不同改良劑和水分管理對水稻吸收積累砷的影響

王丙爍，黃亦玟，李 娟，龍 健，黃益宗，韓 廿

（1.農業農村部環境保護科研監測所，天津 300191；2.貴州師范大學地理與環境科學學院，貴陽 550001；3.北京一零一中學，北京 100091；4.貴州師范大學貴州省山地環境信息系統與生態環境保護重點實驗室，貴陽 550001）

砷（As）是一種非金屬元素，因其處于金屬與非金屬過渡的區域，具有金屬性，所以也被稱為類金屬，又因其毒性與重金屬相近而被列為八大土壤重金屬之一。As是多種金屬礦物開采的副產品，在采礦、提煉、加工等過程中，含As的粉塵、氣體、污水以及固體廢棄物等進入周圍環境，從而導致大氣、水源以及土壤環境受到污染，又經過大氣沉降、污水灌溉等過程進入到土壤環境造成嚴重污染。胡毅鴻等[1]對湖南省石門雄黃礦區的As含量進行了研究，結果表明其礦渣表面覆土As含量高達3.8～27.3 g·kg-1，礦區周圍農田土壤 As含量為43.0～2 268.0 mg·kg-1，說明含As礦物的開采是周圍土壤As的主要來源。生活中的耗能、排污等行為也會成為As污染的來源，主要包括生活垃圾的焚燒、未經處理的生活污水排放、煤炭燃燒以及汽車尾氣的排放等，由此產生的廢水、廢氣和廢渣中可能含有As[2]。據Matschullat[3]報道，每年全球土壤中的As有2.8×107～9.4×107kg是由人為排放。總的來說，人為活動是造成土壤As污染的主要原因，也導致了我國多個地區受As污染嚴重。趙筱青等[4]研究表明，云南沘江流域農田土壤中As的超標率為16.7%。劉春早等[5]對湘江流域土壤樣品進行分析表明，As重度污染占總超標率的2.8%。As的化合物具有很強的毒性，研究發現，低濃度的As能促進水稻發芽和根生長，當As濃度過高時則會產生抑制作用[6]。As濃度過高時，會導致水稻幼苗和根系中的抗氧化酶活性（CAT、POD、SOD）降低，抑制水稻生長，使其生物量減少等[7]。長時間在As污染環境中會導致人體產生慢性As中毒現象，As可通過呼吸道進入人體使肺功能受損[8]。土壤中的As可通過植物的吸收積累進入食物鏈，從而導致人體中細胞氧化還原能力下降，組織和機體功能受影響，還可能引起多種癌癥發生[9-10]。

在土壤重金屬修復中，硅酸鈉（Si）是常見的鈍化劑，其主要修復機理是提高土壤pH值、改變重金屬在土壤中的存在形態等[11]。黃益宗等[12]研究表明，添加Si后水稻根系As（Ⅲ）和As（Ⅴ）含量明顯降低。薛高峰等[13]發現施Si能提高水稻抗白葉枯病害的能力，并顯著提高水稻植株的生物量。鉬（Mo）是一種重金屬元素，在自然界中普遍存在，是植物和動物正常生長必不可缺的營養元素之一。植物若Mo元素不足，會導致葉片卷曲、枯黃、易長斑點等癥狀[14]。研究表明，施Mo可提高植物的抗寒、抗鹽和抗重金屬等脅迫能力[15-17]。石灰是經濟、有效的土壤改良劑，能改善土壤結構、養分狀況以及土壤微生物群落的數量和組成，并通過改變土壤pH值、土壤陽離子交換量和氧化還原電位等多種機制來影響植物對重金屬的吸收[18]。Jamali等[19]研究表明石灰能降低As的生物有效性。據報道，As對植物的脅迫還可以通過施用硫酸鐵、硫酸亞鐵、零價鐵、氯化鐵、氧化鐵等含Fe物質來緩解[20-22]。研究發現，施Fe處理可顯著降低土壤As的遷移性，增強土壤對As的固定，從而降低土壤As的毒性[23-24]。水分管理是一種農業生態修復技術，一般可分為全生育期淹水、不淹水、濕潤（保持一定的田間持水量）和不同生育期干濕交替等管理模式。研究表明，水分管理可影響作物對營養元素的吸收、轉運和分配，影響作物的光合速率、生物量和產量等。不同水分管理模式導致土壤pH值發生變化，影響土壤重金屬的生物有效性和遷移性，從而影響作物對重金屬的吸收積累[25]。

