土壤重金属污染是影响农产品质量安全和农田生态系统健康的重要因素^[1-2], 目前已受到广泛关注^[3-4], 特别是由于采矿、冶炼、电镀等工业"三废"的排放以及生产中农药化肥的过量施用导致农田重金属污染日趋严重。据统计, 我国农用地土壤重金属污染点位超标率高达19.4%, 污染耕地总面积达到2.3× 10⁷ hm^2[5], 且大多属于伴生性、复杂性和综合性的复合污染^[6], As、Cd是土壤中共存的Ⅰ类致癌物^[7-8], 点位超标率分别达到了7.0%、2.7%。"十三五"期间, "农业面源污染和重金属污染农田综合防治与修复技术研发"专项中设置了14个农田As和Cd污染防治领域项目, 将As和Cd的防治列为重点研究内容^[9]。目前常见的重金属污染土壤修复技术主要包括物理、化学或物化联合以及生物法^[10-11], 在农田土壤修复技术中, 以原位钝化技术周期短、见效快、效果稳定, 被认为是土壤重金属修复中最为经济有效的方法。水稻是我国种植面积最大、单产最高的粮食作物^[12], 也是对重金属Cd、Pb、Hg、As等元素吸收最强的大宗谷类作物, 尤其是Cd最为严重^{[1, 13]}。施肥是水稻种植中重要的农业措施, 也是持续影响土壤环境的重要因素, 畜禽粪便等有机肥中的Cu、Zn、Pb、Cd重金属含量一般高于化肥^[14-16]。研究表明, 不同的施肥措施对土壤重金属及生物有效性具有不同的影响^[17-20], 然而, 单一使用化肥(尤其是N、P)存在农业面源污染^[21]和重金属钝化效率不稳定^[22-23]等问题, 且同一区域的水稻施肥亦存在较大差异。以往水稻重金属污染及修复研究中以Cd为主^[24-25], As-Cd复合污染的研究相对较少, 在修复技术上也主要集中于使用单一的土壤调理剂或钝化剂的效果^[25-27]。农田土壤As-Cd复合污染在生产实际中具有普遍存在、修复难度大、钝化效果不稳定等特点, 因此, 有必要从经济、有效、可操作性强的联合调理技术的角度, 对重金属复合污染农田土壤修复特性及作物关键部位(尤其是籽粒等可食用部位)的吸收累积效应进行探索, 为我国普遍存在的中轻度复合污染农田土壤的安全利用提供借鉴意义。本研究以云南水稻种植过程中常用的3种化肥施用模式为基础, 分别联合硅钙土壤调理剂, 研究其对As、Cd复合污染稻田土壤中重金属向水稻地上各器官(尤其是籽粒)吸收富集和转运的影响, 探索一种经济有效的As、Cd复合污染农田土壤安全利用方法。

试验地点位于云南省红河州个旧市(23° 25' 26.21″N, 103°14'49.67″E), 海拔1 288.9 m, 亚热带气候, 年平均气温19.39℃, 平均降水量637.00 mm, 具有典型As、Cd复合污染特征。试验田土壤基本理化性质为:碱解N 177.2 mg·kg^-1, 速效P 98.4 mg·kg^-1, 速效K 167.1 mg·kg^-1, 有机质32.8 g·kg^-1, pH 7.20, As 91.28 mg·kg^-1, Cd 2.06 mg·kg^-1。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618- 2018), 土壤中As、Cd含量均超出了风险筛选值, 分别达到了对应风险筛选值的3.65、3.43倍, 未超出风险管制值。

供试肥料:尿素(N ≥ 46.0%, As 0.028 mg·kg^-1, Cd 0.025 mg·kg^-1)、过磷酸钙(P₂O₅ ≥ 16%, As 14.78 mg· kg^-1, Cd 0.55 mg·kg^-1)、氯化钾(K₂O ≥ 60%, As 0.20 mg· kg^-1, Cd 0.05 mg·kg^-1)、碱性肥料(N:P₂O₅:K₂O 15:15: 15, pH 8.0±1.0, As 1.02 mg·kg^-1, Cd 0.12 mg·kg^-1)、水稻专用肥(N:P₂O₅:K₂O 18:8:10, As 1.12 mg·kg^-1, Cd 0.17 mg · kg^-1)、硅钙土壤调理剂(CaO ≥ 30%, SiO₂ ≥ 10%, As 5.99 mg·kg^-1, Cd 0.26 mg·kg^-1)。供试水稻品种为当地主栽品种滇屯502。

