水稻品种及典型土壤改良措施对稻米吸收镉的影响

来源：SCI期刊网 分类：农业论文 时间：2022-02-21 09:34 热度：

　　摘要: 水稻镉污染是我国当前重要的农产品安全问题，湖南攸县“镉大米”事件造成了严重的社会影响. 针对南方酸性土壤镉污染特征，进行了“镉大米”治理技术研究. 结果表明，当地主栽水稻品种株两优 06 的稻米 Cd 含量在大同桥和网岭镇的平均值分别为 0. 167 mg·kg - 1和 0. 127 mg·kg - 1，为其它品种的 20% 左右; 石灰和矿物肥处理能够使稻米 Cd 含量降低到对照的 20% ～ 30% ，覆膜处理使稻米 Cd 含量与对照相比降低约 50% ，而覆膜 + 生物炭 + 硅肥叶面肥处理能够降低 80% 左右，硅肥叶面肥单独施用及叶面肥和追肥配合施用能够显著降低稻米中的 Cd 含量 90% 以上; BCR 法分析土壤 Cd 形态结果发现，供试大田土壤中 Cd 的弱酸可提取态比例较高，绝大多数样品达到 55% 以上，而施用石灰能够显著降低土壤中的弱酸可提取态和可还原态比例，增加残渣态比例，变化幅度达到 20% 左右; 土壤 Cd 含量与 pH 值是影响稻米对 Cd 吸收的重要因素.

　　关键词: 攸县; 镉大米; 镉低积累水稻品种; 原位钝化技术; Cd 生物有效性

　　湖南省矿产资源丰富，矿藏开采导致了大量耕地受到重金属污染[1，2]，尤其是水稻土壤镉污染引起的“镉大米”已经成为了我国首要的农产品安全问题[3 ～ 5]，湖南省攸县是我国重要的商品粮生产基地，“镉大米”事件不仅带来了严重的人体健康风险[6 ～ 8]，而且对粮食生产和经销商造成了重大经济损失，对社会也带来了一定的食品安全恐慌.

　　詹杰等[9]指出，土壤改良剂与 Cd 低积累品种的联合使用是解决当前大面积“镉大米”问题的重要途径之一. 有研究结果表明，稻米籽粒中 60% 的镉含量来自花期前植株中累积的 Cd，40% 的镉来自成熟期吸收[10]. 稻米对镉的吸收主要受到水稻品种[11]、土壤镉的总量及有效态含量、农业水肥管理措施等因素的影响. 不同品种水稻对土壤 Cd 的吸收差异很大[12 ～ 17]，目前大多数对 Cd 低积累水稻品种的研究针对不同品种的筛选以及相应的栽培管理措施的优化，很少针对大田环境下，不同当地主栽品种之间的 Cd 累积程度的分析研究. 由于当地农民的种植习惯、水稻本身的产量以及水稻田土壤 Cd 含量的空间分布差异等因素都会影响到 Cd 低积累品种的推广应用，因此，从当地大田实际种植的主栽品种 中 筛 选 Cd 低积累品种具有很重要的应用价值.

　　土壤 Cd 的生物有效性与土壤氧化还原电位、金属硫化物以及竞争性离子有关[18]. 重金属原位化学钝化是农田土壤重金属污染治理的重要技术[19 ～ 23]，通过向土壤中施用一些重金属钝化剂，与土壤重金属之间发生吸附、沉淀、离子交换、氧化还原等一系列反应改变重金属在土壤中的存在形态[24]，降低重金属在土壤中的迁移性和生物有效性. 该技术适合污染面积广，污染程度相对较轻的农田土壤治理，具有操作简单、成本低、见效快的特点. 化学钝化剂包括硅钙物质、含磷材料、有机物料、黏土矿物、金属氧化物、生物炭及新型材料等. 石灰、矿物肥包括硅肥是颇受关注的 Cd 污染土壤原位化学修复钝化剂，这些钝化剂除了能够降低土壤 Cd 的生物有效性以外，还能够提供作物 Si、 Ca 等矿物元素，促进作物生长，增强作物抗逆能力.此外，近年来，水稻田覆膜技术由于能够使土壤表层保持厌氧环境而降低土壤 Cd 的生物有效性，同时能够增加水稻的产量而被试用于水稻土壤镉污染修复[25].

