环境科学  2016, Vol. 37 Issue (10): 4004-4010   PDF    
引用本文
王英杰, 邹佳玲, 杨文弢, 周航, 廖柏寒 . 组配改良剂对稻田系统Pb、Cd和As生物有效性的协同调控[J]. 环境科学,2016, 37(10): 4004-4010.
WANG Ying-jie, ZOU Jia-ling, YANG Wen-tao, ZHOU Hang, LIAO Bo-han . Synergetic Control of Bioavailability of Pb, Cd and As in the Rice Paddy System by Combined Amendments[J]. Environmental Science,2016, 37(10): 4004-4010.
组配改良剂对稻田系统Pb、Cd和As生物有效性的协同调控
王英杰1 , 邹佳玲1 , 杨文弢2 , 周航1 , 廖柏寒1     
1. 中南林业科技大学环境科学与工程学院, 长沙 410004;
 2. 湖南农业大学生物科学技术学院, 长沙 410128
收稿日期: 2016-02-03; 修订日期: 2016-04-28
基金项目: 环境保护公益性行业科研专项（201009047）；国家自然科学基金项目（41201530）；湖南省重点学科建设项目（2006180）
作者简介: 王英杰(1988~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤污染控制, E-mail:15674811246@163.com
通讯联系人, 廖柏寒, E-mail:liaobh1020@163.com
摘要: 通过水稻盆栽种植试验，研究了两种组配改良剂LST（石灰石+海泡石+二氧化钛）和LSF（石灰石+海泡石+硫酸铁）在不同添加量（0、1、2、4、8、16 g·kg-1）下对水稻土壤Pb、Cd和As的生物有效性以及水稻吸收累积Pb、Cd和As的影响.结果表明：1与对照相比，组配改良剂LST和LSF均使土壤pH值上升，且与对照之间均存在显著差异（P < 0.05）；两种组配改良剂相比，LST比LSF使土壤pH值上升得更多.2施用1~16 g·kg-1的LST和LSF使土壤中Pb、Cd和As的交换态含量分别降低16.8%~88.3%、22.4%~73.7%、2.25%~43.8%和20.2%~86.9%、20.7%~51.2%、18.0%~55.1%，均与对照之间存在显著差异.LST和LSF均能显著降低水稻植株对Pb、Cd和As的吸收.当LST和LSF施加量为16 g·kg-1时，糙米中Pb、Cd和As的含量最高分别降低了50.7%、64.7%、34.1%和40.7%、40.7%、36.2%.3水稻各部位对Pb和As的转运能力为谷壳>茎叶>根系，对Cd的转运能力为谷壳>根系>茎叶，水稻中谷壳向糙米转运Pb、Cd和As的能力为Cd >As >Pb.4施加LST和LSF后，水稻糙米中Pb、Cd和As含量与土壤Pb、Cd和As交换态含量之间存在极显著的正相关关系，与土壤pH值之间存在显著的负相关关系.
关键词: 组配改良剂      Pb/Cd/As      土壤      水稻      生物有效性     
Synergetic Control of Bioavailability of Pb, Cd and As in the Rice Paddy System by Combined Amendments
WANG Ying-jie1 , ZOU Jia-ling1 , YANG Wen-tao2 , ZHOU Hang1 , LIAO Bo-han1     
1. College of Environment Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China;
 2. College of Bioscience and Technology, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China
Abstract: This paper studied the effects of applying two combined amendments LST (limestone+meerschaum+titanium dioxide) and LSF (limestone+meerschaum+ferric sulfate) at different ratios of 0, 1, 2, 4, 8 and 16 g·kg-1 on bioavailability Pb, Cd and As in paddy soil and bioaccumulation in rice plants through a pot experiment planting rice. The results indicated that: 1Compared with the control, applying LST and LSF could both significantly increase soil pH values (P < 0.05), and LST increased the soil pH values more. 2Applying combined amendments LST and LSF with the amount of 1-16 g·kg-1 decreased exchangeable contents of soil Pb, Cd and As significantly by 16.8%-88.3%, 22.4%-73.7%, 2.25%-43.8%, and 20.2%-86.9%, 20.7%-51.2%, 18.0%-55.1%, respectively. LST and LSF significantly decreased contents of Pb, Cd and As of rice root, shoot, husk and brown rice. When the applying amount of LST and LSF was 16 g·kg-1, the contents of Pb, Cd and As in brown rice decreased by 50.7%, 64.7%, 34.1%, and 40.7%, 40.7%, 36.2%, respectively. 3The ability of rice organs transferring Pb and As was husk>rice straw>root, and that transferring Cd was husk >root >rice straw. The ability to transfer Pb, Cd and As from rice straw to brown rice was Cd >As >Pb. 4After applying LST and LSF, a significant positive relationship was observed between contents of Pb, Cd and As in brown rice and exchangeable contents of these elements in soil. Between contents of Pb, Cd and As in brown rice and soil pH values, there was a significant negative correlation.
Key words: combined amendment      Pb/Cd/As      soil      rice      bioavailability     

