2021, Vol. 42
受地质背景及人类活动的影响, 土壤存在多种元素复合污染的现象, 以砷(As)和镉(Cd)最为常见[1, 2].虽然As和Cd在植物中缺乏任何必要的功能, 但它们可被植物吸收积累进入食物链, 对人类健康构成威胁[3, 4].相比其他谷类作物, 水稻(Oryza sativa L.)更易吸收土壤中的As/Cd[5], As/Cd含量较高的大米成为以稻米为主食人群As/Cd的主要来源[6].因此, 需要采取有效措施抑制稻米As/Cd累积, 最大限度减少As/Cd通过大米消费对人类健康带来的影响.
对水稻田来说, 水分管理是一种常见的农艺措施.有研究表明, 水分管理不仅可以通过影响水稻根表铁膜的形成[7]及其对As/Cd的富集来影响水稻对As/Cd的迁移转运[8, 9], 也可以通过改变土壤酸碱度(pH)及氧化还原电位(Eh)影响土壤As/Cd的赋存形态、有效态含量进而影响水稻对As/Cd的吸收和累积[4, 10, 11].水稻吸收Cd的主要形式为Cd2+, 在较高的土壤pH值和还原条件下, Cd2+与土壤溶液中氢氧根和S2-形成沉淀, Cd的吸收受到抑制[12], 但As通过铁(氢)氧化物的还原性溶解, 从As(V)转变为溶解度更高的As(Ⅲ), 使水稻对其吸收增强[13].由于As/Cd在土壤中的迁移转化行为对土壤pH、Eh和根表铁膜厚度变化响应不同, 水分管理对稻田土壤As/Cd有效性和水稻As/Cd积累表现出不同的效果.如Hu等[4]的研究证实, 长期淹水可降低土壤Cd的有效性和植株中Cd的含量, 对As有效性的影响却相反.吴佳等[14]的研究报道, 不同水分管理模式下, 水稻对As/Cd的吸收呈极显著负相关.但Honma等[15]的研究表明, 在水稻抽穗期前后进行适当的水分管理可同时降低水稻籽粒As/Cd累积, 达到修复As/Cd复合污染稻田的效果.
硅(Si)是植物营养的有益元素, 水稻是一种喜硅植物.有研究表明, 施硅不仅可以提高水稻抵抗各种环境胁迫的能力[16], 还可通过在土壤中与Cd形成Si-Cd复合物, 有效降低糙米中Cd含量[17]以及与As竞争吸收降低水稻秸秆和籽粒中的As含量[18, 19].目前, 国内外关于水分管理或施硅在As/Cd复合污染稻田土壤修复中应用的效果已有大量研究[4, 14, 15, 20~22], 全生育期淹水或湿润灌溉条件下施硅修复As/Cd复合污染水稻土的效果也有报道[23].但关于水稻抽穗期前后不同水分管理下施硅对土壤As/Cd有效性及水稻As/Cd吸收的影响及作用机制还不清楚.
本研究采用盆栽试验, 通过土壤有效As/Cd、水稻根表铁膜及水稻各部位As/Cd浓度测定, 分析不同水分管理下施硅对土壤As/Cd生物有效性和水稻As/Cd吸收的影响与机制, 探寻一种同时阻控As/Cd有效性的田间农艺管理措施, 以期为As/Cd复合污染稻田的安全利用提供参考.
1 材料与方法 1.1 试验材料供试水稻：品种丰优210, 属晚籼中熟偏迟类型, 稻苗由西南大学国家紫色土肥力与肥料效益监测站提供.
供试土壤：采自贵州省贵阳市开阳县某砷镉复合污染水稻田耕作层0~20 cm.除去土壤残根和杂物, 自然风干后过2 mm筛备用.该土壤pH 6.68, 有机质含量51.84 g·kg-1, As含量52.88 mg·kg-1, Cd含量0.96 mg·kg-1.
1.2 试验方法按水分递减的趋势, 围绕水稻抽穗期, 共设5个水分管理模式：全生育期淹水(淹水深度5~7 cm)(T1); 移栽到抽穗后三周(0~105 d)淹水, 其余时期湿润灌溉(含水率50%~60%)(T2); 移栽到抽穗前三周(0~65 d)淹水、抽穗到抽穗后三周(84~105 d)淹水, 其余时期湿润灌溉(T3); 抽穗到抽穗后三周(84~105 d)淹水, 其余时期湿润灌溉(T4); 全生育期湿润灌溉(T5).水分管理中一半不施硅和一半施硅(Na2SiO3·9H2O, 800 mg·kg-1作基肥同氮磷钾肥一次性施入).共10个处理, 每处理重复3次.
每盆装土4.0 kg, 基施氮磷钾肥料参照贵州当地水稻种植农田用量, 折合盆栽试验中每盆施入尿素0.6 g, 过磷酸钙0.4 g, 氯化钾0.4 g, 与土壤混匀, 淹水两周, 待土壤稳定后移栽水稻.
