不同鈣鎂復(fù)合型鈍化劑對(duì)Cd污染稻田的修復(fù)效果研究

陳小然， 付天嶺， 邰粵鷹， 黃嘯云， 文吉昌， 何騰兵， 高珍冉

(1.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院， 貴陽(yáng) 550025； 2.貴州大學(xué)新農(nóng)村發(fā)展研究院， 貴陽(yáng) 550025)

稻田中的Cd主要來(lái)自于自然源和人為源，自然源主要為地殼母質(zhì)、大氣沉降等[1-2]，人為源包括農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、工業(yè)化、交通、礦產(chǎn)業(yè)等[3-4]。土壤中Cd具有較高的生物毒性[5]，Cd可通過(guò)稻米的富集而進(jìn)入人體[6]，從而產(chǎn)生諸多對(duì)人體蛋白質(zhì)、細(xì)胞、器官不利的影響[7-8]。稻米是貴州主要的糧食作物[9]，控制水稻中的Cd含量尤為重要。目前控制水稻中Cd含量的方法有多種，最普遍、最直接的方法是通過(guò)使用鈍化劑降低土壤有效態(tài)Cd的含量[10]。

研究表明，用于治理酸性稻田Cd污染的鈍化劑多以改變土壤性質(zhì)、pH、形成沉淀、發(fā)生螯合、吸附固定等作用改變土壤Cd的賦存形態(tài)，促使土壤Cd由酸可提取態(tài)向可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)進(jìn)行轉(zhuǎn)化，以降低Cd的生物有效性[11]。鈍化劑可通過(guò)提高土壤pH，有效降低酸性土壤中有效態(tài)Cd含量[12-13]，但在堿性土壤中難大幅度提高土壤pH去控制土壤Cd的有效性[14-15]；酸性鈍化劑可提升有機(jī)質(zhì)的含量，增加酸性土壤對(duì)重金屬的吸附能力、絡(luò)合能力，在Ca鈣質(zhì)土壤上此現(xiàn)象不明顯[16]。貴州作為喀斯特地區(qū)，碳酸鹽巖Ca、Mg含量較高[17]，且西南喀斯特地區(qū)受Cd污染的石灰性(中堿性)土壤理化性質(zhì)與酸性土壤存在顯著差異[18]。因此，針對(duì)石灰性土壤特殊的理化性質(zhì)，研發(fā)篩選適用于喀斯特地區(qū)石灰性土壤高效、安全的鈍化劑，是目前需解決的問(wèn)題。

研究表明，Ca增加水稻籽粒中的Cd濃度和吸收量，Mg降低了籽粒中的Cd濃度和吸收量[19]。Cd和Ca是拮抗離子，Ca的施用可影響水稻幼苗的干重，Ca能促進(jìn)Cd從根轉(zhuǎn)運(yùn)到芽，Ca、Mg保護(hù)細(xì)胞壁和質(zhì)膜的完整性來(lái)競(jìng)爭(zhēng)吸收位點(diǎn)，可使得根中Cd的濃度降低12.6%～27.2%[20]。Ca、Mg會(huì)增加水稻各部位Si沉積，使得水稻地上部重金屬濃度減少[21]。根節(jié)和根莖中Ca的減少和Mn的增加伴隨著可溶性Cd的積累，增加Ca和Mn的比率可建立新的離子穩(wěn)態(tài)來(lái)減輕Cd毒性[22]。Ca、Mg對(duì)Cd的控制應(yīng)用效果較好，但當(dāng)前Ca、Mg復(fù)合鈍化劑在大田試驗(yàn)多因素條件下對(duì)石灰性Cd污染稻田的研究較少，對(duì)石灰性Cd污染稻田的鈍化效應(yīng)有待進(jìn)一步求證。本試驗(yàn)選取Cd污染石灰性稻田為研究對(duì)象，通過(guò)探究鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)石灰性Cd污染稻田的鈍化效應(yīng)，為后續(xù)石灰性Cd污染稻田的安全生產(chǎn)提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

