2021, Vol. 40
2. 湖南大学研究生院隆平分院, 长沙 410125;
3. 农田土壤重金属污染防控与修复湖南省重点实验室, 长沙 410125;
4. 湖南师范大学资源与环境科学学院, 长沙 410081
2. Longping Branch of Graduate School of Hunan University, Changsha 410125, China;
3. Hunan Province Key Laboratory of Prevention, Control and Remediation of Soil Heavy Metal Pollution, Changsha 410125, China;
4. College of Resources and Environmental Science, Hunan Normal University, Changsha 410081, China
据2014年《全国土壤污染状况调查公报》[1]显示，近年来，人类的各种工农业生产活动，如矿山开采和冶炼、汽车尾气排放、大气沉降、使用污水作为灌溉水源以及农药与杀虫剂的长期不当使用等原因，导致重金属成为影响我国耕地土壤环境质量的主要污染物，其中重金属Cd和As污染点位超标率分别高达7.0% 和2.7%，高居我国无机污染物类型的第一、三位，我国农田土壤正遭受着不同程度的Cd-As复合污染问题[2-3]。
矿区/冶炼区将未经处理过的含多种高浓度重金属的废水、废气、废渣等工业废弃物直接排放进入附近河流、大气、土壤是导致水体、土壤及农作物受到严重重金属复合污染的重要原因之一[4]。据报道，我国广东汕头和安徽省的某些采矿区和冶炼区由于工业废弃物的不当排放导致附近农田土壤出现不同程度的Cd-As复合污染现象，且均超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618— 2018)[5]规定的农用地土壤污染风险筛选值，潜在风险较高[6-7]；湖南省是我国著名的有色金属之乡，矿区不合理的矿冶活动同样使周边农业环境重金属污染现象突出，如湖南郴州柿竹园矿区附近农田土壤Cd、As平均浓度分别达到了0.3~21.9 mg·kg-1和25~359 mg·kg-1，严重威胁了当地农业生产的可持续发展[8]。利用污水作为灌溉水是导致稻田土壤Cd-As复合污染的另一重要原因，据《第二次全国污染源普查公报》[9]，2017年我国水污染物中重金属Pb、Hg、Cd、Cr和As排放量达到了182.54 t，污水灌溉导致相应流域内农田重金属污染严重，湖南省内的矿山开采、金属冶炼活动大多位于湘江流域，大量工业废弃物被不当排放进入湘江，使得流域内农田土壤重金属污染形势严峻，严重危害到流域内4 300万人民的生命健康[10]。郭朝晖等[11]对从湘江中下游的衡阳-长沙段采集的219个农田土壤样品进行分析，结果发现，其中As、Cd、Ni、Cu、Pb和Zn等重金属含量均高于湖南省相应土壤重金属背景值，且出现不同程度的重金属复合污染问题。稻田土壤Cd-As复合污染同样也一直严重困扰其他以稻米为主食的东亚和东南亚国家农业的健康发展，当地稻米籽粒Cd、As含量严重超标，有毒物质通过食物链聚集到人类体内，威胁人体健康[12]。日本稻田土壤的Cd-As复合污染也严重威胁到了其粮食安全与可持续发展[13]。另外，巴基斯坦的章市被污染水源灌溉的农田土壤，Pb、Cd、As浓度分别达到了119.4、51.0、34.8 mg·kg−1，污染较为严重[14]。
