蘇瑞琴　張妍　崔同霞

摘要：采用盆栽試驗(yàn)，研究施用3種納米顆粒（SiO2、TiO2、MnO2）對(duì)不同砷（As）濃度（0、10、30 mg/kg）下水稻養(yǎng)分吸收、生理特性及As累積的影響；探討納米材料對(duì)As脅迫下水稻養(yǎng)分吸收及相關(guān)生理適應(yīng)機(jī)制，為水稻安全生產(chǎn)提供理論依據(jù)。結(jié)果表明，與As0處理相比，砷脅迫（As10、As30）整體降低了水稻生物量、養(yǎng)分累積量（K、P、S、Ca、Mg、Zn、Mn、Fe、Cu）、光合氣體交換參數(shù)（Pn、Ci、Gs、Tr），且提高了丙二醛（MDA）含量及抗氧化酶（SOD、POD、CAT）活性，在此基礎(chǔ)上施用納米材料均整體提高了水稻養(yǎng)分吸收及改善了相關(guān)生理生化特征，但不同As水平下不同處理間存在差異。無(wú)和低As脅迫水平（As0、As10）下各處理整體表現(xiàn)為CK＜TiO2、MnO2＜SiO2；而在較高As脅迫處理（As30）下則以MnO2納米粒子處理最佳，同時(shí)MnO2處理下土壤、植株的As濃度、生物富集系數(shù)（BCF）及轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）降幅最大。綜上，在砷脅迫土壤中整體以施用MnO2納米顆粒處理較佳，尤其表現(xiàn)在高As污染中；As30水平下，與其他處理相比，MnO2納米顆粒處理的土壤、根、莖、葉、穗As濃度均明顯降低，BCF、TF則分別顯著降低13.36%～59.91%、3.87%～33.36%。

關(guān)鍵詞：納米材料；砷脅迫；水稻；元素累積；生理特性

中圖分類(lèi)號(hào)：S511.01文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A文章編號(hào)：1002-1302（2023）17-0067-08

土壤重金屬污染已成為發(fā)展中國(guó)家和發(fā)達(dá)國(guó)家共同關(guān)注的環(huán)境安全問(wèn)題［1］。砷（As）是常見(jiàn)的重金屬物質(zhì)，其具有高移動(dòng)性、高毒害性以及不可生物降解等特性。未受污染的土壤中As正常含量較低，但由于近年來(lái)含As化肥與農(nóng)藥的大量施用，農(nóng)田土壤As含量往往超標(biāo)［2］。研究表明，As對(duì)植物具有極強(qiáng)的致毒性，可顯著抑制植物的光合代謝活性和礦物質(zhì)養(yǎng)分吸收，使植物生理系統(tǒng)紊亂，嚴(yán)重時(shí)可直接導(dǎo)致植物死亡［3］。水稻作為世界上60%以上人口的主食，是碳水化合物、淀粉、蛋白質(zhì)以及維生素的重要膳食來(lái)源。然而由于水稻生長(zhǎng)周期較長(zhǎng)、生物量大，具有較大的As累積潛力，且活力最強(qiáng)的As（Ⅲ）多存在于淹水環(huán)境中，這些因素使得As脅迫成為水稻安全生產(chǎn)的重要潛在威脅［4］。因此，發(fā)展可持續(xù)戰(zhàn)略以減少水稻As積累對(duì)于食品安全和人類(lèi)健康至關(guān)重要。

植物修復(fù)與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)（PCA）相結(jié)合是基于“邊修復(fù)邊生產(chǎn)”理念延伸的一項(xiàng)在不斷農(nóng)業(yè)生產(chǎn)情況下同時(shí)修復(fù)和安全使用重金屬污染土壤的可持續(xù)模式，這對(duì)于輕度和中度污染的農(nóng)業(yè)用地尤為重要［5］。在傳統(tǒng)的PCA模式中，田間利用As高積累作物（如莧菜、向日葵）或超積累植物（景天、萬(wàn)壽菊、龍葵等）可在一定程度上修復(fù)農(nóng)業(yè)用地土壤中的As污染，但在實(shí)際運(yùn)用中仍存在較大弊端，如經(jīng)濟(jì)效益降低、勞動(dòng)成本增加及不切合農(nóng)民傳統(tǒng)的種植習(xí)慣等［6］。因此，目前土壤As修復(fù)技術(shù)主要為鈍化、淋洗、電動(dòng)修復(fù)技術(shù)等［7］，而高性?xún)r(jià)比、環(huán)境友好的阻控技術(shù)亟待探索。

