葉面肥與不同類型鈍化材料組合施用對水稻累積鎘效應研究

李嘉琳，梁金明，陳波華，李永濤，王進進*

（1.華南農業大學資源環境學院，廣州 510642；2.中山市農業科技推廣中心，廣東 中山 528400）

礦山開采、工業廢棄物排放以及農業投入品的不合理使用等一系列人類活動導致農田土壤重金屬鎘（Cd）逐漸累積[1-2]，而Cd被公認為是一種高毒性致癌物質，會對人類健康產生很大威脅[3-4]。特別在南方水稻產區，水稻作為一種易吸收Cd的主要糧食作物，更增加了Cd的環境風險[5-6]。針對Cd污染土壤，特別是中輕度污染土壤（占Cd超標土壤點位的94%，《全國土壤污染狀況調查公報》，2014）的修復，降低土壤Cd活性或有效性以達到安全生產的目的是目前的研究熱點[7-12]。目前，污染土壤修復的安全利用技術包括鈍化、低累積作物、水分管理、葉面肥等。

鈍化措施是一種通過添加固定化材料，以吸附、沉淀、離子交換、腐殖化、氧化-還原等一系列反應來降低土壤重金屬移動性的技術，常用的無機鈍化材料包括硅酸鹽類（膨潤土、蒙脫石、海泡石、沸石等）、磷酸鹽類（羥基磷灰石、磷礦粉、骨炭等）以及碳酸鹽類（石灰、粉煤灰、白云石等）等[4，13-14]。如Liang等[15]在田間試驗條件下用海泡石修復Cd污染土壤，在0.75、1.50、2.25 kg·m-2的添加量下兩個品種的稻米（FY-9和ZLY-950）對Cd的吸收量下降52.3%～73.6%和40.2%～47.9%。硅酸鹽黏土礦物一般具有巨大的比表面積且通常帶有負電荷，可通過靜電引力吸引重金屬陽離子，并在膠體表面完成化學吸附，形成絡合物或者螯合物，達到鈍化的效果。另外由于其巨大的比表面積，還可以促進對重金屬的物理吸附[7，16]。Thawornchaisit等[17]研究了過磷酸鈣、磷酸氫二銨和磷礦粉對土壤中Cd的鈍化效果，經過60 d的鈍化后，可浸出態Cd的濃度從對照的306 mg·kg-1分別下降到140、34 mg·kg-1和12 mg·kg-1。磷酸鹽類礦物對重金屬Pb的吸附較強烈且吸附機理比較明確[18]，而對Cd的吸附機理尚不明確。最近有報道指出，羥基磷灰石去除Cd的機理主要包括表面吸附和形成共沉淀[19]。Lee等[20]在盆栽試驗條件下采用碳酸鈣鈍化土壤中的Cd，在15 g·盆-1（砂土）和30 g·盆-1（黏土）的添加量下，4種土壤溶液中的Cd含量下降了60%～98.6%。對于碳酸鹽類礦物，調控土壤pH值以及與重金屬離子形成沉淀可能是其最主要的吸附機制[21]。

除鈍化措施以外，葉面肥也是一種常用的污染土壤修復農藝措施。水稻作為一種喜硅作物，有研究指出，葉面噴施微量元素能夠顯著影響其對重（類）金屬的吸收[22-26]。其中葉面噴施硅肥能夠顯著促進作物生長、增強作物抗逆性[27]，以及能夠顯著抑制Cd向稻米中的遷移[23]。此外，葉面噴施含硒（Se）肥料能夠降低作物對重（類）金屬的吸收，減輕重（類）金屬的毒性效應[28-32]，促進作物生長及增產[33-34]。

