土壤調理劑聯合芽孢桿菌施用對水稻吸收鎘砷的影響

王秋瑩，蘇天燕，陸 問，于 磊，穆 莉，毛雪飛，楊 秋，張治軍，張冬明，劉文杰*

1.海南大學生態與環境學院，海南省農林環境過程與生態調控重點實驗室，海南 ?？?570228

2.海南大學，海南省熱帶生態環境修復工程研究中心，海南 海口 570228

3.農業農村部環境保護科研監測所，天津 300191

4.中國農業科學院農業質量標準與檢測技術研究所，北京 100044

5.海南省農業科學院農業環境與土壤研究所，海南省耕地保育重點實驗室，海南 ?？?571199

2014 年《全國土壤污染狀況調查公報》[1]顯示，我國耕地土壤重金屬點位超標率達到了19.4%，其中土壤鎘(Cd)和砷(As)超標率分別達7.0%和2.7%.Cd-As 復合污染是土壤重金屬污染最常見的類型，且土壤Cd、As 皆具有較高的生物毒性，對環境污染的持續時間長且不可降解[2-3].重金屬的生物活性與毒性不僅與土壤中其總量有關，更多的是由其在土壤中的有效態含量所決定[4].因此，減少植物中Cd 和As含量最重要的措施之一，就是從源頭降低土壤中Cd和As 的遷移性和有效性.

水稻作為我國第一大糧食作物，也是Cd、As 富集能力較強的作物，鎘砷污染稻田土壤修復研究是近年研究的熱點.大量研究表明，采用優化水分管理[5]、施用石灰等堿性物質調理土壤酸性[6]、施用土壤調理劑鈍化土壤重金屬活性[7]以及噴施葉面阻控劑阻控植株中重金屬的轉運等技術措施[8]，皆可顯著降低稻米重金屬的積累.但由于Cd 和As 在土壤中賦存形式和地球化學特性的差異[9]，稻田淹水管理在降低土壤Cd 有效性時，通常會導致As 有效性的增強.這是因為水稻的生長需要長期處于淹水狀態，這使得根系處于還原條件，Cd2+與S2-易形成難溶性沉淀，導致其有效性降低；而As 被還原成難以被土壤吸收的可溶態，反而會提高其有效性[10].另外，pH 上升會增加土壤膠體OH-濃度，增強土壤膠體對Cd 的吸附，而由于靜電排斥會降低土壤對As 的吸附，導致土壤溶液中As 的濃度增加.Cd 以陽離子Cd2+的形式存在于自然界中，堿性材料如石灰、磷酸鹽與生物炭等都能促進其水解、沉淀與吸附；而As 以陰離子H2AsO4-和HAsO42-的形式存在于自然界中，當使用堿性物質來修復土壤時，會造成對As 陰離子的靜電排斥而使得其移動性增強[11].因此，尋求一種能同時修復土壤Cd 和As，降低水稻對Cd 和As 吸收的材料和方法已成為鎘砷污染稻田土壤污染修復的技術難點.

硅鈣鎂鉀肥作為近年來新興的一種堿性礦質肥料，其施用可以顯著增加土壤pH 和CEC，改善土壤環境，滿足作物對微量元素的吸收利用[12]，緩解土壤Cd-As 復合污染對植物造成的危害.如Wang 等[13]在田間試驗中同時施用硅鈣肥和硅鉀肥可同時降低水稻籽粒中Cd 和As 的含量.此外，微生物轉化累積型鈍化技術是指微生物通過其表面吸附、沉淀、離子交換，并結合其自身對Cd 和As 的吸收、解毒轉化等鈍化作用修復Cd-As 復合污染土壤的一類環境友好型技術[11].芽孢桿菌(Bacillus)具有較高的環境兼容性，且對重金屬Cd 和As 具有較好的吸附效果.Singh 等[14]發現芽孢桿菌NBR1014 在培養36 h 后，細菌生物量中砷酸鹽的濃度顯著增加，后續的研究表明，生物量中As 的累積隨時間的延長而增加，最大積累量出現在第12 小時，相同的現象在芽孢桿菌DJ-1 中得到印證，該菌胞內累積的砷酸鹽中，有80.4%在細胞質中，可見生物累積也是生物鈍化的重要環節[15].