试验共设置3种施肥模式6个处理, 其中, 处理T1为农民常规施肥, 尿素300 kg·hm^-2+过磷酸钙750 kg·hm^-2+氯化钾150 kg·hm^-2; 处理T2为农民常规施肥的基础上施用硅钙土壤调理剂600 kg·hm^-2; 处理T3为施用碱性肥料600 kg·hm^-2; 处理T4为施用碱性肥料的基础上施用硅钙土壤调理剂600 kg·hm^-2; 处理T5为施用水稻专用肥600 kg·hm^-2; 处理T6为施用水稻专用肥的基础上施用硅钙土壤调理剂600 kg·hm^-2。

每个处理3次重复, 共计18个小区, 每个小区面积150 m², 小区设置采用随机区组排列方式。水稻先育苗后移栽, 株距×行距为50 cm×60 cm, 各处理设置独立灌溉沟渠。先将肥料和土壤调理剂均匀撒到各小区土壤表面, 旋耕至0~20 cm土层中混合均匀, 再灌水。供试水稻于5月5日移栽, 5月17日施用分蘖肥, 7月5日施用穗肥。分蘖期施用尿素150 kg·hm^-2, 穗肥施用90 kg·hm^-2。其余田间管理均按照大田常规操作进行。

土壤、植株样品采集于2019年8月下旬(水稻成熟期), 每个小区按照3点取样法分别对18个小区取样, 每个点取1 m双行, 先全部剪取水稻穗, 之后全株连根挖取, 抖落根围土作为供试土壤样品, 编号后带回实验室。植株先用自来水洗净根系泥土, 然后用蒸馏水清洗整个植株, 将植株的根、茎、叶分离, 稻穗先晒干再脱粒至糙米并除杂后, 均在105℃杀青30 min, 70℃下烘干至恒质量, 磨碎过0.425 mm孔径筛。穗头带回实验室后先调查穗长、穗粒数, 70℃烘干至恒质量后调查千粒重, 之后磨碎过0.425 mm孔径筛。土壤样品风干碾碎后, 分别过0.149 mm和2.0 mm孔径筛, 分别保存备用。

土壤总As、Cd测定分别采用《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法第2部分:土壤中总砷的测定》(GB/T 22105.2-2008)、《固体废物金属元素的测定电感耦合等离子体质谱法》(HJ 766- 2015)进行提取和测定。土壤有效态As、Cd分别采用《酸性土壤中有效砷、有效汞的测定原子荧光法》 (DB35/T 1459-2014)、《土壤质量有效态铅和镉的测定原子吸收法》(GB/T 23739-2009)进行测定, 整个测试过程中加入标准物质GBW07405进行质量控制。土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法-外加热法测定; 土壤pH采用1:2.5的土水比, 酸度计(Starter-3C, 奥豪斯仪器有限公司)测定。

在水稻灌浆期, 每个小区在预先标定的1 m双行内选连续的5穴, 用电子数显游标卡尺测定主茎茎基部的茎粗, 用SPAD仪测定旗叶叶绿素含量, 并测定株高等农艺生长指标; 乳熟期完成有效穗的调查; 收获前用2 m²样框进行取样测产, 同时采集各小区1 m双行整株水稻, 按照1.4小节完成对各样品的前处理。水稻植株各器官中As、Cd分别按照《食品安全国家标准食品中总砷及无机砷的测定》(GB 5009.11- 2014)、《食品安全国家标准食品中镉的测定》(GB 5009.15-2014)中规定的方法进行测定, 以国家标准物质[GBW07603(GSV-2)]为内标控制样品分析质量。为研究水稻吸收富集与转运土壤重金属的能力, 分别引入生物富集系数(Bioconcentration factor, BCF)和转运系数(Translocation factor, TF)两项评价指标, 转运系数的大小表示植物体内转移重金属的能力, 生物富集系数则表示植物器官从土壤富集重金属的能力^[28-29], 其计算公式分别如下:

(1)

(2)

采用Microsoft Excel 2010和SPSS 17.0统计软件进行方差分析, 并利用新复极差法(Duncan法)进行差异显著性检验(P < 0.05), 采用OriginPro 9.1软件进行柱形图分析。

