, 辜娇峰1,2
, 周航1,2, 邓鹏辉1, 霍洋1, 黄芳1, 张竞颐1, 廖柏寒1,21. 中南林业科技大学环境科学与工程学院, 长沙 410004;
2. 糙米品质安全控制湖南省工程实验室, 长沙 410004
收稿日期: 2019-12-19; 修回日期: 2020-02-02; 录用日期: 2020-02-02
基金项目: 湖南省自然科学基金（No.2018JJ3880）；国家自然科学基金青年科学基金（No.41907126）；中南林业科技大学引进人才科研启动基金（No.2019YJ041）
作者简介: 刘雅(1997—), 女, E-mail:760484059@qq.com
通讯作者（责任作者）: 辜娇峰, E-mail:gujiaofeng@csuft.edu.cn
廖柏寒, E-mail:liaobohan@csuft.edu.cn
摘要：为研究富硅材料谷壳灰（HA）对稻田土壤Cd、As生物有效性及糙米中Cd、As累积的影响，以稻壳为原料制备中性HA（总硅量6.26×105 mg·kg-1），开展水稻盆栽试验.HA按质量比设置4个添加水平（0、0.5%、1%、2%），种植3种水稻（黄华占、湘晚籼13、隆优4945）.研究结果表明：①在土壤Cd总量为2.30 mg·kg-1、As总量为90.45 mg·kg-1的复合污染土壤中，HA施用后，与对照相比，土壤Cd的TCLP提取态、CaCl2提取态及酸可提取态含量呈现不同程度的降低，分别降低了7.8%~18.7%、7.4%~18.7%、0.9%~16.7%；土壤As的交换态和TCLP提取态含量也有降低，分别降低了6.1%~47.1%、4.3%~26.7%.②HA施用可促进土壤中酸可提取态Cd向难溶态Cd的转变，水稻湘晚籼13、隆优4945根际土壤残渣态Cd含量分别增大9.8%~23.5%、5.9%~28.1%；土壤中As主要以残渣态存在，HA的施用对土壤专性吸附As含量有增大效应.③HA施用能够降低糙米中Cd和无机As含量，施用0.5%~2% HA能使水稻隆优4945和湘晚籼13糙米Cd含量降低到0.2 mg·kg-1以下，施用2% HA能使黄华占糙米无机As含量降低到0.2 mg·kg-1以下.施用HA能够有效降低土壤Cd、As生物有效性和糙米Cd、As含量，同时增大土壤有效Si含量，有利于提高土壤质量.
关键词：镉砷糙米谷壳灰土壤生物有效性
Effects of rice husk ash on Cd and As bioavailability in paddy soil and their accumulation in brown rice
LIU Ya1
, GU Jiaofeng1,2, ZHOU Hang1,2, DENG Penghui1, HUO Yang1, HUANG Fang1, ZHANG Jingyi1, LIAO Bohan1,21. College of Environment Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004;
2. Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safely, Changsha 410004
Received 19 December 2019; received in revised from 2 February 2020; accepted 2 February 2020
Abstract: Rice pot experiments were conducted with application of silicon-rich material husk ash HA (total silicon concentration 6.26×105 mg·kg-1) to study the influences of HA on cadmium (Cd) and arsenic (As) bioavailability and their accumulation in brown rice in complexly contaminated paddy soil with Cd (2.30 mg·kg-1) and As (90.45 mg·kg-1). HA was set at four levels (0, 0.5%, 1%, 2%, W/W) based on the quality ratio, and three genotypes of rice were planted (Huanghuazhan, Xiangwanxian 13, Longyou 4945). The results showed that:① Compared with the control treatment, HA decreased the concentrations of soil TCLP-Cd, CaCl2-Cd and HOAc-Cd by 7.8%~18.7%, 7.4%~18.7%, 0.9%~16.7%, respectively. HA application decreased the concentrations of TCLP-As and NH4Cl-As in different degrees by 6.1%~47.1% and 4.3%~26.7%, respectively. ② Application of HA promoted transformation of soil Cd from acidic extractable to insoluble, thus increasing the residual Cd in the rhizosphere soils of rice Xiangwanxian 13 and Longyou 4945 by 9.8%~23.5% and 5.9%~28.1%, respectively. As in soil mainly existed in the form of residues, and the application of HA had an increasing effect on the specific adsorption of As. ③ Application of HA could reduce concentrations of Cd and inorganic As in brown rice. When 0.5%~2% of HA was applied, Cd concentrations in brown rice were lower than 0.2 mg·kg-1 for Xiangwanxian 13 and Longyou 4945; when 2% of HA was applied, concentration of inorganic As in brown rice was lower than 0.2 mg·kg-1 for Huanghuazhan. Application of HA could effectively reduce the bioavailability of Cd and As in soil and the concentrations of Cd and inorganic As in brown rice, and increase available Si concentration in soil, which is beneficial to improvement of soil quality.
