰棕紫泥水稻土，采自于重慶市西南大學(xué)實(shí)驗(yàn)農(nóng)場(chǎng)稻田（29°48′37″N，106°24′54″E），采樣深度均為 0～20 cm（表層土壤）。土壤樣品除去草根、石塊等雜物后，自然風(fēng)干，磨細(xì)過(guò)2 mm篩備用。土壤基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 供試材料Cd全量及基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties and Cd contents in the test materials

有機(jī)物料：包括豬糞堆肥（Pig manure，PM）、污泥堆肥（Sludge composting，CS）和腐殖土（Humus soil，HM）三種來(lái)源不同的有機(jī)物料，其中PM原料取自重慶某養(yǎng)豬場(chǎng)；CS原料取自重慶某污水處理廠，經(jīng)過(guò)實(shí)驗(yàn)室好氧堆肥制得；HM取自重慶市縉云山自然保護(hù)區(qū)森林土壤腐殖質(zhì)層。樣品經(jīng)自然風(fēng)干后，粉碎過(guò)1 mm篩備用。供試有機(jī)物料的pH、養(yǎng)分及Cd全量均列于表1。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 模擬Cd污染土壤的制備

供試稻田土壤pH為7.41，按照《國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），土壤Cd的風(fēng)險(xiǎn)篩選值為0.6 mg·kg-1，風(fēng)險(xiǎn)管制值為3.0 mg·kg-1。據(jù)此，設(shè)置0 mg·kg-1（對(duì)照）、2 mg·kg-1（中度污染，約三倍篩選值，低于管制值）、10 mg·kg-1（重度污染，約三倍管制值）三個(gè)添加水平，編號(hào)記為T(mén)0、T2、T10。取前述風(fēng)干稻田土壤，按照設(shè)置的Cd濃度水平，加入相應(yīng)量的CdCl2·2.5H2O溶液，充分混合均勻后，維持溫度在25～30℃，保持土壤水分20%，陳化培養(yǎng)3個(gè)月備用。陳化后不同處理土壤總Cd濃度的實(shí)際測(cè)定結(jié)果分別為：T0為0.11 mg·kg-1，T2為2.12 mg·kg-1，T10為10.12 mg·kg-1。

1.2.2 盆栽試驗(yàn)

盆栽試驗(yàn)于2017年5月—2017年9月在溫室大棚進(jìn)行。有機(jī)物料處理包括對(duì)照組（CK）、PM、HM和CS四個(gè)處理。分別取前述不同Cd污染程度土壤6 kg，按等量有機(jī)碳（每1 kg土添加2.5 g有機(jī)碳）施入相應(yīng)有機(jī)物料，再加入適量的尿素、磷酸二氫銨和氯化鉀，保證外源基礎(chǔ)養(yǎng)分（氮、磷、鉀）添加量一致，并充分混合均勻，各處理有機(jī)物料與化肥添加量如表2所示。將其中2 kg土壤裝入預(yù)先洗凈晾干的尼龍網(wǎng)根際袋，其余4 kg裝入PVC塑料盆缽，使根際袋位于盆缽中央，非根際土壤均勻分布于根際袋周邊，而且根際土壤與非根際土壤保持同一水平，根際袋表面面積約占盆內(nèi)土面面積的1/3。然后加入去離子水至土壤飽和，淹水深度保持3 cm狀態(tài)，維持盆內(nèi)土壤高度一致，平衡兩周后移栽水稻秧苗。

