环境科学  2018, Vol. 39 Issue (2): 944-952   PDF    
引用本文
李园星露, 叶长城, 刘玉玲, 李丹阳, 刘寿涛, 罗海艳, 刘孝利, 铁柏清, 孙健. 硅肥耦合水分管理对复合污染稻田土壤As-Cd生物有效性及稻米累积阻控[J]. 环境科学, 2018, 39(2): 944-952.
LI Yuan-xing-lu, YE Chang-cheng, LIU Yu-ling, LI Dan-yang, LIU Shou-tao, LUO Hai-yan, LIU Xiao-li, TIE Bo-qing, SUN Jian. Bioavailability of Silicon Fertilizer Coupled Water Management on Soil Bioavailability and Cumulative Control of Rice in Compound Contaminated Paddy Soils[J]. Environmental Science, 2018, 39(2): 944-952.
硅肥耦合水分管理对复合污染稻田土壤As-Cd生物有效性及稻米累积阻控
李园星露1,2, 叶长城1,2, 刘玉玲1,2, 李丹阳1,2, 刘寿涛1,2, 罗海艳1,2, 刘孝利1,2, 铁柏清1,2, 孙健3     
1. 湖南农业大学资源环境学院, 长沙 410128;
2. 湖南省重金属污染耕地安全高效利用工程研究中心, 长沙 410013;
3. 广东工业大学环境科学与工程学院, 广州 510006
收稿日期: 2017-07-03; 修订日期: 2017-09-11
基金项目: 湖南省重点研发计划项目（2015NK3015）；国家科技支撑计划项目（2015BAD05B02-07）；农业部、财政部专项（20160418）
作者简介: 李园星露(1993~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为重金属污染治理与修复, E-mail:1798202311@qq.com
通信作者: 铁柏清, E-mail:tiebq@qq.com
摘要: 选取湖南某矿区重金属镉、砷复合污染稻田土，以泰优390号为材料，通过盆栽试验研究湿润灌溉（CK）、农艺措施淹水（WF）、速溶硅肥结合淹水措施（FYsi）、矿物硅肥结合淹水措施（FKsi）及2种硅肥结合淹水（FYK）对土壤中As、Cd生物有效性及水稻糙米中As、Cd累积效应的影响.结果表明，淹水处理土壤pH值上升幅度为0.12~0.72个单位，均呈现先升高再下降，最后趋于中性的规律.淹水后，土壤Eh显著降低，FYsi、FKsi、FYK这3种配合硅肥的淹水处理土壤Eh值显著高于WF处理，与对照相比，淹水处理糙米中Cd含量降低了38.83%~65.05%，其中，WF、FYK处理对糙米Cd累积抑制效果最佳，糙米中Cd含量为0.98 mg·kg-1、0.72 mg·kg-1；除WF处理糙米中As含量增加了36.64%外，FYsi、FKsi、FYK处理糙米中As的含量与对照相比分别降低了23.80%、38.10%、47.62%.FYsi、FYK处理对糙米As累积抑制效果最佳，糙米中As含量为0.13 mg·kg-1、0.11 mg·kg-1.Cd各提取态含量与其在水稻糙米中的含量均呈现出极显著的正相关关系（P < 0.01）；可交换态、TCLP提取态As与水稻糙米中As含量无显著相关关系.因此，FYsi、FKsi、FYK这3种施硅耦合淹水处理均可有效阻控稻米镉砷复合污染，其中FYK效果最佳.
关键词: 镉      砷      复合污染      硅肥      淹水     
Bioavailability of Silicon Fertilizer Coupled Water Management on Soil Bioavailability and Cumulative Control of Rice in Compound Contaminated Paddy Soils
LI Yuan-xing-lu1,2 , YE Chang-cheng1,2 , LIU Yu-ling1,2 , LI Dan-yang1,2 , LIU Shou-tao1,2 , LUO Hai-yan1,2 , LIU Xiao-li1,2 , TIE Bo-qing1,2 , SUN Jian3     
1. College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China;
2. Engineering Research Center of Efficient Utilization of Heavy Metal Pollution Cultivated, Hunan Province, Changsha 410013, China;
3. School of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China
Abstract: The effect of wet irrigation (CK), agronomic measure flooding (WF), instantaneous silicon fertilizer combined with flooding measures (FYsi), mineral silicon fertilizer combined with flooding measures (FKsi), and a mix of two kinds of silicon fertilizer combined with flooding measures (FYK) on the bio-availability of As and Cd in soil and the accumulation of As and Cd in rice were investigated by pot experiments. The results showed that the pH of the soils combined with flooding measures was increased by 0.12-0.72 units with similar trends of an increase and then a decrease before finally become neutral. The Eh of the soil combined with flooding was significantly decreased, but the Eh of soil after flooding treated by FYsi, FKsi, and FYK combined with the flooding was significantly higher than that treated by WF, and the content of Cd in brown rice was reduced by 38.83%-65.05% compared with that treated by CK. The WF and FYK treatments can significantly reduce the accumulation of Cd in brown rice, resulting in the lowest Cd contents in brown rice of 0.98 and 0.72 mg·kg-1, respectively. The contents of As in brown rice treated by FYsi, FKsi, and FYK were decreased by 23.80%, 38.10%, and 47.62%, respectively, compared with that with the CK treatment, except that the content of As in brown rice treated by WF increased by 36.64%. FYsi and FYK treatments had the best inhibitory effect on the accumulation of As in brown rice, with the lowest As contents of 0.13 mg·kg-1 and 0.11 mg·kg-1 in brown rice (P < 0.01), respectively. There was an extremely significant correlation between the contents of extractable Cd and the total content of Cd in the brown rice (P < 0.05), and there was no significant difference between the contents of extractable As and the total content of As in the brown rice. Therefore, FYsi, FKsi, and FYK can effectively inhibit the accumulation of Cd and As in rice grown in Cd-As compound polluted soil, and FYK showed the best performance.
Key words: cadmium      arsenic      combined pollution      silicon fertilizer      flooding     

