2017, Vol. 38
2. 湖南农业大学生物科学与技术学院, 长沙 410128
, ZHOU Hang1 , YANG Wen-tao2 , GU Jiao-feng1 , CHEN Li-wei1 , DU Wen-qi1 , XU Jun1 , LIAO Bo-han1
2. College of Bioscience and Technology, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China
矿冶和电镀行业的快速发展以及农业肥料和农药的滥用导致土壤重金属污染严重, 农田重金属污染已经成为受全世界关注的环境问题[1~3].我国农田Cd污染严重, 其面积达到2.0×107 hm2, 约占农田总面积的1/5, 污染所造成的经济损失至少为200亿元[4, 5].全世界约有一半的人口以水稻为主食, 而被污染的土壤生长的水稻吸收和累积重金属镉(Cd), 通过食物链严重危害人类的健康[1, 3, 6].
硅(Si)是地壳除氧(O)元素之外最多的元素.土壤中的Si含量虽高且以各种形态赋存, 但是能被植物吸收利用的只有有效态Si, 缺乏Si元素的植株无法正常生长, 所以有些学者将其视为高等植物的必需元素[7~9].有研究表明, Si能提高农作物生物量和产量[9~11], 提高农作物对褐斑病、二化螟、稻飞虱、纹枯病等生物胁迫的能力[7, 12, 13], 也能提高农作物应对盐胁迫[14]、重金属Cd、Mn、Cu、Al、As胁迫[9, 15~22]、干旱[23~25]等非生物胁迫的能力. Si能减轻土壤和水稻中重金属Cd的毒害作用, 但是Si与Cd在土壤中和土壤-水稻系统中的解毒机制十分复杂, 包括提升土壤pH值, 减少植物根系对Cd的吸收, 减少地下部向地上部的运输, 堵塞质外体运输通道, 细胞壁中形成Cd-Si复合物[9, 15, 26~30]等.有研究发现, 施用粉煤灰、钢渣和炉渣等富Si材料能提升土壤pH值来影响土壤重金属Cd的活性[15, 26~28, 31]; 也有研究表明, 土壤pH值未发生变化[25, 32, 33].土壤中的Si与Fe、Al、Mn等元素相互作用, 使专性吸附态Cd或铁锰氧化物结合态Cd含量增加, 因而交换态Cd减少, 从而降低植物的毒害[9, 15, 34~36].有研究表明, 叶面喷施和土壤施用硅酸钠(Na2SiO3)均能提高水稻的生物量, 减少水稻各部位Cd含量, 但Cd累积量变化较小[10, 29, 36].实验发现, 不同施用量的硅酸钠进入污染土壤能降低土壤Cd生物有效性和活性, 显著提高小麦的生物量, 其原因是Si增加根部细胞质外体中的Cd引起的; 而低施用量Na2SiO3促进小麦Cd累积[9, 37, 38]. Zhang等认为[10], 硅酸钾(K2SiO3)能减少水稻各部位的Cd含量和植株的总累积量, 但是根系的Cd累积量有可能增长[39]; 而Lu等发现[40], 硅酸钾促进甘蓝地上部和地下部的Cd累积.但是, 关于在不同Cd污染水平的土壤中施用Si肥能否有效控制水稻对Cd吸收累积和降低水稻糙米Cd含量还不得而知, 土壤中Cd与Si的作用机制并不清楚, 特别缺乏针对实际Cd污染土壤种植水稻施用Si肥的具体建议.
本研究采用酸性红壤, 选取湖南地区常见籼稻(威优46号), 利用基施Si肥的方式, 进行水稻盆栽实验, 研究Si对土壤Cd生物有效性和水稻Cd累积效应的影响, 以期为不同Cd污染下施用Si肥降低水稻对Cd的吸收累积提供参考和依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试水稻品种为威优46, 由湖南亚华种业科学研究院提供.硅肥溶液的配比为山梨糖醇(C6H14O6):甘露糖醇(C6H14O6):甘油(C3H8O3):水(H2O):硅酸钠(Na2SiO3)=4:5:8:20:75.将4份山梨糖醇、5份甘露糖醇、8份甘油依次加入到20份水中, 搅拌均匀, 然后加入75份硅酸钠, 于70℃下反应40 min, 冷却后即为硅肥溶液, 其中硅含量为150 g·L-1.供试土壤选自湖南省长沙市宁乡县双江口镇(28°27.716′N, 113°16.356′E)轻微Cd污染土壤.实验试剂均为优级纯或分析纯.