作为世界上约一半人口主食的水稻相较于其他大宗谷类作物更容易积累Cd和As，其中，精米As含量相较于其他谷类作物高约80%[15-16]，Cd含量高约28%[17-18]。如有研究表明，作为我国水稻主产区之一的湖南省，其矿冶污染区生产的水稻精米中Cd、As含量均高于《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762—2017)中所规定的标准[19]。土壤中过量的重金属不仅会影响稻米质量，还会降低稻米产量。稻田土壤Cd-As复合污染呈现出的整体性和大面积趋势已经给人类社会的可持续发展造成了严重的威胁[20-21](表 1)，也给其治理与修复方法提出了新的要求。目前，针对Cd-As复合污染的修复技术主要有物理修复法、化学修复法以及生物修复法等[31]。其中，化学原位钝化技术由于其简单易行、见效快、经济效益高且对土壤产生的二次污染较小而受到国内外学者的青睐，是目前应用最广泛的土壤重金属污染修复方法之一[32-33]。鉴于Cd-As复合污染的普遍性、危害的严重性以及治理的复杂性，本文将集中阐述稻田土壤Cd-As复合污染的典型钝化材料、钝化机理及其对水稻Cd-As吸收的同步阻控，以期为高效修复Cd-As复合污染土壤、减轻稻米Cd-As积累提供科学依据与应用指导。
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表 1 稻田土壤Cd-As复合污染现状 Table 1 Current status of Cd-As compound contamination in paddy soil |
原位钝化技术是将钝化剂添加到土壤中，通过络合、吸附、沉淀、离子交换等物理化学反应，改变重金属在土壤中的赋存形态，降低其生物有效性和迁移性，从而减轻其对农作物生物毒性的方法[3, 14, 34-35]。Cd和As在土壤中表现出截然不同的化学性质、形态和价态。一般随土壤中pH值升高，土壤生物有效态Cd含量降低，两者呈显著负相关关系；而类金属As则相反，随着土壤pH值升高，As溶出性增加。淹水条件下，随着土壤Eh值的降低，土壤Cd移动性减弱，而As的移动性却升高[34, 36]。因此，稻田土壤Cd-As协同钝化较为困难，效果较差，治理单一Cd或As污染稻田土壤的钝化剂一般不适用于Cd-As复合污染稻田。目前，针对土壤Cd-As复合污染通常需要复合钝化剂来实现Cd-As的同步钝化[37]，主要包括：铁(Fe)与碱性无机材料复合钝化剂[14, 20, 23, 38]；Fe与有机材料复合钝化剂[26, 39]；Fe与碱性无机、有机材料复合钝化剂[40-43]；碱性无机与有机材料复合钝化剂[24-25]。明确复合钝化剂对Cd-As的复合钝化机制对于评价修复材料的钝化效果与后续改进和未来新材料研发均具有十分重要的意义。
2.1 Fe与碱性无机材料复合钝化剂作为地壳元素中含量排名第4的元素，Fe在稻田土壤生物化学过程中扮演着重要的角色[44]，其可以高效调控土壤Cd/As循环及其活性，从而显著影响Cd/As的生物有效性[45-47]；另外碱性无机材料也被广泛应用于修复土壤Cd-As复合污染。Fe与碱性无机材料对复合Cd-As污染的钝化机制主要为：(1)Fe对As有高度的亲和力，Fe主要通过专性吸附和非专性吸附作用降低土壤中As的生物有效性。专性吸附主要是土壤中As和金属氧化物发生配位体交换作用，如零价铁(Fe0)/铁(氢)氧化物表面含有丰富的羟基(—OH)和水合基(—OH2)，砷酸根(AsO43-)可与其表面丰富的配位基团进行交换，在表面形成稳定的内层螯合物[48-50]；非专性吸附主要是由于表面带正电荷的胶粒[如铁(氢)氧化物]对带负电荷的AsO43-或亚砷酸根(AsO33-)离子发生静电吸附作用[31, 48, 51-52]，从而达到固化活性态As的目的。(2)Fe0及铁(氢)氧化物等均具有较强的氧化还原能力，可改变稻田土壤中As的存在价态，对As3+具有较强的氧化和吸附能力，从而高效减轻As的生物有效性[31]。(3)化学性质相近的重金属元素，尤其是同族重金属元素同时存在于土壤中，由于对吸附点位的竞争会导致出现拮抗竞争作用[53]。在植物生长过程中Fe2+和Zn2+会与Cd2+竞争吸附位点，从而抑制植物对Cd的吸附，降低Cd的生物有效性[54]。(4)碱性无机材料如石灰、含磷(P)材料、含硅(Si)物质(黏土矿物)、含钙(Ca)物质等，可以通过提高土壤pH值降低稻田土壤中Cd的活性。在土壤pH值较高时，Cd2+易与土壤中OH-、CO32-、SO42-、SiO32-和HPO42-等含氧阴离子生成难溶性沉淀物并逐渐向残渣态转化，进而降低土壤中Cd的迁移性和生物有效性[55-56]。但提高土壤的pH值易使稻田土壤中As活化，因而碱性无机材料一般仅应用于Cd污染土壤钝化[43, 57-58]。(5)碱性黏土矿物(如沸石、蒙脱石、海泡石等)因其破键和晶格内的类质同象置换现象、巨大的比表面积和高孔隙率而拥有较高的阳离子交换容量，故而对Cd具有较强的离子交换能力和吸附能力[59]。
