復(fù)合改良劑對稻田Cd、As活性與累積的協(xié)同調(diào)控

辜嬌峰,周 航,吳玉俊,朱 維,鄒紫今,彭佩欽,曾 敏,廖柏寒(中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長沙 410004)

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復(fù)合改良劑對稻田Cd、As活性與累積的協(xié)同調(diào)控

辜嬌峰,周 航,吳玉俊,朱 維,鄒紫今,彭佩欽,曾 敏,廖柏寒*(中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長沙 410004)

摘要：為同時降低水稻糙米中Cd、As含量,以達到國家標(biāo)準(zhǔn)食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn),選取湘南某礦區(qū)Cd-As復(fù)合污染稻田土壤,以盆栽實驗研究復(fù)合改良劑QFJ(羥基磷灰石+沸石+酸改性炭化秸稈)對土壤中Cd、As生物有效性及對水稻各部位累積Cd、As的影響,探討QFJ對土壤Cd、As生物活性與稻米Cd、As累積的協(xié)同調(diào)控.結(jié)果表明:施用QFJ降低了水稻糙米中的Cd、As含量,施加量2g/kg時,糙米中Cd、As含量分別為0.19mg/kg和0.14mg/kg,均低于對照組的0.49mg/kg和0.27mg/kg,且同時低于0.2mg/kg,達到了國家標(biāo)準(zhǔn)食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn).施用QFJ提高了土壤pH值0.02～0.68單位,增加了土壤CEC、OM含量,同時土壤中Cd 的酸可提取態(tài)、交換態(tài)及TCLP提取態(tài)含量分別降低了7.3%～32.5%、12.6%～39.8%和40.7%～60.1%,對As的交換態(tài)和TCLP提取態(tài)含量的影響趨勢是先降低后增大.糙米中Cd含量與土壤中Cd的3種提取態(tài)含量存在極顯著正相關(guān)關(guān)系,As含量與其土壤中TCLP提取態(tài)含量存在極顯著正相關(guān)關(guān)系.當(dāng)QFJ施加量在2g/kg水平時,土壤中Cd、As的生物活性可協(xié)同控制在較低水平,從而同時降低了糙米中Cd、As含量.施用QFJ使得Cd在水稻根表鐵膜中的含量呈增大趨勢,在水稻其他部位含量呈減小趨勢;As在谷殼中含量呈減少趨勢,在其他各部位呈先減小后增大的趨勢.水稻吸收的Cd和As大部分累積在根部和莖葉部,各部位Cd累積率大小是白根>莖葉>糙米>谷殼,As是莖葉>白根>糙米>谷殼.根據(jù)Cd-As污染程度不同,可考慮施用2～4g/kg QFJ以達到水稻的安全生產(chǎn).

關(guān)鍵詞：Cd-As復(fù)合污染；復(fù)合改良劑；生物有效性；累積；水稻；土壤

* 責(zé)任作者, 教授, liaobh1020@163.com

鎘(Cd)和砷(As)是稻田環(huán)境中常見的兩個毒性元素,稻田系統(tǒng)中的鎘砷(Cd-As)復(fù)合污染經(jīng)常發(fā)生,降低水稻產(chǎn)量和品質(zhì),危害人類健康.由于這兩種元素在性質(zhì)上的差異和在土壤中存在形態(tài)的差異,治理Cd污染土壤的方法與材料往往不適應(yīng)As污染的治理[1-2].因此,能否研制一種材料或方法同時有效地固定土壤中的Cd和As,降低它們在稻田系統(tǒng)中的生物有效性,阻止其向水稻地上部遷移,達到提高水稻產(chǎn)量、減少糙米Cd和As含量,符合國家標(biāo)準(zhǔn)食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2012)[3]中Cd和As低于0.2mg/kg的要求,是亟待解決的環(huán)境問題.

