李增飛，廖國健，石圣杰，林曉軍，陸芳燾，劉喜德，黃馳超，蘭加永，范稚蓮，馮人偉*

（1.福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福州 350002；2.廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，南寧 530000；3.廣西都安縣高嶺鎮(zhèn)農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣站，廣西 河池 530700；4.廣西環(huán)江毛南族自治縣綠色食品發(fā)展站，廣西 河池 547000；5.廣西羅城仫佬族自治縣農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全檢測站，廣西 河池 547000；6.廣西河池市農(nóng)業(yè)生態(tài)與資源保護(hù)站，廣西 河池 547000；7.廣西河池市金城江區(qū)農(nóng)業(yè)農(nóng)村局植物保護(hù)站，廣西 河池 547000）

水稻是世界一半以上人口的主要糧食作物，特別是亞洲[1]，然而這些地域的許多國家都面臨著農(nóng)田鎘（Cd）和砷（As）的污染，導(dǎo)致它們在作物中過量積累。據(jù)報(bào)道，我國19%的農(nóng)田土壤受到重（類）金屬污染，其中以Cd、鎳（Ni）、銅（Cu）、As、汞（Hg）和鉛（Pb）為主[2]。據(jù)調(diào)查，我國南方某礦區(qū)稻田土壤中Cd、As 含量分別為11.7 mg·kg-1和35.1 mg·kg-1，均高于農(nóng)業(yè)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2018）；而稻米中Cd 和As 含量達(dá)1.1 mg·kg-1和0.7 mg·kg-1[3]，分別是食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017）的5.5 倍和3.5 倍。同時(shí)，西班牙[4]、韓國[5]和越南[6]等國也有As、Cd 單獨(dú)或復(fù)合污染的問題。因此，對農(nóng)田Cd 和As 污染亟需治理。土壤重（類）金屬污染修復(fù)技術(shù)主要包括：原位鈍化[7]、葉面噴施[8]和生物修復(fù)[9]等。原位鈍化主要通過沉淀[10]、競爭吸附[11]、絡(luò)合[12]和調(diào)節(jié)土壤pH[13]等機(jī)制來降低植物對重（類）金屬的吸收。硒（Se）是人體必需的營養(yǎng)元素，缺Se 可導(dǎo)致甲狀腺功能減退癥、心血管疾病、免疫系統(tǒng)減弱等疾病[14]。通過土壤施用Se[15]和葉面噴施Se[16]可提高作物中Se 含量，從而達(dá)到提高人體Se 攝入量的目的。同時(shí)，適量濃度的Se 可緩解各種逆境脅迫，如鹽、低溫、高溫和重（類）金屬脅迫[17]。此外，Se還能抑制植物對多種重（類）金屬的吸收，包括Cd和As[18]。

但是，在利用Se 降低農(nóng)作物重（類）金屬吸收的過程中，一些外在的不利條件可能會限制這一技術(shù)的適用性，但到目前為止，上述問題還未引起重視。例如，Cd在土壤中以陽離子形態(tài)存在，而As則以中性分子（三價(jià)）或陰離子（五價(jià)）形態(tài)存在，這些特性導(dǎo)致單獨(dú)使用Se較難同時(shí)降低植物對Cd、As吸收。因此，必須采用聯(lián)合技術(shù)措施以同時(shí)降低植物對Cd、As的吸收富集。研究者通過根施Se結(jié)合水分管理的方式，試圖同時(shí)降低水稻對As、Cd的吸收；然而，長期淹水降低了Cd 的有效性，卻增加了土壤中As 的有效性[19-21]，使得稻米As含量仍超過其國家標(biāo)準(zhǔn)（0.2 mg·kg-1）[19]。我國水稻種植區(qū)域一般降雨較多，經(jīng)常會面臨曬田不充分的情況，而不恰當(dāng)?shù)臅裉飼r(shí)間會影響植物對As、Cd的吸收富集[8]。綜上所述，在實(shí)踐中利用Se 降低植物重（類）金屬吸收這一技術(shù)可能存在條件限制，需針對其適用范圍開展研究，但相關(guān)研究還十分缺乏。

海泡石降低植物Cd吸收的效果較好，常被用于土壤Cd 的鈍化修復(fù)[22-23]。本研究試圖在前期Se 配合水分調(diào)控的基礎(chǔ)上，向水稻根系施加海泡石，探究排水不暢條件下，葉面噴施Se（Na2SeO3）降低水稻As、Cd吸收的適用性及其風(fēng)險(xiǎn)。本研究的主要內(nèi)容包括：①水稻生長的響應(yīng)；②水稻籽粒中Cd、As和必需元素的含量；③氨基酸含量和Se在籽粒中的形態(tài)差異。

