長江流域稻田-溝-塘系統(tǒng)中砷銻動態(tài)變化特征

蘇俐雅，郭澤瑋，劉連華*，高翔,2，王子晗，劉宏斌，吳茂前，范先鵬

1. 北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院/環(huán)境模擬與污染控制國家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室，北京 100875；2. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京210095；3. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，北京 100081；4. 湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植保土肥研究所，湖北 武漢 430064

農(nóng)業(yè)重金屬污染具有隱蔽性、難降解和累積性等特點(diǎn)，對水環(huán)境和人體健康造成極大威脅，已成為當(dāng)前制約農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展并亟待解決的環(huán)境問題（張亞平等，2011；Ouyang et al.，2018）。砷（As）和銻（Sb）屬于常見的重金屬（類金屬），但不是植物和動物的必需元素，因其極具生理毒性和致癌性而備受關(guān)注（何孟常等，2004；Gu et al.，2020）。As和Sb可以通過化肥或農(nóng)藥的施用進(jìn)入農(nóng)田造成重金屬污染，其在作物、土壤和水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化特征及機(jī)理成為了近年來的研究熱點(diǎn)（董飛等，2009；許仙菊等，2010；孔天樂等，2020）。水稻是世界上主要的糧食作物之一，比其他糧食作物更易吸收和富集 As和 Sb（雷蕾，2017；邱麗娟等，2018）。因此，深入了解稻田生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)As和Sb的動態(tài)遷移轉(zhuǎn)化特征對于農(nóng)業(yè)面源污染防控具有重要意義。

在稻田生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)，As和Sb進(jìn)入農(nóng)田后，部分被水稻根系吸收并輸送至植株體的不同部位，部分儲存于土壤或田面水中，還有部分隨稻田排水進(jìn)入下游水體。目前，針對稻田生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)As和Sb的研究多集中于水稻吸收、水稻生長發(fā)育、土壤累積等方面（Jones et al.，2002；Prasanna et al.，2018；朱婷婷，2018），而對整個生育期內(nèi)水稻吸收和田面水中As和Sb濃度動態(tài)變化特征的研究仍然相對較少。施肥措施是影響稻田生態(tài)系統(tǒng)重金屬遷移累積的重要因素之一（沈孝輝等，2014）。探究不同施肥模式下水稻植株及田面水中As和Sb的變化特征，識別As和Sb在植株中的累積和轉(zhuǎn)移特性及通過農(nóng)田排水造成的潛在流失風(fēng)險，對于有效防控稻作區(qū)重金屬污染具有重要意義。

長江流域是中國三大稻作區(qū)之一，其水稻播種面積和產(chǎn)量分別占全國總量的64%和66%。長江流域稻田周圍常常分布著排水溝渠和水塘，形成的稻田-溝-塘系統(tǒng)是該區(qū)特有的農(nóng)業(yè)生態(tài)景觀（Li et al.，2020）。溝渠和水塘作為稻田與河流、湖泊之間的過渡帶，不僅能夠輸送污染物，還能夠通過底泥吸附、植物吸收、微生物降解等一系列過程凈化污染物，對稻田面源污染防控起到了重要的作用（宋常吉等，2014；Hua et al.，2019）。以往的研究多將水稻、溝渠和水塘作為單一的系統(tǒng)，對系統(tǒng)內(nèi)As和Sb的含量、賦存形態(tài)及其影響因素等方面進(jìn)行研究（Wang et al.，2014；龍虹竹等，2018；Zhang et al.，2021），而對As和Sb在稻田-溝-塘系統(tǒng)中的分布和遷移轉(zhuǎn)化的研究較少。將稻田-溝-塘作為一個系統(tǒng)進(jìn)行研究，能更好地反映整個稻作區(qū)系統(tǒng)中As和Sb的遷移過程及其環(huán)境污染風(fēng)險。因此，本研究選擇長江流域典型稻作區(qū)的稻田-溝-塘系統(tǒng)進(jìn)行原位監(jiān)測，分析水稻生長季稻田-溝-塘系統(tǒng)中As和Sb的濃度動態(tài)變化特征，以期為長江流域稻作區(qū)重金屬面源污染的防控提供科學(xué)理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)點(diǎn)位于長江流域的湖北省安陸市車站村（31°20'12.22"N，113°40'30.82"E），屬于亞熱帶季風(fēng)性濕潤氣候，年平均氣溫為 16 ℃，年平均降雨量為1085.36 mm（圖1）。試驗(yàn)田耕層土壤（0—20 cm）的基礎(chǔ)性質(zhì)為：pH 6.6，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)23.6 g·kg-1，全氮 1.15 g·kg-1，全磷 0.35 g·kg-1，速效鉀 71.4 mg·kg-1。土壤砷背景值為 5.66 mg·kg-1，銻背景值為 0.72 mg·kg-1。研究區(qū)內(nèi)水稻種植模式為中稻種植方式，水稻于5月下旬移栽并施入基肥，于9月下旬收割。研究區(qū)稻田周圍分布著溝渠和水塘，當(dāng)?shù)咎飼裉镏鲃优潘蛴龃笥戤a(chǎn)生徑流時，稻田排水流入溝渠，進(jìn)而匯入水塘。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)期為2017年水稻返青期至乳熟期（5月25日—9月10日）。水稻供試品種為隆兩優(yōu)3463，屬于中熟中秈兩系雜交水稻，在長江流域作中稻種植，全生育期139.3 d，株高123.7 cm左右，一般4月中旬到5月上旬播種，5月下旬移栽，9月下旬成熟。