不同改良劑和水分管理對水稻吸收積累As的影響盡管有一些研究，但是改良劑組合+水分管理方式對水稻吸收積累As的影響還未見報道。本文比較不淹水、孕穗期至灌漿期淹水、全生育期淹水3個水分管理模式，配合添加改良劑（硅酸鈉、鉬酸鈉、硫酸鐵和石灰）對水稻吸收積累As的影響，篩選出有效治理As污染土壤的修復模式，為As污染農田大面積修復提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 水稻品種

供試水稻品種為潭兩優83（國審稻2010002），記為T83，屬秈型兩系雜交水稻，品種來源于潭農S和潭早183，熟期適中，產量高。T83在長江中下游作雙季早稻種植，全生育期平均109.4 d，株型適中，株高82.7 cm，穗長19.4 cm，每穗總粒數109.1粒，結實率84.4%，千粒重26.1 g（選育單位：湘潭市農業科學研究所）。

1.1.2 供試土壤

土壤采集于湖南省瀏陽市焦溪村（113°32′13″E，28°12′32″N，海拔89 m）污染農田0～20 cm表土，土壤pH值5.48，有機質31.9 g·kg-1，陽離子交換量6.54 cmol·kg-1，As含量為59.5 mg·kg-1。

1.1.3 改良劑

試驗所用改良劑為硅酸鈉、鉬酸鈉、硫酸鐵和石灰，均為分析純。

1.2 試驗方案

1.2.1 試驗設置

試驗共設置3種水分管理方式：不淹水、孕穗期至灌漿期淹水（以下簡稱間歇淹水）、全生育期淹水。設置3種改良劑組合處理：不添加改良劑（CK）、Si+Mo（200 mg·kg-1硅酸鈉+0.5 mg·kg-1鉬酸鈉）、Fe+Ca（2%硫酸鐵+2%石灰）。共9組處理，每組處理重復4次，共36盆。

1.2.2 試驗方法

將采集回來的土壤進行風干、研磨、過篩，待用。水稻移栽前一周將不同改良劑以及底肥（氮、磷、鉀肥）添加到每盆1.5 kg土壤里，攪拌均勻，每盆加入1500 mL水濕潤土壤，放置待用。選取適量籽粒飽滿、顆粒大小相當的T83水稻種子，用5%的過氧化氫（H2O2）浸泡約15 min以消毒，用去離子水反復沖洗3～5遍，在培養皿中催芽萌發2 d，從中挑選露白一致的種子移入裝有蛭石的育苗盤里放置在人工氣候室進行培養，14 d后把蛭石盤放到溫室，并添加Hoagland（1/10）營養液。Hoagland營養液配方如下：945 mg·L-1Ca（NO3）2·4H2O、2.86 mg·L-1H3BO3、1.81 mg·L-1MnCl2·4H2O、0.22 mg·L-1ZnSO4·7H2O、0.08 mg·L-1CuSO4·5H2O、607 mg·L-1KNO3、115 mg·L-1NH4·H2PO4、493 mg·L-1MgSO4·7H2O、27.85 mg·L-1FeSO4·7H2O、37.25mg·L-1EDTA-Na2、0.02mg·L-1（NH4）6Mo7O24·4H2O。30 d后將水稻幼苗移栽到塑料盆里。每日進行水分管理，早晚分別在每盆盆栽里加入100 mL水，天氣較熱導致水分蒸發較快時，每盆加入200 mL或300 mL水。不淹水處理保持土壤濕潤且無多余的水滲透，淹水處理保持水分高出土壤表面約5 cm。間歇淹水處理在孕穗期一開始對此處理每盆多加300 mL水，到灌漿期結束時不再加水，直到恢復不淹水狀態，再同其他處理一樣加水。水稻移栽到塑料盆后第40 d收取一部分樣品，每盆剪一株水稻地上部分測定重金屬含量。水稻成熟后分別采集地上部分和地下部分，清洗地下部分時盡量減少根系損傷，將清洗干凈的根裝入信封后放到80℃烘箱中烘干至恒質量。將土壤晾在通風處自然風干，風干后進行研磨，過100目篩，裝入自封袋待測。水稻地上部分可拆分為莖葉和籽粒，將莖葉裝入大號信封，放入80℃烘箱中烘干至恒質量，將籽粒裝入自封袋中保存。

