徐 聪，张建云，顾祝禹，耿协苏，周志远，晏陈钘，舒海啸

（1.崇阳县农业农村局，湖北 咸宁 437500；2.武汉市秀谷科技有限公司，武汉 430000）

随着城市化与工业的快速发展，污染物排放增加，农田重金属污染问题突出。重金属污染问题已成为限制中国粮食安全生产的重要因素［1，2］。全国耕地污染的土壤点位超标率达19.4%，其中镉（Cd）超标最为严重，达7.0%［3］。重金属Cd 具有较高的生物毒性，植物通过根系吸收Cd，并在植物体内迁移与富集，通过食物链进入人体，对人类健康构成严重的威胁［4-6］。降低Cd 对治理农田污染及保障农产品安全具有较大意义，受到社会的广泛关注。

修复土壤Cd 污染主要通过2 种方式，一是将Cd从土壤中提取出来，降低Cd 在土壤环境中的绝对含量，使土壤清洁；二是通过改变Cd 的存在形态，降低其活性与有效性，将Cd 固定在土壤中，从而降低其生态风险［7］。原位钝化技术属于第二种，是国内外修复耕地轻度Cd 污染应用较为广泛的技术［8］。其方法是将一定量的土壤调理剂或钝化剂施入镉污染农田中，通过与农田中的Cd 发生吸附、络合、沉淀、氧化还原、离子交换等一系列物理、化学反应，改变Cd 在农田中存在的形态，使活泼的有效态Cd 向稳定形态转化，降低Cd 在农田环境中的生物有效性和可迁移性，从而减少农作物根系对Cd 的吸收［9，10］。原位钝化技术具有可操作性强、成本低廉、见效快、无二次污染等优点，被广泛用于受Cd 污染农田的治理与修复。

中国南方地区酸性农田土壤Cd 活性较高、迁移性较强，容易被水稻根系吸收，并在水稻植株不同部位转移与富集，影响稻米Cd 含量，造成稻米Cd 含量超标问题。土壤调理剂能够在一定范围内调节土壤的pH，降低土壤有效Cd 的含量，减少水稻根系对Cd元素的吸收，降低稻米Cd 的含量［11，12］。已有研究多为通过盆栽试验评价土壤调理剂对Cd 污染农田的修复效果［13，14］，田间使用探索较为少见。土壤调理剂的使用量与其大田修复效果密切相关，研究土壤调理剂使用量对Cd 污染的影响，对农田修复具有重要意义。

1 研究区域概况与研究方法

1.1 研究区域概况

选取崇阳县石咀村Cd 中度污染区域，且Cd 分布相对均匀的水稻田进行试验。田间试验设在湖北崇阳县石咀村Cd 污染农田，地势由西南向东北倾斜。该地属副亚热带季风大陆性气候，热量比较充足，年平均气温18 ℃，年平均降水量1 312.9 mm。耕作方式采用旋耕，主要以种植水稻和玉米为主。耕地类型主要包括旱地、水田和水浇地。试验土壤pH约为5.53，土壤Cd 含量均值为0.46 mg/kg，超过了国家二级标准（0.30 mg/kg），属于中度污染，土壤有效态Cd的含量均值为0.185 mg/kg，灌溉水中未检出Cd。

1.2 试验设计

试验区种植水稻。试验共设置7 种处理，分别为CK（对照）、T1、T2、T3、T4、T5 和T6 处理，对应添加土壤调理剂的含量为0、1 500、3 000、4 500、6 000、7 500 和9 000 kg/hm2。每种处理做3 次重复试验，共21 个小区，每个小区面积为50 m2，小区随机排列。为防止各个小区间相互影响，将每个处理之间进行分割，对田埂加高，并用塑料薄膜加固处理，防止修复材料、灌溉水等相互影响。试验选用土壤调理剂为湖北某公司生产采用天然矿物原料制备而成，主要原料为钾长石和生石灰，土壤调理剂中含有大量的硅、钙、镁、钾等矿物元素。试验所用土壤调理剂材料经检测，pH 为10.4，氧化钙含量为28.37%、二氧化硅含量为23.15%、氧化镁含量为5.80%、氧化钾含量为5.53%、水分含量为3.85%，Pb含量为6.14 mg/kg，Cd 含量为0.24 mg/kg，As 含量为2.30 mg/kg，Cr含量为18.40 mg/kg。水稻播种前10 d，将土壤调理剂一次性撒施，然后整地翻耕，使土壤调理剂与土地充分混合均匀。

水稻选用当地常用品种旱优73，水稻于5 月初开始播种育秧，6 月初水稻秧苗移栽，秧苗之间株行为0.2 m×0.2 m，参照当地农业实际生产情况，田间试验期间采用统一的水肥与病虫害管理，确保试验田块管理条件一致。

