1 引言(Introduction)

由于采矿、冶炼及施用含重金属的农药和化肥, 我国已有10%左右的稻田被重金属污染(张桃林等, 2019).水稻对重金属镉(Cd)、铅(Pb)、砷(As)等均有较强的富集能力, 重金属在稻田土壤中的不断累积, 不仅阻碍了水稻的健康生长, 更严重的是会通过食物链危害人体健康(Roy et al., 2015).目前, 重金属复合污染趋势日趋严重, 而Cd和As复合污染则是我国南方稻田存在的突出问题.因此, 如何降低稻田土壤中Cd和As的生物有效性, 实现水稻安全生产(糙米Cd、无机As≤0.2 mg · kg^-1)是一个亟待解决的问题.

研究表明, 向土壤施用富硅(Si)材料能够降低土壤中Cd和As向水稻的迁移, 进而降低糙米中Cd和As的含量.在中、轻度Cd污染条件下(土壤Cd含量0.70 mg · kg^-1), 基施硅肥750 kg · hm^-2(SiO₂≥30.0%), 并在拔节期喷施纳米硅肥1500 L · hm^-2(SiO₂约为0.2%), 可降低糙米Cd含量73.5%(Chen et al., 2016)；在重度Cd污染条件下(土壤Cd含量5.08 mg · kg^-1), 基施糖醇硅肥(Si含量60.00 mg · kg^-1), 糙米Cd含量可降低45.2%(高子翔等, 2017).Si同样能抑制水稻对As的累积(Wu et al., 2016；Teasley et al., 2017；Suriyagoda et al., 2018), 基施不同浓度硅酸钠溶液到模拟As污染土壤中(土壤As含量约60.00 mg · kg^-1), 并淹水种植4种基因型水稻, 水稻根、茎叶和谷壳中As含量分别降低了28.0%~35.0%、15.0%~35.0%和32.0%~57.0%, 糙米中二甲基胂酸(DMA)含量也大幅下降(Wu et al., 2016)；当水稻分别生长在As(Ⅲ)和As(Ⅴ)水培溶液中, 硅砷比分别为10 : 1和100 : 1时, 硅酸胶的施用能显著降低水稻对As的吸收转运(Zhang et al., 2017).Yu等(2016)分析了107份来自我国南方Cd和As复合污染土壤种植的水稻糙米与土壤样品, 发现糙米中Cd和As含量与土壤Si含量呈显著负线性相关.现有研究表明, 水稻是很好的Si富集植物, 秸秆、谷壳中含有10.0%以上的Si(Epstein, 1999), 是很好的硅肥来源(Xiao et al., 2014).将谷壳灰施用到土壤中, 可促进土壤中As的甲基化(Yang et al., 2018), 且土壤有效Si含量显著增加, 可从水稻休耕时的8.40 mg · L^-1上升到11.20 mg · L^-1(Seyfferth et al., 2013), 全程淹水灌溉种植水稻, 糙米无机As含量降低了25.0%~50.0%, 且没有糙米Cd含量升高的风险(Seyfferth et al., 2016).将谷壳灰、谷壳粉及硅酸钙分别施用到As污染土壤, 结果显示, 植物性Si源谷壳灰和谷壳粉降低水稻植株无机As累积的效果较矿物性Si源硅酸钙更显著, 谷壳灰很好地缓解了As胁迫造成的减产效应, 且能够更好地阻控水稻对As的吸收, 水稻根部As含量减少约50.0%(Teasley et al., 2017；Limmer et al., 2018).可见, 外源施Si会影响Cd和As在土壤-水稻系统的迁移转运, 进而降低糙米Cd和As的累积.目前利用Si治理Cd和As污染土壤的研究中, 主要侧重于Cd、As单一污染及矿物性Si源治理研究, 而对植物性来源Si的研究还需更加深入.