1.3 測定方法

分別稱取0.25 g植物樣品置于消煮管內，每個樣品加入7 mL MOS級（高純）硝酸浸泡過夜；分別稱取0.50 g過100目篩的盆栽土壤樣品置于消煮管內，每個樣品加入10 mL 1+1王水浸泡過夜。用電熱消解儀進行消解，消煮液定容到25 mL。用雙道原子熒光光度計測定樣品中的As含量，用電感耦合等離子體發射光譜儀測定水稻莖葉中Mg、Mn、Ca和K含量。

土壤pH值測定：稱取0.4 g盆栽土壤放入離心管中，加入10 mL超純水（水土比為2.5∶1），振蕩1 min，靜置30 min以上分層，用pH電極測上層溶液。

1.4 數據處理

用Microsoft Excel 2010和SPSS 21.0進行試驗數據分析以及數據圖表繪制，并對不同處理間的數據用單因素方差分析（ANOVA）進行兩兩比較（Duncan多重比較）以檢驗差異顯著性，試驗數據用平均值±標準偏差表示。

2 結果與分析

2.1 不同改良劑和水分管理對土壤pH值的影響

圖1為不同處理下As污染土壤pH值，從圖中可以看出土壤pH值呈現出一定的規律。在不同水分管理方式下，土壤pH值表現為不淹水＞間歇淹水＞淹水，不添加改良劑時，不淹水土壤pH值分別比間歇淹水和淹水高0.14個和0.26個單位。添加改良劑后土壤pH值顯著提高，與CK相比，施加Si+Mo能提高土壤pH值0.62～0.66個單位，施加Fe+Ca能提高土壤pH值1.17～1.34個單位。Fe+Ca處理在不同水分管理條件下比Si+Mo處理土壤pH值高0.51～0.69個單位，因而，Ca與Si相比可以更有效地增加土壤pH值。在不淹水+Fe+Ca處理下土壤pH達到最大值7.73，比淹水處理下的最小值高1.53個單位。

圖1 土壤pH值Figure 1 The pH value of soil

2.2 不同改良劑和水分管理對土壤As含量的影響

圖2為水稻收割后不同處理下盆栽土壤As含量。在3種水分管理方式下，土壤As含量大致呈現出淹水＞間歇淹水＞不淹水的規律。不添加改良劑時，淹水處理與不淹水處理相比，As含量增加了3.93 mg·kg-1。在不淹水、間歇淹水和淹水3種水分管理方式下，添加Si+Mo處理的土壤As含量分別比CK高10.2%、19.5%和21.8%；添加Fe+Ca處理的土壤As含量分別比CK高28.4%、23.8%和14.1%。

圖2 土壤As含量Figure 2 As concentrations of soil

2.3 不同改良劑和水分管理對水稻莖葉中K、Ca、Mn和Mg含量的影響

表1 不同改良劑和水分管理對水稻莖葉K、Ca、Mn和Mg含量的影響Table 1 Effects of different amendments and water management on K，Ca，Mn，Mg contents in rice shoots

