強酸性輕度鎘污染稻田安全利用技術模式探究
——以浙江省永康市鎘污染試驗區為例

陳思民，盧新哲，黃春雷，施加春*，徐建明

（1.浙江大學環境與資源學院土水資源與環境研究所，浙江 杭州 310058；2.浙江省地質調查院，浙江 杭州 311203）

水稻是我國最主要的糧食作物之一，其總消費量的80%以上為食用消費[1]，因此，水稻籽粒的食用安全問題尤為重要。近些年，大米鎘（Cd）含量超標事件屢見不鮮，給水稻的安全生產及消費者的身體健康帶來較大威脅。我國南方一些污染地區的大米樣品含Cd量為0.33～0.69 mg/kg，56%～87%的調查樣品超過中國食品安全限值0.2 mg/kg（GB 2762—2022《食品安全國家標準 食品中污染物限量》）[2]。長期接觸低劑量Cd 會導致人腎小管損傷、尿鈣流失、骨質快速脫礦，甚至出現骨質疏松癥等，且Cd能夠被有效地保留在人的腎臟中，生物半衰期為10～30 年，導致身體負荷隨著年齡的增長而累積增加，因此，即使是低水平Cd的慢性暴露也可能帶來嚴重的健康威脅[3-4]。此外，有研究表明，Cd 對健康的不利影響與一般人群的Cd 暴露水平之間沒有安全邊際[5]，即目前一般人群的Cd 暴露水平已對健康有害，因此，盡可能減少大米中的Cd含量是降低人體健康風險的關鍵。

我國土壤Cd 污染點位超標率高達7.0%，主要以輕中度污染的安全利用類為主[6]。針對稻田輕中度污染特征及其需要滿足糧食生產的功能要求，“邊生產、邊治理、邊修復”的安全利用方式[7]更適合我國稻田污染治理的國情?，F有的安全利用措施主要包括種植Cd 低累積水稻品種、土壤Cd 的原位鈍化、田間水分管理、葉面阻控等。其中土壤Cd 的原位鈍化與Cd低累積水稻品種的種植因操作簡單、穩定高效而得到廣泛應用?；谇叭说膱蟮?，YU等[8]提出了污染安全品種的概念，為Cd低累積水稻品種篩選提供了理論支撐。KUNENE等[9]利用X射線吸收近邊結構（X-ray absorption near edge structure,XANES）和擴展X 射線吸收精細結構（extended Xray absorption fine structure, EXAFS）技術研究發現，在Cd 污染稻田土壤及水稻植株中，Cd 主要以Cd（Ⅱ）—O的形式存在，進一步說明通過原位鈍化技術將Cd 轉化為生物可利用性低的形態是一種可行的方案。鈍化材料主要包括有機材料（生物質炭、堆肥、農作物秸稈和動物糞便等）、無機材料（石灰、磷酸鹽、海泡石、坡縷石和膨潤土等）及多種材料組合的復合材料[10-12]，其鈍化效果因不同的土壤類型、材料類型、施用量等而有所差異，因此，基于原位土壤的鈍化材料篩選工作很有必要。

本團隊在浙江省溫嶺市弱酸性輕中度Cd 污染土壤（pH值為5.57，總Cd質量分數為0.69 mg/kg）上進行了長期Cd 低累積水稻品種篩選和土壤鈍化材料施用效果試驗，結果表明，水稻品種‘秀水519’‘秀水121’‘嘉67’等的籽粒Cd含量低[13]（部分結果未發表），石灰、生物質炭、土壤調理劑、有機肥等均具有良好的降Cd效果[14]。在本研究中，浙江省永康市低Cd累積水稻品種篩選試驗是在沿用了自2016年起于浙江省溫嶺市田間試驗區進行的長期品種篩選試驗中篩選出的低Cd累積且穩定的品種，并結合永康市當地主推且在《浙江省農業農村廳關于推介發布2020年農業主導品種和主推技術的通知》清單內品種的基礎上開展的，以篩選低Cd累積能力強且適合當地生長的品種。在溫嶺市長期試驗研究結果中降Cd效果較好且穩定的鈍化劑也同樣被應用于永康市鈍化材料篩選試驗中，并結合已有研究中鈍化效果較好的鈍化材料，如鐵基生物質炭[15]、海泡石[16]等。

