宋肖琴,胡倩蕓,朱羽飛,陳國安,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】我國土壤重金屬污染形勢較嚴(yán)峻,土壤重金屬污染及防治越來越受到人們重視[1]。通過土壤普查發(fā)現(xiàn),我國土壤中Cd和Pb等無機重金屬污染物點位超標(biāo)率最高[2]。在此背景下,如何安全進行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)成為目前亟待解決的問題,而采用原位鈍化修復(fù)是實現(xiàn)“邊生產(chǎn)邊修復(fù)”的重要技術(shù)措施。【前人研究進展】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,進而影響水稻不同器官對重金屬的富集。前人研究表明,水稻不同生長時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[8]。石灰對重金屬的鈍化效果在多項試驗中均取得較好驗證,尤其是南方鎘污染較為嚴(yán)重的酸性土壤,加之石灰價格低廉,是首選土壤重金屬鈍化劑[9]。實驗室測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)等儀器進行測定[10]。近年來,X射線熒光光譜法(XRF)因操作簡便快捷、樣品制備快、無損并可同時測定多種元素等優(yōu)點,受到學(xué)者的關(guān)注[11]。國內(nèi)外應(yīng)用XRF法在快速檢測和評價實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、檢測范圍更寬、檢測限更低,尤其是對Cd元素的檢測限較低,滿足我國土壤環(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]測定土壤中Cu、Zn、Cr、Pb和As等元素時發(fā)現(xiàn),便攜式X射線熒光光譜檢測重金屬結(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。【研究切入點】目前,大量研究集中于生石灰在重金屬污染稻田中的運用,而穩(wěn)定性更好的熟石灰對水稻及土壤中重金屬含量的影響過程尚不明確。因此,研究以熟石灰為田間試驗材料,結(jié)合便攜式X射線熒光光譜儀作為測定儀器,檢測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)鍵問題】通過設(shè)置不同用量的熟石灰試驗處理,探究其對水稻不同器官中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 試驗地概況

試驗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)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018),供試土壤中Cd超過污染風(fēng)險篩選值,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 試驗設(shè)計

采用田間試驗方式,以不添加熟石灰處理為對照(CK),以熟石灰不同添加量為處理對象,設(shè)置5個處理。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。每個處理重復(fù)3次,隨機區(qū)組排列,小區(qū)面積36 m2。

試驗田翻耕平整后,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)獨立排灌,水稻生長期間,除草、施肥、除蟲等田間管理均保持一致。

1.4 測定指標(biāo)及方法

1.4.1 植株Cd、Pb和As全量 使用HDXRF速測儀(美國ZSPEC E-MAX)測定植株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不銹鋼高速粉碎機粉碎過100目篩后,裝進樣品杯,壓緊后覆專用膜,放入速測儀進行測定,數(shù)據(jù)分析選取“Rice”模型,測定時間300 s。

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

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)鉛和鎘的測定 原子吸收法》(GB/T 23739—2009),土壤有效態(tài)As含量采用《全國土壤污染狀況詳查土壤樣品分析測試方法技術(shù)規(guī)定》中的氯化鈣法測定。土壤Cd和Pb全量采用《土壤質(zhì)量 鉛、鎘的測定 石墨爐原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)測定,土壤As全量采用《土壤質(zhì)量 總汞、總砷、總鉛的測定》(GB/T 22105.2—2008)測定。

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

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

采用SPSS 20.0以鄧肯多重檢驗法進行差異顯著性檢驗,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。說明,隨熟石灰用量增加對土壤pH的提升效果越好?？赡苁且驗槭焓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,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,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。

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間無顯著差異,MM與MH和HH處理間無顯著差異。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)量的變化趨勢與土壤pH變化趨勢基本耦合,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對水稻生長脅迫抑制效應(yīng)變小,一定程度上促進水稻生長[16];當(dāng)施用較高量熟石灰時,土壤及灌溉水短時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時期植株器官的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,達安全利用水平。

表1 熟石灰不同施用量水稻不同生長時期植株器官的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含量均隨水稻生長時間推移而不斷增加。從整體趨勢看,隨熟石灰用量增加,水稻根、莖稈及葉片對Cd的累積均逐漸降低。

2.4.2 Pb含量 由表2可知,同一生長時期,水稻各器官Pb含量隨熟石灰施用量增大呈降低趨勢。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含量隨水稻生長時期推移而不斷增加,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)運量隨之減少。成熟期糙米Pb含量僅為根系的0.05%～0.23%,可見Pb在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運能力較差。

2.4.3 As含量 由表3可知,同一生長時期,水稻各器官As含量隨熟石灰施用量增大呈降低趨勢。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含量均隨水稻生長時期的推移而不斷增加,但增加趨勢不相同,莖稈和葉片的As含量在生長前期增加更為明顯。施用熟石灰可抑制根系對As的吸收和As在植株內(nèi)轉(zhuǎn)運能力,因此,As在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運能力較差。

表3 熟石灰不同施用量水稻不同時期植株各 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

熟石灰作為常見的堿性材料,廣泛運用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中。土壤養(yǎng)分是植物生長過程中的關(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,同時促進解磷微生物的活性,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,會增強土壤銨態(tài)氮的揮發(fā)作用,堿解氮含量會呈現(xiàn)降低趨勢[20]。pH與土壤重金屬活性具有顯著負相關(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,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位和負電荷容量增加[23],更利于重金屬陽離子吸附[24],同時,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對土壤有效態(tài)As影響與金屬陽離子不同[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在土壤中的移動性也隨著增加[30]。pH提高,會增加土壤中負電荷量,導(dǎo)致土壤對As的吸附作用下降[31],同時隨著熟石灰中OH-釋放,土壤膠體中所吸附的As會被置換,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。原因是由于土壤pH提高,增強銨態(tài)氮揮發(fā)作用,土壤中鉀、鈣、鎂等營養(yǎng)元素平衡失調(diào),抑制作物對養(yǎng)分的吸收,導(dǎo)致作物減產(chǎn)[34];另一原因是,水稻生長對土壤pH變化十分敏感,當(dāng)超過其耐受閾值時會停止生長,造成產(chǎn)量下降[35]。對水稻分蘗期、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]的試驗結(jié)果一致。重金屬在植株器官間的轉(zhuǎn)運能力為莖稈-糙米<莖稈-葉片<根系-莖稈;添加熟石灰后,根系對土壤中Cd、Pb和As的吸收效率以及在植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運能力均有明顯下降。上述現(xiàn)象可能是由于增施熟石灰提高土壤pH,土壤重金屬從活性交換態(tài)向有鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化后,重金屬從土壤向水稻植株遷移量隨之減少[41]。同時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應(yīng)停止使用,避免對作物生長造成影響。大量或長期施用熟石灰容易破壞土壤團粒結(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的負面作用,應(yīng)當(dāng)在作物種植前運用一定量的有機肥料,或在農(nóng)閑時種植綠肥,從而平衡土壤營養(yǎng)元素,實現(xiàn)作物安全生產(chǎn)。

4 結(jié)論

在含重金屬Cd、As、Pb(土壤中Cd超過污染風(fēng)險篩選值,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時土壤有效態(tài)Cd和Pb含量的降低效果顯著,同時有效態(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Cd、Pb和As的累積逐漸降低,當(dāng)熟石灰施用量≥4 500 kg/hm2時糙米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含量存在顯著負相關(guān)。