研究表明,磷酸鹽可通過改變重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的形態(tài)降低重金屬的生物有效性或者生物毒性[4];沸石等黏土礦物具有鈍化土壤Cd、Pb等重金屬,降低其生物有效性的良好效果[5-7];生物炭、活性炭等材料可使土壤中Cd、Pb等交換態(tài)含量降低,表現(xiàn)為隨生物炭施用量的增加,效果更為明顯[8-10].同時,炭化秸稈[2]、含鐵材料[11]等對土壤As具有良好的鈍化效果.在土壤中,Cd與As向稻米遷移的能力不僅取決于Cd和As的總量,還與Cd和As的賦存形態(tài)相關(guān)[12-13].但是,目前還很少有通過調(diào)控土壤Cd和As的生物有效性來降低稻米中Cd和As含量的報道.

本研究采用水稻盆栽實驗,研究復(fù)合改良劑QFJ(羥基磷灰石+沸石+酸改性炭化秸稈)對Cd-As復(fù)合污染稻田土壤中Cd、As生物有效性的影響,以及對水稻各部位Cd、As含量的影響,由此探討QFJ對土壤Cd、As生物活性與稻米Cd、As累積的協(xié)同調(diào)控,以期為我國Cd-As復(fù)合污染土壤的修復(fù)和水稻的安全生產(chǎn)提供參考.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

供試土壤取自湘南某礦區(qū)附近稻田耕作層0～30cm土壤(25°48.797′N,113°06.044′E).供試土壤中總Cd含量為4.17mg/kg,為土壤環(huán)境質(zhì)量II級標(biāo)準(zhǔn)的13.9倍,總As含量為133.48mg/kg,為土壤環(huán)境質(zhì)量II級標(biāo)準(zhǔn)的3.34倍,屬于中等偏重度污染土壤.羥基磷灰石(Ca10(PO4)6OH2,過100目篩)由廣西省桂林紅星生物科技有限公司提供,沸石為10～40目分析純,酸改性炭化秸稈的制備方法是參照Zheng等[2]所述方式制備,并進行了鹽酸改性.將以上物質(zhì)按照不同質(zhì)量比例進行組配,得到QFJ.水稻品種為常規(guī)稻黃華占,由湖南農(nóng)豐種業(yè)有限公司提供.供試土壤及改良劑基本性質(zhì)見表1.

表1 供試材料基本性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of the tested materials

1.2 盆栽實驗

水稻盆栽實驗使用無蓋圓柱形塑料桶,直徑250mm(內(nèi)徑),高290mm,每桶裝自然風(fēng)干混合均勻的干土4.0kg.QFJ設(shè)置7個施加量水平(0,0.5,1,2,4,8,16g/kg),3個平行,共21盆.QFJ施加后與土壤混合均勻,在田間持水率下穩(wěn)定20d.取長勢良好的秧苗進行移栽,每盆2株,各處理隨機區(qū)組排列.移栽時添加基肥K2CO3(按K2O計算)0.22g/kg,(NH4)3PO4(按P2O5計算)0.21g/kg,尿素(按N計算)0.28g/kg,生育期間根據(jù)長勢補充上述基肥.實驗過程中用自來水灌溉,常規(guī)農(nóng)田水分管理,即苗期深水保苗,表層土以上水層3～4cm;分蘗期淺水促分蘗,表層土以上水層1.5cm,達到常規(guī)茬數(shù)排水露田控制分蘗;育穗抽穗期足水壯苞,表層土以上水層3～4cm;揚花至成熟期干濕壯籽,灌溉時使表層土以上水層2cm,然后自然落干,至表層無水,2d后再次灌溉;收割前曬田至表層土壤發(fā)白.同期常規(guī)農(nóng)藥防止病蟲害.

2014年10月下旬水稻成熟.采集水稻植株,用超純水洗凈,采集根表鐵膜后,105℃殺青再70℃烘干,分根、莖葉、谷殼、糙米4個部位,稱干重,粉碎備用,分析各部位生物量和Cd、As含量.同時采集水稻根系0～2cm處根際土壤,測定土壤pH值,陽離子交換量(CEC)和有機質(zhì)(OM),用重金屬形態(tài)分析連續(xù)提取法BCR、As形態(tài)分析分級測定法和TCLP毒性浸出實驗對土壤中Cd 和As生物有效性進行評價.

