水稻是我国的主要粮食作物，大米的产量和质量是关系我国国计民生的大事。然而，我国南方水稻主产区有大面积的水稻田受到不同程度的镉（Cd）或砷（As）污染。2014年，中华人民共和国环境保护部与国土资源部联合发布了《全国土壤污染状况调查公报》^[1]，该调查结果显示我国土壤污染的点位超标率为16.1%，其中Cd和As的超标率分别为7%和2.7%，说明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条件以及水稻自身的遗传特性，使水稻对Cd和As的吸收转运效率远大于其他农作物^[2-3]，导致大米中Cd、As浓度容易超标^[4-6]。近年来频繁报道的“镉米砷米”事件引起了社会各界的广泛关注，还有学者认为，未来中国的农产品安全问题中，重金属污染将取代农药，成为事故多发的源头。有研究表明大米食用已成为东南亚人们摄入Cd、As的主要途径^[7-9]。因此，阻控水稻对Cd和As的吸收及其向籽粒的转运是我国南方实现农业安全生产的重中之重。

近年来，我国在水稻Cd和As污染治理方面加大投入，也取得了一系列的进展，探索了水稻低积累品种、土壤酸碱度调控、稻田水分管理等农艺措施对于稻田土壤中Cd、As迁移转化的机理，及其对阻控水稻Cd、As积累的效应^[10-12]。在水稻灌浆期保持田间淹水能降低大米中Cd的积累，但是淹水会提高大米中As的浓度^[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，从而降低稻米Cd的积累^[16]。水稻是喜硅植物，施用硅肥不仅能促进水稻的生长，而且对于As、Cd、Cu、Zn、Pb等多种金属的积累均有阻控效果^{[12-13, 17-18]}。硫是巯基化合物的组成元素，巯基化合物（例如植络素）能络合Cd、As等元素，并被区隔化在植物的液泡，从而降低向籽粒的转运。我们前期的栽培结果表明，添加硫肥能显著降低水稻籽粒中As的浓度^[19-21]。

尽管相关的水肥管理措施对于水稻Cd、As的积累已有较多的研究，但绝大多数都是基于条件严格控制的温室盆栽试验，相关试验结果仍缺乏田间试验的验证，阻控技术仍需要优化。因此，本研究针对不同的水肥管理措施，在不同Cd、As污染程度的稻田开展了多年多点的田间试验，研究结果对于我国南方水稻Cd、As污染控制有实践指导意义。

本试验从2014年开始，连续4年，每年种植中稻一季。2014年和2015年均在湖南省攸县大同镇开展（27°08'N，113°22' E），2016年在湖南省湘潭县河口镇（27°44'N，112°30'E）开展，两地的土壤均为酸性土壤，两地的土壤As浓度相当，低于20 mg·kg^-1，攸县的土壤轻度Cd污染，而湘潭的土壤中度或重度Cd污染，土壤的详细理化性质见表 1。2014年和2015年使用的水稻品种均为威优644，2016年使用的水稻品种为深优957和甬优538，其中深优957为低Cd积累品种，而甬优538为高Cd积累品种^[22]。

表 1 水稻品种和试验点土壤pH及重金属浓度（mg·kg^-1） Table 1 Rice variety, soil pH and heavy metal concentrations(mg·kg^-1)

