植物吸取修復(fù)及鈍化處理對(duì)后茬水稻鎘吸收的影響①

程 晨，高文婭，胡鵬杰，吳龍華*，劉鴻雁，駱永明, 3

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植物吸取修復(fù)及鈍化處理對(duì)后茬水稻鎘吸收的影響①

程 晨1, 2，高文婭1, 2，胡鵬杰2，吳龍華2*，劉鴻雁1，駱永明2, 3

(1 貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴陽(yáng) 550025；2 中國(guó)科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（南京土壤研究所），南京 210008；3 中國(guó)科學(xué)院海岸帶環(huán)境過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（煙臺(tái)海岸帶研究所），山東煙臺(tái) 264003)

采集湖南湘潭縣某地鎘（Cd）污染酸性農(nóng)田土壤及其經(jīng)伴礦景天分別吸取修復(fù)兩季和三季后的土壤，采用盆栽試驗(yàn)研究了經(jīng)伴礦景天修復(fù)及鈍化改良與否對(duì)土壤pH、有效態(tài)Cd、Zn以及水稻生長(zhǎng)和稻米Cd、Zn濃度的影響。結(jié)果表明：未改良的處理，隨著修復(fù)次數(shù)的增加，土壤pH顯著降低，降低幅度為0.26 ~ 0.38 個(gè)單位；且修復(fù)兩季、三季土壤CaCl2提取態(tài)Cd濃度較未修復(fù)土壤分別降低19.4%、24.0%；修復(fù)后土壤種植水稻品種W184，其糙米中Cd濃度顯著降低，但依然超標(biāo)；修復(fù)三季土壤種植低積累水稻品種IRA7190，其糙米中Cd由0.47 mg/kg降為0.03 mg/kg。施加鈍化劑海泡石和石灰（10 g/kg + 1 g/kg）后，修復(fù)兩季、三季土壤的pH顯著升高，較未施鈍化劑處理土壤pH分別提高0.95、0.72；土壤CaCl2提取態(tài)Cd濃度分別降低79.8%、79.5%；修復(fù)兩季、三季土壤上水稻W(wǎng)184糙米的Cd濃度與未施加鈍化劑相比，分別降低27.3%、44.4%，均降至國(guó)家食品安全限值0.2 mg/kg 以下；無(wú)論是否添加鈍化劑，伴礦景天吸取修復(fù)三季的土壤上水稻IRA7190糙米中Cd濃度均僅0.03 mg/kg。