Keywords: cadmiumarsenicbrown ricehusk ashsoilbioavailability
1 引言(Introduction)由于采矿、冶炼及施用含重金属的农药和化肥, 我国已有10%左右的稻田被重金属污染(张桃林等, 2019).水稻对重金属镉(Cd)、铅(Pb)、砷(As)等均有较强的富集能力, 重金属在稻田土壤中的不断累积, 不仅阻碍了水稻的健康生长, 更严重的是会通过食物链危害人体健康(Roy et al., 2015).目前, 重金属复合污染趋势日趋严重, 而Cd和As复合污染则是我国南方稻田存在的突出问题.因此, 如何降低稻田土壤中Cd和As的生物有效性, 实现水稻安全生产(糙米Cd、无机As≤0.2 mg · kg-1)是一个亟待解决的问题.
研究表明, 向土壤施用富硅(Si)材料能够降低土壤中Cd和As向水稻的迁移, 进而降低糙米中Cd和As的含量.在中、轻度Cd污染条件下(土壤Cd含量0.70 mg · kg-1), 基施硅肥750 kg · hm-2(SiO2≥30.0%), 并在拔节期喷施纳米硅肥1500 L · hm-2(SiO2约为0.2%), 可降低糙米Cd含量73.5%(Chen et al., 2016)；在重度Cd污染条件下(土壤Cd含量5.08 mg · kg-1), 基施糖醇硅肥(Si含量60.00 mg · kg-1), 糙米Cd含量可降低45.2%(高子翔等, 2017).Si同样能抑制水稻对As的累积(Wu et al., 2016；Teasley et al., 2017；Suriyagoda et al., 2018), 基施不同浓度硅酸钠溶液到模拟As污染土壤中(土壤As含量约60.00 mg · kg-1), 并淹水种植4种基因型水稻, 水稻根、茎叶和谷壳中As含量分别降低了28.0%~35.0%、15.0%~35.0%和32.0%~57.0%, 糙米中二甲基胂酸(DMA)含量也大幅下降(Wu et al., 2016)；当水稻分别生长在As(Ⅲ)和As(Ⅴ)水培溶液中, 硅砷比分别为10 : 1和100 : 1时, 硅酸胶的施用能显著降低水稻对As的吸收转运(Zhang et al., 2017).Yu等(2016)分析了107份来自我国南方Cd和As复合污染土壤种植的水稻糙米与土壤样品, 发现糙米中Cd和As含量与土壤Si含量呈显著负线性相关.现有研究表明, 水稻是很好的Si富集植物, 秸秆、谷壳中含有10.0%以上的Si(Epstein, 1999), 是很好的硅肥来源(Xiao et al., 2014).将谷壳灰施用到土壤中, 可促进土壤中As的甲基化(Yang et al., 2018), 且土壤有效Si含量显著增加, 可从水稻休耕时的8.40 mg · L-1上升到11.20 mg · L-1(Seyfferth et al., 2013), 全程淹水灌溉种植水稻, 糙米无机As含量降低了25.0%~50.0%, 且没有糙米Cd含量升高的风险(Seyfferth et al., 2016).将谷壳灰、谷壳粉及硅酸钙分别施用到As污染土壤, 结果显示, 植物性Si源谷壳灰和谷壳粉降低水稻植株无机As累积的效果较矿物性Si源硅酸钙更显著, 谷壳灰很好地缓解了As胁迫造成的减产效应, 且能够更好地阻控水稻对As的吸收, 水稻根部As含量减少约50.0%(Teasley et al., 2017；Limmer et al., 2018).可见, 外源施Si会影响Cd和As在土壤-水稻系统的迁移转运, 进而降低糙米Cd和As的累积.目前利用Si治理Cd和As污染土壤的研究中, 主要侧重于Cd、As单一污染及矿物性Si源治理研究, 而对植物性来源Si的研究还需更加深入.
