柳開樓，胡惠文，周利軍，陳 燕，余跑蘭，葉會財，徐小林，胡志華，黃慶海①，李大明，余喜初，譚武貴

(1.江西省紅壤研究所/ 國家紅壤改良工程技術(shù)研究中心/ 農(nóng)業(yè)部江西耕地保育科學(xué)觀測實驗站，江西 南昌 331717；2.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/ 農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室，北京 100081；3.農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與生物肥料重點實驗室/ 湖南泰谷生物科技股份有限公司，湖南 長沙 410006)

不同改良劑材料對雙季稻田砷污染阻控的影響

柳開樓1,2，胡惠文1，周利軍1，陳 燕1，余跑蘭1，葉會財1，徐小林1，胡志華1，黃慶海1①，李大明1，余喜初1，譚武貴3

(1.江西省紅壤研究所/ 國家紅壤改良工程技術(shù)研究中心/ 農(nóng)業(yè)部江西耕地保育科學(xué)觀測實驗站，江西 南昌 331717；2.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/ 農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室，北京 100081；3.農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與生物肥料重點實驗室/ 湖南泰谷生物科技股份有限公司，湖南 長沙 410006)

探討比表面積大、孔隙多和吸附性強的生物黑炭和生物源石灰(牡蠣殼粉)配施對酸性水稻土砷(As)污染的阻控效果，從而為該區(qū)域土壤的As污染治理提供技術(shù)參考。通過盆栽試驗，比較不同有機(jī)肥(豬糞和生物黑炭)與石灰(礦物源石灰和牡蠣殼粉)配施對As污染水稻土〔w(As)為 40 mg·kg-1〕的阻控效果，分析了土壤有效As含量，水稻秸稈、籽粒和大米中As含量的變化，并探討了土壤有效As含量與水稻As吸收的量化關(guān)系。結(jié)果表明：與CK處理相比，豬糞配施礦物源石灰及牡蠣殼粉條件下土壤w(有效As)降低29.1%～57.0%，生物黑炭配施礦物源石灰及生物石灰條件下土壤w(有效As)下降35.1%～65.9%；而土壤w(有效As)的降低進(jìn)一步阻控了水稻秸稈、籽粒和大米中As累積。其中，生物黑炭配施牡蠣殼粉處理的效果最好，其秸稈、籽粒和大米中w(As)分別降低67.6%～68.5%、66.6%～67.8%和76.0%～76.9%。進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn)，土壤有效As含量與水稻As吸收量可以用指數(shù)方程較好地擬合(R2gt;0.75，Plt;0.01)。因此，對于酸性水稻土，生物黑炭和牡蠣殼粉可以通過降低土壤有效As來快速阻控水稻秸稈、籽粒和大米對As的吸收，但當(dāng)土壤w(有效As)小于30 mg·kg-1時，施用改良劑降低土壤As含量的效果不明顯。

水稻土；土壤As污染；生物黑炭；牡蠣殼；土壤有效As

水稻土是我國主要的耕作土壤,但是,人口快速增長引發(fā)的糧食供需矛盾決定了我國水稻土的高度集約化種植方式[1],再加上污水灌溉、不合理施肥等造成的土壤污染等問題[2-3]嚴(yán)重制約了該地區(qū)土壤資源的可持續(xù)利用。As是廣布于自然界的一種微量類金屬元素,由于其在采礦、防腐及殺蟲等方面的廣泛使用,導(dǎo)致世界范圍內(nèi)As污染和毒害事件頻發(fā),因此,環(huán)境中As的來源、毒性及其污染修復(fù)已成為研究熱點?！度珖寥牢廴緺顩r調(diào)查公報》表明我國耕地中土壤As的點位超標(biāo)率為2.7%。康立娟等[4]研究發(fā)現(xiàn),As對水稻的毒害作用極大,能嚴(yán)重抑制其生長發(fā)育,土壤在投加15～50 mg·kg-1As條件下,可使水稻減產(chǎn)30%～65%。特別是在雙季稻田,不合理的水分管理(長期淹水)可顯著影響土壤有效As含量[5],而土壤中有效As含量的增加對稻米的As累積量影響巨大。