1 材料與方法

1.1 植物培育及土壤處理

將取自廣西河池地區(qū)都安縣的復(fù)合污染土壤，放置于試驗(yàn)大棚內(nèi)自然風(fēng)干，磨細(xì)過20 目篩，充分混合均勻后放置于暗處。取部分過20 目篩的土壤過100目篩，用于測定土壤基本理化性質(zhì)。土壤中重金屬含量（mg·kg-1）為Cd 1.45、As 53.46、Cr 22.64、Ni 9.72、Cu 12.34、Zn 95.57、Pb 80.36，Se 含量為0.38 mg·kg-1，N、P、K2O分別為2.22、1.02、10.04 g·kg-1、速效氮、速效磷、速效鉀含量分別為118.25、63.80、151.88 mg·kg-1、有機(jī)質(zhì)含量為33.55 g·kg-1、pH 為6.16。根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），本研究中土壤Cd 和As 均超過各自的標(biāo)準(zhǔn)（在5.5

選取大小均勻、顆粒飽滿的水稻種子，放入2%的NaClO 溶液中消毒20 min，先后用自來水及去離子水各清洗2 遍，然后播種于培養(yǎng)基質(zhì)（蛭石與珍珠巖為體積比1∶1），加入去離子水濕潤后置于玻璃溫室內(nèi)培養(yǎng)3 周，培養(yǎng)期間視幼苗長勢情況用50% Hoa-gland 營養(yǎng)液滴澆。移苗前一周對塑料桶中的風(fēng)干土進(jìn)行淹水，保持3 cm 的淹水層。3 周后，選擇大小均勻的水稻幼苗，用去離子水清洗幼苗根系并移栽到塑料桶中，每桶2 株。在水稻的整個(gè)生育期間，保持淹水層3~4 cm。Se 肥作為葉面肥另外噴施，在水稻抽穗期和灌漿期噴施，每次每桶噴施已配制的Se肥100 mL。水稻后續(xù)整個(gè)生長栽培過程均在玻璃溫室內(nèi)進(jìn)行，采用自然光源，溫度15~38 ℃。

1.2 樣品采集、處理及測定

水稻成熟收獲前測其株高并原位測定水稻根際土Eh 和pH，待盆中土壤水分減少至土壤稀松后，收獲水稻并置于尼龍網(wǎng)袋，同時(shí)采集相應(yīng)的根際土壤帶回實(shí)驗(yàn)室。采集的水稻植株分為根、莖葉和稻穗三部分，稱量其莖葉鮮質(zhì)量。用去離子水對根、莖葉仔細(xì)清洗，放入70 ℃烘箱烘干至質(zhì)量恒定，稱莖葉干質(zhì)量。對稻穗進(jìn)行脫粒，稱200 粒質(zhì)量。統(tǒng)計(jì)每桶水稻產(chǎn)量，收集糙米和稻殼。將根系、莖葉、稻殼和稻米用小型粉碎機(jī)進(jìn)行粉碎后用塑料密封袋保存待測。采回的根際土壤樣品自然風(fēng)干，磨碎，過100 目篩，用塑料密封袋保存待測。

1.3 樣品中元素含量測定

土壤及植物樣品消解均采用萊伯泰科DigiBlock ED54電熱消解儀消解。

土壤樣品：稱取0.250 0 g 土樣至消煮管中，加入10 mL 濃HNO3和4 mL HF，靜置一夜后，先以120 ℃加熱2 h，再升溫至150 ℃，揭蓋并將溫度調(diào)至170 ℃，使管內(nèi)液體剩余約1 mL，冷卻，定容、過濾到50 mL容量瓶中[24]。每批樣品加入空白樣品及土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品（GBW07456，地球物理地球化學(xué)勘查研究院IGGE）從而進(jìn)行質(zhì)量控制。各樣品的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）均小于10%，回收率在85%~120%之間。

