富硅稻殼灰對水稻吸收砷的調(diào)控作用

李翔鴻，陳克云，黃榮榮，何勛文，王 昊，王 欣*，吳珂萌，戴宏博，彭 渤

1.湖南師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，湖南長沙 410081

2.湖南省農(nóng)業(yè)對外經(jīng)濟(jì)合作中心，湖南長沙 410029

3.永州市農(nóng)業(yè)綜合服務(wù)中心，湖南永州 425599

4.道縣農(nóng)業(yè)綜合服務(wù)中心，湖南永州 425399

砷(As)是一種植物非必需的類金屬，被視為第Ⅰ類致癌物[1]，食用As含量超標(biāo)的稻米易誘發(fā)各類疾病，對人體健康造成重大危害[2].2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，中國土壤As的污染率高達(dá)2.7%，湖南省是我國重金屬污染最嚴(yán)重的省份之一[3-4].有研究[5]表明As已經(jīng)成為威脅中國糧食安全的首要類金屬污染物.谷物類中受土壤As影響最為明顯的作物是水稻[6].Williams等[7]研究表明，水稻籽粒中As濃度為0.6 mg/kg時(shí)，水稻土的As污染濃度只有10μg/g.這是因?yàn)樵谘退h(huán)境下，As主要以毒性較強(qiáng)的還原態(tài)亞砷酸鹽〔As(Ⅲ)〕存在于土壤溶液中，轉(zhuǎn)運(yùn)通道Lsi1和Lsi2作為Si的吸收通道與此同時(shí)也高效地吸收As[8-9]，經(jīng)木質(zhì)部和韌皮部轉(zhuǎn)運(yùn)大量積累于籽粒中而造成稻米As污染.因此，為提高我國稻田土壤質(zhì)量和實(shí)現(xiàn)稻米安全生產(chǎn)的現(xiàn)實(shí)需求，尋求高效的水稻土As污染修復(fù)技術(shù)已刻不容緩.

硅(Si)以單硅酸的形式存在于土壤溶液中并被植物吸收，然后以非晶態(tài)二氧化硅的形式沉淀在植物中.作為典型的硅積累物種，水稻(Oryza sativa)的高產(chǎn)和可持續(xù)的生產(chǎn)力尤其需要Si[10-11].Si通過緩解各種非生物脅迫(包括干旱、鹽、倒伏和養(yǎng)分失衡等)和生物脅迫(如植物病原體和害蟲等)對水稻生長和產(chǎn)量產(chǎn)生極其重要的積極影響.此外，研究表明，施用硅肥是緩解水稻籽粒和秸稈中As積累的有效策略[12-14].Si與As在共享運(yùn)輸途徑下，外源Si的增加會競爭性地抑制水稻根系對As(Ⅲ)的吸收和長距離轉(zhuǎn)運(yùn).Bogdan等[15]認(rèn)為，孔隙水中Si濃度與水稻籽粒中總As濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，表明土壤可溶性Si在減緩籽粒As積累中起著關(guān)鍵性作用.Li等[16]發(fā)現(xiàn)，As污染土壤中施加硅肥使糙米中的總As和無機(jī)As(inorganic As，iAs)濃度與對照相比分別降低了24.1%和20.1%，表明足量Si的供應(yīng)是減少水稻對As吸收的切實(shí)可行的方法.其次，外源Si的添加通過加強(qiáng)水稻通氣組織的形成促進(jìn)更多的氣體交換，從而增強(qiáng)根系氧化和鐵膜的形成.鐵膜的形成通常被認(rèn)為是水生植物適應(yīng)厭氧條件的機(jī)制之一，同時(shí)，由于鐵膜上鐵氧化物的官能團(tuán)通過吸附和/或共沉淀的方式截留重金屬，所以促進(jìn)鐵膜的形成可抑制植物組織對重金屬的吸收.Wu等[17]研究表明，施用Si顯著提高了水稻鐵膜中的鐵濃度，同時(shí)使水稻根和秸稈中的As濃度與對照相比分別下降了28%~35%和15%~35%.然而，由于合成硅肥(如硅酸鈣或硅膠)價(jià)格高昂，同時(shí)，風(fēng)化良好的亞熱帶和熱帶水稻土壤和長時(shí)間的水稻種植會帶走大量Si，導(dǎo)致土壤中的Si消耗殆盡，所以，尋找來源穩(wěn)定且廉價(jià)易得的硅肥顯得至關(guān)重要.