1.3 样品采集与分析 1.3.1 水稻样品采集与分析水稻成熟获后分为根部、茎部、叶部和籽粒这4个部分.先用自来水再用去离子水洗净.取部分新鲜根采用DCB浸提法(0.03 mol·L-1柠檬酸三钠-0.125 mol·L-1碳酸氢钠和0.06 mol·L-1连二亚硫酸钠)进行根表铁膜提取, 提取液中的铁、镉含量采用火焰原子吸收分光光度法测定(分别以DCB-Fe和DCB-Cd表示), 砷含量用原子荧光法测定(以DCB-As表示).其余植株部分在70℃烘干至恒重, 粉碎过100目筛用于As/Cd含量分析.植物Cd含量由盐酸-硝酸-高氯酸消解-火焰原子吸收分光光度法测定[24], As含量由1∶1王水(H2O∶HCl∶HNO3=4∶3∶1, 体积比)消解-原子荧光法测定[25].
1.3.2 土壤样品采集与分析水稻收获后, 采集盆内土壤样品, 风干研磨过10目筛用于土壤pH的测定[26].其余样品过60目筛用于土壤有效Fe/As/Cd含量分析.其中, 土壤有效态Fe经0.005 mol·L-1 二乙烯三胺五乙酸(DTPA)-0.1 mol·L-1 三乙醇胺(TEA)-0.1 mol·L-1氯化钙(CaCl2)浸提后采用火焰原子吸收分光光度法测定, 土壤有效态Cd经0.1 mol·L-1 CaCl2浸提后采用石墨炉原子吸收分光光度法测定[27].土壤有效态As由0.5 mol·L-1碳酸氢钠(NaHCO3)浸提后原子荧光法测定[28].
分析过程以土壤成分分析标准物质GBW07428(GSS-14)和加标回收试验进行质量控制.加标回收土壤全Cd回收率为98.8%~103.6%, 土壤全As回收率为96.4%~99.8%.
1.4 数据处理采用Microsoft Excel和Origin 2018软件进行数据计算和图表绘制, 采用SPSS 21.0进行差异显著性分析, 显著水平设为0.05.
2 结果与分析 2.1 水分管理与施硅对土壤pH的影响由表 1可知, 5种水分管理模式下土壤pH高低为T4>T3>T1>T5>T2, 其中T1、T3和T4处理间无显著差异, T5和T2处理间也无显著差异, 但T1、T3和T4显著高于T5和T2处理(P < 0.05), 表明土壤pH因水分管理模式的不同而异.与不施硅相比, 所有水分管理模式下施硅均能提升土壤pH, T1提升效果达显著水平.无论施硅与否, T2处理土壤pH值均显著低于其余水分管理, 且施硅前后土壤pH高低顺序不变.
|
表 1 水分管理与施硅对土壤pH的影响1) Table 1 Effect of water management and silicon application on soil pH |
2.2 水分管理与施硅对土壤中Fe、Cd和As有效性的影响
由图 1(a)可知, 5种水分管理模式下, 土壤有效Fe含量以T1和T4较高, T2和T3次之, T5最低且显著低于其他各处理组, 即湿润灌溉较不同时期淹水处理使土壤有效Fe含量大大降低.施硅使各水分管理模式下有效Fe含量降低, 降幅以T1处理最大, 为15.12%, T4处理最小, 仅为2.70%.
|
不同小写字母表示不同数据组之间差异显著(P < 0.05), 下同 图 1 土壤有效Fe、有效Cd和有效As含量变化 Fig. 1 Changes in available Fe, Cd, and As in soil |
由图 1(b)可知, 土壤有效Cd含量以T2和T5处理较高, T3和T4次之, T1最低, 显著低于其他各处理组, 即全生育期淹水土壤有效Cd含量最低.施硅后, 各水分管理有效Cd含量进一步下降, 其中T2、T4和T5处理分别下降12.4%、14.70%和9.76%, 均达显著水平, 表明施硅可降低土壤有效Cd含量.
由图 1(c)可知, 土壤有效As含量T5处理显著低于其余各水分处理组, 即湿润灌溉可以有效降低土壤中有效As含量.施硅后各水分管理有效As含量也降低, 其中T1、T3和T5处理分别降19.81%、19.33%和32.30%, 均达显著水平.即施硅可降低土壤有效As含量.
2.3 水分管理与施硅对水稻生长的影响由图 2可得, 5种水分管理下水稻根、茎、叶和籽粒的生物量高低分别表现为：T1>T3>T4>T5>T2[图 2(a)]、T1>T3>T4>T2>T5[图 2(b)和2(c)]和T1>T2>T3>T4>T5[图 2(d)], T1水分管理中水稻各部位生物量显著高于其余水分管理.水稻生物量对除T1外的水分管理的响应因部位不同而异, 但茎、叶和籽粒生物量均在T5水分管理下最低.说明相对于其他水分管理, 全生育期淹水更利于水稻的生长.
|
图 2 水稻根、茎、叶和籽粒的生物量 Fig. 2 Biomass of the roots, stems, leaves, and grain of rice |
施硅后5种水分管理下水稻各部位生物量均上升.根、茎、叶和籽粒升幅范围分别为4.80%~53.30%, 0.68%~44.91%, 0.35%~16.88%和3.27%~16.88%.T1水分管理下, 根部、叶部和籽粒生物量均显著上升, T5水分管理茎部生物量显著提升.此外T3水分管理对根部生物量也有显著提升作用, 其余水分管理施硅后对水稻生物量提升作用不显著, 说明施硅对水稻生长的促进效果因水分管理的不同存在差异, 全生育期淹水结合施硅对水稻生长的促进作用最明显.
