2025, Vol. 57
2. 中国气象局生态系统碳源汇重点开放实验室, 南京 210044;
3. 内蒙古农业大学草原与资源环境学院, 内蒙古自治区土壤质量与养分资源重点实验室, 呼和浩特 010018
砷(As)作为对人体健康有害的元素，普遍存在于环境中。土壤As主要来自大气沉降、火山喷发等自然因素以及采矿与冶金等人为活动[1]。据研究，我国有近2 000万人口受到土壤As污染的危害[2]。水稻是我国第一大粮食作物，全国60% 以上的人口以稻米为主食[3]。相比于其他作物，水稻对As具有较强的吸收能力。土壤As不仅会对水稻的生长造成影响，还会通过食物链进入人体，从而诱发呼吸道疾病、神经系统紊乱以及癌症等健康问题[4-5]。因此，探寻缓解土壤As污染并降低水稻As吸收的方法是目前迫切需要解决的问题。
生物质炭是生物质原料在厌氧条件下经高温热解产生的一类物质，由于其来源广泛、成本低且具有较强的吸附特性等优点而被用于土壤重金属污染修复。凹凸棒石是一种层链状结构的黏土矿物，具有巨大的表面积和较强的吸附性能；羟基磷灰石含磷丰富且对重金属具有较强的吸附能力，因此凹凸棒石和羟基磷灰石也被广泛用于农田土壤重金属污染修复[6-7]。但目前这3种修复材料主要用于Cd、Pb等以阳离子存在的重金属污染修复，而对以阴离子存在于土壤中的As研究较少，而且关于生物质炭对水稻As吸收影响的研究结果并不一致[8]。例如，王志刚等[9]研究得出，小麦秸秆生物质炭和棉花秸秆生物质炭增加了水稻籽粒和秸秆中的As吸收量；而张燕等[10]则认为玉米秸秆生物质炭能降低不同时期水稻各部位As的含量。因此，有必要进一步研究生物质炭对水稻As吸收的影响。
水稻对As的吸收受土壤理化性质的影响[11]。据研究，施用生物质炭、凹凸棒石和羟基磷灰石能增加土壤有效磷的含量[12-13]。土壤溶液中磷酸盐与砷酸盐具有相似的结构和化学性质，会竞争土壤表面砷酸盐的吸附位点，而且砷酸盐是通过磷酸盐的转运通道被水稻吸收，所以土壤磷会影响As的有效性以及水稻磷的吸收从而影响水稻对As的吸收[14]。水稻对As的吸收也与水稻品种有关[15-16]。吕本春等[17]研究表明不同品种水稻各部位As含量具有显著差异；朱文杰等[18]发现11个代表性南方水稻品种的As含量最大相差3.12倍；李仁英等[19]报道杂交稻籽粒中的As含量显著高于常规稻。虽然土壤理化性质和水稻品种影响水稻As的吸收，但目前尚不清楚生物质炭、凹凸棒石和羟基磷灰石是否通过影响土壤理化性质特别是增加土壤有效磷的含量而调控水稻对As的吸收，也不清楚这些钝化剂对不同品种水稻的降As效果是否一致。
基于此，本研究选取杂交稻和常规粳稻两个代表性的水稻品种，通过盆栽试验研究施用玉米秸秆生物质炭、花生壳生物质炭、凹凸棒石及羟基磷灰石4种钝化剂对土壤理化性质、水稻氮磷元素及As吸收的影响，比较4种钝化剂对水稻As吸收的降低效果，并探讨影响水稻As吸收的可能机理，从而为中低As污染稻田的修复提供理论指导。
1 材料与方法 1.1 试验材料 1.1.1 供试钝化剂本研究采用4种钝化剂：玉米秸秆生物质炭(MBC)和花生壳生物质炭(PBC)是把粉碎的玉米秸秆和花生壳放入瓷罐中，在400 ℃的马弗炉中热解1 h而成；凹凸棒石(ATP)来自江苏省盱眙县；羟基磷灰石(HAP)购买于试剂公司。4种钝化剂的理化性质见表 1。
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表 1 供试钝化剂的基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of tested passivating agents |
供试土壤采自南京信息工程大学农业气象试验站表层水稻土。土壤自然风干，拣去枯枝落叶和小石子后，过10目及100目筛后备用。供试土壤的pH为6.82，有机质含量为9.28 g/kg，全氮含量为1.06 g/kg，有效磷含量为6.89 mg/kg，速效钾含量为62.8 mg/kg，总As含量为9.06 mg/kg。