試驗(yàn)設(shè)置兩種不同的稻田施肥處理方式：一次性施肥（SBA，Single Basal Application），即氮肥、磷肥、鉀肥作為基肥一次性施入試驗(yàn)田；分次施肥（STA，Split Time Application），即氮肥按照基肥∶分蘗肥∶穗肥=40%∶30%∶30%施入試驗(yàn)田，磷肥和鉀肥作為基肥一次性施入。兩種施肥處理方式的試驗(yàn)田面積均為423 m2。以尿素、過磷酸鈣及氯化鉀分別作為氮肥、磷肥和鉀肥。尿素為中鹽安徽紅四方股份有限公司生產(chǎn)，其N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為46%；過磷酸鈣為黑龍江倍豐農(nóng)資集團(tuán)有限公司生產(chǎn)，其P2O5質(zhì)量分?jǐn)?shù)為12%；氯化鉀為昆明沃農(nóng)磷化工科技有限公司生產(chǎn)，其K2O質(zhì)量分?jǐn)?shù)為60%。同時，為防止水稻受到病蟲害的侵?jǐn)_，習(xí)慣噴施農(nóng)藥防治病蟲害。不同稻田試驗(yàn)處理的化肥和農(nóng)藥施用量及施用時間見表1和表2。在與試驗(yàn)田連通的溝渠和水塘中分別設(shè)置水質(zhì)采樣點(diǎn)，監(jiān)測水稻生長季溝渠和水塘水中砷、銻濃度動態(tài)變化（圖1）。

1.3 樣品采集與測定

圖1 試驗(yàn)區(qū)位置（a）和稻田-溝-塘系統(tǒng)示意圖（b）Fig. 1 Location of the experimental site (a) and schematic diagram of the paddy field-ditch-pond system

表1 兩種施肥模式的施肥情況Table 1 Fertilizer applications of two different fertilization methods

表2 稻田農(nóng)藥施用情況Table 2 Pesticide applications in paddy fields

水樣采集與測定：從5月25日水稻插秧開始，詳細(xì)記錄試驗(yàn)田的降雨量、灌溉量和田間水位，每2天采集一次田面水、溝渠和水塘水樣。在不擾動水層的情況下，用自制取樣器按照對角線取樣法，采集田面水樣，每個試驗(yàn)田采集5個田面水混合水樣300 mL。分別在溝渠和水塘選取3個取樣點(diǎn)，采集混合水樣300 mL。做好標(biāo)記后密封裝箱，立即帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析。若當(dāng)天不能及時分析水樣，則立即將樣品放入冰箱，并在4 ℃下冷藏保存。水樣測定時，用0.45 μm濾膜過濾水樣，稀釋一倍后，采用國家標(biāo)準(zhǔn)GB 694—2014中的方法測定砷和銻，測定所使用的儀器為北京科創(chuàng)海光儀器有限公司生產(chǎn)的LC-AFS9780原子熒光形態(tài)分析儀。儀器運(yùn)行條件為：燈電流60 mA，電壓260 V，輔陰極電流30%，載氣流量300 mL·min-1，屏蔽氣流量800 mL·min-1，原子化器高度10 mm，讀數(shù)時間12 s，延遲時間4 s。