因此, 本研究使用有氧燃烧制备所得谷壳灰(HA)这一植物性Si源, 盆栽种植3种不同基因型水稻, 比较HA不同施用量下, 不同水稻品种根际土壤有效Si含量变化、Cd和As生物有效态含量变化及水稻糙米Cd和无机As含量变化, 探讨植源性Si材料HA对土壤-水稻系统Cd和As生物有效性及水稻累积Cd和As的影响, 以期为Cd和As复合污染土壤的治理提供参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试材料

取湖南浏阳某无污染农田谷壳洗净后烘干, 置于马弗炉600 ℃有氧燃烧1 h左右至谷壳灰化.谷壳灰样品过0.149 mm尼龙筛后, 用0.01 mol · L^-1 HNO₃洗去灰分, 然后用去离子水洗至pH接近中性后, 烘干、过0.149 mm尼龙筛, 制得HA.供试水稻品种为湘晚籼13(常规稻)、黄华占(常规稻)和隆优4945(杂交稻), 由湖南农丰种业有限公司提供.供试土壤取自湘东某污染农田(28°29.232′N, 113°87.540′E), 土壤基本理化性质及重金属含量见表 1.

2.2 试验设计

采用水稻盆栽试验, 地点在中南林业科技大学水稻种植基地, 种植时间为2018年7—10月.每桶装自然风干无杂物供试土壤5.0 kg.试验种植3个水稻品种, HA设置4个施用梯度(按土壤质量比设为0、0.5%、1%、2%, 其中, 0施用量为对照), 每个梯度4个重复, 共12个处理48盆水稻.每盆加入HA后, 加入自来水, 搅拌均匀后淹水培育15 d, 水层2 cm.水稻秧苗移栽前, 在盆栽土壤中加入基肥(尿素(按N计算) 0.28 g · kg^-1、(NH₄)₃PO₄(按P₂O₅计算)0.21 g · kg^-1、K₂CO₃(按K₂O计算)0.22 g · kg^-1)平衡3 d.水稻秧苗提前在无重金属污染农田土壤育苗, 移栽时选取长势一致的五叶一心禾苗, 一盆一穴2株.种植过程中自来水灌溉, 淹水培育, 根据水稻长势进行农药喷施和基肥补施.

2.3 试验样品采集与预处理

在水稻成熟期, 采集水稻植株及对应根际土壤样品.水稻植株用超纯水洗净, 105 ℃杀青, 再70 ℃烘干至恒重, 分成根、茎、叶、谷壳、糙米5个部位称干重并粉碎, 过2 mm尼龙筛密封保存备用.土壤样品自然风干, 研磨分别过2 mm和0.149 mm尼龙筛, 密封保存备用.

2.4 样品分析测试方法

土壤pH和有机质采用《土壤农业化学分析方法》(鲁如坤, 2000)中的实验方法分析.土壤Cd、As生物有效性分析中分别以0.11 mol · L^-1醋酸(HOAc)(Rauret et al., 1999)及0.01 mol · L^-1 CaCl₂(Tessier et al., 1979)浸提土壤中Cd的交换态, 1 mol · L^-1 NH₄Cl浸提土壤中As的交换态(Rahman et al., 2014), 以及美国EPA毒性浸出试验(TCLP)(Chang et al., 2001; 岳聪等, 2015)浸提土壤Cd和As含量.土壤总Cd采用王水-高氯酸消解(鲁如坤等, 2000), 总As采用(1+1)王水水浴消解法消解(GB/T 22105—2008), 采用修正BCR法(Rauret et al., 1999; 邓晓霞等, 2016)分析土壤中的Cd赋存形态, Wenzel连续提取法(刘冠男等, 2018)分析土壤中的As赋存形态.水稻糙米总Cd采用干灰法消解(GB/T 5009.15—2014), 糙米无机As采用6 mol · L^-1 HCl浸提(GB/T 5009.11—2014).土壤浸提液和糙米中Cd含量分别使用电感耦合等离子体原子发射光谱仪(ICP 6300, 美国Thermo)和石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500, Thermo)测定, As含量使用AFS-8220原子荧光分光光度计(北京吉天仪器有限公司)测定.土壤有效态Si含量采用柠檬酸浸提-硅钼蓝比色法(0.025 mol · L^-1 C₆H₈O₇柠檬酸)(Xu et al., 2001；Yu et al., 2016)测定, 植物Si采用50%的NaOH溶液提取, 硅-钼蓝比色法分析(戴伟民等, 2005), 紫外分光光度计(UV-1700, 日本岛津)测定.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, 同时做空白实验, Cd、As和Si的回收率分别为95.2%~105.1%、98.6%~107.6%和94.4%~108.8%.