1.3 樣品分析測定方法

采用文獻[14]方法測定土壤pH值,CEC和OM含量.土壤中Cd的交換態(tài)采用修正Tessier連續(xù)提取法第一步[1mol/L Mg(NO3)2]溶液提取[15],Cd的酸可提取態(tài)采用重金屬形態(tài)分析BCR法第一步(0.11mol/L CH3COOH)溶液提取[16],As的交換態(tài)采用As形態(tài)分級測定法第一步(1mol/L NH4Cl)溶液提取[17],土壤Cd和As的TCLP提取態(tài)采用毒性浸出實驗方法提取[18].水稻糙米中Cd和As總量均采用干灰法消解(GB/T 5009.15-2003[19],GB/T 5009.11-2003[20]).水稻根部根表鐵膜采用Dithionite-citrate -bicarbonate試劑提取[21].土壤樣品及根表鐵膜溶液中Cd含量采用 ICP-AES(ICP 6300,Thermo)測定,水稻樣品溶液中Cd含量采用石墨爐原子吸收分光光度計(iCE-3500,Thermo)測定,土壤和水稻樣品中As含量采用AFS-8220原子熒光分光光度計(北京吉天儀器有限公司)測定.所有樣品分析過程中以國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤(GBW(E)-070009)和湖南大米GBW 10045(GSB-23)進行質(zhì)量控制分析,同時做空白實驗.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析均采用SPSS 17.0顯著性F測驗和Duncan多重比較法(P < 0.05和P < 0.01)進行處理,圖形采用OriginPro 8.5進行處理.

2 結(jié)果與分析

2.1 QFJ對土壤中Cd和As的鈍化效果

2.1.1 QFJ對土壤理化性質(zhì)的影響 從表2可知,QFJ的施加顯著升高土壤pH值和CEC,對土壤OM含量有一定影響.與對照組相比,隨著QFJ施加量的增加,土壤pH值逐漸升高,增加了0.02～0.68單位,且各處理間存在顯著性差異(P < 0.05);施加QFJ使得土壤CEC呈現(xiàn)上升趨勢,各處理間存在極顯著差異(P < 0.01);QFJ各處理在一定程度上提高了土壤OM含量,但各處理間差異不顯著(P > 0.05).

表2 復(fù)合改良劑QFJ對稻田土壤基本理化性質(zhì)的影響Table 2 Effects of combined amendment QFJ on basic properties of the tested paddy soils

2.1.2 QFJ對土壤中Cd和As生物有效性的影響 QFJ處理降低了Cd的3種提取態(tài)含量(圖1).與對照相比,隨QFJ施加量的增大,土壤中Cd 的TCLP提取態(tài)、交換態(tài)及酸可提取態(tài)含量逐漸下降,分別下降了40.7%～60.1%、12.6%～39.8%和7.3%～32.5%,當(dāng)施加量為16g/kg時, 降幅達到最大.

QFJ處理對土壤中As的TCLP提取態(tài)及交換態(tài)含量具極顯著影響,隨著施加量的增大,土壤中As的2種提取態(tài)含量均呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢.與對照相比,QFJ在施加量為2g/kg時,As的這2種提取態(tài)含量同時下降到最低,分別為0.16mg/kg和0.021mg/kg,下降54.1%和54.9%.

圖1 復(fù)合改良劑QFJ對土壤中Cd和As提取態(tài)含量的影響Fig.1 Effects of combined amendment QFJ on extractable contents of soil Cd and As誤差線上不同字母表示差異顯著,其中大寫字母表示極顯著差異(P < 0.01),小寫字母表示顯著差異(P < 0.05),下同

2.2 QFJ對水稻累積Cd和As的影響

2.2.1 QFJ對水稻植株各部位Cd和As含量的影響 隨QFJ施加量的增大,糙米中Cd含量呈現(xiàn)逐漸下降趨勢,As含量呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢[圖2(a)].與對照相比,糙米中Cd、As含量分別降低32.8%～73.6%和5.6%～46.1%.QFJ施加量在0～1g/kg時,各處理間差異顯著(P < 0.05),但隨施加量的增大,處理間差異不明顯.對照組糙米中Cd、As含量分別為0.49、0.27mg/kg,均超過國家標(biāo)準(zhǔn)食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2012)的要求.在QFJ 2g/kg處理下,糙米中Cd、As含量均顯著下降,分別為0.19和0.14mg/kg,均低于0.2mg/kg,達到標(biāo)準(zhǔn)的要求.