納米技術(shù)是一種在納米尺度上進(jìn)行的新興尖端技術(shù)，其可利用金屬氧化物作為納米調(diào)節(jié)劑從而提高植物性能、糧食產(chǎn)量和營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)，因此受到越來(lái)越多的關(guān)注［8］。大量研究表明，外源性施用納米顆粒（NPs）可以顯著改善抗壞血酸過(guò)氧化物酶（APX）、過(guò)氧化氫酶（CAT）和過(guò)氧化物酶（POD）等抗氧化酶系統(tǒng)活性，同時(shí)降低作物對(duì)As的吸收和富集［9］。然而，NPs對(duì)植物As吸收的影響因NPs類(lèi)型、植物種類(lèi)、施用時(shí)間和施用方式而異［10］。因此，將NPs應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中仍然需要對(duì)NPs的適宜性進(jìn)行更多的試驗(yàn)論證。幾項(xiàng)研究表明，金屬氧化物納米顆粒對(duì)作物不同組織中鎘（Cd）的分布、生物利用度具有積極影響［9，11］，然而關(guān)于不同納米顆粒對(duì)As脅迫的緩解作用鮮有涉及?；诖?，本研究通過(guò)盆栽試驗(yàn)探索了不同As水平下施用不同納米顆粒對(duì)水稻養(yǎng)分吸收、生理特性、砷累積及轉(zhuǎn)運(yùn)的影響。研究結(jié)果可為納米顆粒運(yùn)用于水稻的田間生產(chǎn)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地點(diǎn)和供試材料

試驗(yàn)于2022年6—9月在甘肅省蘭州現(xiàn)代職業(yè)學(xué)院塑料大棚中進(jìn)行。供試水稻品種為嘉優(yōu)中科6號(hào)，將種子采用2%次氯酸鈉浸泡10 min進(jìn)行表面消毒之后采用流動(dòng)蒸餾水清洗，將種子埋入滅菌泥炭蘚中催芽，并在光照度為400 μmol/（m2·s）、晝/夜光照周期為16 h/8 h、晝/夜溫度25 ℃/22 ℃、濕度為70%的溫室中培養(yǎng)10 d。供試納米顆粒分別為二氧化硅納米顆粒（SiO2 NPs）、二氧化錳納米顆粒（MnO2 NPs）以及二氧化鈦納米顆粒（TiO2 NPs），三者均購(gòu)自上海美爾雅實(shí)業(yè)有限公司。試驗(yàn)所用外源As為三價(jià)亞砷酸鈉（NaAsO2），購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。試驗(yàn)所用化肥為水稻專(zhuān)用肥（N、P2O5、K2O含量分別為18%、9%、15%），購(gòu)自甘肅省農(nóng)資化肥有限責(zé)任公司。

供試土壤取自張掖市農(nóng)業(yè)試驗(yàn)站試驗(yàn)基地（38°56′N(xiāo)，100°26′E）。土壤類(lèi)型為棕壤，pH值7.83，表層土壤（0～20 cm）有效砷含量為 0.56 mg/kg，有機(jī)質(zhì)含量為18.03 g/kg，全氮、全磷、全鉀含量分別為9.21%、2.28%、12.79%，速效氮、速效磷、速效鉀含量分別為68.68、24.92、102.06 mg/kg。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用完全隨機(jī)設(shè)計(jì)，根據(jù)《中華人民共和國(guó)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》水田土壤As污染3級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，As水平設(shè)置為0 mg/kg（As0）、10 mg/kg（As10）、30 mg/kg（As30）（以純量計(jì)）3個(gè)水平，以模擬水稻土中沒(méi)有、輕度、中度砷污染水平。上述每個(gè)As水平下均設(shè)置對(duì)照（CK）、單施二氧化硅納米顆粒（SiO2）、單施二氧化鈦納米顆粒（TiO2）以及單施二氧化錳納米顆粒（MnO2）4種措施，試驗(yàn)共12個(gè)處理組合方式，每個(gè)處理3次重復(fù)。納米顆粒處理均以懸浮液形式施入，即將納米粒子采用蒸餾水溶解并采用超聲波（100 W，25 kHz）分散30 min制備為懸浮液，SiO2 NPs、TiO2 NPs、MnO2 NPs施入濃度均為40 mg/L。