从表 1看出, 与不同单一施肥措施相比, 各对应联合施肥对水稻的农艺生长特性及产量产生了不同趋势的影响。在常规施肥条件下, 硅钙调理剂配施后对株高、茎粗、产量3项指标产生了显著的影响(P < 0.05), 其中株高和产量分别下降了7.1%、9.4%, 茎粗增加了14.5%;碱性肥料条件下, 联合施肥分别对水稻的茎粗、穗长、穗粒数、产量4项指标产生了显著影响(P < 0.05), 分别提高了18.4%、7.8%、24.9%、16.1%;水稻专用肥模式下, 联合施肥则对试验中所涉及的8项指标均未产生显著影响。综合来看, 分别与水稻对应的3种单一施肥模式相比, 仅碱性肥料与硅钙调理剂联合施用时, 对水稻的农艺生长特性及产量起到了稳定的促进效果。

表 1 Table 1

表 1 不同施肥处理对水稻生长和产量的影响 Table 1 Effects of different fertilization treatments on rice growth and yield

表 1 不同施肥处理对水稻生长和产量的影响 Table 1 Effects of different fertilization treatments on rice growth and yield

从表 2可见, 在3种不同单一施肥模式下, 硅钙土壤调理剂的联合施用, 对水稻各部位的As、Cd累积含量产生了不同的影响趋势。常规施肥模式下, 硅钙土壤调理剂的联合施用对水稻籽粒、叶片、茎秆(除了茎秆中As含量提高了29.2%之外)、根系中As、Cd含量的影响均未达到显著性效果(P>0.05);碱性施肥模式下, 联合施肥对水稻籽粒、叶片、茎秆、根系中的As累积产生了显著的抑制效果(P < 0.05), 抑制率分别达到了32.1%、19.8%、21.8%、32.7%, 同时对水稻籽粒、根系中Cd的累积也产生了显著的抑制效果(P < 0.05), 抑制率分别达到了43.8%、10.3%;而水稻专用肥模式下, 硅钙调理剂的联合施用则仅对籽粒、茎秆、根系中Cd的富集具有显著的抑制效果(P < 0.05), 抑制率分别达到了35.0%、6.9%、28.3%, 而对水稻各器官中的As富集则无显著影响(P>0.05)。与各对应单一施肥模式相比, 以碱性肥料+硅钙土壤调理剂措施对AsCd复合污染条件下水稻各器官重金属富集的抑制效果最佳。

表 2 Table 2

表 2 不同施肥处理对水稻各部位重金属As、Cd含量的影响（mg·kg-1） Table 2 Effects of different fertilization treatments on As and Cd contents of various parts of rice(mg·kg-1)

表 2 不同施肥处理对水稻各部位重金属As、Cd含量的影响（mg·kg-1） Table 2 Effects of different fertilization treatments on As and Cd contents of various parts of rice(mg·kg-1)

生物富集系数是表征作物从土壤吸收累积重金属的能力。从图 1和图 2可见, 与各对应单一施肥措施相比, 不同的联合施肥处理均对土壤As、Cd的富集系数产生了影响。与对应单一施肥措施相比, 碱性肥料+硅钙土壤调理剂的联合措施对籽粒As、Cd的富集均产生了显著的抑制效果(P < 0.05), 抑制率分别达到了31.9%、43.0%, 而水稻专用肥+硅钙调理剂的联合措施仅对水稻籽粒Cd起到了抑制效果(P < 0.05), 抑制率为33.7%。根系对As的生物富集效果中, 仅碱性肥料+硅钙土壤调理剂的联合措施对根系As的富集系数产生了显著的抑制作用, 而常规施肥条件下的联合措施却对根系As的富集产生了显著的刺激效果(P < 0.05);根系Cd的生物富集效果中, 碱性肥料+硅钙土壤调理剂、水稻专用肥+硅钙土壤调理剂两种联合措施均对根系Cd的富集产生了显著的抑制效果(P < 0.05)。

不同小写字母表示处理间差异显著（P < 0.05）。下同 The different lowercase letters indicate significant differences among treatments(P < 0.05).The same below 图 1 不同联合施肥处理对水稻籽粒、根系As富集系数的影响 Figure 1 Effects of different combined fertilization treatments on As bioconcentration factor in rice grains and roots

