聯(lián)合施肥對(duì)復(fù)合污染農(nóng)田水稻As、Cd吸收的影響

盧維宏，張乃明，蘇友波，李懋松，熊潤(rùn)忠，秦太峰

（1.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)植物保護(hù)學(xué)院，昆明650201；2.云南省土壤培肥與污染修復(fù)工程實(shí)驗(yàn)室，昆明650201；3.河南心連心化學(xué)工業(yè)集團(tuán)股份有限公司，河南 新鄉(xiāng)453700；4.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，昆明650201）

土壤重金屬污染是影響農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)健康的重要因素[1-2]，目前已受到廣泛關(guān)注[3-4]，特別是由于采礦、冶煉、電鍍等工業(yè)“三廢”的排放以及生產(chǎn)中農(nóng)藥化肥的過(guò)量施用導(dǎo)致農(nóng)田重金屬污染日趨嚴(yán)重。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)農(nóng)用地土壤重金屬污染點(diǎn)位超標(biāo)率高達(dá)19.4%，污染耕地總面積達(dá)到2.3×107hm2[5]，且大多屬于伴生性、復(fù)雜性和綜合性的復(fù)合污染[6]，As、Cd是土壤中共存的Ⅰ類致癌物[7-8]，點(diǎn)位超標(biāo)率分別達(dá)到了7.0%、2.7%?！笆濉逼陂g，“農(nóng)業(yè)面源污染和重金屬污染農(nóng)田綜合防治與修復(fù)技術(shù)研發(fā)”專項(xiàng)中設(shè)置了14個(gè)農(nóng)田As和Cd污染防治領(lǐng)域項(xiàng)目，將As 和Cd 的防治列為重點(diǎn)研究?jī)?nèi)容[9]。目前常見的重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)主要包括物理、化學(xué)或物化聯(lián)合以及生物法[10-11]，在農(nóng)田土壤修復(fù)技術(shù)中，以原位鈍化技術(shù)周期短、見效快、效果穩(wěn)定，被認(rèn)為是土壤重金屬修復(fù)中最為經(jīng)濟(jì)有效的方法。水稻是我國(guó)種植面積最大、單產(chǎn)最高的糧食作物[12]，也是對(duì)重金屬Cd、Pb、Hg、As 等元素吸收最強(qiáng)的大宗谷類作物，尤其是Cd 最為嚴(yán)重[1，13]。施肥是水稻種植中重要的農(nóng)業(yè)措施，也是持續(xù)影響土壤環(huán)境的重要因素，畜禽糞便等有機(jī)肥中的Cu、Zn、Pb、Cd 重金屬含量一般高于化肥[14-16]。研究表明，不同的施肥措施對(duì)土壤重金屬及生物有效性具有不同的影響[17-20]，然而，單一使用化肥（尤其是N、P）存在農(nóng)業(yè)面源污染[21]和重金屬鈍化效率不穩(wěn)定[22-23]等問(wèn)題，且同一區(qū)域的水稻施肥亦存在較大差異。以往水稻重金屬污染及修復(fù)研究中以Cd 為主[24-25]，As-Cd 復(fù)合污染的研究相對(duì)較少，在修復(fù)技術(shù)上也主要集中于使用單一的土壤調(diào)理劑或鈍化劑的效果[25-27]。農(nóng)田土壤As-Cd 復(fù)合污染在生產(chǎn)實(shí)際中具有普遍存在、修復(fù)難度大、鈍化效果不穩(wěn)定等特點(diǎn)，因此，有必要從經(jīng)濟(jì)、有效、可操作性強(qiáng)的聯(lián)合調(diào)理技術(shù)的角度，對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染農(nóng)田土壤修復(fù)特性及作物關(guān)鍵部位（尤其是籽粒等可食用部位）的吸收累積效應(yīng)進(jìn)行探索，為我國(guó)普遍存在的中輕度復(fù)合污染農(nóng)田土壤的安全利用提供借鑒意義。本研究以云南水稻種植過(guò)程中常用的3 種化肥施用模式為基礎(chǔ)，分別聯(lián)合硅鈣土壤調(diào)理劑，研究其對(duì)As、Cd 復(fù)合污染稻田土壤中重金屬向水稻地上各器官（尤其是籽粒）吸收富集和轉(zhuǎn)運(yùn)的影響，探索一種經(jīng)濟(jì)有效的As、Cd復(fù)合污染農(nóng)田土壤安全利用方法。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)地點(diǎn)位于云南省紅河州個(gè)舊市（23°25′26.21″N，103°14′49.67″E），海拔1 288.9 m，亞熱帶氣候，年平均氣溫19.39 ℃，平均降水量637.00 mm，具有典型As、Cd 復(fù)合污染特征。試驗(yàn)田土壤基本理化性質(zhì)為：堿解N 177.2 mg·kg-1，速效P 98.4 mg·kg-1，速效K 167.1 mg·kg-1，有機(jī)質(zhì)32.8 g·kg-1，pH 7.20，As 91.28 mg·kg-1，Cd 2.06 mg·kg-1。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15618—2018），土壤中As、Cd 含量均超出了風(fēng)險(xiǎn)篩選值，分別達(dá)到了對(duì)應(yīng)風(fēng)險(xiǎn)篩選值的3.65、3.43 倍，未超出風(fēng)險(xiǎn)管制值。

