傅湘綺　劉亞賓　楊海君　許云海　金紅玉　周志明　戴金鵬

摘要：為探究水稻品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對土壤及稻米中鎘（Cd）、鉛（Pb）、砷（As）等含量的影響，通過田間小區(qū)試驗，以低Cd積累水稻品種中嘉早17號、湘晚秈13號與常規(guī)稻湘早秈24號、黃花占為材料，研究優(yōu)化水分管理、噴施葉面阻控劑歸欣甲、施用生石灰及楚天土壤重金屬調(diào)理劑等對常規(guī)稻與低積累稻生長下土壤及稻米中Cd、Pb、As含量的影響。結(jié)果表明，與未經(jīng)修復(fù)的土壤相比，早稻土中有機質(zhì)含量、陽離子交換量、pH值發(fā)生了變化;早稻土中As在α=0.05下均不顯著，能同時降低早稻土中有效態(tài)Cd、Cd、Pb含量的為T8;早稻土中Pb、As含量地累積指數(shù)（Igeo）均為無污染，潛在生態(tài)風(fēng)險因子（Eir）均為Ⅰ級，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（RI）均為低級，且均低于未經(jīng)修復(fù)土壤中Cd、Pb、As含量的RI;晚稻土中有效態(tài)Cd含量明顯下降，Igeo均為無污染，Eir均為Ⅰ級。另外，除T5、T8修復(fù)下早稻米中Cd含量高于稻米國家食品標(biāo)準(zhǔn)外，其余修復(fù)方式下早晚稻米中Cd、Pb、As含量均低于稻米國家標(biāo)準(zhǔn)GB/T 1354—2009《大米》。研究結(jié)果還表明，早稻米的健康風(fēng)險高危指數(shù)（HI）大小順序為T8>T5>T10>T7>T4>T6=T9>T1>T2=T3，且T8修復(fù)下早稻米的HI是T2與T3的1.69倍;晚稻米的HI差異不大，接近對人體健康無明顯影響的水平。早晚稻米中的HI均大于1，健康風(fēng)險處于影響可能較大水平。因此，研究區(qū)群眾食用當(dāng)?shù)胤N植的晚稻米的健康風(fēng)險遠小于早稻米。

關(guān)鍵詞：水稻;土壤重金屬污染;農(nóng)藝措施;農(nóng)產(chǎn)品安全;土壤調(diào)理劑;葉面阻控劑

中圖分類號： X53文獻標(biāo)志碼： A

文章編號：1002-1302（2019）19-0307-09

收稿日期：2018-07-04

基金項目：湖南省自然科學(xué)基金（編號：2016JJ5015）;湖南省環(huán)境保護專項資金（編號：湘財建指[2016]49號）。

作者簡介：傅湘綺（1974—），女，湖南長沙人，農(nóng)藝師，主要從事農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣研究。E-mail：838580665@qq.com。

通信作者：戴金鵬，農(nóng)藝師，主要從事農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境保護研究。E-mail：82922842@qq.com。

土壤是環(huán)境要素的重要組成部分，不僅構(gòu)成農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的基礎(chǔ)，而且是人類環(huán)境的重要組成部分，承擔(dān)著環(huán)境中約90%的來自各方面的污染物。以多種渠道進入農(nóng)田土壤的污染物，通過食物鏈進而危害人體健康[1]。許彬彬的研究表明，國內(nèi)不少地區(qū)生產(chǎn)的稻米已超過安全限值[2]，這已成為限制稻米進入國內(nèi)國際市場的綠色壁壘[3]。農(nóng)田土壤作為水稻生產(chǎn)的載體，是稻米中重金屬的主要來源之一，將水稻種植地重金屬[含類金屬砷（As）]控制在一定限值范圍內(nèi)或采取有效措施阻控重金屬進入稻谷，是確保稻米質(zhì)量安全的關(guān)鍵。

目前，涉及耕地[4]、蔬菜地[5]、果樹地[6]及礦山污染場地[7]等土壤及在其上種植的農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量的調(diào)查和評價已有大量報道。但對于存在重金屬不同污染程度的農(nóng)田土壤，當(dāng)人們?nèi)员仨氃谶@種土壤上耕種賴以生存的農(nóng)作物時，采用低積累水稻品種、優(yōu)化水分管理、投加重金屬固化劑等成為降低土壤重金屬對稻米危害的有效手段[8-9]。王小玲等的研究表明，不同水稻品種對鉻（Cr）、砷（As）、鋅（Zn）、鉛（Pb）、銅（Cu）重金屬元素吸收積累的能力存在差異[10]。葉新新等進一步證明了對重金屬具有高耐性、低富集的水稻品種可用于輕度重金屬污染的水稻土[11]。在農(nóng)田水分管理方面，龍靈芝等研究表明，水分管理是控制水稻土中鎘（Cd）轉(zhuǎn)化的主要影響因素[12]。隨著土壤重金屬修復(fù)技術(shù)的發(fā)展，大量耕地重金屬固化劑及其施用技術(shù)應(yīng)運而生，曾卉等研究發(fā)現(xiàn)，盆栽土壤中Pb、Cd和Zn交換態(tài)含量隨著組配固化劑石灰石+海泡石施用量的增加呈明顯降低趨勢[13]。綜上所述，雖有低積累水稻品種、優(yōu)化水分管理及施用土壤固化劑等方式阻控農(nóng)田土壤中的重金屬對稻谷安全影響的報道，但未見水稻品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對土壤及稻谷重金屬含量的影響報道。由此，本研究以長沙市長沙縣黃花鎮(zhèn)大興村上坎組某合作社承辦地（113°16′35.20″E、28°19′34.41″N）為對象，以低積累水稻品種中嘉早17號、湘晚秈13號與當(dāng)?shù)刂髟运酒贩N湘早秈24號、黃花占為材料，采用田間試驗和室內(nèi)分析相結(jié)合的方法，重點探討在重金屬低污染水稻土上利用聯(lián)合修復(fù)方式對土壤及稻米中As、Pb、Cd含量的影響，并對土壤及稻米中重金屬含量進行安全性影響評價，以期為合理利用和科學(xué)管理重金屬污染的水稻土提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地為湖南省長沙市長沙縣黃花鎮(zhèn)大興村上坎組某合作社承辦地，屬于雙季稻產(chǎn)區(qū)，稻田灌溉水來源于石嶺水庫，水資源充足、清潔。試驗田土壤類型為沙質(zhì)土和黏質(zhì)土，成土母質(zhì)以紫頁巖風(fēng)化物和河流沖積物為主。研究區(qū)土壤污染主要來源于養(yǎng)殖廢水、生活污水、工業(yè)廢氣及降塵。由于養(yǎng)殖廢水的隨意排放，已對研究區(qū)耕地造成了Cd污染，土壤中Cd含量高。