根據永康市第1年低Cd累積水稻品種篩選試驗結果，篩選出的部分優良品種已實現在Cd污染稻田的安全利用，但強酸性土壤中Cd的生物可利用性高仍是一大隱患，且我國中亞熱帶稻田從1980 年到2014 年土壤pH 值以每年平均0.031 的速度加速酸化[17]，因此，對于永康市Cd污染情況較重的土壤，需要將鈍化材料與Cd低累積品種組合，在提高土壤pH值的同時，進一步探索降Cd 效果更好的方案。然而，在原溫嶺市試驗區篩選出的優異品種和鈍化材料在永康市強酸性土壤中能否延續其優良的降Cd性能，以及在永康市試驗區第1年篩選出的優異品種與鈍化材料的組合能否達到更好的降Cd效果，仍有待進一步驗證。但目前在田間進行不同土壤類型、不同土壤酸度的低Cd 累積品種與鈍化材料的推廣驗證性研究及其組合最優化的研究較少。本研究擬通過2年的低Cd累積品種與鈍化材料的篩選及組合田間試驗，探索適宜強酸性輕度Cd污染土壤的水稻籽粒降Cd方案，以期為類似重金屬污染稻田的安全利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

浙江省永康市芝英鎮郭山村Cd 污染試驗示范區位于28.946° N，120.126° E，受永康市小五金制造等工業的影響，其稻田土壤呈現強酸性且受到輕度Cd 污染。試驗區盡管地表水含Cd 量較低，平均僅為（0.38±0.54） μg/L，但附近河道底泥Cd 污染較為嚴重，平均含Cd量高達（6.62±11.69） mg/kg，說明歷史上長期工業污染導致的底泥Cd 污染較為突出。同時，由于長期農業灌溉對底泥擾動而將污染物帶入農田，造成了農田土壤重金屬污染。試驗區土壤類型為培泥砂土，含有機質（26.59±0.31） g/kg、總氮（1.51±0.25） g/kg、有效磷（5.39±0.30） mg/kg、速效鉀（140.88±17.52） mg/kg，pH 值為4.73±0.17，總Cd 質量分數為（0.32±0.05） mg/kg，有效態Cd質量分數為（0.19±0.04） mg/kg。

1.2 試驗材料與試驗設計

2020年Cd低累積品種篩選試驗：采用‘甬優15’（YY15）、‘中嘉8 號’（ZJ8H）、‘秀水121’（XS121）、‘中浙優1 號’（ZZY1H）、‘嘉67’（J67）、‘秀水519’（XS519）、‘秀水134’（XS134）、‘浙粳99’（ZJ99）、‘浙糯106’（ZN106）9個品種開展隨機區組試驗，每個品種設3個重復，共27個小區，每個小區面積20 m2。

2020年原位鈍化材料篩選試驗：設置對照（CK，不施鈍化材料）、石灰（L，1 800 kg/hm2）、海泡石（Sep，1 000 kg/hm2）、鈣鎂磷肥（CaMgP，1 200 kg/hm2）、鐵基生物質炭（FeC，1 800 kg/hm2）、土壤調理劑（SC，2 400 kg/hm2）、有機肥（OF，3 600 kg/hm2）、豬糞生物質炭（PBC，2 000 kg/hm2）共8 個處理的隨機區組試驗。其中鈍化材料施用量的設置參考產品推薦用量和前期研究結果。每個處理設置4 個重復，共計32 個小區，每個小區面積25 m2。種植的水稻品種為中熟單季常規粳稻‘中嘉8號’（ZJ8H）。

2021 年鈍化材料與Cd 低累積品種組合試驗：田間小區試驗采用隨機區組排列設計，小區設置為4 m×5 m（寬×長），每種鈍化材料設置3個用量，分別為750、1 500、2 250 kg/hm2。試驗共計7 種處理，分別為對照（CK，不施鈍化材料）、鐵基生物質炭（FeC1，FeC2，FeC3）、土壤調理劑（SC1，SC2，SC3），每個處理設置3 個重復。同時，對每個鈍化材料篩選試驗小區進行裂區處理，分別種植水稻品種‘浙糯106’（ZN106）與‘秀水519’（XS519）。