2014年《全国土壤污染状况调查公报》显示, 全国土壤总的超标率为16.1%, 无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%, 其中镉点位超标率为7.0%、砷点位超标率为2.7%[1].近年来, 一些学者对于湖南省重金属污染进行了一些调查[2~5], 调查结果均显示, 湖南地区土壤重金属污染不容乐观, 治理刻不容缓, 多种重金属并存的复合污染是现今土壤污染的主要形式之一.周俊驰等[6]调查结果显示, 湖南株洲某县耕地土壤受重金属Pb、Cd、Cr、Hg、As复合污染的高风险区域面积达到23.23 km2.土壤重金属复合污染严重影响区域农业安全生产布局及粮食安全.

土壤重金属修复技术繁多, 施加改良剂是一种原位修复技术, 因其成本低廉、易于实施, 近年来发展较快, 受到众多学者的青睐[7].在土壤介质中, 砷以阴离子形式存在, 镉以阳离子形式存在, 在土壤中的吸附性、溶解性以及被水稻吸收富集等方面具有相反的性质[8].对水稻田来说, 水分管理和施肥是常用的农艺措施.水分管理主要通过引起土壤基本理化性质的变化来影响土壤重金属有效态的含量, 进而影响植物对重金属的吸收[9].王荣萍等[10]研究不同水分条件对水稻Cd、Cu、Zn和As的吸收发现, 随着土壤水分含量的增加, 水稻As含量显著增加, Cd、Cu、Zn含量则不同程度的降低.硅(Si)是土壤中丰度最高的元素, 研究已证实它能够帮助植物克服各种环境胁迫[11]. Kim等[12]的研究表明硅肥能有效降低糙米中Cd的含量, Li等[13]通过对全生育期水稻研究得知, 施用硅肥能使稻杆、稻壳和籽粒中砷含量降低.

近年来, 国内外学者在施加硅肥对单一重金属污染修复方面做了大量的探索, 淹水条件下对单一重金属污染土壤修复研究也较多[14, 15], 但对水分管理联合硅肥施用修复As-Cd复合污染水稻土的报道相对较少, 仍需进一步探究.基于此, 本研究通过比较不同硅肥施加结合淹水措施对Cd、As复合污染稻田土壤中Cd、As生物有效性及其稻米累积影响, 以期为Cd、As复合型污染土壤重金属活性阻控与水稻安全生产提供数据参考.

1 材料与方法 1.1 试验材料 1.1.1 供试水稻

水稻品种:泰优390(湘审稻2013027), 系杂交迟熟晚稻, 全生育期118 d.水稻幼苗是由湖南省株洲县南洲镇农技站根据当地农业习惯, 进行田间育苗后提供, 于2016年7月26日移栽, 2016年10月15日收割.

1.1.2 供试土壤

试验土壤采集于湖南株洲市马家河镇新马村试验田0~20 cm耕作层.将采集到的土壤压碎、除去残根和杂物, 均匀地摊放在塑料盘上(30 cm×25 cm×5 cm), 放置在阴凉、洁净处自然风干, 并经常翻倒.经测定, 该土壤pH和Cd、As重金属含量见表 1.

表 1 土壤pH及镉砷Cd、As含量情况1) Table 1 Soil pH and content of arsenic and cadmium

由表 1可知, 供试土壤pH < 6.5, 属于偏酸性第四纪红壤, 相较《土壤环境质量(GB 15618-2008)》中的三级标准, 其中As、Cd的含量分别达到该标准的1.3与86.3倍, 为砷镉复合污染土壤.

1.1.3 供试盆栽装置

试验盆栽桶为红色的聚乙烯材质桶, 上口径为40 cm, 下口径为35 cm, 桶高为30 cm.将风干的土壤每盆称25 kg装入盆中, 统一将土壤分层填压至桶高28 cm处, 并保持表土平整、湿润, 于室外淹水一个月待土壤稳定紧实后, 土层可下沉至桶高25 cm处.土层表面积约为0.15 m2.

1.1.4 供试硅肥

矿物硅肥：俄罗斯进口矿物硅肥, 主要成分是古微生物化石(硅藻、原始海绵体、海龙), 富含70%以上二氧化硅和植物可用的氮、磷、钙、镁等微量元素, 正常施用量30 kg·hm-2.