2020年5月18日至2020年9月20日于貴州省開陽(yáng)縣龍水鄉(xiāng)(107°13′8.14″E，27°11′55.1″N)開展試驗(yàn)，該區(qū)域降水豐富，且臨近烏江河畔，稻田常年水淹，試驗(yàn)稻田位于峰叢洼地，為貴州典型的喀斯特地區(qū)石灰?guī)r，該區(qū)域高Cd的石灰?guī)r[23-24]由于風(fēng)化強(qiáng)烈，流水侵蝕、溶蝕嚴(yán)重，巖溶較為發(fā)育，形成了典型的Cd污染石灰性稻田，土壤Cd含量大于(GB 15618—2018)農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值0.8 mg/kg(pH>7.5)，區(qū)域具有很好的代表性，試驗(yàn)區(qū)土壤基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 試驗(yàn)區(qū)土壤基本理化性質(zhì)

本試驗(yàn)設(shè)置6種鈣鎂復(fù)合型鈍化劑及一個(gè)空白對(duì)照(ck)，共計(jì)7個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，共計(jì)21個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積30 m2(6 m×5 m)，小區(qū)采用塑料薄膜對(duì)田埂進(jìn)行隔離防治交叉污染。鈍化劑均來(lái)源于商業(yè)公司或科研單位，6種鈍化劑分別為鈍化劑1(DH 1)、鈣鎂磷肥(DH 2)、石灰石粉(DH 3)、鈍化劑2(DH 4)、鈍化劑3(DH 5)、生石灰(DH 6)，各鈍化劑有效物質(zhì)及含量如表2。

表2 鈣鎂復(fù)合鈍化劑有效物質(zhì)及含量

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與樣品處理

鈍化劑施撒與秧苗移植：2020年5月18日，將試驗(yàn)鈍化劑一次性撒施到各個(gè)試驗(yàn)小區(qū)，經(jīng)過(guò)3次的整地翻耕使鈍化劑與土壤混合均勻。2020年5月25日選取長(zhǎng)勢(shì)一致的晶兩優(yōu)534(國(guó)審稻20176004)秧苗進(jìn)行移植。

施肥：25%含量的高氮中鉀低磷類復(fù)合肥50 kg/667m2；分蘗肥：尿素5 kg/667m2、鉀肥4 kg/667m2；穗肥：尿素2～3 kg/667m2、鉀肥2～3 kg/667m2。

管理：統(tǒng)一進(jìn)行病蟲防治、除草等管理。

采樣：2020年9月20日采集成熟期水稻及土壤。每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)采用梅花點(diǎn)法采集5個(gè)點(diǎn)土壤混合為水稻土樣品，揀出根系、石粒等，在陰涼處自然風(fēng)干，研磨，分別過(guò)10目和100目尼龍篩備用；采用對(duì)角線法采集遠(yuǎn)離邊緣且長(zhǎng)勢(shì)均勻的水稻3穴，保證根、莖、葉、穗完好，水稻植株先使用自來(lái)水清洗，然后使用去離子水清洗3次，于105 ℃烘箱殺青處理后將根、莖、葉、葉鞘、稻殼、糙米分離后分別裝入信封紙中，于65 ℃烘箱中烘干，采用植物粉碎機(jī)進(jìn)行粉碎備用。

1.3 樣品指標(biāo)測(cè)定

土壤pH：采用生態(tài)環(huán)境部發(fā)布的[25](HJ 962-2018)《土壤 pH值的測(cè)定 電位法》進(jìn)行測(cè)定。

有效態(tài)Cd：土壤中有效態(tài)Cd含量采用CaCl2溶液浸提，使用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES)進(jìn)行測(cè)定[26]。

土壤有機(jī)質(zhì)：分別采用《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析》(第三版)3.2.1重鉻酸鉀-外加熱法以及8.3.2乙酸鈉-火焰光度法進(jìn)行測(cè)定[27]。

重金屬全量：采用濕式消解法[28](HNO3∶HF∶HClO=3∶1∶1)進(jìn)行提取，提取樣品使用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES)進(jìn)行測(cè)定消解全程使用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW 10010(GSB-1)進(jìn)行質(zhì)控，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的回收率為 91.95%～105.74%。