供試肥料：尿素（N≥46.0%，As 0.028 mg·kg-1，Cd 0.025 mg·kg-1）、過(guò)磷酸鈣（P2O5≥16%，As 14.78 mg·kg-1，Cd 0.55 mg·kg-1）、氯化鉀（K2O≥60%，As 0.20 mg·kg-1，Cd 0.05 mg·kg-1）、堿性肥料（N∶P2O5∶K2O 15∶15∶15，pH 8.0±1.0，As 1.02 mg·kg-1，Cd 0.12 mg·kg-1）、水稻專用肥（N∶P2O5∶K2O 18∶8∶10，As 1.12 mg·kg-1，Cd 0.17 mg · kg-1）、硅鈣土壤調(diào)理劑（CaO≥30%，SiO2≥10%，As 5.99 mg·kg-1，Cd 0.26 mg·kg-1）。供試水稻品種為當(dāng)?shù)刂髟云贩N滇屯502。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)置3 種施肥模式6 個(gè)處理，其中，處理T1 為農(nóng)民常規(guī)施肥，尿素300 kg·hm-2+過(guò)磷酸鈣750 kg·hm-2+氯化鉀150 kg·hm-2；處理T2 為農(nóng)民常規(guī)施肥的基礎(chǔ)上施用硅鈣土壤調(diào)理劑600 kg·hm-2；處理T3 為施用堿性肥料600 kg·hm-2；處理T4 為施用堿性肥料的基礎(chǔ)上施用硅鈣土壤調(diào)理劑600 kg·hm-2；處理T5 為施用水稻專用肥600 kg·hm-2；處理T6 為施用水稻專用肥的基礎(chǔ)上施用硅鈣土壤調(diào)理劑600 kg·hm-2。

每個(gè)處理3 次重復(fù)，共計(jì)18 個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積150 m2，小區(qū)設(shè)置采用隨機(jī)區(qū)組排列方式。水稻先育苗后移栽，株距×行距為50 cm×60 cm，各處理設(shè)置獨(dú)立灌溉溝渠。先將肥料和土壤調(diào)理劑均勻撒到各小區(qū)土壤表面，旋耕至0～20 cm 土層中混合均勻，再灌水。供試水稻于5 月5 日移栽，5 月17 日施用分蘗肥，7月5日施用穗肥。分蘗期施用尿素150 kg·hm-2，穗肥施用90 kg·hm-2。其余田間管理均按照大田常規(guī)操作進(jìn)行。

1.3 樣品采集與處理

土壤、植株樣品采集于2019 年8 月下旬（水稻成熟期），每個(gè)小區(qū)按照3 點(diǎn)取樣法分別對(duì)18 個(gè)小區(qū)取樣，每個(gè)點(diǎn)取1 m 雙行，先全部剪取水稻穗，之后全株連根挖取，抖落根圍土作為供試土壤樣品，編號(hào)后帶回實(shí)驗(yàn)室。植株先用自來(lái)水洗凈根系泥土，然后用蒸餾水清洗整個(gè)植株，將植株的根、莖、葉分離，稻穗先曬干再脫粒至糙米并除雜后，均在105 ℃殺青30 min，70 ℃下烘干至恒質(zhì)量，磨碎過(guò)0.425 mm 孔徑篩。穗頭帶回實(shí)驗(yàn)室后先調(diào)查穗長(zhǎng)、穗粒數(shù)，70 ℃烘干至恒質(zhì)量后調(diào)查千粒重，之后磨碎過(guò)0.425 mm 孔徑篩。土壤樣品風(fēng)干碾碎后，分別過(guò)0.149 mm 和2.0 mm 孔徑篩，分別保存?zhèn)溆谩?/p>