植株樣采集與測定：從6月18日開始，每周采集一次水稻樣品，每次采集3株。將采集到的水稻樣品用自來水洗凈，再用去離子水浸洗，分成根、莖、葉、谷4個部分，在65 ℃條件下烘干48 h，磨碎，過60目篩，制成粉末樣品。粉末樣品采用王水水浴法消解，經(jīng)0.45 μm濾膜過濾，稀釋一倍后，采用國家標(biāo)準(zhǔn)GB 694—2014中的方法測定水稻中的砷和銻，儀器條件與水樣的測定條件相同。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

用轉(zhuǎn)移系數(shù)反映水稻各部位間砷和銻的轉(zhuǎn)移特征，可以較好地反映兩種元素的轉(zhuǎn)移難易程度。具體計(jì)算方法為（劉蘭英等，2018）：

式中，TFA-B為轉(zhuǎn)移系數(shù)；CB為水稻傳入部位中砷或銻的含量（mg·kg-1）；mB為水稻傳入部位的器官質(zhì)量（kg）；CA為水稻傳出部位中砷/銻的含量（mg·kg-1）；mA為水稻傳出部位的器官質(zhì)量（kg）。

運(yùn)用Microsoft Excel 2016和Origin 9.1軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和作圖。運(yùn)用SPSS 13.0軟件進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA），Duncan法進(jìn)行不同處理的差異顯著性檢驗(yàn)，顯著水平設(shè)置為α=0.05。運(yùn)用ArcGIS 10.2和GoogleEarth Pro 7.3.2軟件制作研究區(qū)和采樣區(qū)示意圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻中砷、銻濃度變化特征

水稻植株中As濃度的動態(tài)變化如圖2所示。兩種施肥模式下，水稻整個生育期各部位中 As濃度變化趨勢總體相同。曬田期前（5月25日—6月30日），根、葉中As濃度呈增長趨勢，而在曬田期（7月1日—7月9日），根、莖和葉中As濃度都出現(xiàn)了降低。抽穗期（7月10日—8月8日），水稻根、莖、葉中As濃度先下降，在7月25日達(dá)到最小值，之后開始上升。乳熟期（8月9日—9月9日），根和葉中As濃度增速放緩并在8月24日達(dá)到最大值，隨后逐漸下降。谷中As濃度在8月30日出現(xiàn)峰值，隨后迅速下降。

圖2 不同施肥模式下水稻植株中砷和銻的濃度Fig. 2 Arsenic and antimony concentrations in the rice plants under different fertilization methods

從不同施肥處理來看，SBA處理下水稻根中As濃度高于 STA處理，且曬田后處理間差異顯著（P＜0.05）；而莖、葉、谷中 As濃度差異不顯著（P＞0.05）。通過計(jì)算水稻各部位間As轉(zhuǎn)移系數(shù)（圖3）發(fā)現(xiàn)，施入基肥后，根-莖葉轉(zhuǎn)移系數(shù)的大小為SBA處理大于STA處理，而在施入穗肥后（7月10日后），根-莖葉和莖葉-谷轉(zhuǎn)移系數(shù)的大小為STA處理大于SBA處理。在整個水稻生育期內(nèi)，STA處理下根-莖葉轉(zhuǎn)移系數(shù)的平均值為 0.15，莖葉-谷轉(zhuǎn)移系數(shù)的平均值為 0.30；SBA處理下水稻的根-莖葉轉(zhuǎn)移系數(shù)的平均值為0.12，莖葉-谷轉(zhuǎn)移系數(shù)的平均值為0.24。