吸取修復(fù)；鈍化；海泡石；石灰；酸性土壤；水稻

隨著工業(yè)化、城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展，工業(yè)“三廢”通過(guò)大氣沉降、污水灌溉和污泥肥料施用等進(jìn)入土壤環(huán)境，加重了土壤的重金屬污染；為增加作物產(chǎn)量，農(nóng)藥、化肥的大量、不合理施用也會(huì)人為地增加土壤中的重金屬[1-2]。近年來(lái)，由于工業(yè)污染和含鎘(Cd)肥料大量施用，土壤Cd污染日漸嚴(yán)重。因此，修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤成為研究工作的重點(diǎn)和難點(diǎn)。重金屬污染土壤的修復(fù)是指利用物理、化學(xué)和生物的方法將土壤中的重金屬清除出土體或?qū)⑵涔潭ㄔ谕寥乐薪档推溥w移性和生物有效性，降低重金屬的健康風(fēng)險(xiǎn)和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[3]。其中，利用植物修復(fù)技術(shù)因其成本低、不破壞土壤生態(tài)環(huán)境、無(wú)二次污染、易被公眾接受等優(yōu)點(diǎn)，受到了研究者的廣泛關(guān)注[4-7]。植物吸取修復(fù)技術(shù)可適用于污染程度較低的重金屬污染土壤，連續(xù)種植幾季超積累植物，有望使土壤重金屬濃度降到土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)以下[8]，但糧食作物是否達(dá)到安全生產(chǎn)，仍需進(jìn)一步研究。在利用超積累植物修復(fù)土壤的同時(shí)，往往可能改變土壤的理化性質(zhì)，比如土壤pH，此時(shí)就需要結(jié)合化學(xué)調(diào)控，以達(dá)到“連續(xù)高效吸取修復(fù)”或“邊生產(chǎn)邊修復(fù)”的目的?；瘜W(xué)鈍化修復(fù)技術(shù)簡(jiǎn)單易行，常通過(guò)添加穩(wěn)定劑，利用吸附或沉淀作用降低土壤中重金屬的生物有效性。石灰和海泡石是常用的改良劑，二者可改變土壤酸堿狀況，降低重金屬的生物有效性，從而實(shí)現(xiàn)土壤改良與修復(fù)的聯(lián)合效果。已有研究表明，施用這兩種改良劑可降低土壤中Cd的有效性，進(jìn)而有效降低作物對(duì)Cd的吸收性[9-11]。但超積累植物修復(fù)吸取污染土壤的同時(shí)配合施用石灰和海泡石，其對(duì)土壤Cd、Zn(鋅)形態(tài)及后茬作物生長(zhǎng)、Cd吸收的影響等方面的報(bào)道則很少。伴礦景天()是一種具有Cd、Zn超積累能力的景天科植物新種[12]，本研究擬采用伴礦景天修復(fù)不同次數(shù)的污染土壤種植水稻，探討海泡石和石灰配施對(duì)土壤重金屬有效性、水稻生長(zhǎng)及重金屬吸收性的影響，以為重金屬輕中度污染農(nóng)田的聯(lián)合修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自湖南省湘潭縣某Cd污染修復(fù)試驗(yàn)田，土壤類型為水耕人為土，成土母質(zhì)為第四紀(jì)紅色黏土。采集伴礦景天未修復(fù)、修復(fù)兩季、修復(fù)三季土壤，其pH分別為5.38、5.00、5.12，土壤全量Cd濃度分別為0.64、0.35、0.29 m/kg，土壤全量Zn濃度分別為96.5、106、88.0 mg/kg(表1)。

供試水稻品種為W184和IRA7190，由中國(guó)水稻研究所提供，其中IRA7190為課題組前期篩選的Cd低積累品種。

表1 盆栽試驗(yàn)土壤pH及全量Cd、Zn濃度(mg/kg)

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

盆栽試驗(yàn)在中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所溫室進(jìn)行。試驗(yàn)共設(shè)8個(gè)處理，每處理4次重復(fù)。其中，未修復(fù)土壤為對(duì)照組，設(shè)有2個(gè)處理，即分別種植水稻W(wǎng)184和IRA7190；修復(fù)兩季的土壤設(shè)2個(gè)處理：未施加鈍化劑 + 種植水稻W(wǎng)184，施加海泡石和石灰(S+L，10 g/kg + 1 g/kg)+ 種植水稻W(wǎng)184；修復(fù)三季土壤設(shè)4個(gè)處理：未施加鈍化劑 + 種植水稻W(wǎng)184，施海泡石和石灰(S+L，10 g/kg + 1 g/kg)+ 種植水稻W(wǎng)184，未施加鈍化劑 + 種植水稻IRA7190，施海泡石和石灰(S+L，10 g/kg + 1 g/kg) + 種植水稻IRA7190。

將供試土壤風(fēng)干、過(guò)2 mm尼龍篩，裝入塑料盆中，每盆裝土2 kg(烘干基)?；视昧繛椋耗蛩?.5 g/kg，KH2PO40.5 g/kg。2015年8月3日移栽長(zhǎng)勢(shì)一致的健壯秧苗，每盆4穴，每穴2株。9月18日追肥，施加尿素0.2 g/kg、KH2PO40.2 g/kg；11月11日收獲。試驗(yàn)期間各處理的栽培管理措施一致，不定期隨機(jī)調(diào)換盆的位置，盡量使每一盆的陽(yáng)光和熱量均勻。除分蘗末期和成熟后期外，每日用去離子水澆灌，使盆中保持2 ~ 4 cm水層。