2.5 数据统计与分析

数据使用Microsoft Excel 2007和SPSS 19.0进行统计分析, 文中显示结果为平均值±标准偏差(n=4).使用单因素ANOVA中的Duncan多重比较(p＜0.05)分析处理间差异, 文图中不同字母表示差异具有统计学意义, 并使用Spearman指数分析数据间的相关关系.使用Origin 8.5制图.

3 结果(Results) 3.1 HA对土壤pH、有机质和有效硅的影响

由图 1可知, 施用HA会影响根际土壤pH、有机质和有效Si含量.与对照相比, 随着HA施用量的增大, 水稻黄华占和湘晚籼13根际土壤pH有小幅提升, 分别增加了0.02~0.10和0.23~0.39, 黄华占水稻仅2%HA处理与对照存在显著差异(p＜0.05), 湘晚籼13各处理与对照之间差异均显著(p＜0.05), 而隆优4945各处理与对照之间差异均不显著.除黄华占的2%HA和湘晚籼13的0.5%HA处理外, 随HA施用量的增加(0.5%~2%), 3种水稻根际土壤的有机质含量均呈逐渐降低趋势, 与对照相比, 黄华占、湘晚籼13和隆优4945各处理的有机质含量分别下降了6.6%~13.7%、5.0%~22.4%和11.3%~26.3%.除湘晚籼13的0.5%HA处理外, 随着HA施用量的增加, 3种水稻各处理根际土壤有效Si含量均逐渐增加, 与对照相比, 分别增加了26.4%~38.9%、7.4%~26.7%和37.7%~41.4%, 且HA各处理与对照之间差异显著.

3.2 HA对土壤镉砷生物有效态含量的影响

如表 2所示, HA施用降低了土壤Cd的3种提取态含量.与对照相比, 3种水稻根际土壤中各处理CaCl₂-Cd、HOAc-Cd和TCLP-Cd含量呈现不同程度的下降, 分别下降了7.4%~18.7%、0.9%~16.7%、7.8%~18.7%, 在HA施用量为2%时, 降幅达到最大.HA施用对3种水稻根际土壤中As的2种提取态含量影响趋势不同, 与对照相比, 随HA施用量的增大, 土壤交换态As、TCLP提取态As含量分别降低了6.1%~47.1%、4.3%~26.7%, 其中, 水稻黄华占根际土壤交换态As含量和TCLP提取态As含量显著下降(p＜0.05), 分别下降了11.1%~47.1%、11.1%~26.7%.

3.3 HA对土壤中镉砷赋存形态的影响

如图 2a所示, 3种水稻根际土壤Cd的赋存形态存在差异.在水稻湘晚籼13和隆优4945根际土壤中, Cd的赋存形态以残渣态(32.1%~40.0%)为主, 其次是酸提取态(30.1%~36.7%)、铁锰结合态(20.4%~26.6%)和有机结合态(6.1%~7.7%)；与对照相比, HA施用量为0.5%~2%时, Cd的酸提取态含量和铁锰结合态含量分别下降1.2%~13.3%、7.7%~19.1%, 而残渣态含量分别增大9.8%~23.5%、5.9%~28.1%；HA施用量为1%和2%时, 各处理与对照存在显著差异(p＜0.05).水稻黄华占根际土壤Cd的赋存形态与前2种水稻存在明显不同, 土壤Cd主要以酸提取态(58.4%~60.0%)为主, 其次为残渣态(18.4%~21.8%)、铁锰结合态(15.4%~17.1%)和有机结合态(4.2%~4.7%)；HA施用量为0.5%~2%时, 土壤中Cd酸提取态和铁锰结合态含量略下降, 有机结合态和残渣态含量小幅上升, 各处理与对照差异不显著(p＞0.05).

如图 2b所示, 3种水稻根际土壤中As的赋存形态主要是残渣态(76.9%~86.2%), 其次是无定性铁氧化物结合态(7.4%~9.4%)、晶型铁氧化物结合态(5.8%~8.2%)和专性吸附态(4.1%~5.4%).与对照相比, 随HA施用量的增大, 3种水稻根际土壤中As的赋存形态变化幅度不大, 湘晚籼13和隆优4945根际土壤非专性吸附态As含量呈降低趋势, 最大降幅分别为1.5%、15.1%, 而专性吸附态As含量呈增大趋势, 最大增幅分别为16.1%、3.2%, 各处理间差异不显著；对水稻黄华占根际土壤As而言, HA的施用有增大专性吸附态As含量的趋势, 可增大0.8%~9.7%, 但对非专性吸附态As含量的降低效应不显著.

