施用水溶性有機(jī)肥條件下水稻對(duì)稻田土壤砷鎘的提取效能

喻惠玲，嚴(yán) 露，王 欣，張睿媛，彭 渤，譚長銀

湖南師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，湖南 長沙 410081

水稻在生長過程中具有較強(qiáng)的吸收和積累As、Cd的能力. 水稻攝取As、Cd會(huì)影響稻米的產(chǎn)量和質(zhì)量，從而對(duì)大米的安全生產(chǎn)構(gòu)成威脅，食用As、Cd含量超標(biāo)的大米已被證明具有潛在的健康風(fēng)險(xiǎn)[1-3].湖南省作為我國水稻主要產(chǎn)區(qū)之一，同時(shí)又是有色金屬開采與冶煉的中心地帶[4]，部分稻田所生產(chǎn)的大米中無機(jī)As占總As的比例高達(dá)84.4%，約是我國其他省份的3倍[5]. Lei等[6]研究表明，湖南省受礦區(qū)影響的稻田土中總Cd含量為0.26～37 mg/kg，超過了GB 15618-2018《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)(試行)》的標(biāo)準(zhǔn)限值(0.3 mg/kg)，其中水稻籽粒中Cd含量為0.21～0.27 mg/kg，超過了GB 2715-2016《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)糧食》的標(biāo)準(zhǔn)限值(0.2 mg/kg). 因此，為了實(shí)現(xiàn)稻米的安全生產(chǎn)并保障人類健康，As、Cd污染稻田土壤的修復(fù)與治理刻不容緩.

植物提取法作為降低土壤污染的生態(tài)友好且經(jīng)濟(jì)有效的方法得到了眾多學(xué)者的認(rèn)可，其最大優(yōu)勢是能夠在去除污染物的同時(shí)不會(huì)造成二次污染，但目前以水稻作為提取植物的研究較少. Wang等[7]研究了利用稻田中自發(fā)性生長的濕生植物去除淹水稻田土壤中As的效果，結(jié)果表明，經(jīng)過151 d周期性排水后，0～14 cm土壤中擴(kuò)散梯度薄膜提取態(tài)As(DGT-As)從最初的292 μg/L降至遠(yuǎn)低于稻米安全生產(chǎn)所需的閾值水平(57～77 μg/L)，土壤中22.9%的總As被去除.該結(jié)果得益于淹水環(huán)境下稻田土壤氧化還原電位下降，促使鐵氧化物還原溶解，導(dǎo)致水溶態(tài)As濃度顯著升高，這為利用稻田原生濕生植物提取土壤As創(chuàng)造了有利條件. He等[8]進(jìn)一步研究利用水稻作為修復(fù)植物提取淹水稻田土壤As，結(jié)果表明，帶根移除水稻植株使土壤DGT-As平均濃度從幼苗階段的331 μg/L急劇降至抽穗揚(yáng)花期的136 μg/L，在收獲期進(jìn)一步降至118 μg/L，比對(duì)照組(160 μg/L)降低了26%.

我國南方稻田土壤普遍偏酸性，較低的pH和水稻生長過程中根系的持續(xù)泌酸泌氧條件可同時(shí)促進(jìn)土壤Cd的活化和水稻對(duì)Cd的吸收[9-10]. 在此基礎(chǔ)上，有研究表明，水溶性有機(jī)肥處理可顯著增加土壤溶解性有機(jī)碳(DOC)含量，促使土壤穩(wěn)定態(tài)As、Cd向非穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)化，增加水稻對(duì)As、Cd的積累量[11-12]. 可見，為了提高水稻作為修復(fù)稻提取土壤As、Cd的效率，施用水溶性有機(jī)肥可能是一種可行的輔助手段.