采用圓形塑膠桶，每盆裝土8 kg，將水稻專(zhuān)用肥與土壤提前混合均勻，將NaAsO2采用自來(lái)水旋轉(zhuǎn)溶解淹沒(méi)土壤并平衡1周，每盆栽種水稻2株。納米粒子均采用根施和葉施2種方式施入，其中根施為移栽時(shí)根施入20 mL，葉施則為抽穗揚(yáng)花期（移栽75 d）開(kāi)始噴施，每次5 mL，連續(xù)3次，每次間隔 4 d。種植期間不定時(shí)加入蒸餾水，其他管理措施同水稻培育方法。試驗(yàn)培育期89 d。

1.3 指標(biāo)測(cè)定分析

1.3.1 植株生物量、As含量測(cè)定 培育結(jié)束后選取長(zhǎng)勢(shì)均一的水稻植株，將水稻的根、莖、葉、穗分離，然后置于烘箱中105 ℃殺青0.5 h，65 ℃干燥至恒質(zhì)量并稱(chēng)量。

采用全自動(dòng)樣品快速研磨儀（Jxfstprp-24，上海凈信科技有限公司）研磨成細(xì)粉，4 ℃下儲(chǔ)存在塑料自密封袋中以供進(jìn)一步分析。稱(chēng)取水稻各部位樣品0.50 g，采用硝酸和高氯酸混合物（5/1，體積比）消化各組織樣品（根、莖、葉、穗），基于電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀采用ICP-OES法（ICP3000，江蘇天瑞儀器股份有限公司）測(cè)定植株組織As含量。

1.3.2 土壤As濃度測(cè)定 準(zhǔn)確稱(chēng)取100.00 mg土壤樣品，加入5 mL氯酸、濃硝酸、氫氟酸混合液（3/1/1，體積比），采用全自動(dòng)石墨消解儀［Auto GDA-72，?？萍瘓F(tuán)（廈門(mén)）股份有限公司］在 125 ℃ 條件下連續(xù)消解2 h，將消解液轉(zhuǎn)移至容量瓶中采用去離子水準(zhǔn)確定容至50 mL，采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜測(cè)定。

1.3.3 植株葉片抗氧化酶活性及光合特征測(cè)定 培養(yǎng)88 d（晴天）10：00使用便攜式光合作用測(cè)量系統(tǒng)（LI-6400XT，Li-Cor Nebraska，美國(guó)）測(cè)定葉片的凈光合速率（Pn）、蒸騰速率（Tr）、氣孔導(dǎo)度和胞間CO2濃度（Ci）指標(biāo)。葉室溫度和光量子通量設(shè)置參考相關(guān)文獻(xiàn)［12］所述。

丙二醛（MDA）含量測(cè)定采用硫代巴比妥酸比色法；水稻劍葉超氧化物歧化酶（SOD）、過(guò)氧化氫酶（CAT）、過(guò)氧化物酶（POD）活性分別采用上海酶聯(lián)生物科技有限公司生產(chǎn)的試劑盒進(jìn)行測(cè)定，其試劑盒號(hào)分別為ml503401、ml022784、ml095259。

1.3.4 植株養(yǎng)分元素含量測(cè)定 稱(chēng)取水稻樣品500.00 mg，采用硝酸和高氯酸混合物（4/1，體積比）消化植物樣品，冷卻至室溫后，消解液用超純水定容至50 mL，采用0.22 μm濾膜過(guò)濾。使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法（ICP-OES）分析消化生物量中的鉀（K）、磷（P）、鈣（Ca）、硫（S）、鎂（Mg）、鐵（Fe）、銅（Cu）、錳（Mn）和鋅（Zn）含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

砷的生物富集系數(shù)（BCF）及轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）的計(jì)算按照以下公式進(jìn)行［13］：BCF=水稻植株As濃度/土壤As濃度；TF=水稻植株地上部As濃度/根系A(chǔ)s濃度。

