摘要: 為探明水分管理與施硅對(duì)土壤砷(As)/鎘(Cd)生物有效性、水稻根表鐵膜與As/Cd吸收的影響，以貴州省開(kāi)陽(yáng)縣某砷鎘復(fù)合污染水稻土為供試土壤，進(jìn)行了水稻盆栽種植.設(shè)5種水分管理模式：全生育期淹水(T1)；移栽到抽穗后三周(0~105 d)淹水，其余時(shí)期濕潤(rùn)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，其余時(shí)期濕潤(rùn)灌溉(T3)；抽穗到抽穗后三周(84~105 d)淹水，其余時(shí)期濕潤(rùn)灌溉(T4)和全生育期濕潤(rùn)灌溉(T5).硅設(shè)不施硅和施硅這2個(gè)水平.結(jié)果表明，淹水/濕潤(rùn)灌溉較單一淹水或單一濕潤(rùn)灌溉更利于根表鐵膜(DCB-Fe)的形成，DCB-As/Cd含量隨DCB-Fe含量升高而升高；施硅使土壤pH升高，有效As/Cd含量降低，DCB-As含量增加，除淹水處理外的DCB-Fe/Cd含量降低.淹水時(shí)間越短，水稻各部位對(duì)Cd積累量越高，對(duì)As積累量越低.施硅使水稻各部位生物量升高，As/Cd含量降低.其中根、莖、葉和籽粒的Cd含量分別降低4.23%~31.06%、11.41%~52.90%、1.74%~35.73%和19.25%~39.76%，As含量分別降低1.47%~52.60%、6.12%~63.02%、2.97%~28.41%和16.33%~61.23%.5種水分管理中，施硅結(jié)合T3水分管理可以實(shí)現(xiàn)水稻生物量最高及水稻對(duì)砷鎘吸收量最小.因此，根據(jù)As/Cd實(shí)際污染情況合理進(jìn)行水分管理與施硅可以有效降低土壤As/Cd生物有效性進(jìn)而減少水稻對(duì)As/Cd的累積，實(shí)現(xiàn)農(nóng)田安全生產(chǎn).

Effects of Water Management and Silicon Application on Iron Plaque Formation and Uptake of Arsenic and Cadmium by Rice

Abstract: To explore the effects of water management and silicon application on the bioavailability of soil arsenic (As) and cadmium (Cd), and the accumulation of As and Cd in rice, pot experiments were carried out using As/Cd co-contaminated paddy soil from a field in Kaiyang County, Guizhou Province. The experimental treatments had the following five water application modes with and without silicon addition: flooding during the entire growth period (T1); flooding for three weeks (0-105 d) after transplanting with wet irrigation (moisture content 50%-60%) during other growth periods (T2); flooding for three weeks before heading (0-65d), three weeks after heading (84-105d), and wet irrigation during other growth periods (T3); flooding from heading to three weeks after heading (84-105d) and wet irrigation during the other growth periods (T4); and wet irrigation during the entire growth period (T5). The results showed that compared with flooding and wet irrigation, flooding combined with wet irrigation was more conducive to the formation of iron plaque (DCB-Fe) on the surfaces of roots. As and Cd content increased with an increasing of content of DCB-Fe. Silicon application increased soil pH and the content of DCB-As but decreased available As and Cd in the soil and, with the exception of the flooding treatment, the DCB-Fe/Cd content. The shorter the flooding time, the higher the accumulation of Cd and the lower the accumulation of As in each part of the rice. Silicon application increased the biomass of rice but decrease the Cd content of roots, stems, leaves, and grain by 4.23%-31.06%, 11.41%-52.90%, 1.74%-35.73%, and 19.25%-39.76%, respectively. Silicon application also decreased the As content of roots, stems, leaves, and grain by 1.47%-52.60%, 6.12%-63.02%, 2.97%-28.41%, and 16.33%-61.23%, respectively. Among the five modes of water application tested, silicon application combined with the T3 mode achieved the highest rice biomass and lowest rice As and Cd contents. Therefore, it is suggested that selecting water management and silicon application regimes according to the level of As/Cd pollution can effectively decrease the bioavailability of As/Cd in the soil, thereby reducing the accumulation of As/Cd in rice.

