熟石灰對(duì)土壤Cd、Pb、As含量及水稻重金屬累積的影響

宋肖琴,胡倩蕓,朱羽飛,陳國(guó)安,羅玉博,柳 丹*

(1.義烏市種子和植物檢疫站,浙江 義烏 322000;2.浙江大學(xué) 農(nóng)業(yè)與生物技術(shù)學(xué)院,浙江 杭州 311000;3.義烏市農(nóng)技推廣服務(wù)中心,浙江 義烏 322000;4.浙江農(nóng)林大學(xué),浙江 杭州 311300)

0 引言

【研究意義】我國(guó)土壤重金屬污染形勢(shì)較嚴(yán)峻,土壤重金屬污染及防治越來(lái)越受到人們重視[1]。通過(guò)土壤普查發(fā)現(xiàn),我國(guó)土壤中Cd和Pb等無(wú)機(jī)重金屬污染物點(diǎn)位超標(biāo)率最高[2]。在此背景下,如何安全進(jìn)行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)成為目前亟待解決的問(wèn)題,而采用原位鈍化修復(fù)是實(shí)現(xiàn)“邊生產(chǎn)邊修復(fù)”的重要技術(shù)措施?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】在眾多重金屬污染土壤修復(fù)方法中,原位鈍化修復(fù)是國(guó)內(nèi)外最常用的土壤修復(fù)辦法,施用鈍化劑可以改變Cd和As在土壤中的存在形態(tài)[3],降低重金屬的遷移能力和生物有效性[4-5]。修復(fù)過(guò)程中土壤有效態(tài)Cd和Pb的鈍化效果受不同鈍化劑種類的影響極顯著[2]。鈍化劑可促使土壤有效態(tài)重金屬含量降低,進(jìn)而影響水稻不同器官對(duì)重金屬的富集。前人研究表明,水稻不同生長(zhǎng)時(shí)期不同器官的重金屬含量不同,根和莖含量明顯大于穗和葉,且多數(shù)器官成熟期重金屬含量明顯大于孕穗期和灌漿期[6]。水稻對(duì)Cd的吸收能力隨土壤酸化程度加劇而提高[6],而施用石灰可有效提高土壤pH,并降低土壤重金屬的有效性[7],隨石灰施用量增加,其鈍化效果增強(qiáng)[8]。石灰對(duì)重金屬的鈍化效果在多項(xiàng)試驗(yàn)中均取得較好驗(yàn)證,尤其是南方鎘污染較為嚴(yán)重的酸性土壤,加之石灰價(jià)格低廉,是首選土壤重金屬鈍化劑[9]。實(shí)驗(yàn)室測(cè)定重金屬辦法主要是利用電感耦合等離子體發(fā)射光譜(ICP-AES)、原子吸收光譜(AAS)、原子熒光光譜(AFS)或電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)等儀器進(jìn)行測(cè)定[10]。近年來(lái),X射線熒光光譜法(XRF)因操作簡(jiǎn)便快捷、樣品制備快、無(wú)損并可同時(shí)測(cè)定多種元素等優(yōu)點(diǎn),受到學(xué)者的關(guān)注[11]。國(guó)內(nèi)外應(yīng)用XRF法在快速檢測(cè)和評(píng)價(jià)實(shí)際土壤中重金屬或類金屬等方面作了大量研究工作[12-13]。彭洪柳等[11]研究發(fā)現(xiàn),高精度便攜式X射線熒光光譜儀(HDXRF)的準(zhǔn)確度和精度更高、檢測(cè)范圍更寬、檢測(cè)限更低,尤其是對(duì)Cd元素的檢測(cè)限較低,滿足我國(guó)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中Cd元素要求限值,應(yīng)用前景廣泛。陸安祥等[14]測(cè)定土壤中Cu、Zn、Cr、Pb和As等元素時(shí)發(fā)現(xiàn),便攜式X射線熒光光譜檢測(cè)重金屬結(jié)果的精密度和準(zhǔn)確度適用于土壤中重金屬的快速檢測(cè)。【研究切入點(diǎn)】目前,大量研究集中于生石灰在重金屬污染稻田中的運(yùn)用,而穩(wěn)定性更好的熟石灰對(duì)水稻及土壤中重金屬含量的影響過(guò)程尚不明確。因此,研究以熟石灰為田間試驗(yàn)材料,結(jié)合便攜式X射線熒光光譜儀作為測(cè)定儀器,檢測(cè)分析土壤和水稻不同生育期根、莖、葉和籽粒中Cd、Pb和As變化情況。【擬解決的關(guān)鍵問(wèn)題】通過(guò)設(shè)置不同用量的熟石灰試驗(yàn)處理,探究其對(duì)水稻不同器官中Cd、Pb、As含量以及土壤理化性質(zhì)和水稻產(chǎn)量的影響,為熟石灰在重金屬污染農(nóng)田中的應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于浙江省金華市,土壤基本理化性質(zhì):堿解氮117 mg/kg,有效磷13.2 mg/kg,速效鉀128 mg/kg,有機(jī)質(zhì)30.6 g/kg,pH 5.6。土壤重金屬Cd、As、Pb含量:全量及有效態(tài)含量Cd分別為0.67 mg/kg、0.49 mg/kg,As分別為7.23 mg/kg、0.18 mg/kg,Pb分別為48 mg/kg、7.18 mg/kg。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)(試行)》(GB 15618—2018),供試土壤中Cd超過(guò)污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值,As和Pb均未超標(biāo)。