近年來，許多研究集中在重金屬單項控制技術研發及修復機理研究上，但面對復雜的土壤污染來源及現狀，需要將各種單項修復技術進行合理的集成，形成污染耕地過程控制技術體系[7]。因此，本研究在田間試驗條件下，通過不同種類的鈍化處理（硅酸鹽類、磷酸鹽類及碳酸鹽類）和葉面噴施微肥進行技術集成，驗證不同組合的修復效果，篩選出一種適用于南方中輕度污染土壤的安全利用技術模式，為污染農田主要糧食的安全和區域農業的可持續發展提供保障。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗地位于廣東省中山市大涌鎮某地水稻田（22°26′19″N，113°15′34″E），供試土壤屬于紅壤性水稻土。該試驗地位于珠江三角洲沖積平原地區，長期受西江水灌溉影響。在之前的農業生產中，當地經常以生雞糞作為有機肥施入到土壤中，而未經腐熟的生雞糞可能含有大量的重金屬等有害物質。此外，該試驗地毗鄰當地的一條交通主干道——古神公路，由大氣沉降導致的重金屬累積也可能是當地土壤重金屬超標的原因之一。該試驗點土壤總Cd含量為0.376±0.053 mg·kg-1，前期調查采集的水稻籽粒中的總Cd含量為0.215±0.003 mg·kg-1，根據《全國土壤污染狀況評價技術規定》（環發〔2008〕39號）中關于土壤污染風險的規定，該試驗點屬于輕度污染風險等級。供試土壤的基礎理化性質指標見表1。

供試水稻（Oryza sativa L.）品種為當地常用品種——珍香絲苗。供試改性鉬礦為課題組前期研制的產品，該鈍化劑以天然低品位鉬礦和白云石為原料，經“高溫熔融+冷萃活化+分散改性”后制得[16]，鈍化劑為白色粉末，pH為12.0，其組成為24%CaO、13%MgO、15%SiO2，Cd含量未檢測出。供試石灰和羥基磷灰石為市場購買，pH分別約為12.0和9.0。供試葉面肥為市場采購，有效硅含量≥100 g·L-1，pH 7.0～9.0，兌水稀釋后進行噴施。

表1 供試土壤基礎理化性質Table 1 Physic-chemical parameters of the experimental soil

1.2 田間試驗設計

本試驗于2018年3—7月在中山市大涌鎮某地水稻田進行。試驗區布置及各處理添加量見圖1和表2。試驗共設置5種不同的修復處理，每種處理設置3個重復，每個重復的小區面積為30 m2，采用隨機區組設計：CK，常規施肥處理，采用當地推薦施肥用量，即50%的N∶P2O5∶K2O=24∶7∶19 復合肥（300 kg·hm-2），分基肥（45%）、回青肥（30%）和分蘗肥（25%）3次施用；Ⅰ，常規施肥+噴施7.5 L·hm-2葉面肥；Ⅱ，常規施肥+增施3000 kg·hm-2改性鉬礦；Ⅲ，常規施肥+增施3000 kg·hm-2改性鉬礦+噴施7.5 L·hm-2葉面肥；Ⅳ，常規施肥+增施1500 kg·hm-2石灰+噴施7.5 L·hm-2葉面肥；Ⅴ，常規施肥+增施4500 kg·hm-2羥基磷灰石+噴施7.5 L·hm-2葉面肥。各種類型的鈍化劑產品在水稻插秧前一次性施入，后續不再施用；葉面肥每0.5 L用水稀釋至約100 L后噴施，在水稻分蘗期到拔節期（秧齡大約60～70 d左右），選擇晴天或多云天氣的午后4：00左右進行噴施，如噴后24 h下雨，需再補噴一次。

圖1 試驗地處理示意圖及田間種植情況Figure 1 Schematic diagram of experimental treatments and field planting

表2 田間試驗各處理添加量Table 2 The designed experimental addition amount

1.3 樣品采集與測試

試驗前基礎土樣于2018年2月底在田間采集，試驗后田間試驗樣品采集工作于2018年7月下旬進行。每個試驗小區采集3～5株長勢均勻的水稻植株及對應的土壤樣品，水稻植株樣品洗凈后分成根系、莖葉和稻谷3部分，將稻谷洗凈、吸干水分，風干后脫殼取出籽粒，水稻植株各部位風干研磨后待測。土壤樣品自然風干后，研磨分別過2 mm和0.149 mm篩，用于土壤pH值和重金屬Cd的測定。

