基施鋼渣及生物炭結合水分管理阻控水稻鎘砷吸收研究

曹 健 ，陳 喆，吳 箐，吳灼浩，董漢英，3，姚愛軍，仇榮亮，3，4，王詩忠 ，3，4，何爾凱 ，3，4，湯葉濤 ，3，4

（1.中山大學地理科學與規(guī)劃學院，廣州 510275；2.中山大學環(huán)境科學與工程學院，廣州 510275；3.廣東省環(huán)境污染控制與修復技術重點實驗室，廣州 510275；4.中山大學-致勝土壤環(huán)境修復研究中心，廣東 東莞 523000）

水稻是我國的主要糧食作物。由于礦山開采和金屬冶煉活動產生的酸性礦山廢水排放到礦區(qū)及周邊農田，使大片農田土壤受到了嚴重污染，食用受污染的稻米已成為人體攝入多種重金屬的重要途徑[1-3]。2014年公布的全國土壤污染狀況調查公報顯示，我國耕地污染點位超標率達19.4%，其中，鎘（Cd）和砷（As）是主要的2種無機污染物。因此，我國稻田Cd和As的安全利用已關系到國計民生，對稻米Cd和As的有效阻控技術的研發(fā)已上升為戰(zhàn)略需求。

單獨降低稻米Cd或稻米As的研究已有大量報道[3-5]，但如何同時阻控稻米中Cd和As的污染卻鮮有研究。事實上，在干濕交替的稻田土壤環(huán)境中由于Cd和As的化學行為與生物有效性的變化相反，使得稻米Cd和As同時阻控成為一個科學難題[6]。土壤在好氧條件下，Cd容易溶解到土壤溶液中，As易以As（Ⅴ）吸附固定于鐵錳氧化物/氫氧化物當中；而在淹水條件下，土壤易形成厭氧環(huán)境，Cd易形成CdS沉淀導致其有效性顯著降低，As因鐵錳氧化物溶解而釋放到土壤溶液中并被還原成易被水稻吸收As（Ⅲ）[1，7]。大量研究表明，水稻抽穗期前后六周持續(xù)性淹水能有效抑制稻米中Cd的積累，而好氧灌溉方式可降低稻米中As的含量，但它們都難以達到同時抑制稻米中Cd和As含量的目的[6，8]。

以CaO、Fe2O3、SiO2為主要成分的煉鋼副產物鋼渣能夠降低土壤中Cd和As的生物有效性[9-11]，但采用鋼渣同時阻控水稻Cd和As積累的系統研究鮮有見聞。此外，一方面，我們的科學假設認為施加過量的富鈣、高鐵、豐硅材質的鋼渣可能會造成土壤板結等不良影響，但將適量鋼渣與生物炭混合施加到土壤中則很可能會改善作物生長的土壤環(huán)境[12]；另一方面，生物炭具有較大的比表面積和高的陽離子交換量，對多種金屬離子都具有較好的吸附作用[13]，應該也會對阻控水稻富集Cd和As有益處。

因此，本研究通過室內土柱實驗和野外田間實驗，考慮田間水分管理方式和鋼渣及生物炭施加處理方式，系統研究水分管理和鋼渣生物炭對水稻Cd和As的調控效果并探討相關阻控機制。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與改良劑

本研究包括2個實驗：室內土柱實驗和田間小區(qū)實驗。室內土柱實驗供試土壤采自廣東中部某縣鉛鋅礦區(qū)周邊污染稻田，采集足量0～15 cm表層土壤，裝袋運回實驗室，經土塊破碎、揀出碎石殘根、自然陰干后，用研缽研磨過10目篩備用。同時選取該地原位污染稻田用于田間小區(qū)試驗。

所用鋼渣材料從市場購買，生物炭購自浙江澤可生物有限公司，經農業(yè)部肥料質量監(jiān)督檢驗測試中心檢驗，符合《NY 525—2002有機肥料》和《GB 18877—2002有機-無機復混肥料》標準。供試土壤、鋼渣和生物炭基本理化性質見表1。

1.2 室內土柱實驗

1.2.1 土柱裝置

本實驗采用自制PVC土柱裝置（圖1），土柱內管直徑為11 cm，高度為25 cm，底部密封不透水，逐漸往柱內填土至20 cm，使土壤容重為0.974 g·cm-3，淹水平衡兩周后，將泥土倒出與改良劑混勻再填入柱內，并在土層高度為15 cm處水平放置土壤溶液采樣器（RHIZON FLEX，19.21.26F型取樣器，取樣頭長5 cm，尼龍加固絲，PVC/PE延長管長30 cm，陰性接頭，可連接注射器）取樣頭，延長管貼著管壁伸到外面。