1.2 供試材料

供試水稻為當(dāng)?shù)刂魍仆淼酒贩N“五優(yōu)華占”,由義烏市種子公司提供。供試熟石灰,由義烏市紅巖石灰商行提供,Ca(OH)2含量為90.37%,pH12.73。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用田間試驗(yàn)方式,以不添加熟石灰處理為對(duì)照(CK),以熟石灰不同添加量為處理對(duì)象,設(shè)置5個(gè)處理。LL(低量),熟石灰添加量1 500 kg/hm2;LM(中低量),熟石灰添加量3 000 kg/hm2;MM(中量),熟石灰添加量4 500 kg/hm2;MH(中高量),熟石灰添加量6 750 kg/hm2;HH(高量),熟石灰添加量9 750 kg/hm2。每個(gè)處理重復(fù)3次,隨機(jī)區(qū)組排列,小區(qū)面積36 m2。

試驗(yàn)田翻耕平整后,用高為50 cm的PVC擋水板劃分小區(qū)(泥面以上露出約25 cm),每小區(qū)根據(jù)設(shè)計(jì)量添加熟石灰后再次翻耕,3 d后移栽水稻幼苗。采用25 cm×10 cm的株行距種植,每穴2～3株。種植前按照25 kg/667m2的水稻專用復(fù)合肥(20-10-15)作為基肥,秧苗移栽大田后10～15 d追肥,追肥用尿素10 kg/667m2。于2020年7月下旬移栽水稻,11月中旬收割。各小區(qū)獨(dú)立排灌,水稻生長(zhǎng)期間,除草、施肥、除蟲(chóng)等田間管理均保持一致。

1.4 測(cè)定指標(biāo)及方法

1.4.1 植株Cd、Pb和As全量 使用HDXRF速測(cè)儀(美國(guó)ZSPEC E-MAX)測(cè)定植株Cd、Pb和As全量,分別在水稻分蘗期、灌漿期和成熟期采集整株水稻樣品,根部土壤清洗干凈晾曬后,將水稻植株分為根、莖、葉、穗等部位,分別烘干至恒重,用304不銹鋼高速粉碎機(jī)粉碎過(guò)100目篩后,裝進(jìn)樣品杯,壓緊后覆專用膜,放入速測(cè)儀進(jìn)行測(cè)定,數(shù)據(jù)分析選取“Rice”模型,測(cè)定時(shí)間300 s。