1.3 樣品采集

水稻成熟后，用不銹鋼剪刀收獲每盆水稻地上部，并用不銹鋼小土鉆每盆取4鉆混合樣作為1個(gè)土壤樣品。采集稻穗、秸稈、土壤樣品各32個(gè)。

植物樣分別用自來(lái)水、去離子水洗滌，再105°C殺青30 min，70°C烘至恒重，稻穗脫粒，脫殼，磨粉，備用。土壤樣品風(fēng)干，過(guò)10目及100目尼龍篩，備用。

1.4 樣品分析與測(cè)定

土壤理化性質(zhì)以及土壤pH參照《土壤農(nóng)化分析》進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果以土壤烘干基計(jì)算。土壤Zn、Cd全量采用10 ml HCl-HNO3(優(yōu)級(jí)純，=1: 1)消化，植物Zn、Cd全量采用8 ml HNO3-H2O2(優(yōu)級(jí)純，=3:1)消化，分別采用原子吸收分光光度計(jì)Varian SpectrAA 220FS(火焰)、220Z(石墨爐)測(cè)定Zn、Cd濃度。并采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)(土壤：GBW07406；植物：GBW07603)進(jìn)行分析質(zhì)量控制。所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，標(biāo)準(zhǔn)樣品測(cè)定結(jié)果均在允許范圍內(nèi)。

Zn、Cd提取態(tài)采用0.1 mol/L CaCl2(pH 7.0)按1︰10的土液比180 r/min連續(xù)振蕩2 h提取，3 000 r/min離心5 min，上清液經(jīng)過(guò)濾，原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定。

試驗(yàn)所得數(shù)據(jù)采用Excel和SPSS軟件進(jìn)行分析并作圖，不同處理間數(shù)據(jù)的差異性采用方差分析(LSD)，顯著性水平為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同修復(fù)次數(shù)和鈍化劑對(duì)水稻產(chǎn)量的影響

與未修復(fù)土壤相比，連續(xù)吸取修復(fù)兩季或三季的土壤上，水稻W(wǎng)184和IRA7190的籽粒產(chǎn)量顯著降低16.5% ~ 22.1% 和47.5%，秸稈生物量顯著下降16.5% ~ 22.0% 和63.9%(表2)。但與連續(xù)吸取修復(fù)兩季后的土壤比較，水稻W(wǎng)184的籽粒產(chǎn)量和秸稈生物量與吸取修復(fù)三季后土壤上的結(jié)果均無(wú)顯著性差異。鈍化劑添加處理下，連續(xù)吸取修復(fù)兩季和三季的土壤上水稻W(wǎng)184的籽粒和秸稈生物量間同樣無(wú)顯著性的差異(> 0.05)。

表2 不同處理對(duì)水稻生物量的影響

注：表中“未施加”是指未施加鈍化劑處理；“S+L”是指施加鈍化劑處理；同列不同小寫(xiě)字母表示處理間差異在<0.05水平顯著；下同。

2.2 不同修復(fù)次數(shù)及鈍化劑對(duì)土壤pH的影響

隨著修復(fù)次數(shù)的增加土壤pH呈下降趨勢(shì)，未經(jīng)伴礦景天修復(fù)的土壤pH為5.38，伴礦景天修復(fù)兩季、三季后土壤pH分別為5.00、5.12(圖1)，均顯著降低(<0.05)。與未施加鈍化劑土壤相比，修復(fù)兩季、三季施加鈍化劑處理土壤pH分別提高0.95、0.72個(gè)單位。

2.3 不同修復(fù)次數(shù)及鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)鎘鋅的影響

圖2為不同修復(fù)次數(shù)及不同處理土壤CaCl2提取態(tài)Cd、Zn濃度變化。由圖2可見(jiàn)，與未修復(fù)土壤相比，伴礦景天吸取修復(fù)兩季和三季土壤CaCl2提取態(tài)Cd濃度分別降低19.4% 和24.0%(<0.05)，CaCl2提取態(tài)Zn則未顯著變化(>0.05)。加入鈍化劑顯著降低了有效態(tài)Cd和Zn濃度(<0.05)，修復(fù)兩季、三季土壤CaCl2提取態(tài)Cd分別降低79.8% 和79.5%，CaCl2提取態(tài)Zn分別降低88.8% 和88.5%。這可能是因?yàn)楹Ｅ菔褪疫@兩種物質(zhì)都呈堿性，施加這兩種物質(zhì)提高了土壤pH，改變了土壤酸堿狀況；另一方面，海泡石對(duì)Cd、Zn具有較強(qiáng)的吸附作用。