　　前期对攸县水稻田土壤的调查分析结果表明，水稻田表层土壤( 0 ～ 10 cm) 镉含量超标样点数达到 83% 以上，超标含量在 0. 323 ～ 1. 90 mg·kg - 1 之间，处于轻中度污染程度. 此外，攸县水稻田土壤酸化严重，土壤镉的生物有效性偏高. 因此，针对攸县轻中度镉污染酸性稻田土壤的特征，筛选镉低积累主栽品种，改变土壤中镉的有效性，降低稻米对土壤镉的吸收是控制稻米镉污染的关键，基于以上目标，本研究进行了大田主栽品种采样调查、石灰处理、矿物肥和硅肥等土壤镉钝化剂和覆膜等大田试验，以期快速筛选出适合湖南中轻度污染水稻田镉大米治理的措施.

　　1 材料与方法

　　1. 1 研究区域描述及样品采集方法

　　品种筛选采用随机采样分析主栽品种的方法，本研究分别在攸县水稻主栽区网岭镇和大同桥镇采集了 5 个村，共 18 户农户的稻米样品，分别属于 5 个主栽品种: 陵两优 4024、珍山一号、中旱 39、湘旱籼 24 号、株两优 06 等，调查区水稻田土壤 Cd 含量在 0. 100 ～ 0. 304 mg·kg - 1之间，基本在土壤质量标准 0. 3 mg·kg - 1以内.

　　试验田选择网岭镇某村，总试验田面积为 12 亩，试验分为 3 个组如表 1 所示. 每个试验组的试验田连成一片，每组试验田面积约为 4 亩，不同处理田块用田埂包塑料薄膜隔开，同一处理不分区，只在采样时分成 3 个区域，各区稻米和表层( 0 ～ 10 cm) 土壤样品采集采用 5 点混合法. 于 2014 年 4 月进行早稻试验. 所有处理采用株两优 06 水稻品种. 试验田表层土壤( 0 ～ 10 cm) Cd 平均含量为 0. 479 mg·kg - 1，根据全国土壤污染调查公报的分级原则属于土壤 Cd 轻微污染; 平均土壤 pH 值为 6. 06; 土壤电 导 率 为 84. 3 μS·cm - 1 ; 土壤黏粒含量为 74. 1% 、粉粒含量为 24. 6% 、砂粒含量为 1. 32% .

　　1. 2 技术应用方法

　　1. 2. 1 石灰试验方案

　　① 石灰种类: 生石灰; ② 施用时间: 翻耕土壤前施入，确保犁田( 打田) 时混合均匀，而且尽量在插秧前 10 ～ 15 d 施入; ③ 施用量: 150 kg·hm - 2 ; ④ 施用方式: 均匀撒播; ⑤指其它水分、农药和化肥管理按照常规水稻栽培方式.

　　1. 2. 2 生物炭试验方案

　　① 生物炭种类: 水稻秸秆生物炭，煅烧温度 400 ～ 450℃ ; ② 施用时间: 翻耕土壤前施入，确保犁田时混合均匀，而且尽量在插秧前 10 ～ 15 d 施入; ③ 施用量: 1 000 kg·hm - 2 ; ④ 施用方式: 均匀撒播; ⑤指其它水分、农药和化肥管理按照常规水稻栽培方式.

　　1. 2. 3 矿物肥试验方案

　　① 矿物肥种类: 多元素微孔矿物肥，一种由天然富钾硅酸盐岩石与生石灰在约 200℃ 的水热条件下反应生成，主要含有元素 K、Si、Ca、Fe、Mg、B、 Na、Mn 等，矿物肥由中国科学院地质与地球物理研究所提供; ② 施用时间: 做底肥施用; ③ 施用量:1 200 kg·hm - 2 ; ④ 施用方式: 与复合肥或有机肥混匀撒施; ⑤指其它水分、农药和化肥管理按照常规水稻栽培方式.

