陳璐，楊斗龍，米艷華，李倩，王丹，王文治，杜麗娟，尹本林

(1.云南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院 質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)與檢測(cè)技術(shù)研究所，云南 昆明，650205；2.紅河州經(jīng)濟(jì)作物技術(shù)推廣站，云南 紅河哈尼族彝族自治州，661199)

0 引 言

據(jù)《2020云南統(tǒng)計(jì)年鑒》顯示，2019年云南省水稻(OryzasativaL.)種植面積為84.15萬(wàn)hm2，總產(chǎn)量達(dá)534萬(wàn)t，是云南省主要的糧食作物[1]。同時(shí)，云南省享有“有色金屬王國(guó)”的美譽(yù)，采礦業(yè)的發(fā)展帶動(dòng)了當(dāng)?shù)氐慕?jīng)濟(jì)發(fā)展，但也引發(fā)了生態(tài)環(huán)境問(wèn)題。紅河州大屯海水域經(jīng)檢測(cè)，砷含量超過(guò)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)限量的96倍[2]，嚴(yán)重威脅著周?chē)r(nóng)作物的質(zhì)量安全及人體健康。前期研究發(fā)現(xiàn)：個(gè)舊地區(qū)稻田土壤Cd、As元素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)平均值均大于40，94.4%的土壤樣品處于中等風(fēng)險(xiǎn)以上水平，33.3%采樣點(diǎn)處于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)重警級(jí)別[3]。通過(guò)對(duì)個(gè)舊市267個(gè)稻米樣品的質(zhì)量調(diào)查顯示，對(duì)照《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)·食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 2762-2017)[4]，Pb、As、Cd的超標(biāo)率均高于20%[5]，大米Cd平均值為0.446 mg·kg-1，超標(biāo)1.23倍[6]，稻米質(zhì)量安全問(wèn)題引發(fā)關(guān)注。

水分管理是水稻種植中的重要農(nóng)藝措施，不同的水分管理模式對(duì)水稻田土壤重金屬的形態(tài)和稻米吸收累積重金屬具有重要影響。相關(guān)研究表明，淹水可以明顯提高酸性水稻土的pH，降低土壤有效態(tài)鎘含量[7-8]，糙米Cd可減少17%～67%[9]；也有研究表明，水分管理對(duì)水稻根際土壤中As、Cu和Zn的含量影響不大，但對(duì)水稻根、莖葉和籽粒中As增加顯著[10]，間歇性排水有效地降低了土壤中As的含量[11]。但目前已有報(bào)道大多為室內(nèi)盆栽培養(yǎng)試驗(yàn)，結(jié)合生產(chǎn)的田間試驗(yàn)相對(duì)較少。本研究將結(jié)合生產(chǎn)實(shí)際，在田間設(shè)置4種水分管理模式：種植根部起壟、干濕交替、長(zhǎng)期淹水及濕潤(rùn)土壤的常規(guī)管理。分析采用不同水分管理模式時(shí)土壤重金屬Pb、Cd和As的濃度及水稻對(duì)Pb、Cd和As的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)情況。為進(jìn)一步篩選出可以有效抑制重金屬Pb、Cd和As向稻米籽粒中遷移的水分管理模式，指導(dǎo)水稻實(shí)際生產(chǎn)安全種植的農(nóng)藝措施提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)地點(diǎn)范圍選取在云南省個(gè)舊市大屯鎮(zhèn)的水稻種植區(qū)，海拔1 220～1 350 m，年平均氣溫18 ℃～20 ℃，年降雨量800～1 000 mm。該區(qū)域農(nóng)田土壤類(lèi)型為紅壤性水稻土，土壤基本理化性狀見(jiàn)表1，對(duì)照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618-2018)[12]，供試試驗(yàn)田土壤重金屬Pb和As含量均超出農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值，低于風(fēng)險(xiǎn)管制值，而Cd含量則低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值，綜合屬具有重金屬?gòu)?fù)合污染特征的水稻田土壤。