采用Microsoft Excel 2013進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，采用DPS 14.0進(jìn)行方差檢驗(yàn)及Duncan＇s新復(fù)極差分析（α=0.05），采用Origin 2021進(jìn)行圖形繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 納米顆粒對(duì)砷脅迫下水稻生物量累積的影響

由圖1可知，無(wú)論地上部還是根系水稻生物量中，任一As水平下，SiO2、TiO2、MnO2的納米粒子均大于不施用處理（CK），表明金屬氧化物納米顆粒對(duì)水稻生長(zhǎng)具有積極作用。水稻地上部生物量中，As0、As10水平下，各處理均整體表現(xiàn)為CK＜TiO2＜MnO2＜SiO2，與SiO2處理相比，As0、As10水平下各處理分別降低11.32%～31.79%、8.17%～38.18%，且MnO2、SiO2皆顯著大于CK；在A(yíng)s30水平下各處理表現(xiàn)為CK＜SiO2＜TiO2＜MnO2，且與MnO2處理相比，CK、SiO2分別顯著降低30.72%、22.38%。各處理水稻根系生物量趨勢(shì)與地上部累積規(guī)律整體趨于一致，即與無(wú)As脅迫處理（As0）相比，As脅迫處理（As10、As30）生物量較低；此外，As脅迫處理下，與CK相比，相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）均在一定程度上提高了根系生物量，且As10水平下以SiO2處理較高，而As30水平下以MnO2處理最佳。

2.2 納米顆粒對(duì)砷脅迫下水稻養(yǎng)分累積的影響

由圖2-A可知，As脅迫降低了K、Mg、P、S、Ca含量，同一As脅迫水平下，相關(guān)納米顆粒處理均整體促進(jìn)了水稻對(duì)大、中量元素的吸收，但整體而言As脅迫、施用金屬氧化物納米顆粒對(duì)K、Mg含量影響較小，對(duì)P、S、Ca含量影響較大，且各處理的P、S、Ca含量趨勢(shì)與生物量累積規(guī)律基本趨于一致，即隨著環(huán)境中As濃度升高，其含量整體呈下降趨勢(shì)，且在無(wú)或低As（As0、As10）脅迫條件下，各處理整體表現(xiàn)為CK＜TiO2、MnO2＜SiO2；而當(dāng)As在較高濃度條件（As30）下，則整體表現(xiàn)為CK＜TiO2、SiO2＜MnO2。由圖2-B可知，在CK中，隨著環(huán)境As濃度升高，Zn、Mn、Fe、Cu含量均整體呈降低趨勢(shì)；而施用納米顆粒條件下，不同納米顆粒、不同As水平下各處理的Zn、Mn、Fe、Cu含量規(guī)律亦存在差異。整體而言，在A(yíng)s0或As10水平下，整體以TiO2、SiO2處理的上述微量元素含量存在最大值，而在A(yíng)s30水平下，MnO2處理整體具有較大值。

2.3 納米顆粒對(duì)砷脅迫下抗氧化酶系統(tǒng)的影響

由圖3可知，隨著As污染程度增加，各處理的丙二醛含量整體呈增加趨勢(shì)，抗氧化酶（SOD、POD、CAT）活性呈先升高后降低趨勢(shì)。其中在MDA含量中，As0水平下，CK處理MDA含量大于相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2），但處理間波動(dòng)較小，各處理間均無(wú)顯著差異；As10水平下，各處理表現(xiàn)為SiO2＜MnO2＜TiO2＜CK，其中TiO2、CK較SiO2處理分別顯著提高53.09%、117.28%；As30水平下，亦以CK顯著高于其他處理，各處理呈MnO2＜TiO2＜SiO2＜CK，且兩兩處理間均差異顯著（圖3-A）。由圖3-B可知，SOD活性中，As0水平下，與CK處理相比，相關(guān)納米顆粒處理增幅34.24%～48.13%；As10水平下，各處理整體呈CK＜TiO2＜MnO2