稻殼是一種水稻生產(chǎn)中利用不足的副產(chǎn)品，是水稻中Si積累最豐富的組織，由高達(dá)20%的SiO2組成.Si以硅酸的形式被根系吸收后，被蒸騰流攜帶并在稻殼中聚合形成無定形二氧化硅.Seyfferth等[18]發(fā)現(xiàn)，將稻殼灰摻入As污染土壤中，在淹水條件下會使籽粒As濃度降低20%；Teasley等[19]發(fā)現(xiàn)，與CaSiO3相比，稻殼能顯著降低籽粒中As濃度且提高水稻產(chǎn)量.為了有效限制水稻根系對As(Ⅲ)的吸收和運(yùn)輸，迫切需要提高稻殼中Si的釋放.

根據(jù)實(shí)用新型專利“一種稻殼灰低溫碳化爐(202220547798.1)”，用特制的燃燒爐燃燒稻殼制備稻殼灰，利用該燃燒爐獲得較低的燃燒溫度(600℃左右)，在低溫度條件下燃燒稻殼會形成結(jié)晶度較低的SiO2，Si的可溶性增加有利于水稻的有效吸收.該文將制得的富硅稻殼灰(Si-ash)應(yīng)用到大田試驗(yàn)中，探討并驗(yàn)證富硅稻殼灰在自然環(huán)境中調(diào)控水稻對As吸收的效果，以期為重金屬As污染防控和As污染土壤的安全利用提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)區(qū)位于湖南省永州市道縣清塘鎮(zhèn)(25°30'25''N、111°26'42''E)，屬典型的亞熱帶季風(fēng)氣候，雙季稻種植區(qū). 田間水稻土翻耕均勻后，采集表層(0~20 cm)土用于土壤理化性質(zhì)分析. 將采集的表層土自然風(fēng)干后研磨并過100目(0.149 mm)篩，土壤基本性質(zhì)如下：有機(jī)質(zhì)含量為7.0%、pH (H2O)為6.47、有效Si含量為29.0 mg/kg，有效As含量為6.90 mg/kg，總Fe含量為32.51 g/kg，總As含量為50.0 mg/kg. 所用商品硅肥由鞍山市農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)化重點(diǎn)龍頭企業(yè)提供，其中SiO2含量≥35%，CaO含量≥40%，MgO含量≥8%，ZnO含量≥0.5%. 富硅稻殼灰(Si-ash)制備方法參照專利“一種稻殼灰低溫碳化爐(202220547798.1)”.

1.2 田間試驗(yàn)設(shè)置

于2020年7月23日?10月21日開展田間試驗(yàn)，稻田機(jī)械翻耕之后，將水稻田分為9個(gè)3 m×4 m的試驗(yàn)方格(見圖1). 基肥施用量依照當(dāng)?shù)厥┓蕬T例，即水稻生長全程需要50 kg復(fù)合肥/畝，氮(N)、磷(P2O2)、鉀(K2O)復(fù)合肥配比為18∶8∶16，基肥的施用量占全程施肥總量的40%，基肥與土壤混合并穩(wěn)定24 h后，為驗(yàn)證富硅稻殼灰對水稻吸收As的減控效果以及對比富硅稻殼灰與商品硅肥的有效性，分別設(shè)置3個(gè)處理：①對照組；②施加商品硅肥(Silicon)，施加比例為0.11%；③施加富硅稻殼灰(Si-ash)，施加比例為0.2%，以保證試驗(yàn)組添加到土壤中的Si基本保持一致. 以上每個(gè)處理均包含3次重復(fù). 水稻移栽后第7天追施肥料的量占全程施肥總量的50%，剩余10%在秧苗移栽后的第27天施加. 具體試驗(yàn)進(jìn)程見表1.