Key words:water management    silicon    arsenic cadmium co-contamination    bioavailability    rice    

受地質(zhì)背景及人類(lèi)活動(dòng)的影響, 土壤存在多種元素復(fù)合污染的現(xiàn)象, 以砷(As)和鎘(Cd)最為常見(jiàn)[1, 2].雖然As和Cd在植物中缺乏任何必要的功能, 但它們可被植物吸收積累進(jìn)入食物鏈, 對(duì)人類(lèi)健康構(gòu)成威脅[3, 4].相比其他谷類(lèi)作物, 水稻(Oryza sativa L.)更易吸收土壤中的As/Cd[5], As/Cd含量較高的大米成為以稻米為主食人群As/Cd的主要來(lái)源[6].因此, 需要采取有效措施抑制稻米As/Cd累積, 最大限度減少As/Cd通過(guò)大米消費(fèi)對(duì)人類(lèi)健康帶來(lái)的影響.

對(duì)水稻田來(lái)說(shuō), 水分管理是一種常見(jiàn)的農(nóng)藝措施.有研究表明, 水分管理不僅可以通過(guò)影響水稻根表鐵膜的形成[7]及其對(duì)As/Cd的富集來(lái)影響水稻對(duì)As/Cd的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)[8, 9], 也可以通過(guò)改變土壤酸堿度(pH)及氧化還原電位(Eh)影響土壤As/Cd的賦存形態(tài)、有效態(tài)含量進(jìn)而影響水稻對(duì)As/Cd的吸收和累積[4, 10, 11].水稻吸收Cd的主要形式為Cd2+, 在較高的土壤pH值和還原條件下, Cd2+與土壤溶液中氫氧根和S2-形成沉淀, Cd的吸收受到抑制[12], 但As通過(guò)鐵(氫)氧化物的還原性溶解, 從As(V)轉(zhuǎn)變?yōu)槿芙舛雀叩腁s(Ⅲ), 使水稻對(duì)其吸收增強(qiáng)[13].由于As/Cd在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化行為對(duì)土壤pH、Eh和根表鐵膜厚度變化響應(yīng)不同, 水分管理對(duì)稻田土壤As/Cd有效性和水稻As/Cd積累表現(xiàn)出不同的效果.如Hu等[4]的研究證實(shí), 長(zhǎng)期淹水可降低土壤Cd的有效性和植株中Cd的含量, 對(duì)As有效性的影響卻相反.吳佳等[14]的研究報(bào)道, 不同水分管理模式下, 水稻對(duì)As/Cd的吸收呈極顯著負(fù)相關(guān).但Honma等[15]的研究表明, 在水稻抽穗期前后進(jìn)行適當(dāng)?shù)乃止芾砜赏瑫r(shí)降低水稻籽粒As/Cd累積, 達(dá)到修復(fù)As/Cd復(fù)合污染稻田的效果.

硅(Si)是植物營(yíng)養(yǎng)的有益元素, 水稻是一種喜硅植物.有研究表明, 施硅不僅可以提高水稻抵抗各種環(huán)境脅迫的能力[16], 還可通過(guò)在土壤中與Cd形成Si-Cd復(fù)合物, 有效降低糙米中Cd含量[17]以及與As競(jìng)爭(zhēng)吸收降低水稻秸稈和籽粒中的As含量[18, 19].目前, 國(guó)內(nèi)外關(guān)于水分管理或施硅在As/Cd復(fù)合污染稻田土壤修復(fù)中應(yīng)用的效果已有大量研究[4, 14, 15, 20~22], 全生育期淹水或濕潤(rùn)灌溉條件下施硅修復(fù)As/Cd復(fù)合污染水稻土的效果也有報(bào)道[23].但關(guān)于水稻抽穗期前后不同水分管理下施硅對(duì)土壤As/Cd有效性及水稻As/Cd吸收的影響及作用機(jī)制還不清楚.

