田間水肥管理措施及石灰施用對水稻Cd As積累的影響

顏惠君，王伯勛，唐 仲，楊雨萍，王學東，段桂蘭*，趙方杰

（1.首都師范大學資源環境與旅游學院，北京 100048；2.中國科學院生態環境研究中心土壤環境研究室，北京 100085；3.南京農業大學資源與環境科學學院，南京 210095）

水稻是我國的主要糧食作物，大米的產量和質量是關系我國國計民生的大事。然而，我國南方水稻主產區有大面積的水稻田受到不同程度的鎘（Cd）或砷（As）污染。2014年，中華人民共和國環境保護部與國土資源部聯合發布了《全國土壤污染狀況調查公報》[1]，該調查結果顯示我國土壤污染的點位超標率為16.1%，其中Cd和As的超標率分別為7%和2.7%，說明Cd和As是主要的土壤污染物。由于水稻栽培的水分管理模式、土壤pH條件以及水稻自身的遺傳特性，使水稻對Cd和As的吸收轉運效率遠大于其他農作物[2-3]，導致大米中Cd、As濃度容易超標[4-6]。近年來頻繁報道的“鎘米砷米”事件引起了社會各界的廣泛關注，還有學者認為，未來中國的農產品安全問題中，重金屬污染將取代農藥，成為事故多發的源頭。有研究表明大米食用已成為東南亞人們攝入Cd、As的主要途徑[7-9]。因此，阻控水稻對Cd和As的吸收及其向籽粒的轉運是我國南方實現農業安全生產的重中之重。

近年來，我國在水稻Cd和As污染治理方面加大投入，也取得了一系列的進展，探索了水稻低積累品種、土壤酸堿度調控、稻田水分管理等農藝措施對于稻田土壤中Cd、As遷移轉化的機理，及其對阻控水稻Cd、As積累的效應[10-12]。在水稻灌漿期保持田間淹水能降低大米中Cd的積累，但是淹水會提高大米中As的濃度[13-15]。施用石灰提高酸化土壤的pH能有效降低土壤中Cd的生物有效性，從而降低稻米Cd的積累[16]。水稻是喜硅植物，施用硅肥不僅能促進水稻的生長，而且對于As、Cd、Cu、Zn、Pb等多種金屬的積累均有阻控效果[12-13，17-18]。硫是巰基化合物的組成元素，巰基化合物（例如植絡素）能絡合Cd、As等元素，并被區隔化在植物的液泡，從而降低向籽粒的轉運。我們前期的栽培結果表明，添加硫肥能顯著降低水稻籽粒中As的濃度[19-21]。

盡管相關的水肥管理措施對于水稻Cd、As的積累已有較多的研究，但絕大多數都是基于條件嚴格控制的溫室盆栽試驗，相關試驗結果仍缺乏田間試驗的驗證，阻控技術仍需要優化。因此，本研究針對不同的水肥管理措施，在不同Cd、As污染程度的稻田開展了多年多點的田間試驗，研究結果對于我國南方水稻Cd、As污染控制有實踐指導意義。

1 材料與方法

1.1 試驗布置及試驗點土壤條件

本試驗從2014年開始，連續4年，每年種植中稻一季。2014年和2015年均在湖南省攸縣大同鎮開展（27°08'N，113°22'E），2016年在湖南省湘潭縣河口鎮（27°44'N，112°30'E）開展，兩地的土壤均為酸性土壤，兩地的土壤As濃度相當，低于20 mg·kg-1，攸縣的土壤輕度Cd污染，而湘潭的土壤中度或重度Cd污染，土壤的詳細理化性質見表1。2014年和2015年使用的水稻品種均為威優644，2016年使用的水稻品種為深優957和甬優538，其中深優957為低Cd積累品種，而甬優538為高Cd積累品種[22]。