綜上，筆者提出了在施加水溶性有機(jī)肥條件下，利用高度適應(yīng)水田環(huán)境的水稻作為修復(fù)稻，專性提取并去除稻田土壤作物有效態(tài)As、Cd，實(shí)現(xiàn)對(duì)As、Cd復(fù)合污染水稻土的清潔修復(fù). 為了驗(yàn)證這一策略的修復(fù)效果，該研究在湖南省瀏陽市永和鎮(zhèn)As、Cd復(fù)合污染稻田間開展了田間試驗(yàn)，施加水溶性有機(jī)肥并種植水稻，在水稻生長期間采用擴(kuò)散梯度薄膜技術(shù)(DGT)原位監(jiān)測土壤有效態(tài)As、Cd含量的變化；水稻成熟后拔除根系，對(duì)水稻和土壤As、Cd的積累量與賦存形態(tài)進(jìn)行提取分析，以期為As、Cd復(fù)合污染稻田安全利用提供技術(shù)支撐.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)田位于湖南省瀏陽市永和鎮(zhèn)(28°17′07′′N、113°53′13′′E)，屬典型的亞熱帶季風(fēng)氣候，年均降水量為907～1 698 mm，雙季稻種植區(qū). 采集適量試驗(yàn)田0～20 cm耕層土，在自然條件下風(fēng)干，研磨過100目(0.149 mm)篩用于基本理化性質(zhì)分析. 水稻種植前用土鉆采集適量耕作土，自然風(fēng)干，混合均勻后保存?zhèn)溆?，水稻生長期間，分別在分蘗期、抽穗期和灌漿成熟期使用土鉆多點(diǎn)位采集適量根際土后混合均勻，自然風(fēng)干，保存?zhèn)溆?；水稻成熟后，收獲水稻植株用自來水和超純水沖洗干凈，并將其分為根部、莖葉、籽粒三部分，分別裝入信封，放入烘箱于105 ℃下殺青30 min，再于60 ℃下烘干72 h至恒質(zhì)量，保存?zhèn)溆?；另外，將適量新鮮植株保存于超低溫冰箱中，備用. 有機(jī)肥購于安琪酵母股份有限公司，是以酵母濃縮液為主要原料的水溶性有機(jī)肥. 供試土壤及有機(jī)肥的基本理化性質(zhì)見表1.

表1 供試材料基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physicochemical properties of the material

1.2 田間試驗(yàn)設(shè)計(jì)

于2019年6月25日-11月26日開展田間試驗(yàn)，為了驗(yàn)證水溶性有機(jī)肥對(duì)As、Cd溶出的促進(jìn)作用，以及施用水溶性有機(jī)肥條件下水稻對(duì)As、Cd污染的提取修復(fù)效能，分別設(shè)置了3個(gè)處理：①CK，無人為干預(yù)，自發(fā)生長濕生植物；②OF，僅施加水溶性有機(jī)肥；③R+OF，種植水稻并施加水溶性有機(jī)肥. 水稻種植品種為深兩優(yōu)5814. 為了突出水稻根系的移除對(duì)降低土壤As、Cd有效性的作用，針對(duì)R+OF處理田塊，在水稻收獲后分為2個(gè)處理：①R+OF-root，收獲水稻后去除水稻根系(水稻根系的去除采取人工拔除的方式)；②R+OF+root，收獲水稻后保留水稻根系于田間土壤. 以上每個(gè)處理均包含3次重復(fù). 在水稻整個(gè)生育期，水肥管理與病蟲害防治等均采取了當(dāng)?shù)貍鹘y(tǒng)的農(nóng)藝措施.

1.3 指標(biāo)分析

土壤pH以1∶2.5(m/V)的固液比，攪拌靜置后用ORP去極化自動(dòng)分析儀(FJA-6，南京傳滴儀器設(shè)備有限公司)進(jìn)行測量；對(duì)于土壤As、Cd總量，用US EPA3051A法消解樣品，分別用液相色譜-原子熒光光譜儀(LC-AFS6500，北京海光儀器有限公司)、原子吸收分光光度計(jì)(Aanalyst 900T，Peekin Elmer，美國)測定；有效N、P、K和有機(jī)質(zhì)含量均采用土壤分析標(biāo)準(zhǔn)方法[13]測定. 風(fēng)干后的土壤樣品剔除雜物，研磨過100目(0.149 mm)篩，取0.25 g樣品加入9 mL濃HNO3和3 mL濃HCl于微波消解儀(CEM MARS6，Matthews，美國)中進(jìn)行消解，再分別利用液相色譜-原子熒光光譜儀和原子吸收分光光度計(jì)測定As、Cd含量. 為了分析水稻提取前后土壤中As、Cd形態(tài)的變化情況，采集適量根際土，根據(jù)Wenzel等[14]所建立的土壤As賦存形態(tài)分級(jí)提取法和Tessier等[15]所建立的土壤Cd賦存形態(tài)分級(jí)提取法進(jìn)行提取分析(見表2). 土壤As形態(tài)包括非專性吸附態(tài)As(As-F1)、專性吸附態(tài)As(As-F2)、無定型和弱結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As(As-F3)、結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As(As-F4)和殘?jiān)鼞B(tài)As(As-F5)；土壤Cd形態(tài)分別包括可交換態(tài)Cd(Cd-F1)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd(Cd-F2)、鐵氧化物結(jié)合態(tài)Cd(Cd-F3)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd(Cd-F4)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd(Cd-F5). 以往研究[16-17]表明，土壤As、Cd的F1與F2組分較易被植物吸收，可將F1+F2態(tài)As、Cd歸納為作物易利用態(tài). 對(duì)于水稻植株樣品，取適量新鮮水稻根系根據(jù)連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-碳酸氫鈉(DCB)法提取根表鐵膜[18]，將提取過根表鐵膜后的白根于60 ℃下烘干至恒質(zhì)量，研磨消解. 將烘干后的莖葉、稻殼和籽粒粉碎并研磨后消解，消解方法參考美國環(huán)境保護(hù)局的標(biāo)準(zhǔn)方法(US EPA3051a).以上提取液和消解液均利用液相色譜-原子熒光光譜儀和原子吸收分光光度計(jì)測定As、Cd和Fe含量.