本研究采用盆栽試驗(yàn), 通過(guò)土壤有效As/Cd、水稻根表鐵膜及水稻各部位As/Cd濃度測(cè)定, 分析不同水分管理下施硅對(duì)土壤As/Cd生物有效性和水稻As/Cd吸收的影響與機(jī)制, 探尋一種同時(shí)阻控As/Cd有效性的田間農(nóng)藝管理措施, 以期為As/Cd復(fù)合污染稻田的安全利用提供參考.

1 材料與方法1.1 試驗(yàn)材料

供試水稻：品種豐優(yōu)210, 屬晚秈中熟偏遲類(lèi)型, 稻苗由西南大學(xué)國(guó)家紫色土肥力與肥料效益監(jiān)測(cè)站提供.

供試土壤：采自貴州省貴陽(yáng)市開(kāi)陽(yáng)縣某砷鎘復(fù)合污染水稻田耕作層0~20 cm.除去土壤殘根和雜物, 自然風(fēng)干后過(guò)2 mm篩備用.該土壤pH 6.68, 有機(jī)質(zhì)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 試驗(yàn)方法

按水分遞減的趨勢(shì), 圍繞水稻抽穗期, 共設(shè)5個(gè)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, 其余時(shí)期濕潤(rùn)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, 其余時(shí)期濕潤(rùn)灌溉(T3); 抽穗到抽穗后三周(84~105 d)淹水, 其余時(shí)期濕潤(rùn)灌溉(T4); 全生育期濕潤(rùn)灌溉(T5).水分管理中一半不施硅和一半施硅(Na2SiO3·9H2O, 800 mg·kg-1作基肥同氮磷鉀肥一次性施入).共10個(gè)處理, 每處理重復(fù)3次.

每盆裝土4.0 kg, 基施氮磷鉀肥料參照貴州當(dāng)?shù)厮痉N植農(nóng)田用量, 折合盆栽試驗(yàn)中每盆施入尿素0.6 g, 過(guò)磷酸鈣0.4 g, 氯化鉀0.4 g, 與土壤混勻, 淹水兩周, 待土壤穩(wěn)定后移栽水稻.

1.3 樣品采集與分析1.3.1 水稻樣品采集與分析

水稻成熟獲后分為根部、莖部、葉部和籽粒這4個(gè)部分.先用自來(lái)水再用去離子水洗凈.取部分新鮮根采用DCB浸提法(0.03 mol·L-1檸檬酸三鈉-0.125 mol·L-1碳酸氫鈉和0.06 mol·L-1連二亞硫酸鈉)進(jìn)行根表鐵膜提取, 提取液中的鐵、鎘含量采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定(分別以DCB-Fe和DCB-Cd表示), 砷含量用原子熒光法測(cè)定(以DCB-As表示).其余植株部分在70℃烘干至恒重, 粉碎過(guò)100目篩用于As/Cd含量分析.植物Cd含量由鹽酸-硝酸-高氯酸消解-火焰原子吸收分光光度法測(cè)定[24], As含量由1∶1王水(H2O∶HCl∶HNO3=4∶3∶1, 體積比)消解-原子熒光法測(cè)定[25].

1.3.2 土壤樣品采集與分析

水稻收獲后, 采集盆內(nèi)土壤樣品, 風(fēng)干研磨過(guò)10目篩用于土壤pH的測(cè)定[26].其余樣品過(guò)60目篩用于土壤有效Fe/As/Cd含量分析.其中, 土壤有效態(tài)Fe經(jīng)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氯化鈣(CaCl2)浸提后采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定, 土壤有效態(tài)Cd經(jīng)0.1 mol·L-1 CaCl2浸提后采用石墨爐原子吸收分光光度法測(cè)定[27].土壤有效態(tài)As由0.5 mol·L-1碳酸氫鈉(NaHCO3)浸提后原子熒光法測(cè)定[28].

分析過(guò)程以土壤成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07428(GSS-14)和加標(biāo)回收試驗(yàn)進(jìn)行質(zhì)量控制.加標(biāo)回收土壤全Cd回收率為98.8%~103.6%, 土壤全As回收率為96.4%~99.8%.

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel和Origin 2018軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)計(jì)算和圖表繪制, 采用SPSS 21.0進(jìn)行差異顯著性分析, 顯著水平設(shè)為0.05.

