环境科学  2018, Vol. 39 Issue (4): 1910-1917   PDF    
引用本文
辜娇峰, 周航, 贾润语, 王倩倩, 李虹呈, 张平, 彭佩钦, 廖柏寒. 三元土壤调理剂对田间水稻镉砷累积转运的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1910-1917.
GU Jiao-feng, ZHOU Hang, JIA Run-yu, WANG Qian-qian, LI Hong-cheng, ZHANG Ping, PENG Pei-qin, LIAO Bo-han. Effects of a Tribasic Amendment on Cadmium and Arsenic Accumulation and Translocation in Rice in a Field Experiment[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1910-1917.
三元土壤调理剂对田间水稻镉砷累积转运的影响
辜娇峰1,2, 周航1,2, 贾润语1, 王倩倩1, 李虹呈1, 张平1,2, 彭佩钦1,2, 廖柏寒1,2     
1. 中南林业科技大学环境科学与工程学院, 长沙 410004;
2. 中南林业科技大学稻米品质安全控制湖南省工程实验室, 长沙 410004
收稿日期: 2017-08-24; 修订日期: 2017-09-29
基金项目: 国家自然科学基金项目（41501344）；农业部财政部科研专项（[2016]6号）；湖南省教育厅科学研究项目（17C1645）
作者简介: 辜娇峰(1979~), 女, 博士, 讲师, 主要研究方向为土壤污染与控制, E-mail:gujiaofeng@163.com
通信作者: 廖柏寒, E-mail:liaobh1020@163.com
摘要: 通过镉砷复合污染稻田的土壤调理剂原位治理，研究了三元土壤调理剂QFJ（羟基磷灰石+沸石+改性秸秆炭）对稻田土壤基本理化性质和水稻各部位镉砷累积转运的影响.结果表明，在土壤Cd总量3.58 mg·kg-1，As总量124.79 mg·kg-1污染程度下，施用QFJ后，水稻根际土壤pH值、阳离子交换量及有机质含量有增大的趋势；土壤交换态Cd和As含量可分别从0.37 mg·kg-1、0.07 mg·kg-1下降到0.12 mg·kg-1、0.04 mg·kg-1.QFJ的施用，可有效降低水稻各部位中Cd和As含量，在9.00 t·hm-2施用量水平，可将糙米中Cd含量从0.46 mg·kg-1下降到0.18 mg·kg-1，无机As含量从0.25 mg·kg-1降低到0.16 mg·kg-1，同时低于国家食品污染物限量标准0.2 mg·kg-1的要求，实现水稻安全生产.施用QFJ减少了水稻根系对Cd和As的富集，降低了水稻植株将Cd从地下部转运到地上部的能力，降低了根系转运Cd的能力以及茎叶、谷壳转运As的能力.
关键词: 三元土壤调理剂      镉      砷      累积      转运      水稻      大田     
Effects of a Tribasic Amendment on Cadmium and Arsenic Accumulation and Translocation in Rice in a Field Experiment
GU Jiao-feng1,2 , ZHOU Hang1,2 , JIA Run-yu1 , WANG Qian-qian1 , LI Hong-cheng1 , ZHANG Ping1,2 , PENG Pei-qin1,2 , LIAO Bo-han1,2     
1. College of Environment Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China;
2. Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safety, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China
Abstract: An in-situ paddy field experiment was carried out to study the influence of a tribasic amendment (QFJ, hydroxyapatite+zeolite+biochar) on Cd and As accumulation and translocation in rice grown in soil contaminated with cadmium and arsenic, with the concentrations of soil Cd and As being 3.58 mg·kg-1 and 124.79 mg·kg-1, respectively. The results showed that, after application of QFJ, the pH, CEC, and OM contents of the rice rhizosphere soil tended to increase. The exchangeable concentrations of Cd and As were reduced from 0.37 mg·kg-1 and 0.07 mg·kg-1 to 0.12 mg·kg-1 and 0.04 mg·kg-1, respectively. The concentrations of Cd and As in rice tissues decreased after in-situ restoration. When 9.00 t·hm-2 of QFJ was applied, the Cd concentration in brown rice was reduced from 0.46 to 0.18 mg·kg-1, and that of inorganic As was reduced from 0.25 to 0.16 mg·kg-1, both lower than 0.2 mg·kg-1, meeting the requirement set by the National Food Standards (GB 2762-2012). QFJ application decreased the Cd and As bioaccumulation capacity of the roots and decreased the rice plant's capacity of Cd translocation quantity from the underground parts to the aerial parts; at same time, the Cd transferring capacity of the roots and the As transferring capacity in straw and husk were also decreased.
Key words: tribasic amendment      cadmium      arsenic      accumulation      translocation      rice      field     

