糖蜜與加密種植對水稻吸附Cd、Cu及對土壤微生物的影響

摘要：為研究糖蜜協同加密種植對水稻吸附重金屬Cd、Cu的影響，以總Cd含量為0.675 mg/kg、總Cu含量為 120 mg/kg 的復合污染土壤為研究對象，以氨基酸廢母液和糖蜜作為水稻種植肥料，結合不同的種植密度，研究水稻葉片SPAD值、稻米中重金屬含量、土壤微生物種群變化以及土壤有效態重金屬在不同時期的含量變化、水稻植物重金屬在不同時期、不同部位的變化。結果表明，施加糖蜜能顯著減弱重金屬對水稻的脅迫，糖蜜與密度為4株/盆（加密1倍）協同阻控重金屬吸收的作用更加顯著。在水稻種植試驗中，施加糖蜜與不同種植密度結合，可提高水稻葉片SPAD值1.82～6.51，降低土壤有效態Cd含量0.022 0～0.030 6 mg/kg，降低土壤有效態Cu含量2.288 7～8.030 0 mg/kg，分別降低水稻根中總Cd、總Cu含量0.064 6～0.635 7、1.550 2～63.799 0 mg/kg，降低水稻莖中總Cd、總Cu含量0.114 8～0.452 9、1.043 3～20.244 8 mg/kg，降低水稻葉中總Cd、總Cu含量0.012 4～0.495 1、0.608 7～19.227 8 mg/kg，降低水稻精米中總Cd、總Cu含量0.022 3～0.062 0、0.343 1～1.532 7 mg/kg。同時，施加糖蜜后能使土壤中微生物種群豐度明顯增加，Ace指數最高達4 830.46（A1處理），Chao指數最高達4 320.18（A1處理），Shannon指數最高達6.50（A2處理），進一步驗證糖蜜對水稻阻控復合污染重金屬的積極作用。

關鍵詞：氨基酸廢母液；糖蜜；Cd、Cu復合污染；微生物；水稻

中圖分類號：S511.06；X53 "文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）14-0253-09

收稿日期：2024-02-06

基金項目：湖北省重點研發計劃（編號：2022BCA069）。

作者簡介：陳 娥（1998—），女，湖北巴東人，碩士研究生，主要研究方向為土壤重金屬修復。E-mail：1127394391@qq.com。

通信作者：倪 紅，碩士，教授，主要研究方向為生物大分子酶的作用機制、環境污染治理。E-mail：nh64@sina.com。

隨著我國工農業的迅速發展，環境污染問題呈現出日益嚴峻的趨勢，其中以重金屬對環境的污染最為嚴重［1］。重金屬對環境造成的污染往往是復合污染，因此對農業環境造成的影響不容小覷［2］。鎘（Cd）和銅（Cu）被視為水稻重金屬污染的重要元素，水稻是我國主要的糧食作物，重金屬可通過在根、莖、葉中進行轉運，富集到水稻稻米中，危害糧食安全及人體健康［3-4］。尋找一種高效且不會造成連帶污染的重金屬修復方法已成為農業環境污染修復中需要解決的重要問題。

目前在水稻重金屬污染治理中，最主要的方法有物理法、化學法、原位鈍化修復技術和生物法［5-6］。物理法與化學法在修復重金屬污染時均具有明顯弊端；原位鈍化技術利用鈍化劑與重金屬發生吸附、絡合、共沉淀等作用將重金屬固定在土壤中，該方法已被廣泛用于土壤重金屬污染治理，選擇合適的原位鈍化劑對鈍化效果至關重要［7］；生物修復被認為是一種環保且具有成本效益的技術［8］。微生物是土壤有機質積累和污染物轉化的調節因子，Cd和Cu的積累對水稻土微生物群落組成和功能的影響是水稻土污染生物修復的前提［9］。土壤微生物可對重金屬起到吸附作用，主要包含胞外、胞內以及細胞表面吸附3種［10］。微生物與植物聯用可以起到降低土壤重金屬含量與促進植物生長的雙重效果，此外，微生物也可通過固定與轉化對重金屬進行修復［11］。