2.4 不同修復(fù)次數(shù)及鈍化劑對(duì)稻米鎘鋅濃度的影響

未修復(fù)土壤中，水稻W(wǎng)184糙米中Cd濃度高達(dá)0.90 mg/kg，超過(guò)國(guó)家食品安全限值(0.2 mg/kg)近4倍(表3)。與未修復(fù)土壤相比，連續(xù)吸取修復(fù)兩季或三季的土壤上，水稻W(wǎng)184和IRA7190的籽粒Cd濃度顯著降低70.0% ~ 75.6% 和93.6%，秸稈Cd濃度顯著下降65.9% ~ 75.8% 和98.3%(表3)，而吸取修復(fù)對(duì)兩種水稻Zn濃度降低效果并不顯著(>0.05)(表4)。修復(fù)兩季、三季土壤施加鈍化劑處理，W184糙米中Cd濃度降到國(guó)家食品安全限值0.2 mg/kg以下，與未施加鈍化劑相比，降低效率分別為27.3%、44.4%。對(duì)于低積累水稻品種IRA7190，未修復(fù)土壤上糙米中Cd為0.47 mg/kg，超過(guò)國(guó)家食品安全限值1倍多。無(wú)論施加鈍化劑與否，吸取修復(fù)三季的土壤上IRA7190糙米中Cd濃度均僅為0.03 mg/kg，說(shuō)明在伴礦景天吸取修復(fù)之后Cd達(dá)標(biāo)的土壤上種植低積累水稻品種，不需施用鈍化劑就可達(dá)到安全生產(chǎn)的要求。未修復(fù)土壤、修復(fù)三季土壤上種植不同水稻品種，低積累水稻品種IRA7190糙米中的Cd濃度均顯著低于水稻品種W184，但糙米中Zn濃度則無(wú)顯著差異(>0.05)。

表3 不同修復(fù)次數(shù)及鈍化劑對(duì)水稻Cd吸收的影響

表4 不同修復(fù)次數(shù)及不同穩(wěn)定劑處理對(duì)水稻Zn吸收的影響

3 討論

隨著修復(fù)次數(shù)的增加，土壤pH均顯著下降(圖1)，但修復(fù)兩季與修復(fù)三季土壤之間pH差別并不大，說(shuō)明伴礦景天的根際效應(yīng)對(duì)土壤性質(zhì)有一定的影響。李廷強(qiáng)等[13]采用盆栽和模擬試驗(yàn)研究了Zn超積累植物東南景天根際土壤可溶性有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤Zn吸附解吸的影響，發(fā)現(xiàn)種植東南景天后土壤pH比非根際土壤低得多，這可能是根際微生物能分泌有機(jī)酸，酸化根際，同時(shí)根際微生物的呼吸作用大于非根際。張季惠等[14]研究發(fā)現(xiàn)，植物根系生長(zhǎng)過(guò)程中能夠釋放分泌物，影響根區(qū)土壤pH，從而改變Cd的賦存形態(tài)。隨著修復(fù)次數(shù)的增加，pH顯著降低的同時(shí)，CaCl2提取態(tài)Cd濃度也顯著降低(圖2)，這可能是因?yàn)樾迯?fù)之后，土壤全量Cd降低顯著，修復(fù)后伴礦景天根際效應(yīng)對(duì)土壤Cd的活化作用遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于全量降低對(duì)土壤有效態(tài)Cd濃度的影響。修復(fù)兩季與修復(fù)三季土壤之間CaCl2提取態(tài)Cd濃度無(wú)顯著差異，說(shuō)明與修復(fù)兩季土壤相比，修復(fù)三季土壤伴礦景天根際效應(yīng)的活化作用平衡了因全量降低引起的有效態(tài)重金屬Cd濃度的降低。伴礦景天修復(fù)三季后的土壤，Cd濃度已低于0.3 mg/kg，但由于土壤本身酸性很強(qiáng)，再之根際活化等效應(yīng)，Cd活性依然較高，種植水稻W(wǎng)184、其糙米中Cd濃度超過(guò)國(guó)家食品安全限值(0.2 mg/kg)；但施加鈍化劑處理后，Cd濃度降到國(guó)家食品安全限值以下。無(wú)論是否施加鈍化劑，修復(fù)三季土壤低積累水稻IRA7190糙米中重金屬Cd濃度都僅為0.03 mg/kg。不同品種水稻生理特性存在一定的差別，因此對(duì)土壤Cd的吸收累積能力不同[15-16]。