原位钝化技术是目前治理土壤重金属污染的一种高效且常用技术, 通过向土壤中原位施用一定量的化学调理剂材料, 调控土壤基本理化性质, 改变土壤中重金属的赋存形态并将其“钝化”, 降低土壤重金属的生物有效性[1, 2].镉(Cd)和砷(As)对环境的污染具有不可降解性且持续时间长, 从环境中自然减量的难度较大[3, 4].土壤中的Cd主要以阳离子Cd2+存在, 而As是变价元素, 在土壤中主要以阴离子AsO43-(As5+)和AsO33-(As3+)的形式存在[5], 调控土壤环境降低土壤Cd和As生物有效性的方法通常是不同的, 因此治理Cd污染土壤的原位钝化技术不一定能用于治理As污染土壤.治理Pb、Cd、Cu、Zn等重金属的化学调理剂一般提高了土壤pH值, 这在很大程度上可能提高土壤As的生物活性, 因此Cd、As复合污染土壤的治理与修复难度很大[6, 7].本研究基于表面吸附、有机络合、共价结合与沉淀等原理, 以同时降低糙米中Cd和As含量为目的, 从功能材料(羟基磷灰石、硅藻土、石灰石等)、黏土矿物(海泡石、沸石、膨润土等)和辅助材料(生物炭、高炉渣、飞灰等)中筛选制备出以羟基磷灰石、沸石和改性秸秆炭为主要材料组配而成的三元土壤调理剂(QFJ)[8, 9], 施用于Cd和As复合污染稻田中, 观察QFJ田间应用时能否同时降低土壤Cd和As的交换态含量, 能否同时降低糙米Cd和As含量, 探讨QFJ田间施用对稻田土壤性质和水稻累积转运Cd和As的影响, 以期为Cd和As复合污染土壤的治理与修复提供案例.

1 材料与方法 1.1 实验材料

2016年在湖南省郴州市柿竹园铅锌矿区(25°48.8′N, 113°06.0′E)附近的Cd和As复合污染稻田内进行土壤调理剂原位改良治理实验.矿区位于中亚热带季风湿润气候区, 年平均降水量在1 400~1 700 mm之间, 平均气温在15.6~18.3℃之间.施用调理剂前的土壤基本理化性质如表 1所示.

表 1 供试材料基本性质 Table 1 Physical and chemical properties of the tested materials

三元土壤调理剂(QFJ)成分中羟基磷灰石[Ca10(PO4)6OH2, 100目]由广西省桂林红星生物科技有限公司提供; 沸石(100目)由湖南省宁乡道林镇尚杰矿石厂提供; 秸秆炭由沈阳隆泰生物工程有限公司提供, 并在实验室粉碎, 过0.149 mm筛后加入1.0 mol·L-1 HCl搅拌1 h, 去水面浮灰, 连续3次, 用超纯水洗至接近中性后烘干至恒重, 干燥保存.调理剂基本性质见表 1.水稻品种选用常规稻黄华占, 属于湖南常见水稻品种, 由湖南农丰种业有限公司提供.

1.2 实验方法

将羟基磷灰石、沸石和改性秸秆炭3种材料过100筛后, 按一定的质量比混合均匀制成QFJ.每公顷(hm2)稻田土壤按2.25×106 kg核算土壤重量[12], 设置4个QFJ施用量水平(0、2.25、4.50和9.00 t·hm-2), 0 t·hm-2施用量设为对照组CK, 每水平设置3个平行样, 每块样方面积为9 m2(3 m×3 m), 共12个样方, 所有样方按随机区组排列编号.于插秧前7d对应施入不同水平的QFJ, 然后人工浅层犁田以混合均匀, 保持当地田间含水率直至插秧. 2016年4月中旬进行育秧, 5月中旬进行水稻移栽, 秧苗行间距约0.2 m×0.2 m, 每个样方外设3行水稻作为保护行.水稻种植管理参照当地农业生产实际情况.