表1 供試土壤基本理化性狀Table 1 Basic physical and chemical properties of the tested soil

供試作物為水稻(OryzasativaL.)，品種為紅優(yōu)4號(hào)，是當(dāng)?shù)刂髟云贩N之一，由云南省紅河州個(gè)舊市大屯鎮(zhèn)農(nóng)業(yè)綜合服務(wù)中心提供水稻種子并完成育苗。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)4個(gè)田間大區(qū)處理，分別為(1)種植根部起壟(Roots ridging，RR)，即水稻栽種于壟上，壟高10 cm，壟間淹水，水面保持低于壟高5 cm；(2)干濕交替(Intermittent flooding，IF)，即淹水至土壤表面2～3 cm水層，待自然落干后，再次淹水至土壤表面2～3 cm水層，如此循環(huán)；(3)長(zhǎng)期淹水(Continuous flooding，CF)，即水稻全生育期淹水保持土壤表面3～5 cm水層；(4)常規(guī)種植管理(Conventional planting)作為對(duì)照CK，即農(nóng)戶習(xí)慣性管理方式，稻田淹水、落干與降雨量相關(guān)。試驗(yàn)區(qū)在同一田塊，土壤性質(zhì)一致，試驗(yàn)區(qū)長(zhǎng)寬為5 m×8 m，每個(gè)大區(qū)間隔20 cm，為使保證不同處理試驗(yàn)區(qū)之間水分不相互流動(dòng)，將田埂用塑料膜包裹隔離，每個(gè)試驗(yàn)處理設(shè)置獨(dú)立的灌溉及排水溝渠，保障試驗(yàn)期不同處理稻田的淹、干水效果，防止雨季長(zhǎng)期積水及試驗(yàn)之間相互影響。

本試驗(yàn)于2017年3-4月進(jìn)行育秧，5月完成秧苗移栽。除水分管理外，田間施肥、殺蟲(chóng)用藥等管理措施按大田常規(guī)操作進(jìn)行。

1.3 樣品采集與處理

9月中旬水稻成熟時(shí)，采集水稻整株及根際土壤作為試驗(yàn)樣品，水稻植株樣品分為根、莖葉和谷粒3個(gè)部分，分部位洗凈泥沙后，105℃殺青30 min后70℃烘干至恒重。使用小型礱谷機(jī)(JLG-Ⅱ型，中儲(chǔ)糧成都糧食儲(chǔ)藏科學(xué)研究所研制)將水稻谷粒脫殼，制成糙米樣品；根、莖葉、糙米、根上莖及米糠等植物樣品充分烘干后，使用小型粉碎機(jī)粉碎，過(guò)0.15 mm的尼龍篩，用自封袋干燥保存待測(cè)。土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干、研磨后過(guò)0.15 mm的尼龍篩，用自封袋干燥保存待測(cè)。

1.4 樣品分析

土壤樣品pH值，測(cè)定時(shí)固液比值為1∶2.5[13]，使用酸度計(jì)(STARTER 3100，奧豪斯儀器(上海)有限公司)測(cè)定；土壤重金屬使用濕法消解，消解混合酸的比例為，HNO3∶HClO∶HF=10∶1∶2；鉛、鎘含量的測(cè)定采用石墨爐原子吸收分光光度法[14]；砷含量的測(cè)定采用原子熒光法[15]。土壤有效態(tài)鉛、鎘參照GB/T 23739-2009土壤質(zhì)量有效態(tài)鉛和鎘原子吸收法的測(cè)定[16]；有效態(tài)砷參照DB35/T 1459-2014酸性土壤中有效砷、有效汞原子熒光法的測(cè)定[17]。