精選顆粒飽滿的水稻種子，用0.1%次氯酸鈉溶液浸泡24 h，再于37℃蒸餾水中催芽，于培養(yǎng)箱育苗到兩葉一心時(shí)，挑選大小長(zhǎng)勢(shì)相近的水稻秧苗，按每盆兩株秧苗一起移栽至根際袋中心。水稻生長(zhǎng)期間通過(guò)溫室大棚恒溫調(diào)節(jié)裝置，保證溫室溫度與當(dāng)?shù)販囟葪l件一致，采用自來(lái)水進(jìn)行灌溉，每日下午6點(diǎn)，用500 mL燒杯向各個(gè)盆缽內(nèi)澆灌等量的水，保持淹水深度3～5 cm，同時(shí)每周隨機(jī)交換盆栽位置，保證采光和高度一致，每個(gè)處理設(shè)三個(gè)重復(fù)。水稻成熟時(shí)一次性收獲。采集水稻根際土（Rhizosphere，R）與非根際土（Non-rhizosphere，NR）土壤樣品，保留部分鮮樣待測(cè)，剩下的土樣經(jīng)風(fēng)干后，磨細(xì)過(guò)篩待測(cè)。水稻植株樣品分為根、莖、葉和籽粒四部分采集，用去離子水洗凈，吸水紙吸干表面水，測(cè)定鮮質(zhì)量，105℃殺青30 min，置于70℃下烘干至恒質(zhì)量，測(cè)定根莖葉生物量及水稻千粒重與單株產(chǎn)量，同時(shí)留取分析樣品。水稻植株根、莖葉用瑪瑙研缽磨碎，過(guò)20目篩，供分析測(cè)定水稻植株Cd含量，水稻籽粒用微型脫殼機(jī)脫殼，磨碎過(guò)篩后測(cè)定糙米Cd含量。

1.3 分析方法

供試土壤及有機(jī)物料基本性質(zhì)測(cè)定參照《土壤農(nóng)化常規(guī)分析方法》[17]，土壤Cd全量采用王水-高氯酸法消解，有機(jī)物料Cd全量采用反王水消解法消解，土壤Cd形態(tài)采用Tessier五步提取法，將土壤鎘分為可交換態(tài)Cd（EXC-Cd），碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd（CA-Cd）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd（Fe-Mn-Cd）及有機(jī)物結(jié)合態(tài)Cd（OM-Cd）和殘?jiān)鼞B(tài)Cd（RES-Cd）五種形態(tài)[18]。水稻根、莖、葉和籽粒樣品Cd含量采用硝酸-高氯酸消解，消解液和提取液中的Cd含量使用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)（TAS-990）測(cè)定。水稻成熟期土壤鮮樣加去離子水（土水比1∶5，V∶V）180 r·min-1振蕩2 h，離心15 min，過(guò)濾留取上清液，用碳氮分析儀（multi N/C 2100）測(cè)定DOC含量。

表2 每個(gè)盆栽各處理有機(jī)物料和化肥添加量（g）Table 2 Addition amount of organic materials and fertilizer per pot（g）

有機(jī)物料經(jīng)風(fēng)干碾磨，過(guò)0.1 mm篩，利用布魯克傅里葉紅外光譜儀對(duì)有機(jī)物料進(jìn)行分析表征，掃描范圍為0～4000 nm。依據(jù)國(guó)際腐植酸協(xié)會(huì)（IHSS）推薦的方法分離制備有機(jī)物料的HA與FA[19]，HA與FA的元素分析委托北京中科百測(cè)技術(shù)服務(wù)有限公司，采用vario EL Cube元素分析儀進(jìn)行測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

采用Excel 2016和Origin 8.0系統(tǒng)進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和作圖，SPSS 21.0進(jìn)行單因素方差分析、相關(guān)性分析，Duncan法進(jìn)行多重比較（P＜0.05）。Cd在土壤-水稻系統(tǒng)的富集系數(shù)（BCF）與轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）的計(jì)算公式如下：

富集系數(shù)BCF根/土壤=水稻根Cd含量（mg·kg-1）/土壤Cd含量（mg·kg-1）×100%；

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF莖/根=水稻莖Cd含量（mg·kg-1）/水稻根Cd含量（mg·kg-1）×100%；

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF葉/莖=水稻葉Cd含量（mg·kg-1）/水稻莖Cd含量（mg·kg-1）×100%；

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF籽粒/莖=水稻籽粒Cd含量（mg·kg-1）/水稻莖Cd含量（mg·kg-1）×100%。

2 結(jié)果與分析

2.1 有機(jī)物料組成差異分析

元素分析可以提供有機(jī)物料中HA、FA的組成和結(jié)構(gòu)的基本信息。從表3可知，同種有機(jī)物料的HA中C元素質(zhì)量占比多于FA，O元素質(zhì)量占比小于FA，不同有機(jī)物料中HA、FA的元素組成存在顯著差異。