2.4 水分管理与施硅对水稻根表DCB-Fe、DCB-Cd和DCB-As含量的影响由图 3(a)可知, T2、T3和T4处理水稻根表DCB-Fe含量显著高于T1和T5处理, 说明存在淹水和湿润灌溉水分变化的水分管理模式较单一淹水或湿润灌溉更利于DCB-Fe形成.施硅使T1水分管理下DCB-Fe含量显著(P < 0.05)增加, 其余水分管理下降12.64%~44.44%, 以T2降幅最大, T3最低, 表明施硅对DCB-Fe含量的影响因水分管理不同存在差异.
|
图 3 水稻根表铁膜DCB-Fe、DCB-Cd和DCB-As含量 Fig. 3 Contents of DCB-Fe, DCB-Cd, and DCB-As in the iron plaque of rice roots |
由图 3(b)和图 3(c)可知, DCB-Cd和DCB-As含量均以T4处理最高, T1处理最低, 与DCB-Fe含量变化趋势一致, 表明DCB-Fe对As/Cd有一定的富集作用.施硅使T1水分管理下DCB-Cd含量显著升高, 其余水分管理降低; 水稻DCB- As含量升高22.42%~232.70%, 以T1升幅最大, T4升幅最小, 表明施硅对不同水分管理模式下DCB-As/Cd含量的影响不同.
2.5 水分管理与施硅对水稻体内Cd和As积累的影响不同水分管理与施硅对水稻Cd含量的影响如图 4所示, 从中可知, 水稻各部位Cd含量表现为根>茎>籽粒>叶.5种水分管理模式下, 水稻根、茎、叶和籽粒中Cd含量变化趋势一致, 均以T1最低, T5最高, 且从T1~T5, 随淹水时间的缩短, 水稻各部位Cd含量呈逐渐递增趋势, 表明淹水可有效抑制水稻对Cd的吸收积累, 且淹水时间越长, 水稻各部位Cd含量越低.
|
图 4 水稻根、茎、叶和籽粒中Cd含量 Fig. 4 Cd content of the roots, stems, leaves, and grain of rice |
施硅后降低了水稻各部位Cd含量.根部Cd含量降低4.23%~31.06%, 除T1外, 其余水分管理中均表现出显著差异; 茎部Cd含量降低11.41%~52.90%, T5表现出显著差异; 叶部Cd含量降低1.74%~35.73%, T2、T4和T5均表现出显著差异; 籽粒Cd含量降低1.08%~39.76%, T2、T3和T4表现出显著差异, 其中茎的变化幅度最大, 其次是籽粒和叶, 降幅最小的为根部, 表明施硅对水稻地上部Cd含量的影响大于根部.T5处理施硅后根、茎、叶Cd含量均显著性降低, 但籽粒Cd含量无显著差异, 说明湿润灌溉下硅对降低籽粒Cd含量积累作用效果减弱.可以看出, 无论施硅与否, 除T5外, T1~T4中籽粒Cd含量均低于食品中污染物限量(GB 2762-2017)0.2 mg·kg-1[29], 是可采取的农田Cd污染下水稻安全生产的水分管理模式.
不同水分管理与施硅对水稻As含量的影响如图 5所示.从中可知, 水稻各部位As含量为根系>叶>茎>籽粒.5种水分管理模式中, 根、茎、叶和籽粒的As含量以T1处理最高, T5处理最低, 从T1~T5, 随着淹水时间的缩短, 水稻各部位As含量逐渐降低, 与不同水分管理下水稻各部位Cd含量的变化表现出相反的趋势.
|
图 5 水稻根、茎、叶和籽粒中As含量 Fig. 5 As content of the roots, stems, leaves, and grain of rice |
施硅降低了水稻各部位As含量.根部As含量降低1.47%~52.60%, 其中T3和T5表现出显著差异; 茎部As含量降低6.12%~63.02%, T1、T3和T4表现出显著差异; 叶部As含量降低2.97%~28.41%, T2表现出显著差异; 籽粒As含量降低16.33%~61.23%, T1、T3和T4表现出显著差异.茎部变化幅度最大, 其次是籽粒和根系, 最低是叶, 说明硅的施入对水稻茎部As含量的影响最大.