表 1 2020年大田試驗(yàn)主要農(nóng)藝步驟Table 1 Major agronomic measures involved in rice cultivation in the test field in 2020

圖 1 試驗(yàn)田現(xiàn)場Fig.1 Picture of experimental field

1.3 指標(biāo)分析

供試土壤pH測定方法：用超純水1∶2.5(m/V)振蕩5 min后靜置30 min，用ORP去極化自動分析儀(FJA-6，南京傳滴儀器設(shè)備有限公司)測量pH. 對于土壤總As總量，參考美國環(huán)境保護(hù)局的標(biāo)準(zhǔn)方法(US EPA3051A)消解樣品，用液相色譜-原子熒光光譜儀(LC-AFS6500，北京海光儀器有限公司)測定. 具體步驟：取0.25 g研磨過篩后的樣品，加入9 mL濃硝酸和3 mL濃鹽酸，于微波消解儀(CEM MARS6，Matthews，美國)中進(jìn)行消解，混合物20 min內(nèi)加熱至180 ℃，保持20 min后冷卻30 min，再利用LC-AFS分析總As總量. 水稻秧苗移栽后，將孔隙水采集器(MOM-19.21.21F，Rhizosphere Research Products，荷蘭)沿著水稻根系斜45°插入土壤中，每隔10 d采集一次孔隙水以監(jiān)測土壤溶液的理化狀況. 利用紫外-可見光分光光度計(jì)(EvolutionTM260 Bio，Thermos Scientific，美國)測定孔隙水中Si、Fe、Fe(Ⅱ)的濃度，用LC-AFS測定As濃度.

水稻成熟后將附著于水稻根系上的根際土仔細(xì)剝離，自然風(fēng)干后研磨過100目(0.149 mm)篩. 用乙酸(0.5 mol/L)和KH2PO4(0.5 mol/L)提取根際土中有效態(tài)Si和有效態(tài)As，分別利用紫外-可見光分光光度計(jì)和LC-AFS測定二者含量. 水稻根際土中As形態(tài)根據(jù)Wenzel等[20]所建立的土壤As賦存形態(tài)分級提取法進(jìn)行提取分析(見表2). 土壤As形態(tài)包括非專性吸附態(tài)As(As-F1)、專性吸附態(tài)As(As-F2)、定型和弱結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As(As-F3)、結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As(As-F4).

將水稻根系徹底清洗后，利用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-碳酸氫鈉(DCB)法提取水稻根系表面的鐵膜[21]，將適量的新鮮根系剪碎后置于離心管中，加入40 mL DCB浸提液(0.06 mol/L連二亞硫酸鈉、0.03 mol/L二水合檸檬酸三鈉與0.125 mol/L碳酸氫鈉)，用玻璃棒攪拌均勻后靜置30 min，在提取過程中，水稻根系由棕色或紅褐色不斷轉(zhuǎn)變?yōu)榘咨?，提取完成后，將浸提液?.45 μm濾膜過濾，利用LC-AFS測定根表鐵膜的As含量(DCB-As)，利用原子吸收分光光度計(jì)(Aanalyst 900T，Peekin Elmer，美國)測定根表鐵膜的Fe含量(DCB-Fe)，利用紫外-可見光分光光度計(jì)測定根表鐵膜的Si含量(DCB-Si). 將提取根表鐵膜后的白根烘干至恒質(zhì)量，消解后測定Si和As含量.