土壤重金属和As污染已成为一个危及全球环境质量的重要问题[1, 2].受重金属、持久性有机污染物等影响, 我国耕地土壤正面临非常严峻的环境污染问题, 并呈现出复合或混合污染的特征[3, 4].由于影响重金属复合污染效应的因子很多[5], 使得重金属复合污染的研究显得异常复杂.绝大多数重金属在土壤环境中并不经历微生物或化学降解过程, 残留在土壤中的重金属元素发生渗漏进入地下水或通过不同途径进入食物链, 在食物链不同营养级中累积放大, 通过“土壤→植物→人体”或“土壤→水→人体”间接被人体吸收, 危害人体健康[6].重金属和As污染的稻田土壤治理目标，不仅在于抑制重金属和As对水稻的毒害和提高水稻的产量，更在于降低水稻对土壤重金属和As的吸收[7].

重金属的毒性与其在土壤中存在的各种形态密切相关[8], As在土壤中的存在形态可能比总量更重要, 因为存在形态决定着As的生物有效性和毒性[9], 水稻吸收重金属和As的量取决于土壤中有效态含量, 而不是土壤中的总量[10].为了减轻重金属和As对人类健康的威胁, 土壤重金属和As污染的治理主要取决于它们有效态含量的降低, 那么处理技术是迫切需要改进的.目前已有较多的分别治理重金属和As污染土壤的研究, 如周利强等[11]研究了有机物料对水稻吸收重金属的调控作用, 丁凌云等[12]探讨了石灰、过磷酸钙和有机物等改良剂的应用对水稻产量和重金属吸收的影响, Mench等[13]利用工业废铁处理土壤中的As, 李士杏等[14]采用平衡吸附法研究了铁铝土对砷酸根的吸附特性.但是, 同时治理重金属和As污染土壤的研究却鲜有报道.本研究将前期实验室筛选试验中所得的两种组配改良剂石灰石+海泡石+二氧化钛(LST)和石灰石+海泡石+硫酸铁(LSF)应用于水稻盆栽种植, 通过水稻盆栽试验研究组配改良剂对稻田系统中Pb、 Cd和As生物有效性和这些元素在水稻种植中迁移转运的影响, 以期为Pb、 Cd与As复合污染耕地的修复与治理提供参考.

1 材料与方法 1.1 试验材料

供试土壤来源于湘南某矿区(113°06.042′ E, 25°48.775′ N)周围稻田耕作层(0~30 cm).该地区土壤由于80年代尾砂坝倒塌导致农田受到污染, 虽采取紧急措施移除了表层的污染土壤, 但仍有大量农田重金属污染严重[15, 16].组配改良剂添加前, 土壤基本理化性质如表 1所示.

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the tested soil

土壤改良剂原料为石灰石(CaCO3, 过100目筛)由天津市大茂化学试剂厂提供；海泡石(Mg8(H2O)4[Si6O15]2(OH)4 ·8H2O, 过100目筛), 由上海市四赫维化工有限公司提供；二氧化钛(TiO2, 过100目筛)由国药集团化学试剂有限公司提供；硫酸铁(Fe2(SO4)3, 过100目筛)由汕头市西陇化工厂有限公司提供.供试水稻品种选用杂交稻Ⅱ优93, 由湖南亚华种业有限公司提供.

本试验将石灰石、海泡石、二氧化钛以及硫酸铁进行组配, 通过前期组配改良剂的筛选研究, 筛选出石灰石+海泡石+二氧化钛(LST)和石灰石+海泡石+硫酸铁(LSF)以一定的比例进行混合的两种组配改良剂.