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水分管理措施分别在2014—2016年开展了3年试验。实验共设置了3种水分管理方式：常规灌溉、孕穗后期持续淹水、全生育期淹水。常规灌溉即对照，田间水分管理措施（包括灌溉与排水）按照当地常规进行，即遵照高产水稻栽培水分管理“二十四字诀”：浅水栽秧、寸水返青、薄水分蘖、苗够晒田、寸水促穗、湿润壮籽；孕穗后期持续淹水即后期淹水，开花期以前的水分管理与对照一致，但开花以后保持淹水直到收获前1周排水，即在分蘖期晒田，但灌浆期不排水；全生育期淹水即田面一直保持淹水状态，从插秧直到收获前1周排水。每个处理设4个重复，选择平整并排水系统良好的田块，将田块分成12小区，小区面积20 m²，各小区之间作田埂分隔，且田埂用塑料薄膜包裹，以防止处理间水分渗漏，各处理在田间的分布随机安排。施肥及其他管理按当地习惯。土壤样品在插秧前采集，按照梅花采样方式从每个小区采集5个样品混合成一个待测样品，土壤样品经风干、去除杂质、研磨、过2 mm筛，室温保存待分析。待水稻成熟后，按照梅花采样方式从每个小区采集5个样品混合成一个待测样品，采样时收割水稻，茎叶（地上部10 cm至穗梗基部）用自来水冲洗干净，再用去离子水清洗3遍，擦干水分，放入70 ℃烘箱烘干。手工将稻谷从稻穗上脱落下来，装入网袋，于室内通风处自然风干。自然风干后用糙米机将稻谷分成谷壳和糙米两部分，其中2015年水分管理的糙米样品进一步脱糠，分离出精米和米糠。最后茎叶、糙米、谷壳等样品用不锈钢粉碎机粉碎成粉，室温保存待分析。

2016年在湖南省湘潭县河口镇（与上述水分管理地点一致）开展施肥管理对水稻Cd、As积累影响的田间施用，包括秸秆、硫肥（石膏）、硅肥及其与生石灰配套施用，共9个处理（表 2）。试验所用秸秆为本试验田前茬所生产的水稻秸秆，添加的生石灰、石膏和硅肥均从当地购买，生石灰、石膏、秸秆的Cd含量分别为0.03、0.42、0.47 mg·kg^-1。水稻品种选用低Cd品种（深优957）和高Cd品种（甬优538）。每个处理设4个重复，选择平整并排水系统良好的田块，将田块分成36个小区，小区面积20 m²，各小区之间作田埂分隔，田埂用塑料薄膜包裹，各处理在田间的分布随机安排。水分及其他管理按当地习惯。土壤及水稻采样、样品分析与上述水分管理试验一致。

表 2 2016年施肥处理方式与用量（kg·hm^-2） Table 2 Treatments of fertilization in 2016(kg·hm^-2)

表选项

为验证并优化施肥对水稻Cd、As积累的阻控效果，2017年在湘潭县河口镇的另一田块再次开展了施肥管理的田间试验，包括3种不同的叶面硅肥、1种土施硅肥、硫肥、锰肥，以及硫肥与石灰同时添加，共8个处理（表 3）。试验所用石膏与2016年一致，但用量提高到上一年高剂量的2倍，石灰由2016年的生石灰改为碳酸钙（CaCO₃），根据石灰用量预测模型，计算将土壤pH调整到6.5的CaCO₃用量约为12 000 kg· hm^{-2 [23]}。叶面硅肥1与2016年使用的硅肥一致，叶面硅肥2为当地商品叶面肥，叶面硅肥3为某实验室提供的未上市硅肥，肥料的使用方法与用量如表 3。水稻品种及其栽培、样品采集、处理方法与2016年一致。

表 3 2017年施肥处理方式与用量 Table 3 Treatments of fertilization in 2017

表选项

称取茎叶、糙米、谷壳等植物样品的粉末各0.2 g到50 mL聚丙烯消化管中，向离心管底部加入2 mL优质纯硝酸，浸泡过夜。浸泡后，使用微波消解炉（MARS5，CEM Microwave Technology Ltd. Matthews，美国）对样品进行消化，消煮程序是55 ℃，10 min；75 ℃，10 min；95 ℃，30 min。消解结束后将消化管转移至通风橱中开盖赶酸，待消解液冷却后，用2%的硝酸溶液稀释至40 mL，过0.45 μm滤膜，4 ℃保存待测。

土壤、石灰等样品用开放式消煮炉消解，具体消解方法是：称取0.2 g样品于石英玻璃管，加入5 mL王水（HCl:HNO₃=3:1，V/V），混匀后室温下平衡过夜。用开放式消煮炉消解，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。消解后的样品置于通风橱挥发酸，待消解液冷却后，用2%的硝酸溶液稀释至40 mL，过0.45 μm滤膜，4 ℃保存待测。