植物樣品：稱取0.200 0 g 植物樣品至消煮管中，加入15 mL 濃HNO3，靜置一夜。先以80 ℃加熱1.5 h，再升溫至120 ℃加熱1.5 h，最后以150 ℃加熱3 h，揭蓋并將溫度調(diào)至180 ℃，蒸發(fā)至管內(nèi)液體剩余約1 mL，冷卻，過濾后定容到50 mL 容量瓶中[25]。消解后的植物及土壤樣品用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（iCAP Qc ICP-MS，Thermo Fisher，美國）測定其中的Cd、As、Se 和必需營養(yǎng)元素含量。每批樣品加入空白樣品及大米粉標(biāo)準(zhǔn)樣品（GBW100350，鋼鐵研究總院分析測試研究所）從而進(jìn)行質(zhì)量控制。各樣品的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）均小于10%，回收率在85%~120%之間。

1.4 稻米中氨基酸含量的測定

稱取水稻籽粒粉末0.20 g 于20 mL 安瓿瓶中，加6 mol·L-1HCl 水溶液，置液氮中冷凍，然后抽真空至7 Pa 后封口。將水解管放在110 ℃恒溫干燥箱中水解24 h。冷卻，混勻，開管，過濾，用移液槍吸取適量濾液，在60 ℃下用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀減壓蒸發(fā)至干，加入pH=2.2 的檸檬酸鈉緩沖液，搖勻，過濾，取上清液上機(jī)測定（GB/T 18246—2000）。測定的氨基酸分別為天冬氨酸（ASP）、蘇氨酸（THR）、絲氨酸（SER）、谷氨酸（GLY）、脯氨酸（PRO）、組氨酸（HIS）、精氨酸（ARG）、丙氨酸（ALA）、纈氨酸（VAL）、甲硫氨酸（MET）、異亮氨酸（ILE）、亮氨酸（LEU）、色氨酸（TRY）、苯丙氨酸（PHE）和賴氨酸（LYS）。

儀器條件：835-50 氨基酸分析儀（Hitachi Limit-ed，日本），緩沖液流速0.225 mL· min-1，茚三酮流速0.30 mL·min-1，柱溫為53 ℃，反應(yīng)池溫度97 ℃。

1.5 稻米中不同形態(tài)Se的測定

所用儀器聯(lián)用系統(tǒng)由三部分組成：高效液相色譜（HPLC）、氫化物發(fā)生（HG）、原子熒光檢測（AFS）。其中，HPLC部分包括高壓泵（SHIMADZU，Tokyo，日本），配有200 μL 定量環(huán)的六通進(jìn)樣閥（7725i，Rheodyne，Cotati，美國）和PRP-X100 陰離子交換柱（Hamilton，Reno，NV，美國）。HPLC 流 動相為60 mmol·L-1（NH4）2HPO4（pH 6.0，1.0 mL·min-1）；對于HG 部分，還原劑和載體溶液分別為2.0% KBH4（m/V）+0.35%KOH（m/V）和10%HCl（V/V）。檢測部分是AFS-820原子熒光光度計(jì)，在儀器里使用的激發(fā)光源是高性能Se空心陰極燈（General research institute for nonferrous metals，北京），80 mA；光電倍增管負(fù)高壓為300 V；載氣流速和屏蔽氣流速分別為400 mL·min-1和600 mL·min-1。

稱取稻米粉末樣品0.20 g 于15 mL 離心管中，向樣品中加入10 mL 1∶2甲醇水，渦旋混勻，超聲波超聲15 min（室溫），離心30 min（5 000 r·min-1），離心后將上清液轉(zhuǎn)移至深紫色錐形瓶中，在40 ℃下用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀減壓濃縮，蒸去甲醇，余下溶液全部過0.45 μm水相濾膜，上機(jī)測定[26]。

不同形態(tài)Se 的標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)如下：硒酸根溶液標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[Se（Ⅵ），GBW10033]，四價(jià)硒標(biāo)準(zhǔn)溶液[Se（Ⅳ），GSB04-1751-2004]，購自中國標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)網(wǎng)；硒代蛋氨酸（SeMet，S3875），硒代半胱氨酸（SeCys，S1650），購自Sigma-Aldrich公司。

1.6 數(shù)據(jù)分析

采用單因素并結(jié)合多重比較法（Tukey 檢驗(yàn)）比較各處理間的差異顯著性。本試驗(yàn)中如不另外說明，所有的數(shù)據(jù)均是3 個(gè)重復(fù)的平均值。數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)用SPSS25.0軟件分析，用Origin2018軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 根際土壤pH和Eh