所有試驗小區間均用田埂分隔，保證相對獨立。鈍化材料均在水稻種植前以人工方式一次性均勻撒入田間小區表層土壤，隨后對0～15 cm土層進行翻耕，以保證鈍化材料與土壤混合均勻，在水稻生長周期內不再額外追施。水分管理均采用當地常規灌溉方式。試驗所用鈍化材料的pH值和Cd含量如表1所示。

表1 鈍化材料的pH值和Cd含量Table 1 pH values and Cd contents of passivators

1.3 樣品采集與分析

土壤樣品采用五點混合采樣法，分別于試驗前及水稻分蘗期、灌漿期、成熟期采集各小區0～15 cm表層土壤，轉移至實驗室后，待土壤樣品自然風干，剔除其中的石塊與植物根系后進行研磨，將通過10 目與100 目尼龍篩的土壤分別進行保存，備用。

水稻籽粒樣品同樣采用五點混合采樣法，于水稻成熟期采集各試驗小區稻谷，脫去谷殼后研磨并保存，備用。

土壤pH值參照HJ 962—2018《土壤pH值的測定 電位法》，使用FiveEasy Plus FE28 pH 計（美國Mettler-Toledo 公司）測定；土壤有機質和有效磷含量均使用EPOCH2酶標儀（美國BioTek公司）測定，前者采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化-比色法，后者采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗分光光度法；土壤全氮含量使用Vario EL Cube 元素分析儀（德國Elementar公司）測定；土壤速效鉀含量采用乙酸銨浸提-火焰光度法，使用novAA300火焰原子吸收光譜儀（德國Analytik Jena公司）測定。

使用PT-60 石墨消解儀（北京普立泰科儀器有限公司）對土壤和水稻籽粒進行消解，然后使用NexIon300X液相-電感耦合等離子體質譜儀（美國PerkinElmer 公司）對土壤和籽?？侰d 含量進行測定，其中，土壤總Cd 含量使用標準樣品GBW07430（GSS-16）進行質量控制，水稻籽?？侰d 含量使用標準樣品GBW10010（GSB-1）進行質量控制。土壤有效態Cd 含量采用0.1 mol/L 氯化鈣浸提-電感耦合等離子體質譜法測定。

籽粒Cd 富集系數（bioconcentration factors,BCFs）=籽粒Cd含量/試驗前土壤總Cd含量。

1.4 數據處理與統計分析

采用Microsoft Excel 2016 軟件對數據進行分析處理，采用R 4.1.2軟件作圖，并使用SPSS 20.0軟件對數據進行皮爾遜相關性分析和基于鄧肯法的差異顯著性檢驗。

2 結果與討論

2.1 Cd 低累積品種篩選試驗結果與分析

如圖1所示：在本試驗中，共有4個水稻品種的所有籽粒含Cd 量均未超過0.2 mg/kg 的限量標準（GB 2762—2022），其含量從低到高分別為ZN106、ZZY1H、XS519、ZJ8H，其中ZN106、ZZY1H、XS519、ZJ8H 與Cd 含量最高的ZJ99 間均存在顯著差異（P＜0.05）。此外，ZN106、XS519、ZZY1H 的Cd 富集系數（BCFs）較低，分別為0.035、0.090、0.135，均達到LI等[18]提出的超低累積水稻品種標準（BCFs≤0.14），XS134、ZJ8H、J67的BCFs分別為0.153、0.156、0.161，達到低累積水稻品種標準（0.14＜BCFs≤0.22）。綜上所述，ZN106、XS519、ZZY1H、ZJ8H 具備低Cd累積能力，可以作為低Cd累積品種使用。

圖1 不同品種水稻籽粒中Cd含量與富集系數Fig.1 Cd contents and its bioconcentration factors (BCFs) in grains of different rice cultivars