1.1.3 供试水稻供试水稻品种选用南粳9108和内5优8105，前期研究表明，这两个水稻品种对As的吸收差异较大(具体数据限于篇幅未给出)，为便于比较不同水稻品种的差异，故选取这两个品种作为供试植物材料
1.2 试验设计本研究设4个钝化剂处理，即分别为MBC、PBC、ATP和HAP，同时以不添加钝化剂处理为对照(CK)，每个处理4次重复。
每盆称取2 kg土壤，参照GB5618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》[20]的筛选值向土壤中加入砷酸钠溶液，As的加入量为30 mg/kg，混匀，室温下放置一个月。按照土壤质量的3% 加入钝化剂，并按照N 150、P2O5100和K2O 100 mg/kg的施肥量水平加入尿素、磷酸二氢钾和氯化钾肥料。
水稻种子用30% 的双氧水浸泡消毒15 min，洗净后浸泡在去离子水中，并在30 ℃的培养箱中过夜，然后转移到吸水纸上，并不断补充水分。发芽5 d后，选取长势一致的5棵秧苗移栽到盆钵中，待成活后进行间苗，每盆保留长势一致的两棵秧苗。试验于玻璃温室中进行，在水稻整个生长期不断补充水分，使盆钵中的水面始终高出土壤表面2 ~ 3 cm。每天随机调整盆钵的位置，使所有处理受光均匀。水稻生长期每天观察其长势，并注意水稻虫害和病害，发现后及时防治。
1.3 样品采集与处理成熟后，分根、茎叶和穗等部位进行收获，测量水稻的生物量。各部位水稻用蒸馏水清洗，置于70 ℃的烘箱中烘至恒重后粉碎待用。同时，采集根际土壤，自然风干，过10目和100目筛，用于测定土壤pH、碱解氮、有机质、速效钾和有效磷的含量。
1.4 样品测定与分析水稻根、茎叶和籽粒采用H2SO4-H2O2进行消煮，消煮液中的P、N和As分别采用钼蓝比色法、凯氏定氮法和原子荧光光谱仪(AF610D2，北京瑞利分析仪器厂)进行测定。土壤有效磷采用Olsen法浸提，钼蓝比色法测定(UV-1700APC，上海美析仪器有限公司)；土壤碱解氮采用碱解扩散法测定；土壤有机质采用重铬酸钾氧化外加热法测定；土壤速效钾采用乙酸铵浸提，火焰光度计测定(FP640，上海敖普)，具体测定方法参照《土壤与农业化学分析》[21]。
在抽穗期使用SPAD-502型手持式叶绿素仪(SPAD-502PLUS，日本Konica minolta控股株式会社)测定叶片的SPAD值，测试时把叶片擦拭干净，每盆水稻选取3片稻叶，在叶片中间部位测量，取平均值。
1.5 数据处理使用Excel 2019对数据进行处理并进行图表绘制，使用SPSS 27对数据进行单因素方差分析和双因素方差分析，比较不同处理间的差异，使用Origin 2021绘制指标间的相关性热图。
2 结果与分析 2.1 不同钝化剂处理下土壤理化性质由表 2可知，钝化剂处理显著影响了土壤碱解氮、有机质、速效钾和有效磷的含量。PBC处理下南粳9108栽植土壤的碱解氮含量显著增加，而MBC处理则使内5优8105栽植土壤的碱解氮含量增加。MBC和PBC处理下两种水稻土壤的有机质和速效钾含量均显著增加。MBC和HAP处理显著增加了两种水稻土壤的有效磷含量。
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表 2 土壤基本理化性质 Table 2 Soil physiochemical properties |
不同水稻品种间土壤理化性质也具有显著差异。在MBC处理下，南粳9108栽植土壤的速效钾含量显著大于内5优8105，而碱解氮含量则相反；在PBC处理下，南粳9108土壤的有机质与速效钾含量显著大于内5优8105；在HAP处理下，南粳9108土壤的碱解氮含量显著大于内5优8105。