試驗(yàn)期間，Sb只在水稻根中被檢出，在莖、葉、谷中均未檢出（圖2）。兩種施肥模式下，水稻根中Sb濃度的變化趨勢大致相同。STA處理下水稻根中銻含量變化范圍是 0.019—3.567 mg·kg-1，而 SBA處理下水稻根中 Sb含量變化范圍是 0.024—1.411 mg·kg-1。兩種施肥模式下，水稻根中Sb的含量均有3個峰值，分別在7月2日、7月25日左右和8月30日左右；有2個共同的低值，分別在6月25日和8月15日。

2.2 田面水中砷、銻濃度變化特征

2.2.1 田面水中砷濃度變化特征

兩種施肥模式下田面水中 As濃度動態(tài)變化如圖4所示。SBA和STA處理下As平均濃度相差不大（P＞0.05），均未超過國家標(biāo)準(zhǔn)GB 3838—2015中的濃度限值。在SBA處理下，田面水中As平均質(zhì)量濃度為0.94 μg·L-1；5月24日施入基肥后田面水中As濃度快速升高，在施肥后的第10天達(dá)到峰值2.27 μg·L-1。在 STA 處理下，As平均質(zhì)量濃度為0.95 μg·L-1，5月 24日施用基肥后田面水中 As濃度迅速上升；5月31日施用分蘗肥，其濃度繼續(xù)升高，于6月5日達(dá)到峰值1.43 μg·L-1。在噴施農(nóng)藥后（6月17日、6月18日、7月11日和8月14日），SBA和STA處理下田面水中As濃度均有不同程度的增加。

圖4 灌溉、降水、田面水位和田面水中砷的動態(tài)濃度Fig. 4 Irrigation, rainfall, field ponding water level and dynamics of arsenic concentrations in field ponding water

2.2.2 田面水中銻濃度變化特征

兩種施肥模式下田面水中Sb濃度如圖5所示。STA處理下田面水中 Sb平均濃度比 SBA處理高51.9%（P＜0.05），但均未超過國家標(biāo)準(zhǔn)GB 3838—2015中的濃度限值。在SBA處理下，田面水中Sb平均質(zhì)量濃度為1.06 μg·L-1；5月24日施入基肥后田面水中 Sb質(zhì)量濃度總體升高，峰值為 1.83 μg·L-1。在STA處理下，田面水中Sb平均質(zhì)量濃度為1.60 μg·L-1；5月24日施基肥和7月10日施用穗肥后，Sb濃度急劇升高，立即出現(xiàn)峰值；5月31日施分蘗肥后，總體濃度繼續(xù)升高，但其峰值低于施基肥后的濃度峰值。噴施農(nóng)藥后，不同施肥模式下的田面水中Sb濃度均有所升高。

2.3 溝塘水中砷、銻濃度變化特征

圖5 灌溉、降雨、田面水位和田面水中銻的動態(tài)濃度特征Fig. 5 Irrigation, rainfall, field ponding water level and dynamics of antimony concentrations in field ponding water

圖6 水稻不同生育期稻田-溝-塘系統(tǒng)水中砷、銻濃度Fig. 6 Arsenic and antimony concentrations in the water of paddy field-ditch-pond system at different rice growth stages

水稻不同生育期田面、溝渠和水塘水中 As和Sb濃度動態(tài)變化如圖6所示。與溝渠和水塘相鄰的稻田管理措施與試驗(yàn)田同步，且稻田排水流入溝渠再匯入水塘。因此，溝渠和水塘As和Sb濃度變化可以反映溝塘對稻田排水水質(zhì)的凈化潛力。在整個水稻生育期，從田面、溝渠到水塘，As和Sb的平均濃度分別降低了33.7%和28.1%。在稻田-溝-塘系統(tǒng)中，As和Sb的動態(tài)變化趨勢不同。在同一生育期內(nèi)，Sb平均濃度高于 As；隨水流從田面、溝渠到水塘的過程中，Sb濃度呈不斷降低的趨勢，而As濃度呈現(xiàn)先降低后升高的“V”字形趨勢。在不同生育期內(nèi)，隨生育期延長，溝塘水中 Sb濃度呈現(xiàn)降低的趨勢，而As濃度呈現(xiàn)逐漸升高的趨勢。