2.2 原位鈍化材料篩選試驗結果與分析

2.2.1 鈍化材料對土壤pH 值和有效態Cd 含量的影響

如圖2所示：不同處理間試驗前的pH值、有效態Cd含量無顯著差異。然而，在水稻成熟期，CK處理的土壤pH值與試驗前相比下降了0.19，L處理使土壤pH值上升了0.09，與CK存在顯著差異（P＜0.05），其余處理與CK相比均對pH值的下降有不同程度的緩解作用（除了OF處理）。不同處理間的有效態Cd含量雖與同時期CK相比無顯著差異，但L處理的有效態Cd含量相較于試驗前降低了0.05 mg/kg，鈍化率為14.8%；FeC、CaMgP 處理的有效態Cd 含量與試驗前相比均降低了0.02 mg/kg，鈍化率分別為7.1%和6.9%；SC處理的有效態Cd含量在試驗前后變化不大。綜上所述，L處理在提高土壤pH值方面效果顯著，且L、FeC 和CaMgP 處理對土壤有效態Cd的鈍化率較高。該結果基本符合前人的研究，即不同鈍化材料在Cd 污染農田土壤的鈍化效果表現為石灰類＞含磷材料＞生物質炭≈金屬氧化物＞黏土礦物＞其他有機物[11]。

圖2 不同處理下試驗前與水稻成熟期土壤pH值和有效態Cd含量Fig.2 Soil pH values and available Cd contents before the test and at the mature stage of rice under different treatments

2.2.2 鈍化材料對籽粒Cd含量與富集系數的影響

在考慮鈍化材料對土壤影響的同時，其最終能否達到降低水稻籽粒Cd 含量的作用亦不容忽視。有研究表明，種植環境變化對水稻籽粒Cd含量的變異貢獻率為58.67%，占主導地位[19]。而不同的田間小區土壤間存在一定的空間異質性，如土壤pH值、總Cd 含量、有效態Cd 含量等。因此，在關注籽粒Cd 含量以保證食品安全的同時，籽粒Cd 富集系數也被用于比較鈍化材料對水稻籽粒降Cd 效果的指標。由于供試品種ZJ8H 的籽粒Cd 累積能力較弱，因此，在圖3所示的結果中，所有處理的籽粒含Cd量均未超過0.2 mg/kg 的限量標準（GB 2762—2022），且施用不同鈍化材料的籽粒Cd 含量無顯著差異。從不同鈍化材料處理的籽粒Cd 含量和富集系數的下降幅度來看，除PBC 處理外，其余施用鈍化材料處理的籽粒Cd 含量相較于CK 處理均有不同程度下降，其中FeC 和SC 處理下降幅度較大，分別降低了32.2%和29.0%。此外，FeC、SC、CaMgP 和L 處理的籽粒Cd富集系數相較于CK處理均有所降低，降幅分別為33.9%、18.5%、18.1%和17.6%。HE等[20]和ZHANG 等[21]的研究表明，鐵改性生物質炭具有更大的比表面積、更多的官能團和更強的熱穩定性，且鐵（Fe）元素的添加能有效提高水稻根表鐵膜的含量，抑制Cd 從土壤向水稻地上部的轉移。SC處理在通過氧化鈣提高土壤pH 值的同時，又為水稻的生長提供硅（Si）元素，以半纖維素形式結合的Si 能夠在細胞壁中與Cd 絡合、共沉淀，從而抑制水稻細胞對Cd 的吸收[22-23]。CaMgP 處理通過增加土壤中的鈣（Ca）、鎂（Mg）、磷（P）含量改變了土壤理化特征和微生物群落結構，促進了硝酸鹽還原成銨以及Fe 氧化成Fe（Ⅲ），而硝態氮向銨態氮的轉變能減少水稻對Cd 的吸收，Fe（Ⅲ）的礦化可以吸附和共沉淀Cd，從而降低土壤Cd 的生物有效性[24-25]。綜合籽粒Cd含量與富集系數來看，FeC處理對水稻籽粒的降Cd效果較好，其次為SC和CaMgP處理。

圖3 不同處理下ZJ8H水稻籽粒中Cd含量與富集系數Fig.3 Cd contents and its BCFs in ZJ8H rice grains under different treatments

2.2.3 鈍化材料經濟性分析

本研究所用鈍化材料的單價與施用成本如表2所示。結合鈍化材料篩選結果，L 鈍化材料對提高土壤pH值、降低土壤有效態Cd含量和水稻籽粒Cd富集系數的效果較好，但施用成本最高。對籽粒降Cd 效果較好的FeC、SC、CaMgP 在對應施用量下的施用成本適中，可推薦作為永康市強酸性Cd污染稻田土壤的鈍化材料。