为确保消煮和测定过程的准确度，每批消解样品中均包含空白对照和标准物质，植物标准物质用GBW08502（大米粉成分分析标准物质，国家标准物质研究中心），土壤标准物质用GBW07405（土壤成分分析标准物质，国家标准物质研究中心），通过回收率的计算来评价消煮和测定过程的准确度。植物消解溶液中Cd、As等重金属的浓度用电感耦合等离子体质谱系统（ICP~MS 7500，安捷伦科技，美国）测定，土壤消解溶液中重金属的浓度用ICP~OES（Optima 2000 DV，Perkin Elmer，美国）进行测定。

土壤pH测定：在室温下，以土水比1:2.5配制土壤悬浮液，于恒温振荡器上振荡1 h后静置30 min，用pH仪测定。

试验数据采用Excel 2007和SPSS 13.0软件进行统计分析，并采用One-Way ANOVA进行显著性检验，采用Excel 2007和Sigma-Plot 10.0软件作图。

连续3年在不同地点开展了田间试验，结果表明水分管理能显著影响水稻各部位的Cd、As浓度（图 1）。2014年，与对照相比，后期淹水和全生育期淹水分别使糙米中Cd浓度降低34%和46%，但As浓度分别提高了6%和11%。2015年，3种水分管理模式对水稻秸秆、谷壳、米糠和精米中Cd、As浓度的影响趋势是一致的，即后期淹水和全淹水能使水稻各组织中的Cd浓度显著降低，但As浓度显著提高；与对照相比，后期淹水和全生育期淹水分别使精米中的Cd浓度降低了15%和30%，但使As浓度提高了15%和26%。2016年，水分管理对两种水稻品种的糙米Cd、As浓度产生相似的影响，即淹水降低糙米Cd浓度，但提高As浓度；与对照相比，后期淹水和全生育期淹水分别使深优957的糙米Cd浓度降低了30%和38%，使As浓度提高了34%和48%，使甬优538的糙米Cd浓度降低了16%和45%，使As浓度提高了25%和65%。经过多年多点、不同水稻品种的试验，结果均表明：在3种水分管理模式下水稻糙米中的Cd浓度变化规律均为对照（即当地习惯管理方式） > 后期淹水 > 全淹水，而As浓度变化规律为全淹水 > 后期淹水 > 对照。在各种水分管理条件下，高Cd积累品种甬优538的糙米Cd浓度显著高于低Cd积累品种深优957，但As浓度却相反。由此可见，不管是水分管理还是水稻品种，其对糙米中Cd浓度和As浓度的影响均呈现相反的效果，即淹水降低了Cd的浓度，但提高了As的浓度，低Cd积累品种的糙米Cd浓度较低，但As浓度却较高。

数据为平均值+标准误差，n=4；*表示与对照存在显著差异（P < 0.05），**表示与对照存在极显著差异（P < 0.01），下同 图 1 不同水分管理措施对水稻Cd、As积累的影响 Figure 1 The effects of water managements on Cd and As accumulation in rice plants

图选项

2016年，开展了秸秆还田、不同剂量硫肥（石膏）、硅肥（叶面硅肥）及其与生石灰联合施用对水稻糙米、秸秆中Cd、As浓度的影响（图 2）。与上面水分管理试验一致，高Cd积累品种甬优538的糙米Cd浓度在各个处理（除硅肥处理）条件下均显著高于低Cd积累品种深优957的Cd浓度（图 2A）。不同处理之间，深优957的糙米Cd浓度在秸秆与生石灰同时施用时显著低于对照，其他各处理与对照没有显著差异；甬优538的糙米Cd浓度在喷施硅肥时显著低于对照，其他各处理与对照没有显著差异。与Cd浓度相反，深优957的糙米As浓度在各个处理条件下均显著高于甬优538的糙米As浓度（图 2B）。不同处理之间，仅有深优957的糙米As在叶面喷施硅肥的条件下显著低于对照，其他处理的糙米As浓度与对照没有显著差异；甬优538的糙米As浓度在所有处理条件下均与对照没有显著差异。