因此, 本研究使用有氧燃烧制备所得谷壳灰(HA)这一植物性Si源, 盆栽种植3种不同基因型水稻, 比较HA不同施用量下, 不同水稻品种根际土壤有效Si含量变化、Cd和As生物有效态含量变化及水稻糙米Cd和无机As含量变化, 探讨植源性Si材料HA对土壤-水稻系统Cd和As生物有效性及水稻累积Cd和As的影响, 以期为Cd和As复合污染土壤的治理提供参考.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 供试材料取湖南浏阳某无污染农田谷壳洗净后烘干, 置于马弗炉600 ℃有氧燃烧1 h左右至谷壳灰化.谷壳灰样品过0.149 mm尼龙筛后, 用0.01 mol · L-1 HNO3洗去灰分, 然后用去离子水洗至pH接近中性后, 烘干、过0.149 mm尼龙筛, 制得HA.供试水稻品种为湘晚籼13(常规稻)、黄华占(常规稻)和隆优4945(杂交稻), 由湖南农丰种业有限公司提供.供试土壤取自湘东某污染农田(28°29.232′N, 113°87.540′E), 土壤基本理化性质及重金属含量见表 1.
表 1(Table 1)
| 表 1 供试材料基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of the test materials | ||||||||||||||||||||||||||||
表 1 供试材料基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of the test materials
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2.2 试验设计采用水稻盆栽试验, 地点在中南林业科技大学水稻种植基地, 种植时间为2018年7—10月.每桶装自然风干无杂物供试土壤5.0 kg.试验种植3个水稻品种, HA设置4个施用梯度(按土壤质量比设为0、0.5%、1%、2%, 其中, 0施用量为对照), 每个梯度4个重复, 共12个处理48盆水稻.每盆加入HA后, 加入自来水, 搅拌均匀后淹水培育15 d, 水层2 cm.水稻秧苗移栽前, 在盆栽土壤中加入基肥(尿素(按N计算) 0.28 g · kg-1、(NH4)3PO4(按P2O5计算)0.21 g · kg-1、K2CO3(按K2O计算)0.22 g · kg-1)平衡3 d.水稻秧苗提前在无重金属污染农田土壤育苗, 移栽时选取长势一致的五叶一心禾苗, 一盆一穴2株.种植过程中自来水灌溉, 淹水培育, 根据水稻长势进行农药喷施和基肥补施.
2.3 试验样品采集与预处理在水稻成熟期, 采集水稻植株及对应根际土壤样品.水稻植株用超纯水洗净, 105 ℃杀青, 再70 ℃烘干至恒重, 分成根、茎、叶、谷壳、糙米5个部位称干重并粉碎, 过2 mm尼龙筛密封保存备用.土壤样品自然风干, 研磨分别过2 mm和0.149 mm尼龙筛, 密封保存备用.