如表1 所示，與對照（CK）相比，噴施Se 肥不顯著增加根際土壤pH，但顯著降低土壤Eh。根施海泡石對pH 和Eh 影響均不顯著。與SP30 處理相比，添加Se 不顯著降低根際土壤Eh 值，Se1SP30 處理顯著增加土壤根際pH，Se5SP30 處理未顯著影響土壤根際pH。與SP50 處理相比，額外噴施Se 增加了根際土壤pH 值（0.05~0.97），其中在Se5SP50 處理下顯著增加17%，降低了根際土壤Eh值，但影響不顯著。

表1 水稻根際土壤pH和EhTable 1 pH and Eh in rhizosphere soil

2.2 水稻生物學(xué)指標(biāo)

如表2 所示，與CK 相比，Se1 處理顯著降低了莖鮮質(zhì)量、產(chǎn)量和結(jié)實(shí)率；Se5 處理僅顯著降低了莖鮮質(zhì)量，SP30處理顯著降低了莖鮮質(zhì)量、穗質(zhì)量、200粒質(zhì)量、產(chǎn)量和結(jié)實(shí)率；而SP50處理顯著降低了莖鮮質(zhì)量和結(jié)實(shí)率。與SP30 處理相比，額外添加Se 顯著增加了株高（Se5SP30 處理）、200 粒質(zhì)量（Se5SP30 處理）、結(jié)實(shí)率。與SP50 處理相比，額外添加Se 顯著降低了莖鮮質(zhì)量和產(chǎn)量（Se5SP50 處理），增加了結(jié)實(shí)率（Se5SP50 處理），同時(shí)降低了穗質(zhì)量、200 粒質(zhì)量和分蘗率，但不顯著。

表2 水稻生物學(xué)指標(biāo)Table 2 Biological indexes of paddy rice

2.3 水稻籽粒中Se、Cd、As的含量

與CK 相比，隨著Se 噴施劑量的增加，籽粒中Se的含量均顯著增加；單獨(dú)噴施5 mg·L-1Se或與海泡石配施均顯著增加了籽粒中Cd的含量；Se5處理顯著增加了籽粒中As 的含量，而單獨(dú)根施海泡石未顯著影響籽粒中As的含量。與SP30或SP50處理相比，額外噴施Se 均未顯著影響籽粒中As 的含量。與Se1 處理相比，根施海泡石未顯著影響籽粒中As的含量，卻顯著增加了籽粒中Cd 的含量；與Se5 處理相比，Se5SP50 處理顯著降低了籽粒中As 和Cd 的含量。與SP30 處理相比，額外噴施Se 顯著增加了籽粒中Cd 的含量。與SP50 處理相比，額外噴施Se 未顯著影響籽粒中Cd 的含量。當(dāng)噴施Se 劑量≤1 mg·L-1時(shí)，根施海泡石未顯著影響籽粒中Se 含量，當(dāng)噴施5 mg·L-1Se時(shí)，根施海泡石顯著降低了籽粒中Se含量（圖1）。

圖1 水稻籽粒中Se、Cd和As的含量Figure 1 Content of Se，Cd and As in grains

2.4 水稻籽粒中必需營養(yǎng)元素的含量

由表3 可知，與CK 相比，Se 或者海泡石單一施用，趨向于降低籽粒中的K 和Fe 含量，而增加Mn、Cu和Zn 的含量。Se1 處理顯著降低了水稻籽粒中K 和Fe 含量，其中Fe 含量降低60.30%；Se5 處理顯著降低了籽粒中K 的含量，而Mn、Cu 和Zn 含量分別顯著增加12.22%、43.03%和35.17%；SP30 和SP50 處理均顯著降低籽粒中的K和Fe含量，而顯著增加了Zn含量。與SP30 處理相比，額外噴施Se 降低了籽粒中Mg（Se5SP30）、Ca、Mn（Se5SP30）和Fe 的含量。與SP50處理相比，額外噴施Se 降低了籽粒中Mg（Se5SP50）、Ca（Se5SP50）、Fe和Zn的含量。

表3 水稻稻米中Mg、K、Ca、Mn、Fe、Cu和Zn含量（mg·kg-1）Table 3 Content of Mg，K，Ca，Mn，F(xiàn)e，Cu and Zn in grains of paddy rice（mg·kg-1）