3 討論

3.1 水稻中砷、銻吸收累積規(guī)律

水稻根系吸收 As后轉(zhuǎn)移到植株不同部位并富集。不同施肥模式下，不同生育期水稻植株部位的富集規(guī)律相似，成熟期各部位As含量表現(xiàn)為根＞莖葉＞谷，這與前人研究結(jié)論一致（Ye et al.，2012）。在不同生育期，水稻根、莖、葉中As含量表現(xiàn)為：返青期至分蘗期 As含量迅速增加，曬田期顯著降低，抽穗期有小幅度增加，并在乳熟期達(dá)到最高，這一結(jié)果與Wang et al.（2006）的研究基本吻合。施肥模式會對水稻中 As吸收累積產(chǎn)生影響。SBA處理下，水稻根中As含量高于STA處理（圖2）。這可能是因?yàn)?，在SBA處理下，大量肥料的一次性投入使得水稻根系累積了大量As；而STA處理下，少量分次施肥使得根系累積的 As向莖葉、谷中不斷轉(zhuǎn)移。這一假設(shè)被不同施肥模式下 As在水稻各部位間的轉(zhuǎn)移系數(shù)的結(jié)果所證實(shí)（圖3）。在施入基肥后，SBA處理的根-莖葉轉(zhuǎn)移系數(shù)大于STA處理，隨著水稻的生長，SBA處理的根-莖葉轉(zhuǎn)移系數(shù)逐漸小于STA處理。以上分析說明，SBA處理增加了As在水稻根系中的積累，而STA處理可以使更多根部附著的As被輸送至莖葉。

本研究中，水稻植株中的Sb主要存在于根中，莖、葉、谷中未監(jiān)測出Sb，說明Sb主要富集在水稻根部，這與前人研究結(jié)果基本吻合。Ren et al.（2014）研究發(fā)現(xiàn)，水稻根中Sb濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于莖葉，何孟常等（1994）研究發(fā)現(xiàn) Sb在水稻植株中呈現(xiàn)根＞莖葉＞＞稻殼＞谷。相比As，水稻根部對Sb的阻留作用較強(qiáng)，減弱了Sb對水稻地上部的毒害。這與張未利等（2018）研究中3種水稻品種對土壤銻富集的結(jié)論基本一致，研究表明稻田中的Sb較易被植株根系吸收，而不易在根、莖、葉及糙米中轉(zhuǎn)移。

3.2 田面水中砷、銻動態(tài)變化規(guī)律與防控關(guān)鍵期

稻田As和Sb徑流流失與田面水中As和Sb濃度的動態(tài)變化有直接關(guān)系，因此掌握田面水中As和Sb濃度動態(tài)變化以便有效降低其濃度成為防控稻田重金屬流失的重要前提。在本研究中，無論是SBA還是 STA施肥模式，肥料施入以及噴施農(nóng)藥后，田面水中As和Sb濃度均呈現(xiàn)升高的趨勢，后隨時間的延長而逐漸降低。這可能是因?yàn)榉柿虾娃r(nóng)藥是農(nóng)田中As和Sb的重要來源之一（Peng et al.，2019；常山，2011）。通過文獻(xiàn)調(diào)研發(fā)現(xiàn)，氮肥、磷肥和鉀肥中，As質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.01—0.35、4.58—30.80、0.01—0.82 mg·kg-1（陳景春等，2017）；磷肥中Sb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為42.02 mg·kg-1（韋璐等，2005）；常用農(nóng)藥中As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.004—22.48 mg·kg-1（杜英秋，2014），雖然農(nóng)藥中Sb含量未見報道，但已有文獻(xiàn)證明重金屬污染中部分As和Sb來源于化肥和農(nóng)藥的施用（常山，2011）。此外，農(nóng)藥施用可能通過促進(jìn)或抑制微生物的活動影響土壤和水稻中重金屬的分配和轉(zhuǎn)移（續(xù)衛(wèi)利等，2015；鞏佳第，2015），從而影響田面水中As和Sb濃度。