表1 供試土壤、鋼渣和生物炭基本理化性質Table 1 Physical and chemical properties of the tested soil and amendments（steel slag and biochar）

圖1 自制土柱裝置Figure 1 The soil column device

1.2.2 實驗設計

實驗共設計6種處理（表2），每種處理3個重復，分別是IF、CF、IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC（IF：intermittent flooding，間歇性淹水；CF：continuous flooding，持續(xù)性淹水；SS：steel slag，鋼渣；BC：biochar，生物炭）。用去離子水對土壤進行淹水管理（共40 d），CF處理始終保持淹水高度在3～5 cm之間，IF處理每次加水至3 cm，待其自然落干后繼續(xù)加水至3 cm，如此往復；鋼渣和生物炭的施加量分別為6 mg·kg-1和1.5 mg·kg-1（鋼渣的施用量參考前期研究結果[14]；生物炭施用量參考所購生物炭用量說明書）。

表2 淹水方式與改良劑施加設計Table 2 The experimental design for water management and soil amendments

1.2.3 采樣與分析

供試土壤、鋼渣和生物炭的pH用pH計測定（水土比2.5∶1）；土壤樣品、鋼渣、生物炭經王水消解后，其Cd和As總量采用ICP-MS測定；鋼渣、生物炭比表面積采用BET法測定。土壤pH、Eh用便攜式pH、Eh計在土層5 cm深度處測試，土壤溶液中As、Fe、Mn用ICP-OES測定，Cd用AAS測定，Fe2+用鄰菲羅啉分光光度法測定用鉻酸鋇分光光度法測定。土壤pH、Eh的測試及土壤溶液的采集在實驗的前兩周每2 d一次，第3～7周則每4 d采集一次。

1.3 野外田間實驗

1.3.1 供試品種

田間實驗供試水稻品種為秈型三系雜交水稻天優(yōu)998，種子播種一個月后于2015年4月11日移苗到田間小區(qū)中，水稻成熟后2015年7月15日收獲，早稻全生育期共計125 d。

1.3.2 實驗設計

實驗共設計了7種處理，每種處理3個重復，分別是：IF、CF、A、CF+SS、A+SS、CF+SS+BC、A+SS+BC（A：aerobic，好氧灌溉）。IF、CF和A 3種不同水分管理方式[6-7]僅在水稻孕穗初期至成熟前期實施，水稻其他生長時期按照當地灌溉方式管理（幼苗期、分蘗期進行淹水管理，分蘗盛期至孕穗初期曬田，成熟末期曬田）。IF和CF處理方式與土柱實驗相同，A即適度對土壤進行灌溉，保持土壤75%的濕潤條件；SS和BC的施加量與土柱實驗一致（按上層表土0～15 cm質量計算）。

1.3.3 采樣與分析

田間實驗土壤pH由pH計測定（水土比2.5∶1），Eh用便攜式Eh計在土壤5 cm深度處測定；水稻成熟期采集整株水稻，根/莖/葉/殼/糙米分離烘干后，用硝酸高氯酸（5∶1）消解，As含量采用ICP-OES和ICPMS測定，Cd含量采用ICP-OES和AAS測定。

1.4 統計方法

數據統計分析由Microsoft Excel 2013以及SPSS 20軟件完成，數據的繪圖用Origin 8.0完成。采用One-way ANOVA法（P＜0.05）進行方差分析，Duncan法（P＜0.05）進行顯著性多重比較分析，Pearson系數（P＜0.05）法進行相關性分析。

2 結果與分析

2.1 水分管理和鋼渣/生物炭對土壤pH、Eh的影響

如圖2，土柱實驗中，IF和CF處理土壤pH在淹水后10 d逐漸上升，隨后趨于穩(wěn)定。土壤施加鋼渣、鋼渣生物炭改良劑，顯著提高了土壤pH值。土柱實驗施加鋼渣、鋼渣生物炭的處理（IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC）均使土壤pH值顯著高于未施加改良劑的處理（IF、CF），10 d后pH基本穩(wěn)定在7.5左右，在第40 d時IF+SS、IF+SS+BC較IF處理的pH分別提高了27.2%、24.3%，CF+SS、CF+SS+BC較CF處理的pH分別提高了18.4%、14.0%。