表3 有機(jī)物料的FA與HA的元素分析及原子比Table 3 Elemental analysis of FA and HA from organic materials

HA與FA的O/C、H/C、C/N原子比可反映其結(jié)構(gòu)差異，其中O/C原子比可作為羧酸等含氧官能團(tuán)含量的指標(biāo)，含氧官能團(tuán)可通過(guò)絡(luò)合作用改變土壤Cd的存在形態(tài)和生物活性[20]。PM、HM、CS中HA的O/C原子比分別為0.43、0.53、0.5，而FA的O/C原子比高于HA，分別為0.77、0.90、0.87，三種有機(jī)物料的主要活性組分HA與FA含氧官能團(tuán)含量高低順序一致，均為HM＞CS＞PM。

H/C原子比可以標(biāo)志有機(jī)質(zhì)的來(lái)源，三種有機(jī)物料中HA的芳香基團(tuán)含量順序?yàn)镃S＞PM＞HM，而有機(jī)物料中FA的芳香基團(tuán)含量順序?yàn)镠M＞CS＞PM。

Hargitai[21]認(rèn)為腐植酸的C/N與其腐殖化程度相關(guān)，其值越高，則腐殖化程度越低。PM、HM、CS中HA的C/N原子比為8.77、10.36、9.46，說(shuō)明PM腐化程度最高，CS次之，HM最低。而有機(jī)物料的腐殖化差異，會(huì)影響其進(jìn)入土壤的分解和轉(zhuǎn)化速率。

（O+N）/C原子比反映了腐植酸之間的極性差異，PM、HM、CS中HA的（O+N）/C原子比值為0.54、0.62、0.6，F(xiàn)A的（O+N）/C原子比值為0.84、0.98、0.91，有機(jī)物料中腐殖質(zhì)的極性影響其溶解性，而HM中腐殖質(zhì)的極性最高。

圖1為三種有機(jī)物料的紅外光譜圖。由圖可見(jiàn)，三種有機(jī)物料之間具有相似的特征吸收峰，但不同吸收峰的吸收強(qiáng)度存在顯著差異。表明有機(jī)物料中的活性功能基團(tuán)結(jié)構(gòu)相似，但有機(jī)物料的種類不同，其含量和比例存在明顯差異。首先在3296 cm-1區(qū)域，為分子間締合的O-H的伸縮振動(dòng)峰，結(jié)果表明HM和PM在該區(qū)域共振吸收峰更強(qiáng)，這與有機(jī)物料HA和FA的O、H元素分析含量高低順序一致；在2853～2930 cm-1區(qū)域，為脂肪族C-H不對(duì)稱及對(duì)稱伸展振動(dòng)峰，PM與CS在此區(qū)域吸收峰較強(qiáng)，而HM在相應(yīng)位置的吸收峰相對(duì)較弱；在1625 cm-1區(qū)域，為芳香烴的骨架振動(dòng)，共振吸收峰強(qiáng)度順序?yàn)镠M＞CS＞PM，這與有機(jī)物料中FA的H、C元素分析含量高低順序一致；在1031 cm-1區(qū)域，為伯醇、芳香醚或芳香脂中的C-O伸展振動(dòng)峰，HM的共振吸收峰強(qiáng)度最大。有機(jī)物料的紅外光譜分析結(jié)果與HA、FA的元素分析結(jié)果基本吻合，反映出三種有機(jī)物料組成和性質(zhì)存在較大差異，這些差異勢(shì)必對(duì)土壤-作物系統(tǒng)中Cd的遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生不同影響。

圖1 有機(jī)物料PM、HM、CS的紅外圖譜Figure 1 Infrared spectrum of PM，HM and CS

2.2 有機(jī)物料對(duì)水稻生長(zhǎng)和Cd吸收轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