1.2 供試材料及試驗時間

供試樣本為低積累水稻品種中嘉早17號、湘晚秈13號與當(dāng)?shù)刂髟运酒贩N湘早秈24號、黃花占。施用的生石灰（主要成分為氧化鈣，純度為80%）、楚戈土壤重金屬調(diào)理劑（主要成分為天然礦物材料和人工合成材料）、葉面阻控劑歸欣甲（主要成分為有機硅）來源于當(dāng)?shù)剞r(nóng)資市場。試驗時間為2016年3月20日至12月2日。

1.3 試驗處理

試驗選擇1塊長方形耕地，分成30個小區(qū)，每個小區(qū) 30 m2。將30個小區(qū)設(shè)置成10組（即10種修復(fù)方式），每種修復(fù)方式設(shè)3組平行。各小區(qū)間作梗分隔，梗高度30 cm，并覆蓋農(nóng)膜，小區(qū)外留3 m保護行，每個小區(qū)進水口與排水口分開，單排單灌，并留走道、灌水溝和排水溝。10種修復(fù)方式如表1所示。

1.4 土壤與稻谷采樣

土壤按照“梅花五點采樣法”進行取樣，采集0～20 cm耕層土壤，均勻混合，按四分法取部分土樣，每個樣品采500 g鮮質(zhì)量，裝入塑封袋，編號備用。稻谷谷粒采樣以采集土壤上對應(yīng)生長的水稻谷粒為原則，按四分法取部分種子，每個樣品采100 g鮮質(zhì)量，裝入塑封袋，編號備用。土壤取樣分別在早稻整地、早稻收割、晚稻收割后進行，分別取30個，共計90個樣本;稻谷谷粒采樣分別在早稻和晚稻收割時進行，早、晚稻谷粒各采集30個樣本。

1.5 樣品的制備及分析

土壤樣品的制備：將土壤風(fēng)干，去除雜質(zhì)，用木棍壓碎、混勻，并用四分法取壓碎樣，過孔徑為1 mm（18目）的尼龍篩。過篩后的樣品充分混勻，研磨至全部過孔徑為0.18 mm（100目）的篩，裝袋備用。

稻谷谷粒樣品的制備：用水沖洗去除谷粒表面上的附著物，分別用蒸餾水、去離子水沖洗3遍，陰干，烘干至恒質(zhì)量，脫殼得糙米，再經(jīng)粉碎，研細成粉。粉碎后過100目篩，供分析糙米中微量元素含量用。

稻谷谷粒樣品消解后采用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）法測定Pb、Cd、As含量。用電感耦合等離子體質(zhì)譜法測定土壤中Pb、Cd、As、有效態(tài)Cd含量。分析過程中加入土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW08303）進行質(zhì)量控制，標(biāo)準(zhǔn)樣中重金屬回收率均保持在90%～110%，數(shù)據(jù)已通過標(biāo)準(zhǔn)樣品回收率校正。

1.6 數(shù)據(jù)分析與處理

測試數(shù)據(jù)分析采用SPSS 20.0、Excel 2007等軟件進行處理，參考文獻[9]對土壤采用地累積指數(shù)（Igeo）及潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)（Eir）評價;參考文獻[9]對稻谷中的總Pb、總Cd和無機As含量進行健康風(fēng)險評價。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)和土壤中Pb、Cd、有機As、有效態(tài)Cd含量特征及其評價

2.1.1 未經(jīng)修復(fù)土壤的理化性質(zhì)及Pb、Cd、有機As含量分析與評價

由表2可知，土壤中pH值范圍為5.250～5.320，均值為5.293，呈弱酸性;有機質(zhì)含量范圍為33.500～36.500 g/kg，均值為34.600 g/kg;陽離子交換量范圍為 9.040～10.300 cmol/kg，均值為9.670 cmol/kg。土壤中有機As含量范圍為10.600～11.000 mg/kg，均值為 10.767 mg/kg;Pb含量范圍為30.200～33.500 mg/kg，均值為31.700 mg/kg;Cd含量范圍為0.220～0.260 mg/kg，均值為0.247mg/kg;有效態(tài)Cd含量范圍為0.140～0.170 mg/kg，均值為0.150 mg/kg。未經(jīng)修復(fù)土壤中各重金屬元素變異系數(shù)為1.6%～9.4%，重金屬元素含量變異強度排序為有效態(tài)Cd>Cd>Pb>As。上述各重金屬含量的變化范圍較大，變異系數(shù)也較大，表明離散程度較高，這說明研究區(qū)所采集的樣品受到工業(yè)活動等人為污染很小。以GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》對研究區(qū)土壤中Cd、Pb、As含量加以比較，土壤中Cd、Pb、有機As含量均未超過國家二級標(biāo)準(zhǔn)，而以湖南省“十一五”耕地土壤背景值作參照，未經(jīng)修復(fù)土壤中的Cd含量超過湖南耕地土壤背景值73.94%，樣本超標(biāo)率為100%，Pb含量超背景值5.67%，而有機As含量未超背景值。地累積指數(shù)評價結(jié)果顯示，未經(jīng)修復(fù)土壤中的有機As、Pb為無污染，Cd為輕微污染，而潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法評價土壤中有機As、Pb的Eir均為生態(tài)輕微危害，Cd為潛在生態(tài)中等危害，且潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)RI為低。由此可知，研究區(qū)耕地土壤主要存在Cd污染。