1.4 土壤樣品分析

土壤總As、Cd 測(cè)定分別采用《土壤質(zhì)量 總汞、總砷、總鉛的測(cè)定原子熒光法 第2 部分：土壤中總砷的測(cè)定》（GB/T 22105.2—2008）、《固體廢物 金屬元素的測(cè)定電感耦合等離子體質(zhì)譜法》（HJ 766—2015）進(jìn)行提取和測(cè)定。土壤有效態(tài)As、Cd 分別采用《酸性土壤中有效砷、有效汞的測(cè)定原子熒光法》（DB35/T 1459—2014）、《土壤質(zhì)量 有效態(tài)鉛和鎘的測(cè)定 原子吸收法》（GB/T 23739—2009）進(jìn)行測(cè)定，整個(gè)測(cè)試過(guò)程中加入標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07405 進(jìn)行質(zhì)量控制。土壤有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測(cè)定；土壤pH 采用1∶2.5 的土水比，酸度計(jì)（Starter-3C，奧豪斯儀器有限公司）測(cè)定。

1.5 植株樣品分析

在水稻灌漿期，每個(gè)小區(qū)在預(yù)先標(biāo)定的1 m 雙行內(nèi)選連續(xù)的5 穴，用電子數(shù)顯游標(biāo)卡尺測(cè)定主莖莖基部的莖粗，用SPAD 儀測(cè)定旗葉葉綠素含量，并測(cè)定株高等農(nóng)藝生長(zhǎng)指標(biāo)；乳熟期完成有效穗的調(diào)查；收獲前用2 m2樣框進(jìn)行取樣測(cè)產(chǎn)，同時(shí)采集各小區(qū)1 m雙行整株水稻，按照1.4小節(jié)完成對(duì)各樣品的前處理。水稻植株各器官中As、Cd分別按照《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中總砷及無(wú)機(jī)砷的測(cè)定》（GB 5009.11—2014）、《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中鎘的測(cè)定》（GB 5009.15—2014）中規(guī)定的方法進(jìn)行測(cè)定，以國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[GBW07603（GSV-2）]為內(nèi)標(biāo)控制樣品分析質(zhì)量。為研究水稻吸收富集與轉(zhuǎn)運(yùn)土壤重金屬的能力，分別引入生物富集系數(shù)（Bioconcentration factor，BCF）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（Translocation factor，TF）兩項(xiàng)評(píng)價(jià)指標(biāo)，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的大小表示植物體內(nèi)轉(zhuǎn)移重金屬的能力，生物富集系數(shù)則表示植物器官?gòu)耐寥栏患亟饘俚哪芰28-29]，其計(jì)算公式分別如下：

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2010 和SPSS 17.0 統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行方差分析，并利用新復(fù)極差法（Duncan 法）進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)（P＜0.05），采用OriginPro 9.1 軟件進(jìn)行柱形圖分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)水稻生長(zhǎng)和產(chǎn)量的影響

從表1 看出，與不同單一施肥措施相比，各對(duì)應(yīng)聯(lián)合施肥對(duì)水稻的農(nóng)藝生長(zhǎng)特性及產(chǎn)量產(chǎn)生了不同趨勢(shì)的影響。在常規(guī)施肥條件下，硅鈣調(diào)理劑配施后對(duì)株高、莖粗、產(chǎn)量3 項(xiàng)指標(biāo)產(chǎn)生了顯著的影響（P＜0.05），其中株高和產(chǎn)量分別下降了7.1%、9.4%，莖粗增加了14.5%；堿性肥料條件下，聯(lián)合施肥分別對(duì)水稻的莖粗、穗長(zhǎng)、穗粒數(shù)、產(chǎn)量4 項(xiàng)指標(biāo)產(chǎn)生了顯著影響（P＜0.05），分別提高了18.4%、7.8%、24.9%、16.1%；水稻專用肥模式下，聯(lián)合施肥則對(duì)試驗(yàn)中所涉及的8項(xiàng)指標(biāo)均未產(chǎn)生顯著影響。綜合來(lái)看，分別與水稻對(duì)應(yīng)的3 種單一施肥模式相比，僅堿性肥料與硅鈣調(diào)理劑聯(lián)合施用時(shí)，對(duì)水稻的農(nóng)藝生長(zhǎng)特性及產(chǎn)量起到了穩(wěn)定的促進(jìn)效果。