2 結(jié)果與分析2.1 水分管理與施硅對(duì)土壤pH的影響

由表 1可知, 5種水分管理模式下土壤pH高低為T(mén)4>T3>T1>T5>T2, 其中T1、T3和T4處理間無(wú)顯著差異, T5和T2處理間也無(wú)顯著差異, 但T1、T3和T4顯著高于T5和T2處理(P < 0.05), 表明土壤pH因水分管理模式的不同而異.與不施硅相比, 所有水分管理模式下施硅均能提升土壤pH, T1提升效果達(dá)顯著水平.無(wú)論施硅與否, T2處理土壤pH值均顯著低于其余水分管理, 且施硅前后土壤pH高低順序不變.

表 1 水分管理與施硅對(duì)土壤pH的影響1)Table 1 Effect of water management and silicon application on soil pH

2.2 水分管理與施硅對(duì)土壤中Fe、Cd和As有效性的影響

由圖 1(a)可知, 5種水分管理模式下, 土壤有效Fe含量以T1和T4較高, T2和T3次之, T5最低且顯著低于其他各處理組, 即濕潤(rùn)灌溉較不同時(shí)期淹水處理使土壤有效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處理最大, 為15.12%, T4處理最小, 僅為2.70%.

不同小寫(xiě)字母表示不同數(shù)據(jù)組之間差異顯著(P < 0.05), 下同圖 1 土壤有效Fe、有效Cd和有效As含量變化Fig. 1 Changes in available Fe, Cd, and As in soil

由圖 1(b)可知, 土壤有效Cd含量以T2和T5處理較高, T3和T4次之, T1最低, 顯著低于其他各處理組, 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含量進(jìn)一步下降, 其中T2、T4和T5處理分別下降12.4%、14.70%和9.76%, 均達(dá)顯著水平, 表明施硅可降低土壤有效Cd含量.

由圖 1(c)可知, 土壤有效As含量T5處理顯著低于其余各水分處理組, 即濕潤(rùn)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處理分別降19.81%、19.33%和32.30%, 均達(dá)顯著水平.即施硅可降低土壤有效As含量.

2.3 水分管理與施硅對(duì)水稻生長(zhǎng)的影響

由圖 2可得, 5種水分管理下水稻根、莖、葉和籽粒的生物量高低分別表現(xiàn)為：T1>T3>T4>T5>T2[圖 2(a)]、T1>T3>T4>T2>T5[圖 2(b)和2(c)]和T1>T2>T3>T4>T5[圖 2(d)], T1水分管理中水稻各部位生物量顯著高于其余水分管理.水稻生物量對(duì)除T1外的水分管理的響應(yīng)因部位不同而異, 但莖、葉和籽粒生物量均在T5水分管理下最低.說(shuō)明相對(duì)于其他水分管理, 全生育期淹水更利于水稻的生長(zhǎng).

圖 2 水稻根、莖、葉和籽粒的生物量Fig. 2 Biomass of the roots, stems, leaves, and grain of rice

施硅后5種水分管理下水稻各部位生物量均上升.根、莖、葉和籽粒升幅范圍分別為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、葉部和籽粒生物量均顯著上升, T5水分管理莖部生物量顯著提升.此外T3水分管理對(duì)根部生物量也有顯著提升作用, 其余水分管理施硅后對(duì)水稻生物量提升作用不顯著, 說(shuō)明施硅對(duì)水稻生長(zhǎng)的促進(jìn)效果因水分管理的不同存在差異, 全生育期淹水結(jié)合施硅對(duì)水稻生長(zhǎng)的促進(jìn)作用最明顯.

2.4 水分管理與施硅對(duì)水稻根表DCB-Fe、DCB-Cd和DCB-As含量的影響

由圖 3(a)可知, T2、T3和T4處理水稻根表DCB-Fe含量顯著高于T1和T5處理, 說(shuō)明存在淹水和濕潤(rùn)灌溉水分變化的水分管理模式較單一淹水或濕潤(rùn)灌溉更利于DCB-Fe形成.施硅使T1水分管理下DCB-Fe含量顯著(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, 表明施硅對(duì)DCB-Fe含量的影響因水分管理不同存在差異.