本研究所施用的底肥——氨基酸廢母液中含有能沉淀重金屬的有效基團，可使土壤中的重金屬從有效態離子變成沉淀狀態，減少水稻的吸收［12］。糖蜜中含有大量的糖，作為微生物生長的碳源，可使土壤微生物種群豐度和多樣性達到較高水平，再通過微生物對重金屬的吸附使土壤中的重金屬含量進一步降低，減少水稻植株對重金屬的富集［13］。同時，筆者所在課題組之前的研究成果顯示，采用水稻加密種植，通過單位面積種植株數的增加，可降低單株水稻對重金屬的吸收。本研究在氨基酸廢母液的基礎上施加糖蜜并協同不同種植密度，探究水稻對復合污染重金屬的吸收規律，同時明晰糖蜜在水稻加密模式下能否降低水稻對復合污染重金屬的阻控，以期篩選出最適種植密度，為水稻在復合污染環境中種植出合格的稻米提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試植物：水稻種子購于江西現代種業股份有限公司，品種為泰優98。

供試土壤：不同污染程度的Cd、Cu復合污染土壤，來源于湖北省黃石市大冶市陳貴鎮官堂垴村稻田污染土（114°43′～114°49′E，30°03′～35°30′N），對稻田原始土的總Cd、總Cu含量進行檢測，原始土壤中總Cd含量為0.675 mg/kg，總Cu含量為0.538 mg/kg，pH值為6.48。配制優級純試劑硫酸銅（CuSO4·5H2O），均勻噴灑于供試土壤上，使土壤總Cu含量達到120 mg/kg，攪拌均勻后老化3周，用于水稻生產種植。

供試肥料：試驗所用肥料為氨基酸廢母液以及糖蜜。氨基酸廢母液為筆者所在實驗室自主研制的有機肥，含氮量≥14%；糖蜜為工業制糖的副產品，呈黏稠狀，購自廣西甘蔗糖廠。

1.2 試驗設計

盆栽試驗于2022年3—9月在湖北大學沙湖試驗基地開展，3月15日育苗，5月1日移栽，8月20日收獲。

試驗設置3個種植密度（2、4、6株/盆），2個肥料處理（A處理：施加氨基酸廢母液＋糖蜜；CK處理：施加氨基酸廢母液，其中A組為試驗組，CK組為對照組），共6個處理，分別為A1（2株、氨基酸廢母液＋糖蜜）、A2（4株、氨基酸廢母液＋糖蜜）、A3（6株、氨基酸廢母液＋糖蜜）、CK1（2株、僅施氨基酸廢母液）、CK2（4株、僅施氨基酸廢母液）、CK3（6株、僅施氨基酸廢母液），每個處理3個重復。分別稱取2.5 kg上述處理后的土壤（“1.1”節中的供試土壤）于不漏水花盆中，花盆尺寸為12.9 cm×14.0 cm（底部直徑×高）。以氨基酸廢母液作為底肥，純氮施加180 kg/hm2，糖蜜施加300 kg/hm2，N、P2O5、K2O質量比為1 ∶0.8 ∶1，底肥在移栽前施入土壤，施肥量按面積（約0.031 4 m2）進行計算，移栽后30 d對各處理進行追肥，具體追肥方案見表1。在種植水稻苗之前將土壤與底肥肥料攪拌均勻。

水稻苗移栽完成后放置于湖北大學沙湖試驗基地進行室外培養，并定期進行澆水，時刻觀察水稻的生長狀況，在水稻移栽后45 d（水稻生育期的分蘗期）、90 d（水稻生育期的抽穗期）、135 d（水稻生育期的成熟期）取水稻植株及土壤樣品進行相關指標測定，并在水稻移栽后15 d以及追肥后15 d分別取各處理根際土測定土壤微生物。

