三菌聯(lián)合型功能微生物菌劑對(duì)土壤和稻米砷的阻控研究

中圖分類號(hào)S511文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼A文章編號(hào) 0517-6611（2025）11-0047-04

doi：10.3969/j. issn.0517-6611.2025.11. 012

Study on the Inhibition and Controlof Arsenic in Soil and Rice byThree-bacterial Combined Functional Microbial Agents YUAN Hai-weiLIYuan-xing-lu，TANG Shou-yinetal（HunanHuanbaoqiaoEcologyand EnvironmentEngineringCo.，Ld.Changsha，Hunan 410205）

AbstractOetie]exploetetasfoationofsenicfosinsilythbacterombindfunctioalmrobalagtdis impactmechanismonteabsorptionandtranslocationofarsenicinice.MethodTisstudyselectedthericeVarietyTaiou39Oasthere searchobjectandonuctedpotexperimentsheexperientstablisedfourdferentreatmentgroups：acotrolgrouwithostion （CK）and three inoculant treatment groups with varying application rates -M₁ （ 3000kg/hm² ）， M₂ （2 ÷250kg/hm² ）and M₃ （20 （ 1500kg/hm² ）.Theeffetsof diferent treatment methodsontheformsofarsenicinsoilandthechanges inarseniccontentinbrowrice werestudied.ResultTheedoxpotential（E）itialldecreasedaidlyndtengraduallireas.Meanhile，hesoilpbied significantuwadtrndurigtesdintogesofteco，flodygdaldlieadevealsablizatral ityThiseomeonasompanedyuctioieproortiosofspifcalldsodsenicndsecificalldsod nic，longsidseioosidoudicaloiddcdalectetihl Specifically， in the M₁ treatment group，the content of non-specificand specific adsorbed arsenic decreased significantly by6.24 percentage pointsandl6.65petaetspectielyiltesofmoosidoudicaloodb nicandresidualasenicreasdby.58prentageoints，.5prcentageoitsd86percetagepintsspectivelyoard thecontrolgroup，alltreatmengoupseibitedsignifcantreductioninteaymetalaseicontentiegrains，withecasan ging from 32. 14% to 60.71% . Among them，the M₁ treatment group showed the most effctive inhibition of arsenic accumulation in rice grains，with an arsenic content of only 0.11mg/kg .[Conclusion]This study provides a theoretical basis for the development of new arsenic-reducing functional microbial agents.

Key WordsThree-bacterium combined functional microbial agent;Soil;Arsenic forms;Brownrice;As content

稻田在長(zhǎng)期灌溉條件下，可使土壤形成穩(wěn)定的厭氧環(huán)境，導(dǎo)致水稻對(duì)砷元素的富集能力遠(yuǎn)超其他陸生植物[1]。這一現(xiàn)象歸因于缺氧條件下，原本吸附于Fe（ⅢI）氧化物表面的As（V）易被還原為As（I），導(dǎo)致其從固相解離并釋放至環(huán)境中[2]。因此，必須考慮灌溉因素，綜合采取有效治理措施，以減少水稻對(duì)砷的富集，確保稻米質(zhì)量安全。

微生物在土壤修復(fù)中扮演著至關(guān)重要的角色，它們通過(guò)一系列生物化學(xué)反應(yīng)，如氧化-還原、吸附-解吸附、甲基化-去甲基化、沉淀-溶解等，影響砷的生物有效性，從而減少其對(duì)環(huán)境的毒害，實(shí)現(xiàn)土壤修復(fù)的目標(biāo)[3]。在砷污染的水稻土修復(fù)方面，特定的微生物種類如砷氧化菌DWY-1展現(xiàn)出了顯著的效果，砷氧化菌DWY-1在厭氧條件下能夠氧化砷并與硝酸鹽還原過(guò)程耦合，從中獲取能量以促進(jìn)自身生長(zhǎng)[4]在好氧或者厭氧條件下，化能自養(yǎng)型砷氧化菌可通過(guò)以As（I）作為電子供體及以 O₂，NO₃^- 和 ClO₃^- 等作為電子受體，將 CO₂ 同化固定合成細(xì)胞物質(zhì)以支持自身的細(xì)胞生長(zhǎng)[5]同時(shí)，Li等[通過(guò)結(jié)合擴(kuò)增子測(cè)序、宏基因組分箱與 15N- DNA-SIP技術(shù)進(jìn)行驗(yàn)證，在高砷土壤中，微生物Serratia可參與砷氧化過(guò)程，并驅(qū)動(dòng)生物固氮過(guò)程;董萌等7研究表明水稻根系內(nèi)生固氮菌群的多樣性在不同生長(zhǎng)階段呈現(xiàn)出差異，這些微生物內(nèi)生固氮菌株H40-2和J3的代謝協(xié)同和功能互補(bǔ)所形成的微生物組可更大程度提升固砷效率。由此可見(jiàn)，稻田土壤中砷的轉(zhuǎn)化與固定并非依賴單一微生物菌種，通過(guò)運(yùn)用具有代謝協(xié)同性和功能互補(bǔ)性的微生物組可提升固砷效率。