图 2 不同联合施肥处理对水稻籽粒、根系Cd富集系数的影响 Figure 2 Effects of different combined fertilization treatments on Cd bioconcentration factor in rice grains and roots

转运系数是表征植物组织或者器官内的元素运输和富集能力。从图 3可见, 与对应单一施肥相比, 3种联合施肥对水稻植株中As从根系向茎秆的转运系数不存在显著差异(P < 0.05), 常规施肥条件下联合硅钙土壤调理剂措施分别对植株中As从茎到叶、茎到籽粒的转运均起到了抑制作用, 抑制率分别达到了12.2%、24.1%, 而碱性肥料条件下, 联合施肥则增加了水稻植株中As从茎到叶的转运, 提高了14.1%;从图 4可见, 与对应单一施肥相比, 碱性肥料的联合措施降低了水稻植株中Cd从根向茎转运系数(18.5%), 提高了从茎秆向叶片的转运系数(47.7%), 降低了从茎秆向籽粒的转运系数(11.8%), 而水稻专用肥联合措施则降低了水稻Cd从茎秆向籽粒的转运系数(40.0%)。结果说明, 3种联合施肥措施中, 碱性肥料+硅钙调理剂的联合措施均提高了水稻植株中As、Cd从茎到叶的转运, 降低了从茎秆向籽粒的转运, 且除As由茎秆到籽粒的转运外均达到了显著性差异(P < 0.05)。

图 3 不同联合施肥处理对水稻地上各器官中As转运系数的影响 Figure 3 Effects of different combined fertilization treatments on As translocation factor in aboveground various organs of rice

图 4 不同联合施肥处理对水稻地上各器官中Cd转运系数的影响 Figure 4 Effects of different combined fertilization treatments on Cd translocation factor in aboveground various organs of rice

从表 3可见, 与各单一施肥处理相比, 硅钙土壤调理剂的联合施用均未对土壤有效态As、Cd、pH、有机质产生显著影响, 但也引起了一定程度的变化趋势。常规施肥条件下联合硅钙土壤调理剂后, 土壤pH和有机质分别提升了0.27%、5.20%, 土壤有效态As下降了1.22%, 而有效态Cd则提高了9.52%;碱性肥料条件下联合硅钙土壤调理剂后, 土壤pH和有机质均分别提升了1.22%、6.28%, 土壤有效态As、Cd则分别下降了5.72%、12.00%;水稻专用肥条件下联合硅钙土壤调理剂后, 土壤pH和有机质分别下降了0.96%、13.06%, 土壤有效态As、Cd含量均分别下降了3.68%、1.33%。综合来看, 以碱性肥料条件下的联合施肥在提升土壤pH和有机质、降低重金属有效态含量的趋势上具有相对稳定的效果。

表 3 Table 3

表 3 不同处理对土壤As、Cd有效态含量及pH、有机质的影响 Table 3 Effects of different treatments on the soil available As, Cd, pH and organic matter

表 3 不同处理对土壤As、Cd有效态含量及pH、有机质的影响 Table 3 Effects of different treatments on the soil available As, Cd, pH and organic matter

对水稻各部位中As含量与土壤pH、有机质、有效态As含量进行Pearson相关性分析(表 4), 结果可知, 水稻籽粒As含量与土壤pH、水稻茎秆、叶片、根系中As含量均呈显著相关, 相关系数分别为0.35(P < 0.05)、0.49(P < 0.01)、0.48(P < 0.01)、0.63(P < 0.01);水稻根系中As含量与土壤有效态As含量之间呈显著相关性, 相关系数0.47(P < 0.01)。结果表明, 土壤As主要是通过有效态As含量来影响水稻组织器官中As经根系、茎秆向籽粒中的转运, 适度降低土壤有效态As, 有助于降低根系对As的富集, 继而调节根系As经过茎秆进入叶片和籽粒的分配, 降低对水稻籽粒As含量的影响。

表 4 Table 4

表 4 水稻各部位As含量与其影响因子间的Pearson相关性分析 Table 4 Pearson correlation analysis of As content in various parts of rice and its influencing factors

表 4 水稻各部位As含量与其影响因子间的Pearson相关性分析 Table 4 Pearson correlation analysis of As content in various parts of rice and its influencing factors