3 讨论 3.1 水分管理与施硅对土壤pH的影响除T2外, 淹水处理的土壤pH值均显著高于全生育期湿润灌溉处理, 表明淹水提高了土壤pH.与不施硅相比, 施硅使5种水分管理模式下土壤pH值提高0.18~0.29个单位, 这是硅酸钠本身呈碱性所致.至于不同水分管理模式下土壤pH上升幅度的差异可能与不同水分状况有关, 以T2最大, T3处理最小, 但施硅前后土壤pH在5种水分管理间高低顺序不变, 说明施硅对土壤pH值的提升效果与水分状况无关.
3.2 水分管理与施硅对土壤有效Fe/As/Cd含量的影响土壤有效Fe/As/Cd含量对不同水分条件变化的响应不同.有效Fe含量以T1最高, T2、T3和T4次之, T5最低[图 1(a)], 即淹水与淹水/湿润灌溉交替处理下土壤有效Fe含量显著高于湿润灌溉处理, 与吴佳等[14]的研究结果一致.湿润灌溉形成的相对氧化条件使土壤溶液中Fe(Ⅱ)被氧化成Fe(Ⅲ), 降低了土壤有效Fe含量.施硅使土壤有效Fe含量在各水分管理模式下均不同程度降低, 与硅能促进水稻根系的生长, 提高根系氧化力, 促使土壤溶液中更多的Fe(Ⅱ)被氧化成Fe(Ⅲ)有关[19].
有研究表明, 淹水处理能降低土壤Cd的生物有效性, 减少其有效态含量, 但会增强As的活性[14, 30~33].本研究中, 除T2外, 土壤有效Cd含量与淹水时长呈负相关关系, 即T5湿润灌溉下最高, T3和T4次之, 淹水下最低[图 1(b)], 原因是淹水降低了土壤Eh, 增加了土壤还原态Fe2+、Mn2+等阳离子和阴离子S2-含量, Fe2+、Mn2+与Cd2+的竞争吸附及S2-与Cd2+的共沉淀作用增强, 使土壤中Cd的生物有效性降低[34]; 而湿润灌溉下土壤Eh升高, 还原态离子与Cd2+之间竞争和共沉淀作用减弱, 所以土壤有效Cd含量升高[35].一般情况下, 土壤pH值越低, 有效Cd含量越高, 土壤中Cd的有效性与pH值呈极显著负相关[36~38], 本研究中, T2中有效Cd含量较高可能是由于其土壤pH值最低(表 1), 土壤中有更多质子与金属离子竞争吸附位点, 使得金属阳离子更易从氧化物表面解吸造成[39].土壤有效As含量在T1、T2、T3和T4处理间无显著差异, 但在T5中显著降低[图 1(c)], 即单一湿润灌溉下土壤有效As含量低于淹水或淹水/湿润灌溉交替处理.崔晓丹[40]的研究也证实存在淹水处理, 无论淹水时长均会增强土壤中As的有效性.此外, 湿润灌溉下的相对氧化条件可促进As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ), 后者在铁氧化物表面的吸附强于前者, 从而较难被释放到土壤溶液中[14].
有研究表明, 施硅可有效降低土壤中As和Cd的生物有效性[23], 本研究也表明, 施硅使各水分处理下土壤有效Cd含量和有效As含量均降低, 但对As/Cd有效性的抑制作用却因水分管理模式的不同而异, 对Cd有效性抑制效果以全生育期淹水最强, 而对As有效性抑制作用以全生育期湿润灌溉最强.这可能与土壤有效Cd和有效As含量分别在淹水处理和湿润灌溉处理时最低有关.
3.3 水分管理与施硅对水稻根表DCB-Fe/As/Cd含量的影响根表铁膜的形成必须具备两个条件：一是植物根际处于局部氧化状态, 二是生长介质中存在大量的Fe2+[41].5种水分管理模式下, 土壤有效Fe含量以T1最高, 以T5最低(图 1), 水稻根表DCB-Fe含量却以T1处理最低, T5处理其次, T2、T3和T4处理较高[图 3(a)], DCB-Fe含量与土壤有效Fe或淹水时间长度的变化并未表现出一致性, 湿润灌溉氧化条件下有效Fe含量低时不利于铁膜的形成, 而淹水条件下, 即使土壤有效Fe含量较高也不利于根表铁膜的形成, 由于水分管理差异使水稻根际土壤pH、Eh等条件不同, 相对于全生育期淹水或湿润灌溉, 淹水/湿润灌溉交替处理下土壤通气状况较好, 更有利于DCB-Fe的形成, 与文献[42, 43]的研究结果一致.施硅后, 淹水条件下水稻根表DCB-Fe含量升高, 其余水分管理中DCB-Fe含量均降低, 说明施硅对根表铁膜形成的影响与土壤的水分状况有关.由于淹水条件下土壤有效Fe含量最高, 施硅后水稻泌氧能力增强, 满足铁膜形成的两个重要条件, 从而DCB-Fe含量显著上升[44].存在湿润灌溉的水分处理, DCB-Fe含量均降低.全生育期湿润灌溉下土壤处于相对氧化状态, 通气状况良好, 但其有效Fe含量较低且根部生物量较少[图 2(a)], 施硅后土壤有效Fe含量进一步降低从而DCB-Fe含量降低.淹水/湿润灌溉交替处理虽有利于根表铁膜的形成, 但施硅后DCB-Fe含量降低, 原因主要是由于施硅降低了土壤有效Fe含量, 铁膜形成的两个重要条件之一被削弱; 另一方面由于水分条件的改变使水稻根系处于相对失衡状态, 部分根系活力受到影响提前衰老, 加之硅素物质的加入使喜硅作物水稻对Fe的敏感程度降低, 导致水稻部分根表铁膜脱落, DCB-Fe含量降低[42].