　　1. 2. 4 覆膜技术

　　① 膜规格: 1. 7 m 宽，5 ～ 7 μm 厚，黑色( 湖北十堰市农业局提供) ; ②整地: 常规耕地; ③ 施底肥: 底肥一次性施足，后期不再施肥，每亩施 N 肥 ( 尿素% ) 23 kg，P 肥[过磷酸钙，Ca( H2PO4 ) 2 含量 44%]11. 5 kg，K 肥( 95% KCl) 5 kg，如果有有机肥可以适当施用; ④ 起沟: 沟宽 10 ～ 15 cm，深约 20 cm; 厢面宽 1. 5 m; ⑤ 打孔: 秧苗间距根据品种确定，与常规栽培一致; ⑥ 催芽: 常规催芽、育秧; ⑦ 插秧: 秧龄 30 d 左右，每穴移栽 2 株苗，插秧时保持厢面露出水面; ⑧指其它水分、农药和化肥管理按照常规水稻栽培方式.

　　1. 2. 5 叶面肥技术

　　① 硅肥规格和名称: 含硅胶体; ② 施用时间和施用量: 水稻苗期、分蘖期和灌浆期这3 次，每次 200 g·hm - 2 ; ③施用方式: 叶面喷施; ④指其它水分、农药和化肥管理按照常规水稻栽培方式.

　　1. 2. 6 土壤硅肥追肥技术

　　① 硅肥规格和名称: 含有效 SiO2 达50% 以上; ② 施用时间和施用量: 分 蘖 后 期 一 次，150 kg·hm - 2 ; ③ 施用方式: 播撒田间; ④指其它水分、农药和化肥管理按照常规水稻栽培方式.

　　1. 3 土壤和稻米样品重金属 Cd 分析测定

　　土壤 Cd 含量分析采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸四酸法消煮，石墨炉原子吸收分光光度法( GB /T 17141-1997) 分析测定. 选择 GSS-5 土壤标准物作为质量 控 制，GSS-5 实际检测值范围: ( 0. 473 ± 0. 054) mg·kg - 1，与标准值( 0. 45 ± 0. 06) mg·kg - 1 差异不明显. 稻米 Cd 含量分析采用湿式消解法 ( GB /T 5009. 15-2003) 分析测定. 选择 GSB-23 稻米标准物为质量控制，GSB-23 实际测定值的范围: ( 0. 194 ± 0. 022) mg·kg - 1，与标准值( 0. 19 ± 0. 02) mg·kg - 1差异不明显.

　　1. 4 土壤 Cd 形态分析

　　土壤 Cd 形态分析采用改进的 BCR 分级提取法，具体步骤见文献[26，27]，所提取的形态包括: ① 弱酸可溶态; ② 还原态; ③ 氧化态; 及④残渣态.

　　1. 5 数据分析

　　数据分析采用 SPSS 18. 0，采用 Excel 2007 进行作图.

　　2 结果与分析

　　2. 1 不同品种稻米镉含量比较

　　对网岭和大同桥镇不同品种水稻米 Cd 含量的调查分析结果如图 1 所示. 网岭镇共采集了 4 个主栽品种: 中早 39、湘早籼 24 号、陵两优 4024、株两图 1 网岭、大同桥不同水稻品种稻米 Cd 含量比较分析 Fig. 1 Comparison of Cd content among different rice varieties in Wangling and Datongqiao 优 06 [图 1( a) ]. 其中，中早 39、湘早籼 24 号、陵两优 4024 共采集了 6 个样品，Cd 含量为 0. 632 ～ 0. 804 mg·kg - 1之间，所有样品 Cd 含量远远超过稻米 国 家 标 准 0. 2 mg·kg - 1，平 均 值 为 0. 759 mg·kg - 1 . 而株两优 06 共采集 4 个样品，只有一个样品 Cd 含量为 0. 305 mg·kg - 1，超过 0. 2 mg·kg - 1，其余样品 Cd 含量都在 0. 075 ～ 0. 155 mg·kg - 1 之间，平均 Cd 含量为 0. 162 mg·kg - 1，只有其它品种的 20% 左右. 对大同桥镇的调查结果如图 1( b) 所示. 大同桥镇所调查的 4 个主栽品种分别为: 珍山一号、中早 39、湘早籼 24 号和株两优 06. 珍山一号、中早 39、湘早籼 24 号平均 Cd 含量都超过了 0. 5 mg·kg - 1，而株两优 06 的平均 Cd 含量在 0. 12 mg·kg - 1左右. 此外，珍山一号、中早 39、湘早籼 24 号共 采 集 的 6 个 样 品 Cd 含 量 为 0. 307 ～ 0. 813 mg·kg - 1，100% 都超过了国家标准，平均 含 量 为 0. 638 mg·kg - 1 ; 株两优 06 共采集 6 个样品，Cd 含量 为 0. 046 ～ 0. 187 mg·kg - 1，平均 含 量 为 0. 127 mg·kg - 1，也只有其它品种的 20% 左右，并都未有超过国家标准. 以上结果说明，不同品种之间稻米 Cd 含量差异明显，而株两优 06 对 Cd 的积累明显较其它品种低.

