三菌聯合型功能微生物菌劑對土壤和稻米砷的阻控研究

中圖分類號S511文獻標識碼A文章編號 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

稻田在長期灌溉條件下，可使土壤形成穩定的厭氧環境，導致水稻對砷元素的富集能力遠超其他陸生植物[1]。這一現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），導致其從固相解離并釋放至環境中[2]。因此，必須考慮灌溉因素，綜合采取有效治理措施，以減少水稻對砷的富集，確保稻米質量安全。

微生物在土壤修復中扮演著至關重要的角色，它們通過一系列生物化學反應，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，從而減少其對環境的毒害，實現土壤修復的目標[3]。在砷污染的水稻土修復方面，特定的微生物種類如砷氧化菌DWY-1展現出了顯著的效果，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程耦合，從中獲取能量以促進自身生長[4]在好氧或者厭氧條件下，化能自養型砷氧化菌可通過以As（I）作為電子供體及以 O₂，NO₃^- 和 ClO₃^- 等作為電子受體，將 CO₂ 同化固定合成細胞物質以支持自身的細胞生長[5]同時，Li等[通過結合擴增子測序、宏基因組分箱與 15N- DNA-SIP技術進行驗證，在高砷土壤中，微生物Serratia可參與砷氧化過程，并驅動生物固氮過程;董萌等7研究表明水稻根系內生固氮菌群的多樣性在不同生長階段呈現出差異，這些微生物內生固氮菌株H40-2和J3的代謝協同和功能互補所形成的微生物組可更大程度提升固砷效率。由此可見，稻田土壤中砷的轉化與固定并非依賴單一微生物菌種，通過運用具有代謝協同性和功能互補性的微生物組可提升固砷效率。

當前，稻田環境中As（Ⅲ）與氧化固定微生物的相互作用已有所突破。但關于如何有效調控稻田土壤微生物群落協同作用以增強其協調性探討仍顯不足。基于此背景，該研究開展水稻盆栽試驗，施用三菌聯合型功能微生物菌劑作為修復手段，研究其降砷效果和作用機制，旨在為新型降砷型功能微生物菌劑的研發提供理論基礎。

1材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1供試水稻。以我國南方主栽水稻品種之一的“泰優390\"（湘審稻編號2013027）作為試驗材料。水稻的幼苗培育工作由湖南省株洲市淥口區南洲鎮的農業技術推廣站依據本地農業實踐完成，品種為雜交型晚熟晚稻品種（生長周期118d）并在田間進行專業培育。這批幼苗于2022年7月26日被移植到田地中，隨后在10月15日進行收割作業。

1.1.2供試土壤。取湖南省株洲市淥口區試驗田耕作層0～20cm， 作為供試土壤，并將土壤預處理進行壓碎、剔除殘留的根系和雜質，均勻地鋪展在尺寸為 30cm×25cm×5. cm的塑料托盤上，放置于陰涼且干凈的環境中，讓其自然風干，期間不時翻動以確保干燥均勻。

該試驗所用土壤為偏酸性的第四紀紅壤， pH 為4.97，砷含量為 45.25mg/kg ，鎘含量為 25.89mg/kg 。與《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB15618—2018）相比，該土壤中碑含量超標1.5倍，鎘含量超標86.3倍，屬于典型的砷鎘復合污染土壤。

1.1.3供試盆栽裝置。試驗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 ，桶體高度設定為30cm， 。每盆使用風干土壤，重量精確為 25kg ，逐層填充并壓實至桶內高度達到 28cm ，同時確保表層土壤平整且保持濕潤狀態。為確保土壤的穩定性和緊實度，將盆栽放置于戶外環境并進行為期 30d 的淹水處理。在此過程中，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、稻殼等生物質材料為基本原料，經特定發酵技術處理后，復合了砷氧化菌、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，以期實現更為高效和穩定的微生物功能。