2.4 样品分析测试方法土壤pH和有机质采用《土壤农业化学分析方法》(鲁如坤, 2000)中的实验方法分析.土壤Cd、As生物有效性分析中分别以0.11 mol · L-1醋酸(HOAc)(Rauret et al., 1999)及0.01 mol · L-1 CaCl2(Tessier et al., 1979)浸提土壤中Cd的交换态, 1 mol · L-1 NH4Cl浸提土壤中As的交换态(Rahman et al., 2014), 以及美国EPA毒性浸出试验(TCLP)(Chang et al., 2001; 岳聪等, 2015)浸提土壤Cd和As含量.土壤总Cd采用王水-高氯酸消解(鲁如坤等, 2000), 总As采用(1+1)王水水浴消解法消解(GB/T 22105—2008), 采用修正BCR法(Rauret et al., 1999; 邓晓霞等, 2016)分析土壤中的Cd赋存形态, Wenzel连续提取法(刘冠男等, 2018)分析土壤中的As赋存形态.水稻糙米总Cd采用干灰法消解(GB/T 5009.15—2014), 糙米无机As采用6 mol · L-1 HCl浸提(GB/T 5009.11—2014).土壤浸提液和糙米中Cd含量分别使用电感耦合等离子体原子发射光谱仪(ICP 6300, 美国Thermo)和石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500, Thermo)测定, As含量使用AFS-8220原子荧光分光光度计(北京吉天仪器有限公司)测定.土壤有效态Si含量采用柠檬酸浸提-硅钼蓝比色法(0.025 mol · L-1 C6H8O7柠檬酸)(Xu et al., 2001；Yu et al., 2016)测定, 植物Si采用50%的NaOH溶液提取, 硅-钼蓝比色法分析(戴伟民等, 2005), 紫外分光光度计(UV-1700, 日本岛津)测定.所有样品分析过程中以国家标准物质土壤(GBW(E)-070009)和湖南大米(GBW 10045 (GSB-23))进行质量控制, 同时做空白实验, Cd、As和Si的回收率分别为95.2%~105.1%、98.6%~107.6%和94.4%~108.8%.
2.5 数据统计与分析数据使用Microsoft Excel 2007和SPSS 19.0进行统计分析, 文中显示结果为平均值±标准偏差(n=4).使用单因素ANOVA中的Duncan多重比较(p＜0.05)分析处理间差异, 文图中不同字母表示差异具有统计学意义, 并使用Spearman指数分析数据间的相关关系.使用Origin 8.5制图.
3 结果(Results)3.1 HA对土壤pH、有机质和有效硅的影响由图 1可知, 施用HA会影响根际土壤pH、有机质和有效Si含量.与对照相比, 随着HA施用量的增大, 水稻黄华占和湘晚籼13根际土壤pH有小幅提升, 分别增加了0.02~0.10和0.23~0.39, 黄华占水稻仅2%HA处理与对照存在显著差异(p＜0.05), 湘晚籼13各处理与对照之间差异均显著(p＜0.05), 而隆优4945各处理与对照之间差异均不显著.除黄华占的2%HA和湘晚籼13的0.5%HA处理外, 随HA施用量的增加(0.5%~2%), 3种水稻根际土壤的有机质含量均呈逐渐降低趋势, 与对照相比, 黄华占、湘晚籼13和隆优4945各处理的有机质含量分别下降了6.6%~13.7%、5.0%~22.4%和11.3%~26.3%.除湘晚籼13的0.5%HA处理外, 随着HA施用量的增加, 3种水稻各处理根际土壤有效Si含量均逐渐增加, 与对照相比, 分别增加了26.4%~38.9%、7.4%~26.7%和37.7%~41.4%, 且HA各处理与对照之间差异显著.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 施用HA对土壤pH、有机质和土壤有效硅含量的影响 (同一水稻品种不同小写字母表示各处理间差异显著(p＜0.05), 下同) Fig. 1Effects of application HA on soil pH, organic materials and available Si |
3.2 HA对土壤镉砷生物有效态含量的影响如表 2所示, HA施用降低了土壤Cd的3种提取态含量.与对照相比, 3种水稻根际土壤中各处理CaCl2-Cd、HOAc-Cd和TCLP-Cd含量呈现不同程度的下降, 分别下降了7.4%~18.7%、0.9%~16.7%、7.8%~18.7%, 在HA施用量为2%时, 降幅达到最大.HA施用对3种水稻根际土壤中As的2种提取态含量影响趋势不同, 与对照相比, 随HA施用量的增大, 土壤交换态As、TCLP提取态As含量分别降低了6.1%~47.1%、4.3%~26.7%, 其中, 水稻黄华占根际土壤交换态As含量和TCLP提取态As含量显著下降(p＜0.05), 分别下降了11.1%~47.1%、11.1%~26.7%.