2016年8月17日水稻成熟收获.采集土壤和水稻样品, 具体操作是：在每个种植样方中随机采集3株水稻, 同时采集相应的水稻根系0~2cm内根际土壤样品.水稻带回实验室后, 用超纯水洗净, 105℃杀青再在70℃烘干, 分根、茎叶、谷壳和糙米4个部位, 恒重后称干重, 粉碎干燥保存备用.土壤自然风干、去杂质、磨碎后过0.149 mm和2 mm筛, 干燥保存备用.

1.3 样品分析测定方法

采用文献[13]所述方法测定土壤pH值、有机质含量和阳离子交换量; 用1 mol·L-1 Mg(NO3)2溶液提取土壤中Cd的交换态含量[14], 1 mol·L-1 NH4Cl溶液提取土壤中As的交换态含量[15].水稻植株各部位Cd含量及As总量采用干灰法消解(GB/T 5009.15-2003[16], GB/T 5009.11-2003[17]), 糙米无机As含量采用6 mol·L-1 HCl浸提法(GB/T 5009.11-2003[17]).用电感耦合等离子发射光谱仪(ICP 6300, Thermo)测定土壤样品中Cd含量, 原子吸收分光光度计(石墨炉)(iCE-3500, Thermo)测定水稻样品中Cd含量, 原子荧光光度计(AFS-8220, 北京吉天仪器有限公司)测定土壤、水稻样品中总As以及无机As含量.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的回收率分别为94.0%~105.9%和95.3%~107.6%.

1.4 数据统计与分析

应用生物富集系数(bioaccumulation factor, BAF, 水稻根系中重金属含量与土壤中重金属含量的比值)[18]、转运系数(translocation factor, TF, 水稻后一部位中重金属含量与前一部位中重金属含量的比值)[18]以及转运量系数(translocation quantity factor, TQF, 水稻地上累积重金属总量与根部累积重金属总量的比值)[19]研究Cd和As在水稻各部位中的累积转运能力.所有数据均采用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=3), 采用单因素方差分析(One-way ANOVA)和Duncan多重比较法(P < 0.05和P < 0.01)进行差异性分析, 图中不同字母表示差异具有统计学意义, 图形采用OriginPro 8.5进行处理.

式中, Cr为根系中重金属Cd或As含量(mg·kg-1); Cs为土壤中重金属Cd或As含量(mg·kg-1); Clatter为水稻后一部位(分别对应为茎叶、谷壳、糙米)中重金属Cd或As含量(mg·kg-1); Cformer为水稻前一部位(分别对应为根系、茎叶、谷壳)中重金属Cd或As含量(mg·kg-1); mr为根系干重(g); mlatter为水稻地上各部位(分别对应为茎叶、谷壳、糙米)的干重(g).

2 结果与分析 2.1 QFJ对土壤基本理化性质及镉砷交换态含量的影响

表 2显示了QFJ原位治理稻田后, 土壤pH值、阳离子交换量和有机质含量随QFJ施用量的增加(2.25~9.00 t·hm-2)而增大, 土壤pH值上升了0.47~0.78, 阳离子交换量增加了14.9%~25.0%, 有机质含量也增加了5.0%~9.7%. QFJ的施用对土壤中交换态Cd含量降低作用显著, 可降低39.2%~68.9%, 当QFJ施用量为9.00 t·hm-2时, 交换态Cd含量从0.37 mg·kg-1逐渐下降到0.12 mg·kg-1, 下降幅度最大. QFJ的施用也可降低土壤交换态As含量, 降低幅度为28.6%~45.9%, 与对照组CK相比, 当QFJ施用量为2.25 t·hm-2时, 土壤交换态As含量从0.07 mg·kg-1下降到0.04 mg·kg-1, 降幅最大; 随QFJ施用量增加, 土壤中交换态As略有增大, 但仍低于对照组CK.