表 2 土壤As形態(tài)的分級提取Table 2 The sequential extraction procedure for soil As

將水稻地上部清洗后在105 ℃下殺青30 min，然后在65 ℃的烘箱中保持72 h以達(dá)到水稻樣品的恒質(zhì)量. 將烘干的水稻樣品粉碎，根據(jù)美國環(huán)境保護(hù)局的標(biāo)準(zhǔn)方法(US EPA3051A)添加HNO3/HCl通過高通量高壓微波消解系統(tǒng)進(jìn)行微波消解. 將得到的消解液在0.45 μm的濾膜過濾定容后通過LC-AFS進(jìn)行總As分析. 對于植物體Si含量的測定，根據(jù)Syu等[22]提供的方法消解，具體步驟：0.05 g研磨后的水稻樣品加入3 mL 50% NaOH和2 mL 30% H2O2，然后置于微波消解儀中進(jìn)行消解，5 min內(nèi)升溫到100 ℃后保持5 min，接著在10 min之內(nèi)升溫到175 ℃并保持20 min，冷卻后用去離子水稀釋并用紫外-可見分光光度計(jì)測定Si含量. 對于精米中As形態(tài)的分析，使用1% HNO3作為萃取劑，使用微波消解儀進(jìn)行溫和提取. 具體步驟：烘至恒質(zhì)量的水稻精米樣品，研磨過100目篩后取0.25 g置于微波消解罐中，加入10 mL 1% HNO3并靜置過夜，然后置于微波消解儀中進(jìn)行消解，首先在5 min內(nèi)溫度升至55 ℃并保持10 min，然后在5 min內(nèi)升至75 ℃并保持10 min，最后升至95 ℃并保持30 min. 消解液冷卻至室溫后，用0.22 μm的濾膜過濾獲得上清液，利用LC-AFS測定無機(jī)As和有機(jī)As含量[23].

1.4 質(zhì)量控制和數(shù)據(jù)分析

各處理均設(shè)置3個(gè)平行樣. 樣品消解插入空白樣、標(biāo)準(zhǔn)土樣和標(biāo)準(zhǔn)米樣(國家標(biāo)準(zhǔn)研究中心)各一個(gè).樣品測試階段中標(biāo)準(zhǔn)曲線擬合度R2≥0.999，按一定間隔插入標(biāo)準(zhǔn)液. 分別利用Origin 2018和SPSS 22.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理制圖、差異顯著性分析和皮爾遜相關(guān)性分析，顯著性分析采用ANOVA(方差分析)，組間比較采用Duncan′s test(鄧肯檢驗(yàn))進(jìn)行分析處理，P<0.05為差異有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義.

圖 2 商品硅肥和富硅稻殼灰處理對水稻生長期孔隙水中Si、As、Fe和Fe(Ⅱ)濃度的影響Fig.2 Effects of Silicon and Si-ash on the concentrations of porewater Si, As, Fe and Fe(Ⅱ) over the growth period of rice

2 結(jié)果與討論

2.1 富硅稻殼灰對土壤孔隙水的影響

在水稻的生長階段內(nèi)，土壤中添加商品硅肥和富硅稻殼灰使土壤溶液中Si濃度較對照組分別提高了131.5%和866.0%(見圖2)，表明商品硅肥和富硅稻殼灰都為水稻的生長提供了可利用的水溶態(tài)Si. 但是富硅稻殼灰供應(yīng)孔隙水的Si優(yōu)于商品硅肥，這是由于商品硅肥處理中施加的是速溶硅肥，作用時(shí)效短且容易流失，在水稻生長需大量Si供應(yīng)的時(shí)期商品硅肥已無法提供足量的有效態(tài)Si. 同時(shí)富硅稻殼灰與硅酸鹽枸溶性硅肥相比同樣具有明顯的優(yōu)勢，硅酸鹽枸溶性硅肥施入土壤后極易被有機(jī)物和礦物質(zhì)吸附，難以溶解，植物利用性很低[24]. 相比之下，稻殼在經(jīng)明火燃燒以后，其外表面堅(jiān)硬無孔的SiO2致密沉積被破壞，形成外部區(qū)域存在較高濃度無定型SiO2的稻殼灰，可溶性和生物可利用性均明顯升高[25].