供試土壤施加QFJ后,谷殼中Cd、As含量的變化見圖2(b).與對照相比,谷殼中Cd、As含量均明顯降低,分別降低了12.6%～49.0%、48.2%～60.3%.當(dāng)施加量為4g/kg時,谷殼中Cd含量降低到最低值0.10mg/kg;同時,谷殼中As含量也下降到最低值0.37mg/kg.對As而言,QFJ在0.5g/kg施加量時,就可將As含量下降到0.48mg/kg,降幅達48.2%,而后各處理間差異不顯著(P > 0.05),這表明改良劑在較低施加量時就能顯著降低谷殼中的As含量.

隨著QFJ施加量的增大,莖葉中Cd的含量呈現(xiàn)階梯式下降趨勢,而As含量呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢[圖2(c)].與對照組相比,莖葉中Cd、As含量分別降低了22.9%～75.1%、8.25%～47.6%.施加量在2g/kg時,莖葉中Cd的含量為0.66mg/kg,僅下降了25.7%,而As含量已經(jīng)下降到最低值2.28mg/kg,下降了47.6%.

圖2(d)～2(f)顯示根、白根(去掉了根表鐵膜后的根)及根表鐵膜中Cd、As含量的變化.隨著QFJ施加量的增大,根及根表鐵膜中累積的Cd含量呈增大趨勢,而白根中Cd含量呈現(xiàn)降低趨勢; 對As而言,根、白根和根表鐵膜中含量均呈現(xiàn)先下降后升高趨勢.從圖2f中可看到,QFJ的施加,對根表鐵膜富集Cd、As影響較大,與對照相比,Cd的含量提高了11.7%～122.1%,而As的含量先下降后增大,可下降8.6%～62.2%,在16g/kg施加量時,根表鐵膜中As含量急劇增大.

圖2數(shù)據(jù)顯示,水稻植株各部位Cd的含量大小依次是白根>莖葉>糙米>谷殼,As含量依次是白根>莖葉>谷殼>糙米.隨著QFJ施加量的增大, Cd在根表鐵膜中的含量呈增大趨勢,而在其他部位呈現(xiàn)減小趨勢;As在谷殼中呈現(xiàn)減少趨勢,而在其他各部位基本表現(xiàn)出先減小后增大的趨勢.

2.2.2 QFJ對水稻農(nóng)藝性狀的影響 QFJ 的施加對水稻生長有一定影響(表3).隨施加量增大,水稻株高沒有顯著變化,但分蘗數(shù)有減少,水稻各部位生物量及總生物量也隨之減小.當(dāng)施加量大于4g/kg,施用QFJ對水稻的生長帶來負作用.

圖2 復(fù)合改良劑QFJ不同施加量對水稻各部位Cd、As含量的影響Fig.2 Effects of combined amendment QFJ on Cd and As contents in various rice organs

表3 復(fù)合改良劑QFJ對水稻農(nóng)藝性狀及生物量的影響Table 3 Effects of combined amendment QFJ on agronomic characters and biomass of rice plants

2.2.3 QFJ對水稻各部位Cd、As累積率的影響 對圖2和表3中水稻各部位Cd、As含量及生物量進行分析,可得水稻各部位Cd、As累積率(圖3).Cd主要累積在水稻根部和莖葉部, 累積率分別為39.8%～72.6%, 18.7%～52.1%.絕大部分As累積在莖葉部,累積率為72.6%～85.8%,其次累積在白根部,累積率為8.96%～23.6%.隨著QFJ施加量增大, Cd白根部和谷殼的累積率增大,莖葉和糙米累積率則減小;As在白根部的累積率增大,而在其他部位累積率相應(yīng)減小.水稻根系從土壤中吸收Cd、As,并轉(zhuǎn)運到其他各部位.從累積率看,各部位累積Cd的總量大小依次為:白根>莖葉>糙米>谷殼,As為:莖葉>白根>糙米>谷殼.