表2 土壤As、Cd形態(tài)的分級(jí)提取Table 2 The sequential extraction procedure for soil As and Cd

為了獲得在水稻生長期間土壤有效態(tài)As、Cd含量的變化情況，分別在分蘗期、抽穗揚(yáng)花期和灌漿成熟期采用板式擴(kuò)散梯度薄膜(Zr-oxide DGT)(Easysensor，南京智感環(huán)境科技有限公司)裝置，原位測定不同深度耕作層土壤的有效態(tài)As、Cd含量. 將板式DGT裝置垂直插入土壤靜置穩(wěn)定24 h，期間每隔6 h監(jiān)測一次土壤溫度，計(jì)算擴(kuò)散速率，取回裝置后應(yīng)立即用超純水將其沖洗干凈，并在分析前用超純水保持濕潤狀態(tài). 拆卸裝置取出ZrO-Chelex高分辨率凝膠，小心將其切成1 cm×2 cm的小片，利用兩步連續(xù)提取法分別提取DGT-As和DGT-Cd. 先用1 mol/L HNO3提取16 h，將提取液取出，待測定Cd含量；再向裝有DGT凝膠的離心管中加入超純水清洗2 h，將水倒出，用1 mol/L NaOH提取24 h，最后將DGT凝膠取出，測定提取液中As含量. 詳細(xì)的試驗(yàn)步驟和計(jì)算過程見文獻(xiàn)[19-21].

1.4 質(zhì)量控制與數(shù)據(jù)分析

在土壤和植株樣品消解過程中，均包含至少一個(gè)標(biāo)準(zhǔn)土壤樣品(GBW07404)或標(biāo)準(zhǔn)米樣(GBW10010)，每批樣品上機(jī)測定的標(biāo)準(zhǔn)曲線的校準(zhǔn)系數(shù)r≥0.999，每10個(gè)樣品的測定過程中插入一個(gè)標(biāo)準(zhǔn)樣品以確保數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性. 所用液相色譜-原子熒光光譜儀和原子吸收分光光度計(jì)的檢出限分別為0.01 μg/L和0.001 5 mg/L，用液相色譜-原子熒光光譜儀測定As的相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差(RSD)為0.8%，加標(biāo)回收率為90%～110%；用原子吸收分光光度計(jì)測定Cd和Fe的相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差為1%，加標(biāo)回收率為90%～100%.

所有數(shù)據(jù)均采用3個(gè)平行樣的平均值，利用Excel 2016軟件整理數(shù)據(jù)并計(jì)算平均值與標(biāo)準(zhǔn)差，利用Origin 2018軟件繪圖，利用SPSS 25軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)的單因素方差(ANOVA)顯著性差異分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤剖面DGT-As、DGT-Cd濃度的動(dòng)態(tài)變化及水溶性有機(jī)肥的作用