表 2 土壤基本理化性质及镉砷交换态含量的变化 Table 2 Changes in the soil physicochemical properties and concentrations of exchangeable Cd/As

2.2 QFJ对水稻累积镉砷的影响 2.2.1 累积镉砷总量的影响

图 1显示了施用QFJ对水稻糙米、谷壳、茎叶、根中Cd和总As含量的影响.施用QFJ (2.25~9.00 t·hm-2)可逐渐降低糙米Cd含量, 降低幅度为4.8%~61.8%[图 1(a)].当QFJ施用量为9.00 t·hm-2时, 糙米Cd含量从对照组0.46 mg·kg-1, 下降到最低值0.18 mg·kg-1, 低于0.2 mg·kg-1, 符合国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012)[20]. QFJ施用也可逐渐降低糙米总As含量, 从对照组0.53 mg·kg-1, 逐渐下降到0.35 mg·kg-1, 下降率为34.1%.

CK、2.25、4.50和9.00表示QFJ施用量依次为0、2.25、4.50和9.00 t·hm-2; 误差线上不同字母表示差异显著(P < 0.05), 下同 图 1 水稻各部位Cd和As含量的变化 Fig. 1 Changes in the Cd and As concentrations in various rice organs

施用QFJ可降低谷壳Cd和总As含量[图 1(b)].与对照组CK相比, QFJ施用量为2.25~9.00 t·hm-2, 谷壳Cd含量降低5.1%~66.5%, As含量降低20.0%~22.0%.

图 1(c)显示, QFJ的施用对水稻茎叶Cd和总As含量均有降低作用.茎叶Cd和As含量随QFJ施用量的增加逐渐降低, 分别降低16.1%~77.0%和3.0%~8.3%.不同施用量处理对茎叶Cd含量存在显著差异(P < 0.05), 而对As含量差异性不显著(P >0.05).与对照组CK相比, QFJ施用量为9.00 t·hm-2时, 茎叶Cd含量从2.48 mg·kg-1, 逐渐下降到最低值0.57 mg·kg-1; As含量从7.45 mg·kg-1, 逐渐下降到最低值6.84 mg·kg-1.

根中Cd和总As含量随QFJ施用量的增加呈现出逐渐降低的趋势[图 1(d)], 与对照组CK相比, QFJ施用量为9.00 t·hm-2时, 根中Cd和As含量分别从8.05 mg·kg-1和79.49 mg·kg-1逐渐降低到3.16 mg·kg-1和64.56 mg·kg-1, 分别降低60.7%和18.8%.

综上所述, QFJ的施用可有效降低水稻糙米、谷壳、茎叶和根中Cd和总As含量.

2.2.2 糙米无机砷含量的影响

水稻糙米无机As含量的变化如图 2所示.随QFJ施用量的增加(2.25~9.00 t·hm-2), 糙米无机As含量从0.25 mg·kg-1降低到0.16 mg·kg-1. QFJ施用量为4.5 t·hm-2和9.00 t·hm-2时, 糙米无机As含量均低于0.2 mg·kg-1, 符合国家标准食品中污染物限量(GB 2762-2012)对As含量的限制标准的要求.结合糙米Cd含量标准可知, QFJ施用量为9.00 t·hm-2时, 水稻糙米Cd和无机As含量同时低于0.2 mg·kg-1, 实现了水稻安全生产.

图 2 水稻糙米中无机As含量的变化 Fig. 2 Changes in the inorganic As concentrations in brown rice

2.3 QFJ对水稻生物量的影响

表 3显示, 水稻各部位干重随QFJ施用量(2.25~9.00 t·hm-2)的增加而增大. QFJ的施用促进了根系的生长, 进而促进了水稻各部位干重的增大, 对水稻产量提高有一定促进作用.