　　2. 2 各种土壤处理的稻米样品 Cd 含量

　　如图 2( a) 所示，在土壤钝化剂石灰、生物炭和矿物 肥 的 处 理 下，对 照 稻 米 中 Cd 含 量 为 0. 118 mg·kg - 1，石灰、矿物肥处理大幅度降低了稻米中 Cd 含量，平均含量分别为 0. 032 mg·kg - 1 和 0. 041 mg·kg - 1，只有对照 Cd 含量的 20% ～ 30% . 而与对照相比，生物炭的降镉效果并不明显，约为 0. 152 mg·kg - 1，石灰和生物炭的配合使用也使稻米中 Cd 的含量为 0. 043 mg·kg - 1 . 然而，统计分析结果表明，各个处理之间稻米 Cd 含量没有显著差异.

　　目前已有大量研究结果发现生物炭施用能够降低水稻对 Cd 的吸收，然而大多数研究还处在实验室盆栽阶段，对大田实际施用生物炭的效果还较少报道. 生物炭固定土壤 Cd 的原理主要为提高土壤 pH 值从而改变 Cd 在土壤中的赋存形态，以及利用生物炭多空表面和离子带电荷特性增加对土壤 Cd2 + 的吸附性. 土壤交换性盐基离子对生物炭吸附重金属作用有较大影响，交换性盐基离子含量越高，生物炭的吸附作用越弱; 此外土壤中重金属含量越高，生物炭的效果也越明显[28]. 刘孝利等[29]在小区试验中，以 20 t·hm - 2的用量研究生物炭的降 Cd 效果，结果发现，与对照相比，生物炭施用明显升高土壤 pH 值，降低水稻对 Cd 的吸收.

　　覆膜技术也在一定程度上降低了稻米中 Cd 的含量. 对照处理稻米镉含量为 0. 155 mg·kg - 1，而覆膜及覆膜 + 生物炭 + 硅肥叶面肥处理分别为 0. 071 mg·kg - 1和 0. 026 mg·kg - 1 [图 2 ( b) ]，与对照相比分别降低了约 50% 和 80% . 但是，与土壤改良剂类似，各个处理之间稻米 Cd 含量在统计学上没有显著差异.

　　硅肥处理结果如图 2( c) 所示，对照稻米 Cd 含量为0. 305 mg·kg - 1，叶面硅肥及土壤硅肥 + 叶面肥处理明显降低了稻米中的 Cd 含量，分别只有 0. 076 mg·kg - 1 和 0. 001 mg·kg - 1，而单独施用土壤追肥硅肥降镉效果与对照相比不明显，约 为 0. 313 mg·kg - 1 . 其中，叶面硅肥处理的稻米 Cd 含量显著比土壤硅肥和对照低. 陈喆等认为[30]，喷施叶面硅肥在水稻乳熟期主要表现为叶片中的 Si 阻止了茎部中 Cd 向叶片中转运，而成熟期阻止叶片中的 Si 向籽粒转运，使 Cd 滞留在茎叶部位; 而土壤基肥硅肥主要改变了根细胞中 Cd 分布情况，降低 Cd 沉积在根部细胞壁中.