速溶硅肥：有效成分是可溶硅+微量元素+其它养分≥50%, 正常施用量200 g·hm-2、推荐喷施浓度为3.3 g·L-1, 喷液量以作物叶片正背面沾满雾滴为宜.

1.2 盆栽试验设计

本文采用完全随机区组室外盆栽试验方案设计, 具体试验处理技术见表 2.试验共设置了5个处理:湿润灌溉(CK)、农艺措施淹水(WF)、速溶硅肥结合淹水措施(FYsi)、矿物硅肥结合淹水措施(FKsi)及2种硅肥结合农艺淹水措施(FYK), 每个处理水平重复3次.在水稻盆栽试验开展前, 采集盆栽土壤样品, 测定土壤理化性质, 并于移栽前1周, 根据正常的水稻栽培施肥技术和盆栽土表面积的换算, 在每盆土壤中均匀地施加底肥(过磷酸钙6.5 g, 尿素6.5 g, 硝酸钾2 g).分别于水稻不同时期采集土壤样品及成熟期水稻样品, 测定水稻糙米中Cd、As的含量及土壤中Cd、As有效态、酸可提取态、TCLP提取态含量.

表 2 试验处理名称及操作规程 Table 2 Treatments and details of the experiments

1.3 样品采集与分析 1.3.1 土壤样品分析

土壤pH[16]及氧化还原电位均采用FJA-6型氧化还原电位(ORP)去极化法全自动测定仪测定[17].镉弱酸可提取态采用重金属形态分析BCR法第一步(0.11 mol·L-1 CH3COOH)溶液提取[18], 所有样品处理过程均同时带试剂空白、平行样和质控样; 用ICP-OES分析测定.土壤Cd和As的TCLP提取态采用毒性浸出试验方法提取[19].全量Cd用HCl-HNO3-HF-HClO4[20]坩埚湿法消解土壤样品, 土壤总砷采用(1+1)王水水浴消解法提取(GB/T 22105-2008), 有效态As参考DB35/T 859-2008中Na2HPO4的方法进行提取.

1.3.2 水稻样品采集与分析

水稻样品采集后, 先用自来水小心洗净根系, 然后用去超纯水清洗, 将植株根部用手工分离, 在105℃杀青1 h, 70℃烘至恒重.稻谷风干晒干后按农业部颁布标准《米质测定方法》(NY147-88)除糙, 分离出糙米和谷壳, 所有样品粉碎过100目筛, 全部装入自封袋内密封保存备用.水稻样品经混合酸[21](HNO3:HClO4=4:1)湿法消解、定容.

所有样品采用ICP-OES直接测定Cd的浓度, 采用原子荧光法测定As的浓度.

1.4 数据处理

本文数据采用Microsoft Excel 2013进行图表处理, 运用SPSS 21.0进行多重差异显著性分析.

2 结果与分析 2.1 硅肥对土壤理化性质的影响

由图 1可知, 在同一生育期, 各处理之间Eh值差异显著. CK处理水稻幼苗期后土壤Eh值显著高于其它4种淹水处理. WF处理分蘖期后土壤Eh值迅速下降, 土壤由氧化状态迅速转化为还原状态.同一时期, 施用硅肥的3种处理的土壤Eh值均显著高于WF处理, 并始终处于氧化状态, 但FYsi、FKsi和FYK3种处理间在相同时期差异并不显著.

不同小写字母表示同时期不同处理在P < 0.05水平下差异显著, 邓肯法 图 1 施加硅肥对稻田土壤基本理化性质(Eh)的影响 Fig. 1 Effects of the silicon fertilizer on basic properties (Eh) of the tested paddy soils

由图 2可知, 在水稻生育期时间内, 施用硅肥并结合淹水措施处理的土壤pH均高于对照, 呈现出先上升后下降再逐渐趋于平稳的状态. CK处理水稻全生育期土壤pH值无明显变化, 成熟期与移栽前相比pH值略上升0.12个单位. WF处理波动最大, 成熟期与移栽前相比pH值上升0.72个单位.其次是FYsi和FYK处理, 成熟期与幼苗期相比pH值分别上升0.39、0.28个单位, 呈显著差异(图 2). FKsi处理pH值随水稻生长周期的延长上升幅度小, 成熟期与移栽前相比pH值上升0.22个单位.

不同小写字母表示同时期不同处理在P < 0.05水平下差异显著, 邓肯法 图 2 施加硅肥对稻田土壤基本理化性质(pH)的影响 Fig. 2 Effects of the silicon fertilizer on basic properties (pH) of the tested paddy soils

2.2 硅肥对土壤中Cd和As的生物有效性的影响

施加改良剂和进行农艺淹水措施均能显著降低Cd的有效态(EX-Cd), 酸可提取态(ACI-Cd)和TCLP提取态含量(TCLP-Cd).