土壤Cd的分級(jí)形態(tài)：采用改進(jìn)的BCR法進(jìn)行提取，BCR[29]將Cd形態(tài)分為四個(gè)，即弱酸可提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)和富集系數(shù)(BCF)[30]∶TFA-B∶水稻部位B Cd含量(mg/kg)與水稻部位A Cd含量(mg/kg)的比值；BCFA∶水稻部位A Cd含量與土壤Cd含量(mg/kg)的比值。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)采用WPS 2019軟件進(jìn)行計(jì)算處理，采用SPSS 26.0軟件進(jìn)行單因素方差分析及主體間效應(yīng)的分析，采用Origin 2018軟件進(jìn)行圖表繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鈣鎂復(fù)合型鈍化劑對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

不同鈣鎂復(fù)合型鈍化劑對(duì)土壤pH、有機(jī)質(zhì)的影響見(jiàn)圖1，各個(gè)處理土壤pH值均顯著變化(p<0.05)，分別增加-0.31、0.17、0.11、0.08、0.07個(gè)單位，變化的幅度不大；與ck相比，僅DH 4土壤有機(jī)質(zhì)顯著增加(5.83 g/kg)，DH 2減少不顯著(p>0.05)，DH 5、DH 1、DH 3、DH 6顯著減少，減少幅度為4.0%～31.4%。

注：相同處理下不同小寫字母表示品種間差異顯著(p<0.05)。下同。圖1 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤pH值、有機(jī)質(zhì)的影響

不同鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤交換性Ca、Mg含量的影響見(jiàn)圖2，與ck相比，施加Ca、Mg復(fù)合鈍化劑DH 4，土壤交換性Ca、Mg均增加，其余處理交換性Ca、Mg均減少。

圖2 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤交換性Ca、Mg含量的影響

2.2 不同鈣鎂復(fù)合型鈍化劑對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響

不同鈣鎂復(fù)合型鈍化劑對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響見(jiàn)圖3，與ck相比，DH 1和DH 2土壤中Cd的弱酸可提取態(tài)占比降低，降幅1.3%～1.5%，其中DH 1主要向可還原態(tài)轉(zhuǎn)移，生物有效性增加，DH 2主要向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)移，生物有效性減弱。DH 3、DH 4、DH 5、DH 6各形態(tài)之間的轉(zhuǎn)移程度均不一致，但土壤中Cd形態(tài)主要由可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)向弱酸可提取態(tài)轉(zhuǎn)移，生物有效性增加。

圖3 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤Cd各形態(tài)的影響

2.3 對(duì)土壤Cd有效態(tài)的影響

不同鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量影響如圖4所示。土壤有效態(tài)Cd含量為0.74～1.13 mg/kg，除DH 2外，其余處理土壤有效態(tài)Cd含量均大于ck，其增加幅度1.1%～32.5%，僅DH 3顯著增加，DH 2的減少幅度為12.7%，均達(dá)到顯著水平。

圖4 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量的影響

2.4 不同鈣鎂復(fù)合型鈍化劑對(duì)土壤和水稻Cd、Ca、Mg含量的影響

不同鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤Cd、Ca、Mg含量的影響見(jiàn)圖5，與ck相比，各處理土壤的Ca、Mg含量均大于ck，Mg含量增幅為43.8%～212.8%，Ca含量增幅為21.3%～464.9%，各處理中Mg、Ca含量最大分別為1 970.0 mg/kg、31 169.2 mg/kg，含量最小分別為630.0 mg/kg、5 518.0 mg/kg。與ck相比，DH 5、DH 4、DH 6土壤Cd含量分別顯著增加了16.3%、8.1%、0.2%，DH 2、DH 3、DH 1分別顯著減少了14.2%、8.1%、1.2%。

圖5 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤Cd、Ca、Mg含量的影響

不同鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻植株各器官Cd含量的影響見(jiàn)圖6，各處理水稻根中Cd的全量最高，糙米中的Cd含量除DH 1增加顯著外，其余處理?xiàng)l件下糙米中的Cd含量均減少，說(shuō)明鈣鎂復(fù)合鈍化劑可減少水稻糙米對(duì)Cd的吸收。與ck相比，DH 1處理Cd在水稻各部位含量都較高且達(dá)到顯著水平。