1.2 水分管理對水稻Cd、As積累的影響

水分管理措施分別在2014—2016年開展了3年試驗。實驗共設置了3種水分管理方式：常規灌溉、孕穗后期持續淹水、全生育期淹水。常規灌溉即對照，田間水分管理措施（包括灌溉與排水）按照當地常規進行，即遵照高產水稻栽培水分管理“二十四字訣”：淺水栽秧、寸水返青、薄水分蘗、苗夠曬田、寸水促穗、濕潤壯籽；孕穗后期持續淹水即后期淹水，開花期以前的水分管理與對照一致，但開花以后保持淹水直到收獲前1周排水，即在分蘗期曬田，但灌漿期不排水；全生育期淹水即田面一直保持淹水狀態，從插秧直到收獲前1周排水。每個處理設4個重復，選擇平整并排水系統良好的田塊，將田塊分成12小區，小區面積20 m2，各小區之間作田埂分隔，且田埂用塑料薄膜包裹，以防止處理間水分滲漏，各處理在田間的分布隨機安排。施肥及其他管理按當地習慣。土壤樣品在插秧前采集，按照梅花采樣方式從每個小區采集5個樣品混合成一個待測樣品，土壤樣品經風干、去除雜質、研磨、過2 mm篩，室溫保存待分析。待水稻成熟后，按照梅花采樣方式從每個小區采集5個樣品混合成一個待測樣品，采樣時收割水稻，莖葉（地上部10 cm至穗梗基部）用自來水沖洗干凈，再用去離子水清洗3遍，擦干水分，放入70℃烘箱烘干。手工將稻谷從稻穗上脫落下來，裝入網袋，于室內通風處自然風干。自然風干后用糙米機將稻谷分成谷殼和糙米兩部分，其中2015年水分管理的糙米樣品進一步脫糠，分離出精米和米糠。最后莖葉、糙米、谷殼等樣品用不銹鋼粉碎機粉碎成粉，室溫保存待分析。

表1 水稻品種和試驗點土壤pH及重金屬濃度（mg·kg-1）Table 1 Rice variety，soil pH and heavy metal concentrations（mg·kg-1）

1.3 施肥、秸稈還田及施石灰對水稻Cd、As積累的影響

2016年在湖南省湘潭縣河口鎮（與上述水分管理地點一致）開展施肥管理對水稻Cd、As積累影響的田間施用，包括秸稈、硫肥（石膏）、硅肥及其與生石灰配套施用，共9個處理（表2）。試驗所用秸稈為本試驗田前茬所生產的水稻秸稈，添加的生石灰、石膏和硅肥均從當地購買，生石灰、石膏、秸稈的Cd含量分別為0.03、0.42、0.47 mg·kg-1。水稻品種選用低Cd品種（深優957）和高Cd品種（甬優538）。每個處理設4個重復，選擇平整并排水系統良好的田塊，將田塊分成36個小區，小區面積20 m2，各小區之間作田埂分隔，田埂用塑料薄膜包裹，各處理在田間的分布隨機安排。水分及其他管理按當地習慣。土壤及水稻采樣、樣品分析與上述水分管理試驗一致。

為驗證并優化施肥對水稻Cd、As積累的阻控效果，2017年在湘潭縣河口鎮的另一田塊再次開展了施肥管理的田間試驗，包括3種不同的葉面硅肥、1種土施硅肥、硫肥、錳肥，以及硫肥與石灰同時添加，共8個處理（表3）。試驗所用石膏與2016年一致，但用量提高到上一年高劑量的2倍，石灰由2016年的生石灰改為碳酸鈣（CaCO3），根據石灰用量預測模型，計算將土壤pH調整到6.5的CaCO3用量約為12 000 kg·hm-2[23]。葉面硅肥1與2016年使用的硅肥一致，葉面硅肥2為當地商品葉面肥，葉面硅肥3為某實驗室提供的未上市硅肥，肥料的使用方法與用量如表3。水稻品種及其栽培、樣品采集、處理方法與2016年一致。

表2 2016年施肥處理方式與用量（kg·hm-2）Table 2 Treatments of fertilization in 2016（kg·hm-2）

表3 2017年施肥處理方式與用量Table 3 Treatments of fertilization in 2017

1.4 樣品的消解與測定

稱取莖葉、糙米、谷殼等植物樣品的粉末各0.2 g到50 mL聚丙烯消化管中，向離心管底部加入2 mL優質純硝酸，浸泡過夜。浸泡后，使用微波消解爐（MARS5，CEM Microwave Technology Ltd.Matthews，美國）對樣品進行消化，消煮程序是55℃，10 min；75℃，10 min；95℃，30 min。消解結束后將消化管轉移至通風櫥中開蓋趕酸，待消解液冷卻后，用2%的硝酸溶液稀釋至40 mL，過0.45 μm濾膜，4℃保存待測。