當(dāng)前，稻田環(huán)境中As（Ⅲ）與氧化固定微生物的相互作用已有所突破。但關(guān)于如何有效調(diào)控稻田土壤微生物群落協(xié)同作用以增強(qiáng)其協(xié)調(diào)性探討仍顯不足。基于此背景，該研究開(kāi)展水稻盆栽試驗(yàn)，施用三菌聯(lián)合型功能微生物菌劑作為修復(fù)手段，研究其降砷效果和作用機(jī)制，旨在為新型降砷型功能微生物菌劑的研發(fā)提供理論基礎(chǔ)。

1材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1供試水稻。以我國(guó)南方主栽水稻品種之一的“泰優(yōu)390\"（湘審稻編號(hào)2013027）作為試驗(yàn)材料。水稻的幼苗培育工作由湖南省株洲市淥口區(qū)南洲鎮(zhèn)的農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣站依據(jù)本地農(nóng)業(yè)實(shí)踐完成，品種為雜交型晚熟晚稻品種（生長(zhǎng)周期118d）并在田間進(jìn)行專業(yè)培育。這批幼苗于2022年7月26日被移植到田地中，隨后在10月15日進(jìn)行收割作業(yè)。

1.1.2供試土壤。取湖南省株洲市淥口區(qū)試驗(yàn)田耕作層0～20cm， 作為供試土壤，并將土壤預(yù)處理進(jìn)行壓碎、剔除殘留的根系和雜質(zhì)，均勻地鋪展在尺寸為 30cm×25cm×5. cm的塑料托盤(pán)上，放置于陰涼且干凈的環(huán)境中，讓其自然風(fēng)干，期間不時(shí)翻動(dòng)以確保干燥均勻。

該試驗(yàn)所用土壤為偏酸性的第四紀(jì)紅壤， pH 為4.97，砷含量為 45.25mg/kg ，鎘含量為 25.89mg/kg 。與《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）》（GB15618—2018）相比，該土壤中碑含量超標(biāo)1.5倍，鎘含量超標(biāo)86.3倍，屬于典型的砷鎘復(fù)合污染土壤。

1.1.3供試盆栽裝置。試驗(yàn)采用紅色聚乙烯制桶作為盆栽容器，其上部直徑為 40cm ，下部直徑為 35cm ，桶體高度設(shè)定為30cm， 。每盆使用風(fēng)干土壤，重量精確為 25kg ，逐層填充并壓實(shí)至桶內(nèi)高度達(dá)到 28cm ，同時(shí)確保表層土壤平整且保持濕潤(rùn)狀態(tài)。為確保土壤的穩(wěn)定性和緊實(shí)度，將盆栽放置于戶外環(huán)境并進(jìn)行為期 30d 的淹水處理。在此過(guò)程中，土層自然沉降至桶高的 25cm 處，最終形成的土層覆蓋面積大約為 0.15m² 。

1.1.4供試微生物菌劑。供試微生物菌劑采用玉米秸稈、稻殼等生物質(zhì)材料為基本原料，經(jīng)特定發(fā)酵技術(shù)處理后，復(fù)合了砷氧化菌、固氮菌、硝化菌等功能性微生物，并添加了乙二胺四乙酸（EDTA）作為輔助成分，以期實(shí)現(xiàn)更為高效和穩(wěn)定的微生物功能。