目前，單一修復技術很難解決Cd-As 復合污染問題，較少能做到二者兼顧.為了實現稻田土壤Cd 和As 的同步鈍化，減少稻米重金屬含量，本研究選取海南省定安縣某礦區水稻田為研究對象，采用土壤調理劑(氧化鈣鎂肥和硅鈣鎂鉀肥)耦合微生物菌劑(枯草芽孢桿菌)的方式，研究單一/復合施用土壤調理劑和菌劑對Cd-As 復合污染水稻田土壤的修復效果，以期為礦區Cd-As 復合污染農田糧食安全生產提供依據.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

試驗于2022 年4-8 月在海南省定安縣某礦區附近Cd-As 復合污染農田進行，試驗地屬熱帶季風海洋性氣候，陽光充足，年平均氣溫24 ℃，雨量充沛，年均降雨量1 953 mm.土壤類型為水稻土，常年種植水稻，成土母質為第四紀玄武巖，成土母質造成土壤重金屬背景值偏高.試驗田耕作層(0～20 cm)土壤的化學性質和Cd、As 含量如下：土壤pH 為5.38，SOM含量為29.45 g/kg，CEC 為8.92 cmol/kg，有效磷含量為26.97 mg/kg，堿解氮含量為97.32 mg/kg，速效鉀含量為18.3 mg/kg，總Cd 含量為2.13 mg/kg，總Cd 含量超過《土壤質量環境 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618-2018)風險管制值(1.5 mg/kg)；農產品檢測結果表明，未經處理的糙米Cd 含量為0.26～0.34 mg/kg，超過《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)中對糙米Cd 的限量值(0.2 mg/kg)；總As 含量為28.93 mg/kg，雖未超過其規定的風險篩選值(30 mg/kg)，但農產品檢測發現未經處理的糙米As 含量為0.37～0.46 mg/kg(限量值為0.35 mg/kg)，糙米As 超標，故研究區域屬于Cd-As 復合污染稻田，農產品存在污染風險.

1.2 供試材料

供試的水稻品種為Y 兩優3088.供試微生物菌劑的pH 為7.76，主要成分為枯草芽孢桿菌(Bacillus subtilis)(有效活菌數≥2.0×108個/mL)，As 含量≤10 mg/kg，Cd 含量≤3 mg/kg，由山東邁科珍生物科技有限公司提供.本研究使用的其中一種土壤調理劑(D1)的pH 為11.05，主要成分為CaO(≥20.0%)、MgO(≥5.0%)和有機質(≥5.0%)，As 含量≤10 mg/kg，Cd含量≤10 mg/kg，由江蘇天象生物科技有限公司提供；另一種土壤調理劑(D2)的pH 為10.30，主要成分為SiO2(≥20.0%)、K2O(≥6.0%)、CaO(≥20.0%)和MgO(≥5.0%)，As 含量≤10 mg/kg，Cd 含量≤10 mg/kg，由河南諾賽德生物科技有限公司提供.

1.3 試驗設計與處理

試驗設土壤調理劑、微生物菌劑單一處理及聯合處理.每個處理設3 次重復，隨機分布，共計24 個試驗小區，每個小區面積為20 m2(4 m×5 m)，單排單灌，獨立進出水，互不干擾.各小區設置田埂，采用覆塑料薄膜(埋深20 cm)的田埂分隔，并設置標識牌，外設保護區.各小區施用等量復合肥作為基肥，土壤調理劑在種植前7 d 結合整地翻耕一次性撒施，與土壤混合均勻，菌劑在水稻苗移植前按照一定的濃度浸潤根系，各小區同一天插秧，栽培管理措施和當地正常生產一致，其他農事操作內容和時間一致.水稻栽植株行距為20 cm×20 cm，每穴2～3 株，試驗設計與材料用量見表1.

表1 試驗設計與材料用量Table 1 Experimental design and material consumption

1.4 樣品采集與處理

土壤樣品采集與處理：采集試驗前土壤及水稻成熟期土壤，每個小區采用“五點采樣法”采取0～20 cm耕作層的土壤約1 kg，手動挑揀出土樣中的動、植物殘體、根系及石礫等雜物，過2 mm 篩網，將土樣于室內自然風干后研磨過10 目(2 mm)、100 目(0.15 mm)篩，供土壤基本化學性質和重金屬含量測定.