表 2(Table 2)
| 表 2 施用HA对土壤中镉、砷生物有效态含量的影响 Table 2 Effects of application of HA on bioavailable concentrations of Cd and As in the tested soil | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 施用HA对土壤中镉、砷生物有效态含量的影响 Table 2 Effects of application of HA on bioavailable concentrations of Cd and As in the tested soil
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3.3 HA对土壤中镉砷赋存形态的影响如图 2a所示, 3种水稻根际土壤Cd的赋存形态存在差异.在水稻湘晚籼13和隆优4945根际土壤中, Cd的赋存形态以残渣态(32.1%~40.0%)为主, 其次是酸提取态(30.1%~36.7%)、铁锰结合态(20.4%~26.6%)和有机结合态(6.1%~7.7%)；与对照相比, HA施用量为0.5%~2%时, Cd的酸提取态含量和铁锰结合态含量分别下降1.2%~13.3%、7.7%~19.1%, 而残渣态含量分别增大9.8%~23.5%、5.9%~28.1%；HA施用量为1%和2%时, 各处理与对照存在显著差异(p＜0.05).水稻黄华占根际土壤Cd的赋存形态与前2种水稻存在明显不同, 土壤Cd主要以酸提取态(58.4%~60.0%)为主, 其次为残渣态(18.4%~21.8%)、铁锰结合态(15.4%~17.1%)和有机结合态(4.2%~4.7%)；HA施用量为0.5%~2%时, 土壤中Cd酸提取态和铁锰结合态含量略下降, 有机结合态和残渣态含量小幅上升, 各处理与对照差异不显著(p＞0.05).
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 施用HA对水稻成熟期土壤镉(a)和砷(b)赋存形态的影响 (HOAc-Cd：酸可提取态；Fe/Mn-Cd：铁锰结合态Cd；Org-Cd：有机结合态Cd；O-Cd：残渣态Cd；NS-As：非专性吸附态As；S-As：专性吸附态As；NqFe/Al-As：无定性铁铝氧化物结合态As；CFe/Al-As：晶型铁铝氧化物结合态As；O-As：残渣态As) Fig. 2Effects of HA application on various fractions of Cd(a) and As(b) in the soils after harvesting |
如图 2b所示, 3种水稻根际土壤中As的赋存形态主要是残渣态(76.9%~86.2%), 其次是无定性铁氧化物结合态(7.4%~9.4%)、晶型铁氧化物结合态(5.8%~8.2%)和专性吸附态(4.1%~5.4%).与对照相比, 随HA施用量的增大, 3种水稻根际土壤中As的赋存形态变化幅度不大, 湘晚籼13和隆优4945根际土壤非专性吸附态As含量呈降低趋势, 最大降幅分别为1.5%、15.1%, 而专性吸附态As含量呈增大趋势, 最大增幅分别为16.1%、3.2%, 各处理间差异不显著；对水稻黄华占根际土壤As而言, HA的施用有增大专性吸附态As含量的趋势, 可增大0.8%~9.7%, 但对非专性吸附态As含量的降低效应不显著.