植物對(duì)重金屬的吸收受不同因素的影響，如pH、CEC、土壤自身的結(jié)構(gòu)、土壤重金屬有效態(tài)以及離子間的相互作用等，添加鈍化劑可以改變這些因素，從而影響植物對(duì)重金屬的吸收[17]。土壤所有理化性質(zhì)中，pH是影響重金屬有效態(tài)的重要元素，控制著土壤-溶液系統(tǒng)中重金屬的溶解平衡，是影響土壤中重金屬有效性的最重要因子之一[18-19]。施用改良劑可增加土壤pH和降低有效態(tài)Cd含量，顯著降低大白菜中Cd的含量[20]。在本研究中，施加鈍化劑后修復(fù)兩季、三季土壤pH升高，土壤重金屬有效態(tài)Cd、Zn濃度降低(圖2)，這與已有的研究結(jié)果基本一致[9-11]。其原因可能是試驗(yàn)添加的鈍化劑為堿性物質(zhì)，添加后土壤pH升高，土壤顆粒表面負(fù)電荷增加，同時(shí)促使Cd、Zn等元素形成氫氧化物和碳酸鹽結(jié)合態(tài)沉淀。王林等[21]研究發(fā)現(xiàn)，施用海泡石和磷酸鹽，可以促進(jìn)污染土壤中的Cd、Pb由活性高的交換態(tài)向活性低的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，有效地降低了Cd、Pb的生物有效性和遷移能力。此外，周歆等[22]的研究發(fā)現(xiàn)，土壤中Pb、Cd和Cu交換態(tài)含量與pH之間是冪函數(shù)相關(guān)關(guān)系，交換態(tài)濃度的對(duì)數(shù)值(ln)與pH的對(duì)數(shù)值(ln( pH) )之間是極顯著的負(fù)線性相關(guān)關(guān)系。

鈍化劑對(duì)植物生長(zhǎng)的影響，一方面減少了土壤有效態(tài)Cd濃度和毒性，另一方面也提供了植物生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)元素[23]。丁永禎等[24]研究了不同鈍化劑對(duì)空心菜吸收Cd的影響，發(fā)現(xiàn)海泡石主要是通過(guò)降低土壤Cd毒害促進(jìn)空心菜的生長(zhǎng)，同時(shí)對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素也有固定作用。本試驗(yàn)中結(jié)果顯示，施加鈍化劑對(duì)水稻的生長(zhǎng)影響較小(表2)。在修復(fù)三季土壤上施用海泡石和石灰種植水稻品種W184和IRA7190，籽粒和秸稈產(chǎn)量均小幅度下降，這可能是因?yàn)橥寥繡d污染對(duì)水稻生物量的影響并不強(qiáng)。這與羅遠(yuǎn)恒等[25]和朱奇宏等[11]試驗(yàn)結(jié)果相似。羅遠(yuǎn)恒等[25]選擇在Cd污染農(nóng)田上種植小麥(第一季)、水稻(第二季)，同時(shí)施加鈍化修復(fù)材料，并配施石灰，研究發(fā)現(xiàn)施加鈍化劑明顯緩解Cd對(duì)小麥的毒害，提高籽粒的產(chǎn)量，但對(duì)水稻的增產(chǎn)效果相對(duì)較弱。此外，還發(fā)現(xiàn)不同處理水稻秸稈中Cd濃度是糙米中的3 ~ 12倍，這與趙步洪等[26]的研究結(jié)果相似，表明水稻吸收并運(yùn)輸?shù)降厣喜糠值腃d主要分配于秸稈中，糙米中占的比例較小，這也減少了Cd的食物鏈風(fēng)險(xiǎn)。