OF處理使土壤剖面DGT-As濃度較CK出現(xiàn)不同程度的升高〔分蘗期至抽穗揚(yáng)花期，見圖1(a)(b)〕，如39 d后土壤DGT-As平均濃度較空白對(duì)照升高了34.2%，且OF處理下DGT-As濃度峰值出現(xiàn)的土壤深度由6 cm逐級(jí)下移至18 cm. 在淹水土壤中，有機(jī)質(zhì)被微生物分解，消耗土壤溶液中的氧氣，同時(shí)產(chǎn)生低分子有機(jī)酸，增加DOC濃度. 水溶性有機(jī)肥加劇了土壤還原程度，從而促進(jìn)土壤鐵氧化物的還原溶解，這表明水溶性有機(jī)肥的向下遷移可通過誘導(dǎo)土壤Fe溶出而增加As釋放[22-24]，同時(shí)稻田原生植物根系的向下生長可吸收As并降低有效態(tài)As濃度. 此外，DOC還可能與砷酸根、亞砷酸根離子競爭鐵氧化物表面的吸附位點(diǎn)，從而進(jìn)一步加劇As的溶出. 在還原條件下有機(jī)質(zhì)發(fā)生降解時(shí)，土壤As還可能與DOC結(jié)合，通過形成DOC配合物，從而加強(qiáng)其遷移率(見圖2). 與OF相比，R+OF處理下水稻生長可對(duì)土壤剖面DGT-As產(chǎn)生顯著的提取去除效果，且差異顯著區(qū)隨水稻由分蘗期至成熟期的生長而逐步下移，由此證實(shí)水稻根系的延伸生長可對(duì)OF施用下土壤As的大量溶出產(chǎn)生有效吸收.

圖1 水稻生長期原位測定各處理下土壤中DGT-As、DGT-Cd含量的動(dòng)態(tài)變化Fig.1 Dynamic profile of DGT-As and DGT-Cd in paddy soil throughout the entire rice growth period

圖2 水溶性有機(jī)肥-土壤-水稻根系之間As、Cd的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理示意Fig.2 Mechanism of migration and transformation of As and Cd between soluble organic fertilizer-soil-rice root

OF處理下分蘗期DGT-Cd濃度較CK平均升高了54.9%，表明水溶性有機(jī)肥的施用可通過輸入DOC來提高土壤有效態(tài)Cd濃度[25-26]. 一方面，DOC可能通過競爭吸附的方式促進(jìn)土壤膠體中Cd的溶解，導(dǎo)致Cd從土壤釋放到土壤溶液中，增強(qiáng)Cd的流動(dòng)性和生物利用度；另一方面，很可能是由于水溶性有機(jī)肥的施用使土壤DOC濃度顯著增加，大量DOC通過絡(luò)合作用使土壤Cd水溶性升高，而有機(jī)絡(luò)合的Cd比離子形式更具流動(dòng)性. 此外，鐵錳氧化物組分在控制水稻-土壤系統(tǒng)中Cd的遷移性方面發(fā)揮一定作用，DOC濃度的增加會(huì)導(dǎo)致鐵錳氧化物配合物中Cd的溶解(見圖2). R+OF處理下水稻生長使DGT-Cd濃度進(jìn)一步升高，該規(guī)律在淺層土壤(0～10 cm)中表現(xiàn)尤為顯著〔見圖1(d)〕，指示該時(shí)期水稻根系較強(qiáng)的泌酸泌氧能力可對(duì)淹水土壤Cd產(chǎn)生明顯的活化作用. 抽穗揚(yáng)花期，R+OF處理下DGT-Cd濃度在土壤深度0～12 cm內(nèi)最低〔見圖1(e)〕，相比于CK降低了62.2%，表明該時(shí)期水稻根系的快速生長可對(duì)活化態(tài)Cd產(chǎn)生明顯吸收. 在灌漿成熟期，R+OF處理下土壤DGT-Cd濃度顯著升高〔見圖1(f)〕，這很可能是由該時(shí)期曬田使土壤處于好氧狀態(tài)，同時(shí)水稻根系對(duì)Cd的吸收效率降低所導(dǎo)致[27-28].

綜上，水稻對(duì)As、Cd的吸收主要集中于分蘗期與抽穗揚(yáng)花期，因此，后續(xù)大田清潔實(shí)踐中對(duì)修復(fù)稻的收獲可在灌漿成熟期之前完成，由此可縮短提取周期并避免超標(biāo)稻谷流入口糧市場.

2.2 水稻對(duì)As、Cd積累的特征分析

針對(duì)R+OF處理，對(duì)成熟水稻植株各部分進(jìn)行As、Cd積累量分析，結(jié)果表明：白根、莖葉和糙米中As(Ⅲ)含量分別占無機(jī)As含量的37.0%、55.7%和66.0%(見表3)，提示As(Ⅲ)在水稻體內(nèi)具有較強(qiáng)的可移動(dòng)性，導(dǎo)致As(Ⅲ)向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)更高[29-31].根表鐵膜、白根、莖葉和糙米中總As含量依次降低，分別占總As含量的59.6%、38.0%、2.2%和0.2%，其中根系(根表鐵膜+白根)As含量占比高達(dá)97.6%；值得注意的是，根表鐵膜中As含量約為白根的2倍，可通過形成Fe-O-As絡(luò)合物成為As氧化沉積的匯[32].因此，去除水稻根系能有效去除土壤As，同時(shí)會(huì)損失一定量的鐵，因此有必要向清潔后的水稻土中補(bǔ)充適量鐵氧化物.