1.4.2 土壤pH及有效養(yǎng)分含量 采用《土壤檢測(cè) 第2部分:土壤pH的測(cè)定》(NY/T 1121.2—2006)規(guī)定的方法測(cè)定土壤pH,堿解氮采用《森林土壤氮的測(cè)定》(LY/T 1228—2015)規(guī)定的方法測(cè)定,有效磷采用《土壤檢測(cè) 第7部分:土壤有效磷的測(cè)定》(NY/T 1121.7—2014)規(guī)定的方法測(cè)定,速效鉀采用《森林土壤全鉀的測(cè)定》(LY/T 1234—2015)規(guī)定的方法測(cè)定。

1.4.3 土壤Cd 、Pb和As含量 土壤有效態(tài)Cd和Pb含量采用《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),土壤有效態(tài)As含量采用《全國(guó)土壤污染狀況詳查土壤樣品分析測(cè)試方法技術(shù)規(guī)定》中的氯化鈣法測(cè)定。土壤Cd和Pb全量采用《土壤質(zhì)量 鉛、鎘的測(cè)定 石墨爐原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)測(cè)定,土壤As全量采用《土壤質(zhì)量 總汞、總砷、總鉛的測(cè)定》(GB/T 22105.2—2008)測(cè)定。

1.4.4 水稻產(chǎn)量 水稻成熟期全區(qū)收獲計(jì)產(chǎn),通過(guò)小區(qū)面積折算單位面積水稻產(chǎn)量。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用SPSS 20.0以鄧肯多重檢驗(yàn)法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn),使用Oringin 8.5作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 熟石灰不同施用量土壤的pH和養(yǎng)分含量

從圖1看出,不同熟石灰施用量處理間土壤pH與養(yǎng)分含量存在一定差異。

2.1.1 土壤pH MH、HH處理較CK分別提高1.28、1.44,差異顯著(P<0.05);LL、LM、MM處理較CK分別提高0.51、1.02、0.9,差異不顯著。施用熟石灰均可提高土壤pH,總體呈熟石灰施用量越大,土壤pH增加量越大趨勢(shì)。說(shuō)明,隨熟石灰用量增加對(duì)土壤pH的提升效果越好?？赡苁且?yàn)槭焓覍賶A性材料,其含有的OH-可中和酸性土壤中H+,提高土壤溶液OH-含量,進(jìn)而顯著提高土壤pH。

注:不同處理間不同字母表示差顯著(P<0.05),下同。Note:Different letters in differents treatmente indicat significant difference at P<0.05 level.The same below.圖1 熟石灰不同施用量土壤的pH、堿解氮含量、有效磷含量和速效鉀含量Fig.1 pH and available N,available P and rapid available K content of soils applied with different application rates of slaked lime

2.1.2 土壤堿解氮含量 CK、LL、LM和MM處理的土壤堿解氮含量顯著(P<0.05)高于MH和HH處理,MH和HH處理較CK分別下降20.4%和17.7%,其他處理較CK無(wú)顯著差異。隨熟石灰施用量增加土壤堿解氮含量逐漸降低,可能是由于熟石灰提高了土壤pH,增強(qiáng)土壤微生物的反硝化作用,使堿解氮含量下降[15]。

2.1.3 土壤有效磷含量 施用熟石灰后土壤有效磷含量呈增加趨勢(shì),以MH處理最高。MH處理的土壤有效磷含量顯著(P<0.05)高于除MM和HH處理外的其他處理,其有效磷含量較CK增加38.8%。