由表 3可知, 对照CK土壤有效态与酸可提取态Cd含量比移栽前略微下降, 降幅分别为11.62%、3.98%, 而TCLP提取态Cd则升高13.09%.成熟后WF处理土壤中有效态、酸可提取态和TCLP提取态Cd含量比移栽前分别下降了31.30%、24.76%、53.82%, 下降幅度分别是对照的2.57、3.91、0.25倍. FYsi土壤中有效态、酸可提取态和TCLP提取态Cd含量, 比移栽前分别下降了27.31%、22.22%、37.02%, 下降幅度分别是对照的2.29、2.94、0.37倍. FKsi土壤中的有效态、酸可提取态和TCLP提取态Cd含量, 比移栽前相分别下降了19.71%、15.33%、21.82%, 下降幅度分别是对照的1.56、2.90、0.72倍. FYK土壤中的有效态、酸可提取态和TCLP提取态Cd含量比移栽前分别下降了28.87%、26.16%、24.52%, 下降幅度分别是对照的2.32、5.56、1.43倍.

表 3 硅肥对土壤中Cd的3种提取态含量的影响1) Table 3 Effects of the silicon fertilizer on three kinds of extractable concentrations of Cd in the tested paddy soils

由表 4可以看出, 施加硅肥与淹水均能显著升高As的有效态(EX-As)和TCLP提取态含量(TCLP-As).单一淹水与其它3种施硅淹水处理相比, 2种形态As的上升幅度更明显.

表 4 硅肥对土壤中As两种提取态含量的影响 Table 4 Effects of the silicon fertilizer on exchangeable and TCLP extractable concentrations of As in the tested paddy soils

对照组CK比移栽前土壤中有效态As含量略微升高, 上升了4.68%, 而As的TCLP提取态呈现出略微下降, 降幅达到9.00%.水稻成熟期, WF处理土壤有效态、TCLP提取态As含量, 比移栽前分别上升了29.04%、40.58%, 上升幅度分别是对照组7.82、6.25倍. FYsi处理土壤有效态、TCLP提取态As含量, 比移栽前分别上升了25.87%、36.22%, 上升幅度分别是对照组的5.40、5.23倍. FKsi处理土壤有效态、TCLP提取态As含量, 比移栽前分别上升了21.43%、18.81%, 上升幅度分别是对照的4.49、3.18倍. FYK处理土壤有效态、TCLP提取态As含量, 比移栽前分别上升了19.19%、16.01%, 上升幅度分别是对照的3.63、3.18倍.

2.3 硅肥对水稻糙米中Cd和As的吸收积累的影响

从图 3可以看出, 与对照相比, 4种淹水处理糙米中Cd的含量降低了38.83%~65.05%, 均呈现出显著性差异. FYK、WF处理对糙米Cd累积抑制效果最佳, 显著优于FYsi、FKsi处理, FYK、WF处理降Cd幅度分别达到65.05%, 52.43%, 但两者间差异不显著. FYsi、FKsi处理糙米中Cd含量分别为1.24 mg·kg-1、1.26 mg·kg-1, 相比对照降低了39.81%、38.83%, 两者无显著差异.各处理糙米中Cd的含量均高于我国食品标准0.20 mg·kg-1.

不同小写字母表示不同处理糙米中Cd含量在P < 0.05水平下差异显著, 不同大写字母表示不同处理糙米中As含量在P < 0.05水平下差异显著, 邓肯法 图 3 硅肥对水稻糙米中Cd和As含量的影响 Fig. 3 Effect of silicon fertilizer on the contents of Cd and As in brown rice

与对照组相比, FYsi、FKsi、FYK处理糙米中As的含量呈现出下降趋势, 而WF处理呈现出上升趋势. FYsi、FYK处理对糙米As累积抑制效果最佳, 显著优于FKsi处理, 相比对照糙米中As含量分别降低了38.10%、47.62%, 但FYsi、FYK间差异不显著. WF处理对糙米As累积效应最大, 与对照组相比糙米中As的含量上升了36.64%, 达到0.29 mg·kg-1, 与各处理呈现出显著性差异.

2.4 水稻糙米中Cd、As含量与其土壤中各提取态含量的关系

图 4为各处理下, 水稻糙米Cd含量(x)与土壤Cd各提取态含量的关系(y)之间的回归分析(n=15).分析结果表明, 土壤Cd各提取态含量与其在水稻糙米中的含量均呈现出极显著的正相关关系, 土壤中Cd有效态、酸可提取态和TCLP提取态的相关系数r分别为(rEX-Cd=0.912; rACI-Cd=0.701; rTCLP-Cd=0.866), 说明不同处理下土壤Cd各提取态对供试土壤Cd的生物有效性能进行一个合理评价. 图 5为不同处理下, 水稻糙米As含量(x)与土壤As各提取态含量的关系(y)之间的回归分析(n=15).分析结果表明, 土壤As各提取态含量与其在水稻糙米中的含量无显著相关关系, 土壤中As有效态和TCLP提取态的相关系数r分别为(rEX-As=0.201; rTCLP-As=0.159). TCLP毒性浸出试验和Na2HPO4提取As有效态试验对供试淹水土壤As的生物有效性难以给出合理评价.

