蚯蚓糞對鎘在土壤-水稻系統(tǒng)中遷移轉化影響

張曉緒，張嘉偉，孫星星，徐軼群，許健，朱靖

（揚州大學環(huán)境科學與工程學院，江蘇 揚州225100）

隨著工業(yè)化、城鎮(zhèn)化進程的加快，工業(yè)“三廢”和城市生活垃圾等污染向農(nóng)村擴散，農(nóng)田土壤重金屬污染問題日益嚴重。據(jù)《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，耕地土壤點位超標率為19.4%，其中Cd 為首位主要污染物[1]，Cd 污染耕地面積約占總耕地面積的1/6[2]。詹杰等[3]對近30 年我國各地稻田Cd 污染情況進行統(tǒng)計分析指出，Cd 污染在長三角經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)具有一定的普遍性，多分布在污灌區(qū)、工業(yè)區(qū)及鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)周邊，這些Cd 污染稻田至今沒有得到有效的修復并且仍然在進行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。目前Cd污染治理途徑主要有兩種：去污染及穩(wěn)定化[4]。常用的工程措施有改土法、電動修復、淋洗絡合等技術，但因其成本高、工程量大而無法廣泛使用；植物修復富集容量有限、不易選擇和培養(yǎng)，修復效率較差。目前應用田間管理措施施用無機、有機型等土壤改良劑是最具經(jīng)濟效益又操作簡便的快捷有效手段。我國人口眾多且以水稻為主要糧食作物，而水稻又是富集Cd 的大宗谷類作物[5]，長期食用富含Cd的水稻會對人類健康構成嚴重威脅[6]。因此，降低水稻Cd含量對保障人們身體健康具有重要意義。

相較于化肥，有機肥來源廣泛、成本低廉[7-8]，能有效改善土壤性質，增強土壤水土保持及保肥緩沖的能力[9]。諸多研究表明添加有機肥可以降低土壤中有效態(tài)重金屬的含量，從而減少植物對重金屬的吸收[10-12]。但也有學者得出相反結果，汪月[13]研究指出，施用稻草及豬糞堆肥兩種有機物料均提高了水稻根際土壤中有效態(tài)Cd的含量。譚長銀等[14]、魯洪娟等[15]研究也指出施用畜禽有機肥會加重重金屬污染風險。因此，有機肥的施用對水稻重金屬積累的作用效果需進一步研究。蚯蚓糞是畜禽廢物經(jīng)蚯蚓堆肥后的產(chǎn)物，其具有良好的通氣性和保水性[16-17]，陽離子交換能力與腐植酸含量增加，既是改良土壤重金屬污染的修復劑，又是提高作物產(chǎn)量與品質的高效肥料[18]。在我國大力倡導“減肥減藥”及加強畜禽廢棄物資源化利用的背景下，施用畜禽糞便源蚯蚓糞已成為綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展的趨勢。徐慧婷等[19]研究指出，蚯蚓糞及其生物炭可降低油麥菜食用部分Cd 和Zn 的含量，蔡永剛等[20]在中、高濃度Cd、Cu 復合污染下施用蚯蚓糞顯著降低了白菜Cd 含量，紀藝凝等[21]使用蒙脫土、海泡石兩種無機物料與蚯蚓糞配施均大幅降低玉米籽粒Cd含量。但也有學者得出相反結果，Chand 等[22]研究表明土壤中2.5 g·kg-1蚯蚓糞添加量促進了Ni 及Cd 在甘菊中的積累，馮萍等[23]研究發(fā)現(xiàn)，蚯蚓糞配比大于50%會顯著提高墨西哥玉米莖葉及根系中的Cu、Zn含量。因此，蚯蚓糞對于農(nóng)作物重金屬積累的作用效果有待進一步研究。