2.4 納米顆粒對(duì)砷脅迫下水稻光合氣體交換特性的影響

由圖4-A可知，As脅迫及施用納米顆粒對(duì)凈光合作用（Pn）存在顯著影響，且同一As水平的不同納米顆粒處理存在明顯差距。As0水平處理中，以SiO2處理Pn最大，但與相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）均無(wú)顯著差異；As10水平下，各處理呈CK＜SiO2＜MnO2＜TiO2，其中TiO2、MnO2處理顯著大于CK處理；As30水平下，各處理呈 CK＜SiO2＜TiO2＜MnO2，與CK相比，SiO2、TiO2、MnO2分別顯著提高37.01%、39.28%、44.20%。各處理的胞間CO2濃度參數(shù)（Ci）規(guī)律與Pn基本一致（圖4-B）。氣孔導(dǎo)度（Gs）中，As0水平下，以MnO2處理最大，其較同一水平的其他處理增加11.01%～21.76%；As10水平下，亦以MnO2處理Gs最大，TiO2處理其次，兩者無(wú)顯著差異且皆顯著大于CK、SiO2處理；As30水平下，各處理呈 CK＜TiO2＜SiO2＜MnO2，與CK相比，SiO2、MnO2分別顯著提高36.76%、57.32%（圖4-C）。各處理蒸騰速率（Tr）與Gs規(guī)律基本一致（圖4-D）。

2.5 納米顆粒對(duì)砷脅迫下As累積特性及土壤As濃度的影響

由圖5-A可知，水稻各器官組織As濃度的大小順序表現(xiàn)為根＞葉＞莖、穗，且隨著土壤環(huán)境中As水平的增加各組織中As濃度隨之增加，但各處理在不同組織間均無(wú)顯著差異。由圖5-B、圖5-C可知，就組織As濃度而言，水稻各組織As濃度的大小順序表現(xiàn)為根＞葉＞莖＞穗。10 mg/kg As水平下，與CK相比，相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）均顯著降低了水稻各組織中的As濃度，均表現(xiàn)為T(mén)iO2>SiO2>MnO2，MnO2處理對(duì)水稻組織As吸收的降低效果最為顯著，其他處理在A(yíng)s10和As30水平下的根、莖、葉、穗中較其分別顯著提高38.10%～73.81%、72.73%～199.99%、70.59%～152.94%、50.00%～400.00%和28.40%～113.58%、52.38%～204.76%、23.68%～152.63%、28.57%～300.00%。由圖5-D可知，隨著環(huán)境中As水平的增加土壤As濃度隨之增加，而在不同As水平下，不同試驗(yàn)處理的土壤As濃度表現(xiàn)不一。在A(yíng)s0水平中，各處理呈CK＜TiO2＜SiO2＜MnO2，但各處理間均無(wú)顯著差異；在A(yíng)s10、As30水平中，各處理均呈MnO2＜SiO2＜TiO2＜CK，MnO2處理在A(yíng)s10、As30水平下較其他處理分別顯著降低43.10%～75.80%、14.92%～60.77%。

2.6 納米顆粒對(duì)砷脅迫下水稻As生物富集及轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

由圖6-A、圖6-B可知，隨著環(huán)境As脅迫水平提高，As生物富集系數(shù)隨之提高，而As轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)隨之降低。相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）皆降低了BCF和TF值。與CK處理相比，As0水平下施用SiO2、TiO2、MnO2使BCF分別顯著降低33.72%、38.93%和37.66%，As10水平下分別降低22.91%、12.35%和29.88%，As30水平下分別顯著降低29.11%、26.50%和37.47%，其中MnO2處理BCF最低，As30水平下顯著低于其他處理13.36%～59.91%。同樣地，就轉(zhuǎn)移系數(shù)而言，As0水平下施用SiO2、TiO2、MnO2使TF分別降低11.43%、4.43%和6.38%，As10水平下分別顯著降低26.60%、20.67%和40.23%，As30水平下分別顯著降低22.11%、11.84%和25.01%，其中MnO2處理TF最低，As30水平下其顯著低于其他處理3.87%～33.36%。這些較低水平的BCF和TF表明，在減少As從土壤向水稻根系再向地上部轉(zhuǎn)移方面，整體以MnO2納米粒子的作用最強(qiáng)。

