營養型阻控劑在Cd 高風險雙季稻田上的應用效果評價

王艷紅，陳 勇，尹貽龍，艾紹英，徐梓盛，李林峰，李義純，李 奇，唐明燈

（廣東省農業科學院農業資源與環境研究所/農業農村部南方植物營養與肥料重點實驗室/廣東省養分資源循環利用與耕地保育重點實驗室/廣東省農業面源污染監測評估與防控工程技術研究中心，廣東 廣州 510640）

【研究意義】水稻是我國最主要的糧食作物，對鎘（Cd）具有較強的耐受性，易于吸收Cd［1］。2007—2014 年蔡文華等［2］檢測了廣東省21 個地級市轄區內的3 167 份大米樣品，大米Cd 質量分數范圍為7.08 mg/kg 以下，平均值為0.1140 mg/kg，對各年齡段人群均存在一定的風險。2017—2020 年楊建濤等［3］對肇慶市292 份市售大米樣品進行檢測，大米Cd 質量分數范圍為0.40 mg/kg 以下，平均值為0.0885 mg/kg，超標率為1.03%，對4～7 歲人群有潛在健康風險。2018 年熊凡等［4］對流溪河流域63 個農產品樣品重金屬含量進行檢測，谷物類重金屬Cd、砷（As）和鉻（Cr）的污染風險較高。研究表明，稻米Cd 含量受水稻品種［5］、土壤環境因子［6-7］、大氣等多種因素影響。Hou 等［8］對珠三角110 組水稻和土壤樣品的調查研究發現：土壤pH 值、有機質、陽離子交換量、黏粒、鈣（Ca）、Cd、鐵（Fe）、錳（Mn）、鋅（Zn）含量是控制水稻籽粒中Cd 積累的最重要土壤性狀和組分；水稻籽粒礦物質營養元素與Cd 存在著拮抗作用，能夠降低Cd 向籽粒的遷移率或競爭Cd 的遷移位點。除水稻品種因素外，籽粒中Cd 主要來自于土壤，而大氣對水稻籽粒中Cd 的平均貢獻率僅為15.4%［7］。當土壤pH ＜7時，隨著pH 值的增加，土壤Cd 活性呈直線性降低［9］。我國南方土壤普遍偏酸性，Cd 活性高，稻米Cd 超標問題尤為突出。因此，在尚缺乏快速、有效地清除農田土壤Cd 技術手段的前提下，從改善土壤理化性質的角度，研發并推廣應用降低稻米Cd 含量的技術措施，對保障Cd 污染區域的稻米安全生產、降低人體Cd 暴露風險具有重要意義。

【前人研究進展】目前，農藝調控、替代種植等技術被公認為是實現農產品安全生產和受污染農田持續安全利用的有效措施，國內開展了大量的試驗性研究與應用，取得較好進展。應用較為普遍的農藝措施主要有施肥調控、原位鈍化、水分管理、低累積作物品種種植等［10-13］。礦質營養元素可通過沉淀、吸附作用或與Cd競爭細胞質膜上的轉運體，從而降低植物對Cd 的吸收。在施肥過程中，合理調控礦質元素和Cd 之間的互作關系，如適當施用Fe、Ca、硅（Si）、硒（Se），在pH 值偏低的土壤中施用硝態氮（N）肥，在pH 值偏高的土壤中施用銨態氮肥等，均能有效阻控植物對Cd 的吸收［14］。在化肥全施或減肥30%條件下，增施Si 肥使水稻糙米和莖葉Cd 含量均顯著下降，土壤有效態Cd 含量的下降和Si 在水稻各部位的聚集可能是阻礙Cd 向水稻籽粒運輸的主要原因［15］。石灰類、含磷（P）材料、生物炭、金屬氧化物、黏土礦物及其他有機物等鈍化材料使農田土壤中有效態Cd 的平均質量分數分別降低了61.22%、53.45%、37.60%、36.88%、34.41%和23.32%［16］。據文獻統計，在對輕、中度Cd 污染農田的安全利用中，無論是實施養分調控還是原位鈍化技術，在一定范圍內均顯示出較好的效果，且多種單一技術措施的聯合實施，優勢更加明顯［17-21］。然而，基于同步提高土壤肥力和阻控水稻籽粒吸收Cd 的相關產品應用效果研究鮮見報道。