3.4 HA对水稻糙米中镉砷含量的影响如图 3所示, 施用HA对3种水稻糙米Cd、无机As吸收累积有显著影响, 整体呈现随HA施用量增大, 糙米Cd、无机As含量逐渐降低的趋势.就糙米Cd而言, 与对照相比, 黄华占糙米Cd含量从1.26 mg · kg-1下降到0.35 mg · kg-1, 下降了71.8%；湘晚籼13糙米Cd含量则从0.48 mg · kg-1降低到0.17 mg · kg-1, 降低了64.6%；而隆优4945糙米Cd含量的降低趋势不明显.就糙米无机As而言, 与对照相比, 黄华占、湘晚籼13和隆优4945的糙米As含量则分别从0.26、0.33、0.48 mg · kg-1降低到0.18、0.28、0.41 mg · kg-1, 分别降低了29.7%、13.8%、14.6%.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 水稻糙米中镉和无机砷含量 Fig. 3Concentrations of Cd and inorganic-As in brown rice |
3.5 糙米镉、砷含量与土壤镉、砷、硅生物有效态含量的相关性施用HA后, 将3种水稻糙米中Cd和无机As含量分别与对应土壤中Cd、As和Si的生物有效态含量进行相关性分析(表 3).结果表明, 糙米Cd含量与土壤Cd的酸可提取态含量呈显著正相关(r=0.699, p < 0.01, n=48), 糙米无机As含量与土壤NH4Cl提取态As含量(r=0.566, p < 0.01, n=48)和TCLP提取态As含量(r=0.645, p < 0.01, n=48)呈显著正相关, 且糙米Cd含量与土壤有效Si含量呈显著负相关(r=-0.405, p < 0.01, n=48).这表明本研究中土壤酸提取态Cd、交换态As和TCLP提取态As含量越低, 糙米Cd和无机As含量越低；土壤中有效Si含量越多, 糙米Cd含量越低.3种水稻糙米无机As含量与土壤有效Si含量未呈现显著相关(r=0.103, p>0.05, n=48), 而黄华占和湘晚籼13糙米无机As含量与土壤有效Si含量呈现显著负相关(r=-0.406, p < 0.05, n=32), 这表明施用谷壳灰对水稻Cd、As的吸收累积效应不同, 谷壳灰的施用对黄华占和湘晚籼13水稻糙米无机As含量具有降低效应, 土壤中有效Si含量越多, 糙米无机As含量越低.
表 3(Table 3)
| 表 3 水稻糙米镉、砷含量与土壤镉、砷、硅生物有效态含量的相关关系 Table 3 Correlation coefficients between concentrations of Cd and As in brown rice and concentrations of bioavailable Cd, As and Si in soil | ||||||||||||||||||||||||||||
表 3 水稻糙米镉、砷含量与土壤镉、砷、硅生物有效态含量的相关关系 Table 3 Correlation coefficients between concentrations of Cd and As in brown rice and concentrations of bioavailable Cd, As and Si in soil
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4 讨论(Discussion)随着HA施用量的增大, 3种水稻根际土壤Cd的3种提取态含量均呈明显下降趋势(表 2).一方面是因为HA呈中性(pH为7.40), 施入土壤后可中和土壤酸度, 提高土壤pH(图 1), 而土壤pH的升高会增加土壤胶体的负电荷, 使得土壤胶体对带正电荷的重金属离子吸附能力增大, 也会使土壤中的Fe、Mn等离子与OH-结合形成羟基化合物, 为重金属离子提供更多的吸附位点(杨丹等, 2012；武成辉等, 2017), 促进土壤对Cd的吸附, 从而降低Cd的生物有效性.另一方面则是因为HA是富Si物质(表 1), 向土壤施Si增大了土壤有效Si含量(图 1), 促进土壤中可溶性Cd与Si发生化学反应生成难溶的硅酸盐沉淀, 从而改变土壤中Cd的赋存形态(图 2), 使得Cd的酸提取态含量降低, 难溶的有机态和残渣态含量增大, 进而降低了Cd的生物有效性.
HA的施用对3种水稻根际土壤中As的交换态和TCLP提取态含量有显著降低效应(表 2), 但对比分析3种水稻根际土壤As的赋存形态可知(图 2), HA的施用并没有显著改变土壤中As的赋存形态, 这说明HA降低As生物有效态含量的机制并不是以改变土壤中As的赋存形态为主的化学反应, 而更多缘于HA对As的物理吸附.试验数据显示, 当HA施用量达到2%时, 隆优4945根际土壤交换态As含量有小幅增大(表 2), 这表明大量施用HA对土壤As有“活化效应”, 这是因为土壤中As活性会随着土壤pH升高而变大(钟松雄等, 2017).试验中当HA施用量较低时(0.5%和1%), HA对土壤pH增幅较小, HA对土壤中As的“活化效应”不显著, 因吸附而呈现的“固化效应”占主导地位；当HA施加量增大, 较大幅度提高土壤pH后, 土壤中As被解吸, HA对As的“固化效应”小于“活化效应”, 最终导致As活性的提高.