2.2.1 對(duì)水稻生長(zhǎng)性狀的影響

不同處理水稻成熟期主要生長(zhǎng)形態(tài)指標(biāo)如表4所示。可見(jiàn)，隨著土壤Cd濃度的增加，水稻株高、有效穗、葉面積、千粒重和單株產(chǎn)量均有顯著降低。而施加有機(jī)物料可以緩解Cd對(duì)水稻的生長(zhǎng)毒害作用，顯著增加水稻根莖葉生物量和籽粒產(chǎn)量。無(wú)外源添加Cd（T0）時(shí)，施用PM、HM、CS的水稻，其單株產(chǎn)量較對(duì)照組增加了17.9%、6%、9%，千粒重增加24%、32%、15%；對(duì)于T2處理，施用PM、HM、CS水稻的單株產(chǎn)量增加21%、9%、14%，千粒重增加44%、67%、64%；在T10處理時(shí)，水稻的單株產(chǎn)量增加25%、53%、69%，千粒重增加64%、82%、92%。表明土壤Cd濃度越高，添加有機(jī)物料促進(jìn)水稻植株株高生長(zhǎng)、增加水稻的有效穗、千粒重和單株產(chǎn)量的效果越顯著。

表4 不同處理下水稻的各項(xiàng)生長(zhǎng)形態(tài)指標(biāo)（n=3）Table 4 Various growth and development indicators of rice under different treatments（n=3）

2.2.2 有機(jī)物料對(duì)水稻Cd含量、轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

（1）對(duì)水稻Cd含量影響

水稻對(duì)土壤Cd的生物累積包括根、莖、葉和籽粒，其中水稻籽粒的Cd含量是食品安全最為關(guān)注的問(wèn)題，按《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017），水稻籽粒的Cd濃度標(biāo)準(zhǔn)為0.2 mg·kg-1。由圖2可知，T0處理時(shí)，施用有機(jī)物料對(duì)水稻Cd含量影響不明顯；在土壤Cd濃度低于風(fēng)險(xiǎn)管制值而高于風(fēng)險(xiǎn)篩選值（2 mg·kg-1）時(shí)，施用PM、HM、CS后較對(duì)照組水稻籽粒Cd濃度可分別降低17.24%、32.41%、17.93%，且施用HM后，水稻籽粒Cd濃度最高為0.19 mg·kg-1，達(dá)到了國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)；在土壤Cd濃度為超風(fēng)險(xiǎn)管制值時(shí)（10 mg·kg-1），僅施加PM可以降低水稻籽粒Cd濃度，但仍達(dá)不到國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)。

施用有機(jī)物料后，水稻成熟期根、莖、葉Cd濃度如圖3所示?？梢?jiàn)Cd在水稻各部位的含量存在明顯差異。與對(duì)照組相比，在T2處理時(shí)，施加有機(jī)物料PM、HM、CS的水稻根部Cd含量比對(duì)照組分別降低35.43%、72.86%、44.29%，水稻莖的Cd含量呈增加趨勢(shì)，而水稻葉的Cd含量呈降低趨勢(shì)。

圖2 三種有機(jī)物料對(duì)水稻籽粒Cd含量的影響Figure 2 Effects of three organic materials on Cd content in rice grain

（2）對(duì)Cd在水稻體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

有機(jī)物料對(duì)Cd在水稻籽粒中的累積與其對(duì)水稻Cd的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)關(guān)系密切。其中富集系數(shù)（BCF，根部Cd含量與根際土壤Cd含量之比）可反映作物對(duì)土壤Cd吸收富集能力；轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）可評(píng)估水稻各部位之間對(duì)于Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，轉(zhuǎn)運(yùn)能力越強(qiáng)，該值越大[22]。有機(jī)物料對(duì)Cd在水稻體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)的影響如表5所示（T0處理時(shí)，水稻各部位Cd含量差異不顯著），由表5可知，T2處理時(shí)，施加三種有機(jī)物料較對(duì)照組均顯著降低了水稻Cd的BCF根/土壤、TF葉/莖、TF籽粒/莖，且施加HM降低水稻BCF根/土壤效果最顯著。這說(shuō)明施加有機(jī)物料可抑制水稻根系從土壤中吸收Cd，降低Cd從水稻莖轉(zhuǎn)運(yùn)到葉和籽粒，增加了水稻莖部對(duì)Cd的滯留率。其中施加PM、HM、CS與對(duì)照相比，水稻TF籽粒/莖分別降低了60.4%、40.5%、31.9%，而在T10處理時(shí)，只有施加PM的TF籽粒/莖降低。有研究表明[23-24]，進(jìn)入植物體內(nèi)的Cd約有49%～79%富集在根部，潛在移動(dòng)的Cd約占24%，Cd在植物體內(nèi)的遷移效率與進(jìn)入植物體內(nèi)Cd的含量密切相關(guān)。而有機(jī)物料對(duì)水稻Cd富集和轉(zhuǎn)運(yùn)的效應(yīng)，則與其對(duì)土壤性質(zhì)及Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化影響有關(guān)。