1.2 盆栽试验

盆栽试验在中南林业科技大学生命科学大楼3楼露天试验平台进行, 花坛内光、水、气、热等环境条件均为自然状态, 无人为干扰.该地区属亚热带季风性湿润气候, 气候温和, 降水充沛, 雨热同期, 四季分明.年平均气温16.8~17.3℃, 年均降水量1 358.6~1 552.5 mm.水稻种植期间(4~8月), 最高温度出现在7月, 平均最高气温28.0℃；最低温度出现在4月, 平均最低气温21.4℃；月平均降水量68.8~273.2 mm.

盆栽试验用盆为无盖圆柱形桶, 直径200 mm(内径), 高240 mm, 每桶装土4.0 kg.两种组配改良剂分别设置6个添加浓度(0、 1、 2、 4、 8、 16 g ·kg-1), 其中0 g ·kg-1(空白对照)为两种组配改良剂共用, 每个添加浓度设置3个平行, 共33个处理. 2014年4月初进行水稻育秧, 同时向盆栽用桶中施加各浓度组配改良剂.改良剂LST和LSF在土壤中熟化15 d后, 选取长势一致的水稻幼苗进行插秧移栽.移栽时添加基肥K2CO3(按K2O计算)0.22 g ·kg-1, (NH4)3PO4(按P2O5计算)0.21 g ·kg-1, 尿素(按N计算)0.28 g ·kg-1, 水稻生长期间根据生长情况补充上述基肥, 并喷洒农药防止病虫害. 2014年8月下旬水稻成熟后采集水稻根系0~2 cm土壤, 并收割水稻, 保存.

1.3 样品分析测试方法

水稻样品处理:用自来水和蒸馏水洗净, 晾干后放入烘箱, 105℃杀青30 min, 然后在70℃下烘干至恒重, 使用小型脱壳机将水稻谷粒脱壳, 收集糙米.水稻各部位(根、茎叶、谷壳、糙米)使用小型粉碎机粉碎, 过100目尼龙筛, 用塑料封口袋密封保存.测定各部分Pb、 Cd和As总量.

土壤样品处理:风干磨碎分别过20目与100目筛, 测定土壤的pH值, 测有机质(OM)含量、阳离子交换量(CEC)、 Pb、 Cd和As的总量及交换态含量.

土壤pH值用酸度计(PHS-3C, 雷磁)测定, 固液比为m(固) :V(液)=1 :2.5, 用1 mol ·L-1的NH4Cl溶液提取土壤中交换态的As[17], 重金属交换态含量通过Tessier连续提取法获得(提取剂为1mol ·L-1 MgCl2)[18], 水稻各部位中重金属Pb、 Cd和As用干灰化法消解(GB/T 5009-2003).所有样品溶液中重金属用ICP-AES(ICP 6300, Thermo)进行测定, 样品溶液中的As浓度用原子荧光光度计测定.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)进行质量控制分析, 同时全程做空白试验.

1.4 数据统计分析方法

本试验中的数据结果均为平均值±标准偏差, 所有数据采用显著性F测验和Duncan多重比较法(P < 0.05和P < 0.01)进行统计分析, 应用Excel 2010、 SPSS 19.0和Origin 8.5进行处理.

2 结果与分析 2.1 组配改良剂对水稻成熟后土壤pH值的影响

图 1为两种组配改良剂对土壤pH值的影响.与对照相比, 两种组配改良剂在不同施加量水平下的土壤pH值均呈现显著上升的趋势(P < 0.05).与对照(5.93)相比, 施加1~16 g ·kg-1的组配改良剂LST和LSF, 土壤pH值分别为6.02~6.76和6.04~6.38, 分别升高了0.09~0.83和0.11~0.42个单位.且LST施加量≥8 g ·kg-1时, 土壤pH值与对照之间存在显著差异；LSF施加量≥4 g ·kg-1时, 土壤pH值与对照之间存在显著差异.