HA的施用均不同程度降低了3种水稻糙米Cd和无机As含量(图 3), 这是因为HA的施用降低了水稻根际土壤Cd、As的生物有效态含量并提供了大量活性Si(表 3).3种水稻糙米Cd和无机As含量降低效应不一致, 则是因为水稻自身Cd、As吸收累积特性的差异, 如水稻黄华占对土壤Cd有较强的吸收能力, 糙米Cd含量较高, 而湘晚籼13对土壤Cd的吸收能力相对较弱(Yang et al., 2016).试验数据也显示, 黄华占根际土壤酸可提取态Cd含量占比最大(图 2), 当施用HA小幅降低其根际土壤酸可提取态Cd含量, 降低其生物活性后, 就可显著降低糙米Cd含量.此外, 3种水稻对Cd的累积大小是黄华占＞湘晚籼13＞隆优4945, 对As的累积则是隆优4945＞湘晚籼13＞黄华占.针对糙米无机As含量的降低, 其作用机制除根际土壤As的生物有效态含量降低外, 应该还与HA向土壤提供了大量有效态Si, “挤占”了水稻体内的Lsi1和Lsi2两个通道(赵方杰, 2014), As(Ⅲ)不能借用这两个通道大量进入水稻体内有关, 从而使得水稻吸收累积的As减少.
本试验土壤来自湘东某污染农田, 早期的矿山开发与重金属冶炼导致其农田土壤中Cd和As总量均超出《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB 15618—2018)》中风险筛选值, 且Cd含量超出风险管制值, 属于重度污染农田土壤.HA的施用能降低3种水稻糙米对Cd、无机As的累积, 且能够使得湘晚籼13和隆优4945糙米Cd和黄华占无机As含量低于《食品安全国家标准食品中污染物限量(GB 2762—2017)》中的限定值(0.2 mg · kg-1), 这表明HA具有降低糙米Cd和无机As累积的能力.本试验选用3种水稻开展盆栽试验, 是为了探寻HA施用的有效性, 为今后的研究和实际应用提供参考.试验结果显示, 供试土壤复合污染程度较重, HA不能将同一水稻品种糙米Cd和无机As含量同时降低到0.2 mg · kg-1以下.今后的研究中, 针对中轻度Cd、As复合污染土壤需重点研究HA合理施用量问题, 而针对中重度污染土壤, 需考虑组配更多的方式来修复治理, 如复合施用叶面硅肥、组合施用含铁材料及对HA载Fe等.
5 结论(Conclusions)1) HA施用量为0.5%~2%时, 3种水稻根际土壤pH升高0.02~0.39, 土壤有效Si含量增大7.4%~41.4%, 而土壤有机质含量下降了5.0%~26.3%.
2) HA施用量为0.5%~2%时, 3种水稻根际土壤CaCl2提取态、TCLP提取态和酸可提取态Cd含量分别降低7.8%~18.7%、7.4%~18.7%和0.9%~16.7%；As的交换态含量和TCLP提取态含量也呈降低趋势, 分别降低了6.1%~47.2%和4.3%~26.7%.
3) HA施用量为0.5%~2%时, 3种水稻根际土壤酸可提取态和铁锰结合态Cd含量不同程度地降低, 湘晚籼13和隆优4945根际土壤残渣态Cd含量分别增大9.8%~23.5%、5.9%~28.1%, HA的施用促进了Cd向难溶形态的转变.土壤中As以残渣态为主, HA的施用对土壤专性吸附As含量有增大效应.
4) 施用HA能够降低3种水稻糙米Cd和无机As含量.当隆优4945施用0.5%~2% HA和湘晚籼13施用1%HA时, 均能使糙米Cd含量降低到0.2 mg · kg-1以下；黄华占施用2% HA能使糙米无机As含量降低到0.2 mg · kg-1以下.
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