張曉緒，張嘉偉，孫星星，徐軼群，許健，朱靖

（揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 揚(yáng)州225100）

隨著工業(yè)化、城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快，工業(yè)“三廢”和城市生活垃圾等污染向農(nóng)村擴(kuò)散，農(nóng)田土壤重金屬污染問題日益嚴(yán)重。據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，其中Cd 為首位主要污染物[1]，Cd 污染耕地面積約占總耕地面積的1/6[2]。詹杰等[3]對(duì)近30 年我國(guó)各地稻田Cd 污染情況進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析指出，Cd 污染在長(zhǎng)三角經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)具有一定的普遍性，多分布在污灌區(qū)、工業(yè)區(qū)及鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)周邊，這些Cd 污染稻田至今沒有得到有效的修復(fù)并且仍然在進(jìn)行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。目前Cd污染治理途徑主要有兩種：去污染及穩(wěn)定化[4]。常用的工程措施有改土法、電動(dòng)修復(fù)、淋洗絡(luò)合等技術(shù)，但因其成本高、工程量大而無法廣泛使用；植物修復(fù)富集容量有限、不易選擇和培養(yǎng)，修復(fù)效率較差。目前應(yīng)用田間管理措施施用無機(jī)、有機(jī)型等土壤改良劑是最具經(jīng)濟(jì)效益又操作簡(jiǎn)便的快捷有效手段。我國(guó)人口眾多且以水稻為主要糧食作物，而水稻又是富集Cd 的大宗谷類作物[5]，長(zhǎng)期食用富含Cd的水稻會(huì)對(duì)人類健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅[6]。因此，降低水稻Cd含量對(duì)保障人們身體健康具有重要意義。

相較于化肥，有機(jī)肥來源廣泛、成本低廉[7-8]，能有效改善土壤性質(zhì)，增強(qiáng)土壤水土保持及保肥緩沖的能力[9]。諸多研究表明添加有機(jī)肥可以降低土壤中有效態(tài)重金屬的含量，從而減少植物對(duì)重金屬的吸收[10-12]。但也有學(xué)者得出相反結(jié)果，汪月[13]研究指出，施用稻草及豬糞堆肥兩種有機(jī)物料均提高了水稻根際土壤中有效態(tài)Cd的含量。譚長(zhǎng)銀等[14]、魯洪娟等[15]研究也指出施用畜禽有機(jī)肥會(huì)加重重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。因此，有機(jī)肥的施用對(duì)水稻重金屬積累的作用效果需進(jìn)一步研究。蚯蚓糞是畜禽廢物經(jīng)蚯蚓堆肥后的產(chǎn)物，其具有良好的通氣性和保水性[16-17]，陽離子交換能力與腐植酸含量增加，既是改良土壤重金屬污染的修復(fù)劑，又是提高作物產(chǎn)量與品質(zhì)的高效肥料[18]。在我國(guó)大力倡導(dǎo)“減肥減藥”及加強(qiáng)畜禽廢棄物資源化利用的背景下，施用畜禽糞便源蚯蚓糞已成為綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展的趨勢(shì)。徐慧婷等[19]研究指出，蚯蚓糞及其生物炭可降低油麥菜食用部分Cd 和Zn 的含量，蔡永剛等[20]在中、高濃度Cd、Cu 復(fù)合污染下施用蚯蚓糞顯著降低了白菜Cd 含量，紀(jì)藝凝等[21]使用蒙脫土、海泡石兩種無機(jī)物料與蚯蚓糞配施均大幅降低玉米籽粒Cd含量。但也有學(xué)者得出相反結(jié)果，Chand 等[22]研究表明土壤中2.5 g·kg-1蚯蚓糞添加量促進(jìn)了Ni 及Cd 在甘菊中的積累，馮萍等[23]研究發(fā)現(xiàn)，蚯蚓糞配比大于50%會(huì)顯著提高墨西哥玉米莖葉及根系中的Cu、Zn含量。因此，蚯蚓糞對(duì)于農(nóng)作物重金屬積累的作用效果有待進(jìn)一步研究。