植物樣品采集與處理：在水稻生長成熟期采植物樣，將整株水稻連根取出(盡量不傷害根系)，每個小區在不同點位采集不少于5 株的水稻植株混為一個樣，用自來水沖洗根系，與土壤分離，用剪刀將水稻根、莖、葉、籽粒分開，最后再用超純水洗凈，殺青、烘干至恒質量，降溫后將根、莖、葉和籽粒分別磨成細粉，過100 目篩，封袋保存，放置在25 ℃左右的室溫環境下，用于測定植物重金屬含量.

1.5 樣品測定方法

土壤pH 采用電位法測定，土水比為1∶2.5；SOM含量采用K2Cr2O7外加熱法測定；土壤CEC 根據《土壤 陽離子交換量的測定 三氯化六氨合鈷浸提-分光光度法》(HJ 889-2007)測定；土壤有效磷含量采用鹽酸-氟化銨法測定；土壤有效硅含量采用檸檬酸浸提-硅鉬藍比色法測定；土壤總Cd、總As 含量采用X 射線熒光光譜(XRF)測定[16-17]；土壤有效態Cd、有效態As 含量根據《土壤8 種有效態元素的測定 二乙烯三胺五乙酸浸提-電感耦合等離子體發射光譜法》(HJ 804-2016)，使用電感耦合等離子光譜發生儀(ICP-MS)測定，本試驗中Cd 和As 含量的測定過程均利用標準物質進行質量監控，二者加標回收率控制在100%～110%之間.水稻植株各部位Cd 和As 采用HNO3-HClO4(體積比為10∶1)消解，濾液通過電感耦合等離子光譜發生儀(ICP-MS)測定[18].各試驗小區選取1 m2的樣方收割水稻，脫粒風干、實際稱量，記錄水稻產量.

1.6 數據分析方法

富集系數(bioconcentration factor，BCF)的計算公式[12]：

式中：Cplant表示植物體內的重金屬含量，mg/kg；Csoil表示土壤中的重金屬含量，mg/kg.

轉運系數(translocation factor，TF)的計算公式[12]：

式中：TFy-x表示重金屬從水稻部位y到部位x之間的轉運系數；Cx、Cy表示水稻各部位(根、莖、葉和糙米)中重金屬含量，mg/kg.

數據采用Microsoft Excel 2022 進行處理，對所有數據進行正態性和方差齊性檢驗，符合正態分布的數據利用SPSS 22.0 軟件進行單因素方差分析(oneway ANOVA)，對有顯著(P<0.05)差異的，采用Duncan進行多重比較，不符合正態分布的數據采用非參數檢驗進行差異對比.相關性分析采用Pearson 相關性分析，采用Origin 2021 軟件制圖.

2 結果與討論

2.1 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對土壤化學性質的影響

不同處理土壤pH 如圖1(A)所示，對比CK 處理，除單一施用菌劑(J 處理)降低了土壤pH 以外，其他處理都不同程度提升了土壤pH，這可能是因為芽孢桿菌在自身新陳代謝過程中產生了有機酸[19-20]，從而導致土壤pH 降低，菌劑聯合土壤調理劑的3 種處理方式(J+D1、J+D2 和J+D1+D2 處理)對土壤pH 的提高效果低于單一/復合施用土壤調理劑，這是因為單一施用或復合施用的兩種土壤調理劑的pH 均較高(分別為11.05 和10.30)，且隨著堿性氧化物(CaO 和MgO 等)的水解，土壤調理劑會提高土壤中OH-含量，一定程度上緩解了水稻對土壤的酸化，而芽孢桿菌自身代謝會產生有機酸，且由于基肥和土壤調理劑中含有機質，其可以分解有機質產生腐殖酸等酸性物質[21]，因此菌劑的加入對pH 的變化具有一定緩沖作用.與筆者研究結果相似，王萍等[21]在土壤樣品中加入堆肥，微生物分解堆肥中的有機質，隨著培養時間的延長，加芽孢桿菌處理的土壤pH 降低顯著.