水稻植株樣品，根、莖葉、糙米使用濕法消解，消解混合酸比例為HNO3∶HCIO4=10∶1；砷含量參照GB 5009.11-2014食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中總砷及無(wú)機(jī)砷的測(cè)定[18]；鉛含量參照GB5009.12-2010食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)中鉛的測(cè)定[19]；鎘含量參照GB 5009.15-2014食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中鎘的測(cè)定[20]。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用新復(fù)極差法(Duncan法)對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)(P<0.05)，利用Excel 2010、SPSS 22.0和SigmaPlot 12.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析和圖形處理。

土壤重金屬有效態(tài)活度系數(shù)(Activity coefficient)反映重金屬有效態(tài)濃度和實(shí)際濃度的差異，用來(lái)評(píng)價(jià)土壤重金屬的活化程度，活度系數(shù)計(jì)算公式：γi=Ca/C，其中γi為活度系數(shù)；Ca為土壤重金屬有效態(tài)濃度(mg·kg-1)；C為土壤重金屬總量濃度(mg·kg-1)。

重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(Translocation factor)[20]指植物地上部中的金屬含量與地下部中的金屬含量的比值。用來(lái)評(píng)價(jià)植物將重金屬?gòu)牡叵虏肯虻厣喜康倪\(yùn)輸和富集能力的一種指標(biāo)。水稻植株不同部位之間轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)計(jì)算公式：R=S/L，其中R為轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)；S為重金屬地上部分含量(mg·kg-1)；L為重金屬地下部分含量(mg·kg-1)。

2 結(jié)果與分析

2.1 水分管理模式對(duì)土壤重金屬含量及有效態(tài)的影響

不同的水分管理模式對(duì)土壤重金屬Pb、Cd和As及其有效態(tài)含量的影響表現(xiàn)不同。從圖1中可以看出，經(jīng)過(guò)一季的水稻生長(zhǎng)，不同的水分管理模式對(duì)土壤重金屬Pb、Cd和As含量表現(xiàn)出明顯差異。RR模式土壤中重金屬Pb、Cd和As含量與試驗(yàn)初土壤背景值相比，表現(xiàn)為顯著降低，Pb的降幅為12.9%，Cd的降幅為14.3%，As的降幅最大為16.9%；IF模式土壤中Pb和As的含量降低，但表現(xiàn)不顯著，Cd含量基本保持不變；CF模式Pb、Cd和As的含量均顯著增加，增加幅度分別為20.2%、13.4%和6.9%；常規(guī)CK模式中除As含量出現(xiàn)小幅增加外，Pb和Cd的含量變化不大。不同水分管理模式下，重金屬有效態(tài)變化趨勢(shì)與土壤重金屬總量保持一致。但與對(duì)照CK模式相比，CF模式重金屬有效態(tài)含量最高，分別為有效態(tài)砷含量8.33 mg·kg-1，有效態(tài)鎘含量0.08 mg·kg-1，有效態(tài)鉛含量2.30 mg·kg-1；RR和IF模式Pb、Cd和As的有效態(tài)含量相近且均低于CK模式。綜上所述，水稻種植過(guò)程中RR和IF兩種水分管理模式對(duì)比常規(guī)管理模式可以有效降低土壤中Pb、Cd和As的有效態(tài)含量；CF模式Pb、Cd和As的有效態(tài)含量最高且高于常規(guī)管理模式。

土壤重金屬有效態(tài)活度系數(shù)可以反映土壤重金屬的活化程度。從表2中可以看出，RR、IF和CK管理模式對(duì)土壤As的活度系數(shù)影響不大，CF模式下As的活度系數(shù)顯著增加，說(shuō)明CF管理模式易使土壤As的活化程度增強(qiáng)；重金屬Cd的活度系數(shù)最高，說(shuō)明土壤中的Cd較易活化，RR和IF模式對(duì)Cd的活化程度相近且影響最小，CF處理的Cd有效態(tài)活度系數(shù)達(dá)0.189比CK處理高，說(shuō)明CF處理更易增強(qiáng)Cd的活性；重金屬Pb的活度系數(shù)最低，且不同水分管理模式的活度系數(shù)間差異不顯著，說(shuō)明土壤Pb有效態(tài)的活化與水分管理模式無(wú)關(guān)。