表 3 土壤调理剂QFJ对水稻生物量的影响 Table 3 Effects of the combined amendment QFJ on the biomass of rice

2.4 QFJ对镉砷富集转运系数的影响 2.4.1 对镉砷富集系数和转运量系数的影响

表 4中显示, 根系对Cd的富集系数(BAFCd)为0.88~2.25, As的富集系数(BAFAs)为0.52~0.64;与对照组CK相比, QFJ的施用对根系Cd和As的富集系数有降低趋势, 表明QFJ降低了根系对Cd和As的富集能力.对比根系Cd和As富集系数的大小, BAFCd均明显大于BAFAs, 可见根系富集Cd的能力远大于As.

表 4 QFJ对Cd和As在水稻中富集系数和转运量系数的影响 Table 4 Effects of application of QFJ on the bioaccumulation factors and translocation quantity factors of Cd and As in rice plant

分析转运量系数, 与对照组CK相比, QFJ的施用对水稻植株Cd的转运量系数有降低趋势, 而对As的转运量系数有升高趋势, 这表明QFJ能够降低水稻植株对Cd的累积转运能力, 使得更少的Cd转运累积到水稻地上部位, 但对水稻地上部位累积As有增大风险; 各处理中TQFCd也均大于TQFAs, 表示水稻植株可将大量的Cd从地下部转运到地上部, 地上部是Cd的主要累积部位, 而As则以地下部累积为主, 只有少量转运累积到地上部.

2.4.2 对镉砷转运系数的影响

表 5分别显示了QFJ处理后, 水稻植株内Cd、As从根系到茎叶、茎叶到谷壳和谷壳到糙米的转运系数.水稻对Cd的转运系数从大到小依次均是TF谷壳/糙米>TF茎叶/谷壳>TF根/茎叶, 对As的则是TF谷壳/糙米>TF根/茎叶>TF茎叶/谷壳, 这表明水稻谷壳对Cd和As的转运能力最强, 而根系对Cd、茎叶对As的转运能力最弱.就Cd的转运而言, QFJ的施用有降低TF根/茎叶的趋势, 但对TF茎叶/谷壳和TF谷壳/糙米有增大的趋势; 就As的转运而言, QFJ的施用有降低TF茎叶/谷壳和TF谷壳/糙米的趋势, 但对TF根/茎叶有增大趋势.

表 5 QFJ对Cd和As在水稻各器官中转运系数的影响 Table 5 Effects of application of QFJ on the translocation factors of Cd and As in various rice organs

3 讨论 3.1 QFJ对土壤镉砷的作用机制

田间实验显示, QFJ施用量的增加, 土壤中Cd的交换态含量逐渐下降(表 2). QFJ的作用机制表现在以下三点：第一, QFJ提高了土壤pH值(表 2), 土壤pH值的升高, 土壤中OH-增多, 土壤中高价Fe3+、Mn4+还原成Fe2+、Mn2+, 并能与OH-结合形成羟基化合物为Cd2+提供更多的吸附位点[21]; 同时, 土壤pH值上升, 土壤胶体负电荷也相应增多, 土壤对Cd2+的吸附能力也相应增大[22], 从而降低Cd的生物有效性. QFJ成分中的羟基磷灰石和沸石均属碱性物质, 自身pH值较大, 这是提高土壤pH值的原因(表 1).第二, 秸秆炭表面含有大量含氧官能团, 羧基和酚羟基可通过络合或螯合作用与土壤溶液中的Cd2+反应形成难溶性络合物, 进而钝化土壤中游离的Cd2+[23], 降低其酸提取态含量; 秸秆炭还含有丰富的有机质(表 1), 施用到土壤中后有机质离解产生的配体与土壤胶体的表面活性位点相结合, 形成了更多的重金属离子交换中心, 从而增强土壤对重金属离子的专性吸附[24], 增加了土壤中有机结合态Cd含量, 减少了交换态Cd含量.第三, QFJ的3种成分物质均具有较大的比表面积, 能够吸附土壤溶液中游离的Cd2+[9, 25, 26].

QFJ的施用也降低了土壤中As的交换态含量(表 2). QFJ作用机制是：第一, 羟基磷灰石和秸秆炭中含有大量的钙物质[27, 28], 能够与土壤中交换态As反应, 使之向难溶的钙结合态As转化[9]; 第二, 羟基磷灰石、沸石和秸秆炭中的含氧官能团(羧基、羟基和內酯基团等), 能够与As共价结合, 从而钝化As[29]; 第三, QFJ的3种成分物质因其较大的比表面积[9], 对As具有较强的吸附作用, 能够将土壤溶液中游离As固定在孔洞内.