不同水分管理使根际pH、Eh等条件存在差异进而影响水稻根表铁膜厚度及其对As/Cd的吸附固定[11].水稻根表DCB-As/Cd含量以T1最低, T5次之, T2、T3和T4较高.淹水条件下土壤有效Cd含量最低, DCB-Cd含量也最低, 湿润灌溉下土壤有效As含量最低, 但DCB-As含量并未在湿润灌溉下最低, 而是与DCB-Fe相一致在淹水下最低, 其余水分管理DCB-As/Cd含量均随DCB-Fe含量升高而升高, 即水稻根表DCB-As/Cd含量主要受DCB-Fe的影响(图 2).出现此现象原因可能是不同水分条件下根表铁膜中铁氧化物与As/Cd发生的不同氧化还原以及土壤胶体对As/Cd的吸附解析作用导致[45~47].因此, 根表铁膜对缓解As/Cd在水稻中的积累起到关键性作用.施硅后T1处理DCB- Cd含量显著升高, 这与王怡璇等[48]的研究结果一致, 淹水条件下施硅可以增强铁膜对Cd的富集.但DCB-Fe含量在T2~T5中降低, DCB-Cd含量也显著降低, 其原因可能由于DCB-Fe含量下降, 根表铁膜中吸附的Cd重回土壤溶液所致.施硅后DCB-As含量变化与DCB-Fe/Cd含量变化不相一致.郭伟等[49]的研究表明, 根表铁膜是水稻根系表面客观存在的一种自然现象, 该氧化物对As有很强的聚集能力, 在根际微环境中是水稻As吸收的缓冲区.有研究表明施硅可降低土壤中As的释放, 使土壤溶液有效As含量降低, 但可增强根表铁膜对As的富集[18, 50], 本研究也证明, 施硅后各水分管理下有效As含量降低, 但DCB-As含量均显著上升.
3.4 水分管理与施硅对水稻As/Cd吸收积累的影响水分状况通过影响土壤中重金属有效性及根表铁膜对重金属的富集而影响重金属在植物中的积累.结果显示, 不同水分管理模式对水稻吸收积累As/Cd影响不同(图 4和图 5).有研究表明, 淹水可升高土壤pH, 降低土壤有效Cd含量[35].本研究中, 淹水处理下土壤pH值在5种水分管理模式下并非最高, 但土壤有效Cd和DCB-Cd含量均最低, 这可能是由于淹水还原条件下Fe2+、Mn2+与Cd2+的竞争吸附及S2-与Cd2+的共沉淀作用, 使土壤中Cd的生物有效性降低从而水稻各部位Cd积累量最低; 对于As而言, 还原条件使As(V)转化为活性更强的As(Ⅲ), As的生物有效性增强, 进而增加了水稻对其积累.因此, 在As/Cd污染的土壤中, 通过单一水分管理模式难以同时减少水稻中As/Cd的积累.淹水时间越长Cd含量越低, 随淹水/湿润灌溉交替处理淹水时间的缩短, Cd含量逐渐升高, 但As含量逐渐降低, 在淹水/湿润灌溉各两次交替的T3水分管理中, 水稻各部位对As/Cd的总积累量小于其余水分管理模式, 这与Honma等[15]的研究结果一致.
施硅后水稻各部位Cd积累量均降低(图 4), 且茎、叶和籽粒Cd含量降低幅度大于根部.原因一方面是由于土壤pH升高, 有效态Cd含量下降, Cd的生物有效性降低.另一方面如陈喆等[16]的研究表明, 基施硅肥能够将Cd2+沉积于根部细胞壁中, 减少Cd向地上部的迁移及其在秸秆和籽粒中的积累.值得一提的是, 有研究表明土壤pH的升高会增加土壤有效As含量[15], 但施硅后土壤pH的升高并未导致有效As含量增加.这可能是由于其他机制的存在对As有效性的抑制作用大于土壤pH的升高对As有效性活化作用.Ma等[51]的研究指出, As(Ⅲ)与硅共用水通道蛋白, 由于施硅后硅与砷的竞争作用, 增强根表铁膜对As的富集, 从而降低了土壤有效As含量, 最终减少了水稻As的积累.本研究表明, 施硅后各水分处理DCB-As含量增加, 但水稻各部位As含量降低(图 5), 且施硅对水稻茎部降幅大于其他部位.由此看出, 施硅主要是通过提高土壤pH来降低土壤有效Cd含量从而减少其在水稻各部位及籽粒中的积累; 对于As而言, 则主要通过增强根表铁膜对As的富集从而降低土壤中As的有效性最终减少其在水稻各部位的积累.因此, 施硅不仅是一项有效的降Cd措施, 也是一项有效的降As措施.