1.3 樣品采集與處理

水稻植株樣品的采集與處理：在水稻移栽后45、90、135 d，采用隨機取樣法取整株水稻植株，分別剪下根、莖、葉，用自來水沖洗干凈后用超純水洗凈，放入烘箱中在105 ℃殺青 2 h，然后在65 ℃恒溫烘干，烘干后用磨樣機磨碎裝入自封袋備用。

水稻土壤的采集與處理：在水稻移栽后45、90、135 d取植株樣品的同時，采用五點取樣法取土樣，取樣后放置在室溫下自然風干，風干后粉碎并過 2 mm 篩，裝入自封袋備用。

1.4 樣品測定

1.4.1 水稻葉片SPAD值測定

使用葉綠素測定儀SPAD 502測定葉尖、葉中、葉基的SPAD值（相對葉綠素含量），并取平均值。

1.4.2 土壤中有效態Cd含量的測定

參考GB/T 23739—2009《土壤質量 有效態鉛和鎘的測定 原子吸收法》［14］測定土壤有效態Cd含量。

1.4.3 土壤中有效態Cu含量的測定

參考NY/T 890—2004《土壤有效態鋅、錳、鐵、銅含量的測定 二乙三胺五乙酸（DTPA）浸提法》［15］測定土壤有效態Cu含量。

1.4.4 根、莖、葉、精米中Cd含量的測定

參考GB/T 5009.15—2014《食品中鎘的測定》［16］測定水稻根、莖、葉、精米中的Cd含量。

1.4.5 根、莖、葉、精米中Cu含量的測定

參考GB/T 5009.13—2017《食品中銅的測定》［17］測定水稻根、莖、葉、精米中的Cu含量。

1.4.6 土壤微生物測定

土壤樣品送至上海美吉生物醫藥科技有限公司進行環境微生物群落多樣性測序及交互式分析。

1.5 數據處理與統計分析

試驗數據利用Microsoft Excel 2021進行整理，SPSS 26.0進行差異顯著性分析，Graphpad Prism 6.0進行作圖。

2 結果與分析

2.1 糖蜜對水稻葉片SPAD值的影響

分別在水稻移栽后45、90、135 d測定水稻葉片SPAD值，結果如圖1所示，水稻葉片SPAD值整體呈先增加后降低趨勢。與CK處理相比，3個時期試驗組水稻葉片SPAD值增加范圍在1.82～6.51。在移栽后45 d時，A2處理較CK2處理顯著提高1.88，A1處理顯著大于A2、A3處理，但A2、A3間無顯著性差異。在移栽后 90 d 時，水稻葉片SPAD值均較45 d時有所增加，A2處理較CK2處理顯著提高4.21，A1、A2、A3處理間無顯著性差異。在移栽后135 d時，雖然水稻葉片SPAD值有所下降，但依然是A處理較CK處理高，A1處理較CK1處理顯著提高6.51；A1處理顯著高于A3處理。結果表明，綜合比較3個時期，水稻在移栽后90 d的SPAD值最高，且種植密度對水稻葉片SPAD值具有一定影響；在移栽后45 d，種植2株的試驗組SPAD值達到最大值，與種植4、6株的試驗組有顯著差異；在移栽后90 d，各密度處理的試驗組SPAD值差異不顯著；在移栽后135 d，種植2株的試驗組SPAD值顯著高于6株的試驗組。由此說明，在Cd、Cu復合污染的環境下，在施加有機肥氨基酸廢母液的基礎上施加糖蜜能在一定程度上提高水稻葉片SPAD值，同時，種植密度對水稻葉片SPAD值也具有一定影響，總體上，隨著密度的增加，水稻葉片SPAD值有降低趨勢。

