硅酸鈉對重金屬污染土壤性質(zhì)和水稻吸收Cd Pb Zn的影響

趙明柳，唐守寅，董海霞，李葒葒，吳竹麟，黃俊星，王　果

（福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福建省土壤環(huán)境健康與調(diào)控重點實驗室，福州 350002）

硅酸鈉對重金屬污染土壤性質(zhì)和水稻吸收Cd Pb Zn的影響

趙明柳，唐守寅，董海霞，李葒葒，吳竹麟，黃俊星，王果*

（福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福建省土壤環(huán)境健康與調(diào)控重點實驗室，福州 350002）

通過盆栽試驗研究了Cd-Pb-Zn復(fù)合污染土壤（pH6.02，DTPA-Cd、DTPA-Pb和DTPA-Zn含量分別為3.70、650.6、147.9 mg·kg-1）中施用硅酸鈉對水稻吸收Cd、Pb和Zn的影響。結(jié)果表明，硅酸鈉明顯提高了分蘗期和成熟期土壤pH值，土壤DTPA-Pb分別降低40.34%～43.26%（分蘗期）、10.99%～18.14%（成熟期），土壤DTPA-Zn分別降低43.91%～58.92%（分蘗期）、4.16%～28.41%（成熟期），分蘗期土壤DTPA-Cd也顯著降低，但成熟期土壤有效Cd反高于對照。硅酸鈉使糙米Pb、Zn含量分別降低了20%～83% 和6%～13%，但使糙米Cd含量增加了16%～145%。轉(zhuǎn)移系數(shù)的測定表明，施用硅酸鈉使分蘗期從根到莖、成熟期從莖到糙米、葉到糙米Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)最多分別降低67%、70%和80%；使分蘗期從根到莖，成熟期從根到莖、葉到糙米Zn的轉(zhuǎn)移系數(shù)最多分別降低60%、54.90%和59.38%；但使分蘗期從莖到葉、成熟期從莖到糙米、葉到糙米Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)最多分別增加54.14%、64.29%和90.24%。以上結(jié)果表明，硅酸鈉降低了土壤Pb、Zn的有效性和Pb從根到莖（分蘗期）、從莖和葉到糙米（成熟期）的轉(zhuǎn)移及Zn從根到莖（分蘗期）、從根到莖成熟期和從葉到糙米（成熟期）的轉(zhuǎn)移，但提高了成熟期土壤Cd的有效性，促進了Cd從莖到葉（分蘗期）、從莖和葉到糙米（成熟期）的轉(zhuǎn)移。

硅酸鈉；水稻；鎘；鉛；鋅

趙明柳，唐守寅，董海霞，等.硅酸鈉對重金屬污染土壤性質(zhì)和水稻吸收Cd Pb Zn的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2016，35（9）：1653-1659.

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重金屬污染是我國耕地土壤最主要的污染類型［1］。耕地土壤的重金屬污染直接影響農(nóng)作物的生長和農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全。對于重金屬污染的耕地土壤而言，選用合適的改良劑來鈍化土壤重金屬、降低土壤重金屬有效性，從而達到安全生產(chǎn)的目的，是重金屬污染耕地土壤修復(fù)中普遍采用的方法之一，也是重金屬污染耕地土壤修復(fù)和安全利用研究的難點和熱點［2-3］。

重金屬污染土壤的鈍化材料主要包括含鈣鈍化劑、含磷鈍化劑、含硅鈍化劑、復(fù)合鈍化劑和有機物等［4］。有關(guān)硅酸鹽類材料在重金屬污染土壤修復(fù)方面的研究已有較多報道［5-7］。硅酸鈉是常見的硅酸鹽化合物，是一種強堿性硅酸鹽材料，其改良重金屬污染土壤的作用機理包括：一是提高土壤pH，使硅酸根與重金屬發(fā)生化學(xué)反應(yīng)形成不易被吸收的硅酸鹽沉淀；二是改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)；三是增加植株地上部生物量，提高葉綠素含量，激發(fā)抗氧化酶的活性，或阻礙重金屬向植株地上部遷移，緩解重金屬對植物的毒害［8-9］。不少研究表明，硅酸鈉可有效地固定土壤中的Cd、Pb、Zn等重金屬，降低其生物有效性［10-11］。也有研究表明硅酸鈉對降低Cd的有效性效果不明顯，只適用于改良Cd污染程度較輕的水稻土［5，12］。水稻是我國南方最主要的糧食作物，比一般農(nóng)作物具有更強的富集重金屬的能力［13］?，F(xiàn)有的研究大多集中在硅酸鹽對Cd、Pb、Zn單一污染或外源添加Cd、Pb、Zn復(fù)合污染中，硅酸鹽對土壤中Cd、Pb、Zn有效性及植物的吸收和富集的影響，而在重金屬復(fù)合污染的自然土壤上硅酸鈉能否使水稻安全種植，目前尚不確定。為此，我們選擇三明市某礦區(qū)附近的Cd-Pb-Zn復(fù)合污染嚴(yán)重的土壤，進行水稻盆栽試驗，試圖探討硅酸鈉對Pb、Cd、Zn的土壤有效性以及水稻對其吸收和富集的影響，揭示硅酸鈉對Cd-Pb-Zn復(fù)合污染土壤-水稻系統(tǒng)中的修復(fù)效果，為礦區(qū)周邊重金屬嚴(yán)重污染的耕地土壤的修復(fù)和安全利用提供依據(jù)。