2.1.2 不同修復(fù)方式下早稻土壤的理化性質(zhì)變化及Pb、Cd、As、有效態(tài)Cd含量評價

2.1.2.1 不同修復(fù)方式對早稻收割后土壤理化性質(zhì)的影響

由圖1可知，與未經(jīng)修復(fù)土壤中pH值相比，各修復(fù)方式下，早稻土中pH值均有一定變化，在T1～T7、T10修復(fù)方式下，pH值均有增加，pH值的大小順序為T10>T1>T2>T4>T3>T7>T6>T5，pH值下降的為T8和T9，但不明顯。土壤中的有機質(zhì)含量均下降，下降最大的為T2，其次為T3，分別下降了3.926、3.509 g/kg;下降最小的為T5、T1，分別下降了0.865、1.699 g/kg。土壤中的陽離子交換量變化最明顯，其中在T1、T5～T7修復(fù)方式下，土壤中的陽離子交換量均明顯增加，分別增加了0.260、0.450、0.110、0.130 cmol/kg;而其余修復(fù)方式下土壤中的陽離子交換量均下降，下降較明顯的為T2～T4、T9～T10，下降大小順序為T9>T10>T3>T2>T4。早稻土中pH值變異系數(shù)在2.3%～11.6%之間，有機質(zhì)含量的變異系數(shù)在1.0%～7.3%之間，而陽離子交換量的變異系數(shù)在 2.7%～15.7%之間，其中T7修復(fù)方式下土壤中的陽離子交換量的變異系數(shù)為15.7%，則表示該數(shù)據(jù)異常。以上結(jié)果表明，經(jīng)過不同修復(fù)后，土壤理化性質(zhì)發(fā)生了改變，但無規(guī)律，這是由于土壤理化性質(zhì)受到試驗溫度、土壤類型、微生物等多種因素的協(xié)同影響，如果要全面揭示溫度、土壤類型、土壤微生物等對土壤理化性質(zhì)的影響程度，還有待深入研究。

2.1.2.2 不同修復(fù)方式對早稻收割后土壤中Pb、Cd、As含量的影響與評價

由表3可知，配對6與配對8土壤中的有效態(tài)Cd含量在0.05水平差異顯著，差值均數(shù)分別為0.019、0.017，說明T6、T8處理均能有效降低土壤中的有效態(tài)Cd含量，其中T8處理降鎘作用最大。配對4、配對7、配對8、配對9、配對10土壤中的Pb含量在0.05水平顯著，差值均數(shù)分別為2.791、3.338、4.367、4.293、4.467，即T4、T7、T8、T9、T10處理均能有效降低土壤中的Pb含量，其中T10處理降Pb效果最明顯;配對5、配對6、配對8土壤中的Cd含量在0.05水平顯著，差值均數(shù)分別為0.041、0.032、0.037，也說明T5、T6、T8處理均能有效降低土壤中的Cd含量，其中T6處理降Cd效果最明顯;所有配對土壤中的As含量在0.05水平均不顯著，說明各修復(fù)方式均不能有效降低土壤中的As含量。綜上所述，能同時有效降低土壤中有效態(tài)Cd、Pb、Cd含量的為T8處理。

由表4可知，與未經(jīng)修復(fù)的土壤相比，修復(fù)后早稻土中Pb含量均下降，Pb含量變化范圍為25.90～28.40 mg/kg，下降最明顯的為T3，下降了18.30%，其次為T2，地累積指數(shù)評價各修復(fù)方式下土壤中的Pb含量均為無污染，潛在生態(tài)風(fēng)險因子污染等級也均為生態(tài)輕微危害。各修復(fù)方式下土壤中Cd含量也均下降，Cd含量變化范圍為0.20～0.23 mg/kg，Cd含量下降最明顯的為T2、T7，均下降了19.03%，T1、T3、T10修復(fù)方式下，土壤中Cd含量Igeo為輕微污染，其余修復(fù)方式下土壤中Cd含量Igeo均為無污染;所有修復(fù)方式下土壤中Cd含量的Eir均為生態(tài)危害中等。不同修復(fù)方式對早稻土中As含量影響差異明顯，與未經(jīng)修復(fù)的土壤中As含量相比，只有T2、T6、T10修復(fù)后土壤中的As含量下降，而T1、T3～T5、T7～T9修復(fù)后土壤中的As含量反而上升，各修復(fù)后土壤中As含量Igeo均為無污染，Eir也均為生態(tài)輕微危害。各修復(fù)下土壤中Pb、Cd、As含量的RI由大到小依次為T1>T3>T10>T5>T4>T8>T9>T6>T7>T2，RI均為低級，且均低于未經(jīng)修復(fù)土壤中Pb、Cd、As含量RI。由此可知，雖然不同修復(fù)方式下早稻土中的Cd含量下降了，但對早稻土中的Cd污染沒有明顯改善，早稻土中Cd含量Eir仍為生態(tài)危害中等，而且在T1、T3～T5、T8～T9修復(fù)下反而增加了早稻土中的As污染。