圖 3 水稻根表鐵膜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

由圖 3(b)和圖 3(c)可知, DCB-Cd和DCB-As含量均以T4處理最高, T1處理最低, 與DCB-Fe含量變化趨勢(shì)一致, 表明DCB-Fe對(duì)As/Cd有一定的富集作用.施硅使T1水分管理下DCB-Cd含量顯著升高, 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, 表明施硅對(duì)不同水分管理模式下DCB-As/Cd含量的影響不同.

2.5 水分管理與施硅對(duì)水稻體內(nèi)Cd和As積累的影響

不同水分管理與施硅對(duì)水稻Cd含量的影響如圖 4所示, 從中可知, 水稻各部位Cd含量表現(xiàn)為根>莖>籽粒>葉.5種水分管理模式下, 水稻根、莖、葉和籽粒中Cd含量變化趨勢(shì)一致, 均以T1最低, T5最高, 且從T1~T5, 隨淹水時(shí)間的縮短, 水稻各部位Cd含量呈逐漸遞增趨勢(shì), 表明淹水可有效抑制水稻對(duì)Cd的吸收積累, 且淹水時(shí)間越長(zhǎng), 水稻各部位Cd含量越低.

圖 4 水稻根、莖、葉和籽粒中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現(xiàn)出顯著差異; 莖部Cd含量降低11.41%~52.90%, T5表現(xiàn)出顯著差異; 葉部Cd含量降低1.74%~35.73%, T2、T4和T5均表現(xiàn)出顯著差異; 籽粒Cd含量降低1.08%~39.76%, T2、T3和T4表現(xiàn)出顯著差異, 其中莖的變化幅度最大, 其次是籽粒和葉, 降幅最小的為根部, 表明施硅對(duì)水稻地上部Cd含量的影響大于根部.T5處理施硅后根、莖、葉Cd含量均顯著性降低, 但籽粒Cd含量無(wú)顯著差異, 說(shuō)明濕潤(rùn)灌溉下硅對(duì)降低籽粒Cd含量積累作用效果減弱.可以看出, 無(wú)論施硅與否, 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], 是可采取的農(nóng)田Cd污染下水稻安全生產(chǎn)的水分管理模式.

不同水分管理與施硅對(duì)水稻As含量的影響如圖 5所示.從中可知, 水稻各部位As含量為根系>葉>莖>籽粒.5種水分管理模式中, 根、莖、葉和籽粒的As含量以T1處理最高, T5處理最低, 從T1~T5, 隨著淹水時(shí)間的縮短, 水稻各部位As含量逐漸降低, 與不同水分管理下水稻各部位Cd含量的變化表現(xiàn)出相反的趨勢(shì).

圖 5 水稻根、莖、葉和籽粒中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表現(xiàn)出顯著差異; 莖部As含量降低6.12%~63.02%, T1、T3和T4表現(xiàn)出顯著差異; 葉部As含量降低2.97%~28.41%, T2表現(xiàn)出顯著差異; 籽粒As含量降低16.33%~61.23%, T1、T3和T4表現(xiàn)出顯著差異.莖部變化幅度最大, 其次是籽粒和根系, 最低是葉, 說(shuō)明硅的施入對(duì)水稻莖部As含量的影響最大.

3 討論3.1 水分管理與施硅對(duì)土壤pH的影響

除T2外, 淹水處理的土壤pH值均顯著高于全生育期濕潤(rùn)灌溉處理, 表明淹水提高了土壤pH.與不施硅相比, 施硅使5種水分管理模式下土壤pH值提高0.18~0.29個(gè)單位, 這是硅酸鈉本身呈堿性所致.至于不同水分管理模式下土壤pH上升幅度的差異可能與不同水分狀況有關(guān), 以T2最大, T3處理最小, 但施硅前后土壤pH在5種水分管理間高低順序不變, 說(shuō)明施硅對(duì)土壤pH值的提升效果與水分狀況無(wú)關(guān).