4 小結(jié)

未經(jīng)修復(fù)的Cd 污染土壤上水稻W(wǎng)184 糙米 Cd 高達(dá)0.90 mg/kg，經(jīng)伴礦景天吸取修復(fù)兩季和三季后水稻糙米中Cd 顯著降低，下降70% 以上，但依然超過(guò)國(guó)家食品安全限值。修復(fù)兩季、三季的土壤施加鈍化劑海泡石和石灰，水稻 W184糙米中Cd濃度降至0.2 mg/kg以下。對(duì)于低積累水稻品種IRA7190，未修復(fù)土壤上糙米中 Cd 濃度為0.47 mg/kg，超標(biāo)1倍多，而修復(fù)三季土壤上糙米中Cd濃度僅0.03 mg/kg，說(shuō)明吸取修復(fù)達(dá)標(biāo)的土壤上種植Cd低積累水稻品種，不需施加鈍化劑就可實(shí)現(xiàn)安全生產(chǎn)。

[1] 張?zhí)伊? 科學(xué)認(rèn)識(shí)和防治耕地土壤重金屬污染[J]. 土壤, 2015, 47(3): 435–439

[2] 沈倩, 黨秀麗. 土壤重金屬鎘污染及其修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2015, 43(15): 92–94

[3] 黃益宗, 郝曉偉, 雷鳴, 等. 重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)及其修復(fù)實(shí)踐[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013, 32(3): 409–417

[4] 胡鵬杰, 李柱, 鐘道旭, 等. 我國(guó)土壤重金屬污染植物吸取修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 植物生理學(xué)報(bào), 2014, 50(5): 577–584

[5] 駱永明. 金屬污染土壤的植物修復(fù)[J]. 土壤, 1999, 31(5): 261–265

[6] 沈振國(guó), 陳懷滿. 土壤重金屬污染生物修復(fù)的研究進(jìn)展[J].農(nóng)村生態(tài)環(huán)境, 2000, 16(2): 39–44

[7] McGrath S P, Zhao F J. Phytoextraction of metals and metalloids from contaminated soils [J]. Current Opinion in Biotechnology, 2003, 14(3): 277–282

[8] 胡鵬杰, 吳龍華, 駱永明. 重金屬污染土壤及場(chǎng)地的植物修復(fù)技術(shù)發(fā)展與應(yīng)用[J]. 環(huán)境監(jiān)測(cè)管理與技術(shù), 2011, 23(3): 39–42

[9] 張青, 李菊梅, 徐明崗, 等. 改良劑對(duì)復(fù)合污染紅壤中鎘鋅有效性的影響及機(jī)理[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 25(4): 861–865

[10] 徐明崗, 張青, 曾希柏. 改良劑對(duì)黃泥土鎘鋅復(fù)合污染修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2007, 28(6): 1361– 1366

[11] 朱奇宏, 黃道友, 劉國(guó)勝, 等. 石灰和海泡石對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2009, 23(1): 111–116

[12] 吳龍華, 周守標(biāo), 畢德, 等. 中國(guó)景天科植物一新種——伴礦景天. 土壤, 2006, 38(5): 632–633

[13] 李廷強(qiáng), 朱恩, 楊肖娥, 等. 超積累植物東南景天根際可溶性有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤鋅吸附解吸的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 19(4): 838–844

[14] 張季惠, 王黎虹, 張建奎. 土壤中鎘的形態(tài)轉(zhuǎn)化、影響因素及生物有效性研究進(jìn)展[J]. 廣東農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013, 40(6): 169–171

[15] 吳啟堂, 陳盧, 王廣壽. 水稻不同品種對(duì)Cd吸收累積的差異和機(jī)理研究[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1999, 19(l): 104–107

[16] 曾翔. 水稻鎘積累和耐性機(jī)理及其品種間差異研究[D]. 長(zhǎng)沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2006