2.2 不同處理對(duì)水稻不同部位中重金屬累積的影響

2.2.1 對(duì)水稻不同部位As、Cd含量的影響

從表2可見，在3種不同單一施肥模式下，硅鈣土壤調(diào)理劑的聯(lián)合施用，對(duì)水稻各部位的As、Cd累積含量產(chǎn)生了不同的影響趨勢(shì)。常規(guī)施肥模式下，硅鈣土壤調(diào)理劑的聯(lián)合施用對(duì)水稻籽粒、葉片、莖稈（除了莖稈中As 含量提高了29.2% 之外）、根系中As、Cd 含量的影響均未達(dá)到顯著性效果（P＞0.05）；堿性施肥模式下，聯(lián)合施肥對(duì)水稻籽粒、葉片、莖稈、根系中的As累積產(chǎn)生了顯著的抑制效果（P＜0.05），抑制率分別達(dá)到了32.1%、19.8%、21.8%、32.7%，同時(shí)對(duì)水稻籽粒、根系中Cd 的累積也產(chǎn)生了顯著的抑制效果（P＜0.05），抑制率分別達(dá)到了43.8%、10.3%；而水稻專用肥模式下，硅鈣調(diào)理劑的聯(lián)合施用則僅對(duì)籽粒、莖稈、根系中Cd 的富集具有顯著的抑制效果（P＜0.05），抑制率分別達(dá)到了35.0%、6.9%、28.3%，而對(duì)水稻各器官中的As 富集則無(wú)顯著影響（P＞0.05）。與各對(duì)應(yīng)單一施肥模式相比，以堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑措施對(duì)As-Cd 復(fù)合污染條件下水稻各器官重金屬富集的抑制效果最佳。

2.2.2 對(duì)水稻植株體內(nèi)As、Cd轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

生物富集系數(shù)是表征作物從土壤吸收累積重金屬的能力。從圖1 和圖2 可見，與各對(duì)應(yīng)單一施肥措施相比，不同的聯(lián)合施肥處理均對(duì)土壤As、Cd的富集系數(shù)產(chǎn)生了影響。與對(duì)應(yīng)單一施肥措施相比，堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑的聯(lián)合措施對(duì)籽粒As、Cd的富集均產(chǎn)生了顯著的抑制效果（P＜0.05），抑制率分別達(dá)到了31.9%、43.0%，而水稻專用肥+硅鈣調(diào)理劑的聯(lián)合措施僅對(duì)水稻籽粒Cd 起到了抑制效果（P＜0.05），抑制率為33.7%。根系對(duì)As的生物富集效果中，僅堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑的聯(lián)合措施對(duì)根系A(chǔ)s 的富集系數(shù)產(chǎn)生了顯著的抑制作用，而常規(guī)施肥條件下的聯(lián)合措施卻對(duì)根系A(chǔ)s的富集產(chǎn)生了顯著的刺激效果（P＜0.05）；根系Cd 的生物富集效果中，堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑、水稻專用肥+硅鈣土壤調(diào)理劑兩種聯(lián)合措施均對(duì)根系Cd的富集產(chǎn)生了顯著的抑制效果（P＜0.05）。

表1 不同施肥處理對(duì)水稻生長(zhǎng)和產(chǎn)量的影響Table 1 Effects of different fertilization treatments on rice growth and yield

表2 不同施肥處理對(duì)水稻各部位重金屬As、Cd含量的影響（mg·kg-1）Table 2 Effects of different fertilization treatments on As and Cd contents of various parts of rice（mg·kg-1）