As污染土壤條件下水稻莖葉K、Ca、Mn、Mg含量如表1所示。不同水分管理方式中，間歇淹水條件下水稻莖葉K含量最高，并且施加改良劑之后更高，間歇淹水+Si+Mo處理下K含量比CK高9.6%，間歇淹水+Fe+Ca處理下K含量比CK高4.5%。不同水分管理方式中，淹水條件下水稻莖葉Ca含量最高。添加Si+Mo導致Ca含量顯著降低，不淹水、間歇淹水和淹水條件下分別比CK低45.1%、36.9%和12.5%。添加Fe+Ca則能使Ca含量增加，但是效果不顯著（P＞0.05）。在添加改良劑之后水稻莖葉Mn含量均低于CK，且Si+Mo處理均達到顯著水平（P＜0.05），不淹水+Si+Mo處理Mn含量最低，與CK相比降低了56.5%。添加改良劑后Mg含量降低,在不淹水、間歇淹水和淹水條件下，Fe+Ca處理的Mg含量分別比CK低3.9%、13.4%和21.9%。

2.4 不同改良劑和水分管理對水稻吸收積累As的影響

不同水分管理和改良劑處理下水稻籽粒As含量如圖3所示。在不添加改良劑時，不淹水處理比間歇淹水和淹水處理下籽粒As含量均低0.42 mg·kg-1。與CK相比，不淹水條件下Si+Mo和Fe+Ca處理分別能使籽粒As含量減少0.11和0.15 mg·kg-1，降低了19.9%和26.6%；間歇淹水條件下Si+Mo和Fe+Ca處理使籽粒As含量降低4.8%和50.6%；淹水條件下Si+Mo和Fe+Ca處理分別導致籽粒As含量降低了12.7%和49.8%。其中，不淹水+Fe+Ca處理的降As效果最好，不淹水+Si+Mo的效果次之。

圖4為不同處理下盆栽培養40 d水稻莖葉As含量。從圖中可以看出，不淹水+Fe+Ca條件下水稻莖葉As含量最低，淹水條件下As含量最高。在不添加改良劑時，淹水處理導致莖葉As含量比CK增加了54.9%。添加了改良劑之后，與CK相比，水稻莖葉As含量均呈現出下降趨勢。不淹水+Si+Mo處理和不淹水+Fe+Ca處理分別使As含量降低16.9%和40.3%；間歇淹水+Si+Mo和間歇淹水+Fe+Ca處理分別使As含量降低35.3%和43.7%；淹水+Si+Mo和淹水+Fe+Ca處理分別使As含量降低33.1%和50.3%。其中，不淹水+Fe+Ca處理的降As效果最好，與CK相比減少了1.90 mg·kg-1，降低了40.3%。圖5表示不同處理下盆栽培養全生育期水稻莖葉As含量。結合圖3、圖4可以看出，在不淹水、間歇淹水和淹水條件下全生育期水稻莖葉As含量變化趨勢與40 d水稻莖葉As含量和籽粒As含量趨勢大體上一致，說明莖葉As含量較高時，籽粒As含量也相應較高。在不添加改良劑時，淹水處理導致莖葉As含量比CK升高了149.0%。不淹水+Si+Mo和不淹水+Fe+Ca處理分別使莖葉As含量降低了40.7%和81.2%；間歇淹水+Si+Mo和間歇淹水+Fe+Ca處理分別使莖葉As含量降低了42.5%和70.0%；淹水+Si+Mo和淹水+Fe+Ca處理分別使莖葉As含量降低了56.3%和63.4%。其中，不淹水+Fe+Ca處理的降As效果最好，與CK相比減少了2.77 mg·kg-1，降低率為81.2%。

圖3 不同改良劑和水分管理對水稻籽粒As含量的影響Figure 3 Effects of different amendments and water management on As concentrations in rice grains

圖4 不同改良劑和水分管理對水稻莖葉As含量的影響（40 d）Figure 4 Effects of different amendments and water management on As concentrations in rice shoots（40 d）

圖5不同改良劑和水分管理對水稻莖葉As含量的影響（全生育期）Figure 5 Effects of different amendments and water management on As concentrations in rice shoots（complete breeding period）

圖6 為不同處理下水稻根系As含量。不同水分管理方式下，水稻根系As含量呈現出不淹水＜間歇淹水＜淹水的顯著規律。在不添加改良劑時，不淹水處理比間歇淹水和淹水處理分別低74.8%和88.8%；不淹水+Si+Mo處理下水稻根系As含量最低，與CK相比減少了30.23 mg·kg-1，下降率為43.2%；淹水+Si+Mo處理下水稻根系As含量最高，與CK相比，增加了81.96 mg·kg-1，提高率為13.1%。