图 4 水稻糙米中Cd含量与其土壤中3种提取态含量的相关系数 Fig. 4 Correlation of Cd concentrations of rice and three options for the production of Cd in soil

图 5 水稻糙米中As含量与其土壤中2种提取态含量的相关系数 Fig. 5 Correlation of As concentrations in rice and two options for the production of As in soil

3 讨论 3.1 土壤pH、Eh对稻田土壤中Cd和As的生物有效性的影响

众多学者认为通过改变土壤中重金属的形态变化可以改变其在土壤中的生物有效性[22].试验结果表明, WF、FYsi、FKsi、FYK处理均能使土壤中Cd有效态、酸可提取态和TCLP提取态有不同程度的下降(表 3).长期淹水降低了土壤氧化还原电位, 从而增加了土壤中还原态铁、锰等阳离子和S2-等阴离子含量, 而淹水后土壤pH逐渐升高, 加剧了还原态阳离子与Cd2+的竞争吸附及还原态阴离子与Cd2+的共沉淀作用, 从而降低土壤中重金属Cd的生物有效性[23].崔晓丹等[24]的研究表明淹水处理使得土壤溶液中As浓度增加, 淹水较干湿交替提高了As移动性和有效性.这与本试验结果相同, 淹水处理后土壤中As的形态含量有不同程度地上升(表 4).出现该现象的原因可能是土壤淹水通过两条途径增加了As的有效性：As(Ⅴ)被还原为As(Ⅲ), 后者在铁氧化物表面的吸附弱于前者, 从而更容易被释放到土壤溶液中; 淹水条件下, Fe(Ⅲ)作为电子受体被还原成Fe(Ⅱ), 致使土壤中铁氧化物发生还原溶解, 造成吸附于表面的As释放[25].

其中FYsi、FKsi、FYK施硅结合淹水对Cd的钝化作用比WF单一淹水效果更好, 降低土壤中Cd形态, 但同时升高了土壤中As的形态含量.出现该现象的原因：一方面从水稻生理学的角度来看, 供硅可以增强水稻通气组织的刚性, 提高水稻输送氧的能力和根系的氧化力, 硅还可激活水稻根际的过氧化物酶, 促进好气微生物的活动[26].这些机制综合作用最终导致FYsi、FKsi、FYK处理土壤Eh比WF下降更为缓慢并处于弱还原状态; 另一方面硅肥含有氧化钙等多种碱性氧化物, 水解后土壤中OH-的浓度增加, 土壤中的致酸离子被中和; 硅酸钙与土壤中Al3+等反应形成稳定的非晶形羟基铝硅酸盐, 从而提高土壤pH[27], 而土壤pH的升高会引起土壤中As的释放, 提高了环境中砷的生物有效性[28, 29].另外相关研究表明, pH对Cd的影响正好相反, 则出现土壤中的有效态Cd含量减少, 这与本研究研究结果一致[30].

3.2 稻田土壤中Cd和As的生物有效性对水稻糙米中Cd和As的吸收积累的影响

水稻糙米中Cd含量与土壤中Cd形态有着显著的相关性(图 4), 与已有研究结果一致[31].但土壤中有效态As、TCLP提取态As与水稻糙米中As含量相关性较差, 并无显著性(图 5).可能是因为在淹水的水稻田土壤中, 三价砷是As的主要存在形态, 三价砷形成的同时, As的生物有效性也随之增强[32], Ma等[33]的研究发现, 三价砷和硅共用水通道蛋白, 施硅之后导致竞争吸收. As的甲基化是水稻体内As代谢的另一条途径[34], 一些研究发现土壤中高含量的有机化合物和还原性的条件能够促进砷的甲基化作用[35].对非超富集植物来说, 亚砷酸盐的植物络合肽PCs(phytochelatins)在对砷的解毒机制与耐性机制中也发挥着重要的作用. Duan等[36]通过对6种水稻的研究结果表明, 水稻叶片中三价砷与PC的络合作用降低了As从叶片向稻米中的运输. As在水稻体内的代谢机制对减少稻米中的As富集也有重要意义[37].基于此, TCLP毒性浸出试验和Na2HPO4提取As有效态试验对供试淹水土壤As的生物有效性难以给出合理评价.

单一淹水WF处理能够显著降低水稻糙米中Cd的含量(图 3), 而WF处理对糙米As累积效应最大, 说明全生育期淹水能使糙米中Cd的含量显著下降, 这与田桃等[38]的研究结果一致.同时龙水波等[39]通过盆栽试验表明, 淹水灌溉会导致糙米中As的含量上升, 也与本试验WF处理结果相一致.

而FYsi、FKsi、FYK施硅结合淹水处理对糙米Cd、As的累积均有抑制作用(图 3), 3种处理降Cd幅度分别达到39.81%、38.83%、65.05%, FYK处理显著优于FYsi、FKsi处理; 许珂等[40]的研究表明施硅肥不但可以显著抑制水稻根系吸收土壤中的Cd, 同时还可以强烈抑制根系吸收积累的Cd向地上部转移, 这与本试验结果相一致.陈喆等[41]通过室外盆栽试验研究得出, 基施硅肥能将Cd2+沉积于根部细胞壁中, 而喷施叶面硅肥可能将地上部的Cd2+沉积于茎部和叶部的细胞壁中, 形成Si-Cd的复合物, 进而减少Cd向稻谷部的迁移及其在穗部和糙米中的积累.本研究中FYsi为基施结合喷施处理、FKsi为基施处理, 是致使FYsi处理抑Cd效果优于FKsi处理的原因(图 3).