对水稻各部位Cd含量与土壤pH、有机质、土壤有效态Cd含量进行Pearson相关性分析(表 5), 结果表明, 水稻茎秆中Cd含量与土壤有效态Cd含量呈显著相关, 相关系数为-0.34(P < 0.05);土壤有效态Cd含量分别与土壤pH、有机质含量呈相关关系, 相关系数分别为0.34(P < 0.01)、0.44(P < 0.05);水稻籽粒Cd含量与水稻茎秆、叶片、根系中Cd含量呈显著相关关系(P < 0.01), 相关系数分别为0.64、0.63、0.65。综合表明, 土壤pH、有机质含量会通过影响土壤有效态Cd含量, 进而影响土壤Cd经茎秆向籽粒中的转运。

表 5 Table 5

表 5 水稻籽粒Cd含量与其影响因子间的Pearson相关性分析 Table 5 Pearson correlation analysis between rice grain Cd content and its influencing factors

表 5 水稻籽粒Cd含量与其影响因子间的Pearson相关性分析 Table 5 Pearson correlation analysis between rice grain Cd content and its influencing factors

重金属污染土壤安全利用的关键是在化学原理上降低土壤重金属的移动性, 或组织器官中重金属元素向可食用部分的转移^[30], 从而提高农作物(尤其可食用部分的籽粒)的安全性^[31-33]。大量的研究通过生物炭、海泡石、蒙脱石、蛭石、硅藻土、硫酸盐矿物、碳酸盐及磷酸盐等^{[14, 30, 34]}单一材料来实现土壤重金属的钝化。农田土壤重金属防控的关键是实现籽粒的安全, 如何采用现有的农艺措施或优化组合来实现具有可推广价值的安全利用目标, 是本研究的重点。为此, 本研究以云南水稻种植中常用的3种单一施肥措施为基础, 分别与联合施肥措施下As-Cd复合污染土壤及水稻的安全利用效应进行分析和比对, 发现与单施碱性肥料相比, 碱性肥料+硅钙土壤调理剂在抑制水稻籽粒As、Cd的生物富集中均表现出显著的效果, 这与本研究结果中的联合施肥对水稻各器官间As、Cd转运系数的影响有关, 碱性肥料下的联合施肥措施首先降低了水稻根系对土壤As、Cd的富集(P < 0.05), 根系对土壤重金属的低富集为地上部分及籽粒中As、Cd含量的下降提供了重要基础条件(表 4、表 5)。其中, 碱性肥料的联合施肥对As从根系向茎秆的转运基本无影响, 而显著提高了As从茎秆到叶片的转运(P < 0.05), 降低了As从茎秆向籽粒的转运(P < 0.05);而在重金属元素Cd的传导转运中, 联合施肥也抑制了从根到茎的转运, 提高了从茎秆到叶片的转运, 抑制了从茎秆到籽粒的转运。结合本研究中3种单一施肥模式与硅钙调理剂联合施用前后对土壤pH、有机质、重金属有效态含量的影响, 初步分析可以得出, 碱性肥料+硅钙土壤调理剂联合施用对AsCd复合污染农田土壤的安全利用机制可能是通过抑制重金属向根系的移动富集, 继而抑制其从根系向茎秆的转运(除元素As外), 调控茎秆向叶片和籽粒转运的再分配, 即促进重金属元素向不可食用的叶片组织转运, 减缓向可食用部位籽粒的转运。

碱性肥料+硅钙土壤调理剂之所以在效果上优于其他的两种联合措施, 可能一方面与碱性肥料(pH 8.0±1.0)的施用为水稻根系提供了微碱性条件, 延缓了根系分泌物对土壤As、Cd向生物可利用的有效态的转化速率^[35-36]有关, 本研究结果也证实了单一碱性肥料及碱性肥料的联合施肥均在提高土壤pH上优于其他施肥处理; 另一方面可能与硅钙土壤调理剂联合作用有关, 在调理土壤物理性状的基础上, 其主要成分Si、Ca对土壤pH和有效态含量影响较小, 但可通过调节阻控土壤As、Cd在水稻各器官中的转运系数而降低籽粒中重金属的富集量, 这与前人的研究结果相似^[37-40], 本研究也证实了碱性肥料+硅钙土壤调理剂的联合措施具有促进土壤有机质提升、降低As、Cd有效态含量的作用。常规施肥、水稻专用肥条件下的硅钙土壤调理剂施用在根系As、籽粒Cd富集上虽然具有一定抑制效果, 但在水稻地上部各器官向籽粒转运中的效果缺乏稳定性^[41], 这也恰恰说明调控As、Cd转运与再分配是碱性肥料提供的微碱性环境和硅钙土壤调理剂共同作用的结果, 正如鄢德梅等^[42]的研究表明, 微碱性的钙镁磷肥则是石灰、海泡石在修复Cd污染稻田土壤中的关键因素。