圖1 不同聯(lián)合施肥處理對(duì)水稻籽粒、根系A(chǔ)s富集系數(shù)的影響Figure 1 Effects of different combined fertilization treatments on As bioconcentration factor in rice grains and roots

圖2 不同聯(lián)合施肥處理對(duì)水稻籽粒、根系Cd富集系數(shù)的影響Figure 2 Effects of different combined fertilization treatments on Cd bioconcentration factor in rice grains and roots

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)是表征植物組織或者器官內(nèi)的元素運(yùn)輸和富集能力。從圖3 可見，與對(duì)應(yīng)單一施肥相比，3種聯(lián)合施肥對(duì)水稻植株中As從根系向莖稈的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)不存在顯著差異（P＜0.05），常規(guī)施肥條件下聯(lián)合硅鈣土壤調(diào)理劑措施分別對(duì)植株中As 從莖到葉、莖到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)均起到了抑制作用，抑制率分別達(dá)到了12.2%、24.1%，而堿性肥料條件下，聯(lián)合施肥則增加了水稻植株中As 從莖到葉的轉(zhuǎn)運(yùn)，提高了14.1%；從圖4 可見，與對(duì)應(yīng)單一施肥相比，堿性肥料的聯(lián)合措施降低了水稻植株中Cd從根向莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（18.5%），提高了從莖稈向葉片的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（47.7%），降低了從莖稈向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（11.8%），而水稻專用肥聯(lián)合措施則降低了水稻Cd 從莖稈向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（40.0%）。結(jié)果說(shuō)明，3種聯(lián)合施肥措施中，堿性肥料+硅鈣調(diào)理劑的聯(lián)合措施均提高了水稻植株中As、Cd從莖到葉的轉(zhuǎn)運(yùn)，降低了從莖稈向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)，且除As由莖稈到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)外均達(dá)到了顯著性差異（P＜0.05）。

圖3 不同聯(lián)合施肥處理對(duì)水稻地上各器官中As轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響Figure 3 Effects of different combined fertilization treatments on As translocation factor in aboveground various organs of rice

2.3 不同處理對(duì)土壤重金屬有效態(tài)、pH 和有機(jī)質(zhì)的影響

圖4 不同聯(lián)合施肥處理對(duì)水稻地上各器官中Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響Figure 4 Effects of different combined fertilization treatments on Cd translocation factor in aboveground various organs of rice

從表3 可見，與各單一施肥處理相比，硅鈣土壤調(diào)理劑的聯(lián)合施用均未對(duì)土壤有效態(tài)As、Cd、pH、有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生顯著影響，但也引起了一定程度的變化趨勢(shì)。常規(guī)施肥條件下聯(lián)合硅鈣土壤調(diào)理劑后，土壤pH 和有機(jī)質(zhì)分別提升了0.27%、5.20%，土壤有效態(tài)As 下降了1.22%，而有效態(tài)Cd 則提高了9.52%；堿性肥料條件下聯(lián)合硅鈣土壤調(diào)理劑后，土壤pH 和有機(jī)質(zhì)均分別提升了1.22%、6.28%，土壤有效態(tài)As、Cd 則分別下降了5.72%、12.00%；水稻專用肥條件下聯(lián)合硅鈣土壤調(diào)理劑后，土壤pH 和有機(jī)質(zhì)分別下降了0.96%、13.06%，土壤有效態(tài)As、Cd 含量均分別下降了3.68%、1.33%。綜合來(lái)看，以堿性肥料條件下的聯(lián)合施肥在提升土壤pH 和有機(jī)質(zhì)、降低重金屬有效態(tài)含量的趨勢(shì)上具有相對(duì)穩(wěn)定的效果。

2.4 水稻籽粒中重金屬含量的影響因素分析

2.4.1 水稻籽粒As含量的影響因素分析

對(duì)水稻各部位中As 含量與土壤pH、有機(jī)質(zhì)、有效態(tài)As 含量進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析（表4），結(jié)果可知，水稻籽粒As 含量與土壤pH、水稻莖稈、葉片、根系中As含量均呈顯著相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.35（P＜0.05）、0.49（P＜0.01）、0.48（P＜0.01）、0.63（P＜0.01）；水稻根系中As 含量與土壤有效態(tài)As 含量之間呈顯著相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)0.47（P＜0.01）。結(jié)果表明，土壤As主要是通過(guò)有效態(tài)As含量來(lái)影響水稻組織器官中As經(jīng)根系、莖稈向籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)，適度降低土壤有效態(tài)As，有助于降低根系對(duì)As 的富集，繼而調(diào)節(jié)根系A(chǔ)s經(jīng)過(guò)莖稈進(jìn)入葉片和籽粒的分配，降低對(duì)水稻籽粒As含量的影響。