基于以上钝化机制，Fe与碱性无机材料的复合钝化剂被广泛应用于修复稻田Cd-As复合污染土壤，其可同时有效降低Cd、As的生物有效性，目前国内外研究较多，并取得了一定的成果。徐珺等[23]利用碳酸钙+Fe0(LI)和羟基磷灰石+Fe0(HI)对Cd-As复合污染稻田土壤进行钝化修复，结果显示，LI的效果明显优于HI，LI使土壤中交换态Cd和As、TCLP提取态Cd和As均显著下降，这主要是由于碳酸钙使土壤pH值升高，从而增强了土壤对Cd的吸附作用并促使Cd形成氢氧化物沉淀；同时，Fe和Ca均可与As反应生成难溶性沉淀，进而使As的溶解性大幅降低。Ullah等[3]利用Fe2O3负载改性毛发(1 g)+CaCO3(10 g)对Cd、As、Cr和Pb复合污染土壤进行原位钝化修复，并种植水稻进行钝化效果检验，结果表明，相较于对照，该钝化处理使稻米Cd、As、Cr和Pb含量分别下降了46%、80%、79% 和81%，显著降低了Cd-As等复合重金属污染物的生物有效性。此外，磷酸盐可通过与Cd形成稳定的金属磷酸盐沉淀物[如Cd3(PO4)2]而与Fe联合用于修复Cd-As复合污染土壤。例如，Yuan等[14]将10% 剂量(钝化剂/土壤质量)的羟基磷酸铁加入到Cd、As和Pb复合污染的土壤中后，NaHCO3提取态As、DTPA提取态Cd和Pb的固定率分别达到了69%、59% 和44%，且当土壤水分在20%~100% 之间变化时，固定效率没有发生变化。
2.2 Fe与有机材料复合钝化剂有机物质如生物炭、有机废弃物(作物秸秆和动物粪便等)、有机酸、腐殖质和生物菌类等近年来被广泛应用于土壤Cd-As复合污染钝化修复[58, 60-61]。有机钝化剂在被施加进入土壤后可以有效改变Cd-As的迁移性，进而减轻土壤中Cd和As的生物有效性，其钝化机理主要为：(1)有机钝化剂含有丰富的配位体官能基团，如羧基(—COOH)、羰基(C=O)、酚羟基(—OH)等，其在稻田土壤中与游离态Cd相互作用后形成稳定的有机络合物或螯合物，从而降低Cd的迁移性和生物有效性[62-63]。(2)腐殖质是有机钝化剂的主要成分，许多研究结果表明，土壤环境中Cd2+易与腐殖质分子形成腐殖质-Cd络合物，进而抑制植物吸收Cd[64-65]。(3)生物炭和有机肥等有机钝化剂加入土壤后产生的有机阴离子会和土壤颗粒表面的OH-发生配位交换作用，继而使土壤溶液中OH-增多，pH值显著升高，而土壤pH值的变化则会进一步影响土壤Eh值，从而影响土壤中重金属存在形态，进而影响土壤对重金属的吸附性能、改变土壤中重金属的迁移性和生物有效性[58]。(4)对生物体而言，无机As的毒性远高于有机态As[60]。环境中无机态As转化为有机态As的主要方法是甲基化作用，土壤环境中的微生物和动物等是将无机态As甲基化成有机态As的主导者，而由于有机钝化剂含有高度腐殖化的有机质而为甲基化提供了甲基源，对土壤中微生物的种类和数量影响较大，从而促进了As的甲基化[66-67]。当土壤环境中无机态As通过微生物的甲基化作用转化为毒性较小的有机态As或以气体形式排放到大气中，则可大幅降低As的生物毒害作用[68]。