目前國內(nèi)外關于蚯蚓糞對水稻作用的研究主要集中在增產(chǎn)及提高稻米品質方面[24-25]，但關于蚯蚓糞對水稻吸收重金屬的影響研究較少。蚯蚓糞相較于普通有機肥具有較強的養(yǎng)分吸持能力，其含有大量的腐植酸及細菌、真菌等微生物群，表面積較大，其獨特的物理、生物性質使之具有良好的吸收能力和鈍化土壤重金屬的潛能[26]?；诖耍驹囼炘诟邼舛菴d 污染（5 mg·kg-1）下，以南粳5505 品種水稻為研究對象，探究蚯蚓糞對水稻生長過程中土壤Cd形態(tài)變化及水稻吸收積累Cd的影響，以期為合理利用蚯蚓糞，降低水稻Cd 含量提供科學依據(jù)，為國家糧食安全生產(chǎn)提供技術支持。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試水稻：品種為南粳5505（Oryza sativaL.var.nangeng5505）。

試驗土壤：土壤采于揚州市廣陵區(qū)沙頭鎮(zhèn)揚州大學某實驗農(nóng)牧場稻田耕作層（0～20 cm），去除石塊、動植物殘體等雜質，自然風干，研磨，過10 目尼龍篩后用于盆栽試驗。供試盆土壤基本理化性質見表1。

根據(jù)我國《土壤環(huán)境質量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），土壤Cd的風險管控值為3.0 mg·kg-1。添加CdCl2·2.5H2O 溶液，使試驗土壤Cd 含量為重度污染5.0 mg·kg-1，充分混勻，于室溫條件下陳化60 d后備用。

蚯蚓糞：選用奶牛糞源蚯蚓糞，由揚州大學試驗農(nóng)牧場蚯蚓養(yǎng)殖基地提供，經(jīng)風干后研磨粉碎過20目尼龍篩備用，其有機質含量為432.5 g·kg-1，pH 6.90，全Cd含量為0.41 mg·kg-1。

表1 供試土壤基本理化性質Table 1 Basic properties of the tested pot soil

1.2 試驗方法

試驗于2018 年6 月在揚州大學環(huán)境科學與工程學院進行。盆栽試驗所用聚乙烯塑料盆高24 cm、內(nèi)徑22 cm。在水稻秧苗移栽前30 d每盆裝土5 kg并施入基肥（1.0 g 尿素、0.815 g 磷酸二氫鉀、0.275 g 氯化鉀），淹水深度保持高于土壤界面2 cm 狀態(tài)，于2018年6月移栽秧苗，每盆3穴，每穴3株。蚯蚓糞作為一種有機物料，為便于與其他有機物料進行對比，其添加量以含碳量計，設6.3、16.3、26.3 g·kg-1土和41.3 g·kg-1土4 個水平（添加蚯蚓糞后各處理組水稻土有機質含量為15、25、35 g·kg-1和50 g·kg-1），分別記為T1、T2、T3 和T4，以不添加蚯蚓糞為對照（記為CK），共5 個處理，每個處理3 次重復，隨機排列。水稻生長期間保持淹水3～5 cm，每周隨機更換盆栽位置。根據(jù)水稻生長情況適時防治病蟲草害，水稻于2018年10月31日收獲。

1.3 樣品預處理及指標分析

分別于水稻分蘗期、抽穗揚花期和完熟期采集水稻植株和水稻土壤樣品。從每盆水稻中隨機選取3株植株，并連帶根部土壤一并取出，帶回實驗室進一步處理。將水稻根部土壤于通風良好且干燥的室內(nèi)環(huán)境中風干，磨細過100 目尼龍篩，密封保存于干燥器中待測。植物樣品用自來水洗凈后再用去離子水沖洗，放入烘箱后在105 ℃殺青30 min，60 ℃烘干至恒質量。將水稻植株分為根、莖、葉、稻殼和糙米5 部分，分別用萬能粉碎機（天津泰斯特公司）粉碎后過100目尼龍篩，密封保存于干燥器中用于化學分析。