分析水稻各部位Cd、As含量、累積率及其生物量可發(fā)現(xiàn),盡管莖葉部的生物量很大,但因Cd含量遠低于白根部,故Cd累積率反而與白根相當(dāng).對于As,因為莖葉部與白根部As含量相當(dāng),但莖葉部有較大的生物量,故As累積率遠大于白根部;另外,糙米中As含量小于谷殼,但因糙米的生物量大于谷殼,約為谷殼的3倍,所以糙米的As累積率大于谷殼.

2.3 糙米中Cd、As含量與土壤中Cd、As生物有效態(tài)含量的關(guān)系

隨著QFJ的施加,土壤Cd、As生物有效態(tài)含量與水稻糙米中Cd、As含量均變化明顯(圖1、圖2).為進一步探討兩者關(guān)系,分別進行相關(guān)性分析,結(jié)果表明,糙米中Cd含量與土壤中Cd的酸可提取態(tài)、交換態(tài)及TCLP提取態(tài)含量間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系(R2值如圖4示);糙米中As含量與土壤中As的TCLP提取態(tài)含量間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系,而與As的交換態(tài)相關(guān)性較差.

圖4 水稻糙米中Cd、As含量與土壤中Cd、As提取態(tài)含量的相關(guān)性Fig.4 Correlations of contents of Cd and As in brown rice and contents of extractable Cd and As in paddy soilsn=21,=0.301=0.187

3 討論

本研究表明,隨著QFJ施加量的增大,土壤中Cd的3種提取態(tài)含量均呈現(xiàn)明顯下降趨勢(圖1),其原因可能是QFJ顯著提高了土壤pH值和CEC(表2).土壤pH值的升高會使帶負電荷的土壤膠體對帶正電荷的重金屬離子吸附能力增大;而且土壤中的Fe、Mn等離子與OH-結(jié)合形成羥基化合物為重金屬離子提供了更多的吸附位點[22],從而降低了重金屬的生物有效性.QFJ中羥基磷灰石和沸石均能提高土壤pH值[5-7],這是QFJ能夠提高土壤pH值的原因.另外,羥基磷灰石能與土壤中Cd形成表明絡(luò)合吸附和共沉淀[4],沸石可交換吸附大量的金屬離子[5-7].

QFJ的施加對土壤中As的交換態(tài)與TCLP提取態(tài)含量影響顯著(圖1),隨施加量的增加先下降后升高,這是QFJ中3種成分互相作用的結(jié)果.QFJ的施加能夠降低土壤中As的交換態(tài)和TCLP提取態(tài)含量,其原因可能是羥基磷灰石含有大量鈣離子[23],而炭化秸稈中含有一定量的鈣鎂氧化物[24],能夠?qū)⑼寥乐薪粨Q態(tài)As向難溶的鈣型砷轉(zhuǎn)化[25],而酸改性炭化秸稈中極其豐富的孔洞和較大的比表面積,對As具有較強的吸附作用,能夠?qū)⑼寥乐蠥s離子固定在孔洞內(nèi).但土壤中As會隨著土壤pH值提高而活性變大[26],因此當(dāng)施加量增大,較大幅度提高土壤pH值后,又導(dǎo)致As活性的提高,從圖1和表2中可以看到這一結(jié)果.較低的QFJ施加量(0～2g/kg)對土壤pH值影響較小,對土壤中As的活化效果不大,這時鈍化和吸附As的作用明顯,因此降低土壤中交換態(tài)和TCLP提取態(tài)As含量;隨著施加量增大,土壤pH值大幅度提高,土壤中被活化的As大于被鈍化和吸附的As,因此土壤中As的這2種提取態(tài)含量增大.