圖1 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對土壤化學性質的影響Fig.1 Effects of single/combined application of different soil amendment and Bacillus subtilis on soil chemical properties

如圖1(C)所示，包括CK 處理在內的各處理組的CEC 含量為2.85～7.28 cmol/kg，與CK 相比，施用菌劑和土壤調理劑后土壤CEC 含量呈現不同程度的上升，除了D1 處理以外，其他處理均達到了顯著水平(P<0.05)，其中D2 處理后的CEC 含量最高，為CK 處理的2.6 倍.如圖1(D)所示，水稻成熟期AvP含量為28.74～50.34 mg/kg，相比CK，經處理后的AvP 含量均不同程度上升，增幅為4.99%～75.16%，其中經D1+D2 處理的AvP 含量達到顯著(P<0.05)增加的水平.相比CK，經D1+D2 處理的AvP 含量最高，D2 處理與J+D2 處理次之，這可能歸因于D2 處理的土壤調理劑富含Si，Si 與P 化學性質相似，存在相互促進的關系[8]，Si 的施入降低了土壤對P 的固定，增加了土壤P 的有效性.如圖1(E)所示，相比CK，經處理后的有效Si 含量均不同程度上升，其中D1+D2 處理的有效Si 含量最高，其次為D2 處理，二者有效Si含量相較CK 達到顯著增加水平(P<0.05).

2.2 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對土壤有效態Cd 和有效態As 含量的影響

土壤中可被生物吸收利用的重金屬形態稱為生物有效態，相較于總量，有效態更能反映重金屬對環境和作物的危害[22].單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對土壤有效態Cd 含量的影響如圖2(A)所示，結果表明：相比CK 處理，其他處理組的有效態Cd 含量均顯著降低(P<0.05)，降幅為5.46%～47.53%，其中以D1+D2 處理效果最好，其次為D2 處理.對該試驗中不同處理下土壤pH、CEC 和有效Si 含量分別與有效態Cd 含量進行相關性分析〔見圖3(a)(c)(e)〕，發現對土壤有效態Cd 含量影響最為顯著的是土壤pH，相關系數r達到-0.80(P<0.001)，主要是由于土壤pH提高顯著增加了土壤OH-的濃度，進而與土壤Cd2+形成的氫氧化物沉淀增加，極大程度地降低了其移動性和生物活性[23]；其次通過線性擬合結果〔見圖3(e)〕可以看出，有效Si 含量與有效Cd 含量也呈極顯著負相關(P<0.001)，說明有效Si 含量的提高是有效態Cd含量降低的重要影響因素，這與黃蕊等[24]的研究結果相似，主要是因為土壤中大量的有效Si 可與活性態Cd 形成難溶性的Si-Cd 絡合物，從而抑制Cd 在土壤中的遷移；另外，如圖3(c)所示，土壤有效態Cd 含量還與CEC 呈顯著負相關(P<0.05)，這歸因于修復試驗材料中富含大量的Ca2+、Mg2+、K+等，可以增加土壤CEC，Ca2+、Mg2+和K+能與Cd 競爭土壤的吸附點位，影響土壤對Cd 的吸附，減少土壤有效態Cd 含量.同時相比CK，經D2 處理和D1+D2 處理后土壤pH、CEC 和有效Si 含量的增幅較大(見圖1)，這兩種處理對應的土壤有效態Cd 含量的降幅較大〔(見圖2(A)〕，也證實了上述推論.

圖2 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對土壤有效態Cd 和有效態As 含量的影響Fig.2 Effects of single/combined application of different soil amendments and Bacillus subtilis on the content of available Cd and available As in soil

圖3 土壤有效態Cd 和As 含量與影響因子之間的擬合結果Fig.3 Fitting relationship between content of soil available Cd and As with influence factors