1　材料與方法

1.1盆栽試驗

1.1.1供試材料

供試土壤樣品采自福建省三明市某礦區(qū)附近的Cd-Pb-Zn復(fù)合污染水稻土，其經(jīng)自然風(fēng)干后碾碎、過1 cm尼龍篩備用，其基本理化性質(zhì)見表1。供試作物為水稻（Indica，Oryza sativa Linn.subsp.indica Kato），品種為‘宜優(yōu)673’，由福建農(nóng)嘉種業(yè)股份有限公司提供。供試的硅酸鈉（Na2SiO3·9H2O）購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司，分析純。

1.1.2盆栽試驗

盆栽試驗在塑料大棚中進行，共設(shè)6個處理，各處理添加的硅酸鈉分別為0、2.5、5、7.5、10、12.5 g·kg-1，每處理重復(fù)3次。水稻移栽前，將碾碎的土（7.5 kg）與混合肥料（尿素2.1 g+磷酸二氫銨1.2 g+硫酸鉀2.1 g）和鈍化劑混合均勻，裝入陶瓷盆缽（內(nèi)徑25 cm，高25 cm）加水平衡7 d。

將水稻種子催芽后先在育秧盆上育秧，25 d后將秧苗移栽到盆內(nèi)，每盆5株。水稻生長過程中土面始終保持2～3 cm水層，待水稻成熟期采樣前一周停止?jié)菜?。水稻生長期間追肥2次：分蘗期每盆施復(fù)合肥（含N 18%～20%、P2O58%～12%、K2O 8%～15%）3.75 g，抽穗前每盆施2.25 g。

水稻生長至有效分蘗期，每盆采集3株水稻，成熟后采集剩下的2株，同時取適量土壤（約100 g）供分析用。水稻植株樣品用去離子水洗凈，根系提取表面鐵膜后與莖、葉烘干（70℃）至恒重測定干重，用不銹鋼粉碎機粉碎后備用。將水稻谷粒脫殼，糙米用不銹鋼粉碎機粉碎，備用。土壤經(jīng)風(fēng)干磨碎后過2 mm尼龍篩，供化學(xué)分析用。

表1　供試土壤的基本理化性質(zhì)及重金屬含量Table 1 Basic properties and heavy metal content in the soil

1.2樣品分析

土壤pH值采用pH計測定（NY/T 1121.2—2006，水土比 2.5∶1）。土壤Cd、Pb、Zn有效量采用0.005 mol·L-1DTPA浸提，ICP-MS（NexION300X，美國Perkin Elmer公司）測定。水稻根表鐵膜采用DCB （Dithionite-citrate-bicarbonate）浸提［14］，ICP-MS測定。植物樣品中Cd、Pb、Zn含量采用硝酸∶高氯酸（4∶1）消解，ICP-MS測定。測定時的標(biāo)準(zhǔn)溶液采用國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心提供的標(biāo)準(zhǔn)儲備液配制，測定過程插入國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)［土壤GBW07417a（ASA-6a）和植物（GBW10020-GSB-11）標(biāo)準(zhǔn)樣品］，以保證分析質(zhì)量。

1.3數(shù)據(jù)分析

Cd、Pb和Zn在土壤-水稻系統(tǒng)各個部位之間的遷移情況用轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）表示：

TFx-y=Cy/Cx

式中：TFx-y代表Cd、Pb或Zn從x到y(tǒng)之間的轉(zhuǎn)移系數(shù)；x和y分別代表土壤-水稻系統(tǒng)的某一部位，如土壤、鐵膜、根系、莖、葉、糙米；Cx、Cy分別代表兩個部位中Cd、Pb或Zn的濃度。