As、Cd均为植物的非必需营养元素, 通过根系吸收在植物组织中累积会对植物的生长具有毒害效应。施肥措施作为作物种植过程中必需的农事环节, 在水稻的生长及增产稳产中起关键作用。本研究在3种单一施肥措施的基础上, 联合硅钙土壤调理剂在增强作物抗逆、补充中微量元素等功能特性, 探索联合施肥对As-Cd复合污染下水稻农艺生长特性及产量的影响。研究结果表明, 除农民常规施肥(尿素+过磷酸钙+氯化钾)措施外, 碱性肥料、水稻专用肥两种施肥措施下联合施用硅钙土壤调理剂后均可不同程度地提高水稻产量, 其中以水稻专用肥及其联合施肥下的整体产量水平最高, 这可能与水稻专用肥中特有的N、P、K养分配比优势有关。与对应单一施肥措施相比, 联合施肥的效果中, 以碱性肥料与硅钙土壤调理剂联合施用后对水稻农艺生长指标和产量的促进作用最为显著, 而农民常规施肥下的联合施肥则对包括产量在内的水稻部分指标起到了抑制作用, 这与过磷酸钙的微酸特性有关, 也说明碱性肥料+硅钙调理剂组合效果的关键在于碱性肥料提供的微碱性的根区土壤环境, 降低了土壤有效态As、Cd对水稻生长的胁迫效应。

硅钙土壤调理剂中的主要组分Si是水稻的第4大营养元素^[43], 生物有效Si、Ca的补充, 能增加水稻的结实率、有效穗、穗粒数、千粒重和产量^[44-46]。另外, 元素Si对重金属胁迫下水稻生长的毒害具有缓解作用, 在生理学机制方面, Si通过参与水稻的生理代谢活动, 使其抗氧化系统酶的活性和清除自由基的能力增强^[47], 进而抑制As、Cd的吸收及在水稻各器官组织中的运输, 尤其Si还参与Cd在水稻体内的螯合和区隔作用, 在土壤学机制方面, 有效Si能改变土壤理化特性, 降低土壤中重金属有效态含量, 而土壤偏碱性微环境能促进重金属从有效态向残渣态的转化^{[39, 42, 48]}, 减少As、Cd对水稻生长的毒害胁迫, 进而达到促进生长和增产增效, 这与本文的研究结果较为一致。

(1) 在As-Cd复合污染农田上, 与对应单一施用化肥相比, 碱性肥料与硅钙调理剂的联合施用对水稻的茎粗、穗长、穗粒数、产量4项指标分别提高了18.4%、7.8%、24.9%、16.1%, 且均达到了显著差异(P < 0.05), 而常规施肥和水稻专用肥模式下的联合施肥则对水稻包括产量在内的各农艺生长指标起到了部分抑制或无显著影响。

(2) 3种施肥措施条件下, 以碱性肥料模式下的联合施肥对水稻各器官中As、Cd的吸收累积抑制效果最好, 其对籽粒、叶片、茎秆、根系中As累积的抑制率分别为32.1%、19.8%、21.8%、32.7%, 对籽粒、根系中Cd累积的抑制率分别为43.8%、10.3%, 且均达到了显著性差异水平(P < 0.05), 而专用肥模式下的联合施肥仅对水稻籽粒、茎秆、根系中Cd的富集起到了抑制效果(P < 0.05), 常规施肥模式下仅对茎秆中As的富集起到了抑制效果, 其余均无明显影响或产生负效应。

(3) 在As-Cd复合污染农田上, 碱性肥料+硅钙土壤调理剂的重金属修复机制是在降低根系对土壤As、Cd吸收同时, 重点对通过根系进入到茎秆的重金属As、Cd再分配进行调控, 促进茎秆重金属向叶片转运, 抑制其向籽粒转运的比例。