隨著QFJ的施加,增大了水稻根表鐵膜Cd含量,降低了白根中Cd含量,根表鐵膜Cd含量是白根的1～6倍,可見QFJ能夠?qū)⒏嗟腃d富集在根表鐵膜中,因此阻隔其向水稻植株體內(nèi)運輸(圖2).對As而言,根表鐵膜中的As含量先下降后上升,這一趨勢與土壤中As的交換態(tài)和TCLP提取態(tài)含量變化趨勢一致.水稻根部的As幾乎全部累積在根表鐵膜中,只有約2.13%～4.76%向水稻植株體內(nèi)轉(zhuǎn)運.可見,根表鐵膜對Cd、As進入水稻體內(nèi)有很強的阻隔作用,QFJ的施加正好增強了這一阻隔作用.

Cd、As從根系通過水稻木質(zhì)部運輸?shù)剿厩o葉部位的過程是Cd和As從水稻地下部轉(zhuǎn)運到地上部的關(guān)鍵[27-28].Cd在水稻各部位含量大小依次是白根>莖葉>糙米>谷殼,As為白根>莖葉>谷殼>糙米(圖2),這一結(jié)果與Liu等[29]和Zhou等[30]的類似.結(jié)合水稻植株生物量,水稻各部位Cd的累積率排序是白根>莖葉>糙米>谷殼,As為莖葉>白根>糙米>谷殼(圖3),可見水稻生長過程中,將大量的Cd和As貯存在了白根和莖葉部,而且莖葉和谷殼對Cd、As具有很強的截留作用,尤其是對As.QFJ的施加,增大了Cd、As在白根部的累積率,因此降低了Cd、As在糙米中的累積率.

水稻糙米中Cd含量與土壤中Cd的3種提取態(tài)含量存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P<0.01),這一結(jié)果與Zhou等[30]、王林等[31]的研究結(jié)果一致.這說明,QFJ可能是通過降低土壤中Cd的這3種提取態(tài)含量,從而降低糙米中的Cd含量,這也印證Cd的這3種提取態(tài)含量能較好表征其生物有效性.糙米中As含量與土壤中TCLP提取態(tài)含量呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)(P<0.01),而與As的交換態(tài)相關(guān)性較差(P>0.05),這表明在本實驗中土壤As的TCLP提取態(tài)含量可較好的表征As的生物有效性.

當(dāng)QFJ施加量大于4g/kg后,QFJ對水稻的生長帶來負作用,這可能是QFJ的施加改變了土壤孔隙度[32]以及土壤C/N比[33],從而影響水的滲透率和植物根系對營養(yǎng)元素的吸收,進而影響水稻的正常生長.

供試土壤中Cd與As含量分別為4.17mg/kg 和133.48mg/kg,屬于中度偏重度污染土壤.當(dāng)QFJ施加量控制在2g/kg水平時,水稻糙米中Cd、As含量低于對照組,且同時低于0.2mg/kg,達到國家標(biāo)準(zhǔn)食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)GB 2762-2012要求,這表明通過復(fù)合改良劑治理Cd-As復(fù)合污染水稻土是可行的.

4 結(jié)論

4.1 隨著QFJ施加量的增大,土壤pH值提高了0.02～0.68單位,CEC逐漸增大,OM含量有上升趨勢;土壤中Cd 的酸可提取態(tài)、交換態(tài)以及TCLP提取態(tài)含量逐漸下降,土壤中As的TCLP提取態(tài)和交換態(tài)含量先下降然后上升.

4.2 隨著QFJ施加量的增大,Cd在水稻根表鐵膜的含量呈增大趨勢,而在水稻其他部位均呈減小趨勢;As在谷殼中呈減少趨勢,而在其他各部位基本呈先減小后增大的趨勢.QFJ的施加,增大了根表鐵膜對Cd、As的阻隔效應(yīng).