水稻籽粒產量采用試驗小區全收全測的方式測定，按比例換算成每公頃產量。土壤pH值采用玻璃電極法（PHS-3C，China）測定（水土比為2.5∶1）[35]。土壤重金屬Cd總量采用三酸（HNO3+HF+HClO4，體積比為5∶5∶3）消解[36]，并用國家一級標樣（土壤樣GSS-16）進行質量控制。水稻籽粒中的Cd含量采用HNO3+HClO4（4∶1）進行消解[36]。所有樣品測試全程同步做試劑空白，土壤及籽粒Cd待測液采用石墨爐原子吸收分光光度計（ZEEnit 650P，德國）進行測定。

1.4 數據分析

Cd在水稻體內的分布特征以生物富集系數（BCF）和轉運系數（TF）來表征：

式中：Cgrain為水稻籽粒中Cd的質量分數，mg·kg-1；Csoil為土壤中Cd的質量分數，mg·kg-1；Cshoot為水稻莖葉中Cd的質量分數，mg·kg-1；Croot為水稻根系中Cd的質量分數，mg·kg-1。

所有試驗數據為3次重復的平均值±標準誤差，試驗數據采用Excel 2013及SPSS Statistics 23軟件進行統計分析。

2 結果與分析

2.1 技術集成措施對水稻產量的影響

本研究中各處理水稻籽粒產量見表3。單獨噴施葉面肥處理（Ⅰ）的水稻籽粒產量相比于常規施肥處理（CK）下降了0.8%，單獨施用改性鉬礦處理（Ⅱ）相比于CK下降了2.7%，葉面肥和改性鉬礦組合處理（Ⅲ）相比于CK下降了4.5%，葉面肥和石灰組合處理（Ⅳ）相比于CK下降了2.4%，葉面肥和羥基磷灰石組合處理（Ⅴ）相比于CK下降了5.7%。所有修復處理的水稻籽粒產量均低于CK，但差異均未達到顯著水平（P＞0.05）。說明本研究中采用的各種修復處理對試驗地水稻籽粒產量沒有顯著影響。

2.2 技術集成措施對土壤pH值的影響

不同修復措施對土壤pH值的影響如圖2所示。CK組土壤pH值為6.48±0.03，呈中性，經過修復處理后，土壤pH值變化范圍在6.48～6.98之間，其中單獨施用葉面肥以及葉面肥+改性鉬礦組合處理下土壤pH值與CK處理無顯著差異，而單獨施用改性鉬礦、葉面肥與石灰或羥基磷灰石組合施用時，土壤pH值較CK處理均顯著增加（P＜0.05）。

2.3 技術集成措施對水稻各部位Cd累積的影響

不同修復措施土壤浸提態Cd含量以及水稻根系、莖葉和籽粒中的Cd含量如圖3所示，圖中實線為Cd的國家食品安全標準限量值0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）。從浸提態Cd含量變化來看，除葉面肥+羥基磷灰石組合處理外，其他修復處理土壤浸提態Cd含量均有所降低，降幅為15.6%～22.8%，但均未達到顯著差異水平。

表3 各集成措施處理下水稻籽粒產量Table 3 Rice yields under different treatments

在所有處理下，水稻各部位Cd含量的順序均為根系＞莖葉＞籽粒，且均達到顯著差異水平（P＜0.05）。從各處理對比來看，CK處理和單獨施用葉面肥處理的水稻籽粒Cd含量分別為0.251±0.048 mg·kg-1和0.240±0.025 mg·kg-1，超標幅度分別為25.5%和19.9%，單獨施用改性鉬礦處理及各種組合技術處理后水稻籽粒中Cd含量相對于CK處理均顯著下降（P＜0.05），且處理后籽粒Cd含量均低于Cd的國家食品安全標準限量值。其中，改性鉬礦處理降低37.8%，葉面肥+改性鉬礦組合處理降低46.4%，葉面肥+石灰組合處理降低48.8%，葉面肥+羥基磷灰石組合處理降低25.2%。根系和莖葉中Cd含量范圍分別為 0.699～1.342 mg·kg-1和 0.303～0.848 mg·kg-1，從根系和莖葉中Cd含量的變化來看，各處理的變化規律一致，處理后水稻根系和莖葉中的Cd含量均顯著低于CK處理，下降幅度分別為12.9%～47.9%和37.5%～64.3%，各修復處理間改性鉬礦、葉面肥+改性鉬礦和葉面肥+羥基磷灰石組合技術處理后根系Cd含量顯著低于單獨施用葉面肥處理，而莖葉中Cd含量在各修復處理間無顯著差異（P＞0.05）。