表5 添加有機(jī)物料對(duì)水稻Cd轉(zhuǎn)運(yùn)的影響Table 5 Effects of Cd enrichment characteristics in rice by adding organic materials

圖3 有機(jī)物料對(duì)水稻根、莖、葉Cd含量的影響Figure 3 Effect of three organic materials on Cd contents in root，stem and leaf of rice

2.3 有機(jī)物料對(duì)土壤理化性質(zhì)及Cd形態(tài)的影響

2.3.1 施加有機(jī)物料對(duì)土壤pH、有機(jī)質(zhì)和DOC的影響施用不同有機(jī)物料后，水稻成熟期根際和非根際土壤pH如表6所示。由表6可知，施加3種有機(jī)物料均可降低水稻土壤pH。對(duì)照組土壤pH為7.46～7.71，添加PM、HM、CS的土壤pH分別為7.35～7.54、7.32～7.63、7.33～7.49。T2、T10與T0處理相比，外源Cd濃度越高，土壤根際與非根際pH的差值越大。T2處理時(shí)，與對(duì)照組CK相比，添加HM后，根際土壤pH降低程度最小，添加CS后，根際土壤pH降低程度最大；T10處理時(shí)，添加HM后，根際土壤pH降低程度最大。

施用不同有機(jī)物料后，水稻成熟期根際與非根際土壤有機(jī)質(zhì)含量如表6所示。由表6可知，與CK相比，施加PM、HM、CS根際與非根際土壤中有機(jī)質(zhì)含量均顯著提高。在T2處理時(shí)，添加有機(jī)物料PM、HM、CS的根際土壤有機(jī)質(zhì)分別提高82.46%、85.15%、46.12%，非根際土壤有機(jī)質(zhì)提高73.77%、64.70%、41.72%，其中施用PM與HM提高土壤有機(jī)質(zhì)的幅度更加顯著；在T10處理時(shí)，添加有機(jī)物料PM、HM、CS的根際土壤中有機(jī)質(zhì)高于對(duì)照組101.43%、50.08%、49.70%，施用PM提高土壤有機(jī)質(zhì)的幅度最大，施用HM與CS提高土壤有機(jī)質(zhì)的幅度相對(duì)較小。

施用不同有機(jī)物料后，水稻成熟期根際與非根際土壤溶解性有機(jī)碳（DOC）含量如表6所示。由表6可知，T0處理時(shí)，只有HM處理顯著增加根際土壤DOC含量（P＜0.05），T2與T10處理時(shí)，施用有機(jī)物料均顯著增加土壤DOC含量，且根際土壤DOC含量顯著大于非根際。T2處理時(shí)，與對(duì)照組相比，PM、HM、CS處理根際土壤DOC含量分別提高13%、31%、26%，T10處理時(shí)，與對(duì)照組相比，PM、HM、CS處理根際土壤DOC含量分別提高23%、25%、17%。這表明有機(jī)物料對(duì)土壤DOC的影響不僅與有機(jī)物料的組成有關(guān)，還與土壤外源Cd濃度有關(guān)。