土壤基本理化性質測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[27]。

土壤有機質含量采用重鉻酸鉀外加熱法測定。土壤pH 采用電位法測定，Eh 使用雷磁PHS-3C 型精密ORP 計原位測定。土壤有效態(tài)Cd 采用DTPA（二乙三胺五乙酸）提取劑浸提后使用火焰原子吸收分光光度法（AAS，Solaar MK 2-M 6）上機測定。土壤Cd形態(tài)采用改進BCR 法[28]提取，分為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘渣態(tài)4 種形態(tài)。根、莖、葉和籽粒中Cd 含量采用干灰化法消解后用1%HNO3定容、過濾。消解液及提取液中的Cd 含量均使用ICP-MS（Elan DRC-e）測定。采用空白試驗、平行樣和標準物質進行質量控制，標準物質為標準土壤樣品GBW07431、標準植物樣品GBW10020（GSB-11）和標準大米樣品GBW10043（GSB-21）。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

采用Excel 2010進行數(shù)據(jù)處理，SPSS 19.0進行單因素ANOVA 分析、相關性分析，Duncan 法進行多重比較（差異水平為0.05），Origin 8.5繪圖。

2 結果與分析

2.1 蚯蚓糞施用對水稻土pH、Eh的影響

土壤pH 變化如圖1 所示?？梢钥闯觯cCK 組相比土壤添加蚯蚓糞后pH 顯著降低，且蚯蚓糞添加量越大降低越明顯。前期各試驗組土壤pH 隨水稻生長呈下降趨勢，T1～T4 處理組pH 顯著低于CK 組，且T4 與T1～T3 處理組間存在顯著差異。在水稻分蘗末期（移栽后第28 d）pH 達到最低值，而后波動上升。進入水稻拔節(jié)期，水稻土壤pH 僅T4 處理組顯著高于CK 組。隨著水稻抽穗揚花，各處理組土壤pH 無顯著差異?？傮w來看，各試驗組土壤pH 從水稻分蘗后期直至完熟期，pH 一直在7 左右波動。CK、T1、T2、T3、T4 處理組的土壤pH 平均值分別為6.96、6.98、6.97、7.00、6.99，各組間無顯著差異。

從圖1 可以看出，淹水后，各試驗組土壤Eh 急劇下降，水稻分蘗期間CK、T1、T2、T3 和T4 處理組分別降低了71、154、164、142 mV 和87 mV，至分蘗末期（水稻移栽后第28 d）T1～T4 處理組Eh 均低于-150 mV，顯著低于CK組，且各處理組間也存在顯著差異。水稻分蘗期結束后，各處理組Eh 相對穩(wěn)定，而CK 組呈持續(xù)下降趨勢。與CK 組相比水稻抽穗揚花期T1～T4處理組均顯著降低土壤Eh，但在中高蚯蚓糞添加量T2～T4處理組間無顯著差異。隨著水稻的生長，各處理組Eh 始終顯著低于CK 組，但組間差異性消失?？傮w來看，T1、T2、T3、T4 處理組土壤Eh 平均值分別為-192.7、-221.0、-224.5、-226.3 mV，均顯著低于CK 組，表明外源添加蚯蚓糞顯著降低了土壤Eh，但各處理組間降低效果無顯著差異。

圖1 蚯蚓糞對水稻土pH和Eh動態(tài)變化的影響Figure 1 Effects of vermicompost on dynamic changes of pH and Eh in paddy soil

2.2 蚯蚓糞對水稻土壤Cd形態(tài)的影響

蚯蚓糞對水稻土壤Cd 形態(tài)的影響如圖2 所示。在水稻完整生育期內(nèi)，各試驗組水稻土壤中Cd 的存在形態(tài)均表現(xiàn)為可交換態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞殘渣態(tài)。CK 組可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd 含量隨著水稻生長均呈現(xiàn)下降趨勢，降幅為71.4%和33.2%，可交換態(tài)呈先小幅下降后升高的變化趨勢，總體增加了35.42%，殘渣態(tài)Cd 則增加了138.2%。T1～T4 處理組可還原態(tài)Cd含量隨水稻生長而下降，與CK 組趨勢相同。T1～T4 處理組殘渣態(tài)Cd 含量在抽穗揚花期達到最高，隨著水稻進入完熟期其含量有小幅度降低，總體與CK 組相同呈上升趨勢?？山粨Q態(tài)Cd 含量在T1處理組下降3.7%，遠小于CK 組；在T2～T4 處理組分別上升了12.2%、28.2%和49.1%，其中T2處理組在抽穗揚花期可交換態(tài)Cd 含量有小幅下降（7.03%）。T1～T4 處理組可氧化態(tài)Cd 含量隨水稻生長而增加，這種變化趨勢在T3 處理組表現(xiàn)最為顯著，其增幅達到了44.9%。