结果显示, FYsi、FKsi、FYK这3种处理导致土壤As的有效态升高(表 4), 但是糙米中As的降幅却分别达到38.10%、23.80%、47.62%, 其中FYsi, FYK显著优于FKsi处理(图 3).这可能是由于As(Ⅲ)和硅共用吸收通道, 施硅之后导致竞争吸收的关系, 有效地降低了水稻对砷的吸收, 减少砷在籽粒积累.同时刘文菊等[42]的研究发现水稻硅转运蛋白Lsi1在短期内影响了水稻根系对亚砷酸盐的吸收, Lsi2影响着亚砷酸盐向木质部的转运, 从而在较长的生育期内影响着砷在水稻地上部和稻米中的富集.李仁英等[43]的研究发现分蘖期施硅, 籽粒和根中砷含量最低, 这也解释了本试验分蘖期加施叶面硅肥的FYsi、FYK处理对糙米As累积抑制效果显著优于FKsi处理的结果(图 3).综上表明, 施硅不仅是一种有效的降镉措施还是一种有效的降砷措施.

4 结论

(1) 相比对照, 淹水处理致使土壤Eh值迅速下降, 而同一生育期配施硅肥的FYsi、FKsi、FYK这3种淹水处理土壤Eh值显著高于WF单一淹水处理, 并始终处于弱还原状态.

(2) 各处理土壤pH值均呈现出迅速升高再逐渐下降最后趋于中性的趋势.

(3) 施用硅肥结合农艺淹水措施均能显著降低土壤Cd的有效态, 酸可提取态和TCLP提取态含量, 但会显著升高As的有效态和TCLP提取态含量.

(4) Cd各提取态含量与其在水稻糙米中的含量均呈现出极显著的正相关关系(P < 0. 01). As可交换态、TCLP提取态含量与水稻糙米中As含量无显著相关关系.

(5) 与对照相比, WF单一淹水处理能显著降低糙米中Cd的含量, 增加糙米中As的含量.而FYsi、FKsi、FYK3种配施硅肥处理均能同时降低糙米中As、Cd的含量, 其中FYK处理对糙米Cd、As的累积抑制效果更佳.