2.2 糖蜜對重金屬有效態含量的影響

土壤中重金屬有效態Cd和Cu的含量是影響水稻吸收重金屬Cd和Cu的關鍵指標之一。與CK處理相比，3個時期試驗組土壤有效態Cd含量降低范圍在0.022 0～0.030 6 mg/kg，有效態Cu含量降低范圍在2.288 7～8.030 3 mg/kg。分別在水稻移

栽后45、90、135 d測定土壤有效態Cd和有效態Cu的含量，結果如圖2所示。土壤有效態Cd含量隨取樣時期的推移A1、A2處理表現為逐漸增加趨勢，A3處理表現為先增加后降低趨勢，A1、A2、A3處理都在水稻移栽后45 d最低。而土壤有效態Cu含量A1、A2處理在3個時期間表現為逐漸降低趨勢，A3處理表現為在90 d時略有增加，后在135 d后又降低的趨勢，但3個處理都在水稻移栽后135 d最低。移栽后45 d，組間土壤有效態Cd含量無顯著差異；施加糖蜜的各處理土壤有效態Cu含量均顯著小于相應的CK處理，且隨著種植密度的增加，土壤有效態Cu含量逐漸降低，在種植密度為6株時達到最低，各密度間具有顯著性差異。移栽后90 d，土壤有效態Cd含量在種植密度為4株/盆的糖蜜組（A2處理）最低，顯著低于其他密度糖蜜組與CK組；糖蜜組土壤有效態Cu含量顯著低于CK組，且A2處理顯著低于A1、A3處理。移栽后135 d，A2、A3處理土壤有效態Cd含量均顯著低于CK2、CK3處理，且均顯著低于A1處理，A3處理雖然略微低于A2處理（0.005 3 mg/kg），但無顯著性差異；土壤有效態Cu含量表現為A1處理lt;CK1處理、A2處理lt;CK2處理、A3處理lt;CK3處理，且A2處理顯著低于A1、A3處理。

結果表明，在水稻的整個生育期，施加糖蜜對土壤有效態Cd的降低作用在移栽后90、135 d時較為顯著，且在水稻整個生育期均能有效降低土壤中有效態Cu含量，其中在移栽后90、135 d時降低幅度最大。土壤有效態Cd含量在密度為 4株/盆時最低，土壤有效態Cu含量在不同密度之間也有顯著差異， 綜合比較， 在種植4株（加密1倍）時達到最低。說明糖蜜與4株/盆的密度結合對土壤有效態Cd、Cu含量的降低作用最為顯著。

2.3 糖蜜對水稻根、莖、葉總Cd、總Cu含量的影響

分別在水稻移栽后45、90、135 d測定水稻根、莖、葉中的總Cd、總Cu含量，結果如表2所示。與CK處理相比， 3個時期試驗組根中Cd含量降低范圍在0.064 6～0.635 7 mg/kg，Cu含量降低范圍在1.550 2～63.799 0 mg/kg；試驗組莖中Cd含量降低范圍在0.114 8～0.452 9 mg/kg， Cu含量降低范圍在1.043 3～20.244 8 mg/kg；試驗組葉中Cd含量降低范圍在0.012 4～0.495 1 mg/kg， Cu含量降低范圍在0.608 7～19.227 8 mg/kg。在水稻移栽后45 d，試驗組A1、A2、A3總Cd含量呈現莖＞根＞葉的趨勢，對照組CK2、CK3總Cd含量呈現莖＞葉＞根的趨勢。根中的總Cd含量表現為A1處理lt;CK1處理、A2處理lt;CK2處理，且A1處理與CK1處理具有顯著性差異，A2處理lt;A3處理lt;A1處理，且A2處理較A1處理顯著降低0.329 5 mg/kg，A2處理較A3處理顯著降低0.076 2 mg/kg。于莖而言，A2處理較CK2處理顯著降低0.187 8 mg/kg，A3處理較CK3處理顯著降低0.116 2 mg/kg，A1處理略高于CK1處理（僅相差0.004 7 mg/kg），但二者無顯著性差異。葉中總Cd含量A1處理lt;CK1處理、A2處理lt;CK2處理、A3處理lt;CK3處理，且均具有顯著性差異，A2處理lt;A1處理，且A2處理較A1處理顯著降低0.084 0 mg/kg，A2處理與A3處理無顯著差異。總Cu含量呈現根＞莖＞葉的趨勢，根部Cu含量最大。在根中，A組顯著小于對應CK組，分別顯著降低了21.44%、9.36%、24.52%。A2處理較A1、A3處理分別顯著降低7.26%、8.52%。在莖中，A1處理較CK1處理顯著降低8.89%，A3處理較CK3處理顯著降低15.84%，A2處理與CK2處理相差不大，A1、A2、A3處理間無顯著差異。在葉中，A組顯著小于對應CK組，分別顯著降低18.66%、38.20%、13.73%，其中種植密度為 4株/盆時施加糖蜜對水稻葉中重金屬Cu的降幅最大。結果表明，在水稻移栽后45 d，根、莖、葉中的總Cd、總Cu含量均在施加糖蜜后顯著降低，且種植密度為4株/盆時達到最低。