土壤、石灰等樣品用開放式消煮爐消解，具體消解方法是：稱取0.2 g樣品于石英玻璃管，加入5 mL王水（HCl∶HNO3=3∶1，V/V），混勻后室溫下平衡過夜。用開放式消煮爐消解，消解程序是100℃，1 h；120℃，1 h，然后保持在140℃直到消解溶液清澈。消解后的樣品置于通風櫥揮發酸，待消解液冷卻后，用2%的硝酸溶液稀釋至40 mL，過0.45 μm濾膜，4℃保存待測。

為確保消煮和測定過程的準確度，每批消解樣品中均包含空白對照和標準物質，植物標準物質用GBW08502（大米粉成分分析標準物質，國家標準物質研究中心），土壤標準物質用GBW07405（土壤成分分析標準物質，國家標準物質研究中心），通過回收率的計算來評價消煮和測定過程的準確度。

植物消解溶液中Cd、As等重金屬的濃度用電感耦合等離子體質譜系統（ICP～MS 7500，安捷倫科技，美國）測定，土壤消解溶液中重金屬的濃度用ICP～OES（Optima 2000 DV，Perkin Elmer，美國）進行測定。

土壤pH測定：在室溫下，以土水比1∶2.5配制土壤懸浮液，于恒溫振蕩器上振蕩1 h后靜置30 min，用pH儀測定。

1.5 數據處理

試驗數據采用Excel 2007和SPSS 13.0軟件進行統計分析，并采用One-Way ANOVA進行顯著性檢驗，采用Excel 2007和Sigma-Plot 10.0軟件作圖。

2 結果與分析

2.1 水分管理對水稻不同部位中Cd、As積累的影響

連續3年在不同地點開展了田間試驗，結果表明水分管理能顯著影響水稻各部位的Cd、As濃度（圖1）。2014年，與對照相比，后期淹水和全生育期淹水分別使糙米中Cd濃度降低34%和46%，但As濃度分別提高了6%和11%。2015年，3種水分管理模式對水稻秸稈、谷殼、米糠和精米中Cd、As濃度的影響趨勢是一致的，即后期淹水和全淹水能使水稻各組織中的Cd濃度顯著降低，但As濃度顯著提高；與對照相比，后期淹水和全生育期淹水分別使精米中的Cd濃度降低了15%和30%，但使As濃度提高了15%和26%。2016年，水分管理對兩種水稻品種的糙米Cd、As濃度產生相似的影響，即淹水降低糙米Cd濃度，但提高As濃度；與對照相比，后期淹水和全生育期淹水分別使深優957的糙米Cd濃度降低了30%和38%，使As濃度提高了34%和48%，使甬優538的糙米Cd濃度降低了16%和45%，使As濃度提高了25%和65%。經過多年多點、不同水稻品種的試驗，結果均表明：在3種水分管理模式下水稻糙米中的Cd濃度變化規律均為對照（即當地習慣管理方式）＞后期淹水＞全淹水，而As濃度變化規律為全淹水＞后期淹水＞對照。在各種水分管理條件下，高Cd積累品種甬優538的糙米Cd濃度顯著高于低Cd積累品種深優957，但As濃度卻相反。由此可見，不管是水分管理還是水稻品種，其對糙米中Cd濃度和As濃度的影響均呈現相反的效果，即淹水降低了Cd的濃度，但提高了As的濃度，低Cd積累品種的糙米Cd濃度較低，但As濃度卻較高。

圖1 不同水分管理措施對水稻Cd、As積累的影響Figure 1 The effects of water managements on Cd and As accumulation in rice plants