2.1.4 土壤速效鉀含量 MM處理土壤速效鉀含量最高,顯著高于其余處理。LM處理顯著低于CK,LL、MH和HH處理與CK均無(wú)顯著差異。

2.2 熟石灰不同施用量土壤的有效態(tài)Cd、Pb、As含量

由圖2可知,熟石灰施用量對(duì)土壤有效態(tài)Cd、Pb含量影響相似。LM、MM、MH和HH處理土壤有效態(tài)Cd和Pb含量均較CK處理顯著減少,MH處理有效態(tài)Cd含量最低(0.25 mg/kg),較CK降低35.90%。HH處理有效態(tài)Pb含量最低(6.21 mg/kg),較CK降低25.98%。表明,施用熟石灰可降低土壤中有效態(tài)Cd和Pb的含量,且其效果隨熟石灰用量的增加而提升,但施用量超過(guò)6 750 kg/hm2后,土壤有效態(tài)Cd、Pb含量不再明顯下降。

熟石灰施用量對(duì)土壤有效態(tài)As含量的影響與有效態(tài)Cd、Pb含量相反。施用熟石灰后土壤有效態(tài)As含量呈上升趨勢(shì),除LL處理外,其他處理土壤有效態(tài)As含量均顯著高于CK,MH處理土壤有效態(tài)As含量最高(0.30 mg/kg),較CK增加57.89%;其次是MM和HH處理。整體看,在較高有效態(tài)Cd、Pb含量的土壤中,其有效態(tài)As含量較少,但隨熟石灰施用量增加,土壤有效態(tài)As含量呈增加趨勢(shì)。

圖2 熟石灰不同施用量土壤的有效態(tài)Cd、Pb、As含量Fig.2 Effective Cd,Pb and As content of soils applied with different application rates of slaked lime

2.3 熟石灰不同施用量水稻的產(chǎn)量

從圖3看出,LL、LM、MM處理水稻產(chǎn)量與CK間無(wú)顯著差異,MM與MH和HH處理間無(wú)顯著差異。HH產(chǎn)量最低,為360.97 kg/666.7m2,較CK降低9.1%,差異顯著(P<0.05)。產(chǎn)量的變化趨勢(shì)與土壤pH變化趨勢(shì)基本耦合,中量(MM處理)及以下熟石灰施用后,土壤pH增加引起土壤結(jié)構(gòu)環(huán)境改變,土壤溶液中有效態(tài)Cd含量減少,土壤Cd對(duì)水稻生長(zhǎng)脅迫抑制效應(yīng)變小,一定程度上促進(jìn)水稻生長(zhǎng)[16];當(dāng)施用較高量熟石灰時(shí),土壤及灌溉水短時(shí)pH急劇升高,土壤pH顯著增加至中性乃至弱堿性后,抑制水稻生長(zhǎng)導(dǎo)致產(chǎn)量下降。

圖3 熟石灰不同施用量水稻的產(chǎn)量Fig.3 Rice yield of paddy soils applied with different application rates of slaked lime

2.4 熟石灰不同施用量水稻各生長(zhǎng)時(shí)期植株器官的Cd、Pb和As累積

2.4.1 Cd含量 由表1可知,同一時(shí)期,不同處理間水稻各器官Cd含量均隨熟石灰施用量增大而降低。分蘗期,水稻根系、莖稈和葉的Cd含量均以HH處理最低,分別為2.16 mg/kg、1.20 mg/kg和0.31 mg/kg,分別較CK低26.8%、26.4%和27.9%,根系、莖稈Cd含量與CK差異顯著,所有處理間葉的Cd含量差異不顯著。灌漿期,MM、MH、HH水稻根系和莖稈的Cd含量分別為3.05 mg/kg和2.30 mg/kg、3.11 mg/kg和2.32 mg/kg、2.85 mg/kg和2.19 mg/kg,均以HH處理最低,分別較CK低27.4%和23.3%、26.0%和22.7%、32.1%和27.0%,差異顯著(P<0.05);葉的Cd含量各處理間差異不顯著。成熟期,除LL處理外,其余處理水稻根系和莖稈的Cd含量均顯著低于CK,以HH處理最低,其根系、莖稈中Cd含量分別較CK減少54.9%和46.4%;各處理葉片Cd含量無(wú)顯著差異;糙米Cd含量隨熟石灰施用量增加而降低,各處理均顯著低于CK,其中MM、MH和HH處理Cd含量分別為0.20 mg/kg、0.19 mg/kg和0.17 mg/kg,達(dá)安全利用水平。