参考文献
[1] 环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[J]. 中国环保产业, 2014(5): 10-11.
[2] 刘春早, 黄益宗, 雷鸣, 等. 湘江流域土壤重金属污染及其生态环境风险评价[J]. 环境科学, 2012, 33(1): 260-265.
Liu C Z, Huang Y Z, Lei M, et al. Soil contamination and assessment of heavy metals of Xiangjiang River basin[J]. Environmental Science, 2012, 33(1): 260-265.
[3] 曾清如, 杨仁斌, 铁柏清, 等. 郴县东西河流域重金属污染农田的防治技术和生态利用模式[J]. 农业环境保护, 2002, 21(5): 428-431.
Zeng Q R, Yang R B, Tie B Q, et al. Control of pollution of heavy metals on farmland by ecological engineering in east and west Valley in Chen county[J]. Agro-Environmental Protection, 2002, 21(5): 428-431.
[4] 雷鸣, 曾敏, 郑袁明, 等. 湖南采矿区和冶炼区水稻土重金属污染及其潜在风险评价[J]. 环境科学学报, 2008, 28(6): 1212-1220.
Lei M, Zeng G, Zheng Y M, et al. Heavy metals pollution and potential ecological risk in paddy soils around mine areas and smelting areas in Hunan Province[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(6): 1212-1220.
[5] 黄益宗, 郝晓伟, 雷鸣, 等. 重金属污染土壤修复技术及其修复实践[J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(3): 409-417.
Huang Y Z, Hao X W, Lei M, et al. The remediation technology and remediation practice of heavy metals-contaminated soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(3): 409-417.
[6] 周俊驰, 铁柏清, 刘孝利, 等. 湖南矿区县域耕地重金属污染空间特征及潜在风险评价[J]. 湖南农业科学, 2017(4): 75-79, 82.
Zhou J C, Tie B Q, Liu X L, et al. Spatial characteristics and potential risk assessment of heavy metal pollution in Farmland in Hunan Mining Area[J]. Hunan Agricultural Sciences, 2017(4): 75-79, 82.
[7] 尚俊腾, 王志. 石油污染土壤的原位生物修复技术和多种土壤改良剂应用研究[J]. 环境科学与管理, 2016, 41(8): 122-125.
Shang J T, Wang Z. Review of remediation technologies for oil-Contaminated soil and effect of different soil amendments on bioremediation efficacy[J]. Environmental Science and Management, 2016, 41(8): 122-125.
[8] 钟倩云, 曾敏, 廖柏寒, 等. 碳酸钙对水稻吸收重金属(Pb、Cd、Zn)和As的影响[J]. 生态学报, 2015, 35(4): 1242-1248.
Zhong Q Y, Zeng M, Liao B H, et al. Effects of CaCO3 addition on uptake of heavy metals and arsenic in paddy fields[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(4): 1242-1248.
[9] 邓林, 李柱, 吴龙华, 等. 水分及干燥过程对土壤重金属有效性的影响[J]. 土壤, 2014, 46(6): 1045-1051.
Deng L, Li Z, Wu L H, et al. Influence of moisture and drying process on soil heavy metal availability[J]. Soils, 2014, 46(6): 1045-1051.
[10] 王荣萍, 张雪霞, 郑煜基, 等. 水分管理对重金属在水稻根区及在水稻中积累的影响[J]. 生态环境学报, 2013, 22(12): 1956-1961.
Wang R P, Zhang X X, Zheng Y J, et al. Accumulation of heavy metal in rhizosphere of rice and their uptake in rice with different water managements[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2013, 22(12): 1956-1961. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2013.12.016
[11] 陈喆, 张淼, 叶长城, 等. 富硅肥料和水分管理对稻米镉污染阻控效果研究[J]. 环境科学学报, 2015, 35(12): 4003-4011.
Chen Z, Zhang M, Ye C C, et al. Mitigation of Cd accumulation in rice (Oryza sativa L.) with Si fertilizers and irrigation managements[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(12): 4003-4011.
[12] Kim Y H, Khan A L, Kim D H, et al. Silicon mitigates heavy metal stress by regulating P-type heavy metal ATPases, Oryza sativa low silicon genes, and endogenous phytohormones[J]. BMC Plant Biology, 2014, 14: 13. DOI:10.1186/1471-2229-14-13
[13] Li R Y, Stroud J L, Ma J F, et al. Mitigation of arsenic accumulation in rice with water management and silicon fertilization[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(10): 3778-3783.
[14] 龙灵芝, 李忠武, 罗宁临, 等. 水分管理联合磷酸盐施用对水稻土中镉转化的影响[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(5): 900-906.
Long L Z, Li Z W, Luo N L, et al. Effects of water management and phosphate application on the transformation of Cd in paddy soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(5): 900-906. DOI:10.11654/jaes.2016-1438
[15] 杨定清, 雷绍荣, 李霞, 等. 大田水分管理对控制稻米镉含量的技术研究[J]. 中国农学通报, 2016, 32(18): 11-16.
Yang D Q, Lei S R, Li X, et al. Controlling cadmium concentration in rice by field water management technology[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2016, 32(18): 11-16. DOI:10.11924/j.issn.1000-6850.casb16030053
[16] 李海玲. 土壤pH值的测定——电位法[J]. 农业科技与信息, 2011(13): 47-48. DOI:10.3969/j.issn.1003-6997.2011.13.031
[17] 刘志光. 土壤氧化还原电位的去极化测定法及其应用[J]. 土壤, 1983, 15(5): 198-200.
[18] Rauret G, López-Sánche J F, Sahuquillo A, et al. Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of new sediment and soil reference materials[J]. Journal of Environmental Monitoring, 1999, 1(1): 57-61. DOI:10.1039/a807854h
[19] Chang E E, Chang P C, Lu P H, et al. Comparisons of metal leachability for various wastes by extraction and leaching methods[J]. Chemosphere, 2001, 45(1): 91-99. DOI:10.1016/S0045-6535(01)00002-9
[20] 刘凤枝. 农业环境监测实用手册[M]. 北京: 中国标准出版社, 2001: 97-107.
[21] Liu J G, Qian M, Cai G L, et al. Variations between rice cultivars in root secretion of organic acids and the relationship with plant cadmium uptake[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2007, 29(3): 189-195. DOI:10.1007/s10653-006-9063-z
[22] 何梦媛, 董同喜, 茹淑华, 等. 畜禽粪便有机肥中重金属在土壤剖面中积累迁移特征及生物有效性差异[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1576-1586.
He M Y, Dong T X, Ru S H, et al. Accumulation and migration characteristics in soil profiles and bioavailability of heavy metals from livestock manure[J]. Environmental Science, 2017, 38(4): 1576-1586.