用SPSS 19.0統(tǒng)計軟件和Sigmaplot 10.0進行數(shù)據(jù)分析，對數(shù)據(jù)進行方差分析和多重比較。

2　結(jié)果與分析

2.1硅酸鈉對土壤pH和有效Cd、Pb、Zn含量的影響

圖1　不同用量硅酸鈉處理下水稻土壤pH值的變化Figure 1 Change in pH values of the soils treated with different dosage of sodium silicate

從圖1可看出，不論是分蘗期還是成熟期，隨硅酸鈉用量的增加，土壤pH值均顯著上升，成熟期土壤pH值低于分蘗期。從表2可知，在分蘗期，土壤有效Cd含量隨硅酸鈉用量的升高而降低，當(dāng)硅酸鈉施加量為12.5 g·kg-1時，土壤有效Cd含量比對照降低35.44%；在成熟期，土壤有效Cd含量整體升高。不論是分蘗期還是成熟期，土壤有效Pb、Zn都隨硅酸鈉用量的增加而降低：土壤有效Pb比對照分別降低40.34%～43.26%（分蘗期）、10.99%～18.14%（成熟期），有效Zn比對照分別降低43.91%～58.92%（分蘗期）、4.16%～28.41%（成熟期）。成熟期土壤有效Cd、Pb和Zn含量明顯高于分蘗期。從表3中可以發(fā)現(xiàn)，兩個生育期土壤有效Cd、Pb和Zn的含量與土壤pH均呈極顯著負相關(guān)。

2.2硅酸鈉對水稻各部位Cd、Pb、Zn含量的影響

從表4可見，在分蘗期，除硅酸鈉用量為10 g· kg-1和12.5 g·kg-1處理外，其他處理水稻根Cd含量均高于對照；水稻莖、葉Cd含量整體上均高于對照，表明硅酸鈉增加了分蘗期水稻對Cd的吸收。到成熟期，除用量為5 g·kg-1處理外，隨著硅酸鈉用量的增加，水稻根、莖、葉中的Cd整體上均比對照有所降低。在分蘗期，與對照相比，水稻根Pb含量有所增加，莖、葉Pb含量呈先增后減的趨勢；到成熟期，水稻根、莖、葉Pb的含量均顯著低于對照。不論分蘗期還是成熟期，水稻根Zn含量均呈先增后減的趨勢，隨硅酸鈉用量的增加，水稻莖Zn含量有所降低，水稻葉Zn含量則有所增加。總體上，硅酸鈉的施入促進了分蘗期水稻對Cd的吸收，抑制了水稻對Pb的吸收，對水稻吸收Zn的影響作用較為復(fù)雜。

表2　不同用量硅酸鈉處理下土壤Cd、Pb、Zn有效態(tài)含量（mg·kg-1）Table 2 DTPA-extractable Cd，Pb and Zn in the soils treated with different dosage of sodium silicate（mg·kg-1）

表3　土壤pH值與土壤中Cd、Pb、Zn有效態(tài)含量之間的關(guān)系Table 3 Correlations between soil pH and DTPA-extractable Cd，Pb，Zn in the tested soil

不同硅酸鈉用量處理下糙米中Cd、Pb和Zn的含量見表4。與對照相比，當(dāng)硅酸鈉用量為2.5～10 g· kg-1時，糙米中Cd含量分別增加52%、145%、48%、16%，當(dāng)硅酸鈉用量為12.5 g·kg-1時，糙米Cd含量降低19%。與Cd相反，各硅酸鈉處理的糙米Pb含量分別降低20%、33%、73%、43%、83%。除硅酸鈉用量5 g·kg-1外，其他處理的糙米Zn含量均比對照有所降低，但變化不大，降幅分別為6%、13%、11%、12%。以上結(jié)果表明，硅酸鈉可有效降低糙米Pb含量，對糙米Zn含量有所抑制，但提高了糙米Cd含量。

2.3Cd、Pb、Zn在土壤-水稻體系中的轉(zhuǎn)移狀況

從表5可見，在分蘗期，大部分處理Cd的TF土壤-鐵膜、TF根-莖均較對照有所增加，TF鐵膜-根、TF莖-葉有所降低，說明在分蘗期硅酸鈉促進Cd從根到莖的轉(zhuǎn)移，減弱Cd從莖向葉的轉(zhuǎn)移。到成熟期，硅酸鈉增加了TF土壤-鐵膜、TF根-莖、TF莖-糙米、TF葉-糙米?？傮w上，硅酸鈉使成熟期從莖和葉到糙米Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)最高分別增加64.29% 和90.24%。這很可能是硅酸鈉提高糙米Cd含量的重要原因。