圖2 各集成措施處理下土壤pH值Figure 2 Soil pH values under different treatments

圖3 各集成措施處理下土壤浸提態Cd含量及水稻各部位Cd含量Figure 3 Extracted soil Cd concentration and Cd in roots，straws and grains under different treatments

2.4 技術集成措施對水稻籽粒BCF和TF的影響

不同修復措施對水稻籽粒BCF的影響如圖4所示，各處理對水稻籽粒的BCF影響不一。相較于CK處理，單獨施用葉面肥以及葉面肥+羥基磷灰石處理對水稻籽粒的BCF無顯著影響（P＞0.05），而改性鉬礦、葉面肥+改性鉬礦和葉面肥+石灰處理顯著降低了籽粒的BCF（P＜0.05），下降幅度分別為25.9%、31.3%和47.3%。

從Cd在根系到莖葉中的轉運系數（TFshoot/root）的變化來看，除單獨施用改性鉬礦處理下TFshoot/root與CK無顯著差異外（P＞0.05），其他修復處理均顯著降低了TFshoot/root（P＜0.05）；從Cd在莖葉到籽粒中的轉運系數（TFgrain/shoot）的變化來看，與CK組相比，除單獨施用葉面肥處理顯著增加了TFgrain/shoot外（P＜0.05），其他修復處理下TFgrain/shoot與CK無顯著差異（P＞0.05）。綜合考慮以上研究結果、土壤浸提態Cd含量及Cd在水稻各部位中的含量發現，本研究中采用的改性鉬礦的作用主要是通過降低土壤浸提態Cd含量及根系Cd含量，即通過減少Cd從土壤中向水稻體內的遷移過程來實現水稻籽粒降Cd的目的；葉面硅肥處理能夠顯著影響Cd在水稻體內的分配，可能會通過降低Cd從根系向莖葉的轉運以及增加向籽粒中的轉運來減少Cd在水稻莖葉中的滯留。

圖4 各集成措施處理下水稻籽粒的生物富集因子（BCF）和轉運系數（TF）Figure 4 Bioconcentration factors（BCF）and transfer factor（TF）of rice grain under different treatments

3 討論

本研究中采用的葉面肥為含硅葉面肥，水稻作為一種喜硅作物，有效硅的施用會促進污染脅迫下水稻的生長[23，37]，特別在水稻生育后期（抽穗期-成熟期），葉面肥具有顯著的促生效果[38]。然而在本研究中葉面肥在分蘗期-拔節期之間施用，對水稻無顯著促生作用，這說明施用期的選擇可能會影響葉面硅肥的促生效果，因此在實地應用時，應結合待修復地的土壤性質和水稻品種開展葉面肥噴施量及噴施時間的試驗，以確定最佳施用方式。對于葉面肥施用抑制作物吸收Cd的機制，前人的研究指出，可能是Si進入水稻體內后，隨著養分循環系統運移至根部，與根系中的Cd發生了共沉淀反應而減少了Cd向籽粒中的遷移[39]。也有研究指出可能是因為Si會影響Cd進入水稻體內后的再分布，通過降低Cd的向上轉運來達到抑制Cd毒性的目的[25]。在本研究中葉面肥處理表現出與前人研究相似的作用，能夠顯著降低試驗地水稻根系中的Cd向地上部位遷移的能力，但對Cd從莖葉到籽粒中的轉運無顯著影響。