1.2盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)該研究在室外盆栽條件下，采用完全隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)進(jìn)行。試驗(yàn)共設(shè)定了4個(gè)處理組，包括對(duì)照組（CK）以及3個(gè)不同微生物菌劑施用量的處理組（ 、M₃ ），每個(gè)處理組均重復(fù)3次。具體處理方案如下： ① 對(duì)照組（CK）。采用常規(guī)水分管理模式。水稻孕穗期至成熟期實(shí)施間歇灌溉（進(jìn)行3＼～4次灌溉-排水落干循環(huán)），其余生育階段維持 2cm 的淹水層。 ② 處理組 M₁ 。在CK水分管理基礎(chǔ)上，于水稻移栽前3d施加 3000kg/hm² 的微生物菌劑作為基肥。 ③ 處理組 M₂ 。在CK水分管理基礎(chǔ)上，于水稻移栽前3d 施加 2 250kg/hm² 的微生物菌劑作為基肥。 ④ 處理組M₃ 。在CK水分管理基礎(chǔ)上，于水稻移栽前3d施加1500kg/hm² 的微生物菌劑作為基肥。

在水稻盆栽試驗(yàn)開(kāi)展前，采集盆栽土壤樣品，測(cè)定土壤理化性質(zhì)，并于移栽前7d，根據(jù)正常的水稻栽培施肥技術(shù)和盆栽土表面積的換算，在土壤中均勻地施加底肥（過(guò)磷酸鈣6.5g 盆、尿素 6.5g 盆、硝酸鉀 2.0g/ 盆）。分別于水稻不同時(shí)期采集土壤樣品及成熟期水稻樣品，測(cè)定水稻糙米中砷的含量及土壤中碑的形態(tài)。

1.3樣品采集與分析

1.3.1土壤樣品分析。土壤 ΔpH 和氧化還原電位均采用FJA-6型氧化還原電位全自動(dòng)測(cè)定儀測(cè)定[8-9]，Cd全量通過(guò)HCl- HNO₃-HClO₄ 消解方法進(jìn)行測(cè)定，土壤總砷采用GB/M22105—2008中 （1+1） 王水水浴消解法提取。土壤砷形態(tài)分級(jí)的提?。悍菍Ｐ晕綉B(tài)砷、專性吸附態(tài)碑、無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷的提取參考Wen-zel^[11] 方法，殘?jiān)鼞B(tài)砷的提取參考GB/T22105.2—2008。

1.3.2水稻樣品采集與分析。采集的水稻樣本首先經(jīng)過(guò)自來(lái)水的初步清洗，隨后使用超純水進(jìn)行徹底沖洗，并手工分離出根部。樣本經(jīng)過(guò)殺青處理后，通過(guò)烘干直至達(dá)到恒定重量；稻谷經(jīng)過(guò)風(fēng)干處理，依據(jù)NY147—88標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行除糙，從而獲得糙米和谷殼。將樣本粉碎并過(guò)篩（100目），之后密封保存以備后續(xù)使用。水稻樣品經(jīng)混合酸（ HNO₃：HClO₄=4：1） 濕法消解、定容[12]。稻米中無(wú)機(jī)砷測(cè)定參考《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中總碑及無(wú)機(jī)砷的測(cè)定》（GB 5009.11—2014）[13]。

1.4數(shù)據(jù)處理采用Excel進(jìn)行相關(guān)數(shù)據(jù)的計(jì)算處理和制圖。利用SPSS17.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1微生物菌劑對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響從圖1可以看出，同一生長(zhǎng)周期內(nèi)，不同處理方式下的土壤氧化還原電位存在明顯差異。從幼苗期至分蘗期，土壤的氧化還原電位持續(xù)下降，土壤狀態(tài)由氧化狀態(tài)逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)槿踹€原狀態(tài)；從分蘗期至成熟期，土壤氧化還原電位逐漸上升，最終超過(guò)初始水平并趨于穩(wěn)定。該變化過(guò)程呈現(xiàn)出階梯狀特征，反映出土壤環(huán)境在不同生育階段施用不同用量微生物菌劑對(duì)氧化還原電位變化的響應(yīng)模式。

從圖2可以看出，從幼苗期至分蘗期，不同處理下土壤pH呈現(xiàn)出迅速上升的趨勢(shì);從分藥期至成熟期，土壤 ΔpH 降低，并趨向于中性。具體而言，CK處理的土壤pH在成熟期相較于幼苗期上升了 0.72;M₂ 和 M₃ 處理在成熟期與幼苗期相比，土壤 pH 分別上升了0.14和0.36，兩者之間存在明顯差異； M₁ 處理的土壤 ΔpH 在成熟期與幼苗期相比僅上升了0.04，為上升幅度最小的一組。通常，土壤 ΔpH 的升高能促進(jìn)土壤中砷溶出的釋放。因此可以推斷出 M_r 處理中土壤中碑的活性得到了較好的抑制。