2.5 不同處理對水稻籽粒中氨基酸含量的影響

如表4 所示，與CK 相比，Se1 處理顯著增加了籽粒中ARG 和TRY 的含量，其中TRY 含量增加了57.14%。Se5、SP30和SP50處理未對籽粒中的氨基酸含量有顯著影響。與SP30處理相比，額外噴施1 mg·L-1Se 肥處理，籽粒中GLU、ARG、MET、TRY 和PHE的含量分別顯著增加了8.72%、20.00%、35.00%、55.17%和16.07%；而額外噴施5 mg·L-1Se 肥處理未對籽粒中的氨基酸含量有顯著影響。與SP50處理相比，額外噴施1 mg·L-1Se 顯著增加了籽粒中ARG 和TRY 的含量，分別增加了15.07%和44.83%，同時(shí)也顯著降低了VAL 的含量；額外噴施5 mg·L-1Se 肥處理，籽粒中的ASP、ARG、LEU、TRY 和PHE 的含量顯著增加了11.83%、9.59%、11.36%、27.59%和10.53%。

表4 水稻稻米中氨基酸比例（%）Table 4 Percentages of different amino acids in the grains of paddy rice（%）

2.6 籽粒中不同形態(tài)硒的含量及比率

四種硒形態(tài)標(biāo)準(zhǔn)溶液的色譜圖見圖2a。與CK相比，單獨(dú)添加Se 顯著增加了SeCys，Se5 處理顯著增加了SeMet 和Se（Ⅳ）含量，而Se1 處理并未檢測出SeMet。與Se1 處理相比，額外根施海泡石顯著降低了SeCys 含量，未顯著影響Se（Ⅳ）和SeMet 含量。與Se5 處理相比，額外根施海泡石顯著降低了SeCys 和Se（Ⅳ）含量；而Se5SP30處理顯著增加了SeMet含量，Se5SP50處理顯著降低了SeMet含量（圖2b）。

圖2 硒形態(tài)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的色譜圖（a）和稻米中不同形態(tài)Se含量（b）及比例（c）Figure 2 Chromatograms of Se-species in standard substances（a）and content（b），percentages of different Se speciation（c）in grains

對照處理中，籽粒中硒主要是SeMet，其次為Se（Ⅳ）。單獨(dú)添加1 mg·L-1Se 后，籽粒中的Se 形態(tài)主要由SeCys 和Se（Ⅳ）組成，其中以SeCys 居多。添加5 mg·L-1Se 后，SeCys 比例降低，Se（Ⅳ）和SeMet 比例增加。與Se1 處理相比，Se1SP30 處理降低了SeCys和Se（Ⅳ）比例，而增加了SeMet比例；Se1SP50處理降低了SeCys 比例，而增加了Se（Ⅳ）比例。與Se5 處理相比，Se5SP30處理降低了SeCys和Se（Ⅳ）比例，而增加了SeMet 比例；Se5SP30 處理降低了SeCys 比例，而增加了SeMet比例（圖2c）。

3 討論

3.1 土壤pH和Eh的變化

土壤pH 和Eh的變化，會影響重（類）金屬的存在形態(tài)，進(jìn)而影響其生物有效性。海泡石是一種黏土礦物（含水硅酸鎂），屬于堿性肥料。海泡石具有較高的比表面積和同晶替代現(xiàn)象[Fe 和Mg 容易替代鋁氧八面體中的鋁（Al）]，使得其具有較大的電荷[27]。但本研究中根施海泡石卻不顯著降低根際土壤的pH，其可能的原因有：

（1）本研究中以陰離子形態(tài)存在的植物必需營養(yǎng)元素以及有機(jī)質(zhì)含量相對豐富。根據(jù)全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標(biāo)準(zhǔn)，全N 含量>2 g·kg-1、全P 含量>1 g·kg-1時(shí)，土壤N 和P 養(yǎng)分分級為一級；而有機(jī)質(zhì)含量（帶有大量負(fù)電荷）30~40 g·kg-1時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)含量屬于二級標(biāo)準(zhǔn)（較豐富）。因此，本研究中較低的陽離子含量以及較豐富、帶有負(fù)電荷的陰離子基團(tuán)可能過剩，其對陽離子的束縛導(dǎo)致陽離子釋放能力較弱。

（2）Mg及其他陽離子被植物吸收，同時(shí)釋放出質(zhì)子所導(dǎo)致。本研究的土壤中K2O、Cu（我國土壤平均含量為22 mg·kg-1）[28]、Ni（我國土壤平均含量為24.9 mg·kg-1）[29]等陽離子含量分別為10.04 g·kg-1、12.34 mg·kg-1和9.72 mg·kg-1，其含量較一般土壤低，特別是K[根據(jù)全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標(biāo)準(zhǔn)，土壤全鉀（K2O）含量<5~10 g·kg-1的土壤屬于K較缺乏土壤]。