經處理后的土壤有效態As 含量的變化如圖2(B)所示，結果表明：相比CK 處理，其他處理組的有效態As 含量均有不同程度的降低，降低了5.32～25.49 mg/kg，除J、J+D1 和J+D2 這3 種處理效果不顯著以外，其余處理組均達到了顯著降低水平(P<0.05)，其中以D1+D2 的處理效果最好，其次為D2 處理.根據線性擬合結果〔(見圖3(b)〕，土壤有效態As 與土壤pH 呈極顯著負相關(P<0.01)，這與已有研究結果[11,25]略有差異，可能是因為該試驗土壤為酸性，在低pH土壤環境下，As 的活性較低.值得注意的是，雖然Cd和As 在土壤中呈現完全相反的化學性質和價態，但是施用菌劑和土壤調理劑后，土壤有效態Cd 和As的含量卻呈現相似的降低趨勢，圖3(h)所示擬合結果顯示，該試驗中土壤有效態Cd 含量與有效態As含量呈極顯著正相關(r=0.87，P<0.001)，這與以往研究[11]中土壤施加調理劑后，有效態Cd 和有效態As 拮抗作用明顯且二者含量呈現相反變化的結論不同，但與Yang 等[25]的研究結論一致，這可能是由于該試驗中堿性土壤調理劑富含Si、Ca2+、Mg2+和K+等，隨著調理劑的施用，雖然土壤pH 逐漸增加，但同時CEC和有效Si 含量也在增加，且CEC 和有效Si 含量相較pH 的增幅更大(見圖1)，隨著CEC 和有效Si 含量的增加，有效態As 含量降低，線性擬合結果也支持這一推論〔見圖3(d)(f)〕.Ca2+、Mg2+和K+等陽離子可以與Cd2+生成難溶絡合物，增加土壤Cd 的穩定性，也可以與As 相結合形成難溶化合物[22]；有研究發現，pH 的升高會對土壤中As 的活性產生促進作用，而本試驗中施加硅肥后土壤pH 的升高并未增強As 的生物有效性，這可能歸因于硅肥的結構特性-多為粉狀、比表面積大且對As 具有物理吸附效應[26].

綜上，修復材料的施用主要靠影響土壤pH、CEC和有效Si 含量來對土壤有效態Cd、As 的含量產生影響，雖然修復材料使土壤pH 升高，但對As 仍然保持著良好的鈍化修復效果，說明修復試驗材料對As的鈍化過程中由pH 影響的靜電排斥作用可能并非主導作用，可能還依靠CEC 影響下進行的離子交換作用或其內外表面的孔道和官能團等[22].

2.3 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對水稻產量和各部位Cd 和As 含量的影響

該試驗不同處理對水稻產量的影響見表2.與CK 相比，除了D1+D2 處理的產量下降以外，其余處理組的水稻產量都不同程度增加，但修復材料對處理組水稻產量的影響未達到顯著水平.3 種修復材料單一或聯合施用均達到了《耕地污染治理修復效果評價標準》(NY/T 3342-2018)中重金屬修復材料施用后作物減產不超10%的要求，其中菌劑單一施用(J 處理)效果比調理劑單一施用(D1 處理、D2 處理)效果好，其復合施用效果(J+D1 處理、J+D1+D2 處理)比兩種調理劑復合施用(D1+D2 處理)效果好.有研究[16]表明，微生物菌劑配施一定數量的調理劑可以緩解重金屬對水稻的毒害作用并提高作物產量，芽孢桿菌作為植物促生菌，能夠增加土壤養分，促進植物生長，并且能夠增加土壤有益菌屬和真菌的相對豐度，抑制病原菌屬.

表2 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對水稻產量的影響Table 2 Effects of single/combined application of different soil amendments and Bacillus subtilis on rice yield

成熟期水稻植株各部位Cd 和As 的含量如圖4所示.該研究結果表明，水稻成熟期不同部位Cd 含量表現為根>莖>葉>糙米>精米，而不同部位As 含量表現為根>葉>莖>殼>糙米>精米(見圖4)，水稻葉子As 含量比莖As 含量高，這與李仁英等[27]的研究結果相似，但與劉書錦等[23,28]的研究結果不同，這可能是因為不同品種水稻對As 脅迫的響應不同[29-30]，且不同品種水稻各部位對As 的吸收與轉運也存在品種間的差異[27].