在水稻移栽后90 d，試驗組A1總Cd含量表現為根＞莖＞葉，A2表現為根＞葉＞莖，A3表現為莖＞根＞葉。對照組CK1總Cd含量表現為根＞莖＞葉，CK2表現為根＞葉＞莖，CK3表現為葉＞莖＞根；對于總Cu含量，A組各處理和對照組的處理CK2、CK3總Cu含量均表現為根＞莖＞葉。A組根中總Cd含量較對應CK組顯著降低，且A2處理較A1處理顯著降低0.325 9 mg/kg，A2處理與A3處理相比無顯著差異，但仍相差0.040 5 mg/kg。莖中總Cd含量表現為A2處理顯著低于CK2處理，A3處理顯著低于CK3處理，A2處理較A1、A3處理分別顯著降低0.330 6、0.130 0 mg/kg。葉中總Cd含量表現為A2處理顯著低于CK2處理，A3處理顯著低于CK3處理，A1、A2、A3處理間無顯著性差異。在根中，總Cu含量表現為A組顯著小于對應的CK組，分別顯著降低13.92%、19.32%、29.90%，A2處理較A1處理顯著降低18.05%，A2處理與A3處理無顯著性差異。在莖中，A組總Cu含量顯著小于對應CK組，分別顯著降低17.06%、36.41%、14.75%，A2處理較A1、A3處理顯著降低18.72%、12.25%。在葉中，A組總Cu含量顯著小于對應CK組，分別顯著降低29.59%、41.03%、18.88%，A2處理較A1、A3處理顯著降低31.91%、17.85%。結果表明，施加糖蜜對水稻植株中Cd、Cu的積累有顯著降低效果。莖、葉種植密度為4株/盆的處理較種植密度為2、6株/盆的處理總Cu含量顯著降低，其中相對2株/盆處理組的降低幅度大于6株/盆處理組，原因是隨著種植密度的增加水稻單株吸收重金屬Cu的含量有所降低，而6株/盆處理的總Cu含量較4株/盆的處理大，可能原因是種植密度太大，水稻土壤中的營養無法滿足水稻植株生長（水稻植株小），導致較6株/盆的總Cu含量更大一些，由此得出種植4株/盆為最優密度，能更好地阻控水稻植株對重金屬Cu的吸收。結果表明，在水稻移栽后90 d，糖蜜依然可以降低水稻植株中總Cd及總Cu含量。