圖2 蚯蚓糞對水稻土壤中Cd形態(tài)分配的影響Figure 2 Effects of vermicompost on Cd fractionation in paddy soil

蚯蚓糞在水稻不同生長期對水稻土壤Cd形態(tài)的作用效果不同。在水稻分蘗期，與CK 組相比可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 均表現(xiàn)出“低促高抑”，即T1 處理土壤可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 含量顯著高于CK 組，T2～T4 處理組則顯著低于CK 組。T2～T4 處理組可氧化態(tài)Cd 含量較CK 組均有降低，但T2～T4 處理組間無顯著差異。殘渣態(tài)Cd 含量各試驗組間均無顯著差異。在水稻抽穗揚花期，蚯蚓糞對水稻土壤可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 的影響相似，即在低添加量下無顯著影響，在高添加量（T4 處理組）下顯著降低其含量。T1～T4 處理組可氧化態(tài)Cd 含量與CK 組相比均顯著降低，但4 個處理組間無顯著差異。殘渣態(tài)Cd 含量僅在T4 處理組下表現(xiàn)為顯著增加，其余處理組均與CK 組無顯著差異。在水稻完熟期，蚯蚓糞對水稻土壤Cd 形態(tài)影響效果顯著。與CK 組相比，T1～T4 處理組可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 含量均顯著升高（T2 處理組下可氧化態(tài)Cd 除外），可氧化態(tài)及殘渣態(tài)Cd 含量均顯著降低。可交換態(tài)Cd 含量在T1～T4 處理組間無顯著差異；可氧化態(tài)Cd 含量在T1 處理時增加效果最為明顯，T2～T4 處理組間無顯著差異；與CK 組相比，可還原態(tài)Cd 含量隨蚯蚓糞添加量的增加而顯著升高；殘渣態(tài)Cd 含量的變化趨勢與可還原態(tài)Cd 相反，各處理組較CK 組均顯著降低，且添加量越小其降低效果越強。

2.3 蚯蚓糞對水稻植株各部位Cd積累的影響

2.3.1 蚯蚓糞對不同生育期水稻植株中Cd含量的影響

蚯蚓糞對不同生育期水稻植株各部位Cd含量的影響如圖3所示。除抽穗揚花期T1處理的根部Cd含量高于CK 組外，其余各處理組在各生育期的各部位Cd 含量均顯著低于CK 組。在水稻完整生育期內(nèi)，CK 組水稻根、莖部Cd 含量先下降后回升，總體含量呈降低趨勢，葉片中Cd 含量則呈現(xiàn)先下降后大幅上升的趨勢，生育期結束時總體含量升高。與水稻分蘗期相比，抽穗楊花期時T2處理組莖和葉部分、T3處理組根和莖及T4 處理組全植株（根、莖、葉）Cd 含量均升高，進入完熟期后降低。T1～T3 處理組各部位Cd含量總體變化與CK 組相同，水稻根、莖部分Cd 含量均呈降低趨勢，葉片中Cd 含量呈升高趨勢。T4 處理組根、莖Cd含量總體呈升高趨勢，與CK 組相反，而葉片Cd含量變化趨勢與CK組相同。

從Cd 在水稻各部位的分布規(guī)律來看，在水稻分蘗期及抽穗揚花期，各試驗組水稻Cd 在各部位的積累量均表現(xiàn)為根＞莖＞葉，在水稻完熟期，高蚯蚓糞添加量（T4 處理組）下Cd 在各部位的積累量與CK 組相同，表現(xiàn)為根＞莖＞葉，而T1～T3 處理組則表現(xiàn)為根＞葉＞莖，與CK組存在差異。