2.2 施肥管理對水稻不同部位中Cd、As積累的影響

2016年，開展了秸稈還田、不同劑量硫肥（石膏）、硅肥（葉面硅肥）及其與生石灰聯合施用對水稻糙米、秸稈中Cd、As濃度的影響（圖2）。與上面水分管理試驗一致，高Cd積累品種甬優538的糙米Cd濃度在各個處理（除硅肥處理）條件下均顯著高于低Cd積累品種深優957的Cd濃度（圖2A）。不同處理之間，深優957的糙米Cd濃度在秸稈與生石灰同時施用時顯著低于對照，其他各處理與對照沒有顯著差異；甬優538的糙米Cd濃度在噴施硅肥時顯著低于對照，其他各處理與對照沒有顯著差異。與Cd濃度相反，深優957的糙米As濃度在各個處理條件下均顯著高于甬優538的糙米As濃度（圖2B）。不同處理之間，僅有深優957的糙米As在葉面噴施硅肥的條件下顯著低于對照，其他處理的糙米As濃度與對照沒有顯著差異；甬優538的糙米As濃度在所有處理條件下均與對照沒有顯著差異。

高Cd品種甬優538的秸稈Cd濃度也顯著高于低Cd品種深優957的秸稈Cd濃度，兩個品種的秸稈Cd濃度和As濃度在所有施肥處理條件下均與對照沒有顯著差異（圖2C和圖2D）。大田試驗條件下相同處理、相同品種的糙米和秸稈中的Cd、As濃度均有較大的重復間的誤差（圖2），從而導致不同處理之間水稻Cd、As濃度差異不顯著。

不同施肥處理條件下，是否添加生石灰（1500 kg·hm-2）對糙米或秸稈中的Cd濃度和As濃度均沒有顯著影響。

2017年，根據2016年的試驗結果，對硫肥、硅肥和石灰處理進行了優化，硫肥的使用量提高到2016年高劑量處理的2倍，增加了2種葉面硅肥和1種土施硅肥，2016年的生石灰改為CaCO3，使用量增加為12 000 kg·hm-2。各施肥處理的糙米Cd濃度如圖3A所示，與2016年結果一致，高Cd積累品種甬優538的糙米Cd濃度在各個處理條件下均顯著高于低Cd積累品種深優957的糙米Cd濃度；不同處理之間，甬優538的糙米Cd濃度在石膏與石灰同時施用時顯著低于對照，其他處理與對照沒有顯著差異；深優957的糙米Cd濃度在所有處理條件下均與對照沒有顯著差異，這可能是深優957為低Cd積累品種，且對照處理的糙米Cd濃度已經比較低的原因。各施肥處理的糙米As濃度如圖3B所示，與Cd濃度相反，深優957的糙米As濃度顯著高于甬優538的糙米As濃度，與2016年的結果一致。不同處理之間，深優957的糙米As濃度在有硫肥處理下顯著低于對照，甬優538的糙米As在葉面噴施硅肥3的條件下顯著低于對照，其他各施肥處理的糙米As濃度均與對照沒有顯著差異。

圖2 2016年不同施肥管理對水稻Cd、As積累的影響Figure 2 The effects of fertilization on Cd and As accumulation in rice plants harvested in 2016

高Cd積累品種甬優538的秸稈Cd濃度也顯著高于深優957的秸稈Cd濃度。甬優538的秸稈Cd濃度在噴施葉面硅肥2的條件下顯著低于對照，兩個品種的秸稈Cd濃度在石膏與石灰同時施用的條件下均顯著低于對照，其他處理條件下與對照沒有顯著差異（圖3C）。兩個品種的秸稈As濃度在所有施肥處理條件下均與對照沒有顯著差異（圖3D）。與2016年一樣，相同處理的重復間糙米和秸稈中的Cd、As濃度均有較大的誤差（圖3），從而導致不同處理之間水稻Cd、As濃度差異不顯著。

與2016年使用生石灰不同，2017年的CaCO3處理使糙米和秸稈的Cd濃度都顯著低于對照。與對照相比，石膏+石灰處理條件下，深優957糙米和秸稈的Cd濃度分別降低了8%和70%，甬優538糙米和秸稈的Cd濃度分別降低了54%和58%，而石膏單獨處理時，糙米與秸稈的Cd濃度均與對照沒有顯著差異。石灰處理對糙米或秸稈中As的積累沒有顯著影響。高劑量石膏處理2250 kg·hm-2使糙米中As積累顯著降低，但對Cd積累沒有顯著影響。

與對照相比，施用錳肥使甬優538的糙米Cd濃度顯著降低，但對深優957的糙米Cd濃度沒有顯著影響（圖3A），對兩個品種的秸稈Cd濃度沒有顯著影響（圖3C），對糙米和秸稈中的As濃度也均沒有顯著影響（圖3B、圖3D）。