2.1.3 不同修復(fù)方式對早、晚稻土中pH值、有效態(tài)Cd含量的影響與評價

由圖2可知，不同修復(fù)方式下早、晚稻土中pH值的變化不一致，晚稻土中的pH值均高于未經(jīng)修復(fù)土壤和修復(fù)后早稻土壤，修復(fù)后晚稻土中pH值最低的為T3，其次為T7。可能是優(yōu)化水分管理降低了土壤中的pH值，這與李園星露等研究發(fā)現(xiàn)淹水處理會導(dǎo)致土壤中pH值下降的結(jié)果[14]一致。修復(fù)后早稻土中pH值變化最大的為T10，其次為T1，除T8、T9修復(fù)下土壤中pH值低于未經(jīng)修復(fù)土壤外，其余均高于未經(jīng)修復(fù)土壤。

不同修復(fù)方式下晚稻土中的有效態(tài)Cd含量均明顯低于未經(jīng)修復(fù)和修復(fù)后早稻土壤，晚稻土中有效態(tài)Cd含量最高的為T3，最低的為T7，有效態(tài)Cd含量分別低于未經(jīng)修復(fù)土壤50.2%、61.3%。所有修復(fù)方式中，當(dāng)晚稻土中pH值最低時（T3），晚稻土中的有效態(tài)Cd含量反而最高，結(jié)果與龍靈芝等研究發(fā)現(xiàn)的淹水回旱處理會導(dǎo)致水稻土中有效態(tài)Cd含量增加[12]一致。T7修復(fù)方式下晚稻土中有效態(tài)Cd含量最低，主要是受施用生石灰的影響。另外，不同修復(fù)方式使晚稻土中的pH值明顯增加，導(dǎo)致晚稻土中的游離態(tài)Cd含量降低，也說明了研究區(qū)晚稻土中有效態(tài)Cd含量明顯低于未經(jīng)修復(fù)和修復(fù)后早稻土中有效態(tài)Cd含量的原因。

各修復(fù)方式下晚稻土中有效態(tài)Cd含量下降明顯，有效態(tài)Cd含量大小順序為T3>T9>T8>T2>T4=T5>T1>T6>T10>T7，在T1～T10修復(fù)下，晚稻土中有效態(tài)Cd含量Igeo分別為-1.359 6、-1.308 4、-1.342 3、-1.308 4、-1.211 1、-1.211 1、-1.258 9、-1.062 2、-0.993 2、-1.164 8，均為無污染等級，相對于未經(jīng)修復(fù)土壤和修復(fù)后早稻土中Cd含量Igeo等級而言，Cd的污染水平顯著降低;Eir均為Ⅰ生態(tài)輕微危害。

2.2 不同修復(fù)方式對早、晚稻稻米中Pb、Cd、As吸收累積的影響

從圖3可以看出，在不同修復(fù)方式下，早、晚稻稻米中的As含量均低于GB 2762—2017《食品中污染物限量值》，各修復(fù)方式下早稻米中As含量變化范圍為0.100～0.158 mg/kg，大小順序為T8>T7>T10>T6>T4=T5>T3>T9>T1>T2，晚稻米中As含量變化范圍為0.068～0.096 mg/kg，大小順序為T4>T3>T7>T1>T2>T5=T9>T6>T10>T8，且晚稻米中As含量均低于早稻米。常規(guī)品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早稻稻米As含量抑制效果均低于T1，As含量下降了8.2%;低鎘品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早稻稻米As含量抑制效果均低于T2，晚稻則出現(xiàn)T7低于T2，而T5、T8～T10高于T2，其中效果最佳的為T8，晚稻米中As含量下降了19.1%。

不同修復(fù)方式下早晚稻稻米中Pb含量遠低于國家食品標(biāo)準(zhǔn)，早稻米中Pb含量變化范圍為0.053～0.098 mg/kg，大小順序為T8>T1>T7>T10>T5>T9>T4>T6>T2>T3，晚稻米中Pb含量變化范圍為0.037～0.069 mg/kg，大小順序為T5>T9>T10>T4>T2>T7>T3>T1>T6>T8。常規(guī)品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早稻稻米Pb含量的抑制效果均優(yōu)于T1，其中T3最優(yōu)，Pb含量下降了41.8%，而晚稻僅T6修復(fù)優(yōu)于T2，但T6修復(fù)下稻米中Pb含量下降很小;低積累品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早稻稻米Pb含量抑制效果均低于T2，晚稻中除T5、T9外，T1、T3、T6、T7、T8修復(fù)下稻米中Pb含量均低于T2，其中T8對Pb含量抑制效果最好，稻米中Pb含量下降了39.3%。

除T5、T8修復(fù)外，其余修復(fù)方式下早晚稻稻米中Cd含量均低于國家食品標(biāo)準(zhǔn)。不同修復(fù)方式下早稻米中Cd含量變化范圍為0.084～0.295 mg/kg，大小順序為T5>T8>T10>T4>T1>T2>T7>T9>T6>T3，其中T5、T8修復(fù)下稻米中的Cd含量分別超過國家食品標(biāo)準(zhǔn)47.5%、24.5%。晚稻米中Cd含量變化范圍為0.096～0.181 mg/kg，大小順序為T10>T8>T5>T4>T6>T2>T7>T9>T1>T3。常規(guī)品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早稻稻米Cd含量抑制效果存在較大差異，T4低于T1，T3、T6明顯優(yōu)于T1，T3、T6修復(fù)下稻米中Cd含量分別下降了 45.8%、43.3%，而晚稻僅T3修復(fù)優(yōu)于T1，且不明顯;低積累品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早稻稻米Cd含量影響明

顯，除T7、T9修復(fù)下早稻米中Cd含量低于T2外，其余修復(fù)方式反而提升了早稻稻米中Cd含量，且T5、T8修復(fù)造成了稻米中Cd含量明顯超標(biāo)，晚稻中除T7、T9外，T5、T8、T10修復(fù)下的晚稻米中Cd含量反高于T2，尤其是T10修復(fù)下稻米中Cd含量高于T2修復(fù)29.3%。