（3）長期淹水導(dǎo)致還原性物質(zhì)的富集。淹水條件不利于有機(jī)質(zhì)的分解，厭氧細(xì)菌分解有機(jī)質(zhì)不完全，產(chǎn)生大量還原性物質(zhì)，導(dǎo)致土壤Eh 降低，使Cd（或其他陽離子）與土壤中的硫形成溶解度較低的硫化物，降低Cd以及其他陽離子的生物有效性[30]。

上述原因最終導(dǎo)致土壤能供應(yīng)的陽離子不足，而植物應(yīng)激分泌更多的酸性物質(zhì)；本研究所用土壤有機(jī)質(zhì)含量較高，長期淹水導(dǎo)致其分解不完全，易產(chǎn)生酸性物質(zhì)，其有利于土壤pH 值的降低[31]。上述綜合作用可增加土壤陽離子溶解度，最終導(dǎo)致：①不同處理下Cd 含量超標(biāo)（甚至是促進(jìn)Cd 吸收的現(xiàn)象）；②水稻根際土壤pH 顯著低于土壤本底值[6.16（本底值）vs 5.75（CK 處理下）]。上述離子吸收平衡理論也可用于解釋葉面噴施Se 導(dǎo)致根系pH 增加的現(xiàn)象（雖然統(tǒng)計(jì)學(xué)上不顯著，但是相對于CK 處理，Se5 處理增加根際土壤pH 達(dá)0.17 個(gè)單位）。這可能是由于四價(jià)Se 以陰離子形態(tài)存在，當(dāng)葉片噴施Se 時(shí)，植物應(yīng)激導(dǎo)致其根系排出氫氧根離子，以減少根系陰離子Se（或其他相對過量陰離子）的吸收，從而有增加土壤pH 的趨勢。

長期淹水條件使土壤處于還原條件，而Se 施加后一般會在土壤微生物的作用下被還原成更低價(jià)態(tài)的Se[32]。因此，葉面噴施Se 導(dǎo)致植物根際土壤Eh 值的降低可能是水稻根系的一種應(yīng)激反應(yīng)，促進(jìn)植物根系還原條件進(jìn)一步發(fā)展，有利于Se 化合物的還原。與上述結(jié)果一致的是：在單獨(dú)加入海泡石基礎(chǔ)上葉面噴施Se 對根際土壤Eh 均有不顯著的降低。但上述推測需要進(jìn)一步試驗(yàn)證實(shí)，特別是Se 加入后土壤中負(fù)責(zé)Se還原的微生物種群數(shù)量的變化。

3.2 水稻生長和產(chǎn)量

適量的Se 可以提高作物的產(chǎn)量和品質(zhì)，濃度過高則會對植物產(chǎn)生毒害作用[8]。Teixeira 等[33]研究發(fā)現(xiàn)，外源Se 可促進(jìn)水稻生長發(fā)育，提高其產(chǎn)量和品質(zhì)。但當(dāng)Se 濃度超過0.8 mg·kg-1時(shí)，水稻幼苗生長受到抑制[34]。袁偉玲等[35]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)噴施Se濃度大于2.0 mg·L-1時(shí)，抑制生菜的生長使產(chǎn)量降低。本試驗(yàn)中，單獨(dú)葉面噴施1 mg·L-1Se 顯著降低了莖鮮質(zhì)量、產(chǎn)量和結(jié)實(shí)率；單獨(dú)葉面噴施5 mg·L-1Se 僅顯著降低了地上部分鮮質(zhì)量。其結(jié)果與Teixeira 等[33]的研究結(jié)果不一致，這可能與不同水稻品種、長期淹水條件、Se 的添加劑量、土壤自身陽離子供肥潛力、以及Se 可能對As、Cd 吸收促進(jìn)有關(guān)。本試驗(yàn)還發(fā)現(xiàn)SP30處理顯著降低了莖鮮質(zhì)量、穗質(zhì)量、200 粒質(zhì)量、產(chǎn)量和結(jié)實(shí)率；而SP50 處理僅顯著降低了莖鮮質(zhì)量和結(jié)實(shí)率，這表明在本研究條件下，海泡石處理會對水稻生長產(chǎn)生不利影響。與SP30單獨(dú)處理相比，5 mg·L-1Se 增加了水稻株高（Se5SP30 處理）、200 粒質(zhì)量（Se5SP30 處理）和結(jié)實(shí)率，表明低劑量（SP30）海泡石處理下，葉面噴施Se對水稻生長有一定的促進(jìn)作用。