圖2 水分管理和鋼渣/生物炭對土壤pH/Eh的影響Figure 2 The effect of water management and steel slag/biochar to soil pH、Eh

土壤Eh變化受到水分管理和鋼渣生物炭的顯著影響。IF中受土柱內水分含量變化的影響，土壤Eh在IF處理下隨時間延長呈間歇性變化（圖2）。當柱內淹水高度為3 cm時，土壤Eh可降到-208 mV，而柱內水分降至最低水平時土壤Eh可升至26.1 mV；與IF處理相比，CF處理土壤Eh相對穩(wěn)定，始終保持在-262～-168.6 mV范圍內。土壤混入鋼渣、鋼渣生物炭的處理（IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC），土壤Eh在土柱實驗全過程中基本小于-300 mV。

在田間實驗中，水稻在關鍵生育期采用間歇性淹水、持續(xù)性淹水和好氧灌溉3種水分管理方式。A處理土壤Eh為123.4 mV，CF處理土壤Eh降至-205.5 mV（圖3）。而在好氧灌溉和持續(xù)性淹水管理方式下，施加鋼渣、鋼渣生物炭可導致土壤Eh依次降低。

圖3 水分管理和鋼渣、生物炭對水稻抽穗期土壤Eh的影響Figure 3 The effect of water management and steel slag/biochar on soil Eh in rice heading stage

2.2 水分管理和鋼渣/生物炭對土壤溶液中Cd、As等含量的影響

土壤環(huán)境中Cd和As的生物有效性受水分條件變化的影響極大。事實上，土壤淹水改變土壤氧化還原電位的過程，也是土壤環(huán)境氧化還原體系發(fā)生改變的過程，當土壤淹水、氧氣消耗完后，微生物分解有機質過程依次以、Mn（Ⅳ）、Fe（Ⅲ）、、CO2作為最終電子受體，并隨之產生N2、Mn（Ⅱ）、Fe（Ⅱ）、H2S、CH4釋放到土壤溶液中，這些變化會導致Cd和As在土壤溶液中的含量增加或減少。土柱試驗中土壤溶液Fe/Mn/Fe2+//Cd/As含量受水分管理和鋼渣/生物炭的影響如圖4。

未施加改良劑處理的土壤溶液中Cd含量受土柱內水分含量變化的影響非常大，CF處理土壤溶液中Cd含量在實驗開始后9 d由2.4 μg·L-1下降到0.7 μg·L-1，隨后30 d穩(wěn)定在0.6～0.9 μg·L-1之間，而IF處理在淹水時期土壤溶液Cd含量降低，但在第20 d左右受土柱水分下降到土壤表層的影響，土壤溶液中Cd含量顯著上升，達到5.4 μg·L-1。施加鋼渣、鋼渣生物炭后，土壤溶液中Cd的含量顯著降低，且受水分含量變化的影響較小。IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC處理土壤溶液中Cd含量都在土柱實驗開始后5 d迅速降低，達到0.5 μg·L-1左右，隨后趨于穩(wěn)定。

土壤溶液As含量受到水分條件的顯著影響，在CF處理0～40 d過程中，As在土壤溶液中的含量由42 μg·L-1持續(xù)增加到91 μg·L-1；而IF處理的同期過程，土壤溶液中As含量在前段淹水過程持續(xù)增加，而在第20 d左右因土柱水層降低到土壤表層以下使土壤Eh顯著升高，緩解了土壤溶液中As含量的持續(xù)增長。土壤基施鋼渣、鋼渣生物炭的處理IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC），土壤溶液中As的含量明顯增加，并且隨著時間的增加呈現逐漸增加的趨勢。

圖4 水分管理和鋼渣/生物炭對土壤溶液Cd/As/Fe/Mn/Fe2+/SO2-4含量的影響Figure 4 The effect of water management and steel slag/biochar on Cd/As/Fe/Mn/Fe2+/SO2-4concentration in soil solution