圖4 單一/聯合施用不同調理劑和菌劑對水稻各部位Cd、As 含量的影響Fig.4 Effects of single/combined application of different soil amendments and Bacillus subtilis on the content Cd and As in different organs of rice

單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑后，水稻糙米和精米中Cd 含量的變化如圖4(C)所示，CK 處理的糙米Cd 含量為0.298 mg/kg，精米Cd 含量為0.266 mg/kg，均超過《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)中對糙米和精米中Cd 污染物的限量值(0.2 mg/kg)，稻米Cd 嚴重超標.相比CK 處理，其余處理組的糙米和精米中Cd 含量均呈現不同程度的降低趨勢，糙米中Cd 的降解率為6.6%～56.8%，精米中Cd 的降解率為15.0%～57.4%，經D2、J+D1、J+D2、D1+D2 和J+D1+D2 這5 種處理后的糙米和精米Cd 含量均顯著降低(P<0.05)，降至0.2 mg/kg 以下，符合安全生產標準.修復試驗材料降低糙米Cd 含量的機理可能與土壤pH 的提高、有效Si含量的提高和有效態Cd 含量的降低有關.相關性分析〔見圖5(a)〕也可證明這個推論，糙米Cd 含量與土壤pH 呈顯著負相關(r=-0.58*)，與有效態Si 含量呈顯著負相關(r=-0.65**)，與有效態Cd 含量呈顯著正相關(r=0.52*)，說明修復試驗材料降低糙米Cd 的機理可能在于添加堿性調理劑后提高了土壤pH，增加土壤膠體和黏粒表面負電荷，增強其對土壤中Cd2+的吸附能力，從而降低土壤中有效態Cd 的含量及其生物有效性，從而減少Cd 在水稻體內的富集[31]；另外，隨著Si 含量的增加，土壤有效態Cd 含量不斷降低，Cd 的生物有效性隨之降低，水稻糙米對Cd 的吸收減少；有研究表明，Si 可以促進水稻細胞中Cd 的絡合與沉淀，并將大量Cd2+區隔化在細胞壁和液泡中，減少Cd2+向水稻籽粒運輸[32-33]，Si 還可以抑制植物地上部位Cd 向籽粒的轉運[24]，由相關性分析〔見圖5(a)〕可知，糙米Cd 含量還與莖殼Cd 含量呈顯著正相關(P<0.05)，而莖殼Cd 含量與有效Si 含量呈顯著負相關(P<0.05)，這進一步說明有效Si 含量的增加可降低莖殼Cd 含量，進而減少地上部位Cd 向籽粒中轉運，降低糙米中Cd 含量.

圖5 水稻糙米Cd 和As 含量與各項影響因子的相關性分析Fig.5 Correlation analysis between Cd and As contents in brown rice and various influencing factors

單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑后，水稻糙米和精米中As 含量的變化如圖4(D)所示，CK 處理的糙米As 含量為0.406 mg/kg，精米As 含量為0.211 mg/kg，均超過《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)對糙米和精米中As 污染物的限量值(分別為0.35 和0.2 mg/kg)，稻米As 嚴重超標.對比CK 處理糙米As 的含量，其余處理組的糙米As 含量均有小幅降低，但是降低效果并不顯著(P<0.05).相比CK 處理，除了J+D2 處理以外，其余處理組的精米As 含量均小幅降低，以J 處理的降低效果最好，J+D1+D2 處理次之，處理后精米As 含量分別為0.157 和0.169 mg/kg，J 處理與J+D1+D2 處理達到了顯著降低水平(P<0.05)，符合《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)的食品安全標準.試驗材料影響水稻糙米和精米As 含量的因素如圖5(b)所示.相關性分析表明，糙米和精米As 含量與土壤有效態As 含量的相關性不顯著，說明試驗材料對水稻籽粒As 吸收的影響方式不同.例如，有研究[34]發現，芽孢桿菌作為常見的植物根際促生菌(PGPR)具有溶磷固氮等活性，可促進重金屬脅迫下植物的生長，并可以減輕植物中的重金屬毒性癥狀.就微生物菌劑而言，其利用胞內外沉積作用可能是對重金屬的抗性和富集作用的重要途徑[14-15]，研究[35]發現芽孢桿菌可以通過將As 積累在細胞內或細胞基質外，來降低植物中As 的遷移性；芽孢桿菌還可以通過驅動水稻植株根際中As 的甲基化、去甲基化、氧化和還原影響As 對植物的可用性[35]，從而減少土壤有效態As 向水稻籽粒富集.