在水稻生長過程中，與對照組相比，土壤中添加商品硅肥和富硅稻殼灰使土壤溶液中As濃度分別減少了40.4%和20.3%(見圖2)，這主要是由于在土壤中添加富硅稻殼灰后，富硅稻殼灰的堿性性質(zhì)(pH=7.46)使土壤pH隨之升高，從而促進(jìn)鐵氧化物的沉淀，這一過程中由于鐵氧化物的還原溶解而釋放的As重新被固持. 同時(shí)，富硅稻殼灰處理使土壤溶液中Fe和Fe(Ⅱ)濃度(見圖2)較對照組分別降低了40.8%和26.6%，這也證實(shí)了上述分析結(jié)果. 根據(jù)Seyfferth等[26]的研究，富硅稻殼摻入土壤中會使孔隙水中Si濃度升高為對照組的2~10倍，但是孔隙水中As濃度升高為對照組的1.8~6.0倍. 其原因是，As(Ⅲ)的解離常數(shù)(pKa=9.2)與硅酸(pKa=9.8)相似，稻殼在摻入土壤后，Si與As競爭土壤吸附位點(diǎn)，導(dǎo)致大量As解吸到孔隙水中. 上述結(jié)果與孔隙水中As濃度的結(jié)果相反，這是因?yàn)榈練さ膒H相比于燃燒后的稻殼灰較低，在將As從土壤中解吸之后，無法發(fā)揮堿性作用來控制As濃度在孔隙水中的升高，而富硅稻殼灰的堿性作用可以使游離的As重新沉淀到土壤，從而降低了富硅材料加入導(dǎo)致的孔隙水中As濃度升高對水稻生長發(fā)育的負(fù)面影響，同時(shí)也降低了籽粒中As含量增加的風(fēng)險(xiǎn). 與稻殼相比，稻殼灰不僅在可溶性Si含量上更勝一籌[27]，同時(shí)其堿性作用也可控制孔隙水中As濃度的增加，所以富硅稻殼灰是一種更為有效的阻控材料.

2.2 富硅稻殼灰對水稻根際土的影響

與對照組相比，商品硅肥和富硅稻殼灰處理使水稻根際土中As-F1含量分別增加了23.0%和27.9%，As-F2含量分別增加了8.1%和10.6%，As-F4含量則分別降低了52.2%和44.2%(見圖3)，表明在水稻土壤中添加任何形式的Si均會增加根際土As的植物利用性. 為了進(jìn)一步驗(yàn)證上述結(jié)果，利用乙酸和KH2PO4分別提取水稻根際土中的有效態(tài)Si和有效態(tài)As. 與對照組相比，富硅稻殼灰處理使水稻根際土中有效態(tài)Si、有效態(tài)As含量分別增加了33.8%、7.3%(見表3).雖然施Si增加了As的有效性，然而富硅稻殼灰使得水稻籽粒中的無機(jī)As濃度顯著下降，這是由于富硅稻殼灰的添加使孔隙水中的Si濃度相對較高，這時(shí)Si和As發(fā)生競爭吸收，植物在主動吸收礦質(zhì)元素時(shí)，大量的Si優(yōu)先占用轉(zhuǎn)運(yùn)通道Lsi1和Lsi2，抑制As進(jìn)入植物體內(nèi). 這種競爭性機(jī)制有效地抑制了水稻對As的吸收，并且只有溶解相更豐富的Si材料才能將這種機(jī)制在最大程度上發(fā)揮作用. 所以在施Si的同時(shí)必須保證足夠的施加量和提高Si的溶解性，才能抵御施Si帶來的土壤根際土As的生物有效性的負(fù)面影響.

圖 4 DCB提取根表鐵膜 As、Fe和Si的含量以及DCB-As與DCB-Fe含量的相關(guān)性Fig.4 DCB-extractable As, Fe, and Si from root Fe plaque, and the correlation of DCB-As with DCB-Fe

表 3 商品硅肥和富硅稻殼灰處理對水稻根際土有效態(tài)Si、有效態(tài)As含量的影響Table 3 Effects of Silicon and Si-ash on the concentrations of available Si and available As in rice rhizosphere soil

圖 3 不同處理對水稻收獲后根際土As形態(tài)的影響Fig.3 The changes in soil As fraction upon rice harvest for plants grown in different treatments