　　由于本试验采用的水稻品种株两优 06 累积 Cd 含量较低，其本身在没有任何处理情况下稻米镉含量大多也只有 0. 1 ～ 0. 2 mg·kg - 1之间，未超过稻米 Cd 含量的质量标准，最高只有 0. 305 mg·kg - 1 . 因此本试验结果尽管表现出了一些对照与处理之间镉含量的差异，但是还不能够确定各种处理的降 Cd 程度.

　　2. 3 降镉技术处理前后土壤 pH 值和电导率的变化

　　需要特别指出的是，各处理在种水稻前和水稻灌浆期土壤 Cd 含量没有明显变化，平均值及 SD 分别为: ( 0. 409 ± 0. 092) mg·kg - 1及( 0. 403 ± 0. 103) mg·kg - 1 . 土壤镉有效性与土壤 pH 值和电导率相关性较强. 土壤电导率是土壤质地、阳离子交换量、盐分、水分、温度以及有机质含量的综合反映，尤其与土壤阳离子交换量之间存在较强的相关关系. 有研究结果表明水稻-土壤系统中重金属富集系数土壤电导率之间存在极显著的负相关关系[31].

　　各处理的 pH 值和电导率的变化情况如表 2 所示. 首先，石灰、生物炭和矿物肥这组处理中，对照、石灰和石灰 + 生物炭处理的土壤 pH 值在灌浆期都比播种前分别提高 0. 15、0. 16 及 0. 64 个单位，而生物炭和矿物肥处理使灌浆期土壤 pH 值比播种前降低 0. 14 和 0. 17 个单位; 对照和生物炭处理的土壤电导率在灌浆期比播种前分别降低了 4. 5 μS·cm - 1和 14. 4 μS·cm - 1，石灰、矿物肥和石灰 + 生物炭处理下土壤电导率在灌浆期比播种前分别升高了 4. 2、40. 9 和 17. 9 μS·cm - 1 . 生物炭处理没有使土壤 pH 得到显著升高，可能是导致生物炭处理下稻米中 Cd 含量与对照相比没有降低的原因之一. 其次，在覆膜处理的一组试验中，对照与覆膜 + 生物炭 + 硅肥叶面处理的土壤 pH 值在灌浆期比播种前略有升高，而覆膜处理的 pH 值降低 0. 34 个单位; 这组 3 个处理的电导率都有所增加，其中覆膜 + 生物炭 + 硅肥叶面处理的电导率在灌浆期比播种前增加了 33 μS·cm - 1 . 最后，在硅肥处理组中，对照和硅肥追肥处理的 pH 值略有升高，而硅肥叶面肥和硅肥叶面 + 追肥处理的 pH 值在灌浆期和播种前相似，而且这组的 4 个处理电导率都有所下降，下降幅度为 7 ～ 24. 3 μS·cm - 1 .

　　以上结果表明，3 组处理的土壤 pH 值在播种前和灌浆期绝大多数都超过了 6. 0，对于抑制水稻吸收土壤 Cd 较为有利，但是，水稻土壤的 pH 值和电导率在播种前到灌浆期会发生不同程度变化，尤其电导率的变化在矿物肥和覆膜 + 生物炭 + 硅肥叶面上升幅度较大，分别达到 43. 8% 和 55. 5% .

　　2. 4 降镉技术处理对土壤 Cd 有效性的影响

　　降镉技术处理对水稻田土壤 Cd 有效性的分析如图 3 所示. 所有处理和对照的弱酸可提取态都高于 50% ，而残渣态大多低于 10% ，可氧化态在所有样品中含量都较低，低于 1% . 在石灰、生物炭和矿物肥处理组中[图 3 ( a) ]，石灰处理在灌浆期弱酸可提取态和可还原态总和为 74% 左右，较播种前降低了近 20% ，残渣态为 23% ，较播种前升高了近 20% ; 生物炭、矿物肥以及生物炭 + 矿物肥处理使土壤中弱酸可提取态和可还原态总和略有降低，残渣态略有升高，但是幅度较小，都在 5% 左右. 硅肥处理组的土壤 Cd 形态变化如图 3( b) 所示，这一组的对照处理在灌浆期 Cd 的弱酸可提取态与可还原态总和达到 95% ，比播种前升高了 7% 左右，而残渣态从播种前的 11. 8% 下降到 4. 35% ，其它 3 个处理在播种前和灌浆期可还原态和弱酸可提取态的总和没有明显变化都在 90% 左右，残渣态变化也小于 5% . 覆膜处理对土壤 Cd 形态的变化也没有明显的影响[图 3 ( c) ]，灌浆期弱酸可提取态和可还原态的总和都在 90% 以上. 以上结果表明，除了石灰处理能够使土壤 Cd 的形态发生较为明显的改变以外，其它的处理对土壤 Cd 形态的影响较小.