目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于蚯蚓糞對(duì)水稻作用的研究主要集中在增產(chǎn)及提高稻米品質(zhì)方面[24-25]，但關(guān)于蚯蚓糞對(duì)水稻吸收重金屬的影響研究較少。蚯蚓糞相較于普通有機(jī)肥具有較強(qiáng)的養(yǎng)分吸持能力，其含有大量的腐植酸及細(xì)菌、真菌等微生物群，表面積較大，其獨(dú)特的物理、生物性質(zhì)使之具有良好的吸收能力和鈍化土壤重金屬的潛能[26]。基于此，本試驗(yàn)在高濃度Cd 污染（5 mg·kg-1）下，以南粳5505 品種水稻為研究對(duì)象，探究蚯蚓糞對(duì)水稻生長(zhǎng)過程中土壤Cd形態(tài)變化及水稻吸收積累Cd的影響，以期為合理利用蚯蚓糞，降低水稻Cd 含量提供科學(xué)依據(jù)，為國(guó)家糧食安全生產(chǎn)提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試水稻：品種為南粳5505（Oryza sativaL.var.nangeng5505）。

試驗(yàn)土壤：土壤采于揚(yáng)州市廣陵區(qū)沙頭鎮(zhèn)揚(yáng)州大學(xué)某實(shí)驗(yàn)農(nóng)牧場(chǎng)稻田耕作層（0～20 cm），去除石塊、動(dòng)植物殘?bào)w等雜質(zhì)，自然風(fēng)干，研磨，過10 目尼龍篩后用于盆栽試驗(yàn)。供試盆土壤基本理化性質(zhì)見表1。

根據(jù)我國(guó)《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），土壤Cd的風(fēng)險(xiǎn)管控值為3.0 mg·kg-1。添加CdCl2·2.5H2O 溶液，使試驗(yàn)土壤Cd 含量為重度污染5.0 mg·kg-1，充分混勻，于室溫條件下陳化60 d后備用。

蚯蚓糞：選用奶牛糞源蚯蚓糞，由揚(yáng)州大學(xué)試驗(yàn)農(nóng)牧場(chǎng)蚯蚓養(yǎng)殖基地提供，經(jīng)風(fēng)干后研磨粉碎過20目尼龍篩備用，其有機(jī)質(zhì)含量為432.5 g·kg-1，pH 6.90，全Cd含量為0.41 mg·kg-1。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic properties of the tested pot soil

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)于2018 年6 月在揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院進(jìn)行。盆栽試驗(yàn)所用聚乙烯塑料盆高24 cm、內(nèi)徑22 cm。在水稻秧苗移栽前30 d每盆裝土5 kg并施入基肥（1.0 g 尿素、0.815 g 磷酸二氫鉀、0.275 g 氯化鉀），淹水深度保持高于土壤界面2 cm 狀態(tài)，于2018年6月移栽秧苗，每盆3穴，每穴3株。蚯蚓糞作為一種有機(jī)物料，為便于與其他有機(jī)物料進(jìn)行對(duì)比，其添加量以含碳量計(jì)，設(shè)6.3、16.3、26.3 g·kg-1土和41.3 g·kg-1土4 個(gè)水平（添加蚯蚓糞后各處理組水稻土有機(jī)質(zhì)含量為15、25、35 g·kg-1和50 g·kg-1），分別記為T1、T2、T3 和T4，以不添加蚯蚓糞為對(duì)照（記為CK），共5 個(gè)處理，每個(gè)處理3 次重復(fù)，隨機(jī)排列。水稻生長(zhǎng)期間保持淹水3～5 cm，每周隨機(jī)更換盆栽位置。根據(jù)水稻生長(zhǎng)情況適時(shí)防治病蟲草害，水稻于2018年10月31日收獲。

1.3 樣品預(yù)處理及指標(biāo)分析

分別于水稻分蘗期、抽穗揚(yáng)花期和完熟期采集水稻植株和水稻土壤樣品。從每盆水稻中隨機(jī)選取3株植株，并連帶根部土壤一并取出，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)一步處理。將水稻根部土壤于通風(fēng)良好且干燥的室內(nèi)環(huán)境中風(fēng)干，磨細(xì)過100 目尼龍篩，密封保存于干燥器中待測(cè)。植物樣品用自來水洗凈后再用去離子水沖洗，放入烘箱后在105 ℃殺青30 min，60 ℃烘干至恒質(zhì)量。將水稻植株分為根、莖、葉、稻殼和糙米5 部分，分別用萬能粉碎機(jī)（天津泰斯特公司）粉碎后過100目尼龍篩，密封保存于干燥器中用于化學(xué)分析。