表2為不同水分管理和混合改良劑處理下水稻根系到莖葉的As轉運系數（TF莖葉/根系）和水稻根系到籽粒的As轉運系數（TF籽粒/根系）。與沒有添加任何改良劑的處理相比，除了不淹水+Si+Mo和不淹水+Fe+Ca處理下的TF籽粒/根系略高于CK外，添加混合改良劑后水稻 As的轉運系數 TF莖葉/根系和 TF籽粒/根系均有所降低。從表中可以看出，根系到莖葉再到籽粒，從下到上轉運的As逐漸減少。不同水分管理對水稻轉運系數的影響也呈現出一定的規律性，As轉運系數基本上是不淹水＞間歇淹水＞淹水。不添加改良劑時，淹水條件TF莖葉/根系和TF籽粒/根系分別比不淹水降低0.028 1和 0.006 8。 添 加 Si+Mo 處 理 后 導 致 TF莖葉/根系和TF籽粒/根系分 別 比 CK 降 低 21.5%～62.5% 和 16.7%～40.5%，添加Fe+Ca處理后導致TF莖葉/根系和TF籽粒/根系分別比CK降低16.5%～90.2%和37.3%～60.2%。

圖6 不同改良劑和水分管理對水稻根系As含量的影響Figure 6 Effects of different amendments and water management on As concentrations in rice roots

表2 水稻各部位的As轉運系數Table 2 Translocation factors of As in various parts of rice

3 討論

本研究中，添加改良劑和控制水分管理的方式均可調節土壤pH值，其中添加改良劑是導致土壤pH值升高的主要原因。由于硅酸鈉的水溶液和石灰顯強堿性，施加到土壤中可中和土壤的酸度，導致土壤pH值顯著升高，這與前人[22，26]的研究結果一致。不同水分管理方式對土壤pH值的影響，決定于灌溉水所帶入O2的多少。在不淹水條件下，土壤通氣狀況較好，使土壤中的O2增加，而CO2減少，土壤呈氧化狀態，土壤中CO2濃度越低時，土壤pH值越高；在淹水條件下，土壤通氣狀況較差，導致土壤中的O2減少，而CO2增加，土壤呈還原狀態，土壤中CO2濃度越高時，土壤pH值越低。土壤pH值影響著土壤重金屬的化學行為，當土壤pH值發生變化時，土壤重金屬的生物有效性也隨之發生改變，提高土壤pH值可以降低重金屬在土壤中的移動性，從而起到穩定土壤重金屬的作用[27-28]。Tokunaga等[29]發現，As在土壤中的遷移性受土壤pH值的影響。本研究中，導致土壤pH值最高的不淹水+Fe+Ca處理使得水稻莖葉和籽粒中的As含量達到最低，說明水稻對As的吸收積累與土壤pH值有著密不可分的關系。As污染土壤中添加Si+Mo處理對水稻莖葉中的K、Mg含量沒有顯著的影響，但是降低了Ca、Mn含量，Fe+Ca處理對水稻莖葉中的K、Ca、Mg含量沒有顯著的影響，而降低了Mn含量。研究表明，As能降低水稻根系活力，從而影響根系對營養元素的吸收，導致水稻生物量下降[7]。