表2 鈍化材料的單價與施用成本Table 2 Unit price and application cost of passivators

2.3 鈍化材料與Cd 低累積品種組合試驗結果與分析

2.3.1 不同鈍化材料與Cd 低累積品種組合對土壤pH 值和有效態Cd 含量的影響

如表3 所示：CK 處理的pH 值在不同時期呈現先下降后升高的趨勢，其中從水稻分蘗期到灌漿期變化較小，到成熟期則大幅升高，相較于試驗前上升了0.27。由于FeC 和SC 這2 種鈍化材料的堿性較強，因此在施用后使土壤pH值在短期內大幅上升，總體呈現先升高后下降再升高的趨勢。在水稻分蘗期和灌漿期，最高劑量的FeC3和SC3處理使土壤pH值明顯上升，其中，SC3和FeC3處理使灌漿期的土壤pH 值相較于試驗前分別上升了0.36 和0.26。在成熟期，僅有SC3處理的pH 值和CK 相比存在顯著差異（P＜0.05）。此外，施用低劑量和中劑量的鈍化材料對土壤pH值的影響無明顯差異，這可能是因為較低的施用劑量更容易受到大田復雜環境的影響，使得鈍化效果被其他影響因素所掩蓋。在本試驗中，SC處理對酸性土壤的改良效果明顯優于FeC。

表3 不同處理下不同時期土壤pH值Table 3 Soil pH values in diverse stages under different treatments

不同時期土壤有效態Cd 含量的變化如表4 所示。由于分蘗期田間水層自然落干，使得土壤環境中的氧化還原電位（Eh）升高，pH 值降低，溶解的Cd 含量增加[26]，再加上此時期水稻根系會分泌大量有機酸[27]，進一步降低了土壤pH 值，導致CK 處理的土壤有效態Cd 含量呈現先大幅上升后下降的趨勢，于水稻分蘗期上升了48.8%，而在成熟期相較于試驗前降低了6.8%。施用鈍化材料后，分蘗期的土壤有效態Cd 含量與CK 相比均存在顯著差異（P＜0.05）。本研究結果表明，施用FeC 和SC 這2 種鈍化材料均顯著抑制了分蘗期土壤有效態Cd含量的升高幅度，且總體上劑量越高作用越明顯，與LU 等[28]研究發現土壤pH 值和有效態Cd 含量呈現顯著負相關的結果并不一致，這可能和不同土壤的質地、有機質含量差異以及受到大田復雜的土壤環境變化等因素有關。然而，在分蘗期的差異于灌漿期被抵消，且在成熟期，僅有FeC3處理的有效態Cd 含量與CK 存在顯著差異（P＜0.05），其鈍化率為21.5%，而灌漿期和成熟期是影響土壤-水稻系統中Cd 富集轉運的關鍵時期[29]，這可能是施用鈍化材料后大部分處理組合未起到降低水稻籽粒Cd含量的原因之一。

表4 不同處理下不同時期土壤有效態Cd含量Table 4 Soil available Cd contents in diverse stages under different treatments mg/kg

2.3.2 不同鈍化材料與Cd 低累積品種組合對籽粒Cd 含量與富集系數的影響

如圖4所示：XS519和FeC2、FeC3、SC3組合的籽粒Cd 含量和富集系數相較于CK 均有顯著升高（P＜0.05），其中籽粒Cd 含量分別提升了109.13%、119.48%和206.13%。ZN106 和SC3組合的籽粒Cd含量與CK存在顯著差異（P＜0.05），提升了64.59%。ZN106 和SC1組合的籽粒Cd 含量與富集系數相較于CK 分別降低了8.95%和29.00%，ZN106 和FeC1的組合效果與CK 基本持平。ZN106 的Cd 累積能力明顯高于XS519，各處理的籽粒Cd平均富集系數是XS519 的1.66倍。此外，所有處理的XS519 籽粒Cd含量均未超標，而ZN106與較高劑量鈍化材料的組合存在超標風險，且不施鈍化材料的XS519籽粒Cd富集系數為0.159，對Cd的低累積能力要遠優于ZN106與SC1組合。綜上所述，鈍化材料與XS519的組合不但沒有起到進一步降低水稻Cd累積的效果，反而促進了該品種籽粒對Cd 的富集，而SC1與ZN106的組合起到了一定的降Cd效果。