2.3 不同修復(fù)方式下早、晚稻米中Pb、Cd、As含量與其土壤中有效態(tài)Cd含量、pH值的關(guān)系

圖4為不同修復(fù)下，早、晚稻稻米中Pb、Cd、As含量（x）與土壤中有效態(tài)Cd含量、pH值（y）之間關(guān)系的回歸分析結(jié)果（n=10）。分析結(jié)果表明，早、晚稻土壤中的有效態(tài)Cd含

量與對應(yīng)早晚稻稻米中的Pb、Cd、As含量均無顯著相關(guān)關(guān)系;早、晚稻土壤中的pH值與對應(yīng)早、晚稻米中Pb、Cd、As含量也均無顯著相關(guān)關(guān)系。

2.4 不同修復(fù)方式下稻米中Pb、Cd、As含量的特征及健康風(fēng)險評價

由表5可知，早稻健康風(fēng)險高危指數(shù)（HI）大小順序為 T8>T5>T10>T7>T4>T6=T9>T1>T2=T3，且T8修復(fù)下早稻米的高危指數(shù)是T2、T3的1.69倍，但在T8修復(fù)下，雖對降低早稻土中的有效態(tài)Cd、Pb、Cd的效果最明顯，卻反而使土壤上種植的早稻米中的HI值最大，也說明采用不同修復(fù)在有效降低土壤中的各重金屬元素含量時，對應(yīng)土壤上種植的水稻米高危指數(shù)不一定會相應(yīng)降低。

不同修復(fù)方式下，晚稻米的高危指數(shù)差異不大，也接近對人體健康無明顯影響的水平，同時可以看出，在研究區(qū)無論采取本研究中的何種修復(fù)方式，早、晚稻稻米中的高危指數(shù)均>1，健康風(fēng)險處于影響可能較大水平，且研究區(qū)居民食用當(dāng)?shù)赝淼久椎慕】碉L(fēng)險遠小于早稻米。

3 結(jié)論

（1）研究區(qū)未經(jīng)修復(fù)耕地土壤存在Cd污染。未經(jīng)修復(fù)條件下，土壤中的As、Pb、Cd、有效態(tài)Cd含量均未超過國家二級標(biāo)準(zhǔn)，但Cd含量超過湖南省“十一五”耕地背景值73.94%，Pb含量超背景值5.67%，而有機As含量未超背景值。

（2）早稻土修復(fù)前后土壤理化性質(zhì)發(fā)生了改變，但無規(guī)律。能同時有效降低早稻土中有效態(tài)Cd、Pb、Cd含量的為T8，所有修復(fù)對早稻土中As含量影響不大。

（3）不同修復(fù)方式下晚稻土中的有效態(tài)Cd含量均明顯低于未經(jīng)修復(fù)和修復(fù)后早稻土，晚稻土中Cd含量最高的為T3，最低的為T7。所有修復(fù)方式中，當(dāng)晚稻土中pH值最低時（T3），晚稻土中有效態(tài)Cd含量反而最高。

（4）不同修復(fù)方式下，早、晚稻稻米中的As、Pb含量均低于國家食品標(biāo)準(zhǔn)，且晚稻米中As含量均低于早稻米。除T5、T8修復(fù)外，其余修復(fù)方式下早晚稻稻米中Cd含量均低于國家食品標(biāo)準(zhǔn)。

（5）不同修復(fù)在有效降低土壤中的各重金屬元素含量時，對應(yīng)土壤上種植的水稻稻米高危指數(shù)不一定會相應(yīng)降低。各修復(fù)方式下，晚稻米的高危指數(shù)差異不大，也接近對人體健康無明顯影響的水平，同時，早晚稻稻米中的高危指數(shù)均>1，健康風(fēng)險處于影響可能較大水平，且研究區(qū)居民食用當(dāng)?shù)赝淼久椎慕】碉L(fēng)險遠小于早稻米。

4 討論

4.1 水稻品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對早晚稻土中重金屬含量的影響

品種差異是影響水稻對重金屬元素吸收的主要因素。許多研究結(jié)果表明，水稻品種不同，作物形態(tài)結(jié)構(gòu)和生理特性差異對重金屬的種類和積累量存在明顯的差異[10，15-17]。在此基礎(chǔ)上，部分研究人員分別篩選出As、Pb低積累品種（浙恢205、中恢8006）、As低積累品種（秀水128、甬粳16等）、Pb與Cd低積累品種（嘉33）以及Pb、Cd高積累品種（秀水134、T優(yōu)272）[18-19]。本試驗結(jié)果表明，在常規(guī)管理方式下，同塊地上種植中嘉早17號（T2，低積累品種）對土壤中Pb、Cd、As含量的影響明顯強于湘早秈24號（T1，常規(guī)品種），T2修復(fù)下土壤中Pb、Cd、As含量分別比T1下降了0.30、0.03、0.40 mg/kg;晚稻種植湘晚秈13號（T2，低積累品種）對土壤中有效態(tài)Cd含量的影響也優(yōu)于常規(guī)稻黃花占（T1，當(dāng)?shù)刂髟运酒贩N），T2修復(fù)下的晚稻土中有效態(tài)Cd含量比修復(fù)后早稻土中有效態(tài)Cd含量下降了0.054 mg/kg。因此，在研究區(qū)選用低Cd積累水稻品種有助于降低土壤中重金屬Cd污染，尤其是在降低稻田土中有效態(tài)Cd含量上。