與土壤Cd和Pb污染的修復(fù)治理技術(shù)不同,一般情況下,對土壤Cd起鈍化效果的產(chǎn)品或技術(shù)對As卻起活化作用。很多研究表明,提高有機(jī)質(zhì)含量[6-8]可顯著降低土壤中As的生物有效性,從而顯著阻控稻米對As的吸收。王釗等[6]研究表明,在自然淹水的土壤中添加有機(jī)質(zhì)明顯降低了土壤溶液中As3+、As5+和水溶性總As的濃度。但也有研究認(rèn)為,增加土壤有機(jī)質(zhì)可以增加土壤As的有效性[9-11]。這可能與有機(jī)質(zhì)的添加量有關(guān),陳丹艷等[12]研究表明,高用量有機(jī)肥、高用量鋼渣及低用量泥炭處理土壤有效態(tài)As含量顯著低于對照(Plt;0.05),而低用量有機(jī)肥則沒有降低As的效果。但是,當(dāng)土壤As污染程度不同時,有機(jī)質(zhì)調(diào)控土壤As生物有效性的作用也不同[8]。另一方面,在我國南方地區(qū),石灰是目前普通的土壤重金屬鈍化劑,且石灰主要是通過增加土壤pH值來降低重金屬的有效性。而土壤對As的吸附量隨pH值的增加而降低[13],因此,提高土壤pH值會導(dǎo)致土壤有效As含量增加[14]。同時,有關(guān)土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量雙重影響下As的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制還不明確。所以,對于我國南方酸性水稻土,研究在適當(dāng)提高土壤pH值的同時通過添加合理的吸附材料來降低有效As含量就顯得十分關(guān)鍵。同時,目前傳統(tǒng)的畜禽糞便和礦物源石灰均存在一定的施用風(fēng)險,比如傳統(tǒng)的畜禽糞便有機(jī)肥含有As[15],長期施用畜禽糞便有機(jī)肥會導(dǎo)致土壤As含量增加[16];且市場上流通的普通礦物源石灰也可能含有一定的重金屬。因此,相應(yīng)的替代產(chǎn)品研究就顯得十分迫切。筆者擬采用比表面積大、孔隙多和吸附性強的生物黑炭[17]和牡蠣殼粉[18]配施,并同常規(guī)的豬糞和礦物源石灰相比較,分析其對酸性水稻土有效As含量及籽粒、秸稈中As的阻控效果,以期為南方水稻土的As污染修復(fù)技術(shù)提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗位于江西省進(jìn)賢縣江西省紅壤研究所內(nèi)(28°35′24″ N,116°17′60″ E),地處中亞熱帶,年均氣溫18.1 ℃,≥10 ℃積溫6 480 ℃,年降水量1 537 mm,年蒸發(fā)量1 150 mm,無霜期約289 d,年日照時數(shù)1 950 h。試驗地土壤為紅壤性水稻土。其中w(有機(jī)質(zhì))為11.2 g·kg-1,w(全氮)為1.45 g·kg-1,w(全磷)為0.73 g·kg-1,w(全鉀)為13.59 g·kg-1,w(有效磷)為15.20 mg·kg-1,w(速效鉀)為108.30 mg·kg-1,土壤pH值 為5.33。土壤中w(全量As)和w(有效As)分別為3.93和0.21 mg·kg-1。

1.2 試驗設(shè)計

于2015年1月采集上述試驗地的土壤樣品,風(fēng)干過篩后裝入塑料桶內(nèi)備用。塑料桶規(guī)格為上口直徑30 cm,下底直徑25 cm,盆高35 cm。每盆裝土7.5 kg。加入0.90 Lρ=300 mg·L-1的亞砷酸鈉溶液,使得每個桶內(nèi)土壤w(As)為40 mg·kg-1。靜置3個月備用。

試驗設(shè)7個處理,分別為空白對照(CK)、豬糞(P)、豬糞+石灰(P+L)、豬糞+牡蠣殼粉(P+BL)、生物黑炭(B)、生物黑炭+石灰(B+L)、生物黑炭+牡蠣殼粉(B+BL)。其中，豬糞和生物黑炭均為等碳量(每盆有機(jī)碳添加量為10.0 g)、石灰和牡蠣殼為等氧化鈣含量(每盆氧化鈣添加量為10.0 g)。

生物黑炭來源于水稻秸稈,采用連續(xù)立式生物質(zhì)炭化爐生產(chǎn),炭化溫度350～500 ℃,生物質(zhì)材料的35%轉(zhuǎn)化為生物質(zhì)炭。生物黑炭過 5 mm 孔徑篩,比表面積為295 m2·g-1,pH 值為10.4,w(有機(jī)碳)為467.0 g·kg-1,w(全氮)為5.90 g·kg-1,w(有效磷)為83.50 g·kg-1。牡礪殼粉來源于福建省瑪塔農(nóng)業(yè)發(fā)展有限公司,w(CaO)≥45%,pH值為8.5～10.5,含大量2～10 μm孔徑,具有較強的吸附能力。豬糞、生物黑炭和牡蠣殼粉的w(As)分別為1.03、0.64和0.52 mg·kg-1,而石灰中As未檢出。