2.3 富硅稻殼灰對根系鐵膜吸附As的影響

與對照組相比，商品硅肥的添加使DCB-Fe的含量和DCB-As的含量分別提高了20.6%和27.1%，富硅稻殼灰的添加使DCB-Fe和DCB-As含量分別增加了47.3%和41.0%(見圖4)，皮爾遜相關(guān)性分析顯示，DCB-Fe與DCB-As含量呈顯著正相關(guān)(見圖4). 這是由于土壤中施Si有助于水稻形成更強(qiáng)的通氣組織，促進(jìn)更多的氣體交換(如氧氣擴(kuò)散)，從而增加水稻根際鐵的氧化，進(jìn)而固持更多的As[28]. 同時(shí)，Si的施加可以阻止水鐵礦向更高有序相的轉(zhuǎn)變[29-30]，相對于更多結(jié)晶鐵氧化物而言，水鐵礦具有較高的比表面積，因此對As具有很強(qiáng)的吸附能力[31-32]. 根表鐵膜對As的固持作用是限制As向植物地上組織轉(zhuǎn)運(yùn)的關(guān)鍵[33-34]，富硅稻殼灰通過促進(jìn)鐵膜的形成并且阻止水鐵礦的相態(tài)轉(zhuǎn)變有效地減少了As向水稻地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)[35].與DCB-As相反，商品硅肥和富硅稻殼灰處理使DCB-Si含量較對照組分別降低了45.2%和35.5%，這主要是由于Si的添加使土壤吸附的As大量解吸，游離的As與根表鐵膜上的Si競爭位點(diǎn)，從而導(dǎo)致DCB-As含量的增加和DCB-Si含量的下降，支持這一分析結(jié)果的是商品硅肥和富硅稻殼灰處理中孔隙水中Si濃度較對照組有所上升，特別是富硅稻殼灰處理的孔隙水中Si濃度顯著高于對照組. Wang等[25]發(fā)現(xiàn)，富硅稻殼灰使DCB-Si濃度較對照組顯著增加了248.0%，這與筆者所得結(jié)論相反；此外，上述研究中DCB-As含量也顯著增加，這是由于富硅稻殼灰的添加比例為1%，而筆者的添加比例僅為0.2%，富硅稻殼灰添加量的上升為水稻生長提供足量Si的同時(shí)，也使得Si與As在根表鐵膜競爭吸附位點(diǎn)時(shí)Si占據(jù)主導(dǎo)作用，表現(xiàn)出Si處理下DCB-Si濃度顯著增加，而該文中富硅稻殼灰添加量較少導(dǎo)致可利用Si也較少，有限的孔隙水Si可能被用來下調(diào)Si轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白Lsi1和Lsi2的表達(dá)[36]，較少或無法參與As在根表鐵膜的競爭[37]. 所以適當(dāng)提高富硅稻殼灰的添加量不僅可以增強(qiáng)根表鐵膜對As的固持能力，同時(shí)也可以加強(qiáng)Si在與As競爭時(shí)的主導(dǎo)作用，在以后的實(shí)際應(yīng)用推廣中應(yīng)尋找更為合理的添加比例.

2.4 富硅稻殼灰對水稻地上組織As和Si含量的影響

與對照組相比，商品硅肥和富硅稻殼灰處理中水稻白根As含量并沒有顯著變化，僅表現(xiàn)出上升趨勢，同時(shí)，富硅稻殼灰處理中水稻莖葉As含量也沒有顯著變化，僅表現(xiàn)出下降趨勢，然而，土壤施加富硅稻殼灰后，稻殼中的As含量降低了49.0%(見圖5)，進(jìn)一步分析，由莖葉向白根的As轉(zhuǎn)移系數(shù)有所下降(由0.02降至0.01)(見表4)，這說明富硅稻殼灰的施加可能增強(qiáng)了As在白根中的持留作用，從而減緩了As向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，但是由于大田中富硅稻殼灰的施加量較少，并沒有達(dá)到顯著變化的水平.

與對照組相比，富硅稻殼灰處理使得白根中的Si含量下降了14.9%(見圖5)；富硅稻殼灰處理使莖葉Si和稻殼Si與對照組相比分別顯著增加了69.2%和58.0%，而商品硅肥處理與對照組相比無顯著性變化，這是由于富硅稻殼灰提供了更充足的可溶性Si，進(jìn)一步分析得到Si的轉(zhuǎn)移系數(shù)由1.29升至2.58(見表4)，表明Si和As的競爭作用有效抑制了As從根系地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，這也為富硅稻殼灰處理降低水稻中無機(jī)As提供了可能性.