表3 R+OF處理下水稻各部位As形態(tài)含量Table 3 The concentration of As species in rice tissues at R+OF mg/kg

與As類似，根系、莖葉和糙米中Cd積累量依次降低，分別占植株總Cd含量的81.2%、11.9%和6.9%，其中根系Cd含量高達(dá)地上部的7.70～13.20倍，但與As不同，根表鐵膜中Cd含量低于白根(見表4).雖然根表鐵膜對(duì)As、Cd均具有固持能力，但對(duì)砷酸根離子的吸附作用明顯強(qiáng)于Cd[33]. 根據(jù)上述結(jié)果，水稻對(duì)As、Cd的富集主要集中于根系，因此，移除根系對(duì)于去除水稻有效態(tài)As、Cd具有重要意義. 田間單株水稻As、Cd的積累量分別為12.63和1.18 mg，國家統(tǒng)計(jì)局2018年水稻產(chǎn)量統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示，我國水稻種植密度為121 052株/hm2，生長季為1～3季，據(jù)此估算，As、Cd的年去除量分別為1.53～4.60和0.15～0.42 kg/hm2，即0.15～0.46和0.01～0.04 g/m2. 后續(xù)研究中，可篩選As、Cd高積累水稻品種，以達(dá)到更高效的清潔修復(fù)效果.

表4 R+OF處理下水稻各部位As、Cd含量Table 4 The concentration of As and Cd in rice tissues at R+OF mg/kg

值得注意的是，經(jīng)提取修復(fù)過后的水稻谷粒(糙米)中As、Cd含量分別高達(dá)1.56和2.37 mg/kg，均遠(yuǎn)超GB 2762-2017《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》標(biāo)準(zhǔn)限值，對(duì)于As、Cd高富集水稻應(yīng)當(dāng)采取合理的手段進(jìn)行處理. 安全處理富含As、Cd的生物質(zhì)是植物提取技術(shù)面臨的一個(gè)常見問題，可根據(jù)當(dāng)?shù)貤l件采取林地覆蓋、燃燒發(fā)電和紙箱制造等措施進(jìn)行處置.

2.3 去除水稻根系有效降低土壤As、Cd含量

與保留根系(R+OF+root)相比，去除根系(R+OF-root)土壤中DGT-As、DGT-Cd濃度顯著降低，平均DGT-As濃度從4.49 μg/L降至2.61 μg/L，平均DGT-Cd濃度從6.48 μg/L降至2.82 μg/L，分別降低了41.9%、56.5%(見圖3). 該結(jié)果表明，去除根系有效地將根系積累的As、Cd從土壤中去除，這一方面說明根系能夠吸收大量的As、Cd，另一方面也強(qiáng)調(diào)了利用水稻提取As、Cd最終去除根系的重要性. 去除水稻根系有助于降低稻田土壤As、Cd的利用率，這是減少稻田土壤As、Cd積累和生物利用度的有效途徑.

圖3 收獲水稻去除根系和保留根系后1個(gè)月原位測定的土壤DGT-As、DGT-Cd濃度Fig.3 In situ measurement of DGT-As and DGT-Cd was carried out after one month of the rice harvest with the treatments of R+OF-root and R+OF+root

該田間試驗(yàn)是通過人工拔除的方式去除水稻根系，該過程是勞動(dòng)密集型的，但并不是一個(gè)技術(shù)瓶頸，可參考水稻行間除草專用機(jī)械，通過專門設(shè)計(jì)“除根機(jī)”實(shí)現(xiàn)高效除根. 另外，水稻對(duì)淹水稻田環(huán)境的高度適應(yīng)性，以及農(nóng)戶對(duì)水稻種植技術(shù)的廣泛熟悉，使得該策略在土壤修復(fù)實(shí)踐中具有較強(qiáng)的可行性.