2.3.2 有機(jī)物料對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響

重金屬的賦存形態(tài)決定著重金屬的環(huán)境行為和生物效應(yīng)，直接影響到重金屬的生物有效性、遷移及在自然界的循環(huán)[25]。施用有機(jī)物料后，水稻成熟期根際與非根際土壤Cd形態(tài)分配如圖4所示（T0處理時(shí)，土壤Cd形態(tài)含量低于檢出限）。由圖4可知，添加有機(jī)物料可以顯著降低土壤中可交換態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量。在T2處理時(shí)，添加PM、HM、CS后，根際土壤中可交換態(tài)Cd分別較對(duì)照組降低25.71%、32.14%、28.01%，非根際土壤中可交換態(tài)Cd分別比對(duì)照組降低23.66%、84.73%、38.93%，土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量呈上升趨勢(shì)，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量顯著降低；T10處理時(shí)，添加PM、HM、CS后，根際土壤中可交換態(tài)Cd分別較對(duì)照組降低12.52%、9.41%、14.71%，非根際土壤中可交換態(tài)Cd分別比對(duì)照組降低13.57%、0.71%、22.86%，除施用PM的土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量降低外，施用HM、CS土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd變化不顯著，土壤鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd顯著降低。其中，在Cd污染水平較低時(shí)，施加HM較對(duì)照組降低土壤可交換態(tài)Cd含量程度最大。

表6 有機(jī)物料對(duì)土壤pH、有機(jī)質(zhì)及DOC的影響（n=3）Table 6 Effect of organic materials on pH，organic matter and DOC of soil（n=3）

2.4 水稻Cd含量與有機(jī)物料影響下土壤性質(zhì)變化及Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的關(guān)聯(lián)分析

為了進(jìn)一步探討有機(jī)物料對(duì)水稻Cd含量的影響，將施用有機(jī)物料后的根際土壤基本理化性質(zhì)及Cd形態(tài)，與水稻Cd含量進(jìn)行相關(guān)性分析。由表7可知，水稻葉、籽粒Cd含量與水稻根Cd含量呈極顯著正相關(guān)，且水稻根Cd含量與土壤有機(jī)質(zhì)呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。

表8為水稻各部位Cd含量與土壤Cd形態(tài)相關(guān)性分析，由表8可知，水稻根、莖和籽粒的Cd含量，均與土壤可交換態(tài)Cd及鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd呈顯著正相關(guān)關(guān)系，水稻莖Cd含量還與碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd呈顯著正相關(guān)關(guān)系。這表明，水稻Cd含量主要與土壤高活性態(tài)Cd含量密切相關(guān)，高活性態(tài)Cd會(huì)促進(jìn)水稻各器官Cd含量增加。

圖4 有機(jī)物料對(duì)水稻土壤中Cd形態(tài)分配的影響Figure 4 Effects of organic materials on Cd fractionation in paddy soil

表7 水稻各部位Cd含量與土壤pH、有機(jī)質(zhì)、DOC的相關(guān)性分析（n=8）Table 7 Correlation between Cd content in various parts of rice and soil pH，organic matter，DOC（n=8）

表8 水稻各部位Cd含量與土壤Cd形態(tài)相關(guān)性分析（n=8）Table 8 Correlation between Cd content in various parts of rice and soil Cd morphology（n=8）

3 討論

本試驗(yàn)中，施加有機(jī)物料可以緩解Cd對(duì)水稻的生長(zhǎng)毒害作用，且隨著Cd濃度的增加，添加有機(jī)物料對(duì)于緩解Cd毒害效果更明顯。研究發(fā)現(xiàn)，有機(jī)物料降解產(chǎn)生的腐殖質(zhì)帶有酚羥基、羧基、氨基等活性基團(tuán)，可與氫鍵結(jié)合成網(wǎng)絡(luò)，作為Cd的優(yōu)良吸附載體，與土壤Cd產(chǎn)生吸附絡(luò)合作用，降低Cd的生物遷移性，從而保證水稻的正常發(fā)育[25]。本試驗(yàn)表明有機(jī)物料的種類和土壤Cd濃度均會(huì)對(duì)水稻的生長(zhǎng)發(fā)育造成影響，這一結(jié)論與周靜等[26]和Yu等[27]研究結(jié)果一致。