图 2 2016年不同施肥管理对水稻Cd、As积累的影响 Figure 2 The effects of fertilization on Cd and As accumulation in rice plants harvested in 2016

图选项

高Cd品种甬优538的秸秆Cd浓度也显著高于低Cd品种深优957的秸秆Cd浓度，两个品种的秸秆Cd浓度和As浓度在所有施肥处理条件下均与对照没有显著差异（图 2C和图 2D）。大田试验条件下相同处理、相同品种的糙米和秸秆中的Cd、As浓度均有较大的重复间的误差（图 2），从而导致不同处理之间水稻Cd、As浓度差异不显著。

不同施肥处理条件下，是否添加生石灰（1500 kg·hm^-2）对糙米或秸秆中的Cd浓度和As浓度均没有显著影响。

2017年，根据2016年的试验结果，对硫肥、硅肥和石灰处理进行了优化，硫肥的使用量提高到2016年高剂量处理的2倍，增加了2种叶面硅肥和1种土施硅肥，2016年的生石灰改为CaCO₃，使用量增加为12 000 kg·hm^-2。各施肥处理的糙米Cd浓度如图 3A所示，与2016年结果一致，高Cd积累品种甬优538的糙米Cd浓度在各个处理条件下均显著高于低Cd积累品种深优957的糙米Cd浓度；不同处理之间，甬优538的糙米Cd浓度在石膏与石灰同时施用时显著低于对照，其他处理与对照没有显著差异；深优957的糙米Cd浓度在所有处理条件下均与对照没有显著差异，这可能是深优957为低Cd积累品种，且对照处理的糙米Cd浓度已经比较低的原因。各施肥处理的糙米As浓度如图 3B所示，与Cd浓度相反，深优957的糙米As浓度显著高于甬优538的糙米As浓度，与2016年的结果一致。不同处理之间，深优957的糙米As浓度在有硫肥处理下显著低于对照，甬优538的糙米As在叶面喷施硅肥3的条件下显著低于对照，其他各施肥处理的糙米As浓度均与对照没有显著差异。

图 3 2017年不同施肥管理对水稻Cd、As积累的影响 Figure 3 The effects of fertilization on Cd and As accumulation in rice plants harvested in 2017

图选项

高Cd积累品种甬优538的秸秆Cd浓度也显著高于深优957的秸秆Cd浓度。甬优538的秸秆Cd浓度在喷施叶面硅肥2的条件下显著低于对照，两个品种的秸秆Cd浓度在石膏与石灰同时施用的条件下均显著低于对照，其他处理条件下与对照没有显著差异（图 3C）。两个品种的秸秆As浓度在所有施肥处理条件下均与对照没有显著差异（图 3D）。与2016年一样，相同处理的重复间糙米和秸秆中的Cd、As浓度均有较大的误差（图 3），从而导致不同处理之间水稻Cd、As浓度差异不显著。

与2016年使用生石灰不同，2017年的CaCO₃处理使糙米和秸秆的Cd浓度都显著低于对照。与对照相比，石膏+石灰处理条件下，深优957糙米和秸秆的Cd浓度分别降低了8%和70%，甬优538糙米和秸秆的Cd浓度分别降低了54%和58%，而石膏单独处理时，糙米与秸秆的Cd浓度均与对照没有显著差异。石灰处理对糙米或秸秆中As的积累没有显著影响。高剂量石膏处理2250 kg·hm^-2使糙米中As积累显著降低，但对Cd积累没有显著影响。

与对照相比，施用锰肥使甬优538的糙米Cd浓度显著降低，但对深优957的糙米Cd浓度没有显著影响（图 3A），对两个品种的秸秆Cd浓度没有显著影响（图 3C），对糙米和秸秆中的As浓度也均没有显著影响（图 3B、图 3D）。