2.4 水稻收獲后土壤As、Cd賦存形態(tài)及總量的變化

水稻收獲并移除根系(R+OF-root)后，土壤總As較CK和OF分別降低了5.0%、3.5%. OF處理使吸附態(tài)As(F1+F2)含量增加了20.0%，表明有機(jī)肥對(duì)土壤As具有活化作用，促使As向較易被植物利用的形態(tài)轉(zhuǎn)化. 這可能是由于DOC作為微生物氧化代謝底物，其含量的升高促使淹水土壤中厭氧微生物對(duì)良好結(jié)晶態(tài)鐵/鋁氧化物的還原轉(zhuǎn)化強(qiáng)度增大，導(dǎo)致穩(wěn)定結(jié)合態(tài)As向非穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)化，使吸附態(tài)As含量升高. 與OF相比，移除水稻根系(R+OF-root)使吸附態(tài)As(F1+F2)含量降低了24.9%(見表5、6).

與CK和OF相比，水稻收獲并移除根系(R+OF-root)使土壤總Cd含量分別降低了10.0%、9.7%. 與As類似，OF處理使有效態(tài)Cd(F1+F2)含量增加了6.9%，而F3+F4+F5形態(tài)Cd含量略有所降低(見表5)，表明有機(jī)肥對(duì)Cd也具有活化作用，促使Cd向作物有效態(tài)轉(zhuǎn)化. 這與嚴(yán)露等[34-35]研究結(jié)果一致，其原因在于，作為微生物氧化代謝底物，土壤DOC含量的顯著增加促進(jìn)了淹水條件下鐵氧化物的還原溶解，從而導(dǎo)致鐵氧化物結(jié)合態(tài)As、Cd的釋放.與OF相比，R+OF-root處理使有效態(tài)Cd(F1+F2)含量降低了12.1%(見表6). 綜上，利用水稻生長提取并移除根系對(duì)于去除稻田土壤中作物有效態(tài)As、Cd是有效的，且水溶性有機(jī)肥的施加可產(chǎn)生促進(jìn)作用.

表5 水稻收獲后土壤As、Cd形態(tài)分布Table 5 The distribution of soil As and Cd fractions after rice harvest

表6 水稻收獲后As(F1+F2)和Cd(F1+F2)含量的變化Table 6 The change of As(F1+F2) and Cd (F1+F2)concentration after rice harvest mg/kg

需要強(qiáng)調(diào)的是，清潔修復(fù)后的稻田土壤是否能安全生產(chǎn)稻米，還需進(jìn)一步種植水稻進(jìn)行驗(yàn)證，對(duì)于污染較嚴(yán)重的稻田土可進(jìn)行多次提取修復(fù)或聯(lián)合農(nóng)藝措施進(jìn)行管理和安全利用.

3 結(jié)論

a) 施用水溶性有機(jī)肥促進(jìn)了土壤As、Cd的溶出釋放，使土壤DGT-As和DGT-Cd平均濃度分別較空白對(duì)照升高了34.2%、54.9%；此外，還促使土壤穩(wěn)定態(tài)As向非專性吸附與專性吸附態(tài)轉(zhuǎn)化，穩(wěn)定態(tài)Cd向交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，促進(jìn)了水稻對(duì)As、Cd的吸收，有利于提取去除土壤作物有效態(tài)As、Cd.

b) 去除水稻根系可有效去除土壤As、Cd. 水稻對(duì)As、Cd的積累主要集中于根系，與保留根系相比，去除根系后土壤剖面DGT提取態(tài)As、Cd平均濃度降低了41.9%、56.4%；去除水稻根系可有效去除土壤中的As、Cd，其中As、Cd總量分別降低了5.0%、10.0%，作物易利用態(tài)As(F1+F2)和Cd(F1+F2)的濃度分別降低了9.8%、6.1%.

c) 單株水稻吸收提取As、Cd總量分別為12.63和1.18 mg，As、Cd的年去除量分別為0.15～0.46和0.01～0.04 g/m2；水稻對(duì)稻田環(huán)境的廣泛適應(yīng)性和技術(shù)易操作性使利用水稻作為修復(fù)稻，清潔提取水稻土As、Cd具有較強(qiáng)的可行性.

d) 在施用水溶性有機(jī)肥強(qiáng)化As、Cd溶出的條件下，利用水稻提取As、Cd并移除根系這一策略更適用于As、Cd污染程度較高的稻田土壤，以降低土壤作物有效態(tài)As、Cd負(fù)荷為首要目標(biāo)，在此基礎(chǔ)上再進(jìn)行農(nóng)藝調(diào)控，可為實(shí)現(xiàn)嚴(yán)格管控區(qū)稻田土壤的清潔修復(fù)與安全利用提供技術(shù)路徑.