3 討論

砷是典型的一級(jí)致癌重（類(lèi)）金屬物質(zhì)，含As地表礦石的開(kāi)采、工業(yè)冶煉以及化肥、農(nóng)藥等的使用均會(huì)造成土壤As污染［10，14］，目前土壤As濃度超標(biāo)已成為制約農(nóng)業(yè)安全生產(chǎn)的重要因素。生物質(zhì)含量是植物生長(zhǎng)發(fā)育及有機(jī)物質(zhì)累積的直觀(guān)表征，生物量越高表明植株生長(zhǎng)發(fā)育較佳、生理代謝旺盛［15］。本研究中，任一As水平下，相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）均在一定程度上提高了水稻地上部和根系的生物累積量，表明納米顆粒對(duì)水稻生長(zhǎng)具有促進(jìn)作用。然而在不同As水平下，不同納米粒子表現(xiàn)存在差異，其中在A(yíng)s0、As10水平下以SiO2納米粒子表現(xiàn)整體較優(yōu)，而在A(yíng)s30水平下則以MnO2納米粒子處理最佳。

As（Ⅲ）會(huì)改變質(zhì)膜滲透性，與礦質(zhì)養(yǎng)分競(jìng)爭(zhēng)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白進(jìn)入植物體，從而影響根系對(duì)養(yǎng)分的攝取并改變植物的養(yǎng)分利用狀況［16］，直接或間接導(dǎo)致?tīng)I(yíng)養(yǎng)缺乏，抑制植物生長(zhǎng)發(fā)育。本研究表明，隨著土壤中的As濃度增加，水稻植株中P、S、Ca、Zn、Mn和Fe的濃度整體隨之呈降低趨勢(shì)（圖2），進(jìn)一步證實(shí)了As脅迫可影響礦質(zhì)養(yǎng)分吸收。植物養(yǎng)分吸收的變化可能與抗氧化酶活性介導(dǎo)的As脅迫緩解有關(guān)。本研究中，相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）皆降低了水稻劍葉的MDA含量，增加了SOD、POD、CAT活性，從而反映TiO2、MnO2、SiO2處理可誘導(dǎo)抗氧化系統(tǒng)的防御。此外，本研究表明，與生物量累積現(xiàn)象相似，在無(wú)或低As水平處理（As0、As10）下SiO2處理的MDA含量更低，SOD、POD、CAT活性更高，而在較高水平（As30）下以MnO2處理存在極值。Si是植物生長(zhǎng)發(fā)育的有益元素，之前的研究表明當(dāng)處于重金屬脅迫時(shí)，植物體內(nèi)的Si可形成凈負(fù)電荷的半纖維-Si基團(tuán)以促進(jìn)重金屬截留于細(xì)胞壁及將重金屬區(qū)室化于液泡中［17］，這可能是SiO2 NPs表現(xiàn)較優(yōu)的原因。然而當(dāng)As濃度較高時(shí)，植物自救系統(tǒng)主要依賴(lài)于谷胱甘肽代謝途徑，Mn是酶、蛋白質(zhì)基團(tuán)的主要催化物質(zhì)［18］。此外，Mn氧化物與As的轉(zhuǎn)化、遷移密切相關(guān)，是影響土壤As形態(tài)和生物毒性的重要因子［19］，因此MnO2 NPs作用可能更為突出。

光合氣體交換特征參數(shù)是光合作用強(qiáng)度、植物生理狀態(tài)及葉片發(fā)育優(yōu)劣的重要體現(xiàn)，光合氣體交換特征較好，說(shuō)明葉片生理代謝協(xié)調(diào)、光合進(jìn)程順利［20-21］。本研究中，光合氣體交換特征參數(shù)的下降程度隨As濃度的升高而呈整體降低趨勢(shì)，在A(yíng)s脅迫下（As10、As30），凈光合速率、氣孔導(dǎo)度、蒸騰速率以及胞間CO2濃度降低；在所有光合指標(biāo)中，MnO2處理整體具有較大值，表明MnO2納米顆粒在促進(jìn)葉片光合進(jìn)程方面效果更佳。這可能是由于Mn是葉綠素合成及光合酶代謝所必需的催化物質(zhì)［22］。同時(shí)進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，各處理的Pn與Ci、Gs與Tr變化規(guī)律基本一致，且As脅迫下Ci與Tr同升同降，推測(cè)As脅迫造成生理代謝紊亂是導(dǎo)致Pn下降的主要因素［23］。此外，本研究發(fā)現(xiàn)，As脅迫處理整體降低了水稻的生物量（圖1），這也可能與As嚴(yán)重影響葉片光系統(tǒng)導(dǎo)致光合活性下降有關(guān)。前人研究表明，脅迫環(huán)境中，植物發(fā)育遲緩與光合作用密切相關(guān)，在脅迫環(huán)境下植物傾向于把蛋白質(zhì)轉(zhuǎn)化為螯合物、滲透物質(zhì)及相關(guān)抗氧化酶，從而用于葉片內(nèi)囊體的物質(zhì)分配減少、光合作用受阻、生物量降低［24］。