1.2 实验设计本研究采用盆栽水稻试验, 地点在中南林业科技大学生命科学楼3楼户外种植基地, 处于亚热带季风湿润气候, 雨热同期, 四季分明.年平均气温16.8~17.3℃, 年均降水量1 400~1 500 mm.将供试土壤自然风干、碾碎, 去除石头、根茎等杂物, 并装入盆栽试验用桶中, 每桶装有微量Cd污染的供试土壤土4.0 kg.
6月28日添加CdCl2·2.5H2O两种浓度梯度(0.5 mg·kg-1和5 mg·kg-1), 土壤充分搅拌均匀, 使土壤Cd含量分别达到0.72 mg·kg-1 (低Cd污染水平, Cd0.72)和5.08 mg·kg-1 (高Cd污染水平, Cd5.08) (表 1). 7月12日Si肥溶液稀释后(pH约为11.59), 按0、15、30、60 mg·kg-1这4个Si施用水平(Si0、Si15、Si30、Si60)施用至土壤, 熟化15 d, 每个处理各设置3个重复, Si0为对照组. 7月28日水稻秧苗移植入盆栽, 为促进水稻根系生长和有效分蘖, 水稻分蘖期晒田15 d(停止灌溉), 其他生长期间全程自来水灌溉, 另施加基肥且水分管理与传统种植方式一致, 期间喷施农药预防病虫害.
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表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of the tested paddy soil |
1.3 样本采集
土壤样品分别于设置4个采样时期：土壤熟化期(7月28日)、水稻分蘖期(8月29日)、灌浆期(10月9日)、成熟期(11月3日).水稻成熟后采集水稻植株, 超纯水洗净, 105℃杀青, 再70℃烘干, 水稻分成糙米、谷壳、茎叶、根部这4个部位, 衡重后称干重, 粉碎备用, 分析各部位生物量和Cd、Si含量.同时采集水稻根系约2 cm处根际土壤, 自然风干进行土壤基本理化性质及土壤中Cd、Si相关指标的分析.
1.4 样品分析采用TCLP毒性浸出试验[41~43]和修正Tessier连续提取法第一步(1 mol·L-1 CaCl2)溶液提取土壤中Cd的交换态含量[44]评价土壤Cd的生物有效性.土壤有效态Si采用柠檬酸浸提-硅钼蓝比色法(0.025 mol·L-1 C6H8O7柠檬酸)测定[45, 46].水稻样品中Cd含量的测定方法(干灰化法)如下：称取3.00 g水稻样品粉末于30 mL坩埚中, 同时做两份空白试验, 于马弗炉中炭化至无黑烟(250℃), 然后500℃高温灰化6~8 h.取出冷却, 加入0.5 mol·L-1硝酸溶解灰分, 并多次洗涤坩埚, 定容到50 mL容量瓶中, 保存备测[47].水稻各部位Si含量采用50%的NaOH溶液提取, 采用硅-钼蓝比色法测定[48].土壤样品Cd含量采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES 6300, Thermo, USA)测定, 其检测限为2 μg·L-1, 水稻样品Cd含量采用石墨炉原子吸收仪(ICE-3500, Thermo, USA)测定, 检测限为0.02 μg·L-1.所有样品分析过程中以国家标准物质土壤[GBW(E)-070009]和湖南大米[GBW 10045 (GSB-23)]进行质量控制分析. Cd与Si的回收率分别为94.5%~98.6%和97.2%~102.3%, 同时做空白实验.
1.5 数据分析本研究数据统计与分析均采用IBM SPSS Statistics 22.0 Pearson相关性分析和Duncan多重比较法(P < 0.05和P < 0.01)进行分析, 图形采用OriginPro 8.5.1进行处理.
2 结果与分析 2.1 Si对土壤Cd生物有效性的影响土壤低Cd污染水平下, 施用Si肥后, 熟化期的土壤交换态和TCLP提取态Cd含量与对照相比变化不大, 处理间不存在显著差异(P>0.05).水稻不同生育期(水稻分蘖期、灌浆期、成熟期)Si处理土壤的交换态和TCLP提取态Cd含量分别降低24.2%~43.7%和12.7%~46.8%, 存在显著性差异(P < 0.05)[图 1(a)和1(c)].