由于土培作物根系養(yǎng)分吸收區(qū)域小,其施肥量常比田間試驗大3倍。盆栽試驗所有處理的施肥量均為每盆施N 3.38 g〔w(N)=46%的尿素7.35 g〕、P2O52.03 g〔w(P2O5)=12%的鈣鎂磷肥16.92 g〕、K2O 3.04 g〔w(K2O)=60%的氯化鉀5.07 g〕。其中,氮肥30%作基肥,30%在返青期施用,40%在分蘗盛期施用;鉀肥50%在返青期施用,50%在分蘗盛期施用;磷肥全部作基肥。施肥方法:鈣鎂磷肥在盆缽裝土前混入土壤,拌勻,以后則是在每季水稻移栽前將土壤松動,均勻施入鈣鎂磷肥,然后拌勻;尿素和氯化鉀則是將肥料溶解成液體后均勻施入土壤中。水分管理采取人工灌溉,在分蘗末期及時擱田,后期干濕交替。注意防治病蟲害和雜草。

試驗采用早晚稻種植模式。于2015年4月25日移栽早稻,7月28日收割;7月30日移栽晚稻,11月5日收割。早晚稻品種分別為優(yōu)Ⅰ156和正成456。

1.3 測定指標(biāo)

早晚稻成熟期采集籽粒、秸稈和土壤樣品,分別分析籽粒、秸稈、大米中As以及土壤中有效As含量。采用線性擬合方程量化土壤有效As與籽粒、秸稈、大米中As含量的量化關(guān)系。

籽粒、秸稈和大米As含量測定:取已風(fēng)干的植物樣0.5 g,置于消煮管中,用少量水濕潤,加入8 mL濃硝酸、2 mL高氯酸和1 mL濃硫酸后放置過夜,然后在消煮爐內(nèi)加熱(150 ℃),直至棕色煙霧基本消失,再升高溫度,加熱至冒白煙為止。加10～20 mL水,煮至沸騰,取出冷卻后用去離子水定容至25 mL,過濾待測。

土壤有效As含量測定:準(zhǔn)確稱取風(fēng)干土樣5.00 g,裝于150 mL硬質(zhì)三角瓶中,加入50 mL濃度為0.1 mol·L-1HCl溶液,在20～25 ℃條件下振蕩2 h,過濾,待測。

所有待測液均采用氫化物發(fā)生原子熒光法(HG-AFS9120,吉天儀器,北京)進(jìn)行測定。分析過程所用試劑均為優(yōu)級純,所用的水均為超純水。樣品分析過程中加入國家土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GSS-5和GSS-8進(jìn)行質(zhì)量控制,每批樣品均做相應(yīng)的試劑空白,并隨機(jī)選取10%的樣品進(jìn)行3次重復(fù)測定。結(jié)果顯示,平行樣中重金屬相對標(biāo)準(zhǔn)偏差達(dá)到國家規(guī)定的精密度要求,標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)回收率為93%～100%)。

所有數(shù)據(jù)均采用Excel 2003軟件進(jìn)行分析,采用SPSS 16.0軟件進(jìn)行方差分析,采用Duncan多重比較方法檢驗顯著性差異(Plt;0.05),采用Origin 7.5軟件制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 改良劑施用對水稻秸稈和籽粒中As含量的影響

有機(jī)肥(豬糞和生物黑炭)與石灰(礦物源石灰和牡蠣殼粉)配施可以顯著降低水稻秸稈和籽粒的As含量(圖1)。

CK、P、P+L、P+BL、B、B+L和B+BL分別表示空白對照、豬糞、豬糞+石灰、豬糞+牡蠣殼粉、生物黑炭、生物黑炭+石灰及生物黑炭+牡蠣殼粉。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一季水稻下各處理間存在顯著差異(Plt;0.05)。

B+BL處理籽粒和秸稈As含量最低。與CK處理相比,早稻季P、P+L、P+BL、B、B+L和B+BL處理籽粒w(As)分別降低36.7%、47.9%、54.6%、42.9%、62.8%和66.6%,秸稈w(As)降低24.9%、52.6%、57.0%、35.5%、64.1%和67.6%;晚稻季籽粒w(As)降幅分別為39.1%、49.8%、56.2%、45.0%、64.2%和67.8%,秸稈w(As)降幅分別為25.6%、53.0%、57.3%、37.3%、65.1%和68.5%。其中，P和B處理間不存在顯著差異,但B+L和B+BL處理籽粒和秸稈As含量均顯著低于P+L和P+BL處理;但在P+L和P+BL及B+L和B+BL處理間不存在顯著差異。