在水稻移栽后135 d，根、莖、葉中總Cd含量變化趨勢為根gt;莖gt;葉，總Cu含量變化趨勢總體表現為根gt;葉gt;莖，這可能是由于在水稻生長后期重金屬從根到莖以及根到葉的轉運發生了變化。在根中，總Cd含量，A1、A2顯著小于對應的CK組，A1、A2、A3處理間無顯著差異。在莖中，A2顯著小于對應的CK組，A2處理較A1處理顯著降低45.90%，在葉中，A2、A3處理較A1處理顯著降低。水稻葉中總Cu含量較莖中總Cu含量總體有所增加，但大部分Cu依然富集于水稻根部。在根中，A組顯著小于對應的CK組，A2處理較A1、A3處理顯著降低65.24%、30.25%。在莖中，A組顯著小于對應的CK組，A2處理較A3處理顯著降低44.77%，A1處理較A2、A3處理分別顯著降低26.06%、59.16%。在葉中，A2處理較A1處理顯著降低5.04%，A3處理較A2處理顯著降低9.01%。

2.4 糖蜜對精米中Cd、Cu含量的影響

待水稻成熟后收集水稻稻米，經處理后分別測定精米中總Cd、總Cu的含量，結果如圖3所示。與CK處理相比，3個時期試驗組精米中Cd含量降低范圍在0.022 3～0.062 0 mg/kg，Cu含量降低范圍在0.343 1～1.532 7 mg/kg。精米中總Cd、總Cu含量均為糖蜜組顯著小于CK組，說明施加糖蜜能有效降低稻米精米中重金屬Cd及Cu的含量。所有處理組精米中總Cd含量均合格（低于0.2 mg/kg），隨著種植密度的增加，A組稻米精米中總Cd含量呈現先降低后增加的趨勢，其中A2處理與A1、A3間具有顯著差異性，分別顯著降低14.5%、20.9%。A組水稻精米中總Cu含量顯著低于CK組，A組精米總Cu含量最高值為 2.912 7 mg/kg，CK組精米總Cu含量最高值為 3.463 6 mg/kg，說明施加糖蜜能顯著降低稻米精米中總Cu含量。隨著種植密度的增加，A組精米中總Cu含量呈現先降低后又增加的趨勢（2.912 7 mg/kg→1.930 9 mg/kg→2.682 7 mg/kg），

A1、A2、A3處理間具有顯著性差異，A2處理較A1、A3處理分別顯著降低33.71%、28.02%， 說明糖蜜協同種植密度對水稻稻米中總Cd、總Cu的積累具有顯著影響，且水稻種植以 4株/盆為最優密度。

2.5 土壤微生物α多樣性指數

土壤微生物α多樣性指數能有效反映土壤中微生物群落的豐富程度（ACE指數及Chao指數）及物種多樣性（Shannon指數及Simpson指數）。Sobs指數反映可操縱分類單元OUT的數量［18］。由表3可知，本試驗中微生物測序的物種覆蓋率達到96.0%以上，測序結果可信。土壤微生物測序結果顯示，A組的ACE指數大于CK組，組間無顯著性差異。A組的Chao指數大于CK組，A1處理與CK1處理具有顯著性差異，其中A1處理的群落豐富度最高，達4 320.18，較對照組CK1顯著提高7.56%，由此表明，施加糖蜜可顯著提高土壤微生物群落豐富度，增加微生物數量，且在種植密度為 2株/盆時群落豐富度達到最大。Shannon指數與Simpson指數呈負相關（Shannon指數越大，物種多樣性越大，Simpson指數與之相反），結果顯示，Shannon指數A1與CK1、A3與CK3具有顯著差異，Simpson指數A1與CK1具有顯著差異，說明A組物種多樣性與CK組相比具有顯著差異性，其中，Shannon指數 2株/盆與6株/盆糖蜜組較對應CK處理顯著增加9.21%、14.91%，但4株/盆糖蜜組與CK組差異不顯著。結果表明，糖蜜能顯著提高土壤微生物的物種多樣性，但A組內處理間差異不顯著，說明種植密度對土壤微生物種群多樣性的影響不大。