4 结论(1) 全生育期淹水处理下水稻生物量显著高于其余水分管理, 施硅能促进水稻各部位生长, 其作用大小表现为根系>茎>籽粒>叶.
(2) 不同水分管理间土壤pH差异显著, 施硅后土壤pH升高, 有效态As/Cd含量降低.
(3) 淹水和湿润灌溉交替处理的水分管理模式较单一淹水或湿润灌溉更利于根表铁膜的形成, 且DCB-As/Cd含量随DCB-Fe含量升高而升高.在淹水条件下施硅增强了根表铁膜对Cd的富集, 存在湿润灌溉的水分处理根表铁膜对Cd的富集减弱; 施硅可增强根表铁膜对As的富集且不受限于水分状况.
(4) 全生育期淹水处理水稻Cd积累量最少, As积累量最多.施硅结合移栽到抽穗前三周淹水, 抽穗到抽穗后三周淹水, 其余时期湿润灌溉的水分管理模式水稻籽粒对砷镉总积累量最小.
| [1] | Yu H Y, Liu C P, Zhu J S, et al. Cadmium availability in rice paddy fields from a mining area: the effects of soil properties highlighting iron fractions and pH value[J]. Environmental Pollution, 2016, 209: 38-45. DOI:10.1016/j.envpol.2015.11.021 |
| [2] | Carré F, Caudeville J, Bonnard R, et al. Soil contamination and human health: a major challenge for global soil security[A]. In: Field D J, Morgan C L S, McBratney A B (Eds.). Global Soil Security[M]. Cham: Springer, 2017. 275-295. |
| [3] | Abedin M J, Feldmann J, Meharg A A, et al. Uptake kinetics of arsenic species in rice plants[J]. Plant Physiology, 2002, 128(3): 1120-1128. DOI:10.1104/pp.010733 |
| [4] | Hu P J, Huang J X, Ouyang Y N, et al. Water management affects arsenic and cadmium accumulation in different rice cultivars[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2013, 35(6): 767-778. DOI:10.1007/s10653-013-9533-z |
| [5] | Irshad M K, Noman A, Alhaithloul H A S, et al. Goethite-modified biochar ameliorates the growth of rice (Oryza sativa L.) plants by suppressing Cd and As-induced oxidative stress in Cd and As co-contaminated paddy soil[J]. Science of the Total Environment, 2020, 717. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.137086 |
| [6] | Wang H Y, Wen S L, Chen P, et al. Mitigation of cadmium and arsenic in rice grain by applying different silicon fertilizers in contaminated fields[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(4): 3781-3788. DOI:10.1007/s11356-015-5638-5 |
| [7] |
傅友强, 于智卫, 蔡昆争, 等. 水稻根表铁膜形成机制及其生态环境效应[J]. 植物营养与肥料学报, 2010, 16(6): 1527-1534. Fu Y Q, Yu Z W, Cai K Z, et al. Mechanisms of iron plaque formation on root surface of rice plants and their ecological and environmental effects: a review[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2010, 16(6): 1527-1534. |
| [8] | Lux A, Martinka M, Vaculík M, et al. Root responses to cadmium in the rhizosphere: a review[J]. Journal of Experimental Botany, 2011, 62(1): 21-37. DOI:10.1093/jxb/erq281 |
| [9] | Liu W J, Zhu Y G, Smith F A, et al. Do iron plaque and genotypes affect arsenate uptake and translocation by rice seedlings (Oryza sativa L.) grown in solution culture?[J]. Journal of Experimental Botany, 2004, 55(403): 1707-1713. DOI:10.1093/jxb/erh205 |
| [10] |
邓林, 李柱, 吴龙华, 等. 水分及干燥过程对土壤重金属有效性的影响[J]. 土壤, 2014, 46(6): 1045-1051. Deng L, Li Z, Wu L H, et al. Influence of moisture and drying process on soil heavy metal availability[J]. Soils, 2014, 46(6): 1045-1051. |
| [11] | 陈正. 土壤及根际铁锰氧化物对镉、砷的调控机制研究[D]. 北京: 中国科学院生态环境研究中心, 2005. |
| [12] | Uraguchi S, Fujiwara T. Cadmium transport and tolerance in rice: perspectives for reducing grain cadmium accumulation[J]. Rice, 2012, 5(1). DOI:10.1186/1939-8433-5-5 |
| [13] | Takahashi Y, Minamikawa R, Hattori K H, et al. Arsenic behavior in paddy fields during the cycle of flooded and non-flooded periods[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(4): 1038-1044. |
| [14] |
吴佳, 纪雄辉, 魏维, 等. 水分状况对水稻镉砷吸收转运的影响[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(7): 1427-1434. Wu J, Ji X H, Wei W, et al. Effect of water levels on cadmium and arsenic absorption and transportation in rice[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(7): 1427-1434. |