2.2 改良劑施用對大米中As含量的影響

將有機(jī)肥與石灰配施后,早稻和晚稻季大米As含量顯著降低(圖2)。與CK處理相比,早稻季P、P+L、P+BL、B、B+L和B+BL處理大米w(As)分別降低40.4%、64.8%、68.2%、60.6%、61.5%和76.0%;晚稻季大米w(As)降幅分別為41.8%、65.6%、68.9%、61.1%、63.0%和76.9%。除了單施豬糞處理外,其他改良劑處理大米中As含量均低于GB 2715—2005《糧食衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》的0.15 mg·kg-1。與籽粒和秸稈中As的變化趨勢不同,大米中As含量表現(xiàn)出B處理顯著低于P處理,且B+BL處理大米中As含量最低。

CK、P、P+L、P+BL、B、B+L和B+BL分別表示空白對照、豬糞、豬糞+石灰、豬糞+牡蠣殼粉、生物黑炭、生物黑炭+石灰及生物黑炭+牡蠣殼粉。直方柱上方英文小寫字母不同表示對于同一季水稻各處理間存在顯著差異(Plt;0.05)。

2.3 改良劑施用對土壤有效As含量的影響

與CK處理相比,有機(jī)肥與石灰配施可以顯著降低土壤中有效As含量(圖3)。但與單施豬糞或生物黑炭相比,豬糞或生物黑炭與礦物源石灰或牡蠣殼粉配施對土壤有效As含量的降低效果較好。與CK處理相比,早稻季P、P+L、P+BL、B、B+L和B+BL處理土壤有效As含量分別降低12.8%、29.1%、51.9%、17.4%、35.1%和61.9%;晚稻季的降幅分別為20.0%、35.0%、57.0%、26.1%、41.9%和65.9%。其中，以B+BL處理的降幅最低。

CK、P、P+L、P+BL、B、B+L和B+BL分別表示空白對照、豬糞、豬糞+石灰、豬糞+牡蠣殼粉、生物黑炭、生物黑炭+石灰及生物黑炭+牡蠣殼粉。直方柱上方英文小寫字母不同表示對于同一季水稻各處理間存在顯著差異(Plt;0.05)。

2.4 水稻秸稈、籽粒及大米中As與土壤有效As的量化關(guān)系

水稻秸稈、籽粒和大米中As含量的降低與土壤有效As含量存在密切關(guān)系(圖4),且可以用指數(shù)方程進(jìn)行較好地擬合,R2均達(dá)0.75以上,P值均小于0.01。由圖4可知,隨著土壤有效As含量的降低,秸稈、籽粒和大米中As含量呈先急劇后緩慢下降趨勢,土壤有效As含量為30 mg·kg-1時為分割線。

3 討論

在南方酸性水稻土上,施用有機(jī)肥和石灰等改良劑可以提高土壤肥力，減緩?fù)寥浪峄?從而提高作物產(chǎn)量[19-20]。這一結(jié)論已經(jīng)在南方雙季稻區(qū)得到了充分驗證。對于重金屬污染土壤,施用有機(jī)肥和石灰也可以有效鈍化土壤重金屬活性,降低作物對重金屬的吸收能力。目前，常用的有機(jī)肥和石灰產(chǎn)品十分單一,且部分有機(jī)肥(畜禽糞便)和礦物源石灰還由于含有一定量的重金屬而存在二次污染風(fēng)險,因此,研發(fā)新型有機(jī)肥和石灰產(chǎn)品就顯得十分迫切。前人研究表明,酸性水稻土上施用生物黑炭不僅可以增產(chǎn),還可以顯著增加土壤pH值,且較高的比表面積對重金屬離子具有較高的吸附能力,大量有機(jī)質(zhì)也可以與重金屬元素進(jìn)行螯合,進(jìn)而有效降低重金屬元素在土壤的遷移轉(zhuǎn)化能力[21-23]。羅華漢等[24]研究表明,由于牡蠣殼粉的控酸效果和2～10 μm孔徑的吸附能力,施用牡蠣殼粉使土壤w(有效Cd)下降40.2%～49.0%,w(有效Pb)下降29.9%～44.7%。對于酸性水稻土,與CK相比,有機(jī)肥和石灰配施均大幅降低土壤中有效As含量(12.8%～65.9%),且效果優(yōu)于單獨施用豬糞或石灰的處理;在所有處理中,B+BL處理土壤有效As含量最低。因此,對于酸性土壤,在增加有機(jī)質(zhì)的同時適當(dāng)提升土壤pH值可以降低土壤有效As含量。原因可能是:雖然生物黑炭與牡蠣殼粉配施在提高土壤pH值的同時[24-25]降低了土壤對As的吸附量,導(dǎo)致土壤溶液中As含量增加[13-14],但由于生物黑炭和牡蠣殼粉均具有較大的比表面積，吸附能力較強[17-18,24-25],從而吸附了大量土壤有效As;也可能是生物黑炭和牡蠣殼粉通過添加有機(jī)質(zhì)和影響微生物群落干擾水稻土中鐵的厭氧生物氧化還原循環(huán)[26],而鐵循環(huán)過程與As的有效性密切相關(guān)[27]。因此,在酸性土壤As污染修復(fù)中,關(guān)于生物黑炭和牡蠣殼粉降低土壤As有效性的機(jī)理還有待進(jìn)一步研究。