2.2微生物菌劑對(duì)土壤中砷形態(tài)的影響從圖3可以看出，在移栽前，非專性吸附態(tài)砷的含量為 3.74mg/kg ，占總量的 8.26% ;專性吸附態(tài)砷的含量為 4.21mg/kg ，占總量的9.30% ;無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷的含量為 4.68mg/kg ，占總量的 10.33% ；晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷的含量為16.38mg/kg ，占總量的36. 16% ；殘?jiān)鼞B(tài)砷的含量為16.28mg/kg ，占總量的 35.95% 。與移栽前相比，成熟期CK處理非專性吸附態(tài)碑、專性吸附態(tài)砷的含量分別升高了40.91%.163.18% ，無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)碑、殘?jiān)鼞B(tài)砷的含量分別下降了 2.14%.27.17% 、23.63% 。

成熟期 M₁ 處理非專性吸附態(tài)砷、專性吸附態(tài)砷的含量分別占土壤總量的 5.39%.7.81% ，與成熟期CK相比，占比分別降低了6.24百分點(diǎn)、16.65百分點(diǎn)；無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)碑、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、殘?jiān)鼞B(tài)砷的含量分別占土壤總量的 15.69%.35.39%.35.72% ，與成熟期CK相比，占比分別升高了5.58百分點(diǎn)、9.05百分點(diǎn)、8.26百分點(diǎn)。成熟期M₂ 處理非專性吸附態(tài)碑、專性吸附態(tài)碑的含量分別占土壤總量的 6.29%.8.43% ，與成熟期CK相比，占比分別降低了5.34百分點(diǎn) ?16.03 百分點(diǎn)；無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)碑、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)碑、殘?jiān)鼞B(tài)砷的含量分別占土壤總量的15.32%.34.93%.35.03% ，與成熟期CK相比，占比分別升高了5.21百分點(diǎn)、8.59百分點(diǎn)、7.57百分點(diǎn)。成熟期 M₃ 處理非專性吸附態(tài)砷、專性吸附態(tài)砷的含量分別占土壤總量的8.17%.13.86% ，與成熟期CK相比，占比分別降低了3.46百分點(diǎn) ?10.60 百分點(diǎn)；無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)碑、殘?jiān)鼞B(tài)砷的含量分別占土壤總量的 10.91% 、32.89%.34.17% ，與成熟期CK相比，占比分別升高了0.80百分點(diǎn)、6.55百分點(diǎn) 6.71 百分點(diǎn)。

2.3微生物菌劑對(duì)水稻糙米砷吸收積累的影響經(jīng)微生物菌劑處理后， M₁，M₂，M₃ 處理組糙米中砷含量分別為0.11、0.16，0.19mg/kg，3 個(gè)處理組糙米中砷含量均符合國(guó)家食品安全標(biāo)準(zhǔn)GB2762—2022，且均低于食品碑限量（204號(hào) （0.20mg/kg） 。與CK組 （0.28mg/kg） ）相比， M₁，M₂，M₃ 處理組糙米中砷含量分別降低了 60.71%.42.86%.32.14% 。

3討論

土壤作為一個(gè)復(fù)雜的多相系統(tǒng)，其氧化還原電位會(huì)根據(jù)栽培管理手段，尤其是灌溉與排水操作的實(shí)施而發(fā)生變動(dòng)。崔曉丹等[4]研究表明，采用水分調(diào)控會(huì)使土壤中砷濃度顯著增加，相較于干濕交替處理，農(nóng)藝措施中進(jìn)行水分管理會(huì)增大砷的溶出風(fēng)險(xiǎn)。在該試驗(yàn)中，各處理在初期灌水階段觀察到土壤氧化還原電位迅速下降，隨后施入微生物菌劑，此時(shí)微生物菌種作為氧化劑介入土壤氧化還原反應(yīng)，導(dǎo)致土壤氧化還原電位上升，從而相對(duì)抑制了土壤中碑的釋放。