近年来，随着研究的深入与实际的需求，国内外出现了大量关于改性生物炭的研究[53]。生物炭表面携带大量负电荷，拥有较高的阳离子交换量，因此一般应用于修复重金属阳离子(如Cd、Pb)污染的土壤[68-70]，针对土壤Cd-As复合污染，多将生物炭与Fe材料进行复合应用，进而弥补单一钝化剂的不足，提高修复效率。如张静静[61]利用蚕沙生物炭(BC)分别和不同Fe材料(FeSO4、FeCl3、Fe0、纳米铁)混施修复Cd-Pb-As复合污染土壤，结果表明，BC+FeSO4混施钝化效果最好，残渣态Cd和As分别增加了40.9% 和1.9%，离子交换态和碳酸盐结合态Cd和As分别降低了28.4% 和10.8%，大幅降低了土壤中Cd、As的生物有效性。有机废弃物、有机酸和腐殖质等有机物质也可以有效钝化土壤中重金属，近年来也被广泛应用于污染土壤的修复。王向琴等[26]将Fe0与腐殖质复配(质量比为12.5∶87.5)用于稻田土壤Cd-As的同步钝化，与对照相比，施加2 250 kg·hm-2复合钝化剂的土壤，早稻稻米中Cd、As含量分别显著下降0.16 mg· kg-1和0.61 mg·kg-1，晚稻稻米中Cd、As含量分别显著下降0.25 mg·kg-1和0.66 mg·kg-1。刘承帅等[71]发现在利用Fe-腐殖质复合材料对Cd-As复合污染土壤进行钝化修复后，土壤中有效态Cd和As分别下降了37.4% 和28.2%，芥菜地上部Cd和As分别下降了48.3% 和39.3%，地下部则分别下降了72.1% 和61.7%，复合材料的施用促进了Cd-As复合污染土壤中蔬菜的安全生产。涂春艳等[27]发现利用蚕沙有机肥-Fe0复配(最佳复配比1∶2)可以协同钝化土壤中Cd、As、Zn，使其生物有效性显著降低。但需注意的是，有机物质稳定性较差、易受土壤微生物的影响，且有重新活化土壤中重金属的风险[58, 72]，有机物质在实际应用中还存在许多限制因素。
2.3 Fe与有机材料、碱性无机材料复合钝化剂一般单一钝化材料对某一种重金属污染土壤钝化修复效果较好，而Cd、As在土壤中相反的化学性质则更加大了Cd-As复合污染土壤修复的困难。已有研究表明，将Fe材料与有机、碱性无机材料进行组配，可大幅提高Cd-As复合污染土壤的钝化效率。如张永利[42]利用高浓度Fe0(0.5%)与蘑菇渣菜梗堆肥、石灰和蒙脱石进行复配，并对珠三角Cd-As污染土壤开展钝化研究，发现土壤中DTPA-Cd和CaCl2-Cd分别显著下降了24.2%~34.3%和77.2%~90.6%，HCl-As下降了37.7%~44.4%，为Cd-As污染农田的安全可持续生产提供了钝化依据。这主要是由于蘑菇渣菜梗堆肥不仅富含腐殖质与官能团，可通过吸附、络合作用降低土壤中有效态Cd，而且石灰和蒙脱石可使土壤pH值升高，土壤表面负电荷增加，从而固定了土壤中有效态Cd；同时Fe0被氧化成铁(氢)氧化物，使Cd和As被大量吸附。此外，含Si碱性材料也被广泛应用于Cd-As复合污染稻田土壤修复，主要涉及以下4种机制：第一，硅酸盐不仅易与土壤中易溶性Cd形成难溶性沉淀，而且可以增加土壤中有效硅(SiO2)含量，进而与土壤中活性态Cd络合形成牢固的Si-Cd络合物；第二，含Si物质可以提高土壤pH值，增强土壤对Cd的吸附，进而达到降低Cd的迁移性和生物有效性的目的；第三，由于硅酸与亚砷酸是化学类似物，且水稻根系通过吸收Si的细胞质膜转运体LSi1与LSi2对As(Ⅲ)进行高效吸收，因而土壤中水溶性硅酸(H4SiO4)的增加可以相应减少水稻对As的吸收转运[73]；第四，含Si物质的加入可以促进水稻根表铁膜的形成，增加对土壤活性态Cd、As的吸附作用，进而抑制水稻根系对Cd、As的吸收与积累[74]。刘传平等[43]发明了一种铁硅硫多元素复合生物炭调理剂，用来对Cd-As-Pb复合污染稻田土壤进行钝化处理并种植水稻，结果显示，稻米无机As、总Cd和总Pb分别下降52.1%、58.6% 和42.1%，表明该铁硅硫多元素复合生物炭调理剂可同时有效降低土壤中Cd、As和Pb生物有效性，减控这3种重金属在稻米中的积累。郭娟等[75]对比了硅铁材料单施、生物炭单施及硅铁材料+生物炭复合施配对酸雨条件下Cd、As生物有效性的影响，结果表明，相较于单一钝化材料，硅铁材料和生物炭复配在降低农田土壤中水溶交换态Cd和非专性吸附态As效果方面最为显著，有效减轻酸雨条件下Cd、As对上海青产生的生物毒害，这对保障酸化条件下中轻度Cd-As复合污染农田土壤的蔬菜安全生产有重要意义。另外，熊静等[41]也发现铁改性生物炭、酸改性海泡石和酸改性蛭石在最佳复配比为20.67%、23.49% 和49.54% 时，对Cd-As同步钝化效果最好，可有效降低土壤中Cd和As的生物有效性。