1.3 样品的采集与分析

水稻收获于9 月下旬，土壤与水稻样品于收获前2～3 d 采集，采用五点取样法对试验田中各小区水稻取样，每样点采集2 株水稻，即每个小区采集10株水稻。对水稻根系附近0～20 cm 表层土壤取样，去除杂质，室温风干至恒量，过2 mm 的尼龙筛，装袋置干燥处保存待测。将收获的稻米用去离子水冲洗，105 ℃杀青10 min，70 ℃烘干至恒重，并将稻米样品粉碎，装袋备用。

土壤的理化性质均按照常用的测定方法进行检测［15］。土样pH 测定采用电位计法，水土比为2.5∶1.0；土壤有效态Cd 采用二乙烯三胺五乙酸-氯化钙- 三乙醇胺缓冲溶液浸提法提取，含量用原子吸收分光光度计测定，样品分析过程按《土壤质量有效态Cd 的测定》（GB/T 23739—2009），检出限0.005 mg/kg ，Cd 的回收率在92.2%～99.2%，同时做空白试验；稻米采用HNO3-HClO4消解，Cd 的含量用原子吸收分光光度计（石墨炉）测定，分析过程按《食品安全国家标准食品中镉的测定》（GB 5009.15—2014）的方法，检出限0.001 mg/kg，Cd 的回收率在96.6%~102.6%，同时做空白试验。

1.4 数据统计

采用Excel、Origin 和SPSS 软件进行数据统计和分析，进行相应的图表绘制，数据为平均值±标准偏差。采用单因素方差分析（ANOYA）和Duncan 氏法进行各处理之间差异显著性分析。

2 结果与分析

2.1 不同用量土壤调理剂对土壤pH 的影响

土壤pH 是影响土壤有效Cd 的重要因素。由不同用量的土壤调理剂施用后土壤pH 变化情况（图1）可知，调理剂处理T1 至T6 土壤的pH 与对照组（CK）相比，均有一定程度的提高，提高幅度为0.21~0.80，且分别比对照增加了3.80%、7.78%、9.04%、10.49%、12.12%、14.47%，各处理土壤pH 均显著高于CK 处理（P＜0.05）。

图1 不同用量土壤调理剂对土壤pH 的影响

2.2 不同用量土壤调理剂对土壤有效Cd 的影响

农作物中重金属的含量很大程度上取决于重金属有效态的含量［16，17］。不同用量土壤调理剂对土壤有效Cd 含量的影响见图2。土壤调理剂使土壤有效Cd 含量降低，与对照组相比，T2 至T6 处理土壤有效Cd 的含量均显著降低（P＜0.05），降低了11.89%～30.27%。T1 处理土壤有效Cd 的含量与对照组差异不显著（P＞0.05）。当土壤调理剂用量达到3 000 kg/hm2时，随着土壤调理剂用量的增加对土壤有效Cd 的降低效果不显著。当用量达到6 000 kg/hm2后，加大用量，土壤有效Cd 的含量呈现出上升。结果表明，适量的土壤调理剂能有效降低土壤中有效Cd 的含量。

图2 不同用量土壤调理剂对土壤有效Cd 含量的影响

2.3 不同用量土壤调理剂对稻米中Cd 含量的影响

不同用量土壤调理剂对稻米中Cd 含量的影响见图3。与对照组相比，T1 至T6 处理稻米中Cd 的含量分别降低了16.93%、34.39%、38.62%、32.80%、37.04%、29.63%，且稻米中Cd 的含量与对照组差异显著（P＜0.05）。当土壤调理剂用量超过4 500 kg/hm2后，随调理剂用量的增加，稻米中Cd 的含量呈现逐渐上升的趋势。以T3 处理的稻米中Cd 含量最低，为0.116 mg/kg。

图3 不同用量土壤调理剂对稻米中Cd 含量的影响

2.4 不同用量土壤调理剂对水稻产量的影响

不同用量土壤调理剂对水稻产量的影响见图4。施用土壤调理剂的各处理水稻产量均有一定程度的提高。与对照相比，T1 至T6 水稻产量分别增加了2.78%、6.04%、5.53%、6.37%、4.84%、4.52%，且T2与T4 处理水稻产量显著高于对照（P＜0.05），T1、T3、T5 与T6 与对照组差异不显著（P＞0.05）。其中T4 水稻产量最高，为6 776.25 kg/hm2。