圖6 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻Cd含量的影響

不同鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻Mg全量的影響見(jiàn)圖7，在DH 1、DH 2、DH 4、DH 6、ck中Mg含量最高的部位是葉鞘，在DH 3、DH 5中含量最高的部位是稻殼，各處理水稻糙米中Mg含量較其他部位相比下降明顯，含量在234.50～330.19 mg/kg之間，所有處理較ck相比變化均不顯著。

圖7 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻Mg含量的影響

不同鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻Ca含量的影響見(jiàn)圖8，除DH 5外，水稻中各部位Ca含量均為葉>根>葉鞘>莖>稻殼>糙米，DH 5葉中Ca含量大于根。與ck相比，各處理水稻葉鞘中Ca含量未達(dá)到顯著水平，水稻糙米中的Ca含量均大于ck，其增幅為203.69%～1 236.73%，其中DH 1增幅最為明顯。

圖8 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻Ca含量的影響

注：“+”表示正相關(guān)，“-”表示負(fù)相關(guān)。圖9 鈣鎂復(fù)合鈍化劑處理后不同參數(shù)相關(guān)矩陣

如表3所示，除DH 3處理外，其余各處理BCF根均與ck差異達(dá)到顯著水平，DH 1、DH 2分別提高46.07%、33.71%；與ck相比，DH 1、DH 2、DH 4處理均顯著提高BCF莖，DH 1的提升最為明顯(p<0.05)；與ck相比，DH 1、DH 4處理下BCF葉提升均超過(guò)200%，其余處理均不顯著；與ck相比，DH 1處理下的BCF葉鞘、BCF稻殼、BCF糙米分別顯著提高0.09、0.041、0.037，其余的均無(wú)顯著變化；各處理下，BCF根>BCF莖>BCF葉>BCF葉鞘>BCF稻殼>BCF糙米，BCF根與其他部位差異較大，BCF莖、BCF葉、BCF葉鞘、BCF稻殼、BCF糙米之間差異較小。

表3 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻富集系數(shù)的影響

如表4所示：與ck相比，TF根-莖除DH 1、DH 4、DH 5處理的顯著增加外，其余的均未顯著增加；與ck相比，DH 6處理的TF莖-葉增加最為明顯，增加1.75倍；與ck相比，DH 1處理TF葉-葉鞘顯著增加1.466，其余處理均未顯著增加。與ck相比，各處理TF莖-稻殼均顯著降低；與ck相比，DH 1、DH 2處理下TF莖-糙米增加109.82%、29.81%，其余的均變化不明顯；鈣鎂復(fù)合鈍化劑處理下TF莖-葉、TF葉-葉鞘較大，其中DH 5對(duì)TF莖-糙米影響較大。

表4 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響

2.5 相關(guān)性

施加鈣鎂復(fù)合鈍化劑后土壤pH與糙米Cd含量呈現(xiàn)極顯著負(fù)相關(guān)(γ=-0.894)。土壤Cd弱酸可提取態(tài)與糙米Cd含量顯著負(fù)相關(guān)(γ=-0.795)；土壤pH與土壤弱酸可提取態(tài)Cd極顯著正相關(guān)(γ=0.941)，土壤Cd可氧化態(tài)與土壤Cd可還原態(tài)負(fù)相關(guān)(γ=-0.511)，與土壤Cd可氧化態(tài)為正相關(guān)(γ=0.602)，交換性Ca與土壤Cd酸可提取態(tài)、土壤Cd可還原態(tài)相關(guān)(γ>0.5)，交換性Mg與土壤Cd可氧化態(tài)、土壤Cd殘?jiān)鼞B(tài)相關(guān)(γ>0.5)。