3.3 籽粒中Cd和As含量

筆者前期研究發(fā)現(xiàn)，葉面噴施8 mg·L-1Se可以顯著降低稻米中Cd、As含量[19]；且Shanker等[36]對菜豆研究發(fā)現(xiàn)，根施外源Se 也顯著降低了菜豆Cd 的吸收。在本試驗(yàn)中，單獨(dú)噴施高劑量Se（5 mg·L-1Se）和加入高劑量（SP50）海泡石均顯著增加了籽粒中Cd 含量（圖1b）；對As 而言，單獨(dú)噴施高劑量Se 增加了水稻籽粒As 的含量（圖1c）。SP30 處理下，噴施Se 反而促進(jìn)了籽粒中Cd 的含量（圖1b）；在噴施高劑量Se 基礎(chǔ)上施加高劑量海泡石顯著降低籽粒中As 和Cd 的含量（圖1b、圖1c）。本試驗(yàn)中，影響水稻籽粒As、Cd 吸收富集的因素存在以下幾點(diǎn)：

（1）Se的添加劑量。有報(bào)道表明，Se對水稻Cd吸收的影響取決于Se和Cd 的暴露濃度，當(dāng)營養(yǎng)液中Cd含量較高時(shí)，添加高濃度Se 會提高水稻對Cd 的吸收[19]。廖寶涼等[37]對水稻研究發(fā)現(xiàn)，低濃度的Se對As表現(xiàn)出拮抗作用，而較高濃度的Se 對As 毒性具有協(xié)同作用。本研究也發(fā)現(xiàn)相似的劑量效應(yīng)，即不合適的Se 劑量或生長條件促進(jìn)水稻籽粒中Cd 和As 的富集。例如，與單獨(dú)海泡石處理相比，葉面噴施Se 處理雖然顯著促進(jìn)了根際土壤pH 值，但卻顯著增加了水稻籽粒中Cd 的含量（圖1b，僅在30 mg·kg-1海泡石處理下）。上述結(jié)果表明，SP30 處理下，Se 可能促進(jìn)了水稻Cd 向籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)。Se 促進(jìn)Cd 的轉(zhuǎn)運(yùn)也被其他研究者發(fā)現(xiàn)，其可能與Se 促進(jìn)了參與Cd 向地上部分轉(zhuǎn)運(yùn)基因的表達(dá)有關(guān)（HMA2和HMA4）[38-39]。

（2）土壤淹水條件。據(jù)報(bào)道，淹水可以顯著降低水稻糙米中Cd 含量、增加As 的富集；而旱作可增加水稻籽粒中的Cd 含量、降低As 的富集[19，40]。因此，本研究中淹水條件促進(jìn)了土壤As 有效態(tài)含量的增加，其導(dǎo)致葉面噴施Se 不僅沒有抑制籽粒中As 含量，反而增加了其富集。長期淹水在理論上應(yīng)該對土壤Cd的有效性不利，但本研究中由于上文提及的原因?qū)е轮参镞^量吸收Cd，且噴施Se 和加入海泡石并未降低籽粒Cd的含量。

（3）根際土壤pH 變化。淹水不僅可以影響土壤pH值，還可以改變土壤的氧化還原條件。土壤高pH有利于Cd吸附、沉淀[41]。本試驗(yàn)中施加海泡石降低了根際土壤pH，其有利于水稻籽粒中Cd富集。與單獨(dú)Se5處理相比，Se5SP50處理卻顯著降低了籽粒中Cd的含量（圖1b），其可能與顯著增加的根際土壤pH值有關(guān)。