As對植物的毒害作用非常強，As含量過高可直接導致植物死亡。本研究結果顯示，水稻籽粒、莖葉、根系和土壤中的As含量在不淹水條件下相對較低，在淹水條件下相對較高，這與Honma等[30]的研究結果一致。吳佳等[31]也表示，淹水處理會導致水稻各部位中的As含量顯著增加。研究表明，淹水條件能夠促進土壤中As的還原、活化與甲基化[32]，這是由于厭氧環境可以提高Fe還原菌和As還原菌的活性，導致As附著的Fe礦物還原從而釋放出As，使As含量升高[33]。Somenahally等[34]還發現，淹水條件下，地桿菌、希瓦氏菌和厭氧黏細菌等微生物的豐度更高，而這些微生物都與As的還原密切相關。由于水稻自身的生理特性及其淹水種植模式，使其對As具有較強的富集能力[7]。本試驗結果顯示，添加改良劑后土壤As含量較高，可能是由于水稻對As的吸收積累量相對較低造成的。在不淹水條件下，添加Si+Mo處理使水稻莖葉和籽粒As含量比CK減少0.11～1.39 mg·kg-1；添加Fe+Ca處理水稻莖葉和籽粒As含量比CK減少0.15～2.77 mg·kg-1。淹水條件下，添加Si+Mo處理使水稻莖葉和籽粒As含量減少0.12～4.77 mg·kg-1；添加Fe+Ca處理使水稻莖葉和籽粒As含量減少0.48～5.38 mg·kg-1。袁彪等[15]指出，Mo和As之間存在著一定的相互作用，Mo能顯著降低水稻莖葉和根系中的As含量，而As能促進水稻根系對Mo的吸收轉運。黃益宗等[12]研究結果顯示，As濃度為 100 μmol·L-1時，施 Si處理能使水稻根系As含量降低64.5%～91.2%。本試驗結果發現，Fe+Ca處理對降低水稻中的As含量有較好的效果，石灰有可能促進重金屬與土壤中氧化物的結合而產生沉淀，使水稻籽粒中的As含量降低[35]。胡立瓊等[20]發現，向土壤中施加含Fe材料可降低As在土壤中的遷移性，對土壤As有很好的穩定效果，從而降低水稻對As的吸收積累。

土壤中的重金屬通過水稻根系、莖葉、籽粒的順序在水稻體內進行轉移運輸，不同部位積累的重金屬含量差異較大[36-37]。由于根系直接接觸重金屬污染土壤而導致其重金屬含量通常比其他部位高，籽粒中重金屬含量最低。從表2的轉運系數中可以看出，As被根系吸收后僅有一小部分被轉移到地上部分。影響水稻對重金屬吸收積累的因素有很多，可將其分為外部因素和內部因素。外部因素主要是歸結于水稻生長的土壤環境，主要包括重金屬的種類和形態、重金屬間的相互作用、土壤動物、土壤微生物、土壤pH、Eh、田間持水量、耕作方式等[38]。內部因素主要是受水稻自身特性的影響，不同類型、不同品種的水稻吸收轉運重金屬的途徑、機制、速率等有所不同，因此不同水稻對重金屬的吸收積累特性存在著一定的差異。有研究表明，不同品種的水稻對重金屬的吸收積累特性有所不同[39-40]，水稻不同基因型對重金屬的吸收能力也存在顯著差異[41-43]。本研究表明，不同水分管理方式和改良劑處理均能影響水稻根系向莖葉和籽粒轉運As的能力。水稻根系-莖葉的轉運系數TFj在添加Si+Mo后降低了21%以上，添加Fe+Ca后降低率最高達到90.2%。水稻根系-籽粒的轉運系數TFz在添加Si+Mo后降低率超過了16%，添加Fe+Ca后降低了37%以上。不淹水條件下，水稻轉運系數顯著高于淹水條件，這與前人[44]的研究結果一致。龍水波等[44]認為，不同水分管理方式下土壤As價態的變化是影響水稻吸收積累As的主要原因。

4 結論

（1）不同水分管理對土壤pH值有調節作用，不淹水條件下土壤pH值處于相對較高的狀態，淹水條件下相對較低，而水稻各部分的As含量則呈現出與之相反的規律，不淹水條件更好地降低了水稻籽粒、莖葉和根系對As的吸收積累。

（2）添加不同改良劑能提高土壤pH值。兩種混合改良劑對水稻各部位As含量的降低能起到一定的作用，相比較而言，Fe+Ca比Si+Mo處理的降As效果更好。不淹水+Fe+Ca處理是本試驗結果篩選出來的最優方案，下一步可在As污染農田進行試驗驗證，從而在農田As污染治理中推廣應用。