2.2 不同钝化剂处理下水稻叶片SPAD值和生物量由表 3可知，钝化剂处理对水稻叶片SPAD的影响与水稻品种有关。除MBC处理外，其余钝化剂处理均提高了南粳9108叶片的SPAD值，但增幅较小，未达显著性差异。对于内5优8105，各钝化剂处理均提高了叶片SPAD值，其中，HAP处理与CK相比，差异显著(P < 0.05)。钝化剂处理和水稻品种的交互作用未显著影响水稻叶片的SPAD值。
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表 3 抽穗期水稻叶片SPAD值 Table 3 SPAD values of rice leaves at heading stage |
由图 1可知，钝化剂和水稻品种及其交互作用均显著影响了水稻鲜生物量。与CK相比，HAP处理使南粳9108的鲜生物量增加2.9%，ATP处理则使内5优8105的鲜生物量显著增加33.5%(P < 0.05)。在各钝化剂处理下，内5优8108的鲜生物量均大于南粳9108，其中在MBC、PBC和ATP处理下达到显著水平(P < 0.05)。
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(图中小写字母不同表示同一水稻品种不同钝化剂处理间差异显著(P < 0.05)；*表示同一钝化剂不同水稻品种间差异显著(P < 0.05)。下同) 图 1 不同处理下水稻的鲜生物量 Fig. 1 Rice fresh biomass under different treatments |
由图 2可知，钝化剂处理显著影响了水稻根部和籽粒的氮含量(P < 0.05)。与CK相比，ATP处理使南粳9108籽粒的氮含量显著增加23.7%；而各钝化剂处理均增加了内5优8105茎叶和籽粒的氮含量，MBC、PBC、HAP和ATP处理分别使内5优8105茎叶氮含量增加65.52%、28.74%、44.83% 和24.14%，籽粒氮含量增加6.06%、27.27%、3.03%和6.06%。水稻品种对水稻各部位氮含量的影响与钝化剂种类有关。各钝化剂处理下南粳9108根部的氮含量均大于内5优8105；而MBC、PBC和HAP处理下，南粳9108茎叶的氮含量则小于内5优8105。钝化剂和水稻品种的交互作用显著影响水稻茎叶和籽粒的氮含量，但未显著影响水稻根的氮含量(图 2)。
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图 2 不同处理下水稻各部位总氮含量 Fig. 2 Total N contents in various rice tissues under different treatments |
由图 3可知，钝化剂处理显著影响了水稻茎叶和籽粒的磷含量(P < 0.01)。与CK相比，MBC、PBC、HAP和ATP处理分别使南粳9108茎叶的磷含量增加8.29%、2.19%、17.53%、24.00%，内5优8105籽粒的磷含量增加9.71%、7.97%、7.57% 和7.80%。水稻品种也显著影响了水稻根部、茎叶和籽粒的磷含量(P < 0.05)。总体上，南粳9108各部位的磷含量高于内5优8105，其中，在所有钝化剂处理下，两品种茎叶磷含量的差异都达到显著水平(P < 0.05)。
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图 3 不同处理下水稻各部位总磷含量 Fig. 3 Total P contents in various rice tissues under different treatments |