1.2盆栽試驗設計該研究在室外盆栽條件下，采用完全隨機區組設計進行。試驗共設定了4個處理組，包括對照組（CK）以及3個不同微生物菌劑施用量的處理組（ 、M₃ ），每個處理組均重復3次。具體處理方案如下： ① 對照組（CK）。采用常規水分管理模式。水稻孕穗期至成熟期實施間歇灌溉（進行3＼～4次灌溉-排水落干循環），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。

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

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測定儀測定[8-9]，Cd全量通過HCl- HNO₃-HClO₄ 消解方法進行測定，土壤總砷采用GB/M22105—2008中 （1+1） 王水水浴消解法提取。土壤砷形態分級的提取：非專性吸附態砷、專性吸附態碑、無定型鐵氧化物結合態砷、晶體鐵氧化物結合態砷的提取參考Wen-zel^[11] 方法，殘渣態砷的提取參考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過自來水的初步清洗，隨后使用超純水進行徹底沖洗，并手工分離出根部。樣本經過殺青處理后，通過烘干直至達到恒定重量；稻谷經過風干處理，依據NY147—88標準進行除糙，從而獲得糙米和谷殼。將樣本粉碎并過篩（100目），之后密封保存以備后續使用。水稻樣品經混合酸（ HNO₃：HClO₄=4：1） 濕法消解、定容[12]。稻米中無機砷測定參考《食品安全國家標準食品中總碑及無機砷的測定》（GB 5009.11—2014）[13]。

1.4數據處理采用Excel進行相關數據的計算處理和制圖。利用SPSS17.0軟件進行統計分析和差異顯著性檢驗。

2 結果與分析

2.1微生物菌劑對土壤理化性質的影響從圖1可以看出，同一生長周期內，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下降，土壤狀態由氧化狀態逐漸轉變為弱還原狀態；從分蘗期至成熟期，土壤氧化還原電位逐漸上升，最終超過初始水平并趨于穩定。該變化過程呈現出階梯狀特征，反映出土壤環境在不同生育階段施用不同用量微生物菌劑對氧化還原電位變化的響應模式。

從圖2可以看出，從幼苗期至分蘗期，不同處理下土壤pH呈現出迅速上升的趨勢;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微生物菌劑對土壤中砷形態的影響從圖3可以看出，在移栽前，非專性吸附態砷的含量為 3.74mg/kg ，占總量的 8.26% ;專性吸附態砷的含量為 4.21mg/kg ，占總量的9.30% ;無定型鐵氧化物結合態砷的含量為 4.68mg/kg ，占總量的 10.33% ；晶體鐵氧化物結合態砷的含量為16.38mg/kg ，占總量的36. 16% ；殘渣態砷的含量為16.28mg/kg ，占總量的 35.95% 。與移栽前相比，成熟期CK處理非專性吸附態碑、專性吸附態砷的含量分別升高了40.91%.163.18% ，無定型鐵氧化物結合態砷、晶體鐵氧化物結合態碑、殘渣態砷的含量分別下降了 2.14%.27.17% 、23.63% 。

成熟期 M₁ 處理非專性吸附態砷、專性吸附態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、16.65百分點；無定型鐵氧化物結合態碑、晶體鐵氧化物結合態砷、殘渣態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、9.05百分點、8.26百分點。成熟期M₂ 處理非專性吸附態碑、專性吸附態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 ?16.03 百分點；無定型鐵氧化物結合態碑、晶體鐵氧化物結合態碑、殘渣態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、8.59百分點、7.57百分點。成熟期 M₃ 處理非專性吸附態砷、專性吸附態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 ?10.60 百分點；無定型鐵氧化物結合態砷、晶體鐵氧化物結合態碑、殘渣態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、6.55百分點 6.71 百分點。

2.3微生物菌劑對水稻糙米砷吸收積累的影響經微生物菌劑處理后， M₁，M₂，M₃ 處理組糙米中砷含量分別為0.11、0.16，0.19mg/kg，3 個處理組糙米中砷含量均符合國家食品安全標準GB2762—2022，且均低于食品碑限量（204號 （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