3.4 HA对水稻糙米中镉砷含量的影响

如图 3所示, 施用HA对3种水稻糙米Cd、无机As吸收累积有显著影响, 整体呈现随HA施用量增大, 糙米Cd、无机As含量逐渐降低的趋势.就糙米Cd而言, 与对照相比, 黄华占糙米Cd含量从1.26 mg · kg^-1下降到0.35 mg · kg^-1, 下降了71.8%；湘晚籼13糙米Cd含量则从0.48 mg · kg^-1降低到0.17 mg · kg^-1, 降低了64.6%；而隆优4945糙米Cd含量的降低趋势不明显.就糙米无机As而言, 与对照相比, 黄华占、湘晚籼13和隆优4945的糙米As含量则分别从0.26、0.33、0.48 mg · kg^-1降低到0.18、0.28、0.41 mg · kg^-1, 分别降低了29.7%、13.8%、14.6%.

3.5 糙米镉、砷含量与土壤镉、砷、硅生物有效态含量的相关性

施用HA后, 将3种水稻糙米中Cd和无机As含量分别与对应土壤中Cd、As和Si的生物有效态含量进行相关性分析(表 3).结果表明, 糙米Cd含量与土壤Cd的酸可提取态含量呈显著正相关(r=0.699, p < 0.01, n=48), 糙米无机As含量与土壤NH₄Cl提取态As含量(r=0.566, p < 0.01, n=48)和TCLP提取态As含量(r=0.645, p < 0.01, n=48)呈显著正相关, 且糙米Cd含量与土壤有效Si含量呈显著负相关(r=-0.405, p < 0.01, n=48).这表明本研究中土壤酸提取态Cd、交换态As和TCLP提取态As含量越低, 糙米Cd和无机As含量越低；土壤中有效Si含量越多, 糙米Cd含量越低.3种水稻糙米无机As含量与土壤有效Si含量未呈现显著相关(r=0.103, p>0.05, n=48), 而黄华占和湘晚籼13糙米无机As含量与土壤有效Si含量呈现显著负相关(r=-0.406, p < 0.05, n=32), 这表明施用谷壳灰对水稻Cd、As的吸收累积效应不同, 谷壳灰的施用对黄华占和湘晚籼13水稻糙米无机As含量具有降低效应, 土壤中有效Si含量越多, 糙米无机As含量越低.

4 讨论(Discussion)

随着HA施用量的增大, 3种水稻根际土壤Cd的3种提取态含量均呈明显下降趋势(表 2).一方面是因为HA呈中性(pH为7.40), 施入土壤后可中和土壤酸度, 提高土壤pH(图 1), 而土壤pH的升高会增加土壤胶体的负电荷, 使得土壤胶体对带正电荷的重金属离子吸附能力增大, 也会使土壤中的Fe、Mn等离子与OH^-结合形成羟基化合物, 为重金属离子提供更多的吸附位点(杨丹等, 2012；武成辉等, 2017), 促进土壤对Cd的吸附, 从而降低Cd的生物有效性.另一方面则是因为HA是富Si物质(表 1), 向土壤施Si增大了土壤有效Si含量(图 1), 促进土壤中可溶性Cd与Si发生化学反应生成难溶的硅酸盐沉淀, 从而改变土壤中Cd的赋存形态(图 2), 使得Cd的酸提取态含量降低, 难溶的有机态和残渣态含量增大, 进而降低了Cd的生物有效性.

HA的施用对3种水稻根际土壤中As的交换态和TCLP提取态含量有显著降低效应(表 2), 但对比分析3种水稻根际土壤As的赋存形态可知(图 2), HA的施用并没有显著改变土壤中As的赋存形态, 这说明HA降低As生物有效态含量的机制并不是以改变土壤中As的赋存形态为主的化学反应, 而更多缘于HA对As的物理吸附.试验数据显示, 当HA施用量达到2%时, 隆优4945根际土壤交换态As含量有小幅增大(表 2), 这表明大量施用HA对土壤As有“活化效应”, 这是因为土壤中As活性会随着土壤pH升高而变大(钟松雄等, 2017).试验中当HA施用量较低时(0.5%和1%), HA对土壤pH增幅较小, HA对土壤中As的“活化效应”不显著, 因吸附而呈现的“固化效应”占主导地位；当HA施加量增大, 较大幅度提高土壤pH后, 土壤中As被解吸, HA对As的“固化效应”小于“活化效应”, 最终导致As活性的提高.