3.2 水分管理與施硅對(duì)土壤有效Fe/As/Cd含量的影響

土壤有效Fe/As/Cd含量對(duì)不同水分條件變化的響應(yīng)不同.有效Fe含量以T1最高, T2、T3和T4次之, T5最低[圖 1(a)], 即淹水與淹水/濕潤(rùn)灌溉交替處理下土壤有效Fe含量顯著高于濕潤(rùn)灌溉處理, 與吳佳等[14]的研究結(jié)果一致.濕潤(rùn)灌溉形成的相對(duì)氧化條件使土壤溶液中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, 與硅能促進(jìn)水稻根系的生長(zhǎng), 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)有關(guān)[19].

有研究表明, 淹水處理能降低土壤Cd的生物有效性, 減少其有效態(tài)含量, 但會(huì)增強(qiáng)As的活性[14, 30~33].本研究中, 除T2外, 土壤有效Cd含量與淹水時(shí)長(zhǎng)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系, 即T5濕潤(rùn)灌溉下最高, T3和T4次之, 淹水下最低[圖 1(b)], 原因是淹水降低了土壤Eh, 增加了土壤還原態(tài)Fe2+、Mn2+等陽(yáng)離子和陰離子S2-含量, Fe2+、Mn2+與Cd2+的競(jìng)爭(zhēng)吸附及S2-與Cd2+的共沉淀作用增強(qiáng), 使土壤中Cd的生物有效性降低[34]; 而濕潤(rùn)灌溉下土壤Eh升高, 還原態(tài)離子與Cd2+之間競(jìng)爭(zhēng)和共沉淀作用減弱, 所以土壤有效Cd含量升高[35].一般情況下, 土壤pH值越低, 有效Cd含量越高, 土壤中Cd的有效性與pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)[36~38], 本研究中, T2中有效Cd含量較高可能是由于其土壤pH值最低(表 1), 土壤中有更多質(zhì)子與金屬離子競(jìng)爭(zhēng)吸附位點(diǎn), 使得金屬陽(yáng)離子更易從氧化物表面解吸造成[39].土壤有效As含量在T1、T2、T3和T4處理間無(wú)顯著差異, 但在T5中顯著降低[圖 1(c)], 即單一濕潤(rùn)灌溉下土壤有效As含量低于淹水或淹水/濕潤(rùn)灌溉交替處理.崔曉丹[40]的研究也證實(shí)存在淹水處理, 無(wú)論淹水時(shí)長(zhǎng)均會(huì)增強(qiáng)土壤中As的有效性.此外, 濕潤(rùn)灌溉下的相對(duì)氧化條件可促進(jìn)As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ), 后者在鐵氧化物表面的吸附強(qiáng)于前者, 從而較難被釋放到土壤溶液中[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, 施硅使各水分處理下土壤有效Cd含量和有效As含量均降低, 但對(duì)As/Cd有效性的抑制作用卻因水分管理模式的不同而異, 對(duì)Cd有效性抑制效果以全生育期淹水最強(qiáng), 而對(duì)As有效性抑制作用以全生育期濕潤(rùn)灌溉最強(qiáng).這可能與土壤有效Cd和有效As含量分別在淹水處理和濕潤(rùn)灌溉處理時(shí)最低有關(guān).