2.3.2 蚯蚓糞對水稻植株中Cd分布的影響

由圖3 可以看出，添加蚯蚓糞對水稻各部位Cd含量均有顯著影響，但不同時期、不同處理的影響不同。在分蘗期，添加蚯蚓糞后水稻根、莖和葉Cd含量均顯著降低，且蚯蚓糞添加量越大Cd含量降低幅度越大。在抽穗揚花期，與CK組相比，T1處理組水稻根部Cd 含量顯著升高，而T2～T4 處理組則顯著降低，且T2～T4處理組間無顯著差異。T1～T4處理組均顯著降低水稻莖中Cd含量，其中以T2處理組效果最好，降低幅度達到67.8%。水稻葉片中Cd 含量隨蚯蚓糞添加量的增加而顯著降低，T1～T4處理組分別較CK降低了15.03%、24.6%、50.0%和52.3%。在水稻完熟期，蚯蚓糞對水稻根、莖、葉Cd含量作用效果相同，均表現(xiàn)為隨添加量增加降Cd 效果加強，T4 處理組水稻根、莖、葉Cd含量較CK組分別降低了86.4%、87.0%和90.8%。

圖3 不同生育期水稻各器官中Cd含量Figure 3 Content of Cd in rice organs in different growth stages

表2 不同處理對水稻成熟期籽粒部分吸收Cd的影響Table 2 Impact of different treatments on brown rice Cd uptake

從糙米Cd 含量降低幅度來看（表2），與CK 組相比，蚯蚓糞可顯著降低糙米中Cd含量，低蚯蚓糞添加量T1處理組糙米Cd含量降幅已達到48.08%，但尚未達到國家對糙米Cd 的控制標準0.2 mg·kg-1以下；T2處理組糙米Cd 含量已降低至國家標準以下，蚯蚓糞添加量繼續(xù)增加后，處理間無顯著差異。蚯蚓糞對稻殼Cd含量作用效果與對糙米相似。

3 討論

3.1 蚯蚓糞對水稻土的還原環(huán)境存在顯著影響

Eh 可代表土壤氧化性或還原性的相對程度，是土壤環(huán)境條件的一個重要綜合指標[29]。土壤pH 控制著Cd 的沉淀-溶解平衡[30]，也是影響土壤中Cd 行為的重要土壤環(huán)境因子之一[31]。淹水Eh 低，土壤處于還原狀態(tài)。本試驗添加蚯蚓糞后進一步降低了土壤Eh，張燕等[32]研究也發(fā)現(xiàn)，在淹水條件下添加秸稈生物炭顯著降低土壤Eh。水稻中的氧化還原體系由氧、有機物質和鐵錳氧化物組成[33]。土壤淹水后空氣中的氧氣無法進入土壤，水稻土中的氧氣含量驟降，土壤中其他組分的還原過程消耗大量電子，導致Eh迅速下降[34]。蚯蚓糞施入后被快速分解，該過程會大量消耗土壤及淹水中的溶解氧，從而較CK 組進一步降低了土壤Eh，且蚯蚓糞添加量越多消耗溶解氧越多，Eh降幅越大，還原程度越強。

蚯蚓糞在水稻分蘗期施入能顯著降低水稻土pH，這可能是因為水稻根際分泌物及蚯蚓糞中富含的大量腐殖質在土壤中產(chǎn)生了有機酸[35]。分蘗期結束后僅有高添加量處理對pH 產(chǎn)生顯著升高作用，隨著水稻生長，各試驗組間無顯著差異，pH 開始回升并向中性靠攏達到7 左右，土壤膠體表面負電荷量增加，提高了土壤吸附Cd 的能力；同時，土壤溶液中OH-和多價陽離子濃度升高，有利于形成Cd（OH）2沉淀，這提高了土壤對Cd2+的吸附力，使Cd 向低活性態(tài)轉化[36]。此外，pH 升高有利于Cd 與腐植酸的絡合及吸附作用[37]。