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图 1 不同Si处理对水稻不同生育期土壤交换态和TCLP提取态Cd含量的影响 Fig. 1 Effects of silicon fertilizer on exchangeable-Cd and TCLP extractable-Cd in soils at four rice growth stages |
土壤高Cd污染水平下, Si处理的交换态和TCLP提取态Cd含量略微降低, 处理间不存在显著差异[图 1(b)和1(d)].
2.2 土壤pH值和有效态Si含量的变化熟化期的土壤pH值变化不大, 各处理不存在显著差异(P>0.05).在水稻生育期(水稻分蘖期、灌浆期和成熟期), 施Si处理的土壤pH值均高于对照[图 2(a)和2(b)].土壤低Cd污染水平下, 水稻分蘖期处理的土壤pH值相比对照升高0.09~0.28个单位; 土壤高Cd污染水平下, 分蘖期土壤pH值相比对照升高0.34~0.47个单位, 存在显著性差异(P < 0.05).低Cd和高Cd污染水平下, 种植水稻后, 分蘖期的对照土壤pH值较熟化期各降低0.1和0.13个单位. Si肥提升水稻各生育期的土壤pH值.
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图 2 不同Si肥施用量对水稻不同生育期土壤pH值的影响 Fig. 2 Effects of silicon fertilizer on soil pH values at four rice growth stages |
施用Si肥后, 熟化期的土壤有效态Si显著上升(表 2).随着生育期的延长, 土壤有效态Si的含量逐渐减少.与各时期相比, 土壤熟化期与水稻分蘖期间土壤有效态Si的降幅最大, 其次是水稻分蘖期到灌浆期.
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表 2 不同Si肥施用量对水稻不同生育期土壤有效态Si含量的影响1) Table 2 Effects of silicon fertilizer on available Si contents in soils at four rice growth stages |
2.3 Si对水稻生物量的影响
从表 3可以看出, 土壤低Cd和高Cd污染水平下Si有提高水稻生物量的趋势, 尤其是水稻地上部生物量, 提高11.4%~46.3%、23.7%~48.2%, 存在显著性差异(P < 0.05).低Cd污染水平下, 施Si略为提高水稻产量, 各处理间差异不显著, 但Si施用量为30 mg·kg-1时, 水稻显著增产14.0%(P < 0.05).高Cd污染水平下, 施Si处理的水稻产量增加15.4%~71.8%.
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表 3 不同Si肥施用量对成熟期水稻生物量的影响1) Table 3 Effects of Si fertilizer on biomass (dry weight) of rice at maturity |
2.4 Si对水稻各部位Cd含量的影响
土壤低Cd污染水平下, 随着Si肥施用量的增大, 水稻糙米、谷壳的Cd含量有先增长后降低的趋势[图 3(a)]. Si施用量为15~30 mg·kg-1时, 糙米、谷壳的Cd含量增大8.3%~66.7%、19.6%~113.7%;但在施用量为60 mg·kg-1时, 糙米和谷壳Cd含量较对照各降低22.0%、13.4%.各Si处理的茎叶和根系Cd含量各增长14.6%~145.3%、10.4%~33.0%.就糙米而言, 各Si处理Cd含量范围为0.07~0.15 mg·kg-1, 均小于0.2 mg·kg-1.
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图 3 不同Si处理对成熟期水稻各部位Cd含量的影响 Fig. 3 Effects of Si fertilizer on Cd contents in different rice tissues (brown rice, husk, straw, and root) at maturity |
土壤高Cd污染水平下, Si处理的水稻的糙米、谷壳、茎叶的Cd含量各降低38.7%~48.5%、35.7%~70.7%、30.9%~40.7%, 均存在显著性差异(P < 0.05) [图 3(b)].糙米Cd含量范围为0.23~0.28 mg·kg-1, 均大于0.2 mg·kg-1. Si处理的水稻根系的Cd含量变化趋势不明显.
3 讨论 3.1 Si降低土壤Cd的生物有效性供试土壤的有效态Si含量为259.4 mg·kg-1, 属于供硅能力较强的土壤.本实验中15~60 mg·kg-1 Si施用量约为土壤有效态Si含量的6%~23%, 高Si施用量60 mg·kg-1分别是文献[15, 33]施用量的15%和40%, 相对较低的Si施用量可以减弱因土壤大量施硅直接提升土壤pH值的影响[15, 33].土壤熟化期(未种植水稻), 施Si土壤pH值变化较小, 而水稻生育期(水稻分蘖期、灌浆期、成熟期)Si处理的土壤pH值均高于对照[图 2(a)和2(b)]. 15~60 mg·kg-1的施用量Si并未直接提升土壤pH值, 而是通过影响水稻植株的生长发育, 影响水稻根系分泌物和土壤微生物来提升土壤pH值[49, 50].