3 討 論

3.1 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻土生物有效性鎘的調(diào)控作用

本試驗(yàn)中各處理Cd生物有效性變化總體與土壤有效態(tài)Cd變化一致，除DH 2處理生物有效性降低外，其余處理鎘生物有效性均增加。與ck相比，DH 2弱酸可提取態(tài)降低，可還原態(tài)均增加，這與李翔等[11]的結(jié)果相同，DH 2的加入促進(jìn)了Cd的賦存形態(tài)由弱酸可提取態(tài)向可還原態(tài)的轉(zhuǎn)化。另外，由于DH 2中的Mg2+可增加Cd與SiO2發(fā)生晶間配合作用[31]形成土壤中重金屬形態(tài)穩(wěn)定的化合物。雖然本試驗(yàn)中DH 4中SiO2含量最高，但是DH 4處理下Cd的生物有效性增加最為明顯，是由于DH 2中的硅減少磷在土壤中的固定，同時(shí)活化土壤中的磷，土壤吸附態(tài)磷和硅解吸, 進(jìn)而提高土壤中水溶性磷與水溶性硅含量[32]，磷的活化使得解磷細(xì)菌變化，提高了土壤中鎘的生物有效性[33-34]；試驗(yàn)處理中DH 1、DH 3、DH 4、DH 5、DH 6生物有效性均增加，這是鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)pH的影響所致，當(dāng)pH發(fā)生變化時(shí)，重金屬的吸附位、吸附表面的穩(wěn)定性、存在形態(tài)和配位性能等均會(huì)相應(yīng)改變[35]，施加鈣鎂復(fù)合鈍化劑后土壤pH與土壤弱酸可提取態(tài)Cd極顯著正相關(guān) (γ=0.941)，本實(shí)驗(yàn)中pH增加，這與鄢德梅[36]等施加鈣鎂磷肥時(shí)土壤pH值呈緩慢升高結(jié)果相同，鈣鎂復(fù)合鈍化劑中較高比例的磷對(duì)土壤pH具有緩沖作用。CaO會(huì)大幅度提高酸性土壤pH且隨著添加量增加而增加[37]，本試驗(yàn)中土壤pH并未大幅度變化，這與紀(jì)藝凝等[14]、曹英蘭[15]等通過(guò)向酸性土壤以及堿性土壤中投加鈍化劑對(duì)比，發(fā)現(xiàn)堿性土壤pH變化幅度較小的結(jié)論一致。本試驗(yàn)中DH 2、DH 5與ck相比變化不明顯，這是由于DH 2、DH 5中的P2O5在堿性石灰性土壤中可以通過(guò)水解反應(yīng)釋放PO43-，誘導(dǎo)土壤Cd形成難溶性沉淀Cd3(PO4)2，降低土壤的弱酸可提取態(tài)，從而降低土壤中Cd生物有效性[38]。鈣鎂復(fù)合鈍化劑補(bǔ)充了Ca、Mg元素，削弱交換性Al3+和H+對(duì)土壤酸化的影響[39]，但試驗(yàn)中石灰性土壤酸化變化小，對(duì)交換性Al3+、H+消弱影響不大，以至于DH 4、DH 5、DH 2無(wú)法有效降低土壤中Cd的有效態(tài)含量。同時(shí)Ca、Mg、、Cd有拮抗作用，試驗(yàn)中交換性Ca、Mg均呈降低的趨勢(shì)，本試驗(yàn)中交換性Mg與土壤Cd可氧化態(tài)、土壤Cd殘?jiān)鼞B(tài)正相關(guān)(γ>0.5)，所以造成Cd的生物有效性普遍增加；李明等[40-41]研究表明，碳酸鈣可以有效地降低土壤中Cd的有效態(tài)，但是本試驗(yàn)中DH 3卻增加最為明顯，通過(guò)苗秀榮等[42]的研究可知，當(dāng)施加2.0%的碳酸鈣對(duì)土壤有效態(tài)Cd的鈍化效果最好，本試驗(yàn)中DH 3碳酸鈣施加量大于2.0%，造成DH 3增加明顯。本試驗(yàn)中DH 3不含CaO，由于CaO會(huì)引起的土壤有機(jī)質(zhì)破壞[43]，DH 3處理下土壤有機(jī)質(zhì)含量最低使得土壤中有效態(tài)Cd增加。