　　2. 5 稻米镉含量与土壤 pH 值相关性分析

　　对稻米 Cd 含量与土壤 Cd 总量的相关分析结果如图 4 所示，随着土壤 Cd 含量的上升，稻米 Cd 含量总体上也呈现上升趋势，但是在土壤 Cd 含量低于 0. 5 mg·kg - 1时，稻米 Cd 含量与土壤 Cd 含量没有呈现明显的线性关系; 然而稻米 Cd 含量的最高值出现在土壤 Cd 含量最高的田块中.

　　土壤 pH 值与稻米吸收土壤 Cd 的相关性极为重要，当土壤 pH 值低于 6. 0 时，土壤 pH 值对植物吸收 Cd 起到了决定性作用，当土壤 pH 值接近 7. 0 时，水稻对土壤 Cd 的吸收最小[32]. 有调查发现，当土壤 pH 值较低时( pH 4. 0 ～ 4. 7) 时，非镉污染区稻米中的 Cd 含量比镉污染区( 土壤 pH 值 4. 1 ～ 5. 7 相对较高) 的稻米镉含量高[33]. Zhao 等[34]指出我国南方水稻种植区的酸性土壤性质是镉大米形成的最主要因素，他们根据 Rmkens 等[35]的模型计算得到，当土壤 pH 值为 5. 0 时，土壤中 Cd 含量只要高于 0. 18 mg·kg - 1，稻米( Indica) 中 Cd 含量会超过 0. 2 mg·kg - 1的限值，而当土壤 pH 值为 7. 0 时，土壤中的 Cd 含量超过 0. 9 mg·kg - 1才能使稻米中 Cd 含量超过 0. 2 mg·kg - 1的限值. 本试验中稻米 Cd 含量与土壤 pH 值的相关关系见图 5 所示. 播种前各田块的土壤 pH 值在 5. 8 ～ 6. 4 之间，灌浆期各田块土壤的 pH 值在 5. 8 ～ 6. 7 之间，尽管在这范围内稻米Cd 含量与 pH 值没有表现出明显的负相关关系，但是，pH 越高，较低 Cd 含量的稻米样品的比例增加.

　　3 结论

　　( 1) 湖南攸县主栽品种株两优 06 的稻米 Cd 低积累特征较为明显，稻米平均 Cd 浓度为其它品种的 20% 左右.

　　( 2) 土壤钝化剂处理总体上能够降低稻米对 Cd 的吸收，其中石灰和矿物肥处理使稻米中 Cd 浓度较对照降低 70% ～ 80% . ( 3) 攸县水稻土壤 Cd 有效性非常高，所有处理与对照的弱酸可提取态都高于 50% ，石灰处理能够明显降低土

　　壤 Cd 弱酸可提取态和可还原态比例，升高残渣态比例，变化幅度达到 20% 左右.

　　( 4) 由于本次选用的试验田土壤 pH 值范围在 5. 8 ～ 6. 8 之 间，土 壤 Cd 含 量 大 多 在 0. 3 ～ 0. 6 mg·kg - 1之间，稻米 Cd 含量与土壤 Cd 含量以及土壤 pH 值没有呈现明显的线性关系，然而，试验结果表明，稻田土壤中的 Cd 含量与 pH 值是影响稻米 Cd 吸收的重要因素.——论文作者：王美娥，彭驰，陈卫平*

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文章名称：水稻品种及典型土壤改良措施对稻米吸收镉的影响

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