| [15] | Honma T, Ohba H, Kaneko-Kadokura A, et al. Optimal soil Eh, pH, and water management for simultaneously minimizing arsenic and cadmium concentrations in rice grains[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(8): 4178-4185. |
| [16] |
陈喆, 铁柏清, 雷鸣, 等. 施硅方式对稻米镉阻隔潜力研究[J]. 环境科学, 2014, 35(7): 2762-2770. Chen Z, Tie B Q, Lei M, et al. Phytoexclusion potential studies of si fertilization modes on rice cadmium[J]. Environmental Science, 2014, 35(7): 2762-2770. |
| [17] | Kim Y H, Khan A L, Kim D H, et al. Silicon mitigates heavy metal stress by regulating P-type heavy metal ATPases, Oryza sativa low silicon genes, and endogenous phytohormones[J]. BMC Plant Biology, 2014, 14(1). DOI:10.1186/1471-2229-14-13 |
| [18] | Li R Y, Stroud J L, Ma J F, et al. Mitigation of arsenic accumulation in rice with water management and silicon fertilization[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(10): 3778-3783. |
| [19] | 王雅芸. 砷胁迫下硅对水稻生长的影响及其机制研究[D]. 沈阳: 沈阳农业大学, 2019. 10-12. |
| [20] | Arao T, Kawasaki A, Baba K, et al. Effects of water management on cadmium and arsenic accumulation and dimethylarsinic acid concentrations in Japanese rice[J]. Environmental science & Technology, 2009, 43(24): 9361-9367. |
| [21] | Meharg C, Meharg A A. Silicon, the silver bullet for mitigating biotic and abiotic stress, and improving grain quality, in rice?[J]. Environmental and Experimental Botany, 2015, 120: 8-17. DOI:10.1016/j.envexpbot.2015.07.001 |
| [22] | 王红岩. 硅肥以及水钠锰矿负载型稻壳生物炭对稻田砷和镉的共同阻控作用[D]. 北京: 中国地质大学(北京), 2016. 23-32. |
| [23] |
李园星露, 叶长城, 刘玉玲, 等. 硅肥耦合水分管理对复合污染稻田土壤As-Cd生物有效性及稻米累积阻控[J]. 环境科学, 2018, 39(2): 944-952. LI Y X L, Ye C C, Liu Y L, et al. Bioavailability of silicon fertilizer coupled water management on soil bioavailability and cumulative control of rice in compound contaminated Paddy Soils[J]. Environmental Science, 2018, 39(2): 944-952. |
| [24] | GB 5009.15-2014, 食品安全国家标准食品中镉的测定[S]. |
| [25] | GB/T 5009.11-2003, 食品中总砷及无机砷的测定[S]. |
| [26] | NY/T 1121.2-2006, 土壤检测第2部分: 土壤pH的测定[S]. |
| [27] | GB/T 23739-2009, 土壤质量有效态铅和镉的测定原子吸收法[S]. |
| [28] | NY/T 1121.7-2014, 土壤检测第7部分: 土壤有效磷的测定[S]. |
| [29] | GB 2762-2017, 食品安全国家标准食品中污染物限量[S]. |
| [30] | 龙水波. 水分管理模式控制水稻吸收土壤砷的研究[D]. 长沙: 中南林业科技大学, 2014. 13-34. |
| [31] |
钟松雄, 何宏飞, 陈志良, 等. 水淹条件下水稻土中砷的生物化学行为研究进展[J]. 土壤学报, 2018, 55(1): 1-17. Zhong S X, He H F, Chen Z L, et al. Advancement in study on biochemical behavior of arsenic in flooded paddy soil[J]. Acta Pedologica Sinica, 2018, 55(1): 1-17. |
| [32] | Wan Y N, Camara A Y, Yu Y, et al. Cadmium dynamics in soil pore water and uptake by rice: influences of soil-applied selenite with different water managements[J]. Environmental Pollution, 2018, 240: 523-533. DOI:10.1016/j.envpol.2018.04.044 |
| [33] |
高子翔, 周航, 杨文弢, 等. 基施硅肥对土壤镉生物有效性及水稻镉累积效应的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(12): 5299-5307. Gao Z X, Zhou H, Yang W T, et al. Impacts of silicon fertilizer as base manure on cadmium bioavailability in soil and on cadmium accumulation in rice plants[J]. Environmental Science, 2017, 38(12): 5299-5307. |
| [34] |
黄丹丹, 葛滢, 周权锁. 淹水条件下土壤还原作用对镉活性消长行为的影响[J]. 环境科学学报, 2009, 29(2): 373-380. Huang D D, Ge Y, Zhou Q S. Effect of redox processes on soil Cd activity under submerged conditions[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(2): 373-380. DOI:10.3321/j.issn:0253-2468.2009.02.022 |
| [35] |