4.3 水稻植株各部位Cd含量依次是白根>莖葉>糙米>谷殼,As的是白根>莖葉>谷殼>糙米.水稻從土壤中吸收Cd、As,主要累積在根部和莖葉部.水稻各部位Cd的累積率排序是白根>莖葉>糙米>谷殼,As的累積率排序是莖葉>白根>糙米>谷殼.QFJ的施加,增大了Cd、As在白根部的累積,進而減小了在糙米中的累積分布.

4.4 水稻糙米中Cd含量與土壤中Cd的3種提取態(tài)含量存在極顯著的正相關(guān)性關(guān)系,As含量與土壤中TCLP提取態(tài)含量存在極顯著正相關(guān)關(guān)系,而與As的可交換態(tài)相關(guān)性較差.

4.5 當(dāng)QFJ施加量控制在2g/kg水平時,水稻糙米中Cd、As含量低于對照組,且同時低于0.2mg/kg,達到國家標(biāo)準(zhǔn)食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn).

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Synergistic control of combined amendment on bioavailability and accumulation of Cd and As in rice paddy soil.

GU Jiao-feng, ZHOU Hang, WU Yu-jun, ZHU Wei, ZOU Zi-jin, PENG Pei-qin, ZENG Min, LIAO Bo-han*(College of Environment Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China), China Environment Science, 2016,36(1)：206～214

Abstract：To reduce the contents of Cd and As in brown rice, meeting requirements of the National Food Standards (GB 2762～2012), a pot experiment was conducted to study the synergistic controlling effects of combined amendment QFJ (hydroxyapatite + zeolite + biochar) on the bioavailability of Cd and As in contaminated paddy soil collected from a mining area in southern Hunan and on the accumulation of Cd and As in the various organs of rice plants.The results showed that application of QFJ could reduce the contents of Cd and As in brown rice.When QFJ applying at a 0.2%, the contents of Cd and As in brown rice were 0.19mg/kg and 0.14mg/kg, respectively, lower than those of 0.49mg/kg and 0.27mg/kg in the control group, and also lower than 0.2mg/kg, meeting the requirements of the GB 2762～2012.Application of QFJ increased soil pH values (ranging 0.19～0.79), soil CEC, and soil OM.Meanwhile, compared with the control, the contents of acid extractable, exchangeable and TCLP extractable soil Cd were decreased by 7.3%～32.5%, 12.6%～39.8% and 40.7%～60.1%, respectively, resulting in a reduction in the bioavailability of soil Cd.However, the contents of exchangeable and TCLP extractable soil As were declined firstly and then increased.The Cd contents in brown rice showed significant positive correlations with the contents of acid extractable, exchangeable and TCLP extractable soil Cd.The same correlation was only found for the As contents in brown rice and the contents of TCLP extractable soil As.These explained that the bioavailability of soil Cd and As could be synergistic controlled at 0.2% of QFJ application, resulting in reducing the accumulation of Cd and As in brown rice simultaneously.In addition, application of QFJbook=207,ebook=210significantly increased Cd contents in the iron plaque outside roots of rice plants, and decreased Cd contents in the other rice organs; meanwhile, As contents were decreased in the rice hulls, and decreased in the other rice organs firstly and then increased.Most Cd and As in rice plants were accumulated in the roots and stem-leaves.The sequence of Cd accumulation in the rice organs was root > stem-leaf > brown rice > hull, and that of As accumulation was stem-leaf > root > brown rice> hull.For the safe production of rice, 0.2%～0.4% of QFJ was supposed to apply to paddy soils dependent on the Cd-As pollution level of the soils.

Key words：Cd-As complex pollution；combined amendment；bioavailability；accumulation；rice；soil

中圖分類號：X53,S153

文獻標(biāo)識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)01-0206-09

收稿日期：2015-05-25

基金項目：湖南省農(nóng)業(yè)廳項目(湘農(nóng)業(yè)聯(lián)2014112-02);國家自然科學(xué)基金項目(41201530);湖南省科技計劃項目(2013FJ3042)

作者簡介：辜嬌峰(1979-),女,湖北武漢人,講師,博士研究生,主要從事土壤污染與控制研究.