為了進一步降低土壤中的重金屬Cd等污染，直接或間接達到降低農(nóng)產(chǎn)品對重金屬吸收累積的目的，部分研究者分別從優(yōu)化水分管理、施用生石灰與土壤重金屬調(diào)理劑以及噴施葉面阻控劑等角度進行了探究，以單一或聯(lián)合修復(fù)方式改變了土壤中各形態(tài)Pb、Cd、As的含量，從而影響水稻對Pb、Cd、As的吸收[9，12，20-24]。張麗娜等發(fā)現(xiàn)，全生育期淹水的水稻土中可交換態(tài)Cd含量明顯較低，而其他形態(tài)的Cd含量相對較高[25]。這是因為在水分飽和的土壤環(huán)境中，土壤中的晶形氧化鐵對Cd表現(xiàn)為專性吸附，F(xiàn)e3+、Mn4+、SO42-分別被還原為Fe2+、Mn2+、S2-，因而生成FeS、MnS、CdS等不溶性化合物，產(chǎn)生共沉淀;此外，淹水方式下CO2濃度較高，使得土壤水中CO2過飽和，導(dǎo)致耕作層碳酸鹽濃度也偏高，也增加了土壤中碳酸鈣對Cd的吸持作用。另外，淹水后酸性土壤pH值升高，增強了有機質(zhì)上官能團對Cd的吸附[26]。本試驗中發(fā)現(xiàn)，與未進行優(yōu)化水分管理（T1）比較，在優(yōu)化水分管理（T3，水稻抽穗全期灌水，后自然落干）修復(fù)下，早稻土中有效態(tài)Cd含量增加，而pH值降低，晚稻土中有效態(tài)Cd含量也是明顯增加，這與張麗娜等的結(jié)果[25]不一致，可能由于本試驗中采取的水分管理方式致使T3修復(fù)后早晚稻土中的pH值急劇下降，pH值下降會降低土壤膠體對重金屬離子的吸附，不利于生成重金屬沉淀，從而增加了土壤中重金屬的生物有效性，因此，T3修復(fù)后土壤中有效態(tài)Cd含量反而增加了。同時，優(yōu)化水分管理（T3）與未進行優(yōu)化水分管理（T1）相比，早稻土中的Pb、As含量均下降了，Pb含量下降最明顯，下降了1.416 mg/kg。

針對國內(nèi)人口多、耕地少、大面積耕地土壤輕中度污染的現(xiàn)狀，利用化學(xué)改良劑來合理調(diào)節(jié)農(nóng)作物生長環(huán)境，以控制重金屬向植物體的轉(zhuǎn)移，無疑是理想的處理方法[27-28]。研究者采用施用生石灰、土壤重金屬調(diào)理劑以及噴施葉面阻控劑等措施抑制農(nóng)作物吸收Cd[29-30]。試驗發(fā)現(xiàn)，與未經(jīng)修復(fù)的土壤比，施用生石灰（T4、T5）修復(fù)下早稻土中pH值均升高了，土壤中有效態(tài)Cd、Cd、Pb含量均降低了，As含量反而升高了。T4修復(fù)下，土壤中的有效態(tài)Cd、Pb、As含量比T1高，而Cd含量降低，而T5修復(fù)后土壤中的有效態(tài)Cd、Cd、Pb、As含量均高于T2。出現(xiàn)上述結(jié)果主要是由于在施用生石灰的T4和T5修復(fù)方式下，不僅沒有提高土壤中的pH值，反而使土壤中pH值降低，致使土壤中Cd的有效態(tài)含量增加，這與張振興等施用生石灰可以提高土壤中pH值，而降低Cd的有效態(tài)含量的結(jié)論[31]不一致，可能與土壤中有機質(zhì)的含量變化有關(guān)，具體原因還有待進一步研究。T4、T5修復(fù)下，晚稻土中的pH值分別比T1、T2均下降了，而土壤中有效態(tài)Cd含量基本無變化。這與張振興等的研究結(jié)果[31]不一致的原因也有待進一步研究。改良劑可改變重金屬在土壤中的存在形式，降低土壤中重金屬離子的可移動性及生物有效性[11]，從而降低重金屬污染物對環(huán)境土壤及作物的毒性，達到修復(fù)治理污染土壤及降低作物重金屬含量的目的。劉曉月等研究表明，4種土壤調(diào)理劑均能降低土壤有效態(tài)Cd含量，且降低效果與調(diào)理劑施用量有關(guān)[32]。本試驗發(fā)現(xiàn)，在早稻中施用土壤調(diào)理劑的T8處理對土壤有效態(tài)Cd含量的降低明顯優(yōu)于T7處理，但晚稻中則相反。噴施葉面阻控劑歸欣甲可促進營養(yǎng)物質(zhì)向稻穗轉(zhuǎn)移，從而限制重金屬有毒元素吸收，達到提高作物產(chǎn)量和品種的雙重功效。本試驗發(fā)現(xiàn)，噴施歸欣甲T9處理早稻土中有效態(tài)Cd含量高于T8，而晚稻土則相反，具體原因有待進一步探究。