水稻因其對(duì)濕潤(rùn)生長(zhǎng)環(huán)境的偏好，其生理特性導(dǎo)致稻田土壤傾向于維持還原狀態(tài)，這增加了重金屬砷的溶解風(fēng)險(xiǎn)，從而可能使得土壤及水稻產(chǎn)品中的神含量超過(guò)安全閾值。該研究顯示在施用三菌聯(lián)合型功能微生物菌劑后，非專性和專性吸附態(tài)砷的含量下降，無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、殘?jiān)鼞B(tài)碑的含量上升。相較于對(duì)照組（CK）， M₁ 處理組非專性和專性吸附態(tài)砷分別降低了6.24百分點(diǎn)、16.64百分點(diǎn)；而無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)碑、殘?jiān)鼞B(tài)分別升高了5.58百分點(diǎn)、9.04百分點(diǎn)、8.25百分點(diǎn)。這可能是因?yàn)樵诘咎锼汁h(huán)境調(diào)控下，微生物在碑形態(tài)轉(zhuǎn)化過(guò)程中的速率與程度均顯著優(yōu)于化學(xué)過(guò)程[5]，利用微生物調(diào)節(jié)稻田土壤中砷的賦存狀態(tài)，能夠有效改變其生物可利用性。在厭氧條件下，砷氧化菌能夠?qū)s（I）的氧化過(guò)程與硝酸鹽的還原過(guò)程相結(jié)合，并利用這一過(guò)程中的能量來(lái)促進(jìn)自身的生長(zhǎng)[16]，通過(guò)對(duì)稻田土壤砷的固定作用將As（I）氧化成 As（V）^[17] 。固氮螺菌無(wú)色桿菌對(duì)水稻根部具有高度選擇性，水稻和固氮螺菌無(wú)色桿菌具有聯(lián)合固氮功能[8]，且固氮菌能驅(qū)動(dòng) As（II）-Fe（I） 轉(zhuǎn)化遷移及固定，影響氮素在土壤截留形態(tài)和分配比例[19]。另外，土壤中氨或銨鹽在硝化細(xì)菌的作用下可轉(zhuǎn)化為硝酸鹽，硝酸鹽進(jìn)入淹水稻田土壤環(huán)境中可通過(guò)物理化學(xué)和生物過(guò)程進(jìn)行聯(lián)合調(diào)控，在微生物介導(dǎo)下的硝酸鹽還原過(guò)程是抑制As（II）釋放的關(guān)鍵機(jī)制[20]。施用三菌復(fù)合型功能微生物菌劑能通過(guò)微生物的協(xié)同共作來(lái)改變土壤的理化性質(zhì)，進(jìn)而影響土壤中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化，從而降低砷的超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。

M₁，M₂，M₃ 處理耦合水分管理對(duì)糙米砷的累積均有抑制作用，3個(gè)處理降砷幅度分別達(dá)到 60.71%.42.86% 、32.14%，M₁ 處理明顯優(yōu)于 M₂，M₃ 處理。

4結(jié)論

（1）所有處理組土壤氧化還原電位均迅速降低后又回升。在相同的生長(zhǎng)階段內(nèi)，不同處理的氧化還原電位存在明顯差異。從幼苗期到分蘗期，土壤的氧化還原電位降低，環(huán)境由氧化狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)槿踹€原狀態(tài)；從分蘗期到成熟期，氧化還原電位上升，超過(guò)了起始值并保持穩(wěn)定。這種變化揭示了施用菌劑可使土壤氧化還原電位上升，降低重金屬砷的溶出風(fēng)險(xiǎn)。

（2）從幼苗期到分蘗期，不同處理下土壤 pH 呈現(xiàn)出迅速上升的趨勢(shì);從分蘗期至成熟期，土壤 pH 降低，并趨近中性。這種變化源于微生物菌劑的生長(zhǎng)代謝及其與土壤成分間的相互作用，進(jìn)而影響土壤中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化及其生物有效性。

（3）在施用三菌復(fù)合型功能微生物菌劑后，相較于對(duì)照組，非專性吸附態(tài)和專性吸附態(tài)的砷含量明顯下降，無(wú)定型鐵氧化物結(jié)合態(tài)、晶體鐵氧化物結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)的砷含量則呈現(xiàn)上升趨勢(shì)。特別是當(dāng)施用量達(dá)到 3000kg/hm²（ΩM₁ 處理）時(shí)，該效果尤為突出。與對(duì)照組相比，不同處理下水稻籽粒中砷含量降低了 32.14%～60.71% ，而 M₁ 處理下水稻籽粒砷含量?jī)H為 0.11mg/kg ，表明其對(duì)水稻籽粒中砷累積的抑制效果最為顯著。

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