從表6可知，在分蘗期，硅酸鈉處理增加了Pb的TF土壤-鐵膜、TF莖-葉，降低了TF鐵膜-根、TF根-莖，說明在分蘗期硅酸鈉減弱了Pb從根到莖的轉(zhuǎn)移。到成熟期，硅酸鈉增加了TF土壤-鐵膜、TF莖-葉，降低了TF鐵膜-根、TF根-莖、TF莖-糙米和TF葉-糙米。硅酸鈉使分蘗期從根到莖、成熟期從莖到糙米、葉到糙米Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)最高分別降低67%、60%和76%。硅酸鈉降低成熟期Pb從莖和葉到糙米的轉(zhuǎn)移很可能是硅酸鈉使糙米Pb含量下降的主要原因。

從表7可知，在分蘗期，硅酸鈉降低了Zn的TF鐵膜-根、TF根-莖，提高了TF土壤-鐵膜和TF莖-葉，最大增幅分別為395%和468%。到成熟期，硅酸鈉降低了TF鐵膜-根、TF根-莖和TF葉-糙米，提高了TF土壤-鐵膜、TF莖-葉和TF莖-糙米。成熟期Zn從葉到糙米轉(zhuǎn)移的降低（最高降幅59.38%）很可能是硅酸鈉降低糙米Zn含量的原因之一。

表4　水稻體不同部位重金屬Cd、Pb、Zn含量（mg·kg-1）Table 4 The concentrations of Cd，Pb and Zn in different parts of rice plant（mg·kg-1）

表5　不同硅酸鈉處理Cd在土壤-水稻系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 5 Transfer factors of Cd between soil-rice systems under different sodium silicate treatments

表6　不同硅酸鈉處理Pb在土壤-水稻系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 6 Transfer factors of Pb between soil-rice systems under different sodium silicate treatments

表7　不同硅酸鈉處理Zn在土壤-水稻系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 7 Transfer factors of Zn between soil-rice systems under different sodium silicate treatments

3　討論

不少研究都表明，加入含硅材料可以提高土壤pH值、降低土壤重金屬的有效性、減少植物對重金屬的吸收［15］。本研究中水稻兩個生育期土壤有效Cd、Pb 和Zn含量與土壤pH均呈極顯著負相關(guān)（表3），表明土壤pH的變化是引起土壤重金屬有效量變化的重要原因。成熟期土壤有效Cd、Pb、Zn含量較分蘗期都有所回升，可能是因為分蘗期土壤處于淹水狀態(tài)，pH升高，且還原條件致使土壤S2-增多、與重金屬產(chǎn)生共沉淀的可能性增大，也降低了土壤重金屬的有效性；在收獲前最后一周土壤排水后，土壤變?yōu)檠趸癄顟B(tài)，pH下降及硫化物沉淀的溶解，使土壤重金屬有效性提高［16-17］。這意味著持續(xù)淹水直到收獲是抑制水稻吸收Cd的主要措施，以免抑制效果被減弱。與Pb相比，對Cd有效性產(chǎn)生明顯抑制的pH值更高［18］，所以當(dāng)成熟期土壤pH低于分蘗期時，土壤Cd有效性的回升比Pb更明顯。