土壤溶液中Fe含量在IF處理的前20 d穩(wěn)定在20.0～22.9 mg·L-1之間，當在22 d土壤達到好氧條件時，土壤溶液中Fe含量顯著下降，并于第26 d達到最低值10.3 mg·L-1；在CF處理中，土壤溶液中Fe含量先在5 d內增加，達到最高值26.7 mg·L-1，隨后緩慢降低，最后穩(wěn)定在14.7～17.8 mg·L-1之間。土壤基施鋼渣及生物炭處理（IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC）土壤溶液中Fe含量由最初的5.5～10.0 mg·L-1在10 d內迅速下降到1.0 mg·L-1左右，之后基本保持穩(wěn)定。

土壤溶液中Mn的含量在IF和CF處理下基本趨于一致，始終在0.30 mg·L-1以下。但IF處理在第22 d土壤達到好氧條件時，土壤溶液中Mn的含量出現了下降，并于第26 d達到最低值0.079 mg·L-1。土壤基施鋼渣及生物炭處理（IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC）土壤溶液中Mn的含量顯著上升。

土壤溶液中SO2-4含量隨著淹水的進行逐漸下降，基施鋼渣及生物炭處理顯著提高了土壤溶液中初始SO2-4濃度，但在10 d之后與未施加改良劑處理（IF、CF）趨于平行。

2.3 水分管理和鋼渣/生物炭對稻谷產量和水稻體內Cd、As積累的影響

早稻種植天優(yōu)998品種，與當地種植方式IF相比較，CF、A、CF+SS、A+SS、CF+SS+BC和A+SS+BC處理的產量分別增加或減少了4.6%、-10.1%、13.5%、27.5%、31%、35.8%（圖5）。由此可見，不管是何種水分管理，施加鋼渣或鋼渣生物炭都能夠有效增加水稻的產量，其中尤以鋼渣加生物炭增長顯著。

圖5 水分管理和鋼渣/生物炭對水稻產量的影響Figure 5 The effect of water management and steel slag/biochar on rice yield

Cd在水稻各器官的濃度大小表現為根＞莖＞葉＞糙米，As在水稻各器官的濃度大小表現為根＞葉＞莖＞糙米（表3）。在IF、CF、A、CF+SS、A+SS、CF+SS+BC和A+SS+BC 7種處理中，根、莖、葉、糙米中Cd和As含量的相關性如表4，糙米Cd與根Cd、葉Cd顯著正相關（P＜0.05），與莖 Cd呈極顯著正相關（r=0.965，P＜0.01），此外，糙米Cd還與根As、莖As、糙米As顯著負相關（P＜0.05）；糙米 As與根 As極顯著正相關（r=0.920，P＜0.01），與莖 As顯著正相關（r=0.851，P＜0.05），此外糙米As還與莖Cd、葉Cd呈極顯著負相關關系（P＜0.01）。

水稻成熟后，糙米中Cd和As在不同水分管理和土壤改良方式下的積累量也有顯著不同（圖6）。與IF處理下種植的水稻相比，水稻關鍵生育期（孕穗初期至成熟前期）CF處理糙米中的Cd濃度降低了65.6%，As濃度增加了25%，A處理下種植的水稻糙米Cd濃度增加了263.3%，As濃度減少了50%。

水稻關鍵生育期持續(xù)性淹水管理條件下，基施鋼渣（CF+SS）種植的水稻糙米Cd含量下降45.2%，As沒有明顯變化，基施鋼渣、生物炭種植（CF+SS+BC）的水稻糙米Cd含量降低了41.9%，As下降了20%；在好氧灌溉方式下，基施鋼渣（A+SS）種植的水稻糙米Cd含量增加了22%，As增加了50%，基施鋼渣、生物炭（A+SS+BC）種植的水稻糙米Cd含量下降了20.1%，As含量無明顯變化。

表3 水稻成熟期各器官Cd和As的濃度（mg·kg-1）Table 3 Cd,As concentration in different organs of the mature rice（mg·kg-1）

表4 水稻成熟期各器官Cd和As含量相關性Table 4 The correlation of Cd,As concentration in different organs of the mature rice

圖6 水分管理和鋼渣/生物炭對糙米Cd和As的阻隔效果Figure 6 Mitigation of water management and steel slag/biochar on brown rice Cd，As