3.2 蚯蚓糞可引起水稻土有效態(tài)Cd含量的變化

土壤Cd 形態(tài)影響著Cd 在環(huán)境系統(tǒng)中的遷移轉化，決定著Cd 的環(huán)境化學行為[38]。BCR 法將重金屬形態(tài)分為4 類，分別是可交換態(tài)環(huán)境活性形態(tài)、可還原態(tài)及可氧化態(tài)兩種中等活性態(tài)及殘渣態(tài)環(huán)境惰性形態(tài)。在本試驗中，外源添加蚯蚓糞對Cd 賦存形態(tài)有顯著影響，尤其是可交換態(tài)和可還原態(tài)。在水稻分蘗期除低濃度蚯蚓糞添加量T1 處理組外，其余處理組均顯著降低了土壤中具備環(huán)境活性的可交換態(tài)、可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 含量，對殘渣態(tài)Cd 無顯著作用；在抽穗揚花期僅高濃度蚯蚓糞添加量T4 處理組顯著降低了可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 含量，而可氧化態(tài)Cd 在T1～T4 處理組均顯著降低；在水稻完熟期T1～T4 處理均顯著降低了土壤交換態(tài)及殘渣態(tài)Cd 含量，而對可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 含量起到升高的作用。這與Liu等[39]的研究結果一致。

有機物對土壤Cd賦存形態(tài)的作用有直接影響和間接影響兩個方面。直接影響是指有機物料的分解產(chǎn)物與重金屬離子發(fā)生廣泛的反應，改變重金屬在土壤固相-液相之間的分配，從而改變其存在形態(tài)。間接影響是指有機物通過改變pH、Eh 等土壤性質而影響重金屬的存在形態(tài)[36]。對各時期水稻土壤Cd 形態(tài)與土壤Eh、pH 進行相關性分析（表3），分蘗期可交換態(tài)Cd 與Eh 呈顯著正相關（P＜0.05），可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 與Eh 呈極顯著正相關（P＜0.01）；抽穗揚花期土壤可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 與Eh 均呈極顯著正相關（P＜0.01）；完熟期土壤可交換態(tài)Cd 與Eh 呈極顯著正相關（P＜0.01），這表明土壤Eh 的變化影響著土壤中具有環(huán)境活性的Cd形態(tài)含量。添加蚯蚓糞后水稻土壤Eh 下降至-200 mV 左右，土壤處于強還原狀態(tài)。田桃[40]研究表明，土壤Eh 為負值時，土壤Cd 交換態(tài)含量與土壤Eh 之間呈正相關關系，與本研究結果相同。土壤Eh 降低，土壤中的高價態(tài)Fe、Mn 離子被還原為Fe2+、Mn2+，形成的鐵氧化物和鐵錳氧化物對Cd2+有很大的吸附容量[41]，被還原為S2+，與Cd2+形成溶解性較低的沉淀[42]，從而顯著降低土壤有效態(tài)Cd 含量。蚯蚓糞中含有大量腐殖質[26]，腐殖質分子帶有很多活性基團，其多孔性提供了大量吸附表面，是一種良好的吸附載體，對Cd產(chǎn)生強烈吸附作用的同時，腐殖質分子側鏈上的等含氧官能團與Cd 發(fā)生螯合作用形成螯合物[43]。此外，腐殖質的膠體性質使之能被各種電解質凝結，Cd2+可對腐殖質產(chǎn)生凝結作用，致使腐殖質的官能團解離而變成疏水膠體，造成可交換態(tài)Cd 含量降低[44]。本試驗條件下，在水稻分蘗期除低濃度蚯蚓糞添加量T1 處理組外的各處理均顯著降低土壤可交換態(tài)Cd 含量，抽穗揚花期時T4 處理組顯著降低可交換態(tài)Cd 含量，而在完熟期各處理組均顯著降低土壤可交換態(tài)Cd 含量，這與前人施用有機肥對水稻土Cd 有效態(tài)的研究[45-47]結果基本一致。將蚯蚓糞添加量與各時期土壤Eh、pH 進行相關性分析得出（表4），在水稻分蘗期及抽穗揚花期，水稻土Eh 與蚯蚓糞添加量呈極顯著負相關（P＜0.01），完熟期水稻土Eh 與蚯蚓糞添加量呈顯著負相關（P＜0.05）。由此可以看出，蚯蚓糞添加量越高對土壤Eh的降低效果越顯著。蚯蚓糞對土壤Cd 有效態(tài)的影響作用主要是通過降低土壤Eh 從而降低土壤具備高度活性及遷移性的可交換態(tài)Cd 含量。而在水稻分蘗期低濃度添加量T1處理組時出現(xiàn)了土壤可還原態(tài)Cd 含量升高的現(xiàn)象，這可能與蚯蚓糞DOM 有關。有研究[48]指出，蚯蚓糞DOM 對土壤重金屬離子存在活化作用。原本吸附在土壤上的Cd被蚯蚓糞小分子DOM 替換，而在低濃度蚯蚓糞添加下Eh 降低幅度小，未達到抑制Cd 活性的還原程度，因此T1 處理組可交換態(tài)Cd 含量顯著高于CK 組。進入抽穗揚花期，隨著Eh 進一步降低，Eh 降低Cd 活性的主導作用發(fā)揮出來，使得T1 處理組可交換態(tài)Cd 含量降低至與CK 組無顯著差異。另外也有研究[49-50]指出，有機物還能直接通過吸附作用、離子交換作用及基團配位作用促使土壤中形成有機結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)Cd，降低交換態(tài)Cd 的比例，鈍化土壤中的Cd 降低其生物利用性，從而降低水稻根對土壤Cd 的吸收富集作用。