【本研究切入點】基于前人研究成果及存在問題，從同步實現重金屬活性降低和養分均衡供應角度，王艷紅等［22］研發了一種可降低水稻稻米Cd 含量的營養型阻控劑，該阻控劑對降低稻米Cd 含量具有良好效果。【擬解決的關鍵問題】為實現營養型阻控劑配方從研究到大面積推廣應用的突破，在珠三角3 個地市開展田間應用示范，從產量、稻米Cd 含量及土壤養分等指標評價該營養型阻控劑在田間的應用效果，為在更大范圍內的推廣應用提供數據支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

3 個示范區（I、Ⅱ、Ⅲ）分別位于珠三角地區的廣州、東莞和惠州3 個地市，屬于亞熱帶季風氣候，終年溫暖濕潤，年均降水量1 500 mm 以上。前期監測發現上述示范區水稻糙米Cd 含量超過《食品安全國家標準食品中污染物限量》（GB 2762-2017）規定的限量值（0.2 mg/kg），經多次對灌溉水進行采樣監測，其pH 值、鉛（Pb）、Cd、Cr、汞（Hg）和As 含量均符合農田灌溉水質標準（GB 5084—2005）。3 個示范區土壤理化性質存在較大差異，示范區I 土壤呈微酸性，土壤Cd 含量是風險篩選值的1.26 倍，土壤有效P 含量豐富，水解性N 和速效K 含量均處于缺乏水平；示范區Ⅱ土壤呈強酸性，土壤Cd 含量低于風險篩選值；示范區Ⅲ土壤呈中性，土壤Cd 含量是風險篩選值的1.08 倍。示范區Ⅱ和Ⅲ土壤有效P 含量屬豐富水平，水解性N 和速效K 含量均屬中等水平（表1）。

表1 示范區土壤的理化性質Table 1 Physicochemical properties of soil in the demonstration areas

1.2 試驗材料

營養型阻控劑由廣東省農業科學院農業資源與環境研究所研發，主要成分為硅酸鈣（CaSiO3）、氫氧化鈣（Ca(OH)2）、硫酸鉀（K2SO4）和硫酸鎂（MgSO4）等［19］。該產品主要性質如下：pH 12.1，總As 含量 8.700 mg/kg，總Pb 含量＜0.100 mg/kg，總Cd 含量0.108 mg/kg，總Hg 含量＜0.003 mg/kg，總Cr 含量為13.100 mg/kg，重金屬含量均低于《耕地污染治理效果評價準則》（NY/T 3343—2018）規定的限值。示范區種植水稻品種均為常規秈稻。

1.3 試驗方法

2020 年在3 個示范區各選擇約3.33 hm2水稻連片種植區，進行營養型阻控劑的應用示范。營養型阻控劑分別于早、晚造翻地前基施，用量均為2 250 kg/hm2。在各示范區內分別設置3 個監測區，每個監測區設置營養型阻控劑撒施區（TR）和未撒施營養型阻控劑的對照區（CK），面積均為333 m2。

按設計方案于示范區內均勻撒施營養型阻控劑，耙地時將營養型阻控劑與耕層土壤充分混勻，淹水，平衡2～3 d 后插秧。水稻生長期間，按照當地水稻常規方法進行追肥、灌排水和防蟲，確保田間管理措施一致。

1.4 樣品采集

水稻樣品：至水稻收獲期，每個監測區的處理區和對照區水稻全部收獲，單獨測定產量。同時，從各處理區和監測區中均隨機選取1 kg 稻谷帶回實驗室，風干、脫殼、研磨粉碎后用于測定Cd 含量。

土壤樣品: 水稻插秧前采集監測區深層0～20 cm 土層混合樣品，測定土壤基本理化性質。水稻收獲后，分別用土鉆在各處理區和對照區隨機采集10 個分樣點的土壤，將10 個分樣點土壤混合為一個土壤樣品，于室溫風干后分別過0.85 mm和0.25 mm 篩，備用待測。