表2 土壤重金屬有效態(tài)活度系數(shù)Table 2 Available activity coefficients of heavy metals in soil

2.2 水分管理模式對(duì)水稻各部位重金屬含量的影響

不同水分管理模式對(duì)水稻各部位重金屬的含量影響表現(xiàn)不同(表3)。從表3中可以看出，RR、IF水分管理模式可以顯著降低水稻根部重金屬Pb、Cd和As的含量，約是CF模式的55%～81%；根上莖即根部以上15 cm的莖稈，是水稻根系吸收重金屬后向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的首要部位，IF模式下根上莖的Pb、Cd和As含量均為最高，分別達(dá)92.4 mg·kg-1、1.90 mg·kg-1和46.9 mg·kg-1。RR、CF和CK模式根上莖Pb和Cd的含量無(wú)顯著差異；RR模式下根上莖As的含量顯著低于其他水分管理模式，最低達(dá)40.0 mg·kg-1。莖葉中Pb含量最高的為RR模式，最低為CK模式；Cd含量最高為CF模式，最低為IF和CK模式；As含量最高為CK模式，最低為IF模式。米糠中Pb、Cd和As含量在RR管理模式條件下最低，CF模式下含量達(dá)到最高。RR和IF水分管理模式下，糙米中重金屬含量顯著低于另外兩種水分管理模式，且糙米中Pb、Cd和As的含量低于《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)·食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 2762-2017)[4]，糙米質(zhì)量安全。綜合分析，RR和IF水分管理模式可以顯著降低糙米的重金屬含量，重金屬多富集在根上莖和莖葉中；CF管理模式根部、根上莖及糙米重金屬均為所有水分管理模式中含量最高；CK和CF模式下糙米Pb和Cd的含量超過(guò)《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)·食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 2762-2017)[4]，超標(biāo)1.9～2.7倍，應(yīng)減少或不采用此種水稻種植的水分管理模式。

表3 水分管理模式對(duì)水稻各部位重金屬含量的影響(mg·kg-1)Table 3 Effects of water management models on heavy metal contents in different parts of rice

2.3 水分管理模式對(duì)水稻重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響

從表4可以看出，水分管理模式對(duì)重金屬在水稻中的轉(zhuǎn)運(yùn)影響不同。Pb從根系到莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)范圍為0.031 2～0.089 9，其中RR水分管理模式最高，CK模式最低；Cd從根系到莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)范圍為0.295 1～1.048 6，其中CF模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高能力最強(qiáng)，IF模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最低；As從根系到莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)范圍為0.145 5～0.301 1，其中CK模式轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高約是最低的IF模式的一倍。Pb從莖葉到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.003 5～0.514 8，CK模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高，RR模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最低；Cd從莖葉到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.394 9～2.137 6，水分管理CK模式轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)遠(yuǎn)高于其他模式，達(dá)2.137 6，CF模式僅次于CK，達(dá)1.217 9，RR和IF模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)較低僅為0.398 9和0.394 9；As從莖葉到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.007 4～0.012 9，IF和CF模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)為0.012 9和0.010 5，RR和CK的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)較低，僅為0.009 3和0.007 4。Pb從根系到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)介于0.000 3～0.016 1，CF和CK模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)較高為0.011 6和0.016 1，RR模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)僅為0.000 3，遠(yuǎn)低于其他模式；Cd從根系葉到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)介于0.324 3～0.949 9，RR和IF模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相近且較低，CF模式略高為0.414 1，CK模式最高達(dá)0.949 9。As從根系到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)介于0.001 7～0.002 2，不同水分管理模式的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相差不大。綜上所述，水分管理RR模式條件下Pb、Cd和As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)從根系到莖葉的較高，從莖葉到糙米的相對(duì)較低，從根系到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最低，說(shuō)明RR模式對(duì)土壤中重金屬Pb、Cd和As從根系到莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)，從莖葉再到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱，從根系到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)能力最弱。IF模式重金屬?gòu)母档角o葉、從莖葉到糙米、從根系到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)中等偏低，轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱。CF和CK模式從根系到莖葉、從莖葉到糙米、從根系到糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均較高，轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)，尤其對(duì)重金屬Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)。