本研究中，添加硅酸鈉提高了糙米Cd含量，降低了糙米Pb、Zn含量。植物吸收重金屬數(shù)量既取決于土壤重金屬有效性，又取決于重金屬在土壤-植物體系中的轉(zhuǎn)移。含硅材料可通過抑制重金屬在水稻體內(nèi)的轉(zhuǎn)移而減少重金屬在水稻籽粒中的累積［19-20］。有研究表明［21］，低Cd濃度下硅抑制Cd向植株地上部的轉(zhuǎn)移，但高Cd濃度下硅促進Cd向植株地上部的轉(zhuǎn)移。本研究中，供試土壤Cd污染嚴(yán)重，施用硅酸鈉提高了成熟期土壤有效Cd含量（表2），同時促進了Cd從水稻根系向地上部、特別是成熟期從莖和葉到糙米的轉(zhuǎn)移（表5）。這一結(jié)果與黃鳳球等［5］和張佳等［12］的研究結(jié)果一致，表明土壤Cd污染程度影響硅酸鈉的鈍化效果。與Cd相比，Pb比較不容易被水稻等植物吸收，Pb在植物體內(nèi)活性低于Cd，大部分被根系固定（表4），較難向地上部運輸［22］。硅酸鈉降低了分蘗期Pb從根到莖、成熟期從莖和葉到糙米的轉(zhuǎn)移，降低了糙米Pb的累積。Zn和Cd屬于同族元素，兩者在根細胞膜上可能會競爭同一轉(zhuǎn)運通道［23-24］，表現(xiàn)出拮抗效應(yīng)［25］。從表2可見，施硅酸鈉后，分蘗期土壤有效Cd雖降低，但成熟期土壤有效Cd反高于對照，而土壤有效Zn在兩個時期均降低。這意味著成熟期有更多的Cd與Zn競爭轉(zhuǎn)運通道進入到水稻根細胞中，對水稻吸收Zn形成一定的抑制效果。硅酸鈉降低了Zn在分蘗期從根到莖、成熟期從根到莖和從葉到糙米的轉(zhuǎn)移。因此，在本研究條件下，硅酸鈉抑制了水稻對Zn的吸收，而這可能是施用硅酸鈉促進水稻對Cd吸收的原因。

4　結(jié)論

（1）施用硅酸鈉對Cd-Pb-Zn復(fù)合污染土壤有效Cd、Pb和Zn的鈍化效果不一致，硅酸鈉可以顯著降低土壤有效Pb、Zn的含量，在水稻成熟期對土壤Cd則表現(xiàn)為輕微活化。

（2）施用硅酸鈉對抑制水稻吸收Pb、Zn具有一定效果，但對Cd的吸收有促進作用。與對照相比，施用硅酸鈉的糙米中Cd含量升高了16%～145%，Pb、Zn含量分別降低了20%～83%、6%～13%。

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Effects of sodium silicate on soil properties and Cd，Pb and Zn absorption by rice plant

ZHAO Ming-liu，TANG Shou-yin，DONG Hai-xia，LI Hong-hong，WU Zhu-lin，HUANG Jun-xing，WANG Guo*
（College of Resources and Environment，Key Laboratory of Soil Environment Health and Regulation in Fujian Province，F(xiàn)ujian Agriculture and Forestry University，F(xiàn)uzhou 350002，China）

Effects of sodium silicate（Na2SiO3）on the uptake of Cd，Pb，and Zn by rice from heavy metal contaminated soil were studied by pot experiments，using an Indica rice（Yiyou 673）.Application of sodium silicate significantly increased soil pH in both tillering and mature stages.Consequently，DTPA-extractable soil Pb was decreased by 40.34%～43.26%（in tillering stage）and 10.99%～18.14%（in mature stage）.DTPA-extractable soil Zn was also reduced by 43.91%～58.92%（in tillering stage）and 4.16%～28.41%（in mature stage），respectively.DTPA-extractable Cd was significantly decreased in tillering stage whereas it was increased in mature stage.After application of sodium silicate，Pb transfer factors of root-to-stem in tillering stage，stem-to-grain and leaf-to-grain in mature stage were reduced up to 67%，70%and 80%，respectively.Zn transfer factors of root-to-stem in tillering stage，root-to-stem and leaf-to-grain in mature stage decreased up to 60%，54.90%and 59.38%，respectively.However，the Cd transfer factors of stem-to-leaf in tillering stage，stem-to-grain and leafto-grain in mature stage were increased up to 54.14%，64.29%and 90.24%，respectively.Thus，application of sodium silicate decreased theavailability of soil Pb and Zn，depressed Pb transfer from root to stem in tillering stage，stem-to-grain and leaf-to-grain in mature stage.Zn transfer of root to stem in tillering stage，root-to-stem and leaf-to-grain in mature stage，thus，decreasing Pb and Zn concentrations in brown rice.On the contrary，sodium silicate raised the availability of Cd in the soil and promoted the transfer of Cd from stem to leaf in tillering stage，and from stem or leaf to grain in mature stage，increasing Cd concentration in brown rice.

sodium silicate；rice；cadmium；lead；zinc

X53

A

1672-2043（2016）09-1653-07doi：10.11654/jaes.2016-0288

2016－03－06

國家自然科學(xué)基金促進海峽兩岸科技合作聯(lián)合基金（u1305232）

趙明柳（1990—），女，碩士研究生，從事環(huán)境生態(tài)學(xué)研究。E-mail：2421695431@qq.com

王果E-mail：1400619353@qq.com