有研究表明, 应用单一土壤调理剂或两组配土壤调理剂可同时降低土壤Pb、Cd、Cu、Zn等重金属的生物有效性[26, 30, 31], 但同时降低Cd和As的生物有效性较难[6, 7, 32, 33].例如, 施用磷酸氢二铵可以稳定重金属和As复合污染底泥中的Pb, 但对Zn和As有活化作用, 碳酸钙可同时稳定Pb、Cd和Zn, 但对As的作用效果不明显[32]; 赤泥、骨炭、石灰以及赤泥加骨炭的组配可降低土壤中Pb和Zn的交换态含量, 却同时增大了土壤中As的交换态含量[33].羟基磷灰石[25, 30]、沸石[26, 30]以及两者的组配混合物[31]可有效降低土壤中交换态Cd含量, 但单独施用羟基磷灰石会活化土壤中的As, 释放土壤中的AsO43-, 土壤As活性增强[34]; 施用5%沸石的土壤培养30d, 可降低土壤中酸可提取态As含量5.1%, 但培养60d后对As的生物有效态含量没有影响[35]; 生物炭自身呈碱性, 可通过表面吸附和有机络合固化土壤中游离的Cd离子[7, 9], 生物炭也因大幅度提高土壤pH值, 而对土壤中As具有活化的作用[7, 35].本研究将水稻秸秆制备的生物炭经1.0 mol·L-1HCl改性, 不仅使其呈弱酸性(表 1), 也使其比表面积得以大幅度提高[9], 从而弱化生物炭提高土壤pH值的能力, 而强化其固化土壤中交换态Cd和As的能力.三元土壤调理剂QFJ, 将羟基磷灰石、沸石和改性秸秆炭按一定质量比混合, 施用到土壤中后, 改性秸秆炭“缓冲”了羟基磷灰石和沸石大幅度提高土壤pH值的能力, 使得土壤在pH值小幅增大, 而土壤As活性没有被活化的情况下, 最大程度发挥羟基磷灰石、沸石和改性秸秆炭这3种物质表面吸附、有机络合、共价结合等固化土壤中交换态Cd和As的能力, 从而达到同时降低土壤Cd和As的生物有效性的目的.因此, 这一三元土壤改良剂在治理Cd和As复合污染上较单一土壤调理剂或两组配土壤调理剂更具优势.

3.2 水稻富集系数与转运量系数的差异

富集系数(BAF)用于评估植物组织从土壤中吸收累积重金属的能力, 富集系数越大, 对重金属的富集能力越强[18], 本文用根系中重金属含量与土壤重金属含量的比值来表示.从表 4中可以看到, 根系对Cd的富集系数大于对As的富集系数, 根系可将更多的土壤中Cd富集体内, 根系富集Cd的能力强于As. QFJ的施用降低了根系对Cd和As的富集系数, 表明QFJ降低了根系对Cd和As的富集能力, 可以减少水稻植株中Cd和As的含量.

转运量系数(TQF)是衡量植物将土壤中重金属转运累积到地上部位的能力[19], 该系数的计算涉及到植物各部位累积重金属的含量也涉及到各部位的生物量, 因此可直观地评估植物对重金属的累积转运能力.转运量系数越大, 则植物地上部位对重金属的累积总量相比地下部位越大, 植物可将更多的重金属从地下部转运累积到地上部.本文用水稻地上各部位(茎、叶、籽实等)累积的重金属总量与地下部位根累积的重金属总量比值来表示.从表 4可知, 水稻对Cd的转运量系数大于对As的转运量系数, 这表明水稻地上部累积的Cd总量远大于地下部位, 而地上部累积的As总量却小于地下部, 说明水稻植株转运Cd的能力大于As. Cd的转运量系数在数值上是As的转运量系数的数倍, 主要原因是水稻根系可吸收累积更多As(图 1), 以及土壤As背景值远大于Cd(表 1), 这也意味着水稻更加耐受As的污染. QFJ的施用降低了水稻对Cd的转运量系数, 即降低了水稻将Cd从地下部转运累积到地上部位的能力, 从而降低了地上部Cd的累积量; 但就As的转运量系数而言, QFJ的施用有增大趋势, 有增大水稻地上部As累积量的风险.