圖4 不同處理下水稻籽粒中Cd含量與富集系數Fig.4 Cd contents and its BCFs in rice grains under different treatments

本研究將XS519和ZN106這2個水稻品種的籽粒Cd 含量分別與成熟期的土壤pH 值、土壤有效態Cd 含量進行了皮爾遜相關性分析（表5）。結果表明，這2 個水稻品種籽粒Cd 含量與成熟期的土壤pH 值呈極顯著正相關。已有的水培試驗和盆栽試驗結果表明，隨著酸性培養環境中pH值的升高，水稻對Cd 的吸收呈現先上升后下降的趨勢，并在pH值為6.0及以上（偏中性）時達到最大值；此外，研究還表明，OsNRAMP1和OsHMA2基因在pH 值為6.0（接近中性）時強烈上調表達，且鋅（Zn）、Fe 轉運體基因OsIRT1的轉錄量隨著pH 值的升高而增加，其在轉運Zn、Fe 的同時，促進了水稻對Cd 吸收[30-32]。YANG等[33]利用不同劑量的石灰石來提高酸性土壤的pH值，并通過小范圍田間試驗、多地田間試驗及田間土壤調查，從多角度驗證了pH值在5.5～6.0時對水稻籽粒Cd累積的影響尤為明顯，并發現在施用低劑量（＜1 500 kg/hm2）石灰石時可小幅度提升土壤pH 值，卻促進了水稻對Cd 的吸收。這可能是因為施用石灰石后，土壤可交換陽離子的位點更加飽和，使得外源添加的Ca2+和低陽離子交換量（cation exchange capacity, CEC）的本土Cd2+競爭更加激烈，從而在不穩定池中留下了更多的Cd 供水稻吸收。另外，該研究團隊還通過吸附試驗和盆栽試驗研究了pH 值升高和無定形錳對水稻Cd 吸收的影響，提出了將南方酸性水稻土pH值提高到6.0以上（最佳pH值為6.5）的水稻籽粒降Cd建議[33-34]。然而，本研究所有處理的土壤pH值均未達到6.0，水稻籽粒Cd含量隨pH值的升高而增加。這從一方面印證了在南方酸性水稻土中，土壤pH 是影響水稻籽粒Cd 累積的最重要因素之一[35-36]；另一方面，也從側面為南方酸性水稻土的改良可能存在最適pH值范圍這一猜想提供了數據支撐。

表5 成熟期土壤理化指標與水稻籽粒Cd含量的皮爾遜相關性分析Table 5 Pearson correlation analysis between soil physicochemical indexes at the mature stage of rice and grain-Cd contents

3 結論

‘秀水519’（XS519）、‘浙糯106’（ZN106）、‘中浙優1 號’（ZZY1H）和‘中嘉8 號’（ZJ8H）可被推薦為浙江省永康市輕度Cd 污染耕地中適宜種植的低Cd水稻品種。施用石灰對強酸性稻田培泥砂土pH值提升效果顯著，可用于當地強酸性土壤的酸堿度改良。1 800 kg/hm2鐵基生物質炭和水稻品種‘中嘉8 號’組合能明顯降低水稻Cd 的累積?！闼?19’和‘浙糯106’的籽粒Cd 含量與成熟期土壤pH值（5.19～5.61）呈極顯著正相關，在試驗所涉及的土壤pH 值范圍內，除‘秀水519’與1 500 kg/hm2土壤調理劑組合外，籽粒Cd含量隨鈍化材料施用量的升高而增加。加大鈍化材料的施用量和調節土壤pH 值至6.0 以上能否實現Cd 低累積水稻品種與鈍化材料組合“1+1＞2”的效果，仍有待進一步探究。從經濟和輕簡化角度考慮，種植‘秀水519’是目前該試驗區Cd污染稻田安全利用的最佳選擇。