3 討論

3.1 水分管理和鋼渣/生物炭對Cd、As生物有效性的影響機制

水分管理和鋼渣/生物炭施加會影響鐵在土壤中的形態(tài)變化，而鐵在土壤環(huán)境中的溶解沉淀和形態(tài)變化，又會顯著影響As和Cd的生物有效性和遷移毒性[15-16]，因此關注土壤環(huán)境中鐵的形態(tài)變化尤為重要。當稻田土壤處于淹水還原狀態(tài)時，三價鐵氧化物會經歷一個還原溶解的過程，同時土壤溶液中二價鐵的濃度將會增加，當土壤Eh進一步降低時，亞鐵離子可能會以FeCO3、Fe3（PO4）2·8H2O等沉淀存在，或以鐵硫化合物，如FeS和FeS2等沉淀存在；當有氧氣存在時，這些亞鐵礦物又會被氧化為三價鐵及其氧化物[17]。

Fe在土壤溶液中主要存在兩種形態(tài)：Fe2+和Fe3+。土柱實驗中（圖4、表5），土壤溶液中Fe2+含量在持續(xù)性淹水灌溉條件下比在間歇性淹水條件下高，且IF處理下，Fe2+占總Fe含量的比例基本低于50%，IF處理下鐵主要以Fe3+為主；而CF處理中，Fe2+占總Fe含量的比例大部分超過50%或接近50%，溶液中以Fe2+為主。當土壤加入鋼渣、鋼渣生物炭后，4種處理（IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC和CF+SS+BC）下土壤溶液中的Fe2+含量都在7 d左右降低到一個相對穩(wěn)定的水平，由于總Fe的含量在這個過程也急劇下降，因此在9～40 d時間段，土壤溶液中Fe2+趨近于總Fe含量。

表5 水分管理和鋼渣/生物炭對總Fe中Fe2+含量的影響Table 5 The effect of water management and steel slag/biochar on the ratio of Fe2+/total Fe in soil solution

鋼渣中所含的Fe主要以Fe2O3存在[9]，當土壤混入含有大量Fe元素的鋼渣后，土壤pH上升到7.0～8.0范圍，Eh下降到-300 mV以下，IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC和CF+SS+BC 4種處理土壤溶液中的總Fe和Fe2+都顯著下降，由此可見鋼渣中的Fe在堿性厭氧條件下難溶于水，并且溶液中的Fe有可能被鋼渣吸附沉淀[9，18]，或因強還原條件而形成FeS、FeCO3等沉淀物。

土柱實驗中，CF處理的Eh始終保持在-168.6～-262 mV范圍，而pH則由5.74升高到6.37，在這種條件下，土壤溶液中Cd含量有效降低，As的含量持續(xù)增加，此外土壤溶液中SO2-4在CF處理條件下顯著降低，可能是因為在持續(xù)厭氧環(huán)境下Cd與H2S反應生成難溶性CdS沉淀物[19-21]，而As可能是由于在厭氧環(huán)境下，鐵氧化物溶解，使得吸附在鐵氧化物上的As（Ⅴ）溶解到土壤溶液中，并在微生物的作用下被還原成活性更強的As（Ⅲ）[22]。

與持續(xù)性淹水不同，IF處理柱內水分含量會因為蒸發(fā)而逐漸下降。當IF處理水分含量下降到一個極小值時（22 d左右），Eh上升到26.1 mV，土壤溶液中Fe和Mn含量下降，As的溶解得到緩解，而Cd顯著性上升。在這個過程，土壤溶液中Fe、Mn被氧化形成鐵錳氧化物沉淀，部分溶解于土壤溶液中的As（Ⅴ）吸附在這些沉淀物上[23]，而CdS則被氧化變成CdSO4溶解到土壤溶液中。

鋼渣已被證明在水溶液中對Cd和As都具有極強的吸附能力[18，24]，鋼渣中所含的Ca可大量溶解于溶液中，在堿性條件下形成無定形的CaCO3，As可與這種CaCO3共沉淀或吸附在鋼渣中的鐵氧化物中[11，25]；而對Cd的沉淀作用，主要是由于溶液pH提高到大于8情況下，Cd2+與OH-形成Cd（OH）2沉淀[18]。土柱實驗研究在土壤持續(xù)性淹水和間歇性淹水條件下施加鋼渣、鋼渣生物炭后都顯著改變了土壤的pH和Eh，IF+SS、CF+SS、IF+SS+BC、CF+SS+BC這4種處理在整個實驗期間pH在7.00～8.00之間，Eh在-300 mV以下，Cd在土壤溶液中含量極低，而As在溶液中的含量較高。當pH小于8.00時，Cd在溶液中一般以Cd2+和Cd（OH）+存在[18]，故可知施加鋼渣的4種處理溶液中Cd含量極低并非是與OH-結合生成Cd（OH）2沉淀，而更有可能是由于強還原條件下生成了穩(wěn)定的CdS沉淀物，另外有研究發(fā)現堿性條件下水稻土長期淹水，Cd主要與碳酸鹽形成沉淀物質[26]，因此Cd也可能是以CdCO3的形態(tài)發(fā)生沉淀的。土壤施加鋼渣處理沒有降低As的溶解，反而增加了其在土壤溶液中的含量，可能是在強厭氧條件下，As（Ⅴ）被還原成具有強活性As（Ⅲ）的作用。