表1 熟石灰不同施用量水稻不同生長(zhǎng)時(shí)期植株器官的Cd含量Table 1 Cd content in different organs of rice plants at different growth stages under different application rates of slaked lime mg/kg

熟石灰不同施用量下,水稻根系、莖稈、葉片Cd含量均隨水稻生長(zhǎng)時(shí)間推移而不斷增加。從整體趨勢(shì)看,隨熟石灰用量增加,水稻根、莖稈及葉片對(duì)Cd的累積均逐漸降低。

2.4.2 Pb含量 由表2可知,同一生長(zhǎng)時(shí)期,水稻各器官Pb含量隨熟石灰施用量增大呈降低趨勢(shì)。分蘗期,根系Pb含量CK均顯著高于其余處理,以HH最低,為16.31 mg/kg,較CK低33.8%;莖稈Pb含量HH處理為3.96 mg/kg,顯著低于CK,其余處理與CK差異不顯著;葉片Pb含量各處理間差異不顯著。灌漿期,根系Pb含量CK均顯著高于其余處理,以HH最低,為27.65 mg/kg,較CK低37.5%;莖稈Pb含量MM、MH、HH處理分別較CK低25.6%、23.0%和34.4%,差異顯著,其余處理與CK差異不顯著。成熟期,根系Pb含量除LL處理外其余處理均顯著低于CK,以MM最低,為37.89 mg/kg,較CK低37.7%;莖稈Pb含量除LL處理外其余處理均顯著低于CK,以HH最低,為8.65 mg/kg,較CK低25.6%;各處理糙米Pb含量在0.02～0.12 mg/kg,處理間差異不顯著。6種處理糙米Pb含量均在安全利用范圍。

表2 熟石灰不同施用量水稻不同時(shí)期植株各器官的Pb含量Table 2 Pb content in different organs of rice plants at different growth stages under different application rates of slaked lime mg/kg

根系、莖稈、葉片Pb含量隨水稻生長(zhǎng)時(shí)期推移而不斷增加,水稻各器官Pb含量差異較大,根系最高,莖稈次之,葉片少于莖稈,糙米最少。施用熟石灰后土壤有效態(tài)Pb減少,Pb從土壤向植株轉(zhuǎn)移及Pb在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)量隨之減少。成熟期糙米Pb含量?jī)H為根系的0.05%～0.23%,可見(jiàn)Pb在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較差。

2.4.3 As含量 由表3可知,同一生長(zhǎng)時(shí)期,水稻各器官As含量隨熟石灰施用量增大呈降低趨勢(shì)。分蘗期,根系A(chǔ)s含量CK顯著高于其余處理,以MH處理最低,為14.88 mg/kg,較CK低47.9%;莖稈As含量各處理與CK差異不顯著,以MH處理最低,為2.89 mg/kg,較CK低44.6%;葉片As含量除MH處理外,其余處理均顯著低于CK,以LL處理最低,為1.98 mg/kg,較CK低15.7%。灌漿期,根系和莖稈As含量處理間變化趨勢(shì)相同,除LL處理外,其余處理均顯著低于CK;根系和莖稈As均以HH處理最低,分別為20.86 mg/kg和4.07 mg/kg,分別較CK低46.4%和34.3%。成熟期,根系、葉片和糙米As含量處理間變化趨勢(shì)相同,各處理均顯著低于CK,根系A(chǔ)s含量以HH處理最低,為39.62,較CK低47.3%;葉片和糙米As含量最低的處理分別是HH和MM,分別較CK低50.0%和58.3%;莖稈As含量除LL處理外,其余處理均顯著低于CK,以HH處理最低,較CK低62.3%。6種處理糙米As含量均達(dá)到安全利用水平。