3.2 鈣鎂復(fù)合鈍化劑對(duì)水稻吸收鎘的調(diào)控作用

施加鈣鎂復(fù)合鈍化劑后土壤pH與糙米中Ca含量呈顯著負(fù)相關(guān)，說(shuō)明施加鈣鎂復(fù)合鈍化劑能夠通過(guò)改變土壤pH值，有效的降低石灰性土壤中水稻糙米對(duì)Cd的吸收，這與孫彤等[44]向堿性Cd污染土壤中添加Ca基改性生物炭后土壤pH與玉米籽粒中重金屬含量呈顯著負(fù)相關(guān)相似；DH 1處理下BCF糙米顯著高于ck，說(shuō)明DH 1促進(jìn)了Cd在水稻植株各器官的轉(zhuǎn)移，增加水稻糙米對(duì)Cd的富集，這是由于Ca增加了水稻籽粒中的Cd濃度和吸收量，Mg減少籽粒中的Cd濃度和吸收量，DH 1中的CaO>MgO，土壤吸附的親和力Ca>Mg[45]，所以施加DH 1后土壤的Ca促使水稻糙米對(duì)Cd的吸收；施用堿性的硅鈍化劑后，本試驗(yàn)中除DH 2生物有效性降低，DH 4處理增加，Cd生物有效性降低不一致，DH 2、DH 4處理均抑制水稻對(duì)Cd的吸收，DH 4糙米中Cd含量變化達(dá)到顯著水平，這是因?yàn)閴A性硅改良劑有明顯抑制水稻吸收鎘的作用[46-47]；鈣鎂磷肥能夠有效降低糙米Cd含量，鈣鎂磷肥施用后，同一種水稻各部位間Ca、Mg、Cd含量均有差異性，本試驗(yàn)中BCF根>BCF莖>BCF葉鞘>BCF葉>BCF稻殼>BCF糙米，不同鈍化劑處理后水稻各部位含量基本遵循根>莖葉>糙米>谷殼[48]，與本試驗(yàn)趨勢(shì)總體相同；本試驗(yàn)中DH 2有效降低土壤中Cd的有效性，根部位Cd含量高于ck，一方面由于土壤吸附的親和力Ca>Mg[45]，另一方面是交換性Mg對(duì)低Ca/Mg飽和度土壤中磷有效性產(chǎn)生影響[49]。本試驗(yàn)中鈣鎂復(fù)合鈍化劑TF莖-葉，TF葉-葉鞘普遍高于其他部位，同時(shí)本試驗(yàn)中水稻葉鞘、葉中的Mg含量較高，說(shuō)明鈣鎂復(fù)合鈍化劑主要將Cd轉(zhuǎn)移到水稻葉和葉鞘中，以此降低水稻糙米中的Cd含量，主要是Mg本身的作用或Mg與其他施用的養(yǎng)分之間的協(xié)同作用所致[50]。

本試驗(yàn)開展于常淹水條件下，其灌溉水鹽分、灌溉水量的變化[51]也會(huì)改變水稻Cd的積累，同時(shí)由于稻田土壤性質(zhì)的不同以及各因素的多樣性和復(fù)雜性，淹水對(duì)土壤Cd活性轉(zhuǎn)化具有上升和下降的雙向影響[52]，施用鈍化劑和控制水分對(duì)土壤有效態(tài)Cd的影響存在交互作用[53]，施加鈣鎂鈍化劑后對(duì)微生物、陽(yáng)離子交換量、水稻生物量、葉綠素及相關(guān)酶指標(biāo)的交互作用將是研究完善的重點(diǎn)。

4 結(jié) 論

施加鈣鎂復(fù)合型鈍化劑后喀斯特地區(qū)石灰性Cd污染稻田土壤的pH變化幅度為0.00～0.31個(gè)單位，土壤pH與糙米Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)，土壤鈍化劑能夠通過(guò)提高土壤pH值，有效降低喀斯特地區(qū)石灰性土壤中水稻糙米對(duì)Cd的吸收。

施加鈣鎂磷肥后喀斯特地區(qū)石灰性Cd污染稻田土壤的有效態(tài)Cd含量減少12.7%，水稻中糙米的鎘含量減少39.21%，鈣鎂磷肥能有效降低土壤有效態(tài)Cd，以此降低水稻糙米中的Cd含量，鈣鎂磷肥適用于喀斯特地區(qū)石灰性Cd污染稻田土壤。

施加鈣鎂復(fù)合鈍化劑后喀斯特地區(qū)石灰性Cd污染稻田土壤中的Ca、Mg含量達(dá)到顯著增加的水平。鈣鎂復(fù)合鈍化劑處理后水稻糙米Cd含量減少0.008～0.02 mg/kg，水稻各部位中Ca、Mg、Cd含量基本遵循根>莖葉>糙米>谷殼，糙米中Ca、Mg含量相比其他部位降幅明顯。