土壤基本理化性質(zhì)測(cè)定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[27]。

土壤有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定。土壤pH 采用電位法測(cè)定，Eh 使用雷磁PHS-3C 型精密ORP 計(jì)原位測(cè)定。土壤有效態(tài)Cd 采用DTPA（二乙三胺五乙酸）提取劑浸提后使用火焰原子吸收分光光度法（AAS，Solaar MK 2-M 6）上機(jī)測(cè)定。土壤Cd形態(tài)采用改進(jìn)BCR 法[28]提取，分為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)4 種形態(tài)。根、莖、葉和籽粒中Cd 含量采用干灰化法消解后用1%HNO3定容、過濾。消解液及提取液中的Cd 含量均使用ICP-MS（Elan DRC-e）測(cè)定。采用空白試驗(yàn)、平行樣和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)進(jìn)行質(zhì)量控制，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為標(biāo)準(zhǔn)土壤樣品GBW07431、標(biāo)準(zhǔn)植物樣品GBW10020（GSB-11）和標(biāo)準(zhǔn)大米樣品GBW10043（GSB-21）。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，SPSS 19.0進(jìn)行單因素ANOVA 分析、相關(guān)性分析，Duncan 法進(jìn)行多重比較（差異水平為0.05），Origin 8.5繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 蚯蚓糞施用對(duì)水稻土pH、Eh的影響

土壤pH 變化如圖1 所示?？梢钥闯觯cCK 組相比土壤添加蚯蚓糞后pH 顯著降低，且蚯蚓糞添加量越大降低越明顯。前期各試驗(yàn)組土壤pH 隨水稻生長(zhǎng)呈下降趨勢(shì)，T1～T4 處理組pH 顯著低于CK 組，且T4 與T1～T3 處理組間存在顯著差異。在水稻分蘗末期（移栽后第28 d）pH 達(dá)到最低值，而后波動(dòng)上升。進(jìn)入水稻拔節(jié)期，水稻土壤pH 僅T4 處理組顯著高于CK 組。隨著水稻抽穗揚(yáng)花，各處理組土壤pH 無顯著差異?？傮w來看，各試驗(yàn)組土壤pH 從水稻分蘗后期直至完熟期，pH 一直在7 左右波動(dòng)。CK、T1、T2、T3、T4 處理組的土壤pH 平均值分別為6.96、6.98、6.97、7.00、6.99，各組間無顯著差異。

從圖1 可以看出，淹水后，各試驗(yàn)組土壤Eh 急劇下降，水稻分蘗期間CK、T1、T2、T3 和T4 處理組分別降低了71、154、164、142 mV 和87 mV，至分蘗末期（水稻移栽后第28 d）T1～T4 處理組Eh 均低于-150 mV，顯著低于CK組，且各處理組間也存在顯著差異。水稻分蘗期結(jié)束后，各處理組Eh 相對(duì)穩(wěn)定，而CK 組呈持續(xù)下降趨勢(shì)。與CK 組相比水稻抽穗揚(yáng)花期T1～T4處理組均顯著降低土壤Eh，但在中高蚯蚓糞添加量T2～T4處理組間無顯著差異。隨著水稻的生長(zhǎng)，各處理組Eh 始終顯著低于CK 組，但組間差異性消失?？傮w來看，T1、T2、T3、T4 處理組土壤Eh 平均值分別為-192.7、-221.0、-224.5、-226.3 mV，均顯著低于CK 組，表明外源添加蚯蚓糞顯著降低了土壤Eh，但各處理組間降低效果無顯著差異。

圖1 蚯蚓糞對(duì)水稻土pH和Eh動(dòng)態(tài)變化的影響Figure 1 Effects of vermicompost on dynamic changes of pH and Eh in paddy soil

2.2 蚯蚓糞對(duì)水稻土壤Cd形態(tài)的影響

蚯蚓糞對(duì)水稻土壤Cd 形態(tài)的影響如圖2 所示。在水稻完整生育期內(nèi)，各試驗(yàn)組水稻土壤中Cd 的存在形態(tài)均表現(xiàn)為可交換態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)。CK 組可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd 含量隨著水稻生長(zhǎng)均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，降幅為71.4%和33.2%，可交換態(tài)呈先小幅下降后升高的變化趨勢(shì)，總體增加了35.42%，殘?jiān)鼞B(tài)Cd 則增加了138.2%。T1～T4 處理組可還原態(tài)Cd含量隨水稻生長(zhǎng)而下降，與CK 組趨勢(shì)相同。T1～T4 處理組殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量在抽穗揚(yáng)花期達(dá)到最高，隨著水稻進(jìn)入完熟期其含量有小幅度降低，總體與CK 組相同呈上升趨勢(shì)?？山粨Q態(tài)Cd 含量在T1處理組下降3.7%，遠(yuǎn)小于CK 組；在T2～T4 處理組分別上升了12.2%、28.2%和49.1%，其中T2處理組在抽穗揚(yáng)花期可交換態(tài)Cd 含量有小幅下降（7.03%）。T1～T4 處理組可氧化態(tài)Cd 含量隨水稻生長(zhǎng)而增加，這種變化趨勢(shì)在T3 處理組表現(xiàn)最為顯著，其增幅達(dá)到了44.9%。