根系、莖稈、葉片等器官As含量均隨水稻生長(zhǎng)時(shí)期的推移而不斷增加,但增加趨勢(shì)不相同,莖稈和葉片的As含量在生長(zhǎng)前期增加更為明顯。施用熟石灰可抑制根系對(duì)As的吸收和As在植株內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)能力,因此,As在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較差。

表3 熟石灰不同施用量水稻不同時(shí)期植株各 器官的As含量Table 3 As content in different organs of rice plants at different growth stages under different application rates of slaked lime mg/kg

2.5 土壤有效態(tài)重金屬含量與糙米重金屬含量及水稻產(chǎn)量的相關(guān)性

由表4看出,水稻產(chǎn)量與土壤有效態(tài)Cd、Pb含量呈顯著正相關(guān),與土壤有效態(tài)As含量呈顯著負(fù)相關(guān)。糙米中Cd和Pb含量與土壤有效態(tài)Cd、Pb含量呈極顯著正相關(guān),糙米中As含量與土壤有效態(tài)Cd含量呈顯著正相關(guān),與土壤有效態(tài)As含量呈顯著負(fù)相關(guān)。

表4 糙米重金屬含量與水稻產(chǎn)量和土壤有效態(tài)重金屬含量的相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlation coefficients between rice yield and soil available heavy metal content and between heavy metal content in brown rice and soil available heavy metal content

3 討論

熟石灰作為常見(jiàn)的堿性材料,廣泛運(yùn)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中。土壤養(yǎng)分是植物生長(zhǎng)過(guò)程中的關(guān)鍵影響因子,研究結(jié)果表明,施用熟石灰提高了土壤pH,增加土壤有效磷含量。這主要是由于土壤pH的提高能夠減少磷素在土壤中的固定,同時(shí)促進(jìn)解磷微生物的活性,活化土壤中所固定的磷素,從而提高有效磷含量[17]。張龍輝等[18]研究表明,在酸性土壤中施用石灰能夠提高土壤有效磷含量,本研究與該研究結(jié)果一致。隨著熟石灰用量的增加土壤堿解氮和速效鉀含量逐漸下降,這可能由于熟石灰的施用造成了土壤交換性鈣增加,從而導(dǎo)致土壤對(duì)速效鉀的固定增加[19]。有研究表明,當(dāng)熟石灰用量不斷增加,會(huì)增強(qiáng)土壤銨態(tài)氮的揮發(fā)作用,堿解氮含量會(huì)呈現(xiàn)降低趨勢(shì)[20]。pH與土壤重金屬活性具有顯著負(fù)相關(guān)性,研究結(jié)果表明,隨熟石灰用量增加土壤有效態(tài)Cd和Pb含量逐漸下降。熟石灰在改變土壤pH同時(shí),也能改變土壤氧化還原電位和CEC等,調(diào)節(jié)重金屬在土壤中的沉淀和吸附[21-22],這是熟石灰能降低土壤重金屬有效態(tài)的重要原因。酸性稻田土壤添加石灰后,土壤pH升高可改變土壤膠體顆粒表面可變電荷性質(zhì),土壤膠體表面吸附點(diǎn)位和負(fù)電荷容量增加[23],更利于重金屬陽(yáng)離子吸附[24],同時(shí),土壤中重金屬離子與OH-、CO32-等陰離子更利于形成氫氧化物或碳酸鹽沉淀,從而降低土壤重金屬有效態(tài)含量[25-26]。隨著熟石灰用量增加,土壤有效態(tài)As含量逐漸提高。土壤pH對(duì)土壤有效態(tài)As影響與金屬陽(yáng)離子不同[27],堿性環(huán)境As更容易發(fā)生遷移[28]。辜嬌峰等[29]研究發(fā)現(xiàn),隨著堿性物質(zhì)施用量增加,土壤中有效態(tài)Cd含量明顯降低,但As在土壤中的移動(dòng)性也隨著增加[30]。pH提高,會(huì)增加土壤中負(fù)電荷量,導(dǎo)致土壤對(duì)As的吸附作用下降[31],同時(shí)隨著熟石灰中OH-釋放,土壤膠體中所吸附的As會(huì)被置換,從而造成As含量增加[32]。