土壤低Cd污染水平下, 在停止灌溉的晒田期间(即水稻分蘖后期), 对照的土壤pH值较熟化期降低0.1个单位, 土壤交换态和TCLP提取态Cd含量各上升9.3%、58.9%, 这与Honma等的研究结果相同[51].这可能是因为水稻的根系分泌氧和小分子的有机酸, 降低pH值, 溶解土壤中的Cd, 从而使Cd的生物有效性升高[49, 52~54].但施Si后的土壤pH值在水稻分蘖期和灌浆期上升, 交换态和TCLP提取态Cd含量下降(图 1和图 2).在水稻各生育期, 土壤交换态和TCLP提取态Cd含量低于对照Si0处理(图 1和图 2), 且随着生育期的延长, 各处理的土壤有效态Si含量逐渐降低, 在水稻分蘖期和灌浆期降幅较大(表 2), 其原因可能是：水稻生长发育时期, 水稻根系对有效态Si的需求较大, 直接吸收部分土壤有效态Si; 而另一部分有效态Si能形成复杂的聚硅酸凝胶, 与Cd、Fe、Al、Mn等重金属离子凝聚形成Cd-Si复合物, 从而降低土壤交换态和TCLP提取态Cd含量, 降低土壤Cd生物有效性[35, 36, 50].而水稻根系与Si的复合作用, 使得土壤pH值增大, 这也有利于Si与土壤中的Cd形成活性较弱的铁锰氧化态Cd和特殊吸附态的Cd, 降低土壤Cd的生物有效性[9, 27].
土壤高Cd污染水平下, 水稻各生育期Si处理土壤交换态和TCLP提取态Cd含量下降不显著.可能是因为Si相对施用量较小, 土壤有效态Si与土壤活性Cd的凝聚效果较弱, 土壤Cd生物有效性的降低效果不显著.
3.2 Si提升水稻地上部生物量基施Si 15~60 mg·kg-1的硅肥显著提高水稻地上部生物量, 但对水稻根系的生物量影响不明显(表 3), 这源于Si能增厚植物表皮细胞壁中与纤维素相关的硅胶层, 减少细胞水分的流失, 使植物蒸腾作用减弱并减少植物内部水分胁迫, 从而提高植物的生物量和稻谷产量[22~24].
3.3 水稻地下部Cd向地上部的转运土壤低Cd污染水平下, Si处理的水稻地下部根系和地上部茎叶、谷壳、糙米Cd含量都不同程度上升[图 3(a)].高Cd污染水平下, Si处理的水稻地下部根系Cd含量上升, 但地上部茎叶、谷壳、糙米Cd含量显著降低(P < 0.05)[图 3(b)]. Si施用量为30 mg·kg-1时, 低Cd和高Cd污染水平下的土壤Cd生物有效性降低, 土壤Cd的活性减弱(图 1), 但是水稻根系对土壤Cd主动吸收加强, 根系Cd含量上升; 高Cd污染的水稻地上部茎叶、谷壳、糙米Cd含量显著降低(P < 0.05), 但低Cd污染的水稻地上部茎叶、谷壳、糙米Cd含量均上升[图 3(a)和3(b)]. Si有阻碍Cd由水稻地下部向地上部运输的能力, 且在高Cd污染水平下, Si的阻碍效果较强.