圖4 土壤中有效As含量與籽粒、秸稈、大米中As含量的相關(guān)性Fig.4 Relationships of soil available As with As content in straw,grain and brown rice

土壤有效As含量的降低會進(jìn)一步影響稻米對As的吸收。因此,與CK處理相比,施用改良劑條件下水稻籽粒As含量降低36.7%～67.8%,秸稈As含量降低24.9%～68.5%,大米As含量降低40.4%～76.9%。其中，以B+BL處理As含量最低,這與土壤有效As含量的變化趨勢一致。結(jié)合擬合方程發(fā)現(xiàn),土壤有效As含量與水稻籽粒、秸稈和大米中As含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,且可以用指數(shù)方程較好地進(jìn)行擬合(Plt;0.01)。當(dāng)土壤w(有效As)大于30 mg·kg-1時,通過生物黑炭和牡蠣殼粉降低土壤有效As含量可以快速降低水稻秸稈、籽粒和大米中As含量,但當(dāng)土壤w(有效As)小于30 mg·kg-1時,施用生物黑炭和牡蠣殼粉降低As含量效果不明顯。此時，應(yīng)該通過其他途徑來降低土壤總As含量,比如干濕交替的水分管理[28-29]等。

4 結(jié)論

對于酸性水稻土,有機(jī)肥與石灰配施可以顯著降低土壤有效As含量,進(jìn)而阻控As向水稻秸稈和籽粒運移。與CK處理相比,在適度增加酸性水稻土pH值前提下,提高土壤有機(jī)質(zhì)含量可以使土壤w(有效As)降低12.8%～65.9%,大米w(As)降低40.4%～76.9%,且以B+BL處理的降幅最大。

隨著土壤有效As含量的增加,水稻籽粒、秸稈和大米中As含量呈先緩慢后快速增加的趨勢,2個階段的區(qū)分點大致在土壤w(有效As)為30 mg·kg-1時,此時可以用指數(shù)方程較好地進(jìn)行擬合。

[1] 張?zhí)伊?潘劍君,劉紹貴,等.集約農(nóng)業(yè)利用下紅壤地區(qū)土壤肥力與環(huán)境質(zhì)量變化及調(diào)控:江西省南昌市郊區(qū)和余江縣案例研究[J].土壤學(xué)報,2007,44(4):584-591.[ZHANG Tao-lin,PAN Jian-jun,LIU Shao-gui,etal.Changes in Soil Fertility and Environmental Quality in Red Soil Region Under Intensive Agricultural Use and Their Control:A Case Study of the Suburbs of Nanchang City and Yujiang County in Jiangxi Province[J].Acta Pedologica Sinica,2007,44(4):584-591.]

[2] 楊長明,楊林章,顏廷梅.不同養(yǎng)分和水分管理模式對土壤生態(tài)環(huán)境影響[J].農(nóng)村生態(tài)環(huán)境,2002,18(3):11-15.[YANG Chang-ming,YANG Lin-zhang,YAN Ting-mei.Effects of Nutrient and Water Regimes on Paddy Soil Eco-Environment[J].Rural Eco-Environment,2002,18(3):11-15.]

[3] 孫華,張?zhí)伊?孫波.江西省貴溪市污灌水田重金屬污染狀況評價研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù),2001,20(6):405-407.[SUN Hua,ZHANG Tao-lin,SUN Bo.Assessment of Pollution of Heavy Metals on Paddy Field With Sewage Irrigation in Guixi City,Jiangxi Province[J].Agro-Environmental Protection,2001,20(6):405-407.]