運(yùn)用納米材料緩解環(huán)境生物脅迫及治理土壤、水體重金屬污染是近年來(lái)國(guó)內(nèi)外研究的熱點(diǎn)，然而目前運(yùn)用納米材料輔助作物修復(fù)重金屬污染土壤以促進(jìn)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的研究仍處于起步階段［8，10，25］。本研究中，水稻各組織器官As濃度的分布大小順序整體表現(xiàn)為根＞葉＞莖、穗，且隨著As水平增加各組織As濃度隨之提高。與CK處理相比，相關(guān)納米顆粒處理（TiO2、MnO2、SiO2）皆可有效降低水稻各部位的As濃度，同時(shí)土壤As濃度亦降低。從試驗(yàn)數(shù)據(jù)上看，As脅迫處理（As10、As30）時(shí)，土壤、各組織As濃度均整體呈MnO2＜SiO2＜TiO2＜CK，其中As30水平下，MnO2處理土壤、根、莖、葉、穗分別顯著降低14.92%～60.77%、28.40%～113.58%、52.38%～204.76%、23.68%～152.63%、28.57%～300.00%。此外，MnO2處理生物富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)亦最低，分別顯著低于其他處理13.36%～59.91%、3.87%～33.36%。

4 結(jié)論

本研究結(jié)果表明，與無(wú)砷脅迫處理（As0）相比，砷脅迫（As10、As30）整體降低了水稻植株地上部和根系的生物量、光合氣體交換參數(shù)（Pn、Ci、Gs、Tr），抑制了水稻養(yǎng)分吸收（K、P、S、Ca、Mg、Zn、Mn、Fe、Cu），提高了丙二醛（MDA）含量及抗氧化酶活性（SOD、POD、CAT），但不同As水平下各處理間表現(xiàn)存在差異。無(wú)和低As脅迫水平（As0、As10）下，各處理整體表現(xiàn)為CK＜TiO2、MnO2＜SiO2，以SiO2納米粒子表現(xiàn)整體較優(yōu)；而在較高As脅迫處理（As30）下，各處理整體表現(xiàn)為CK＜TiO2、SiO2＜MnO2，以MnO2納米粒子處理最佳。此外，在土壤、植株的As濃度、生物富集系數(shù)及轉(zhuǎn)移系數(shù)中均以MnO2處理降幅最大，As30水平下其土壤、根、莖、葉、穗As濃度較其他處理分別顯著降低14.92%～60.77%、28.40%～113.58%、52.38%～204.76%、23.68%～152.63%、28.57%～300.00%；而B(niǎo)CF、TF較其他處理分別顯著降低13.36%～59.91%、3.87%～33.36%。研究結(jié)果為今后納米材料運(yùn)用于水稻安全生產(chǎn)提供了理論依據(jù)。

參考文獻(xiàn)：

［1］駱永明，滕 應(yīng).中國(guó)土壤污染與修復(fù)科技研究進(jìn)展和展望［J］. 土壤學(xué)報(bào)，2020，57（5）：1137-1142.

［2］黃歆晶，王劉煒，侯德義.砷-重金屬?gòu)?fù)合污染土壤穩(wěn)定化材料研究進(jìn)展［J］. 中國(guó)土壤與肥料，2022（5）：225-236.

［3］Zulfiqar F，Ashraf M.Antioxidants as modulators of arsenic-induced oxidative stress tolerance in plants：an overview［J］. Journal of Hazardous Materials，2022，427：127891.

［4］Yang Z H，Chen Z X，He N，et al. Effects of silicon and iron application on arsenic absorption and physiological characteristics of rice （Oryza sativa L.）［J］. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2022，108（6）：1046-1055.