4.2 水稻品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對稻米中Pb、Cd、As含量累積的影響

水稻對重金屬的吸收不僅與總量有關(guān)，更與重金屬在土壤中的存在形態(tài)有關(guān)[33]，因此對重金屬在土壤中存在的形態(tài)分析顯得至關(guān)重要。為降低受重金屬污染水稻中鎘的含量，利用土壤改良劑改變土壤中重金屬的形態(tài)，降低重金屬的活性，同時結(jié)合低積累鎘型水稻種子和葉面肥納米SiO2，從而形成1種新的降低稻米中鎘含量的綜合手段。陳喆等研究農(nóng)藝綜合措施對水稻吸收積累Cd的影響表明，改良劑能降低水稻各部位富集Cd的能力，使水稻糙米中Cd含量顯著降低[34-35]。本試驗發(fā)現(xiàn)，種植低積累早稻品種（T2）稻米中As、Pb、Cd含量均低于常規(guī)品種（T1），而在試驗區(qū)種植低積累晚稻品種稻米中As含量高于常規(guī)品種，Pb、Cd含量則表現(xiàn)為常規(guī)品種高于低積累品種。水分管理對稻米中As、Pb、Cd含量存在顯著影響。朱姍姍等利用根際箱考察了水稻4個時期（分蘗期、孕穗期、揚花期和乳熟期）Cd、Cu、Pb和Zn重金屬元素在水稻根際土壤中的遷移，未發(fā)現(xiàn)Cu、Pb和Zn從非根際層向根際層明顯的遷移，但Cd有從非根際向根際聚集的趨勢[36]。而不同水分管理方式對As在水稻體內(nèi)的積累有著重要的影響，隨著土壤中水分的增加，As在水稻各器官中的積累也逐漸增加。本試驗發(fā)現(xiàn)，優(yōu)化水分管理（T3）下，與T1相比，早晚稻米中As含量增加了，Cd含量下降了，而早稻米中的Pb含量下降，晚稻米中的Pb含量則增加。與張雪霞等的報道[37]對比可知，水分管理對水稻吸收Cd和As的作用相反，土壤水分的增加會降低水稻各組織對Cd的吸收，這與多數(shù)的研究結(jié)果[21-24]相同。通過添加改良劑調(diào)控土壤環(huán)境，一方面可促使鎘離子失活，變成難以被水稻累積的殘渣態(tài);另一方面通過增強土壤膠體對鎘離子的吸附作用，而降低其生物有效性。程旺大研究發(fā)現(xiàn)，酸性土壤籽粒Cd含量隨著添加生石灰后pH值的升高而明顯減少，且品種間存在差異[38]。本試驗中發(fā)現(xiàn)，施用生石灰修復(fù)方式下，常規(guī)稻米中的As、Cd含量與晚稻米中的Pb含量均低于T1處理，只有T1處理下早稻米中的Pb含量高于T4;對于低積累品種而言，施用生石灰（T5）處理下稻米中Cd、Pb含量及早稻米中的As含量高于T2，僅晚稻米As含量低于T2。這與Li等關(guān)于試驗土壤施用石灰可使稻米Cd含量降低的結(jié)論[39]不完全一致。

近年來，葉面調(diào)控在降低稻米Cd含量方面的作用受到廣泛關(guān)注，其中硅成為阻控水稻鎘吸收的有效措施之一。在降低稻米Cd含量方面的報道已屢見不鮮[34-35]。本試驗發(fā)現(xiàn)，噴施葉面硅肥的T9處理對早晚稻米As、Pb、Cd含量的影響與T7處理相比存在差異，T9處理后，早晚稻米中As、早稻米的Pb含量均低于T7處理，而早晚稻米的Cd、晚稻米的Pb含量均高于T7處理，這與王小蒙葉面施二氧化硅可以降低籽粒Cd含量的結(jié)論[40]不一致，而與殷飛等噴施葉面硅肥對水稻吸收Cd無顯著影響的結(jié)論[41]一致。這可能與試驗地土壤中Cd污染不嚴(yán)重有關(guān)。土壤調(diào)理劑作為改良劑之一，因經(jīng)濟廉價、效果良好等特點而倍受國內(nèi)外科研工作者青睞。本試驗中發(fā)現(xiàn)，施用楚戈土壤調(diào)理劑T10處理后，只有晚稻米中的As、Pb含量低于T9外，其余早晚米中的Cd含量與早稻米中的As、Pb含量均高于T9，與曹勝等的研究結(jié)果[42]不一致，這可能與試驗地土壤中Cd含量有關(guān)。

綜合以上結(jié)果發(fā)現(xiàn)，水稻品種聯(lián)合水分管理、施用生石灰等修復(fù)技術(shù)對稻米中As、Pb、Cd含量的影響未形成規(guī)律，阻控技術(shù)的集成應(yīng)用可能會降低稻米中的重金屬含量，但不是聯(lián)合阻控技術(shù)手段越多就一定能更好地降低稻米中的重金屬含量。這是因為阻控重金屬進入植物根、葉、莖及果實與諸多因素有關(guān)，加之復(fù)雜的土壤環(huán)境，導(dǎo)致Cd等重金屬污染區(qū)阻控水稻富集Cd等的效果無規(guī)律可循，需要結(jié)合具體情況開展分析與評價。

參考文獻：

[1]耿麗平，高寧大，趙全利，等. 河北板藍根產(chǎn)地土壤-植物中鎘鉛汞砷含量特征及其污染評價[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報，2017，25（10）：1535-1544.

[2]許彬彬. 基于采樣策略的污染產(chǎn)區(qū)土壤-水稻重金屬遷移轉(zhuǎn)化模型及健康損害成本評估[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2015.

[3]吳雯雯. 綠色貿(mào)易壁壘對我國農(nóng)產(chǎn)品出口的影響研究[D]. 濟南：山東財經(jīng)大學(xué)，2014.

[4]李 霞，張慧鳴，徐 震，等. 農(nóng)田Cd和Hg污染的來源解析與風(fēng)險評價研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2016，35（7）：1314-1320.

[5]龔夢丹，朱維琴，顧燕青，等. 杭州蔬菜基地重金屬污染及風(fēng)險評價[J]. 環(huán)境科學(xué)，2016，37（6）：2329-2337.

[6]劉 強，馮 娜，張婭婭，等. 基于GIS的天水市秦州區(qū)櫻桃園土壤重金屬元素空間分布與污染評價[J]. 水土保持通報，2017，37（3）：258-263.

[7]張海龍，李祥平，胡國成，等. 廣西某礦區(qū)周邊耕地土壤和蔬菜、大米重金屬含量特征[J]. 環(huán)境化學(xué)，2015，34（9）：1755-1757.

[8]李劍睿. 農(nóng)藝措施聯(lián)合鈍化技術(shù)對水稻土鎘污染修復(fù)效應(yīng)研究[D]. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院，2015.

[9]楊海君，張海濤，劉亞賓，等. 不同修復(fù)方式下土壤-稻谷中重金屬含量特征及其評價[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2017，33（23）：164-171.

[10]王小玲，劉騰云，幸學(xué)俊，等. 6個水稻品種對Cr、As、Zn、Pb和Cu吸收積累的差異性[J]. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2016，38（6）：1009-1016.