3.2 水分管理和鋼渣/生物炭對水稻吸收Cd、As的影響

田間水分管理會改變Cd和As在土壤環(huán)境中的形態(tài)并影響其生物有效性，繼而影響水稻對它們吸收量的大小。田間實驗在水稻孕穗初期至水稻成熟前期運用了間歇性淹水、持續(xù)性淹水和好氧灌溉3種水分管理方式，與IF處理下種植的水稻相比，CF處理糙米中的Cd濃度降低了65.6%，As濃度增加了25%，A處理種植的水稻糙米Cd濃度增加了263.3%，As濃度減少了50%，由此可見水稻孕穗初期至水稻成熟前期（55～88 d）之間是水稻Cd和As吸收的關鍵時期。

田間實驗研究發(fā)現，與CF處理相比，CF+SS處理土壤pH由5.01提高到6.33，Eh變化不大，水稻糙米Cd含量下降45.2%，As含量沒有明顯變化。顯然，田間實驗結果稻米對As的積累與土柱實驗As生物有效性的變化不相一致，這主要是因為水稻是一種能夠在根系分泌氧氣的植物，緩解了鋼渣降低土壤Eh的作用。CF+SS+BC處理與CF處理相比，糙米Cd含量降低了41.9%，As含量下降了20%，Eh、pH的變化同單獨加鋼渣相同，由此可見，生物炭的施加能夠起到降低稻米As含量的效果。

而水稻關鍵生育期在好氧灌溉方式下生產的稻米，A、A+SS和A+SS+BC 3種處理方式下都無法抑制水稻吸收Cd，使得3種處理中稻米Cd含量都超過食品安全國家標準（GB 2762—2012）。與A處理相比，A+SS處理孕穗期土壤pH由5.02上升到7.85，Eh由123.4 mV下降到-68.6 mV，水稻糙米Cd含量增加了22%，As含量增加了50%。稻米Cd含量增加可能是由于添加鋼渣使土壤呈還原條件狀態(tài)（-68.6 mV）導致的，還原過程會使Cd從鐵錳氧化物溶解出來，土壤溶液中增加的Fe2+和Mn2+還會和Cd2+競爭吸附位點，從而導致土壤溶液中的Cd2+增加[27]；稻米As含量的增加則是因為鐵錳氧化物溶解，As失去附著物后溶解出來，As（Ⅴ）被還原成As（Ⅲ），使As在土壤溶液中的含量增加，遷移活性變強[1]。A+SS+BC與A處理相比，糙米Cd含量下降了20.1%，As含量無明顯變化。土壤施加鋼渣、生物炭后呈強還原環(huán)境（-130.4 mV），土壤溶液中SO2-4可能被還原成S2-并與Cd2+形成CdS沉淀物，或由于CO2-3與Cd2+形成CdCO3沉淀物，導致土壤溶液中Cd2+減少[7，27]，而生物炭的吸附作用和溶解性Ca的共沉淀作用緩解了As在還原條件下的釋放[25]。

4 結論

（1）Cd和As在水稻體內各組織中的分布存在明顯負相關關系，難以同時阻控它們在稻米中的積累。

（2）基施鋼渣/生物炭能夠有效提高土壤pH并降低Eh，降低Cd在土壤溶液中的含量，但在好氧灌溉條件下仍無法抑制其向稻米中的遷移。

（3）持續(xù)性淹水條件和間歇性灌溉措施均會增加As在土壤溶液中的含量，基施鋼渣生物炭亦難以對As進行吸附，反而會增強As在土壤環(huán)境中的活性。

（4）持續(xù)性淹水條件下基施鋼渣生物炭對水稻Cd和As同時阻控的效果最好，這或可作為水稻Cd、As同時阻控的有效手段之一。