2.4.2 水稻籽粒Cd含量的影響因素分析

對(duì)水稻各部位Cd 含量與土壤pH、有機(jī)質(zhì)、土壤有效態(tài)Cd 含量進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析（表5），結(jié)果表明，水稻莖稈中Cd 含量與土壤有效態(tài)Cd 含量呈顯著相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為-0.34（P＜0.05）；土壤有效態(tài)Cd 含量分別與土壤pH、有機(jī)質(zhì)含量呈相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.34（P＜0.01）、0.44（P＜0.05）；水稻籽粒Cd 含量與水稻莖稈、葉片、根系中Cd 含量呈顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別為0.64、0.63、0.65。綜合表明，土壤pH、有機(jī)質(zhì)含量會(huì)通過(guò)影響土壤有效態(tài)Cd 含量，進(jìn)而影響土壤Cd 經(jīng)莖稈向籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)。

3 討論

3.1 聯(lián)合措施對(duì)水稻籽粒As、Cd的阻控機(jī)制的分析

重金屬污染土壤安全利用的關(guān)鍵是在化學(xué)原理上降低土壤重金屬的移動(dòng)性，或組織器官中重金屬元素向可食用部分的轉(zhuǎn)移[30]，從而提高農(nóng)作物（尤其可食用部分的籽粒）的安全性[31-33]。大量的研究通過(guò)生物炭、海泡石、蒙脫石、蛭石、硅藻土、硫酸鹽礦物、碳酸鹽及磷酸鹽等[14，30，34]單一材料來(lái)實(shí)現(xiàn)土壤重金屬的鈍化。農(nóng)田土壤重金屬防控的關(guān)鍵是實(shí)現(xiàn)籽粒的安全，如何采用現(xiàn)有的農(nóng)藝措施或優(yōu)化組合來(lái)實(shí)現(xiàn)具有可推廣價(jià)值的安全利用目標(biāo)，是本研究的重點(diǎn)。為此，本研究以云南水稻種植中常用的3 種單一施肥措施為基礎(chǔ)，分別與聯(lián)合施肥措施下As-Cd復(fù)合污染土壤及水稻的安全利用效應(yīng)進(jìn)行分析和比對(duì)，發(fā)現(xiàn)與單施堿性肥料相比，堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑在抑制水稻籽粒As、Cd的生物富集中均表現(xiàn)出顯著的效果，這與本研究結(jié)果中的聯(lián)合施肥對(duì)水稻各器官間As、Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響有關(guān)，堿性肥料下的聯(lián)合施肥措施首先降低了水稻根系對(duì)土壤As、Cd 的富集（P＜0.05），根系對(duì)土壤重金屬的低富集為地上部分及籽粒中As、Cd 含量的下降提供了重要基礎(chǔ)條件（表4、表5）。其中，堿性肥料的聯(lián)合施肥對(duì)As 從根系向莖稈的轉(zhuǎn)運(yùn)基本無(wú)影響，而顯著提高了As 從莖稈到葉片的轉(zhuǎn)運(yùn)（P＜0.05），降低了As 從莖稈向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)（P＜0.05）；而在重金屬元素Cd 的傳導(dǎo)轉(zhuǎn)運(yùn)中，聯(lián)合施肥也抑制了從根到莖的轉(zhuǎn)運(yùn)，提高了從莖稈到葉片的轉(zhuǎn)運(yùn)，抑制了從莖稈到籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)。結(jié)合本研究中3種單一施肥模式與硅鈣調(diào)理劑聯(lián)合施用前后對(duì)土壤pH、有機(jī)質(zhì)、重金屬有效態(tài)含量的影響，初步分析可以得出，堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑聯(lián)合施用對(duì)As-Cd 復(fù)合污染農(nóng)田土壤的安全利用機(jī)制可能是通過(guò)抑制重金屬向根系的移動(dòng)富集，繼而抑制其從根系向莖稈的轉(zhuǎn)運(yùn)（除元素As 外），調(diào)控莖稈向葉片和籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)的再分配，即促進(jìn)重金屬元素向不可食用的葉片組織轉(zhuǎn)運(yùn)，減緩向可食用部位籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)。