图中不同小写字母表示差异显著(P < 0.05), 下同 图 1 组配改良剂对水稻成熟后土壤pH值的影响 Fig. 1 Effect of combined amendments on pH of paddy field soil

2.2 组配改良剂对土壤Pb、 Cd和As生物有效性的影响

通过研究土壤中交换态Pb、 Cd和As含量的变化来评价其生物有效性.从表 2可以看出, 两种组配改良剂均能显著降低土壤中Pb、 Cd和As的交换态含量(P < 0.05), 且随着施用量的增加其含量逐渐降低.与对照相比, 施用LST和LSF(1~16 g ·kg-1), 土壤中Pb、 Cd、 As的交换态含量分别下降了16.8%~88.3%、 22.4%~73.7%、 2.25%~43.8%和20.2%~86.9%、 20.7%~51.2%、 18.0%~55.1%.

表 2 组配改良剂对土壤中Pb、 Cd和As交换态含量的影响 Table 2 Effect of two combined amendments on exchangeable Pb, Cd and As in soil

2.3 组配改良剂对水稻生物量和各部位Pb、 Cd和As含量的影响

表 3为组配改良剂对水稻生物量的影响.可以看出, 随组配改良剂LST和LSF施加量的增大, 水稻生物量呈上升趋势, 但LST的施加对水稻生物量增大的影响并不显著, 而LSF的施加量达16 g ·kg-1时水稻生物量与对照之间存在显著差异.

表 3 组配改良剂对水稻生物量的影响 Table 3 Effects of LST and LSF on biomass of rice plants

两种组配改良剂对水稻各部位中Pb、 Cd和As含量均有一定的影响(图 2).随着组配改良剂LST施用量的增加, 水稻各部位Pb、 Cd和As含量均逐渐降低.与对照相比, 糙米中Pb、 Cd和As含量分别降低了25.7%~50.7%、 28.2%~64.7%和11.2%~34.1%, 可见糙米中Pb和Cd的降低效果是比较明显的, As的降低效果稍差；谷壳中Pb、 Cd和As含量分别降低了8.6%~78.7%、 43.9%~81.6%和4.4%~41.0%, 其中Cd的降低效果最为显著；茎叶中Pb、 Cd和As含量分别降低了15.0%~34.5%、 18.5%~73.3%和10.6%~44.1%, 其中Pb的降低效果较差；根系中Pb、 Cd和As含量分别降低了20.5%~41.8%、 47.2%~61.0%和13.5%~28.6%.由此可见, 组配改良剂LST对水稻各部位Cd的降低效果较好, 其次为Pb, 而As的降低效果较差.各处理根系、谷壳和糙米中Pb、 Cd和As含量与对照之间差异性显著(P < 0.05).

图 2 组配改良剂对水稻各部位中Pb、 Cd和As含量的影响 Fig. 2 Effect of two combined amendments on concentrations of Pb, Cd and As in different rice tissues

组配改良剂LSF对水稻各部位Pb、 Cd和As含量的影响与组配改良剂LST相似.与对照相比, 当施用量为1~16 g ·kg-1时, 糙米中Pb、 Cd和As含量分别降低了8.9%~40.7%、 22.3%~40.7%和16.3%~36.2%, 谷壳中Pb、 Cd和As含量分别降低了15.4%~51.8%、 28.9%~79.6%和3.0%~45.9%, 茎中Pb、 Cd和As含量分别降低了3.9%~53.5%、 7.2%~70.3%和24.0%~49.8%, 根中Pb、 Cd和As含量分别降低了8.8%~58.5%、 23.1%~69.8%和5.8%~38.1%.各处理根系、茎叶、谷壳和糙米中Pb、 Cd和As含量与对照之间差异性显著(P < 0.05).

当LST施用量为8 g ·kg-1时, 糙米中Pb、 Cd含量分别为0.200 mg ·kg-1和0.153 mg ·kg-1, 达到和低于国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012)中Pb和Cd的限量(0.20 mg ·kg-1)；当LSF施用量为4 g ·kg-1时, 糙米中Cd含量为0.183 mg ·kg-1, 低于国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012)中Cd的限量(0.20 mg ·kg-1).组配改良剂LST和LSF施加量最大时, 糙米中As含量分别为0.534 mg ·kg-1和0.517 mg ·kg-1, 仍高于国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012)中As的限量(0.20 mg ·kg-1).