[11]葉新新，周艷麗，孫 波. 適于輕度Cd、As污染土壤種植的水稻品種篩選[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2012，31（6）：1082-1088.

[12]龍靈芝，李忠武，羅寧臨，等. 水分管理聯(lián)合磷酸鹽施用對水稻土中鎘轉(zhuǎn)化的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2017，36（5）：900-906.

[13]曾 卉，周 航，邱瓊瑤，等. 施用組配固化劑對盆栽土壤重金屬交換態(tài)含量及在水稻中累積分布的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)，2014，35（2）：727-732.

[14]李園星露，葉長城，劉玉玲，等. 硅肥耦合水分管理對復(fù)合污染稻田土壤As-Cd生物有效性及稻米累積阻控[J]. 環(huán)境科學(xué)，2018，39（2）：944-952.

[15]李坤權(quán)，劉建國，陸小龍，等. 水稻不同品種對鎘吸收及分配的差異[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2003，22（5）：529-532.

[16]吳啟堂，陳 盧，王廣壽. 水稻不同品種對Cd吸收累積的差異和機理研究[J]. 生態(tài)學(xué)報，1999，19（1）：104-107.

[17]殷敬峰，李華興，盧維盛，等. 不同品種水稻糙米對Cd、Cu、Zn積累特性的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2010，29（5）：844-850.

[18]黃 宇. 鎘低積累型水稻品種聯(lián)合調(diào)控技術(shù)保障污染農(nóng)田生產(chǎn)安全的研究[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2017.

[19]張 楠. 低積累型水稻品種的篩選及其配套阻控技術(shù)初探[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2015.

[20]李劍睿，徐應(yīng)明，林大松，等. 水分調(diào)控和鈍化劑處理對水稻土鎘的鈍化效應(yīng)及其機理[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2014，33（7）：1316-1321.

[21]劉昭兵，紀(jì)雄輝，彭 華，等. 水分管理模式對水稻吸收累積鎘的影響及其作用機理[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2010，21（4）：908-914.

[22]Lv Y F，Ren Y F，Liu D，et al. Effects of different water managements on yield and cadmium accumulation in rice[J]. Advanced Materials Research，2015，1073/1074/1075/1076：248-252.

[23]Fong J M，Masunaga T，Sato K. Control of micronutrients availability in soil and concentration in rice grain through field water management[J]. Journal of Agricultural Science，2015，7（5）：163-174.

[24]Hu P J，Ouyang Y N，Wu L H，et al. Effects of water management on arsenic and cadmium speciation and accumulation in an upland rice cultivar[J]. Journal of Environmental Sciences，2015，27：225-231.

[25]張麗娜，宗良綱，付世景，等. 水分管理方式對水稻在Cd污染土壤上生長及其吸收Cd的影響[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報，2006，6（5）：49-52.

[26]甲卡拉鐵. 淹水條件下不同肥料對土壤Cd生物有效性的影響研究[D]. 雅安：四川農(nóng)業(yè)大學(xué)，2009.

[27]周 斌，黃道友，朱奇宏，等. 施用鈍化劑對鎘污染稻田土壤微生物學(xué)特征的影響[J]. 農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究，2012，33（2）：234-238.

[28]鄧波兒，劉同仇. 不同改良劑降低稻米鎘含量的效果[J]. 華中農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，1993，12（2）：117-121.

[29]龍思斯，楊益新，宋正國，等. 三種類型阻控劑對不同品種水稻富集鎘的影響[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報，2016，33（5）：459-465.

[30]王蜜安，尹麗輝，彭建祥，等. 綜合降鎘（VIP）技術(shù)對降低糙米鎘含量的影響研究[J]. 中國稻米，2016，22（1）：43-47.[HJ1.7mm]

[31]張振興，紀(jì)雄輝，謝運河，等. 水稻不同生育期施用生石灰對稻米鎘含量的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2016，35（10）：1867-1872.

[32]劉曉月，張 燕，李 娟，等. 4種土壤調(diào)理劑對稻田土壤pH值及有效態(tài)Cd含量的影響[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017（10）：28-31.

[33]王美娥，彭 馳，陳衛(wèi)平. 水稻品種及典型土壤改良措施對稻米吸收鎘的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)，2015，36（11）：4283-4290.

[34]陳 喆，鐵柏清，雷 鳴，等. 施硅方式對稻米鎘阻隔潛力研究[J]. 環(huán)境科學(xué)，2014，35（7）：2762-2770.

[35]陳 喆，鐵柏清，劉孝利，等. 改良-農(nóng)藝綜合措施對水稻吸收積累鎘的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2013，32（7）：1302-1308.

[36]朱姍姍，張雪霞，王 平，等. 多金屬硫化物礦區(qū)水稻根際土壤中重金屬形態(tài)的遷移轉(zhuǎn)化[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2013，32（5）：944-952.

[37]張雪霞，張曉霞，鄭煜基，等. 水分管理對硫鐵鎘在水稻根區(qū)變化規(guī)律及其在水稻中積累的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)，2013，34（7）：2837-2846.

[38]程旺大. 水稻籽粒有毒重金屬含量的基因型和環(huán)境效應(yīng)研究[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2004.

[39]Li R Y，Stroud J L，Ma J F，et al. Mitigation of arsenic accumulation in rice with water management and silicon fertilization[J]. Environmental Science & Technology，2009，43（10）：3778-3783.

[40]王小蒙. 根區(qū)與葉面調(diào)理聯(lián)合阻控水稻鎘吸收研究[D]. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院，2016.

[41]殷 飛，王海娟，李燕燕，等. 不同鈍化劑對重金屬復(fù)合污染土壤的修復(fù)效應(yīng)研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2015，34（3）：438-448.

[42]曹 勝，周衛(wèi)軍，周雨舟，等. 硅鈣鎂土壤調(diào)理劑對酸性鎘污染土壤及稻米的降鎘效果[J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017，46（12）：54-58.