表3 各時期水稻土壤Cd形態(tài)與土壤Eh、pH的相關性分析（n=15）Table 3 Correlation between the fraction of Cd in soil and soil Eh，pH in each stage（n=15）

3.3 蚯蚓糞顯著影響水稻根、莖、葉及籽粒Cd含量

在本試驗條件下，除抽穗揚花期T1 處理組根部Cd 含量顯著高于CK 組外，蚯蚓糞的施加顯著降低了各時期水稻各部位Cd 含量，各處理組對糙米Cd 含量均有顯著降低作用，T1 處理組顯著降低48.08%，T2～T4 處理組間無顯著差異，降幅均高于70%，表明施用蚯蚓糞對降低水稻Cd含量有較好的效果。為進一步探討蚯蚓糞對各時期水稻各部位Cd 含量的影響，將施用蚯蚓糞后的各時期土壤Eh、pH及Cd形態(tài)，與水稻各時期各部位Cd含量進行相關性分析。分析結果得出（表5），各時期水稻各部位Cd含量均與土壤Eh 呈極顯著正相關。分蘗期水稻根及葉部分均與土壤可交換態(tài)、可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 呈極顯著正相關（P＜0.01），水稻莖部與土壤可還原態(tài)Cd呈顯著正相關（P＜0.05），與可氧化態(tài)Cd 呈極顯著正相關（P＜0.01）；水稻抽穗揚花期莖部及葉片部Cd 含量均與土壤可氧化態(tài)Cd 呈極顯著正相關（P＜0.01）；完熟期水稻根、莖、葉、糙米及稻殼部分均與土壤可交換態(tài)Cd呈極顯著正相關（P＜0.01）。這表明，土壤中可交換態(tài)Cd 在水稻全生育期均是決定水稻積累Cd 的重要因素，土壤中可交換態(tài)Cd 含量越高，水稻植株各部位Cd 含量越高。上文分析指出，Eh 是影響土壤可交換態(tài)Cd的重要因素，付鑠嵐等[51]研究發(fā)現(xiàn)，Cd由土壤轉移到水稻籽粒中主要經(jīng)歷4 個過程：土壤有效態(tài)Cd由載體進行轉運、經(jīng)根系吸收進入水稻后由木質部進行轉載、Cd 分配至莖部各莖節(jié)間、韌皮部將葉片中的Cd轉移至籽粒中。薛毅等[45]連續(xù)4年研究發(fā)現(xiàn)，分蘗盛期至齊穗期是雙季稻米Cd 積累的關鍵時期，降低這段時期土壤Cd 有效性可阻控稻米Cd 積累。蚯蚓糞在水稻全生育期降低植株各部位Cd含量可能是通過對水稻土壤Eh 的顯著降低作用從而改變土壤中Cd 的形態(tài)構成，降低土壤中Cd 的生物有效性，達到減少植株吸收Cd 的效果。抽穗揚花期T1 處理組水稻根部Cd含量顯著高于CK 組，可能是由于分蘗末期土壤可交換態(tài)Cd 含量高，雖進入抽穗揚花期后土壤可交換態(tài)Cd 含量有所降低，但是在生長過程中水稻根部已積累了部分Cd。T1 處理組水稻根部Cd 含量雖顯著高于CK 組，但水稻莖、葉部分均顯著低于CK組，證明蚯蚓糞對抑制Cd 在水稻中的轉運也存在一定的作用。另外蚯蚓糞自身豐富的腐殖質還可以與Cd 進行螯合作用，增強土壤對Cd 的固持能力，從而進一步降低Cd 向水稻植株中轉移。蚯蚓糞中富含細菌和真菌等大量微生物類群，微生物對重金屬的生物吸附、富集及沉淀等行為都會降低重金屬的植物有效性[43]。