表 4 Si和As從白根向莖葉的轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)Table 4 Translocation factor (TF) of Si and As from straw to white root

圖 5 不同處理下水稻地上組織中As和Si的含量Fig.5 The concentration of rice plants As and Si for plants grown in different treatments

2.5 富硅稻殼灰對谷物As形態(tài)的影響

與對照組相比，土壤中施加富硅稻殼灰使稻米無機(jī)As含量下降了29.1%(見圖6)，低于GB 2762?2017《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》的標(biāo)準(zhǔn)值(0.2 mg/kg)，這為實(shí)現(xiàn)重金屬As超標(biāo)土壤的安全生產(chǎn)利用提供了可能. 籽粒無機(jī)As含量的降低與富硅稻殼灰為水稻生長提供充足的可溶性Si密切相關(guān).可溶性Si含量的增加將從以下三方面控制籽粒無機(jī)As含量：①土壤中施加富硅稻殼灰為水稻生長供應(yīng)充足的生物可利用性Si，下調(diào)了水稻根系中轉(zhuǎn)運(yùn)Si的水通道蛋白Lsi1和Lsi2的表達(dá)，從而限制了As(Ⅲ)在水稻根系中的吸收. ②充足的生物可利用性Si增強(qiáng)了Si與As的競爭吸收，足量的Si將優(yōu)先占據(jù)有限的轉(zhuǎn)運(yùn)通道，從而減少As的吸收. ③高生物可利用性Si促進(jìn)了水稻根系鐵膜的形成，同時(shí)阻止水鐵礦向結(jié)晶態(tài)轉(zhuǎn)化，在根系固持大量As，減少As向地上部的轉(zhuǎn)移(見圖6).

與對照組相比，富硅稻殼灰處理下水稻精米中有機(jī)As(organic As，oAs)形態(tài)的比例增加了50.6%(見圖6). 研究表明，水稻缺乏將無機(jī)As甲基化的能力，As甲基化是在植物吸收之前發(fā)生在土壤中的微生物介導(dǎo)的過程[38-39]. 而根據(jù)Jia等[40]的發(fā)現(xiàn)，施Si增加了表達(dá)As甲基轉(zhuǎn)移酶基因ArsM的土壤微生物的活性. 有機(jī)As被根系吸收后在水稻內(nèi)的轉(zhuǎn)移比無機(jī)As更具移動性，特別是在水稻節(jié)點(diǎn)處只對As(Ⅲ)起到過濾作用，有機(jī)As將直接被轉(zhuǎn)運(yùn)到水稻籽粒中[41-42].

圖 6 不同處理下谷物As含量的變化以及富硅稻殼灰對水稻吸收As的調(diào)控作用機(jī)理Fig.6 Changes in the concentrations of grain As for plants grown in different treatments, and mechanism of using Si-ash to regulation As uptake by rice

3 結(jié)論

a) 與對照組相比，施用富硅稻殼灰大幅增加了水稻孔隙水中Si濃度，使孔隙水中As濃度降低了20.3%.同時(shí)通過促進(jìn)根表DCB-Fe的含量，增加了水稻根表鐵膜對As的吸附.

b) 施用富硅稻殼灰增加了水稻白根對As的固定，通過降低水稻Si轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白Lsi1和Lsi2表達(dá)量，抑制As向地上部組織轉(zhuǎn)運(yùn)，使水稻對As的轉(zhuǎn)移系數(shù)從0.02降至0.01.

c) 施用富硅稻殼灰使精米無機(jī)As含量降低了29.1%，低于GB 2762?2017《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》的標(biāo)準(zhǔn)值(0.2 mg/kg)，實(shí)現(xiàn)了As污染土壤中水稻的安全生產(chǎn)利用. 然而，精米中有機(jī)As含量增加了50.6%，這將提高水稻患“直頭病”的風(fēng)險(xiǎn)，因此，在添加富硅稻殼灰降低精米無機(jī)As含量的同時(shí)應(yīng)當(dāng)尋找更合理的添加量，以減少富硅稻殼灰對水稻生長產(chǎn)生的負(fù)面影響.