圖2 蚯蚓糞對(duì)水稻土壤中Cd形態(tài)分配的影響Figure 2 Effects of vermicompost on Cd fractionation in paddy soil

蚯蚓糞在水稻不同生長(zhǎng)期對(duì)水稻土壤Cd形態(tài)的作用效果不同。在水稻分蘗期，與CK 組相比可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 均表現(xiàn)出“低促高抑”，即T1 處理土壤可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 含量顯著高于CK 組，T2～T4 處理組則顯著低于CK 組。T2～T4 處理組可氧化態(tài)Cd 含量較CK 組均有降低，但T2～T4 處理組間無顯著差異。殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量各試驗(yàn)組間均無顯著差異。在水稻抽穗揚(yáng)花期，蚯蚓糞對(duì)水稻土壤可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 的影響相似，即在低添加量下無顯著影響，在高添加量（T4 處理組）下顯著降低其含量。T1～T4 處理組可氧化態(tài)Cd 含量與CK 組相比均顯著降低，但4 個(gè)處理組間無顯著差異。殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量?jī)H在T4 處理組下表現(xiàn)為顯著增加，其余處理組均與CK 組無顯著差異。在水稻完熟期，蚯蚓糞對(duì)水稻土壤Cd 形態(tài)影響效果顯著。與CK 組相比，T1～T4 處理組可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 含量均顯著升高（T2 處理組下可氧化態(tài)Cd 除外），可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量均顯著降低?？山粨Q態(tài)Cd 含量在T1～T4 處理組間無顯著差異；可氧化態(tài)Cd 含量在T1 處理時(shí)增加效果最為明顯，T2～T4 處理組間無顯著差異；與CK 組相比，可還原態(tài)Cd 含量隨蚯蚓糞添加量的增加而顯著升高；殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量的變化趨勢(shì)與可還原態(tài)Cd 相反，各處理組較CK 組均顯著降低，且添加量越小其降低效果越強(qiáng)。

2.3 蚯蚓糞對(duì)水稻植株各部位Cd積累的影響

2.3.1 蚯蚓糞對(duì)不同生育期水稻植株中Cd含量的影響

蚯蚓糞對(duì)不同生育期水稻植株各部位Cd含量的影響如圖3所示。除抽穗揚(yáng)花期T1處理的根部Cd含量高于CK 組外，其余各處理組在各生育期的各部位Cd 含量均顯著低于CK 組。在水稻完整生育期內(nèi)，CK 組水稻根、莖部Cd 含量先下降后回升，總體含量呈降低趨勢(shì)，葉片中Cd 含量則呈現(xiàn)先下降后大幅上升的趨勢(shì)，生育期結(jié)束時(shí)總體含量升高。與水稻分蘗期相比，抽穗楊花期時(shí)T2處理組莖和葉部分、T3處理組根和莖及T4 處理組全植株（根、莖、葉）Cd 含量均升高，進(jìn)入完熟期后降低。T1～T3 處理組各部位Cd含量總體變化與CK 組相同，水稻根、莖部分Cd 含量均呈降低趨勢(shì)，葉片中Cd 含量呈升高趨勢(shì)。T4 處理組根、莖Cd含量總體呈升高趨勢(shì)，與CK 組相反，而葉片Cd含量變化趨勢(shì)與CK組相同。

從Cd 在水稻各部位的分布規(guī)律來看，在水稻分蘗期及抽穗揚(yáng)花期，各試驗(yàn)組水稻Cd 在各部位的積累量均表現(xiàn)為根＞莖＞葉，在水稻完熟期，高蚯蚓糞添加量（T4 處理組）下Cd 在各部位的積累量與CK 組相同，表現(xiàn)為根＞莖＞葉，而T1～T3 處理組則表現(xiàn)為根＞葉＞莖，與CK組存在差異。