2.6 糖蜜對根際土壤微生物群落結構的影響

分析糖蜜對土壤細菌在門水平上的群落組成影響，結果如圖4所示，可以看出，在未施加糖蜜前，A組與CK組間差異不明顯，土壤微生物豐度占比一致。由圖4-b分析可知，A組土壤微生物豐度依然維持在較高水平，CK組均呈現下降趨勢，二者微生物豐度相差較大，說明施加糖蜜能明顯增加土壤微生物豐度，并使其維持在較高水平。土壤細菌屬豐度排在前5位的依次是厚壁菌門（Firmicutes）、變形菌門（Proteobacteria）、放線菌門（Actinobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、酸桿菌門（Acidobacteria）。厚壁菌門表現為A組＞CK組，A1、A2、A3處理占比（30.68%、31.14%、27.53%）明顯高于對應CK組（22.22%、18.40%、14.03%）；變形菌門表現為A組＞CK組，A1、A2、A3處理的占比（24.51%、25.27%、19.66%）明顯高于CK組（15.77%、18.61%、20.60%）。不同處理間土壤細菌群落組成具有較大差異，與CK組相比，施加糖蜜明顯增加厚壁菌門（Firmicutes）與變形菌門（Proteobacteria）的相對豐度。A組內A1、A2處理厚壁菌門（Firmicutes）土壤細菌豐度分別為3.15%、3.61%，略高于A3處理；A組內A1、A2處理變形菌門（Proteobacteria）土壤細菌豐度分別為4.85%、5.61%，略高于A3處理，但A1、A2、A3處理間無明顯差異，說明水稻種植密度對土壤細菌豐度影響不大，主要為糖蜜對土壤細菌豐度的影響。

圖5是土壤微生物在屬水平上的熱圖，土壤樣品相似度較高的會被聚類到同一支，距離越遠證明相似度越低［19］。本研究選擇豐度排名前25的菌屬進行聚類分析。由圖5-a可知，在未施加糖蜜前，按照細菌群落組成可將土壤樣本劃分為3個不同的群體，依次是A3處理與A2處理、CK3處理與CK2處理、A1處理與CK1處理。圖5-b顯示，施加糖蜜后，土壤微生物菌屬聚類發生很大變化，按照細菌群落組成將土壤樣本劃分成2個顯著不同的群體，A1、A2、A3處理與CK1、CK2、CK3處理，證明糖蜜是A組與CK組間群落結構發生變化的原因。Clostridium_sensu_stricto_1（狹義梭菌屬 1）、Acinetobacter（不動桿菌屬）、Sulfuricurvum（硫氧化細菌屬），這3個菌屬成為A組的優勢菌屬，較CK組豐度明顯提高，其他菌屬A與CK組差異均不明顯。

結果表明，糖蜜是使土壤微生物群落結構發生變化的主要原因，同時，糖蜜明顯增加了土壤中厚壁菌門、變形菌門的豐度，與CK組相比，糖蜜使大多數微生物數量維持在較高水平。隨著微生物數量的逐漸增大，微生物細胞壁、胞內及胞外物質能發揮更大的作用，即能吸附更多的土壤重金屬，減少重金屬對水稻植株的毒害作用，微生物數量越多，對土壤重金屬有效態的結合作用越大，在一定程度上能降低植物對重金屬的吸收。同時，糖蜜能使土壤微生物多樣性顯著提高（表3），是因為其為微生物生長提供了良好的碳源。