1.5 測定項目及方法

土壤樣品：土壤pH、有機質、水解性N、有效P、速效K、交換性Ca/鎂（Mg）、有效Si、總Cd、有效態Cd 含量。其中，土壤pH 采用電位法（HJ 962-2018）、有機質根據《土壤檢測第6 部分：土壤有機質的測定》（NY/T1121.6—2009）、水解性N根據《森林土壤水解性氮的測定》（LY/T1229—1999）、有效P 根據《土壤檢測第7部分：土壤有效磷的測定》（NY/T1121.7—2014）、速效K根據《土壤速效鉀和緩效鉀含量的測定》（NY/T889—2004）、交換性Ca 和Mg根據《森林土壤交換性鈣和鎂的測定》（GB7865—1987）、有效Si 根據《森林土壤有效硅的測定》（LY/T1266—1999）、土壤總Cd 根據《土壤質量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T17141—1997）、有效態Cd 根據《土壤質量有效態鉛和鎘的測定原子吸收法》（GB/T23739—2009）測定。

水稻樣品：產量、糙米Cd 質量分數。根據《食品安全國家標準 食品中鎘的測定》（GB5009.15—2014）測定Cd 含量。

1.6 數據分析

采用Microsoft Excel 軟件整理數據,利用SAS 8.1 軟件進行數據統計分析，對同一個地點3 個監測區的處理區和對照區數據采用T檢驗在α=0.05的顯著水平上進行分析。

對3 個示范區中營養型阻控劑的應用效果采用綜合評價法進行分析。以水稻產量、糙米Cd質量分數、土壤pH 值、土壤有效態Cd 質量分數、交換性Ca/Mg 質量分數、有效Si 質量分數、水解性N 質量分數、有效P 質量分數、速效K 質量分數等為評價指標，其中，水稻糙米Cd 質量分數和土壤有效態Cd 質量分數為極小型指標（其取值越小越好），其余指標均為極大型指標。首先將數據一致化，極小型數據用倒數法，化為極大型數據，再將數據無量綱化，最后運用主成分法進行綜合評價，綜合加權平均值越高，總體效果越好。

2 結果與分析

2.1 營養型阻控劑對水稻產量和糙米Cd 質量分數的影響

經T 檢驗，與對照相比，營養型阻控劑對3個示范區水稻產量均無顯著影響，表明營養型阻控劑不會影響水稻正常生長（圖1A）。由圖1B可見，營養型阻控劑顯著降低早、晚造水稻糙米Cd 質量分數（示范區Ⅱ早造水稻除外），示范區I 的營養型阻控劑處理區早、晚造水稻糙米Cd 質量分數分別比對照區降低45.3%和59.5%；示范區Ⅱ晚造水稻糙米Cd 質量分數降低47.0%；示范區Ⅲ早、晚造水稻糙米Cd 質量分數分別降低72.5%和66.4%。示范區I 和Ⅲ對照早造糙米Cd質量分數均高于0.2 mg/kg，營養型阻控劑均使早稻糙米Cd 質量分數降至污染物限量0.2 mg/kg 以下，符合國家食品衛生標準。示范區Ⅱ水稻糙米Cd 質量分數均超過限量值，推測可能與水稻品種有關。

圖1 營養型阻控劑對水稻產量（A）和糙米Cd 質量分數（B）的影響Fig.1 Effects of nutrient inhibitor on rice yield (A) and Cd mass fraction in brow n rice（B）

2.2 營養型阻控劑對土壤pH 及有效態Cd 質量分數的影響

營養型阻控劑對3 個示范區土壤pH 值均有不同程度的提升作用。營養型阻控劑顯著提高示范區I 早造土壤和示范區Ⅲ早、晚造土壤的pH 值，分別比對照增加0.26、0.29和0.35個單位（P＜0.05）；而示范區I 晚造和示范區Ⅱ早、晚造土壤pH 值較對照區增幅未達顯著差異水平（圖2A）。

圖2 營養型阻控劑對土壤pH（A）及有效態Cd 質量分數（B）的影響Fig.2 Effects of the nutrient inhibitor on soil pH(A) and DTPA-Cd mass fraction(B) in soils

營養型阻控劑對3 個示范區土壤DTPA-Cd質量分數的影響存在差異。營養型阻控劑降低了示范區I 早、晚造土壤DTPA-Cd 質量分數（早造時達顯著差異水平，P＜0.05）；營養型阻控劑對示范區Ⅱ和Ⅲ土壤DTPA-Cd 質量分數影響均不顯著（圖2B）。