2.4 组配改良剂对土壤Pb, Cd和As在水稻植株中转运系数的影响

转运系数是指水稻后一部位中重金属和As含量与前一部位中重金属和As含量的比值(包括根茎叶、茎叶谷壳、谷壳糙米), 用于评估水稻各部位对重金属和As的转运能力.转运系数越大, 说明该部位对重金属和As的转运能力越强[19].两种组配改良剂对水稻各部位Pb、 Cd和As转运系数的影响如表 4所示. LST施加量为2~8 g ·kg-1时, Pb在谷壳糙米的转运系数显著降低(P < 0.05), 施加量达到16 g ·kg-1时, Pb在谷壳糙米的转运系数显著上升(P < 0.05).当LST施加量为1 g ·kg-1时, Cd在根系茎叶转运系数为0.435, 与对照(0.224)相比显著上升(P < 0.05)；施加量为8 g ·kg-1时, Cd在茎叶谷壳的转运系数为0.112, 与对照(0.192)相比显著降低(P < 0.05), 在谷壳糙米的转运系数为1.953, 与对照(0.798)相比显著上升(P < 0.05)；As在根系茎叶、茎叶谷壳和谷壳糙米转运系数与对照之间均不存在显著差异.

施加不同浓度LSF后, Pb在根系茎叶、茎叶谷壳和谷壳糙米的转运系数与对照之间均不存在显著差异；Cd在根系茎叶、茎叶谷壳的转运系数与对照之间不存在显著差异, 在谷壳糙米的转运系数逐渐增大, 且在施加量为2、 4、 8 g ·kg-1时, 谷壳糙米转运系数与对照相比显著上升(P < 0.05)；As在茎叶谷壳、谷壳糙米的转运系数与对照之间不存在显著差异, 施加量为2 g ·kg-1时, As在根系茎叶转运系数为0.020，与对照(0.027)相比显著上升(P < 0.05).

表 4 不同施加量水平下水稻各部位Pb、 Cd和As转运系数 Table 4 Translocation factor of different parts of rice with different added content levers

2.5 糙米中Pb、 Cd和As含量与土壤pH值、交换态Pb、 Cd和As含量的相关性

施用两种组配改良剂LST和LSF对土壤的pH值以及Pb、 Cd和As的交换态含量影响显著(表 2), 同时水稻各部位Pb、 Cd和As含量变化显著(图 2).为研究土壤的pH值以及Pb、 Cd和As交换态含量对水稻糙米中Pb、 Cd和As含量的影响, 分别对其做线性相关分析(表 5).结果表明, 施用组配改良剂LST和LSF, 水稻糙米中Pb、 Cd和As含量与土壤pH值的相关系数分别为-0.518、 -0.571、 -0.605和-0.836、 -0.800、 -0.794, 呈显著或极显著的负相关关系(n=18, r0.05=0.468, r0.01=0.590)；施用两种组配改良剂, 水稻糙米中Pb、 Cd和As含量分别与土壤交换态含量之间存在极显著的正相关关系, 相关系数分别为0.850、 0.843、 0.830和0.909、 0.828、 0.926.

表 5 水稻糙米中Pb、 Cd和As含量与其土壤pH值以及交换态含量的相关系数(r) Table 5 Correlation coefficient of Pb, Cd and As concentrations of unpolished rice and pH & exchangeable Pb, Cd and As of soil (r)

3 讨论

施用两种组配改良剂LST和LSF显著降低了土壤中Pb、 Cd的生物有效性, 其原因可能是石灰石中包含的Ca2+对重金属离子具有拮抗作用, 参与竞争植物根系上的吸收位点, 抑制植物对重金属的吸收, 减缓了重金属对植物的毒害作用, 因此改善了水稻的生长状况[20~22].施用组配改良剂升高了土壤pH值, 随着土壤pH值的升高, 带负电荷的土壤胶体对带正电荷的重金属离子吸附能力增加, 另外土壤中的Fe、 Mn等离子与OH-结合形成羟基化合物为重金属离子提供了更多的吸附位点[23], 从而降低了重金属的生物有效性[24].曾卉等[25]的研究也表明, 组配改良剂石灰石+海泡石的施用能有效降低盆栽土壤中重金属交换态含量, 且施用量越多, 降低幅度越大.本文中施用两种组配改良剂LST和LSF显著地降低了土壤中的Pb、 Cd交换态含量(表 2)与之相一致.