土壤作為一個復雜的多相系統，其氧化還原電位會根據栽培管理手段，尤其是灌溉與排水操作的實施而發生變動。崔曉丹等[4]研究表明，采用水分調控會使土壤中砷濃度顯著增加，相較于干濕交替處理，農藝措施中進行水分管理會增大砷的溶出風險。在該試驗中，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，此時微生物菌種作為氧化劑介入土壤氧化還原反應，導致土壤氧化還原電位上升，從而相對抑制了土壤中碑的釋放。

水稻因其對濕潤生長環境的偏好，其生理特性導致稻田土壤傾向于維持還原狀態，這增加了重金屬砷的溶解風險，從而可能使得土壤及水稻產品中的神含量超過安全閾值。該研究顯示在施用三菌聯合型功能微生物菌劑后，非專性和專性吸附態砷的含量下降，無定型鐵氧化物結合態砷、晶體鐵氧化物結合態砷、殘渣態碑的含量上升。相較于對照組（CK）， M₁ 處理組非專性和專性吸附態砷分別降低了6.24百分點、16.64百分點；而無定型鐵氧化物結合態砷、晶體鐵氧化物結合態碑、殘渣態分別升高了5.58百分點、9.04百分點、8.25百分點。這可能是因為在稻田水分環境調控下，微生物在碑形態轉化過程中的速率與程度均顯著優于化學過程[5]，利用微生物調節稻田土壤中砷的賦存狀態，能夠有效改變其生物可利用性。在厭氧條件下，砷氧化菌能夠將As（I）的氧化過程與硝酸鹽的還原過程相結合，并利用這一過程中的能量來促進自身的生長[16]，通過對稻田土壤砷的固定作用將As（I）氧化成 As（V）^[17] 。固氮螺菌無色桿菌對水稻根部具有高度選擇性，水稻和固氮螺菌無色桿菌具有聯合固氮功能[8]，且固氮菌能驅動 As（II）-Fe（I） 轉化遷移及固定，影響氮素在土壤截留形態和分配比例[19]。另外，土壤中氨或銨鹽在硝化細菌的作用下可轉化為硝酸鹽，硝酸鹽進入淹水稻田土壤環境中可通過物理化學和生物過程進行聯合調控，在微生物介導下的硝酸鹽還原過程是抑制As（II）釋放的關鍵機制[20]。施用三菌復合型功能微生物菌劑能通過微生物的協同共作來改變土壤的理化性質，進而影響土壤中砷的形態轉化，從而降低砷的超標風險。

M₁，M₂，M₃ 處理耦合水分管理對糙米砷的累積均有抑制作用，3個處理降砷幅度分別達到 60.71%.42.86% 、32.14%，M₁ 處理明顯優于 M₂，M₃ 處理。

4結論

（1）所有處理組土壤氧化還原電位均迅速降低后又回升。在相同的生長階段內，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，環境由氧化狀態轉變為弱還原狀態；從分蘗期到成熟期，氧化還原電位上升，超過了起始值并保持穩定。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險。

（2）從幼苗期到分蘗期，不同處理下土壤 pH 呈現出迅速上升的趨勢;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代謝及其與土壤成分間的相互作用，進而影響土壤中砷的形態轉化及其生物有效性。

（3）在施用三菌復合型功能微生物菌劑后，相較于對照組，非專性吸附態和專性吸附態的砷含量明顯下降，無定型鐵氧化物結合態、晶體鐵氧化物結合態、殘渣態的砷含量則呈現上升趨勢。特別是當施用量達到 3000kg/hm²（ΩM₁ 處理）時，該效果尤為突出。與對照組相比，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僅為 0.11mg/kg ，表明其對水稻籽粒中砷累積的抑制效果最為顯著。

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