2.3 營養型阻控劑對土壤養分質量分數的影響

3 個示范區的2 造土壤交換性Ca、Mg 質量分數差異較大，以示范區I ＞示范區Ⅱ＞示范區Ⅲ。由圖3A 可知，營養型阻控劑顯著提高了3個示范區的交換性Ca 和交換性Mg 質量分數，增幅達7.8%～60.3%（示范區Ⅲ早造土壤交換性Ca 質量分數除外，營養型阻控劑施用區較對照區降低1.1%，但差異不顯著，P＞0.05）。3 個示范區營養型阻控劑處理的土壤交換性Mg 質量分數比對照區增加9.9%～108.7%，且示范區I 和Ⅲ的早、晚造土壤，及示范區Ⅱ的晚造土壤與對照區之間的差異達顯著水平（圖3B）。營養型阻控劑對3 個示范區的早造土壤和示范區I 的晚造土壤有效Si 質量分數無顯著影響，但顯著增加了示范區Ⅱ和Ⅲ晚造土壤有效Si 質量分數，增幅分別為53.0%和29.5%（圖3C）。

圖3 營養型阻控劑對土壤養分質量分數的影響Fig.3 Effects of nutrient inhibitor on soil nutrient mass fraction

營養型阻控劑增加了示范區I 的2 造土壤水解性N 質量分數，示范區Ⅱ和Ⅲ的2 造土壤水解性N 質量分數較對照區則有所降低，但差異性均不顯著（圖3D）。營養型阻控劑對示范區I 和Ⅲ的2 造土壤有效P 質量分數均無顯著影響，示范區Ⅱ的2 造土壤有效P 質量分數則顯著增加，增幅分別為70.0%和78.3%（圖3E）。與對照區相比，除示范區Ⅲ的早造土壤速效K 質量分數有所降低外，其余各示范區的土壤速效K 質量分數均有所增加，其中，示范區I 的晚造土壤和示范區Ⅱ的早造土壤速效K 質量分數顯著增加，分別增加6.9%和11.7%（圖3F）。

2.4 水稻糙米Cd 質量分數與產量及土壤養分質量分數的相關性分析

綜合3 個示范區相應處理的數據，分別對營養型阻控劑施用區和對照區的早、晚造水稻糙米Cd 質量分數與水稻產量及土壤養分質量分數進行相關性分析。由表2 可知，無論是對照區還是營養型阻控劑施用區，早造糙米Cd 質量分數與水稻產量、土壤pH 值及有效態Cd 質量分數均呈極顯著負相關（P＜0.01），與土壤交換性Ca/Mg、有效Si、水解性N、有效P 和速效K 質量分數均無顯著相關性。晚造糙米Cd 質量分數與土壤pH 值和有效態Cd 質量分數也呈極顯著負相關（P＜0.01），但與水稻產量無顯著相關性，與土壤交換性Ca/Mg、有效Si、水解性N、有效P 和速效K 質量分數也均無顯著相關性。

表2 水稻糙米Cd 質量分數與其產量及土壤養分質量分數的相關性分析Table 2 Correlation analysis of rice Cd mass fraction with rice yield and soil nutrient mass fraction

2.5 示范區修復效果綜合評價

由表3 可知，總體上，對于同一示范區的2造水稻而言，營養型阻控劑施用區的綜合加權平均值均高于對照區，表明施用營養型阻控劑均表現出正效應。就營養型阻控劑施用區的綜合加權平均值與對照區的差值而言，差值越大，表明營養型阻控劑的綜合效果越顯著。通過計算各示范區2 造水稻不同處理的綜合加權平均值差值可知，示范區Ⅱ＞示范區Ⅲ＞示范區I，表明營養型阻控劑在示范區Ⅱ的綜合應用效果最好，其次是示范區Ⅲ，示范區I 的應用效果相對較弱。

表3 3 個示范區的綜合加權平均值Table 3 Comprehensive weighted average values of three demonstration areas