3.4 籽粒中必需營養(yǎng)元素、不同形態(tài)Se和氨基酸含量

報(bào)道表明：合理施用微量元素Se 可促進(jìn)作物生長，提高作物對養(yǎng)分的吸收能力，有效改善作物營養(yǎng)品質(zhì)；過量施Se 會造成離子毒害，影響作物正常生長發(fā)育和其他礦質(zhì)營養(yǎng)元素的吸收利用[39]。例如：Arvy等[42]的研究發(fā)現(xiàn)，Se 會增加植株對Cu 和Zn 元素的吸收。方勇等[43]研究表明，對水稻葉面噴施Se 肥，適宜的Se 濃度可以提高水稻籽粒中的Se 含量，有利于稻米中Mn 元素的吸收。本試驗(yàn)中，Se5 處理顯著增加了Mn、Cu 和Zn 的含量，其可能與水稻葉片光合修復(fù)有關(guān)。例如，于穎等[44]通過大豆盆栽試驗(yàn)證明，低濃度Se 能使大豆葉片中必需的微量元素Mg、Fe 和Mn含量顯著提高，使葉綠體膜結(jié)構(gòu)保持完好，使大豆生長較為正常。本研究中在加入海泡石基礎(chǔ)上，額外噴施Se 未對水稻籽粒必需營養(yǎng)元素的含量有提升作用，反而在一定條件下抑制了籽粒中一些元素的含量（表3）。例如，與單獨(dú)SP30 處理相比，Se5SP30 處理顯著降低了籽粒中Mg、Ca、Mn 和Fe 的含量。上述結(jié)果表明，Se 對植物必需營養(yǎng)元素含量的影響可能有條件限制，但其機(jī)理還需要進(jìn)一步研究。

Zhang 等[45]試驗(yàn)表明，葉面噴施Se 肥可顯著提高水稻籽粒中Se含量，本試驗(yàn)中，隨著Se噴施劑量的增加，籽粒中Se 的含量也顯著增加，其中單獨(dú)噴施5 mg·L-1Se 肥處理，籽粒中Se 含量顯著提高2 934%。植物體內(nèi)Se可取代巰基（—SH）中的S，形成硒代氨基酸，上述過程會對植物的氮代謝、硫代謝和氨基酸代謝產(chǎn)生影響[46]。SeMet 是大豆、水稻和小麥等農(nóng)作物中硒代氨基酸的主要成分[47]。Luo 等[16]發(fā)現(xiàn)葉面噴施Se 肥可有效將花生植株內(nèi)的無機(jī)Se 轉(zhuǎn)化為有機(jī)Se，增加SeCys 和SeMet 含量。楊玉玲[48]研究發(fā)現(xiàn)，隨著葉面噴施Se 肥濃度的增加，蛋氨酸含量也顯著增加。在本試驗(yàn)中，Se5 處理下，籽粒中Se（Ⅳ）、SeCys 和SeMet含量均顯著增加，而Se1處理并未檢測出SeMet。同時(shí)發(fā)現(xiàn)，高劑量Se促進(jìn)了SeMet占比的增加，而低劑量（1 mg·L-1）Se促進(jìn)了SeCys占比的增加，這可能與植物體內(nèi)無機(jī)Se和有機(jī)Se的轉(zhuǎn)化過程有關(guān)。

有研究表明，在小麥、水稻和小白菜上施Se 可提高水稻籽粒及小白菜氨基酸含量，改變小麥氨基酸組成[44]。本試驗(yàn)中，Se1 處理使籽粒中TRY 和ARG 含量分別顯著提高57.14%和18.57%。單獨(dú)施用海泡石或噴施5 mg·L-1Se對水稻氨基酸含量無顯著提高作用，而海泡石與Se 肥配施可顯著提高ASP、APG、MET、GLU、TRY、PHE、LEU和ARG含量（表4），表明單獨(dú)噴施低劑量Se 肥或與海泡石聯(lián)用可以更好地提高籽粒中部分氨基酸的含量。

4 結(jié)論

（1）在陽離子含量不豐富而有機(jī)質(zhì)、陰離子含量較高的土壤上，采用淹水處理可能導(dǎo)致根際土壤pH降低，從而有利于水稻籽粒Cd 的富集。此時(shí)單獨(dú)葉面噴施Se 增加水稻根際土壤pH，顯著降低根際土壤Eh；而海泡石未能顯著影響根際土壤pH。

（2）淹水條件下，單獨(dú)噴施Se 或根施海泡石或者兩者聯(lián)用大部分情況下均未對水稻生物學(xué)指標(biāo)產(chǎn)生促進(jìn)任用，但使得水稻籽粒As含量急劇增加。

（3）淹水條件下，葉面噴施高劑量Se 促進(jìn)了硒代蛋氨酸占比的增加，而低劑量（1 mg·L-1）Se促進(jìn)了硒代半胱氨酸占比的增加。

（4）淹水條件下，單獨(dú)噴施低劑量Se 或其與海泡石聯(lián)用可以更好地提高籽粒中部分氨基酸的含量。