[17] 杜彩艷, 木霖, 王紅華, 等. 不同鈍化劑及其組合對(duì)玉米()生長(zhǎng)和吸收Pb、Cd、As、 Zn影響研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 35(8):1515–1522

[18] Gerritse R G, Driel W V. The relationship between adsorption of trace metals, organic matter, and pH in temperate soils[J]. Journal of Environmental Quality, 1984, 13(2): 197–204

[19] Hooda P S, Alloway B J. Cadmium and lead sorption behaviour of selected English and Indian soils[J]. Geode-rma, 1998, 84(s1/2/3): 121–134

[20] 劉維濤, 周啟星. 不同土壤改良劑及其組合對(duì)降低大白菜鎘和鉛含量的作用[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 30(9): 1846–1853

[21] 王林, 徐應(yīng)明, 孫揚(yáng), 等. 海泡石及其復(fù)配材料鈍化修復(fù)鎘污染土壤[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2010(9): 2093–2098

[22] 周歆, 周航, 曾敏, 等. 石灰石和海泡石組配對(duì)水稻糙米重金屬積累的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(3): 555–563

[23] Chen S B, Zhu Y G, Ma Y B. The effect of grain size of rock phosphate amendment on metal immobilization in contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 134(1/2/3): 74–79

[24] 丁永禎, 宋正國(guó), 唐世榮, 等. 大田條件下不同鈍化劑對(duì)空心菜吸收鎘的影響及機(jī)理[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2011, 20(11): 1758–1763

[25] 羅遠(yuǎn)恒, 顧雪元, 吳永貴, 等. 鈍化劑對(duì)農(nóng)田土壤鎘污染的原位鈍化修復(fù)效應(yīng)研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(5): 890–897

[26] 趙步洪, 張洪熙, 奚嶺林, 等. 雜交水稻不同器官鎘濃度與累積量[J]. 中國(guó)水稻科學(xué), 2006, 20(3): 306–312

Effects of Phytoextraction and Stabilization on Cd Uptake by Rice

CHENG Chen1, 2, GAO Wenya1,2, HU Pengjie2, WU Longhua2*, LIU Hongyan1, LUO Yongming2,3

(1 College of Resource and Environment Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025, China; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 3 Key Laboratory of Coastal Zone Environmental Processes, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai, Shandong 264003, China)

A pot experiment was carried out to study the effects of phytoextracation byand stabilization on soil pH, extractable cadmium (Cd) and zinc (Zn) concentrations in soils, and on rice (L.) growth, uptake of Cd and Zn in a heavy metal contaminated acidic soil. Paddy soils after different phytoextraction times were collected from Xiangtan County of Hunan Province. The results showed that after two and three times of phytoextraction, soil pH decreased by 0.26 and 0.38 units and soil CaCl2-extractable Cd concentration reduced by 19.4% and 24.0%, respectively, compared with unphytoextracted treatment. After phytoextraction, Cd concentration in the brown rice of variety W184 reduced significantly, but still exceeded the national standard of China. Cadmium concentration in brown rice of variety IRA7190 was 0.03 mg/kg in phytoextracted soil, which met the requirement of safety production. After applying sepiolite and lime (10 g/kg + 1 g/kg), soil pH increased by 0.95 and 0.72, soil CaCl2-extractable Cd concentration decreased by 79.8% and 79.5% and Cd concentration in brown rice of variety W184 decreased by 27.3% and 44.4% in the soils after two or three times of phytoextraction, respectively. Whether it was added stabilizer or not, Cd concentration in brown rice of variety IRA7190 was only 0.03 mg/kg when grown on soil phytoextracted three times.

Phytoextraction; Stabilization; Sepiolite; Lime; Acid soil; Rice

10.13758/j.cnki.tr.2017.03.008

X53

A

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41325003)、國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2016YFD0801104)和江蘇省重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(BE2016812)資助。

(lhwu@issas.ac.cn)

程晨(1991—)，女，河南信陽(yáng)人，碩士研究生，主要從事土壤污染與修復(fù)研究。E-mail: 1043596472@qq.com