試驗(yàn)還表明，在T2處理時(shí)，有機(jī)物料可以降低水稻根對(duì)土壤Cd的吸收，減少水稻根、葉和籽粒中Cd含量，抑制Cd從莖轉(zhuǎn)運(yùn)到葉和籽粒。研究發(fā)現(xiàn)[28]有機(jī)物料可以抑制水稻根系對(duì)土壤Cd的吸收，降低根部中Cd的含量，而水稻根部Cd含量及轉(zhuǎn)運(yùn)Cd的能力，很大程度決定了水稻籽粒中Cd含量，這與水稻各部位Cd含量的相關(guān)性分析結(jié)果一致。在T10處理時(shí)，只有施加PM水稻根與籽粒Cd含量顯著降低，這可能是因?yàn)橛袡C(jī)物料可以抑制水稻根對(duì)土壤Cd的吸收，從而降低水稻籽粒Cd含量，這與有機(jī)物料降低水稻籽粒Cd含量結(jié)果一致；但在T10處理時(shí)，施加有機(jī)物料PM、HM顯著降低了水稻根、莖葉Cd含量，施加有機(jī)物料CS差異不顯著。這可能是當(dāng)外源Cd濃度較高時(shí)，有機(jī)物料的腐殖質(zhì)表面官能團(tuán)可供Cd離子附著點(diǎn)位已經(jīng)飽和，盡管會(huì)降低土壤中Cd離子的有效態(tài)，但土壤中Cd離子的有效態(tài)仍然足夠豐富，處于水稻吸收的飽和量，不是影響水稻對(duì)Cd吸收的主要因素[29]。水稻細(xì)胞壁上的重金屬結(jié)合點(diǎn)位已經(jīng)飽和，原生質(zhì)中的重金屬被轉(zhuǎn)運(yùn)至液泡，液泡中有機(jī)配位體的性質(zhì)成為決定Cd遷移轉(zhuǎn)運(yùn)的決定性因素[23]。表明不同Cd污染程度土壤對(duì)水稻Cd富集與轉(zhuǎn)運(yùn)存在顯著影響，這與周靜等[26]研究結(jié)果一致。此外，付鑠嵐等[30]研究發(fā)現(xiàn)，Cd離子從土壤系統(tǒng)到水稻籽粒累積要經(jīng)歷四個(gè)步驟：載體轉(zhuǎn)運(yùn)土壤有效態(tài)Cd、根系吸收Cd和木質(zhì)部的轉(zhuǎn)載、莖節(jié)間轉(zhuǎn)運(yùn)分配、葉片中的Cd通過(guò)韌皮部向籽粒輸送轉(zhuǎn)移。這些過(guò)程受土壤Cd形態(tài)、pH、有機(jī)質(zhì)和水稻品種等多種因素的共同影響[31]。

本試驗(yàn)顯示有機(jī)物料進(jìn)入土壤后，會(huì)增加土壤外源有機(jī)質(zhì)和DOC含量，降低了土壤pH值和土壤交換態(tài)Cd濃度，且水稻根Cd含量與土壤有機(jī)質(zhì)呈顯著正相關(guān)關(guān)系。土壤pH會(huì)影響Cd在土壤中的吸附-解吸、氧化-還原、溶解-沉淀等反應(yīng)，進(jìn)而會(huì)影響Cd的遷移轉(zhuǎn)化能力[32]。有機(jī)物料可以降低土壤pH，與有機(jī)物料的腐殖質(zhì)進(jìn)入土壤分解產(chǎn)生小分子有機(jī)酸以及水稻根際分泌物有關(guān)[33]。一般認(rèn)為，土壤pH的降低會(huì)促進(jìn)重金屬的活化[26]，本文中施用有機(jī)物料盡管降低了土壤pH，但卻減少了水稻Cd含量，顯然這是由于有機(jī)物料對(duì)Cd的絡(luò)合固定和形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響發(fā)揮了主導(dǎo)作用。同時(shí)施用有機(jī)物料是否導(dǎo)致土壤pH持續(xù)降低也值得關(guān)注。DOC的分子量小，活性強(qiáng)，易與土壤中Cd吸附結(jié)合，提高Cd的遷移性[34]。土壤有機(jī)質(zhì)含量與不同有機(jī)物料的腐殖化程度和分解速度有關(guān)，PM的腐殖化程度最高，提高土壤有機(jī)質(zhì)含量效果最顯著。通常土壤有機(jī)質(zhì)含量的增加有利于促進(jìn)對(duì)重金屬的吸附固定[35]。結(jié)合相關(guān)性分析可知，添加有機(jī)物料會(huì)增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，大分子量的有機(jī)質(zhì)可與Cd形成穩(wěn)定性更高的絡(luò)合物，降低土壤可交換態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量，促進(jìn)低活性態(tài)Cd的形成，對(duì)土壤Cd起鈍化作用，從而降低水稻根對(duì)土壤Cd的吸收富集作用，這與郭毅軒等[36]研究結(jié)果一致。