表3 不同處理對(duì)土壤As、Cd有效態(tài)含量及pH、有機(jī)質(zhì)的影響Table 3 Effects of different treatments on the soil available As, Cd，pH and organic matter

表4 水稻各部位As含量與其影響因子間的Pearson相關(guān)性分析Table 4 Pearson correlation analysis of As content in various parts of rice and its influencing factors

表5 水稻籽粒Cd含量與其影響因子間的Pearson相關(guān)性分析Table 5 Pearson correlation analysis between rice grain Cd content and its influencing factors

堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑之所以在效果上優(yōu)于其他的兩種聯(lián)合措施，可能一方面與堿性肥料（pH 8.0±1.0）的施用為水稻根系提供了微堿性條件，延緩了根系分泌物對(duì)土壤As、Cd 向生物可利用的有效態(tài)的轉(zhuǎn)化速率[35-36]有關(guān)，本研究結(jié)果也證實(shí)了單一堿性肥料及堿性肥料的聯(lián)合施肥均在提高土壤pH上優(yōu)于其他施肥處理；另一方面可能與硅鈣土壤調(diào)理劑聯(lián)合作用有關(guān)，在調(diào)理土壤物理性狀的基礎(chǔ)上，其主要成分Si、Ca 對(duì)土壤pH 和有效態(tài)含量影響較小，但可通過(guò)調(diào)節(jié)阻控土壤As、Cd 在水稻各器官中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)而降低籽粒中重金屬的富集量，這與前人的研究結(jié)果相似[37-40]，本研究也證實(shí)了堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑的聯(lián)合措施具有促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)提升、降低As、Cd有效態(tài)含量的作用。常規(guī)施肥、水稻專用肥條件下的硅鈣土壤調(diào)理劑施用在根系A(chǔ)s、籽粒Cd 富集上雖然具有一定抑制效果，但在水稻地上部各器官向籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)中的效果缺乏穩(wěn)定性[41]，這也恰恰說(shuō)明調(diào)控As、Cd轉(zhuǎn)運(yùn)與再分配是堿性肥料提供的微堿性環(huán)境和硅鈣土壤調(diào)理劑共同作用的結(jié)果，正如鄢德梅等[42]的研究表明，微堿性的鈣鎂磷肥則是石灰、海泡石在修復(fù)Cd污染稻田土壤中的關(guān)鍵因素。

3.2 聯(lián)合措施對(duì)水稻生長(zhǎng)及產(chǎn)量的分析

As、Cd 均為植物的非必需營(yíng)養(yǎng)元素，通過(guò)根系吸收在植物組織中累積會(huì)對(duì)植物的生長(zhǎng)具有毒害效應(yīng)。施肥措施作為作物種植過(guò)程中必需的農(nóng)事環(huán)節(jié)，在水稻的生長(zhǎng)及增產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)中起關(guān)鍵作用。本研究在3 種單一施肥措施的基礎(chǔ)上，聯(lián)合硅鈣土壤調(diào)理劑在增強(qiáng)作物抗逆、補(bǔ)充中微量元素等功能特性，探索聯(lián)合施肥對(duì)As-Cd 復(fù)合污染下水稻農(nóng)藝生長(zhǎng)特性及產(chǎn)量的影響。研究結(jié)果表明，除農(nóng)民常規(guī)施肥（尿素+過(guò)磷酸鈣+氯化鉀）措施外，堿性肥料、水稻專用肥兩種施肥措施下聯(lián)合施用硅鈣土壤調(diào)理劑后均可不同程度地提高水稻產(chǎn)量，其中以水稻專用肥及其聯(lián)合施肥下的整體產(chǎn)量水平最高，這可能與水稻專用肥中特有的N、P、K 養(yǎng)分配比優(yōu)勢(shì)有關(guān)。與對(duì)應(yīng)單一施肥措施相比，聯(lián)合施肥的效果中，以堿性肥料與硅鈣土壤調(diào)理劑聯(lián)合施用后對(duì)水稻農(nóng)藝生長(zhǎng)指標(biāo)和產(chǎn)量的促進(jìn)作用最為顯著，而農(nóng)民常規(guī)施肥下的聯(lián)合施肥則對(duì)包括產(chǎn)量在內(nèi)的水稻部分指標(biāo)起到了抑制作用，這與過(guò)磷酸鈣的微酸特性有關(guān)，也說(shuō)明堿性肥料+硅鈣調(diào)理劑組合效果的關(guān)鍵在于堿性肥料提供的微堿性的根區(qū)土壤環(huán)境，降低了土壤有效態(tài)As、Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)的脅迫效應(yīng)。