表4 水分管理模式對(duì)重金屬在水稻各器官間轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的影響Table 4 Effects of water management models on transport coefficients of heavy metals among rice organs

3 討論

水分管理是水稻種植過(guò)程中的重要農(nóng)藝措施之一，不同水分管理方式對(duì)稻田土壤重金屬形態(tài)和稻米吸收重金屬及微量元素具有重要影響[8,21-23]。本研究中采用的根部起壟(RR)和干濕交替(IF)兩種水分管理模式土壤中Pb、Cd和As有效態(tài)含量明顯降低，再次證實(shí)了土壤氧化氧化還原條件對(duì)土壤重金屬形態(tài)變化的影響。而且本試驗(yàn)結(jié)果與鄧林等[8]采用室內(nèi)土壤培養(yǎng)獲得的土壤溶液中重金屬的有效性含量隨干濕交替次數(shù)增加而降低結(jié)論相一致；而長(zhǎng)期淹水(CF)模式As的有效態(tài)含量最高且高于常規(guī)管理模式，與楊揚(yáng)等[24]研究結(jié)論一致，說(shuō)明長(zhǎng)期淹水對(duì)于減少土壤中As的活性非常不利。

同時(shí)，本試驗(yàn)中根部起壟(RR)和干濕交替(IF)措施與對(duì)照相比，水稻根部、糙米的重金屬含量顯著降低，且糙米重金屬含量低于《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)·食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 2762-2017)[4]，糙米質(zhì)量安全，這與WU等[23]、龍水波等[25]和崔曉熒等[26]采用盆栽試驗(yàn)研究的干濕交替可以保持稻米中相對(duì)較低的Pb和As濃度結(jié)論相吻合。

前期研究表明，長(zhǎng)期淹水可以使酸性水稻土壤pH顯著提高，土壤有效態(tài)鎘含量降低[27-28]，本試驗(yàn)中長(zhǎng)期淹水(CF)模式Cd的有效態(tài)含量最高且高于常規(guī)管理模式，與前期采用土壤培養(yǎng)、盆栽試驗(yàn)的研究結(jié)論不一致，主要原因可能是在水稻成熟后期，試驗(yàn)區(qū)因自然干旱影響，土壤出現(xiàn)10天左右的缺水所致。同時(shí)，本試驗(yàn)也再次說(shuō)明了在復(fù)雜的環(huán)境和氣候條件下，單一的水分調(diào)控措施對(duì)于土壤Cd有效態(tài)的控制效果不穩(wěn)定。

4 結(jié)論

水稻種植過(guò)程中，水分管理對(duì)土壤中Pb、Cd和As的有效態(tài)含量影響較大。其中根部起壟和干濕交替兩種水分管理模式可以同時(shí)有效降低土壤中Pb、Cd和As有效態(tài)含量，且 Cd活度系數(shù)最高、最易活化，Pb的活度系數(shù)最低，較穩(wěn)定；同時(shí)，根部起壟和干濕交替兩種水分管理模式重金屬各部位間的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均偏低，轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱，可以顯著降低糙米的重金屬含量；在水分條件可控的種植環(huán)境條件下，推薦使用根部起壟和干濕交替措施可實(shí)現(xiàn)中、輕度重金屬風(fēng)險(xiǎn)區(qū)稻米的安全種植。