土壤低Cd污染水平下, 水稻茎叶Cd与水稻茎叶Si含量呈显著负相关关系(R=-0.687, P < 0.05, n=12), 水稻根系Cd与Si也呈负相关关系(R=-0.554, P>0.05, n=12)(表 4), 这与Yu的分析相同[47]. 15 mg·kg-1低施用量Si促进水稻地下部Cd向地上的转运, 加重水稻地上部Cd累积; Si施用量增加到30 mg·kg-1时, 根系Cd含量显著增加33.0%, 而水稻茎叶Cd含量变化较小; 而Si施用量为60 mg·kg-1时, 茎叶Cd含量显著增加地下部, Cd向地上部运输增强[图 3(a)]. Si在水稻地下部Cd向地上部运输过程中有促进和阻碍两种作用：施用量过低(Si 15 mg·kg-1)和施用量过高(Si 60 mg·kg-1)水稻茎叶的Cd含量均显著上升, 此时促进作用大于阻碍作用, 地下Cd向地上部的运输增强; 而Si施用量为30 mg·kg-1时, 根系Cd含量显著上升而茎叶Cd含量变化较小, 此时阻碍作用大于促进作用, Si阻碍Cd向地上的转运.水稻表皮细胞壁中的Si能与Cd形成共沉淀, 减小水稻根部的质外体向地上部运输通道的流量, 使Cd稳定在茎秆的共质体中, Cd与Si在运输过程中呈现竞争作用, 从而阻碍Cd由水稻地下部根系向地上部茎秆的运输[10, 19, 28, 53].土壤高Cd污染水平下, 除Si15处理外, 施Si的水稻根系Cd含量显著升高(P < 0.05), 各处理茎叶Cd含量均显著降低(P < 0.05). Si促进水稻根系对土壤Cd的吸收, 但是阻碍根系向地上部的转运, 降低了茎叶、谷壳、糙米Cd含量.而水稻茎叶Cd与茎叶Si呈极显著的正相关关系(R=0.861, P < 0.01, n=12), 糙米Cd含量与Si含量的相关关系和谷壳Cd含量与Si含量的相关关系均不显著(表 4). Si阻碍Cd由根系向糙米累积的关键在于根系到茎秆的转运, Si减少根系Cd向茎秆的转运的同时也可能减少茎秆Si的累积.有研究发现, Si与细胞壁半纤维素交联形成Si复合物, 这些Si复合物的负电荷能增强与Cd的结合, 从而抑制Cd的运输[29, 53].另外, 水稻生育期土壤pH值的上升以及Si刺激水稻生物量的提高也是减少水稻Cd累积的潜在途径.
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表 4 水稻各部位Si含量和各部位Cd含量的皮尔逊相关系数1) Table 4 Pearson correlations for Si contents and Cd contents in different rice tissues in Cd0.72 and Cd5.08 soils |
3.4 Si肥施用建议
土壤低Cd污染水平下(Cd0.72), 15~60 mg·kg-1的Si肥对水稻产量负面影响较小, Si施用量为30 mg·kg-1时, 水稻产量为13.0 g·株-1, 增加14.0%(表 3).随着Si肥施用量的增大, 水稻糙米Cd含量先上升后下降, 各Si处理糙米Cd含量范围为0.07~0.15 mg·kg-1, 均低于0.2 mg·kg-1的国家食品中污染物限量标准[55] (GB 2762-2012, Cd < 0.2 mg·kg-1) [图 3(a)].建议施用Si 30 mg·kg-1, 既降低水稻糙米Cd含量, 又增加水稻产量.
土壤高Cd污染水平下(Cd5.08), 土壤施用15~60 mg·kg-1 Si肥, 糙米Cd含量范围为0.23~0.28 mg·kg-1, 虽然超出国家食品中污染物限量标准0.2 mg·kg-1, 但显著降低38.7%~48.5%(P < 0.05)[图 3(b)], 且水稻增产15.4%~71.8%(表 3).建议土壤施用15~60 mg·kg-1 Si肥降低水稻糙米中Cd含量且增加水稻产量.
4 结论(1) 土壤低Cd(Cd0.72)和高Cd(Cd5.08)污染水平下, 15~60 mg·kg-1施用量的Si肥可以降低水稻全生育期土壤Cd的生物有效性, 提升水稻生育期的土壤pH值.
(2) 土壤低Cd污染水平和高Cd污染水平下, Si肥显著提高水稻地上部生物量11.4%~48.2%.低Cd污染水平下, 施用Si肥对水稻产量影响较小, Si施用量为30 mg·kg-1时, 水稻增产14.0%, 达到13.0 g·株-1.高Cd污染水平下, 施用15~60 mg·kg-1 Si肥, 水稻增产15.4%~71.8%, 最高达到13.4 g·株-1.
(3) 土壤低Cd污染水平下, 15~60 mg·kg-1 Si肥加重水稻地上部Cd累积, 但糙米Cd含量范围为0.07~0.15 mg·kg-1, 均低于0.2 mg·kg-1.高Cd污染水平下, 15~60 mg·kg-1 Si肥降低水稻糙米、谷壳、茎叶Cd含量38.7%~48.5%, 35.7%~70.7%, 30.9%~40.7%, 糙米Cd含量范围为0.23~0.28 mg·kg-1.
(4) 土壤低Cd污染水平下, 建议施用Si 30 mg·kg-1; 高Cd污染水平下, 建议施用Si 15~60 mg·kg-1.
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