2.3.2 蚯蚓糞對(duì)水稻植株中Cd分布的影響

由圖3 可以看出，添加蚯蚓糞對(duì)水稻各部位Cd含量均有顯著影響，但不同時(shí)期、不同處理的影響不同。在分蘗期，添加蚯蚓糞后水稻根、莖和葉Cd含量均顯著降低，且蚯蚓糞添加量越大Cd含量降低幅度越大。在抽穗揚(yáng)花期，與CK組相比，T1處理組水稻根部Cd 含量顯著升高，而T2～T4 處理組則顯著降低，且T2～T4處理組間無顯著差異。T1～T4處理組均顯著降低水稻莖中Cd含量，其中以T2處理組效果最好，降低幅度達(dá)到67.8%。水稻葉片中Cd 含量隨蚯蚓糞添加量的增加而顯著降低，T1～T4處理組分別較CK降低了15.03%、24.6%、50.0%和52.3%。在水稻完熟期，蚯蚓糞對(duì)水稻根、莖、葉Cd含量作用效果相同，均表現(xiàn)為隨添加量增加降Cd 效果加強(qiáng)，T4 處理組水稻根、莖、葉Cd含量較CK組分別降低了86.4%、87.0%和90.8%。

圖3 不同生育期水稻各器官中Cd含量Figure 3 Content of Cd in rice organs in different growth stages

表2 不同處理對(duì)水稻成熟期籽粒部分吸收Cd的影響Table 2 Impact of different treatments on brown rice Cd uptake

從糙米Cd 含量降低幅度來看（表2），與CK 組相比，蚯蚓糞可顯著降低糙米中Cd含量，低蚯蚓糞添加量T1處理組糙米Cd含量降幅已達(dá)到48.08%，但尚未達(dá)到國(guó)家對(duì)糙米Cd 的控制標(biāo)準(zhǔn)0.2 mg·kg-1以下；T2處理組糙米Cd 含量已降低至國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)以下，蚯蚓糞添加量繼續(xù)增加后，處理間無顯著差異。蚯蚓糞對(duì)稻殼Cd含量作用效果與對(duì)糙米相似。

3 討論

3.1 蚯蚓糞對(duì)水稻土的還原環(huán)境存在顯著影響

Eh 可代表土壤氧化性或還原性的相對(duì)程度，是土壤環(huán)境條件的一個(gè)重要綜合指標(biāo)[29]。土壤pH 控制著Cd 的沉淀-溶解平衡[30]，也是影響土壤中Cd 行為的重要土壤環(huán)境因子之一[31]。淹水Eh 低，土壤處于還原狀態(tài)。本試驗(yàn)添加蚯蚓糞后進(jìn)一步降低了土壤Eh，張燕等[32]研究也發(fā)現(xiàn)，在淹水條件下添加秸稈生物炭顯著降低土壤Eh。水稻中的氧化還原體系由氧、有機(jī)物質(zhì)和鐵錳氧化物組成[33]。土壤淹水后空氣中的氧氣無法進(jìn)入土壤，水稻土中的氧氣含量驟降，土壤中其他組分的還原過程消耗大量電子，導(dǎo)致Eh迅速下降[34]。蚯蚓糞施入后被快速分解，該過程會(huì)大量消耗土壤及淹水中的溶解氧，從而較CK 組進(jìn)一步降低了土壤Eh，且蚯蚓糞添加量越多消耗溶解氧越多，Eh降幅越大，還原程度越強(qiáng)。

蚯蚓糞在水稻分蘗期施入能顯著降低水稻土pH，這可能是因?yàn)樗靖H分泌物及蚯蚓糞中富含的大量腐殖質(zhì)在土壤中產(chǎn)生了有機(jī)酸[35]。分蘗期結(jié)束后僅有高添加量處理對(duì)pH 產(chǎn)生顯著升高作用，隨著水稻生長(zhǎng)，各試驗(yàn)組間無顯著差異，pH 開始回升并向中性靠攏達(dá)到7 左右，土壤膠體表面負(fù)電荷量增加，提高了土壤吸附Cd 的能力；同時(shí)，土壤溶液中OH-和多價(jià)陽離子濃度升高，有利于形成Cd（OH）2沉淀，這提高了土壤對(duì)Cd2+的吸附力，使Cd 向低活性態(tài)轉(zhuǎn)化[36]。此外，pH 升高有利于Cd 與腐植酸的絡(luò)合及吸附作用[37]。