3 討論

本研究中的營養型阻控劑，對3 個示范區的水稻產量無顯著影響，對水稻糙米Cd 質量分數也無明顯稀釋作用，但不同程度地提高了3 個示范區的土壤pH 值，降低了示范區I 的土壤DTPACd 質量分數，對示范區Ⅱ和Ⅲ的土壤DTPA-Cd質量分數則表現出不同的降低或增加效果，但均未達到顯著差異水平。相關分析結果表明，水稻糙米Cd 質量分數與土壤pH 值呈顯著或極顯著負相關，即通過提升土壤pH 值降低土壤植物可利用態Cd 質量分數，可能是營養型阻控劑降低水稻糙米Cd 質量分數的主要機制之一。營養型阻控劑配方中含有較高的Ca（OH）2，施入土壤后與水結合生成大量OH-，可中和土壤中的活性酸和潛性酸，進而提高土壤pH 值［23］。然而，本研究的土壤DTPA-Cd 質量分數并沒有隨著土壤pH 的升高而顯著降低，可能土壤中存在與Cd2+相似的金屬離子（Ca2+、Zn2+和Cu2+）與土壤穩定態Cd呈現競爭吸附關系，即隨著營養型阻控劑進入土壤時間的延長，營養型阻控劑與土壤組分之間的交互作用導致土壤中穩定態 Cd 再次轉化為土壤有效態Cd，導致土壤穩定態Cd 再釋放［24］。也有研究表明，土壤中DTPA-Cd 含量與＞20 mm 團聚體的占比呈極顯著負相關，即Cd2+在土壤＜20 mm 團聚體中富集，主要吸附在土壤黏粒、有機質、礦物表面的可交換態鎘，DTPA 浸提后，Cd2+被釋放到溶液［25］。

與對照區相比，施用營養型阻控劑后，示范區I 和Ⅲ的早、晚造水稻糙米Cd 質量分數均降至標準限量值以下（＜0.2 mg/kg），而示范區Ⅱ的早、晚造水稻糙米Cd 質量分數雖有所降低，但仍不符合國家食品衛生標準。經分析，該示范區土壤呈強酸性，土壤有效態Cd 質量分數占總量的60%以上，而示范區I 和示范區Ⅲ土壤有效態Cd質量分數分別占土壤Cd 總量的52%和40%左右，可見，示范區Ⅱ的土壤活性Cd 質量分數比例最高，可能是影響營養型阻控劑效果的原因之一。此外，該示范區的早、晚造水稻品種與其他示范區均不相同，水稻品種也可能在很大程度上影響水稻對Cd 的吸收累積。已有研究表明，水稻品種、土壤重金屬含量、營養元素、根際環境、栽培農藝措施乃至大氣沉降等都會影響水稻對重金屬的吸收，進而影響稻米中重金屬含量［26-28］。然而，由于土壤環境的復雜性和作物品種的多樣性，目前尚無法確定哪個因素起主導作用。后續可結合調整水稻品種或實施水分管理等措施，深入研究營養型阻控劑對水稻吸收累積Cd的效應。總體上，本研究中3 個示范區的水稻品種不同，土壤性質差異也較大，土壤pH 分別呈強酸性、酸性和中性，但營養型阻控劑均起到較好的降低水稻糙米Cd 質量分數的效果，因此供試營養型阻控劑具有較廣泛的適應性，具備在Cd 超標農田上推廣應用的潛力。

4 結論

（1）營養型阻控劑能夠降低珠三角3 個地市示范區早、晚造水稻糙米Cd 質量分數，降低幅度為8.4%～72.5%，且沒有顯著影響早、晚造水稻稻谷產量。

（2）營養型阻控劑可影響土壤理化性質和中微量營養元素的有效性：營養型阻控劑提高3個地市示范區早、晚造水稻收獲后土壤pH 值，提高范圍為0.10～0.42 個單位；增加土壤交換性Ca、交換性Mg 和有效Si 的質量分數，3 者的最高增幅分別達到66.2%、109%和53.0%。

（3）營養型阻控劑沒有顯著影響3 個地市示范區土壤的水解性N 質量分數和1 個地市示范區土壤的有效P 及速效K 質量分數；提高了2 個地市示范區土壤的有效P 和速效K 質量分數，最大提升幅度分別為78.3%、24.6%。

因此，營養型阻控劑在珠三角Cd 高風險水稻種植區具有大面積推廣應用的可行性和前景。