HA的施用均不同程度降低了3种水稻糙米Cd和无机As含量(图 3), 这是因为HA的施用降低了水稻根际土壤Cd、As的生物有效态含量并提供了大量活性Si(表 3).3种水稻糙米Cd和无机As含量降低效应不一致, 则是因为水稻自身Cd、As吸收累积特性的差异, 如水稻黄华占对土壤Cd有较强的吸收能力, 糙米Cd含量较高, 而湘晚籼13对土壤Cd的吸收能力相对较弱(Yang et al., 2016).试验数据也显示, 黄华占根际土壤酸可提取态Cd含量占比最大(图 2), 当施用HA小幅降低其根际土壤酸可提取态Cd含量, 降低其生物活性后, 就可显著降低糙米Cd含量.此外, 3种水稻对Cd的累积大小是黄华占＞湘晚籼13＞隆优4945, 对As的累积则是隆优4945＞湘晚籼13＞黄华占.针对糙米无机As含量的降低, 其作用机制除根际土壤As的生物有效态含量降低外, 应该还与HA向土壤提供了大量有效态Si, “挤占”了水稻体内的Lsi1和Lsi2两个通道(赵方杰, 2014), As(Ⅲ)不能借用这两个通道大量进入水稻体内有关, 从而使得水稻吸收累积的As减少.

本试验土壤来自湘东某污染农田, 早期的矿山开发与重金属冶炼导致其农田土壤中Cd和As总量均超出《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB 15618—2018)》中风险筛选值, 且Cd含量超出风险管制值, 属于重度污染农田土壤.HA的施用能降低3种水稻糙米对Cd、无机As的累积, 且能够使得湘晚籼13和隆优4945糙米Cd和黄华占无机As含量低于《食品安全国家标准食品中污染物限量(GB 2762—2017)》中的限定值(0.2 mg · kg^-1), 这表明HA具有降低糙米Cd和无机As累积的能力.本试验选用3种水稻开展盆栽试验, 是为了探寻HA施用的有效性, 为今后的研究和实际应用提供参考.试验结果显示, 供试土壤复合污染程度较重, HA不能将同一水稻品种糙米Cd和无机As含量同时降低到0.2 mg · kg^-1以下.今后的研究中, 针对中轻度Cd、As复合污染土壤需重点研究HA合理施用量问题, 而针对中重度污染土壤, 需考虑组配更多的方式来修复治理, 如复合施用叶面硅肥、组合施用含铁材料及对HA载Fe等.

5 结论(Conclusions)

1) HA施用量为0.5%~2%时, 3种水稻根际土壤pH升高0.02~0.39, 土壤有效Si含量增大7.4%~41.4%, 而土壤有机质含量下降了5.0%~26.3%.

2) HA施用量为0.5%~2%时, 3种水稻根际土壤CaCl₂提取态、TCLP提取态和酸可提取态Cd含量分别降低7.8%~18.7%、7.4%~18.7%和0.9%~16.7%；As的交换态含量和TCLP提取态含量也呈降低趋势, 分别降低了6.1%~47.2%和4.3%~26.7%.

3) HA施用量为0.5%~2%时, 3种水稻根际土壤酸可提取态和铁锰结合态Cd含量不同程度地降低, 湘晚籼13和隆优4945根际土壤残渣态Cd含量分别增大9.8%~23.5%、5.9%~28.1%, HA的施用促进了Cd向难溶形态的转变.土壤中As以残渣态为主, HA的施用对土壤专性吸附As含量有增大效应.

4) 施用HA能够降低3种水稻糙米Cd和无机As含量.当隆优4945施用0.5%~2% HA和湘晚籼13施用1%HA时, 均能使糙米Cd含量降低到0.2 mg · kg^-1以下；黄华占施用2% HA能使糙米无机As含量降低到0.2 mg · kg^-1以下.