[4] 康立娟,李香丹,劉景華,等.砂壤水稻土添加砷對水稻生長發(fā)育和殘留的研究[J].吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報,1996,18(3):58-61.[KANG Li-juan,LI Xiang-dan,LIU Jing-hua,etal.Effect of Arsenic on Growth Development of Rice and Residual Rules in the Loam Paddy Soil[J].Journal of Jilin Agricultural University,1996,18(3):58-61.]

[5] 崔曉丹,王玉軍,周東美.水分管理對污染土壤中砷銻形態(tài)及有效性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2015,34(9):1665-1673.[CUI Xiao-dan,WANG Yu-jun,ZHOU Dong-mei.Influence of Wetting-Drying and Flooding Water Managements on Forms and Availability of Arsenic and Antimony in Polluted Soils[J].Journal of Agro-Environment Science,2015,34(9):1665-1673.]

[6] 王釗,楊陽,崔江慧,等.外源硅和有機(jī)質(zhì)對水稻土溶液中砷形態(tài)變化的影響[J].水土保持學(xué)報,2013,27(2):183-188.[WANG Zhao,YANG Yang,CUI Jiang-hui,etal.Effects of Exogenous Silicon and Organic Matter on Arsenic Species in As-Contaminated Paddy Soil Solution During Flooded Period[J].Journal of Soil and Water Conservation,2013,27(2):183-188.]

[7] 李波,青長樂,周正賓,等.肥料中氮磷和有機(jī)質(zhì)對土壤重金屬行為的影響及在土壤治污中的應(yīng)用[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù),2000,19(6):375-377.[LI Bo,QING Chang-le,ZHOU Zheng-bin,etal.Effects of Nitrogen,Phosphorus and Organic Matter on Heavy Metal Behavior in Soils and Its Application of Controlling Pollution[J].Agro-Environmental Protection,2000,19(6):375-377.]

[8] 高寧大,耿麗平,趙全利,等.外源磷或有機(jī)質(zhì)對板藍(lán)根吸收轉(zhuǎn)運砷的影響[J].生態(tài)學(xué)報,2013,33(9):2719-2727.[GAO Ning-da,GENG Li-ping,ZHAO Quan-li,etal.Effects of Phosphate and Organic Matter Applications on Arsenic Uptake by and Translocation inIsatisindigotica[J].Acta Ecologica Sinica,2013,33(9):2719-2727.]

[9] BENNETT W W,TEASDALE P R,PANTHER J G,etal.Investigating Arsenic Speciation and Mobilization in Sediments With DGT and DET:A Mesocosm Evaluation of Oxic-Anoxic Transitions[J].Environmental Science amp; Technology,2012,46(7):3981-3989.

[10] NORTON G J,ADOMAKO E E,DEACON C M,etal.Effect of Organic Matter Amendment,Arsenic Amendment and Water Management Regime on Rice Grain Arsenic Species[J].Environmental Pollution,2013,177:38-47.

[11] 朱雁鳴,馮人偉,韋朝陽.水口山水稻土與菜地土中砷的有效性[J].生態(tài)學(xué)雜志,2012,31(10):2657-2661.[ZHU Yan-ming,FENG Ren-wei,WEI Chao-yang.Availability of Arsenic in Paddy and Vegetable Soils in Shuikoushan Mining Area of Hunan Province,South-Central China[J].Chinese Journal of Ecology,2012,31(10):2657-2661.]

[12] 陳丹艷,許仙菊,欒德琴,等.幾種改良劑對砷鎘鉛復(fù)合污染水稻土的修復(fù)[J].江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報,2011,27(6):1284-1288.[CHEN Dan-yan,XU Xian-ju,LUAN De-qin,etal.Remediation of Paddy Soil Contaminated by Arsenic,Cadmium and Lead With Amendments[J].Jiangsu Journal of Agricultural Sciences,2011,27(6):1284-1288.]

[13] 王永,徐仁扣.As(Ⅲ)在可變電荷土壤中的吸附與氧化的初步研究[J].土壤學(xué)報,2005,42(4):609-613.[WANG Yong,XU Ren-kou.Adsorption and Oxidation of As(Ⅲ) in Variable Charge Soils[J].Acta Pedologica Sinica,2005,42(4):609-613.]

[14] 田相偉,李元,祖艷群.土壤砷污染及其調(diào)控技術(shù)研究進(jìn)展[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2007,26(增刊1)：583-586.[TIAN Xiang-wei,LI Yuan,ZU Yan-qun.Pollution of Arsenic on Soil and Its Remediation Technology[J].Journal of Agro-Environment Science,2007,26(Suppl. 1):583-586.]