2.4 碱性无机与有机材料复合钝化剂用于Cd-As复合污染土壤修复的碱性无机与有机复合钝化剂多是黏土矿物、硅钙类、磷酸盐类材料与生物炭、有机物料进行复配，将这类材料进行组配不仅可以有效钝化Cd、As，还可改善土壤理化性质(如土壤酸碱性和土壤肥力)[51]。辜娇峰等[24]将羟基磷灰石、沸石和改性秸秆炭按一定比例进行组配，并利用其对Cd-As复合污染稻田土壤进行改良，水稻盆栽实验表明，适量施用该组配改良剂显著降低了水稻根际土壤可交换态Cd、As和稻米Cd与无机As含量。杜彩艳等[25]将硅藻土、生物炭、沸石粉和石灰进行组合并开展田间实验，发现生物炭、沸石粉与硅藻土复配对土壤生物有效态Cd、As、Pb和Zn的减控效果最好，分别使玉米籽粒中Cd、As、Pb和Zn含量较对照中降低了95.0%、90.9%、47.7% 和31.4%。表 2总结了常用Cd-As复合钝化剂及其应用效果。
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表 2 Cd-As复合钝化剂及其应用效果和修复机理 Table 2 Composite passivation materials of Cd-As and its application efficiency and mechanism |
高效原位钝化技术在有效钝化土壤Cd、As的同时，还可对Cd、As在水稻体内的转运与积累产生减控作用，因此，近年来关于土壤钝化阻控水稻吸收Cd、As的原理与过程引起国内外学者的广泛重视。
Cd、As从土壤中迁移到水稻籽粒中主要经过4个过程：根部吸收土壤中生物有效态Cd、As，木质部向地上部转运，跨维管束运输以及通过韧皮部将Cd、As向籽粒转移[34, 77]。从迁移过程来看，稻田土壤中活性态Cd、As从土壤矿物质表面迁移至水稻根系表层并被吸收的过程，是决定水稻Cd、As积累的关键，因此，钝化剂可从两方面阻控水稻Cd、As的吸收与积累：首先，利用钝化剂减少稻田土壤中活性态Cd、As含量，控制Cd、As从土壤矿物质表面迁移至水稻根系表层并被吸收的过程，相关钝化机理已在前文叙述；其次，钝化剂可生理阻控水稻根系吸收Cd、As及其在水稻体内的转运。Fe钝化剂在生理阻控水稻Cd、As吸收方面应用前景巨大：一方面，定位于水稻根部的OsNramp1、OsIRT1/2和OsYSL2/15转运蛋白在促进Fe2+吸收的同时也促进Cd2+的吸收[78-81]，因此，利用Fe钝化剂不仅可以钝化土壤中活性态Cd、As，而且土壤中有效态Fe2+浓度的增加可对Cd2+产生竞争吸收作用，抑制Cd相关转运蛋白的表达，进而减少水稻根系对Cd的吸收，达到减少水稻Cd积累的目的[82-84]；另一方面，Fe的加入可进一步提高水稻体内酶的活性(如超氧化物歧化酶SOD和过氧化氢酶CAT等)，从而减少植物体内Cd胁迫的危害和水稻籽粒的Cd聚集[85]。同时，Fe钝化剂的施入可促进水稻根表铁膜的形成，研究表明，水稻根表铁膜对Cd和As都有良好的屏障作用，进而阻控土壤中生物有效态Cd和As通过根部进入水稻体内[86-87]。