3.3 水分管理與施硅對(duì)水稻根表DCB-Fe/As/Cd含量的影響

根表鐵膜的形成必須具備兩個(gè)條件：一是植物根際處于局部氧化狀態(tài), 二是生長(zhǎng)介質(zhì)中存在大量的Fe2+[41].5種水分管理模式下, 土壤有效Fe含量以T1最高, 以T5最低(圖 1), 水稻根表DCB-Fe含量卻以T1處理最低, T5處理其次, T2、T3和T4處理較高[圖 3(a)], DCB-Fe含量與土壤有效Fe或淹水時(shí)間長(zhǎng)度的變化并未表現(xiàn)出一致性, 濕潤(rùn)灌溉氧化條件下有效Fe含量低時(shí)不利于鐵膜的形成, 而淹水條件下, 即使土壤有效Fe含量較高也不利于根表鐵膜的形成, 由于水分管理差異使水稻根際土壤pH、Eh等條件不同, 相對(duì)于全生育期淹水或濕潤(rùn)灌溉, 淹水/濕潤(rùn)灌溉交替處理下土壤通氣狀況較好, 更有利于DCB-Fe的形成, 與文獻(xiàn)[42, 43]的研究結(jié)果一致.施硅后, 淹水條件下水稻根表DCB-Fe含量升高, 其余水分管理中DCB-Fe含量均降低, 說(shuō)明施硅對(duì)根表鐵膜形成的影響與土壤的水分狀況有關(guān).由于淹水條件下土壤有效Fe含量最高, 施硅后水稻泌氧能力增強(qiáng), 滿(mǎn)足鐵膜形成的兩個(gè)重要條件, 從而DCB-Fe含量顯著上升[44].存在濕潤(rùn)灌溉的水分處理, DCB-Fe含量均降低.全生育期濕潤(rùn)灌溉下土壤處于相對(duì)氧化狀態(tài), 通氣狀況良好, 但其有效Fe含量較低且根部生物量較少[圖 2(a)], 施硅后土壤有效Fe含量進(jìn)一步降低從而DCB-Fe含量降低.淹水/濕潤(rùn)灌溉交替處理雖有利于根表鐵膜的形成, 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, 鐵膜形成的兩個(gè)重要條件之一被削弱; 另一方面由于水分條件的改變使水稻根系處于相對(duì)失衡狀態(tài), 部分根系活力受到影響提前衰老, 加之硅素物質(zhì)的加入使喜硅作物水稻對(duì)Fe的敏感程度降低, 導(dǎo)致水稻部分根表鐵膜脫落, DCB-Fe含量降低[42].

不同水分管理使根際pH、Eh等條件存在差異進(jìn)而影響水稻根表鐵膜厚度及其對(duì)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較高.淹水條件下土壤有效Cd含量最低, DCB-Cd含量也最低, 濕潤(rùn)灌溉下土壤有效As含量最低, 但DCB-As含量并未在濕潤(rùn)灌溉下最低, 而是與DCB-Fe相一致在淹水下最低, 其余水分管理DCB-As/Cd含量均隨DCB-Fe含量升高而升高, 即水稻根表DCB-As/Cd含量主要受DCB-Fe的影響(圖 2).出現(xiàn)此現(xiàn)象原因可能是不同水分條件下根表鐵膜中鐵氧化物與As/Cd發(fā)生的不同氧化還原以及土壤膠體對(duì)As/Cd的吸附解析作用導(dǎo)致[45~47].因此, 根表鐵膜對(duì)緩解As/Cd在水稻中的積累起到關(guān)鍵性作用.施硅后T1處理DCB- Cd含量顯著升高, 這與王怡璇等[48]的研究結(jié)果一致, 淹水條件下施硅可以增強(qiáng)鐵膜對(duì)Cd的富集.但DCB-Fe含量在T2~T5中降低, DCB-Cd含量也顯著降低, 其原因可能由于DCB-Fe含量下降, 根表鐵膜中吸附的Cd重回土壤溶液所致.施硅后DCB-As含量變化與DCB-Fe/Cd含量變化不相一致.郭偉等[49]的研究表明, 根表鐵膜是水稻根系表面客觀存在的一種自然現(xiàn)象, 該氧化物對(duì)As有很強(qiáng)的聚集能力, 在根際微環(huán)境中是水稻As吸收的緩沖區(qū).有研究表明施硅可降低土壤中As的釋放, 使土壤溶液有效As含量降低, 但可增強(qiáng)根表鐵膜對(duì)As的富集[18, 50], 本研究也證明, 施硅后各水分管理下有效As含量降低, 但DCB-As含量均顯著上升.