3.2 蚯蚓糞可引起水稻土有效態(tài)Cd含量的變化

土壤Cd 形態(tài)影響著Cd 在環(huán)境系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化，決定著Cd 的環(huán)境化學(xué)行為[38]。BCR 法將重金屬形態(tài)分為4 類，分別是可交換態(tài)環(huán)境活性形態(tài)、可還原態(tài)及可氧化態(tài)兩種中等活性態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)環(huán)境惰性形態(tài)。在本試驗(yàn)中，外源添加蚯蚓糞對(duì)Cd 賦存形態(tài)有顯著影響，尤其是可交換態(tài)和可還原態(tài)。在水稻分蘗期除低濃度蚯蚓糞添加量T1 處理組外，其余處理組均顯著降低了土壤中具備環(huán)境活性的可交換態(tài)、可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 含量，對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)Cd 無顯著作用；在抽穗揚(yáng)花期僅高濃度蚯蚓糞添加量T4 處理組顯著降低了可交換態(tài)及可還原態(tài)Cd 含量，而可氧化態(tài)Cd 在T1～T4 處理組均顯著降低；在水稻完熟期T1～T4 處理均顯著降低了土壤交換態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量，而對(duì)可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 含量起到升高的作用。這與Liu等[39]的研究結(jié)果一致。

有機(jī)物對(duì)土壤Cd賦存形態(tài)的作用有直接影響和間接影響兩個(gè)方面。直接影響是指有機(jī)物料的分解產(chǎn)物與重金屬離子發(fā)生廣泛的反應(yīng)，改變重金屬在土壤固相-液相之間的分配，從而改變其存在形態(tài)。間接影響是指有機(jī)物通過改變pH、Eh 等土壤性質(zhì)而影響重金屬的存在形態(tài)[36]。對(duì)各時(shí)期水稻土壤Cd 形態(tài)與土壤Eh、pH 進(jìn)行相關(guān)性分析（表3），分蘗期可交換態(tài)Cd 與Eh 呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 與Eh 呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；抽穗揚(yáng)花期土壤可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 與Eh 均呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；完熟期土壤可交換態(tài)Cd 與Eh 呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），這表明土壤Eh 的變化影響著土壤中具有環(huán)境活性的Cd形態(tài)含量。添加蚯蚓糞后水稻土壤Eh 下降至-200 mV 左右，土壤處于強(qiáng)還原狀態(tài)。田桃[40]研究表明，土壤Eh 為負(fù)值時(shí)，土壤Cd 交換態(tài)含量與土壤Eh 之間呈正相關(guān)關(guān)系，與本研究結(jié)果相同。土壤Eh 降低，土壤中的高價(jià)態(tài)Fe、Mn 離子被還原為Fe2+、Mn2+，形成的鐵氧化物和鐵錳氧化物對(duì)Cd2+有很大的吸附容量[41]，被還原為S2+，與Cd2+形成溶解性較低的沉淀[42]，從而顯著降低土壤有效態(tài)Cd 含量。蚯蚓糞中含有大量腐殖質(zhì)[26]，腐殖質(zhì)分子帶有很多活性基團(tuán)，其多孔性提供了大量吸附表面，是一種良好的吸附載體，對(duì)Cd產(chǎn)生強(qiáng)烈吸附作用的同時(shí)，腐殖質(zhì)分子側(cè)鏈上的等含氧官能團(tuán)與Cd 發(fā)生螯合作用形成螯合物[43]。此外，腐殖質(zhì)的膠體性質(zhì)使之能被各種電解質(zhì)凝結(jié)，Cd2+可對(duì)腐殖質(zhì)產(chǎn)生凝結(jié)作用，致使腐殖質(zhì)的官能團(tuán)解離而變成疏水膠體，造成可交換態(tài)Cd 含量降低[44]。本試驗(yàn)條件下，在水稻分蘗期除低濃度蚯蚓糞添加量T1 處理組外的各處理均顯著降低土壤可交換態(tài)Cd 含量，抽穗揚(yáng)花期時(shí)T4 處理組顯著降低可交換態(tài)Cd 含量，而在完熟期各處理組均顯著降低土壤可交換態(tài)Cd 含量，這與前人施用有機(jī)肥對(duì)水稻土Cd 有效態(tài)的研究[45-47]結(jié)果基本一致。將蚯蚓糞添加量與各時(shí)期土壤Eh、pH 進(jìn)行相關(guān)性分析得出（表4），在水稻分蘗期及抽穗揚(yáng)花期，水稻土Eh 與蚯蚓糞添加量呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），完熟期水稻土Eh 與蚯蚓糞添加量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。由此可以看出，蚯蚓糞添加量越高對(duì)土壤Eh的降低效果越顯著。蚯蚓糞對(duì)土壤Cd 有效態(tài)的影響作用主要是通過降低土壤Eh 從而降低土壤具備高度活性及遷移性的可交換態(tài)Cd 含量。而在水稻分蘗期低濃度添加量T1處理組時(shí)出現(xiàn)了土壤可還原態(tài)Cd 含量升高的現(xiàn)象，這可能與蚯蚓糞DOM 有關(guān)。有研究[48]指出，蚯蚓糞DOM 對(duì)土壤重金屬離子存在活化作用。原本吸附在土壤上的Cd被蚯蚓糞小分子DOM 替換，而在低濃度蚯蚓糞添加下Eh 降低幅度小，未達(dá)到抑制Cd 活性的還原程度，因此T1 處理組可交換態(tài)Cd 含量顯著高于CK 組。進(jìn)入抽穗揚(yáng)花期，隨著Eh 進(jìn)一步降低，Eh 降低Cd 活性的主導(dǎo)作用發(fā)揮出來，使得T1 處理組可交換態(tài)Cd 含量降低至與CK 組無顯著差異。另外也有研究[49-50]指出，有機(jī)物還能直接通過吸附作用、離子交換作用及基團(tuán)配位作用促使土壤中形成有機(jī)結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd，降低交換態(tài)Cd 的比例，鈍化土壤中的Cd 降低其生物利用性，從而降低水稻根對(duì)土壤Cd 的吸收富集作用。