綜上，該試驗結果表明菌劑單一施用對糙米和精米Cd 的含量降低效果不顯著，但其與調理劑聯合施用能顯著降低糙米精米Cd 的含量.這說明菌株定殖效果好，微生物群落結構穩定，與調理劑聯合施用時，其活性沒有受到抑制，能將調理劑施入土壤的礦質元素活化，促進植物的吸收利用，有利于提高植物抗逆性.3 種材料無論單一還是聯合施用對糙米中As 含量無顯著降低作用，推測修復材料對As 的阻控作用可能受到了田間長期淹水管理的影響，As 的活性增強，水稻籽粒對As 的吸收量增加，具體原因還有待進一步探究.

2.4 單一/聯合施用不同土壤調理劑和菌劑對水稻Cd 和As 富集與轉運的影響

水稻從土壤中富集和轉運重金屬的能力可以分別用富集系數(BCF)和轉運系數(TF)來表征，水稻不同部位對重金屬的富集和轉運能力存在差異，富集系數越大表示該部位對土壤中重金屬的富集能力越大，轉運系數越大說明該部位對重金屬的轉運能力越強[36-37].

由表3 可知，經修復材料處理后水稻各部位從土壤富集Cd 的富集系數(BCF)降低，相關性分析結果〔見圖5(a)〕表明，水稻根的BCF 與CEC 呈顯著負相關，莖的BCF 與土壤CEC、有效態Si 含量均呈顯著負相關，殼和糙米的BCF 均與土壤有效態Si 含量呈顯著負相關，說明修復材料通過增加土壤CEC 和有效Si 含量來抑制水稻各部位對Cd的富集.

表3 不同處理對水稻各部位Cd、As 富集和轉運的影響Table 3 Accumulation coefficient and transport coefficient of Cd and As in the rice tissues as affected by different treatments

由表3 可知，經修復材料處理后水稻各部位從土壤富集As 的BCF 降低，相關性分析結果〔見圖5(b)〕表明，水稻根的BCF 與SOM 含量呈顯著負相關，莖的BCF 與土壤CEC、有效態Si 含量均呈顯著負相關，葉的BCF 與土壤CEC、AvP 含量均呈顯著負相關，殼的BCF 與土壤CEC 呈顯著負相關，說明修復材料可以通過增加SOM 含量、CEC、有效Si 含量和AvP含量來抑制水稻各部位對As 的富集.雖然根向莖轉運Cd 的轉運系數遠大于As，但莖向葉轉運As 的轉運系數卻是Cd 的百倍，且莖向糙米轉運As 的轉運系數與Cd 差異不大，說明控制根系As 向上位器官轉運是阻止水稻籽粒吸收As 的關鍵.

3 結論

a) 單一/復合施用氧化鈣鎂和硅鈣鎂鉀這兩種土壤調理劑能提高土壤pH，緩解土壤酸化，單一/復合施用土壤調理劑和菌劑均能提高SOM 含量、CEC、AvP 含量和有效Si 含量，同時降低了土壤有效態Cd和As 含量，改善土壤質量，其中以單施硅鈣鎂鉀(D2 處理)或其聯合氧化鈣鎂(D1+D2 處理)的效果最佳.

b) 單獨施用硅鈣鉀鎂(D2 處理)、菌劑分別聯合氧化鈣鎂與硅鈣鉀鎂調理劑(J+D1 處理、J+D2 處理)、氧化鈣鎂與硅鈣鉀鎂調理劑聯合(D1+D2 處理)和3種材料聯合(J+D1+D2 處理)，這5 種處理均能顯著降低糙米和精米中Cd 的含量，達到《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762-2022)中的食品標準；然而對糙米As 的處理效果不顯著，糙米As 含量仍超標.因此，當Cd 是土壤唯一關注的問題時，硅鈣鎂鉀調理劑單一施用或與氧化鈣鎂調理劑以及芽孢桿菌的聯合施用可為實現嚴格管控區稻田土壤的清潔修復和安全利用提供解決途徑，但對于Cd-As 復合稻田污染，還需進一步優化水分管理措施，或聯合其他農藝措施進行試驗，以期實現Cd-As 污染稻田的糧食安全生產.

c) 試驗材料通過改變土壤pH、SOM 含量、CEC和有效Si 含量來影響土壤Cd/As 的有效性，從而對水稻Cd/As 的吸收轉運和籽粒Cd/As 含量產生影響.