本研究中采用的3種鈍化材料均為堿性無機材料，可通過提高土壤pH值來達到修復土壤的目的[40]。特別是羥基磷灰石和石灰中含有大量的CaO，施用到土壤中會顯著降低土壤的交換性酸和鋁含量，本研究中添加羥基磷灰石和石灰的處理相較于其他處理，土壤pH值顯著增加（P＜0.05）。然而供試土壤為中性（pH 6.37±0.04）時，pH值的增加引起的可溶性Cd的降低作用可能不顯著，所以在本研究中含有羥基磷灰石的處理下，Cd在籽粒中的BCF相較于CK處理并無顯著差異，該處理對Cd在水稻各個部位的累積雖相比CK具有顯著的降低作用，但對于Cd在籽粒中的累積效應仍顯著高于葉面肥與改性鉬礦硅質鈍化劑或與石灰的配合施用。石灰在相對較小的添加量（小于1.5 kg·m-2）時也表現出與其他處理接近的修復效果，說明在珠三角地區，石灰也是一種適宜的Cd污染土壤修復材料，也得到了諸多的研究和應用。但是關于石灰長期施用帶來的不利影響也受到了眾多學者的關注，因此在具體應用過程中應考慮待修復土壤的類型、施用量和施用方式等問題。本研究中采用的改性鉬礦硅質鈍化劑為課題組前期研制的鈍化材料[16]，其具有良好的化學機械穩定性和環境兼容性。該鈍化材料主要成分為硅酸鈣鎂，具有巨大的比表面積且提供了大量的可交換性Ca2+和Mg2+，可以與土壤中的Cd2+發生交換吸附從而使得Cd2+被固定在材料表面；另外，材料釋放出的Ca2+和Mg2+會與Cd2+競爭作物根系的吸收通道[41]，從而減少作物對Cd的吸收。此外，材料中豐富的Si也會抑制作物根系對Cd的吸收[42]。在本研究中，改性鉬礦處理在不降低作物產量的情況下（表3），顯著降低了水稻根系、莖葉和籽粒對Cd的吸收，對籽粒Cd的BCF也具有顯著的降低作用，表現出良好的應用前景。

本研究中未經修復的CK組水稻籽粒Cd含量為0.251±0.048 mg·kg-1，在單獨施用葉面肥時修復效果不顯著，對Cd在籽粒中的累積相較于CK來說均沒有顯著影響，但是單獨施用改性鉬礦處理能夠顯著降低籽粒中Cd的累積，說明針對本研究中輕度污染的耕地，在選擇適宜修復技術的情況下，單一技術能夠實現Cd超標農田安全利用的目的。葉面肥與3種不同類型的鈍化材料組合施用時對Cd在水稻根系、莖葉和籽粒中的累積效應均表現出顯著的降低作用，且處理后水稻籽粒Cd含量均低于國家食品安全標準限量值0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）。面對我國目前的污染現狀，可根據實地需要，將各種單項修復技術進行合理的集成，形成污染耕地過程控制技術體系[7]并開展驗證討論，才是實現重金屬污染可持續安全利用、應對人口迅速增長、耕地面積減少、環境日趨惡化局面的必然選擇。

4 結論

通過在田間試驗條件下使用葉面肥和不同類型的鈍化劑（硅酸鹽類、碳酸鹽類、磷酸鹽類）進行Cd污染農田安全利用的試驗表明：與對照相比，單獨施用葉面肥對籽粒吸收Cd無顯著降低作用；而單獨施用改性鉬礦以及葉面肥+改性鉬礦、葉面肥+石灰、葉面肥+羥基磷灰石等組合處理均能顯著降低稻米中的Cd含量，降幅達到25.2%～48.8%。改性鉬礦和石灰處理均可通過減少Cd從土壤中向水稻體內的遷移過程來實現水稻籽粒降Cd的目的，葉面硅肥通過降低Cd從根系向莖葉的轉運以及增加向籽粒中的轉運來減少Cd在水稻莖葉中的滯留。在本研究中，葉面肥+改性鉬礦和葉面肥+石灰組合處理相比單施葉面肥處理表現出顯著的應用優勢，但是相比單施改性鉬礦處理無顯著差異。