由图 4可知，钝化剂和水稻品种处理均显著影响了水稻茎叶和籽粒的As含量(P < 0.001)。与CK相比，MBC、PBC、HAP和ATP处理使南粳9108茎叶的As含量分别降低55.96%、9.91%、58.12% 和57.18%，籽粒的As含量分别降低36.76%、58.09%、63.97% 和62.50%，其中HAP处理的降幅最大。MBC、HAP和ATP处理也显著降低了内5优8105茎叶和籽粒的As含量。比较不同水稻品种可知，在不同钝化剂处理下，南粳9108茎叶和籽粒的As含量均低于内5优8105，其中在PBC、HAP和ATP处理下均达到显著水平(P < 0.05)。钝化剂与水稻品种的交互作用也显著影响水稻各部位的As含量。
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图 4 不同处理下水稻各部位As含量 Fig. 4 As contents in various rice tissues under different treatments |
为了进一步了解水稻As含量与土壤理化性质的相关性，将水稻各部位As含量与土壤理化性质及水稻各部位氮磷含量进行了相关分析，结果见图 5。由图 5A可知，南粳9108根的As含量与土壤有机质、有效磷和速效钾呈负相关关系，其中与有效磷相关性达显著水平(P < 0.05)。籽粒和茎叶的As含量与土壤有效磷也呈现较弱的负相关关系。茎叶和籽粒的As含量与茎叶和籽粒的磷含量呈现负相关关系，其中与茎叶磷含量相关性达显著水平(P < 0.05)。由图 5B可知，内5优8105茎叶和籽粒的As含量与土壤有效磷含量呈显著负相关关系(P < 0.05)，同时茎叶As含量也与茎叶磷和籽粒磷含量呈显著负相关关系，籽粒的As含量与根和茎叶的磷含量也达到显著负相关的水平。
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(AN：碱解氮；OM：有机质；AP：有效磷；AK：速效钾；NR：根部氮含量；NS：茎叶氮含量；NG：籽粒氮含量；PR：: 根部磷含量；PS：茎叶磷含量；PG：籽粒磷含量；AR：根部As含量；AS：茎叶As含量；AG：籽粒As含量。* 表示相关性达P < 0.05显著水平) 图 5 南粳9108(A)和内5优8105(B)各部位As含量与土壤理化性质的相关性 Fig. 5 Correlations between As contents in different rice tissues with soil physiochemical properties |
本研究结果表明MBC和PBC处理显著提高了土壤有机质和速效钾含量(表 2)。这可能与MBC和PBC本身具有较高的有机质和速效钾含量有关。本研究采用的MBC和PBC有机质含量分别为484.95和450.32 g/kg(表 1)，有研究显示MBC和PBC的速效钾含量分别可达784 mg/kg和29 750 mg/kg[22-23]。另一方面，生物质炭施入土壤后增加了土壤细菌和真菌数量及其酶活性，降解生物质炭的同时释放了钾素等养分[24]。除此之外，生物质炭还会引起土壤有机质分解的负激发效应，调节微生物碳利用效率，从而促进土壤有机质的积累和固存[25]。生物质炭增加土壤有机质的研究结果也被李毅等[26]证实。另外，MBC和HAP处理增加了土壤有效磷含量(表 2)，原因在于一方面MBC和HAP自身具有较高的有效磷含量，另一方面生物质炭可能影响土壤pH等其他理化性质，间接影响了土壤磷的有效性[27]。
3.2 钝化剂对水稻各部位氮磷含量的影响本研究结果显示MBC、PBC、HAP和ATP增加了内5优8105茎叶和籽粒的氮含量，也增加了南粳9108茎叶和内5优8105籽粒的磷含量，这些结果表明，施用生物质炭等钝化剂增加了水稻对氮磷的吸收，这与刘美玲等[28]研究结果一致。这可能是由于MBC、PBC、HAP和ATP施入土壤后，土壤有机质、速效钾或有效磷含量增加(表 2)，为水稻营养元素的吸收提供了丰富来源。另一方面，钝化剂特别是生物质炭施入土壤后，降低了土壤容重，促使形成土壤团聚体并增加土壤孔隙度，改善了植株根系的生长环境，从而促进根系的发育，最终促进植株对养分元素的吸收[29]。