3 討論

多年多點以及不同水稻品種的田間試驗結果均表明水分管理能顯著影響水稻糙米中Cd、As的積累：Cd濃度變化規律均為對照＞后期淹水＞全淹水，而As濃度變化規律為全淹水＞后期淹水＞對照。該結果與前人報道的試驗結果一致，即在水稻灌漿期保持淹水條件能降低大米中Cd的積累，但提高大米中As的濃度[13-15]。由此可見，合理的水分管理是阻控水稻Cd、As積累的有效措施。但是Cd、As積累是一對矛盾，在實施水分管理措施阻控水稻Cd、As積累時，要充分了解當地的土壤污染狀況，因為不同的水分管理措施能對水稻Cd、As積累產生相反的效果，在Cd污染條件下可采取淹水管理，但在As污染條件下需要采取排水管理。

圖3 2017年不同施肥管理對水稻Cd、As積累的影響Figure 3 The effects of fertilization on Cd and As accumulation in rice plants harvested in 2017

硅肥被認為是阻控水稻Cd、As積累的有效措施，不僅土施硅肥有明顯的阻控效果[13，17-18]，葉面噴施硅肥也被證明能顯著降低水稻籽粒中Cd、As的積累[24-25]。但在田間的試驗條件下，硅肥對水稻Cd、As積累的阻控效果不穩定，2016年葉面施硅肥對甬優538糙米Cd有顯著的降低效果，但2017年，不管是葉面噴施還是土施硅肥都沒有顯著影響糙米中的Cd濃度。由此可見，田間條件下，單獨施硅肥難以達到顯著降低糙米中Cd、As濃度的效果（圖2和圖3），這可能與實驗過程中硅肥施用量較低有關。硫肥也被認為是阻控水稻籽粒Cd、As積累的有效措施[19-21]。在2016年的試驗中，石膏用量較低時（石膏用量為562.5、1125 kg·hm-2，含硫為105、210 kg·hm-2），石膏施用沒有對水稻糙米的Cd或As積累產生顯著影響，2017年，當石膏用量提高到2250 kg·hm-2時，深優957糙米中的As濃度顯著降低，但對糙米中的Cd濃度仍然沒有顯著影響。大田試驗結果與盆栽試驗結果存在不一致的原因可能是因為大田條件下環境復雜，影響水稻籽粒中Cd、As積累的因子較多，使糙米中的Cd、As濃度在相同處理的不同重復之間存在較大誤差，從而導致各種施肥措施對糙米中Cd、As積累的阻控效果不顯著。

土壤酸化被認為是我國南方大米Cd超標的關鍵原因，因此，我國南方正在大力推薦施用石灰提高土壤pH，降低Cd的生物有效性，阻控水稻Cd積累[12，16]，但石灰的施用種類和施用量需要充分優化才能達到理想的阻控效果。2016年，我們發現在各種處理條件下，施用生石灰（1500 kg·hm-2）均沒有對糙米或秸稈中的Cd濃度產生顯著影響（圖2），2017年施用CaCO3（12 000 kg·hm-2）的條件下，糙米和秸稈的Cd濃度都顯著降低，甬優538的糙米Cd濃度降低了一半以上（圖3）。因為生石灰施入土壤后反應迅速，容易破壞土壤微生物生態，導致土壤板結，但CaCO3施入土壤后，反應相對溫和，可以大量施入使土壤pH一次性調整到6.5，從而達到阻控水稻Cd積累的效果，而且，該用量的CaCO3施用沒有對水稻生長產生可見的毒害癥狀。該結果表明，施用CaCO3，而不是生石灰是提高土壤pH、阻控水稻Cd積累的有效措施。

4 結論

（1）多年多點的田間試驗證明淹水能顯著降低水稻Cd積累，但提高As積累。

（2）硅肥、硫肥對水稻Cd、As積累的阻控效果不穩定，大田條件下單獨施硅肥或硫肥難以達到顯著降低糙米中Cd、As濃度的效果。

（3）施用較大量CaCO3將土壤pH一次性調整到6.5，是阻控水稻Cd積累的有效措施，而按當地推薦的用量施用生石灰對水稻Cd、As積累的效果不顯著。