3.3 水稻各部位转运系数的差异

转运系数(TF)用于评估植物各部位之间对于重金属的转运能力, 转运系数越大, 说明该部位对重金属的转运能力越强[18].从表 5可知, 水稻各部位对Cd的转运系数从大到小依次是TF谷壳/糙米>TF茎叶/谷壳>TF根/茎叶, 水稻根系到茎叶Cd的转运系数最小, 这说明根系对Cd的转运能力最小.作为水稻生长所不需要的有毒元素Cd, 尽管水稻根系Cd含量最大, 但是仅有少量的Cd通过根系转运到了茎叶中, 根系对Cd具有很强的“截留”作用, 根系是水稻Cd的主要富集部位. Cd的转运系数TF谷壳/糙米最大, 说明谷壳对Cd的转运能力最强, 很容易将Cd转运到糙米中.研究表明, 重金属在水稻根系向茎中的转运是通过茎中木质部进行的, 而木质部的终点就是谷壳的节点[36], 谷壳是水稻累积Cd的重要部位之一, 因此如何控制水稻通过茎的木质部向谷壳转运Cd是减少Cd在水稻糙米中积累的关键. QFJ的施用, 增大了TF茎叶/谷壳和TF谷壳/糙米, 但降低了TF根/茎叶, 表明QFJ施用有提高茎叶和谷壳转运Cd的能力, 但其最关键的是能够降低根系转运Cd的能力, 从源头降低水稻植株地上部位Cd的累积, 最终降低糙米Cd含量.

水稻各部位对As的转运系数是TF谷壳/糙米>TF根/茎叶>TF茎叶/谷壳, 茎叶到谷壳的As转运系数最小, 说明茎叶对As的转运能力最小.水稻茎叶累积了大量的As(图 1), 只有少部分转运到谷壳和糙米中, 因此茎叶是As的主要累积部位, 另一方面也说明水稻是通过茎叶大量富集As从而增强自身对土壤As的耐受能力.水稻谷壳到糙米As的转运系数TF谷壳/糙米最大, 说明谷壳对As的转运能力最强; 因此, 降低谷壳中As含量是降低水稻糙米中As含量的重要措施. QFJ的施用, 对TF根/茎叶有增大趋势, 但有降低TF茎叶/谷壳和TF谷壳/糙米的趋势, 表明QFJ施用有提高根系转运As、降低茎叶和谷壳转运As的能力, 使得茎叶和谷壳“截留”大量的As, 从而降低糙米As含量.

4 结论

(1) 施用2.25~9.00 t·hm-2三元土壤调理剂QFJ原位治理稻田后, 土壤pH值上升0.47~0.78单位, 阳离子交换量增加14.9%~25.0%, 有机质含量增加5.0%~9.7%. QFJ的施用可将土壤交换态Cd含量从0.37 mg·kg-1逐渐下降到0.12 mg·kg-1, 交换态As含量从0.07 mg·kg-1下降到0.04 mg·kg-1.

(2) 三元土壤调理剂QFJ的施用, 可有效降低水稻糙米、谷壳、茎叶和根中Cd和As含量, 对水稻生物量提高有促进作用.当施用量为9.00 t·hm-2时, 糙米Cd含量从对照组0.46 mg·kg-1, 逐渐下降到最低值0.18 mg·kg-1, 糙米无机As含量从0.25 mg·kg-1降低到0.16 mg·kg-1, 同时低于0.2 mg·kg-1, 符合国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012)要求, 达到水稻安全生产.

(3) 三元土壤调理剂QFJ的施用, 减少了水稻根系对Cd和As的富集, 降低了水稻植株将Cd从地下部转运到地上部的能力, 降低了根系转运Cd的能力以及茎叶、谷壳转运As的能力.

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