3.4 水分管理與施硅對(duì)水稻As/Cd吸收積累的影響

水分狀況通過(guò)影響土壤中重金屬有效性及根表鐵膜對(duì)重金屬的富集而影響重金屬在植物中的積累.結(jié)果顯示, 不同水分管理模式對(duì)水稻吸收積累As/Cd影響不同(圖 4和圖 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, 淹水處理下土壤pH值在5種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, 這可能是由于淹水還原條件下Fe2+、Mn2+與Cd2+的競(jìng)爭(zhēng)吸附及S2-與Cd2+的共沉淀作用, 使土壤中Cd的生物有效性降低從而水稻各部位Cd積累量最低; 對(duì)于As而言, 還原條件使As(V)轉(zhuǎn)化為活性更強(qiáng)的As(Ⅲ), As的生物有效性增強(qiáng), 進(jìn)而增加了水稻對(duì)其積累.因此, 在As/Cd污染的土壤中, 通過(guò)單一水分管理模式難以同時(shí)減少水稻中As/Cd的積累.淹水時(shí)間越長(zhǎng)Cd含量越低, 隨淹水/濕潤(rùn)灌溉交替處理淹水時(shí)間的縮短, Cd含量逐漸升高, 但As含量逐漸降低, 在淹水/濕潤(rùn)灌溉各兩次交替的T3水分管理中, 水稻各部位對(duì)As/Cd的總積累量小于其余水分管理模式, 這與Honma等[15]的研究結(jié)果一致.

施硅后水稻各部位Cd積累量均降低(圖 4), 且莖、葉和籽粒Cd含量降低幅度大于根部.原因一方面是由于土壤pH升高, 有效態(tài)Cd含量下降, Cd的生物有效性降低.另一方面如陳喆等[16]的研究表明, 基施硅肥能夠?qū)d2+沉積于根部細(xì)胞壁中, 減少Cd向地上部的遷移及其在秸稈和籽粒中的積累.值得一提的是, 有研究表明土壤pH的升高會(huì)增加土壤有效As含量[15], 但施硅后土壤pH的升高并未導(dǎo)致有效As含量增加.這可能是由于其他機(jī)制的存在對(duì)As有效性的抑制作用大于土壤pH的升高對(duì)As有效性活化作用.Ma等[51]的研究指出, As(Ⅲ)與硅共用水通道蛋白, 由于施硅后硅與砷的競(jìng)爭(zhēng)作用, 增強(qiáng)根表鐵膜對(duì)As的富集, 從而降低了土壤有效As含量, 最終減少了水稻As的積累.本研究表明, 施硅后各水分處理DCB-As含量增加, 但水稻各部位As含量降低(圖 5), 且施硅對(duì)水稻莖部降幅大于其他部位.由此看出, 施硅主要是通過(guò)提高土壤pH來(lái)降低土壤有效Cd含量從而減少其在水稻各部位及籽粒中的積累; 對(duì)于As而言, 則主要通過(guò)增強(qiáng)根表鐵膜對(duì)As的富集從而降低土壤中As的有效性最終減少其在水稻各部位的積累.因此, 施硅不僅是一項(xiàng)有效的降Cd措施, 也是一項(xiàng)有效的降A(chǔ)s措施.

4 結(jié)論

(1) 全生育期淹水處理下水稻生物量顯著高于其余水分管理, 施硅能促進(jìn)水稻各部位生長(zhǎng), 其作用大小表現(xiàn)為根系>莖>籽粒>葉.

(2) 不同水分管理間土壤pH差異顯著, 施硅后土壤pH升高, 有效態(tài)As/Cd含量降低.

(3) 淹水和濕潤(rùn)灌溉交替處理的水分管理模式較單一淹水或濕潤(rùn)灌溉更利于根表鐵膜的形成, 且DCB-As/Cd含量隨DCB-Fe含量升高而升高.在淹水條件下施硅增強(qiáng)了根表鐵膜對(duì)Cd的富集, 存在濕潤(rùn)灌溉的水分處理根表鐵膜對(duì)Cd的富集減弱; 施硅可增強(qiáng)根表鐵膜對(duì)As的富集且不受限于水分狀況.

(4) 全生育期淹水處理水稻Cd積累量最少, As積累量最多.施硅結(jié)合移栽到抽穗前三周淹水, 抽穗到抽穗后三周淹水, 其余時(shí)期濕潤(rùn)灌溉的水分管理模式水稻籽粒對(duì)砷鎘總積累量最小.

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