低用量的熟石灰能夠提高水稻產(chǎn)量,而高用量則會(huì)降低水稻產(chǎn)量。土壤酸化是影響作物產(chǎn)量的重要影響因素,閆志浩等[33]研究表明,在南方酸性水稻田中隨著熟石灰用量增加,水稻產(chǎn)量呈先增后降趨勢(shì)。原因是由于土壤pH提高,增強(qiáng)銨態(tài)氮揮發(fā)作用,土壤中鉀、鈣、鎂等營(yíng)養(yǎng)元素平衡失調(diào),抑制作物對(duì)養(yǎng)分的吸收,導(dǎo)致作物減產(chǎn)[34];另一原因是,水稻生長(zhǎng)對(duì)土壤pH變化十分敏感,當(dāng)超過(guò)其耐受閾值時(shí)會(huì)停止生長(zhǎng),造成產(chǎn)量下降[35]。對(duì)水稻分蘗期、灌漿期和成熟期中不同器官中的Cd、Pb和As含量進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn),水稻各器官重金屬含量差異較大,根系最高,莖稈次之,葉片少于莖稈,糙米最少,這與蔣彬等[36-40]的試驗(yàn)結(jié)果一致。重金屬在植株器官間的轉(zhuǎn)運(yùn)能力為莖稈-糙米<莖稈-葉片<根系-莖稈;添加熟石灰后,根系對(duì)土壤中Cd、Pb和As的吸收效率以及在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)能力均有明顯下降。上述現(xiàn)象可能是由于增施熟石灰提高土壤pH,土壤重金屬?gòu)幕钚越粨Q態(tài)向有鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化后,重金屬?gòu)耐寥老蛩局仓赀w移量隨之減少[41]。同時(shí)隨著熟石灰用量增加,水稻糙米中Cd、Pb、As逐漸下降。

熟石灰的作用效果為1～2年[42],當(dāng)土壤pH趨于中性或弱酸性時(shí)應(yīng)停止使用,避免對(duì)作物生長(zhǎng)造成影響。大量或長(zhǎng)期施用熟石灰容易破壞土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu),形成石灰性板結(jié)田,肥力下降而導(dǎo)致作物減產(chǎn)。為了緩解石灰所帶來(lái)的負(fù)面作用,應(yīng)當(dāng)在作物種植前運(yùn)用一定量的有機(jī)肥料,或在農(nóng)閑時(shí)種植綠肥,從而平衡土壤營(yíng)養(yǎng)元素,實(shí)現(xiàn)作物安全生產(chǎn)。

4 結(jié)論

在含重金屬Cd、As、Pb(土壤中Cd超過(guò)污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值,As和Pb均未超標(biāo))的酸性稻田土壤中施用不同用量(1 500～9 750 kg/hm2)熟石灰,研究熟石灰對(duì)土壤重金屬含量及水稻重金屬累積的影響。結(jié)果表明,熟石灰施用量在1 500～6 750 kg/hm2范圍,隨施用量增加土壤pH和有效磷含量不斷提高,堿解氮和速效鉀含量逐漸下降;熟石灰施用量≥6 750 kg/hm2時(shí)土壤有效態(tài)Cd和Pb含量的降低效果顯著,同時(shí)有效態(tài)As含量升高。隨熟石灰用量增加,水稻根、莖稈、葉片及糙米對(duì)Cd、Pb和As的累積逐漸降低,當(dāng)熟石灰施用量≥4 500 kg/hm2時(shí)糙米Cd、Pb和As含量在安全利用范圍。糙米中Cd、Pb和As含量與土壤有效態(tài)Cd、Pb含量存在極顯著或顯著正相關(guān),與土壤有效態(tài)As含量存在顯著負(fù)相關(guān)。