表3 各時(shí)期水稻土壤Cd形態(tài)與土壤Eh、pH的相關(guān)性分析（n=15）Table 3 Correlation between the fraction of Cd in soil and soil Eh，pH in each stage（n=15）

3.3 蚯蚓糞顯著影響水稻根、莖、葉及籽粒Cd含量

在本試驗(yàn)條件下，除抽穗揚(yáng)花期T1 處理組根部Cd 含量顯著高于CK 組外，蚯蚓糞的施加顯著降低了各時(shí)期水稻各部位Cd 含量，各處理組對(duì)糙米Cd 含量均有顯著降低作用，T1 處理組顯著降低48.08%，T2～T4 處理組間無顯著差異，降幅均高于70%，表明施用蚯蚓糞對(duì)降低水稻Cd含量有較好的效果。為進(jìn)一步探討蚯蚓糞對(duì)各時(shí)期水稻各部位Cd 含量的影響，將施用蚯蚓糞后的各時(shí)期土壤Eh、pH及Cd形態(tài)，與水稻各時(shí)期各部位Cd含量進(jìn)行相關(guān)性分析。分析結(jié)果得出（表5），各時(shí)期水稻各部位Cd含量均與土壤Eh 呈極顯著正相關(guān)。分蘗期水稻根及葉部分均與土壤可交換態(tài)、可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd 呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），水稻莖部與土壤可還原態(tài)Cd呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），與可氧化態(tài)Cd 呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；水稻抽穗揚(yáng)花期莖部及葉片部Cd 含量均與土壤可氧化態(tài)Cd 呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；完熟期水稻根、莖、葉、糙米及稻殼部分均與土壤可交換態(tài)Cd呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。這表明，土壤中可交換態(tài)Cd 在水稻全生育期均是決定水稻積累Cd 的重要因素，土壤中可交換態(tài)Cd 含量越高，水稻植株各部位Cd 含量越高。上文分析指出，Eh 是影響土壤可交換態(tài)Cd的重要因素，付鑠嵐等[51]研究發(fā)現(xiàn)，Cd由土壤轉(zhuǎn)移到水稻籽粒中主要經(jīng)歷4 個(gè)過程：土壤有效態(tài)Cd由載體進(jìn)行轉(zhuǎn)運(yùn)、經(jīng)根系吸收進(jìn)入水稻后由木質(zhì)部進(jìn)行轉(zhuǎn)載、Cd 分配至莖部各莖節(jié)間、韌皮部將葉片中的Cd轉(zhuǎn)移至籽粒中。薛毅等[45]連續(xù)4年研究發(fā)現(xiàn)，分蘗盛期至齊穗期是雙季稻米Cd 積累的關(guān)鍵時(shí)期，降低這段時(shí)期土壤Cd 有效性可阻控稻米Cd 積累。蚯蚓糞在水稻全生育期降低植株各部位Cd含量可能是通過對(duì)水稻土壤Eh 的顯著降低作用從而改變土壤中Cd 的形態(tài)構(gòu)成，降低土壤中Cd 的生物有效性，達(dá)到減少植株吸收Cd 的效果。抽穗揚(yáng)花期T1 處理組水稻根部Cd含量顯著高于CK 組，可能是由于分蘗末期土壤可交換態(tài)Cd 含量高，雖進(jìn)入抽穗揚(yáng)花期后土壤可交換態(tài)Cd 含量有所降低，但是在生長(zhǎng)過程中水稻根部已積累了部分Cd。T1 處理組水稻根部Cd 含量雖顯著高于CK 組，但水稻莖、葉部分均顯著低于CK組，證明蚯蚓糞對(duì)抑制Cd 在水稻中的轉(zhuǎn)運(yùn)也存在一定的作用。另外蚯蚓糞自身豐富的腐殖質(zhì)還可以與Cd 進(jìn)行螯合作用，增強(qiáng)土壤對(duì)Cd 的固持能力，從而進(jìn)一步降低Cd 向水稻植株中轉(zhuǎn)移。蚯蚓糞中富含細(xì)菌和真菌等大量微生物類群，微生物對(duì)重金屬的生物吸附、富集及沉淀等行為都會(huì)降低重金屬的植物有效性[43]。