土壤Cd形態(tài)是影響Cd在環(huán)境系統(tǒng)中遷移轉(zhuǎn)化的重要因素，對(duì)Cd的環(huán)境化學(xué)行為起著決定性作用[37]。研究表明，降低土壤中高活性態(tài)Cd的含量，可以有效減少水稻籽粒Cd含量[38]。本試驗(yàn)表明，可交換態(tài)與鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量是影響水稻籽粒Cd含量的關(guān)鍵性因素，有機(jī)物料可以通過(guò)降低土壤可交換態(tài)與鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd濃度來(lái)抑制水稻籽粒Cd含量。在稻田獨(dú)特的淹水條件下，不僅可交換態(tài)Cd會(huì)對(duì)水稻Cd含量造成影響，碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd也是影響水稻Cd含量的關(guān)鍵性因素，這與陳雪等[39]研究結(jié)果一致。結(jié)合有機(jī)物料組分差異分析，HM的含氧官能團(tuán)含量與極性均為最大，有機(jī)物料的極性對(duì)其溶解性有很大影響，而有機(jī)物料的含氧官能團(tuán)可與土壤Cd產(chǎn)生絡(luò)合反應(yīng)，可能會(huì)影響土壤Cd的遷移性，從而降低土壤Cd有效性[9]。另外，有研究表明，有機(jī)物料含氧官能團(tuán)越多，腐殖質(zhì)表面的官能團(tuán)含量越豐富，可以提供更多Cd離子吸附點(diǎn)位，形成穩(wěn)定的絡(luò)合物，降低土壤可交換態(tài)Cd含量，從而降低Cd的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)能力，減少水稻根部對(duì)土壤Cd的吸收，進(jìn)一步降低了水稻籽粒對(duì)Cd的累積[20]。本試驗(yàn)中，在土壤Cd濃度為2 mg·kg-1時(shí)，施加三種有機(jī)物料均可降低水稻籽粒Cd含量，其中，HM的含氧官能團(tuán)含量最多，極性較大，可以有效降低土壤可交換態(tài)Cd含量，降低水稻籽粒的Cd含量效果最明顯。

4 結(jié)論

（1）三種有機(jī)物料均有利于緩解Cd污染對(duì)水稻的生長(zhǎng)毒害作用、減少水稻籽粒Cd含量，作用效果與有機(jī)物料種類和性質(zhì)及土壤Cd污染程度有關(guān)。以含氧官能團(tuán)豐富、極性大的腐殖土效果最好，在外源Cd濃度為2 mg·kg-1時(shí)，施加腐殖土可使水稻籽粒Cd含量達(dá)到《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）要求。

（2）有機(jī)物料可減少水稻根系對(duì)Cd的吸收、抑制根系Cd向莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)以及莖葉向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)，從而降低水稻籽粒Cd的含量。相同Cd污染水平下，施用有機(jī)物料的處理Cd富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均明顯低于未施用有機(jī)物料的對(duì)照處理。

（3）有機(jī)物料影響土壤中Cd的形態(tài)分配，降低土壤可交換態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量是其影響水稻籽粒Cd含量的重要途徑。水稻根、莖和籽粒的Cd含量，均與土壤可交換態(tài)Cd及鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd呈顯著正相關(guān)關(guān)系，且水稻根Cd含量與水稻籽粒Cd含量呈極顯著正相關(guān)。