As在淹水还原稻田土壤中主要以As(OH)3的形态存在，As(OH)3与硅酸盐是典型的化学类似物，水稻根系对As(OH)3的吸附主要通过水稻根系的Si转运通道Lsi1和Lsi2。Lsi1主要位于水稻成熟区主根和侧根外皮层及内皮层细胞膜的外侧，是根系从土壤中吸收As(OH)3的主要途径，因此，使用含Si物质作为钝化剂可通过拮抗竞争作用从源头调控水稻根系通过转运蛋白通道Lsi1对土壤中有效态As的吸收，对降低水稻As积累意义重大。不同于Lsi1，Lsi2主要表达于外皮层和内皮层细胞膜的内侧，作为Si的外排转运蛋白，它主要负责将细胞内的As(OH)3朝中柱方向的质外体外排，通过木质部向地上部转运，因此，Lsi2对As(OH)3在水稻地上部的传输贡献更大[88-89]。Ma等[73]的研究结果也表明Lsi2对水稻籽粒As积累的影响较Lsi1大，这说明阻控As通过木质部向地上部转运是控制水稻地上部As积累的关键，而增加水稻中Si的含量对抑制As(OH)3向地上部转运、降低籽粒中As含量意义重大。含Si物质作为钝化剂还可抑制Cd从水稻根部向茎秆及地上部转移，减少水稻籽粒Cd含量。首先，Si可以通过在根内皮层附近聚集来降低细胞壁的孔隙度，从而减少根部Cd质外体旁流，阻断Cd向地上部的运输[90]。其次，Si、Cd还可和细胞壁上半纤维素共沉积形成[Si-半纤维素基质] Cd络合物，从而通过抑制Cd向地上部的运输来减少水稻籽粒中Cd的积累量[91-92]。此外，据Kim等[93]的研究结果表明，Si还可通过抑制重金属相关转运基因OsHMA2和OsHMA3的表达，来减少Cd进入水稻木质部装载，从而减少Cd对水稻的生物毒害。因此，使用含Si材料作为Cd-As复合污染钝化剂，可以达到同步降低土壤和水稻体内Cd、As含量的双重目的。
综上所述，Fe和含Si物质均对土壤中Cd和As有良好的钝化效果及可从生理上阻控水稻吸收Cd/As能力(图 1)，开发新型Fe-Si复合钝化剂对修复CdAs复合污染稻田土壤意义重大。
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图 1 Fe-Si复合钝化剂阻控水稻吸收Cd、As机理 Figure 1 Mechanism of Fe-Si composite passivators in inhabiting the accumulation of Cd and As in rice |
原位钝化修复技术可显著降低Cd、As在土壤中的迁移性和生物有效性，但由于Cd、As相反的化学性质，其同步钝化效果较低，单一钝化剂难以进行CdAs复合污染修复，而复合钝化剂多将Fe材料和其他有机或碱性无机物质进行复配，可同时钝化稻田土壤中活性态Cd、As，降低水稻籽粒对Cd、As的吸收和积累。但目前Cd-As复合污染原位钝化修复技术仍存在许多不足之处，有待进一步研究。
(1)利用含磷物质作为钝化剂有可能会造成水体富营养化，有机肥和秸秆生物炭的复配可能会向土壤引入重金属，改变土壤原有微生物群落组成结构等。
(2)钝化剂单次用量较大，可能会对环境带来二次污染且使得修复成本过高，经济效益和环境效益有待提高。
(3)钝化效果的稳定性和持久性较差，目前研究缺乏对钝化效果的长期定位观测与研究数据。
针对上述存在问题提出以下几点建议：
(1)加强新型Fe-Si钝化剂的研发。Fe-Si钝化剂对稻田土壤中Cd、As有较好的钝化效果及生理阻控效果，将Fe、Si材料连用，研究Cd-As钝化效率显著的钝化剂对降低钝化剂单位施加量，提高经济效益和环境效益极为重要。
(2)结合盆栽试验和野外田间试验确定新型FeSi钝化剂最佳施用量。我国大部分土壤都是缺Si土壤，尤其是南方稻田土壤，水稻是典型富Si植物(干物质Si>10%)，含Si材料的添加可显著促进水稻生长，增加稻谷产量；Fe材料在一定浓度范围内对土壤无毒害，但超过一定剂量会给土壤理化性质带来危害。即Fe-Si钝化剂的适量施用基本不会给土壤理化性质和环境造成影响，反而会促进作物增产。因此探索新型Fe-Si复合钝化剂的合理施用剂量可使经济效益和环境效益达到最大化。
(3)深入揭示新型Fe-Si钝化剂对土壤Cd、As的钝化机理和抑制水稻Cd、As吸收与转运的分子机制与生理过程。
(4)进行长期定位大田试验以验证新型Fe-Si钝化剂钝化的稳定性、有效性和持久性，为持久高效降低水稻籽粒中Cd、As积累提供技术支持。
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