3.3 钝化剂对水稻各部位As含量的影响MBC、HAP和ATP处理显著降低了南粳9108和内5优8105茎叶和籽粒的As含量，这可能与这3种钝化剂，特别是HAP施用增加了土壤有效磷含量有关(表 1)。土壤有效磷影响水稻As吸收主要有两个原因：①土壤磷和As会竞争土壤表面的吸附位点，促使土壤表面已吸附的As释放到土壤溶液中，从而增加土壤As的有效性[30]；②砷酸盐主要通过磷酸盐转运蛋白OsPT4和OsPT8进入水稻体内，两者通过相同的转运通道向水稻地上部运输，所以磷酸盐会抑制水稻对砷酸盐的吸收[31]。因此，土壤有效磷对水稻As吸收的影响是双向的，这取决于哪个作用占优势。在本研究中，两品种水稻茎叶和籽粒As含量与土壤有效磷含量呈负相关关系，同样两品种水稻茎叶和籽粒As含量与其磷含量呈负相关关系(图 5)，这表明，磷抑制水稻As吸收的作用更大。此外，MBC、HAP和ATP对水稻As吸收的降低作用可能也与钝化剂改变土壤As形态有关。马茹茹等[12]研究结果表明，玉米秸秆生物质炭使土壤可交换态As含量降低10.67%，而残渣态As含量增加11.72%。
总体上，4种钝化剂对南粳9108各部位As含量的降低效果优于内5优8105，这表明钝化剂对水稻As吸收的影响与水稻品种有关。相比于南粳9108，内5优8105对土壤As有更强的吸收能力(图 4)。其中南粳9108是常规稻，而内5优8105是杂交稻，这表明，不同水稻品种对As的吸收能力与水稻基因有关[22]。另外，不同水稻品种对As吸收能力还与水稻形成的根表铁膜厚度有关。相比于常规稻，杂交稻具有更强的泌氧能力，能在水稻根表形成较厚的铁膜，从而固持更多的As[32-33]。胡莹等[34]研究表明，在中低As污染土壤中，水稻根表铁膜量与茎叶As含量呈显著的正相关关系。于运萍等[35]发现，根表铁膜As固持量的增加可促进水稻根系As的吸收。本研究中内5优8105可能形成较厚的根表铁膜从而减弱了钝化剂对As吸收的抑制作用。除此之外，水稻对As的转运能力也是影响水稻体内特别是籽粒As含量的重要因素。内5优8105从根到茎叶的As转运系数高于南粳9108(数据未列出)，也可能是造成钝化剂对内5优8105的降As效果较差的原因。
在MBC、PBC、HAP和ATP处理下，南粳9108籽粒As含量分别为0.86、0.57、0.49和0.51 mg/kg，按照大米中无机As含量占总含量50% 计算[36]，本研究中南粳9108籽粒无机As含量分别为0.43、0.29、0.25和0.26 mg/kg，都接近但高于GB2762—2017《食品安全国家标准食品中污染物限量》[37]中无机As限量值(0.2 mg/kg)。这表明，虽然MBC、PBC、HAP和ATP降低了中低As污染水平土壤中水稻籽粒的As含量，但一次施用不足以把水稻籽粒As降低到安全水平，应该对MBC、PBC、HAP和ATP进行改性或多次施用，或者配合采取其他降As措施，以确保稻米As含量满足安全标准。
4 结论1) MBC和PBC处理显著增加土壤有机质和速效钾含量，而MBC和HAP处理则显著增加土壤有效磷含量。MBC、PBC、HAP和ATP处理增加内5优8108茎叶和籽粒的氮含量及南粳9108茎叶和内5优8105籽粒的磷含量。
2) MBC、HAP和ATP处理显著降低两种水稻茎叶和籽粒的As含量，南粳9108钝化效果优于内5优8105，并且HAP处理的效果最佳。两种水稻籽粒As含量与土壤有效磷含量及其茎叶和籽粒磷含量呈负相关关系，表明钝化剂可能通过影响土壤有效磷含量及水稻磷吸收而抑制水稻对As的吸收。
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