图4 不同用量土壤调理剂对水稻产量的影响

3 讨论

土壤调理剂能够有效调节土壤的理化性质，提升酸性土壤的pH，而土壤pH 影响着土壤中一系列化学反应，影响Cd 的形态变化、转化、迁移与生物有效性。施一定量的土壤调理剂，土壤的pH 升高，土壤表面负电荷也随之增加，并产生大量对Cd 吸附的点位，土壤对Cd 的专性吸附增强，使Cd 形成稳定性较强的状态，不易被植物吸收［18］，pH 升高还有利于土壤中Cd 离子与-OH 相结合形成Cd（OH）2沉淀［19］，进而降低土壤有效Cd 的含量，并降低Cd 在土壤环境中的迁移能力。土壤调理剂能够调节土壤环境pH，增加土壤pH，降低土壤有效Cd 的含量［20，21］。试验采用不同用量土壤调理剂，使土壤pH 增加了0.21~0.80，土壤有效Cd 下降了11.89%～30.27%。一方面，由于土壤调理剂碱性较强，含有大量的碱性基团，适度提高酸性土壤pH，同时土壤调理剂含有大量的钙镁离子，这些离子与Cd 离子发生交换与吸附，导致重金属Cd 离子被固定［20］；另一方面，由于土壤调理剂的比表面积相对较大，且具有大量特殊层状结构的可交换性阳离子，这些特殊结构对重金属Cd 离子具有较强的吸附作用［22］；此外，土壤调理剂中的部分硫酸根离子能够与酸性土壤发生配位、交换、吸附等一系列反应，释放出大量的OH-，提高土壤pH，降低土壤有效Cd 的含量［23］。

土壤调理剂能通过调节土壤pH 降低有效Cd 的含量，但过量的土壤调理剂可能会破坏土壤结构，降低土壤某些酶类的活性［24］。因此，需要明确土壤调理剂的施用量，以利于对土壤进行改良，降低施用土壤调理剂过量可能带来的不良影响。研究表明，当土壤调理剂用量超过3 000 kg/hm2后，土壤调理剂用量的增加对土壤有效Cd 的降低效果不显著。当土壤调理剂用量超过6 000 kg/hm2后，土壤有效Cd 的含量呈现随土壤调理施用量增加而上升的趋势。T2 土壤调理剂用量较少，且对土壤有效Cd 的降低效果较好，与对照组相比，pH 升高了7.78%，土壤有效Cd 降低了34.39%。有研究表明，施用土壤调理剂能够有效降低土壤有效Cd 的含量［25］，与本研究结果相似。

土壤有效Cd 的含量是影响水稻对Cd 吸收的主要因素［26］。朱奇宏等［27］研究表明，糙米Cd 与土壤有效态Cd 呈显著正相关。土壤调理剂能够调节土壤pH，且具有大量交换性阳离子和较大的比表面积，促进土壤对Cd 离子的吸附，有效降低Cd 离子的活性与迁移能力。土壤调理剂中含有大量水稻生长所需的硅、钙、镁等元素，能够促进水稻的生长，增强水稻的抗胁迫能力，降低水稻对Cd 的吸收与富集［20］。有研究表明，Cd 与Ca 在进入作物根表细胞时存在着竞争关系［28］，土壤中Ca 与Cd 离子竞争根细胞膜上的吸收位点，Ca 的增加使得作物对Cd 的吸收与累积量减少。本研究结果表明，稻米Cd 的含量随土壤调理剂用量的增加，呈先减小后升高的趋势，而水稻产量呈先增加后减少的趋势。当施用量在4 500 kg/hm2以内时，水稻Cd 的含量随施用量增加而降低，原因可能是土壤调理剂对土壤的理化性质的改善效果逐渐增强；随土壤调理剂用量继续增加，土壤稻米Cd 的含量呈升高趋势，可能是由于高剂量的土壤调理剂对土壤养分循环、微生物的活性、生物酶的活性等方面产生了负面影响。

试验中各处理稻米中Cd 的含量均满足《食品安全国家标准食品中污染物限量》的要求（0.2 mg/kg），使用土壤调理剂使稻米Cd 含量降低了16.93%～38.62%，水稻产量增加了2.78%～6.37%，表明该土壤调理剂能够有效降低稻米Cd 的含量，提升水稻的产量，对实际生产具有一定的意义。土壤调理剂对土壤结构、生物酶活性与钝化效果随时间的变化规律等因素的影响，还需进一步研究。在实际生产中，大剂量使用土壤调理剂会导致生产成本提高，不利于产品的推广与使用，试验所用土壤调理剂的市场价格为3 500 元/t，结合生产成本与使用效果综合考虑，以T2 处理为较佳。

4 结论

1）土壤调理剂能够有效改善酸性土壤的pH，降低土壤有效Cd 的含量，添加1 500～9 000 kg/hm2土壤调理剂，土壤pH 提高了0.21～0.80，且均与对照组差异显著。

2）施用土壤调理剂后，土壤有效Cd 的含量减少了11.89%～30.27%，稻米Cd 含量降低了16.93%～38.62%，水稻产量增加了2.78%～6.37%，表明该土壤调理剂能够有效降低土壤有效Cd 与稻米Cd 的含量，提升水稻的产量。

3）高用量的土壤调理剂对减少土壤有效Cd 与稻米Cd 含量可能会产生负面影响，因此，需要结合实际情况，综合考虑生产成本与修复效果等因素，选择合适的用量。