陈喆, 铁柏清, 刘孝利, 等. 改良-农艺综合措施对水稻吸收积累镉的影响[J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(7): 1302-1308. Chen Z, Tie B Q, Liu X L, et al. Impacts of optimized agronomic regulation management on cadmium absorption and accumulation by late rice[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(7): 1302-1308. |
| [36] |
张振兴, 纪雄辉, 谢运河, 等. 水稻不同生育期施用生石灰对稻米镉含量的影响[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(10): 1867-1872. Zhang Z X, Ji X H, Xie Y H, et al. Effects of quicklime application at different rice growing stage on the cadmium contents in rice grain[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(10): 1867-1872. DOI:10.11654/jaes.2016-0432 |
| [37] |
谢运河, 纪雄辉, 田发祥, 等. 不同Cd污染特征稻田施用钝化剂对水稻吸收积累Cd的影响[J]. 环境工程学报, 2017, 11(2): 1242-1250. Xie Y H, Ji X H, Tian F X, et al. Effect of passivator on Cd uptaking of rice in different Cd pollution characteristics paddy soils[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(2): 1242-1250. |
| [38] | 张燕, 铁柏清, 张淼, 等. 玉米秸秆生物炭对砷镉复合污染土壤中砷镉形态的影响[A]. 见: 第六届重金属污染防治及风险评价研讨会[C]. 厦门: 中国环境科学学会, 2016. 268-276. |
| [39] |
刘春湘. pH对铅生物有效性的影响研究进展[J]. 土壤科学, 2020, 8(1): 23-28. Liu C X. Research progress in the effect of pH on Pb bioavailability[J]. Hans Journal of Soil Science, 2020, 8(1): 23-28. |
| [40] | 崔晓丹. 不同水分管理对土壤锑、砷有效性及水稻吸收土壤锑的影响研究[D]. 北京: 中国科学院大学, 2015. 3-15. |
| [41] | 刘春英. 鄱阳湖湿地植物根表铁膜的形成及对铅的转运机制研究[D]. 南昌: 南昌大学, 2015. 1-8. |
| [42] | 张艳超. 水分管理对水稻根表铁膜形成及水稻镉积累的影响[D]. 贵阳: 贵州大学, 2016. 11-23. |
| [43] | 杨永强, 胡红青, 付庆灵, 等. 不同水分管理方式对土壤-水稻系统中砷移动性的影响[A]. 见: 2019年中国土壤学会土壤环境专业委员会、土壤化学专业委员会联合学术研讨会论文摘要集[C]. 重庆: 中国土壤学会土壤环境专业委员会, 2019. 183. |
| [44] |
傅友强, 沈宏, 杨旭健. 适度干湿交替促进水稻根表红棕色铁膜形成的根层诱导机制[J]. 植物生理学报, 2017, 53(12): 2167-2180. Fu Y Q, Shen H, Yang X J. Root-based mechanism of stimulated formation of reddish-brown iron plaque on rice root surface by moderate alternate wetting and drying[J]. Plant Physiology Journal, 2017, 53(12): 2167-2180. |
| [45] | McGeehan S L, Naylor D V. Sorption and redox transformation of arsenite and arsenate in two flooded soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 1994, 58(2): 337-342. DOI:10.2136/sssaj1994.03615995005800020012x |
| [46] | Onken B M, Hossner L R. Determination of arsenic species in soil solution under flooded conditions[J]. Soil Science Society of America Journal, 1996, 60(5): 1385-1392. DOI:10.2136/sssaj1996.03615995006000050013x |
| [47] |
李义纯, 葛滢. 淹水还原条件下土壤铁氧化物对镉活性制约机理的研究进展[J]. 土壤, 2009, 41(2): 160-164. Li Y C, Ge Y. Influence of iron oxides on activity of Cd in soils under reductive conditions: a review[J]. Soils, 2009, 41(2): 160-164. DOI:10.3321/j.issn:0253-9829.2009.02.002 |
| [48] |
王怡璇, 刘杰, 唐云舒, 等. 硅对水稻镉转运的抑制效应研究[J]. 生态环境学报, 2016, 25(11): 1822-1827. Wang Y X, Liu J, Tang Y S, et al. Inhibitory effect of silicon on cadmium accumulation and transportation in rice[J]. Ecology and Environment Sciences, 2016, 25(11): 1822-1827. |
| [49] |
郭伟, 林咸永, 程旺大. 不同地区土壤中分蘖期水稻根表铁氧化物的形成及其对砷吸收的影响[J]. 环境科学, 2010, 31(2): 496-502. Guo W, Lin X Y, Cheng W D. Effect of iron plaque formation of root surface on As uptake by rice seedlings grown on different types of soils[J]. Environmental Science, 2010, 31(2): 496-502. |
| [50] | Seyfferth A L, Fendorf S. Silicate mineral impacts on the uptake and storage of arsenic and plant nutrients in rice (Oryza sativa L.)[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(24): 13176-13183. |
| [51] | Ma J F, Yamaji N, Mitani N, et al. Transporters of arsenite in rice and their role in arsenic accumulation in rice grain[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2008, 105(29): 9931-9935. DOI:10.1073/pnas.0802361105 |