表4 各時(shí)期蚯蚓糞添加量與土壤Eh、pH相關(guān)性分析（n=15）Table 4 Correlation between the amount of vermicompost and soil Eh，pH in each stage（n=15）

表5 各時(shí)期水稻各部位Cd含量與土壤Eh、pH、Cd形態(tài)相關(guān)性分析（n=15）Table 5 Correlation between Cd content in various parts of rice and soil Eh，pH，the fraction of Cd in each stage（n=15）

4 結(jié)論

（1）在本試驗(yàn)條件下，水稻土壤Eh隨淹水時(shí)間延長(zhǎng)呈下降趨勢(shì)，蚯蚓糞的施加可顯著降低土壤Eh，且蚯蚓糞添加量與水稻土Eh呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。蚯蚓糞在水稻生長(zhǎng)前期顯著降低土壤pH，而后僅在高添加量41.3 g C·kg-1土下顯著升高土壤pH，最后在pH 7左右波動(dòng)。

（2）蚯蚓糞對(duì)土壤Cd存在形態(tài)有顯著影響，尤其是具備環(huán)境毒性的可交換態(tài)和可還原態(tài)。蚯蚓糞通過降低水稻土Eh 影響土壤生物易利用態(tài)Cd，且高添加量41.3 g C·kg-1土下，水稻全生育期均可顯著降低鎘含量。

（3）蚯蚓糞主要通過降低土壤可交換態(tài)Cd 含量從而影響水稻對(duì)Cd 的吸收。除抽穗揚(yáng)花期6.3 g C·kg-1土蚯蚓糞添加量下，其余蚯蚓糞處理在各時(shí)期均能顯著降低水稻植株各部位Cd含量。蚯蚓糞添加量與植株Cd 降低幅度之間除抽穗揚(yáng)花期莖部Cd 降低效果無明顯規(guī)律外，其余各時(shí)期、各部位均表現(xiàn)為蚯蚓糞添加量越大降低效果越明顯。

（4）蚯蚓糞對(duì)降低鎘米風(fēng)險(xiǎn)、保障糧食安全生產(chǎn)有可以預(yù)見的良好效果。所有添加蚯蚓糞處理均能顯著降低稻米中Cd含量，在高于16.3 g C·kg-1土添加量下即可達(dá)到國(guó)家糧食衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)（0.2 mg·kg-1）。蚯蚓糞通過降低土壤Eh 減少生物可利用態(tài)Cd，從而抑制Cd 從土壤系統(tǒng)向水稻系統(tǒng)的遷移，同時(shí)抑制水稻系統(tǒng)中Cd 由根部向莖葉部的轉(zhuǎn)運(yùn)。蚯蚓糞雖然在高于16.3 g C·kg-1土添加量下能進(jìn)一步降低植株Cd 含量，但對(duì)糙米Cd 含量已無顯著影響。以降低稻米Cd含量為目的，從經(jīng)濟(jì)效益角度出發(fā)蚯蚓糞添加量不需過高。