[15] 王飛,趙立欣,沈玉君,等.華北地區(qū)畜禽糞便有機(jī)肥中重金屬含量及溯源分析[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報,2013,29(19):202-208.[WANG Fei,ZHAO Li-xin,SHEN Yu-jun,etal.Analysis of Heavy Metal Contents and Source Tracing in Organic Fertilizer From Livestock Manure in North China[J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering,2013,29(19):202-208.]

[16] 柳開樓,李大明,黃慶海,等.紅壤稻田長期施用豬糞的生態(tài)效益及承載力評估[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2013,47(2):303-313.[LIU Kai-lou,LI Da-ming,HUANG Qing-hai,etal.Ecological Benefits and Environmental Carrying Capacities of Red Paddy Field Subjected to Long-Term Pig Manure Amendments[J].China Agricultura Sinica,2014,47(2):303-313.]

[17] 顏鈺,王子瑩,金潔,等.不同生物質(zhì)來源和熱解溫度條件下制備的生物炭對菲的吸附行為[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2014,33(9):1810-1816.[YAN Yu,WANG Zi-ying,JIN Jie,etal.Phenanthrene Adsorption on Biochars Produced From Different Biomass Materials at Two Temperatures[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33(9):1810-1816.]

[18] 陳玉枝,林舒.牡蠣殼與龍骨成分的分析[J].福建醫(yī)科大學(xué)學(xué)報,1999,33(4):432-434.[CHEN Yu-zhi,LIN Shu.Analysis of Components in Os drconis and Oyster Shells[J].Journal of Fujian Medical University,1999,33(4):432-434.]

[19] HUANG Qing-hai,LI Da-ming LIU Kai-lou,etal.Effects of Long-Term Organic Amendments on Soil Organic Carbon in a Paddy Field:A Case Study on Red Soil[J].Journal of Integrative Agriculture,2014,13(3):570-576.

[20] 柳開樓,余跑蘭,譚武貴,等.長期施用豬糞對紅壤旱地和水稻土肥力和土壤As轉(zhuǎn)化的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2015,24(6):1057-1062.[LIU Kai-lou,YU Pao-lan,TAN Wu-gui,etal.Effect of Long-Term Application of Pig Manure on Soil Arsenic Content and Fertility of Red Upland and Paddy Soils[J].Ecology and Environmental Sciences,2015,24(6):1057-1062.]

[21] 解開治,徐培智,嚴(yán)超,等.不同土壤改良劑對南方酸性土壤的改良效果研究[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2009,25(20):160-165.[XIE Kai-zhi,XU Pei-zhi,YAN Chao,etal.Study the Effects of Soil Improvement on Acid Soil in the South of China[J].Chinese Agricultural Science Bulletin,2009,25(20):160-165.]

[22] 袁金華,徐仁扣.生物質(zhì)炭對酸性土壤改良作用的研究進(jìn)展[J].土壤,2012,44(4):541-547.[YUAN Jin-hua,XU Ren-kou.Research Progress of Amelioration Effects of Biochars on Acid Soils[J].Soils,2012,44(4):541-547.]

[23] 柳開樓,夏桂龍,李亞貞,等.生物黑炭用量對贛東北雙季稻生長和產(chǎn)量的影響[J].中國稻米,2015,21(4):91-94.[LIU Kai-lou,XIA Gui-long,LI Ya-zhen,etal.Effects of Different Biochar Fertilizer Rates on Early and Late Rice Growth and Yield in Northeast Area of Jiangxi Province[J].China Rice,2015,21(4):91-94.]

[24] 羅華漢,柳開樓,余跑蘭,等.牡蠣殼粉對水稻產(chǎn)量和土壤重金屬鈍化的影響[J].中國稻米,2016,22(3):30-33.[LUO Hua-han,LIU Kai-lou,YU Pao-lan,etal.Effects of Oyster Shell Powder on Rice Yield and Heavy Metal Stabilization in Paddy Soil[J].China Rice,2016,22(3):30-33.]

[25] 劉瑩瑩,秦海芝,李戀卿,等.不同作物原料熱裂解生物質(zhì)炭對溶液中Cd2+和Pb2+的吸附特性[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2012,21(1):146-152.[LIU Ying-ying,QIN Hai-zhi,LI Lian-qing,etal.Adsorption of Cd2+and Pb2+in Aqueous Solution by Biochars Produced From the Pyrolysis of Different Crop Feedstock[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(1):146-152.]