[23] 陈喆, 铁柏清, 刘孝利, 等. 改良-农艺综合措施对水稻吸收积累镉的影响[J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(7): 1302-1308.
Chen Z, Tie B Q, Liu X L, et al. Impacts of optimized agronomic regulation management on cadmium absorption and accumulation by late rice[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(7): 1302-1308.
[24] 崔晓丹, 王玉军, 周东美. 水分管理对污染土壤中砷锑形态及有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(9): 1665-1673.
Cui X D, Wang Y J, Zhou D M. Influence of wetting-drying and flooding water managements on forms and availability of arsenic and antimony in polluted soils[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(9): 1665-1673. DOI:10.11654/jaes.2015.09.006
[25] Sparks D L. Environmental soil chemistry[M]. USA: Academic Press, 2003.
[26] 杨丹, 刘鸣达, 姜峰, 等. 酸性和中性水田土壤施用硅肥的效应研究Ⅰ.对土壤pH、Eh及硅动态的影响[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(4): 757-763.
Yang D, Liu M D, Jiang F, et al. Effect of silicon fertilizer in acid and neutral paddy field soils Ⅰ. Effect on dynamic changes of pH, Eh and Si in soil solution[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(4): 757-763.
[27] 刘鸣达, 张玉龙, 王耀晶, 等. 施用钢渣对水稻土pH、水溶态硅动态及水稻产量的影响[J]. 土壤通报, 2002, 33(1): 47-50.
Liu M D, Zhang Y L, Wang Y J, et al. Effects of slag application on dynamic changes of pH, water-soluble silicon concentrations in paddy soil and rice yield[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2002, 33(1): 47-50.
[28] 陈同斌, 刘更另. 砷对水稻生长发育的影响及其原因[J]. 中国农业科学, 1993, 26(6): 50-58.
Chen T B, Liu G L. Effect of arsenic on rice (Oryza sativa L.) growth and development and its mechanism[J]. Scientia Agricultura Sinica, 1993, 26(6): 50-58.
[29] 杨俐苹, 金继运, 梁鸣早, 等. ASI法测定土壤有效P、K、Zn、Cu、Mn与我国常规化学方法的相关性研究[J]. 土壤通报, 2000, 31(6): 277-279.
Yang L P, Jin J Y, Liang M Z, et al. Correlation of ASI method for determination of P, K, Zn, Cu, Mn with conventional methods used in China[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2000, 31(6): 277-279.
[30] 廖敏, 黄昌勇, 谢正苗. pH对镉在土水系统中的迁移和形态的影响[J]. 环境科学学报, 1999, 19(1): 81-86.
Liao M, Huang C Y, Xie Z M. Effect of pH on transport and transformation of cadmium in soil-water system[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 1999, 19(1): 81-86.
[31] 杨文弢, 周航, 邓贵友, 等. 组配改良剂对污染稻田中铅、镉和砷生物有效性的影响[J]. 环境科学学报, 2016, 36(1): 257-263.
Yang W T, Zhou H, Deng G Y, et al. Effects of combined amendment on bioavailability of Pb, Cd, and As in polluted paddy soil[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(1): 257-263.
[32] Xu X Y, McGrath S P, Meharg A A, et al. Growing rice aerobically markedly decreases arsenic accumulation[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(15): 5574-5579.
[33] Ma J F, Yamaji N, Mitani N, et al. Transporters of arsenite in rice and their role in arsenic accumulation in rice grain[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2008, 105(29): 9931-9935. DOI:10.1073/pnas.0802361105
[34] 叶文玲, 徐晓燕. 水稻对砷的吸收及代谢机制研究进展[J]. 植物生理学报, 2012, 48(2): 111-117.
Ye W L, Xu X Y. Arsenic uptake and metabolism in rice[J]. Plant Physiology Journal, 2012, 48(2): 111-117.
[35] Huang J H, Matzner E. Dynamics of organic and inorganic arsenic in the solution phase of an acidic fen in Germany[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2006, 70(8): 2023-2033. DOI:10.1016/j.gca.2006.01.021
[36] Duan G L, Hu Y, Liu W J, et al. Evidence for a role of phytochelatins in regulating arsenic accumulation in rice grain[J]. Environmental and Experimental Botany, 2011, 71(3): 416-421.
[37] 彭小燕, 王茂意, 刘凤杰, 等. 水稻砷污染及其对砷的吸收和代谢机制[J]. 生态学报, 2010, 30(17): 4782-4791.
Peng X Y, Wang M Y, Liu F J, et al. Arsenic contamination, uptake and metabolism in rice (Oryza sativa L.)[J]. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(17): 4782-4791.
[38] 田桃, 曾敏, 周航, 等. 水分管理模式与土壤Eh值对水稻Cd迁移与累积的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(1): 343-351.
Tian T, Zeng M, Zhou H, et al. Effects of different water managements and soil Eh on migration and accumulation of Cd in rice[J]. Environmental Science, 2017, 38(1): 343-351.
[39] 龙水波, 曾敏, 周航, 等. 不同水分管理模式对水稻吸收土壤砷的影响[J]. 环境科学学报, 2014, 34(4): 1003-1008.
Long S B, Zeng M, Zhou H, et al. Effects of different water management modes on soil arsenic uptake by rice plants[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(4): 1003-1008.
[40] 许珂, 铁柏清, 陈喆, 等. 硅肥与硒肥施用对水稻吸收积累Cd的影响规律研究[J]. 湖南农业科学, 2012(11): 56-59.
Xu K, Tie B Q, Chen Z, et al. Influence rule of single fertilization of Si or Se on uptake and accumulation of Ca by rice[J]. Hunan Agricultural Sciences, 2012(11): 56-59. DOI:10.3969/j.issn.1006-060X.2012.11.019
[41] 陈喆, 铁柏清, 雷鸣, 等. 施硅方式对稻米镉阻隔潜力研究[J]. 环境科学, 2014, 35(7): 2762-2770.
Chen Z, Tie B Q, Lei M, et al. Phytoexclusion potential studies of Si fertilization modes on rice cadmium[J]. Environmental Science, 2014, 35(7): 2762-2770.
[42] 刘文菊, 赵方杰. 植物砷吸收与代谢的研究进展[J]. 环境化学, 2011, 30(1): 56-62.
Liu W J, Zhao F J. A brief review of arsenic uptake and metabolism in plants[J]. Environmental Chemistry, 2011, 30(1): 56-62.
[43] 李仁英, 李苏霞, 谢晓金, 等. 施硅期对砷污染土中水稻体内磷砷含量与分布的影响[J]. 生态环境学报, 2015, 24(6): 1050-1056.
Li R Y, Li S X, Xie X J, et al. Effect of application periods of silicon on concentrations and distributions of arsenic and phosphorus in rice plants[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(6): 1050-1056.