3 討論與結論

葉綠素含量對重金屬脅迫的響應說明植物會受到重金屬的脅迫［20］。本試驗研究輕度Cd、中度Cu污染環境下水稻葉片葉綠素含量在不同生育期（移栽后45、90、135 d）的變化規律，結果顯示，氨基酸廢母液與糖蜜配施組（A組）葉綠素含量顯著高于氨基酸廢母液組（CK組），說明糖蜜能降低水稻受到的重金屬Cd和Cu的脅迫程度，主要原因是糖蜜的施加使土壤中有效態Cd及有效態Cu含量減少，進而降低土壤輕度Cd、中度Cu污染對水稻的脅迫作用。水稻葉片葉綠素含量表現出先增加后降低的趨勢，在移栽后90 d達到最大值。侯瑞丹等在對重金屬脅迫環境下苦草葉綠素含量變化的研究中發現，中高質量濃度的Cu2+、Zn2+、Cd2+和Pb2+處理使葉綠素含量顯著下降［21］。王瀚等在研究重金屬Pb脅迫環境下蘿卜幼苗的葉綠素含量變化時發現，當Pb2+濃度增加時，葉綠素含量與其呈負相關［22］。喬琳等研究了Cu、Zn、Fe和Pb等4種重金屬在不同濃度條件下對白菜幼苗葉綠素含量的影響，結果表明，隨著重金屬濃度的增加，葉綠素含量先增加后減小［23］。同時，水稻種植密度對葉綠素含量也具有一定影響，密度過大會影響葉綠素的合成和光合作用強度，這與王皓的研究結果［24］一致。

土壤重金屬有效態的高低是土壤污染風險評價的重要參數［25］。何其輝等研究發現，不同肥料對土壤重金屬有效態Cd和有效態Cu具有顯著影

響［26］。Zhang等研究發現，Cd和Cu復合毒性在低可溶性Cd、Cu含量土壤中表現出較強的拮抗作用［27］。本研究中，施用糖蜜使土壤有效態Cd、有效態Cu含量呈現不同的變化規律，總體而言，有效態Cd含量與有效態Cu含量變化趨勢呈負相關。同時，施加糖蜜能顯著降低土壤重金屬有效態含量，減少植物根、莖、葉對Cd、Cu的吸收。在本研究中，4株/盆施加糖蜜的處理水稻根、莖、葉中的總Cd含量顯著低于對照組，對于根、莖、葉中的總Cu含量，90 d及135 d時施加糖蜜的所有處理根、莖、葉中的總Cu含量均顯著低于相對應的對照組，綜合比較來看，根、莖、葉中總Cd及總Cu含量種植密度為 4株/盆會低于2、6株/盆，說明施加糖蜜協同適宜的種植密度對阻控水稻吸收重金屬Cd、Cu有顯著作用。這與郭海松等的研究結果［28-29］一致。水稻成熟期各器官中重金屬的分布總體呈現根gt;莖gt;葉gt;糙米gt;精米的趨勢［30］，本研究中，A組成熟期精米總Cd、總Cu含量均顯著小于CK組，種植密度為4株/盆的糖蜜組精米總Cd、總Cu含量最低，這與前人的研究結果［30］一致。

重金屬污染可能影響土壤微生物的豐度及活性［31］。本研究結果發現，施加糖蜜可使土壤微生物豐度保持在較高水平，減緩重金屬對土壤微生物的影響，使土壤中的微生物保持在高度活性狀態，從而降低土壤中重金屬有效態含量，原位鈍化與生物修復二者聯合使用可使重金屬有效態含量降低，減少水稻植株對重金屬的吸收，降低精米中重金屬含量，使其能安全食用，這與徐鵬飛等的研究結果［32-33］一致。王瑾等在其研究中提到，微生物對重金屬的吸附具有選擇性，且微生物吸附重金屬高效且方法多樣［34］。因此關于具體是哪種微生物屬對重金屬的吸附作用最強仍有待進一步研究。

綜上所述，本研究得出以下結論：（1）糖蜜可增加水稻葉片相對葉綠素含量。

（2）糖蜜可顯著降低土壤有效態Cd、土壤有效態Cu含量。A2處理的有效態Cd、有效態Cu含量在水稻生長發育90 d時顯著低于A1、A2處理以及CK組。

（3）糖蜜可顯著降低水稻根、莖、葉、精米中總Cd、總Cu含量。

（4）施加糖蜜能顯著提高土壤中微生物群落的豐富程度及物種多樣性。

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