施用LST和LSF显著降低了土壤中As的生物有效性.影响土壤As生物有效性的因素很多.一方面, 土壤pH值越高, 土壤对As的吸附性越差, 土壤溶液中的As含量就越大[26, 27]；另一方面, 二氧化钛和硫酸铁均能提高土壤对As的吸附性.研究表明[28], 铁在pH较高时对土壤中的As也有较好的钝化效果；肖亚兵等[29]研究了纳米TiO2对砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)的吸附行为, 结果表明:纳米TiO2在pH 1~10范围内对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附率可达99 %.付建丽[30]研究了负载型TiO2对As(Ⅲ)的吸附, 结果表明, 在溶液pH值为8.0时负载型TiO2可将As(Ⅲ)定量吸附.硫酸铁对土壤As的固定机理是由于Fe3+与砷酸根的共沉淀作用[31, 32].在本研究中, 随着两种组配改良剂施用量的增加, 土壤pH值显著上升而土壤As的生物有效性显著降低, 这与前人的研究结果不同[33], 其可能是因为TiO2对As的吸附性以及Fe元素对As有效性降低的影响大于pH值对其活化的影响.

两种组配改良剂的不同浓度处理下, Pb和As在水稻各部位的转运系数为谷壳糙米>茎叶谷壳>根系茎叶, 说明水稻各部位对Pb和As的转运能力为谷壳>茎叶>根系；Cd在水稻各部位的转运系数为谷壳糙米>根系茎叶>茎叶谷壳, 说明水稻各部位对Cd的转运能力为谷壳>根系>茎叶, 可见谷壳向糙米转运Pb、 Cd和As的能力很强.水稻中Pb、 Cd和As的谷壳到糙米的转运系数Cd明显高于Pb和As, 说明水稻对不同元素的转运能力不同, 这与莫争等[34]的研究结果一致.随着两种组配改良剂LST和LSF施用量的增加, Pb、 Cd和As在谷壳糙米转运系数无显著差异(表 4), 水稻糙米中Pb、 Cd和As吸收累积量却显著降低(图 2), 说明组配改良剂对Pb、 Cd和As的抑制作用主要发生在土壤中, 而不是靠抑制水稻器官的转运能力来实现.

通过分析水稻糙米中Pb、 Cd和As含量变化情况发现, 虽然两种组配改良剂均使水稻糙米中Pb、 Cd和As含量显著降低, 并且Pb、 Cd含量能低于国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012), 但由于供试土壤As污染非常严重, 因此稻米中的As含量在本研究中还没有达到国家标准.如果将本项目的组配改良剂应用到中度或中轻度复合污染的稻田中, 将有可能使这3个元素在糙米中的含量同时达到国家标准.

周航等[24]研究发现, 土壤中Pb、 Cd和As的交换态含量与水稻糙米中含量存在显著的正相关关系, 说明土壤Pb、 Cd和As的交换态含量能在一定程度上反映土壤中Pb、 Cd和As的生物有效性.LST和LSF显著降低了土壤中Pb、 Cd和As交换态含量(表 2), 而土壤中Pb、 Cd和As的交换态含量与水稻糙米中Pb、 Cd和As交换态含量之间存在极显著的正相关关系(表 5).这一研究结果与Zhou等[35]和竺朝娜等[37]的研究结果相同.

4 结论

(1)与对照相比, 组配改良剂LST和LSF均使土壤pH值上升, 且与对照之间均存在显著差异(P < 0.05)；两种组配改良剂相比, LST比LSF使土壤pH值上升的更多.

(2)施用1~16 g ·kg-1的LST和LSF使土壤中Pb、 Cd和As的交换态含量分别降低16.8%~88.3%、 22.4%~73.7%、 2.25%~43.8%和20.2%~86.9%、 20.7%~51.2%、 18.0%~55.1%, 均与对照之间存在显著差异.LST和LSF均能显著降低水稻植株对Pb、 Cd和As的吸收.当LST和LSF施加量为16 g ·kg-1时, 糙米中Pb、 Cd和As的含量最高分别降低了50.7%、 64.7%、 34.1%和40.7%、 40.7%、 36.2%.

(3)水稻各部位对Pb和As的转运能力为谷壳>茎叶>根系, 对Cd的转运能力为谷壳>根系>茎叶, 水稻中谷壳向糙米转运Pb、 Cd和As的能力为Cd>As>Pb.

(4)施加LST和LSF后, 水稻糙米中Pb、 Cd和As含量与土壤Pb、 Cd和As交换态含量之间存在极显著的正相关关系, 与土壤pH值之间存在显著的负相关关系.

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