硅鈣土壤調(diào)理劑中的主要組分Si 是水稻的第4大營(yíng)養(yǎng)元素[43]，生物有效Si、Ca的補(bǔ)充，能增加水稻的結(jié)實(shí)率、有效穗、穗粒數(shù)、千粒重和產(chǎn)量[44-46]。另外，元素Si 對(duì)重金屬脅迫下水稻生長(zhǎng)的毒害具有緩解作用，在生理學(xué)機(jī)制方面，Si 通過(guò)參與水稻的生理代謝活動(dòng)，使其抗氧化系統(tǒng)酶的活性和清除自由基的能力增強(qiáng)[47]，進(jìn)而抑制As、Cd 的吸收及在水稻各器官組織中的運(yùn)輸，尤其Si 還參與Cd 在水稻體內(nèi)的螯合和區(qū)隔作用，在土壤學(xué)機(jī)制方面，有效Si 能改變土壤理化特性，降低土壤中重金屬有效態(tài)含量，而土壤偏堿性微環(huán)境能促進(jìn)重金屬?gòu)挠行B(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)的轉(zhuǎn)化[39，42，48]，減少As、Cd 對(duì)水稻生長(zhǎng)的毒害脅迫，進(jìn)而達(dá)到促進(jìn)生長(zhǎng)和增產(chǎn)增效，這與本文的研究結(jié)果較為一致。

4 結(jié)論

（1）在As-Cd 復(fù)合污染農(nóng)田上，與對(duì)應(yīng)單一施用化肥相比，堿性肥料與硅鈣調(diào)理劑的聯(lián)合施用對(duì)水稻的莖粗、穗長(zhǎng)、穗粒數(shù)、產(chǎn)量4 項(xiàng)指標(biāo)分別提高了18.4%、7.8%、24.9%、16.1%，且均達(dá)到了顯著差異（P＜0.05），而常規(guī)施肥和水稻專用肥模式下的聯(lián)合施肥則對(duì)水稻包括產(chǎn)量在內(nèi)的各農(nóng)藝生長(zhǎng)指標(biāo)起到了部分抑制或無(wú)顯著影響。

（2）3 種施肥措施條件下，以堿性肥料模式下的聯(lián)合施肥對(duì)水稻各器官中As、Cd 的吸收累積抑制效果最好，其對(duì)籽粒、葉片、莖稈、根系中As累積的抑制率分別為32.1%、19.8%、21.8%、32.7%，對(duì)籽粒、根系中Cd 累積的抑制率分別為43.8%、10.3%，且均達(dá)到了顯著性差異水平（P＜0.05），而專用肥模式下的聯(lián)合施肥僅對(duì)水稻籽粒、莖稈、根系中Cd的富集起到了抑制效果（P＜0.05），常規(guī)施肥模式下僅對(duì)莖稈中As 的富集起到了抑制效果，其余均無(wú)明顯影響或產(chǎn)生負(fù)效應(yīng)。

（3）在As-Cd復(fù)合污染農(nóng)田上，堿性肥料+硅鈣土壤調(diào)理劑的重金屬修復(fù)機(jī)制是在降低根系對(duì)土壤As、Cd 吸收同時(shí)，重點(diǎn)對(duì)通過(guò)根系進(jìn)入到莖稈的重金屬As、Cd再分配進(jìn)行調(diào)控，促進(jìn)莖稈重金屬向葉片轉(zhuǎn)運(yùn)，抑制其向籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)的比例。