在SBA處理下，在施入基肥2周后，田面水中As和Sb濃度降至較低水平；在STA處理下，在施入基肥、分蘗肥和穗肥后1周后，田面水中As和Sb濃度降至較低水平；在兩種施肥模式下，噴施農(nóng)藥后1周內(nèi)，田面水中As和Sb濃度恢復(fù)相對穩(wěn)定狀態(tài)。以上結(jié)果表明，長江流域稻作區(qū)As和Sb流失管控的關(guān)鍵期為每次施肥或噴灑農(nóng)藥后的 1—2周，尤其是基肥時期的管控至關(guān)重要。本研究所獲得的As和Sb流失防控關(guān)鍵期與稻田氮磷流失防控關(guān)鍵期較為吻合。已有研究結(jié)果表明，稻田氮磷流失管控的關(guān)鍵期為每次施肥后的9 d左右（張富林等，2019；陳靜蕊等，2020）。因此，開展稻作區(qū)面源污染防控時，應(yīng)盡量避免施肥或噴施農(nóng)藥后的1—2周內(nèi)田面水的外排。

3.3 溝塘系統(tǒng)降低砷、銻污染流失的潛力分析

本研究中，無論是返青期、分蘗期、抽穗期還是乳熟期，溝渠和水塘水中As和Sb濃度均低于田面水中的濃度，這就為降低稻田As和Sb流失負(fù)荷提供了可能。在整個水稻季，隨水流從田面、溝渠到水塘的運(yùn)輸過程，As和Sb的平均濃度分別降低了33.7%和28.1%。以上結(jié)果表明，相比單一的稻田系統(tǒng)，稻田-溝-塘系統(tǒng)對As和Sb具有一定的凈化能力。其原因主要有兩方面：其一，溝渠和水塘中常常生長著水生植物，可以吸收和富集稻田排水中的As和Sb（徐文義等，2018）；其二，As和Sb在隨水流通過溝渠和水塘?xí)r發(fā)生沉淀作用，被截留在溝渠和水塘的底泥中（龍虹竹等，2018）。因此，在有條件的地區(qū)，可以修繕和新建生態(tài)溝渠和水塘，截留稻田排水，避免稻作區(qū)直接排水造成的重金屬污染。

As和 Sb在稻田-溝-塘系統(tǒng)中的動態(tài)變化趨勢存在一定差異。Sb濃度在田面、溝渠和水塘中依次遞減，而 As濃度則呈先降低后增加的趨勢；隨生育期的延長，稻田-溝-塘系統(tǒng)中Sb濃度逐漸降低，并在生育后期維持較低的水平，而溝渠和水塘中As濃度均隨生長期延長逐漸升高。以上結(jié)果表明，水塘對于該稻作區(qū) As污染來說，可能是一個潛在的“源”。雖然目前水塘中 As濃度未超出環(huán)境質(zhì)量限值，但是有發(fā)生環(huán)境累積的風(fēng)險。值得說明的是，盡管水塘中 As濃度呈現(xiàn)升高的趨勢，但仍然低于田面水中的濃度，因此水塘的存在對稻作區(qū)起到了污染截留的效果。綜上所述，在長江流域稻作區(qū)，稻田-溝-塘系統(tǒng)對農(nóng)業(yè)重金屬污染防控的潛力巨大。在本研究基礎(chǔ)上，進(jìn)一步優(yōu)化稻田、溝渠和水塘不同環(huán)節(jié)的管理，探討其對As和Sb元素遷移轉(zhuǎn)化的影響，將對有效利用溝塘系統(tǒng)防控面源污染具有重要意義。

4 結(jié)論

（1）一次性施肥處理增加了 As在水稻根系中的積累，而分次施肥處理可以使更多根部附著的As被輸送至莖葉。相比As，水稻根部對Sb的阻留作用較強(qiáng)，Sb較易被根系吸收，而不易在根、莖、葉及谷中轉(zhuǎn)移。

（2）長江流域稻作區(qū)田面水中As和Sb濃度在施肥或噴施農(nóng)藥后，有一定程度的升高。As和Sb流失管控的關(guān)鍵期為每次施肥或噴灑農(nóng)藥后的 1—2周，應(yīng)盡量避免關(guān)鍵期的田面水外排，以減少As和Sb流失對水體環(huán)境造成潛在風(fēng)險。

（3）在整個水稻生長季，隨水流從田面、溝渠到水塘的傳輸，As和Sb平均濃度分別降低了33.7%和28.1%。在有條件的地區(qū)，可以通過修繕和新建生態(tài)溝渠和水塘，減少稻田直接排水造成的重金屬污染。