表4 各時期蚯蚓糞添加量與土壤Eh、pH相關性分析（n=15）Table 4 Correlation between the amount of vermicompost and soil Eh，pH in each stage（n=15）

表5 各時期水稻各部位Cd含量與土壤Eh、pH、Cd形態(tài)相關性分析（n=15）Table 5 Correlation between Cd content in various parts of rice and soil Eh，pH，the fraction of Cd in each stage（n=15）

4 結論

（1）在本試驗條件下，水稻土壤Eh隨淹水時間延長呈下降趨勢，蚯蚓糞的施加可顯著降低土壤Eh，且蚯蚓糞添加量與水稻土Eh呈顯著負相關關系。蚯蚓糞在水稻生長前期顯著降低土壤pH，而后僅在高添加量41.3 g C·kg-1土下顯著升高土壤pH，最后在pH 7左右波動。

（2）蚯蚓糞對土壤Cd存在形態(tài)有顯著影響，尤其是具備環(huán)境毒性的可交換態(tài)和可還原態(tài)。蚯蚓糞通過降低水稻土Eh 影響土壤生物易利用態(tài)Cd，且高添加量41.3 g C·kg-1土下，水稻全生育期均可顯著降低鎘含量。

（3）蚯蚓糞主要通過降低土壤可交換態(tài)Cd 含量從而影響水稻對Cd 的吸收。除抽穗揚花期6.3 g C·kg-1土蚯蚓糞添加量下，其余蚯蚓糞處理在各時期均能顯著降低水稻植株各部位Cd含量。蚯蚓糞添加量與植株Cd 降低幅度之間除抽穗揚花期莖部Cd 降低效果無明顯規(guī)律外，其余各時期、各部位均表現(xiàn)為蚯蚓糞添加量越大降低效果越明顯。

（4）蚯蚓糞對降低鎘米風險、保障糧食安全生產(chǎn)有可以預見的良好效果。所有添加蚯蚓糞處理均能顯著降低稻米中Cd含量，在高于16.3 g C·kg-1土添加量下即可達到國家糧食衛(wèi)生標準（0.2 mg·kg-1）。蚯蚓糞通過降低土壤Eh 減少生物可利用態(tài)Cd，從而抑制Cd 從土壤系統(tǒng)向水稻系統(tǒng)的遷移，同時抑制水稻系統(tǒng)中Cd 由根部向莖葉部的轉運。蚯蚓糞雖然在高于16.3 g C·kg-1土添加量下能進一步降低植株Cd 含量，但對糙米Cd 含量已無顯著影響。以降低稻米Cd含量為目的，從經(jīng)濟效益角度出發(fā)蚯蚓糞添加量不需過高。