[26] LUO Y,DURENKAMP M,NOBILI M D,etal.Short Term Soil Priming Effects and the Mineralization of Biochar Following Its Incorporation to Soils of Different pH[J].Soil Biology and Biochemistry,2011,43(11):2304-2314.

[27] YU H Y,LI F B,LIU C S,etal.Chapter Five-Iron Redox Cycling Coupled to Transformation and Immobilization of Heavy Metals:Implications for Paddy Rice Safety in the Red Soil of South China[J].Advances in Agronomy,2016,137:279-317.

[28] 鐘松雄,尹光彩,陳志良,等.水稻土中砷的環(huán)境化學(xué)行為及鐵對砷形態(tài)影響研究進(jìn)展[J].土壤,2016,48(5):854-862.[ZHONG Song-xiong,YIN Guang-cai,CHEN Zhi-liang,etal.Iron Induced Effects on Arsenic′s Environmental Chemical Behavior in Paddy Soil:A Review[J].Soils,2016,48(5):854-862.]

[29] 鄭坤,趙全利,耿麗平,等.不同水分條件下外源菌劑對污染水稻土中硅、砷有效性的影響[J].水土保持學(xué)報,2015,29(3):262-266.[ZHEN Kun,ZHAO Quan-li,GENG Li-ping,etal.Effects of Exogenous Bacterial Inoculants on Silicon and Arsenic Availability in As-Contaminated Paddy Soil Under Different Water Regimes[J].Journal of Soil and Water Conservation,2015,29(3):262-266.]

柳開樓(1984—),男,河南滑縣人,助理研究員,博士生,研究方向為土壤培肥與改良。E-mail：liukailou@126.com

(責(zé)任編輯：陳 昕)

EffectofSoilAmendmentsControllingArsenicContaminationinPaddyFieldUnderDoubleRiceCroppingSystems.

LIU Kai-lou1,2,HU Hui-wen1,ZHOU Li-jun1,CHEN Yan1,YU Pao-lan1,YE Hui-cai1,XU Xiao-lin1,HU Zhi-hua1,HUANG Qing-hai1,LI Da-ming1,YU Xi-chu1,TAN Wu-gui3

(1.Jiangxi Institute of Red Soil/ National Engineering and Technology Research Center for Red Soil Improvement/ Scientific Observational and Experimental Station of Arable Land Conservation in Jiangxi,Ministry of Agriculture,Nanchang 331717,China; 2.Ministry of Agriculture Key Laboratory of Plant Nutrition and Fertilizer/ Institute of Agricultural Resources and Regional Planning,Chinese Academy of Agricultural Sciences,Beijing 100081,China; 3.Ministry of Agriculture Key Laboratory of Plant Nutrition and Bio-fertilizer/ Hunan Taigu Biotechnology Co. Ltd.,Changsha 410006,China)

This paper was designed to explore effects of two soil amendments,biochar (with some pig manure) and ground oyster shell (as biological lime),on arsenic (As) pollution in paddy soil in an attempt to provide some technical reference to the region for controlling As pollution in paddy fields under the double rice cropping system. The two soil amendments are both porous and high in specific surface area and adsorption capacity. To that end,a pot experiment was conducted to compare application of biochar plus mineral lime and ground oyster shell with application of pig manure plus mineral lime and ground oyster shell in effect on As pollution. Soil available As in the pot soils and As contents in rice straw,grain and rice in different treatments were analyzed,and the relationship between soil available As with As absorption of rice quantified. Results show that compared with the soil in CK,the soil in the treatment of pig manure plus mineral lime and ground oyster shell were 29.1%-57.0% lower,and the soils in the treatment of biochar plus mineral lime and ground oyster shell were 35.1%-65.9% lower in content of soil available As. The decrease in soil available As in turn lowered the As accumulation in the crop. The straw,grain and rice in the two treatments was 67.6%-68.5%,66.6%-67.8% and 76.0%-76.9% lower than their respective one in CK in As content. Meanwhile,it was found that the relationship between soil available As and As absorption of rice could well be fitted with an exponential equation,withR2gt; 0.75,andPlt; 0.01. Therefore,in acid paddy fields,it is feasible to reduce soil available As and then As absorption of rice through adding biochar and ground oyster shell,but the effect is not so obvious when soil available As content is lower than 30 mg·kg-1.

paddy soil; As pollution in soil; biochar; oyster shell; soil available As

2016-11-25

江西省自然科學(xué)基金(20151BAB214008); 農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與肥料學(xué)科群2014年開放基金; 國家公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專項(201203030)

① 通信作者E-mail：hqh0791@vip.sina.com

X53；S156.6

A

1673-4831(2017)11-1035-07

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.11.011