多年多点以及不同水稻品种的田间试验结果均表明水分管理能显著影响水稻糙米中Cd、As的积累：Cd浓度变化规律均为对照 > 后期淹水 > 全淹水，而As浓度变化规律为全淹水 > 后期淹水 > 对照。该结果与前人报道的试验结果一致，即在水稻灌浆期保持淹水条件能降低大米中Cd的积累，但提高大米中As的浓度^[13-15]。由此可见，合理的水分管理是阻控水稻Cd、As积累的有效措施。但是Cd、As积累是一对矛盾，在实施水分管理措施阻控水稻Cd、As积累时，要充分了解当地的土壤污染状况，因为不同的水分管理措施能对水稻Cd、As积累产生相反的效果，在Cd污染条件下可采取淹水管理，但在As污染条件下需要采取排水管理。

硅肥被认为是阻控水稻Cd、As积累的有效措施，不仅土施硅肥有明显的阻控效果^{[13, 17-18]}，叶面喷施硅肥也被证明能显著降低水稻籽粒中Cd、As的积累^[24-25]。但在田间的试验条件下，硅肥对水稻Cd、As积累的阻控效果不稳定，2016年叶面施硅肥对甬优538糙米Cd有显著的降低效果，但2017年，不管是叶面喷施还是土施硅肥都没有显著影响糙米中的Cd浓度。由此可见，田间条件下，单独施硅肥难以达到显著降低糙米中Cd、As浓度的效果（图 2和图 3），这可能与实验过程中硅肥施用量较低有关。硫肥也被认为是阻控水稻籽粒Cd、As积累的有效措施^[19-21]。在2016年的试验中，石膏用量较低时（石膏用量为562.5、1125 kg·hm^-2，含硫为105、210 kg·hm^-2），石膏施用没有对水稻糙米的Cd或As积累产生显著影响，2017年，当石膏用量提高到2250 kg·hm^-2时，深优957糙米中的As浓度显著降低，但对糙米中的Cd浓度仍然没有显著影响。大田试验结果与盆栽试验结果存在不一致的原因可能是因为大田条件下环境复杂，影响水稻籽粒中Cd、As积累的因子较多，使糙米中的Cd、As浓度在相同处理的不同重复之间存在较大误差，从而导致各种施肥措施对糙米中Cd、As积累的阻控效果不显著。

土壤酸化被认为是我国南方大米Cd超标的关键原因，因此，我国南方正在大力推荐施用石灰提高土壤pH，降低Cd的生物有效性，阻控水稻Cd积累^{[12, 16]}，但石灰的施用种类和施用量需要充分优化才能达到理想的阻控效果。2016年，我们发现在各种处理条件下，施用生石灰（1500 kg·hm^-2）均没有对糙米或秸秆中的Cd浓度产生显著影响（图 2），2017年施用CaCO₃（12 000 kg·hm^-2）的条件下，糙米和秸秆的Cd浓度都显著降低，甬优538的糙米Cd浓度降低了一半以上（图 3）。因为生石灰施入土壤后反应迅速，容易破坏土壤微生物生态，导致土壤板结，但CaCO₃施入土壤后，反应相对温和，可以大量施入使土壤pH一次性调整到6.5，从而达到阻控水稻Cd积累的效果，而且，该用量的CaCO₃施用没有对水稻生长产生可见的毒害症状。该结果表明，施用CaCO₃，而不是生石灰是提高土壤pH、阻控水稻Cd积累的有效措施。

（1）多年多点的田间试验证明淹水能显著降低水稻Cd积累，但提高As积累。

（2）硅肥、硫肥对水稻Cd、As积累的阻控效果不稳定，大田条件下单独施硅肥或硫肥难以达到显著降低糙米中Cd、As浓度的效果。

（3）施用较大量CaCO₃将土壤pH一次性调整到6.5，是阻控水稻Cd积累的有效措施，而按当地推荐的用量施用生石灰对水稻Cd、As积累的效果不显著。