［5］Tang L，Hamid Y，Chen Z Q，et al. A phytoremediation coupled with agro-production mode suppresses Fusarium wilt disease and alleviates cadmium phytotoxicity of cucumber （Cucumis sativus L.） in continuous cropping greenhouse soil［J］. Chemosphere，2021，270：128634.

［6］謝運(yùn)河，紀(jì)雄輝，吳家梅，等. 鎘砷污染土壤“三高”富集植物篩選與修復(fù)成本分析［J］. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2020，43（增刊1）：116-121.

［7］舒 庭，盧一銘，肖盛柏，等. 稻田土壤砷鎘復(fù)合污染阻控技術(shù)研究進(jìn)展［J/OL］. 環(huán)境科學(xué). （2023-01-10）［2023-01-27］. https：//kns.cnki.net/kcms/detail/11.1895.X.20230109.1158.024.html.

［8］Jiang Y Q，Zhou P F，Zhang P，et al. Green synthesis of metal-based nanoparticles for sustainable agriculture［J］. Environmental Pollution，2022，309：119755.

［9］Lian J P，Cheng L P，Zhai X，et al. Foliar spray of combined metal-oxide nanoparticles alters the accumulation，translocation and health risk of Cd in wheat （Triticum aestivum L.）［J］. Journal of Hazardous Materials，2022，440：129857.

［10］符佳豪，范少茹，莊秋榮，等. 砷脅迫下納米硫?qū)τ筒擞酌缟L(zhǎng)、砷積累及土壤砷形態(tài)的影響［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2022，50（12）：51-59.

［11］鄭澤其，李劍濤，吳佳妮，等. 二氧化鈦納米顆粒對(duì)玉米幼苗吸收鎘及其植物毒性的影響［J］. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)，2022，39（6）：1217-1224.

［12］胡柯鑫，羅尊長(zhǎng)，董春華，等. 化肥減施有機(jī)肥施用及秸稈還田下雙季稻產(chǎn)量變化及光合特征研究［J］. 華北農(nóng)學(xué)報(bào)，2020，35（5）：107-114.

［13］潘丹丹. 水稻吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)As（Ⅲ）及其硅營(yíng)養(yǎng)調(diào)控機(jī)制［D］. 廣州：華南農(nóng)業(yè)大學(xué)，2019.

［14］Liu Q H，Li Y. Nutrient and non-nutrient factors associated with the arsenic uptake and buildup in rice：a review［J］. Journal of Soil Science and Plant Nutrition，2022，22（4）：4798-4815.

［15］戴 明，郭海濱，魏雅冬. 聚天冬氨酸尿素施用方式對(duì)寒地水稻氮平衡及產(chǎn)量的影響［J］. 中國(guó)稻米，2022，28（4）：74-78.

［16］張志芳，豁澤春. 鎘、砷脅迫下接種叢枝菌根真菌對(duì)烤煙鎘、砷累積及生理特性的影響［J］. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2022，51（2）：47-56.

［17］Ma J，Cai H M，He C W，et al. A hemicellulose-bound form of silicon inhibits cadmium ion uptake in rice （Oryza sativa） cells［J］. The New Phytologist，2015，206（3）：1063-1074.

［18］周一敏，黃雅媛，劉曉月，等. 葉面噴施納米MnO2對(duì)水稻富集鎘的影響機(jī)制［J］. 環(huán)境科學(xué)，2021，42（2）：932-940.

［19］徐梅華，顧明華，王騁臻，等. 錳對(duì)土壤砷形態(tài)轉(zhuǎn)化及水稻吸收砷的影響［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2022，31（4）：802-813.[HJ2mm]

［20］曹本福，陸引罡，劉 麗，等. 減施氮肥下聚天冬氨酸對(duì)烤煙生理特性及氮肥去向的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào)，2019，33（5）：223-229.

［21］梁 友，王 津，王思進(jìn)，等. 稻田環(huán)境因子對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育和產(chǎn)量、品質(zhì)形成的影響研究進(jìn)展［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2022，50（24）：1-9.

［22］Zhang B，Zhang C，Liu C G，et al. Inner envelope chloroplast manganese transporter 1 supports manganese homeostasis and phototrophic growth in arabidopsis［J］. Molecular Plant，2018，11（7）：943-954.

［23］Wu F，F(xiàn)ang Q，Yan S W，et al. Effects of zinc oxide nanoparticles on arsenic stress in rice （Oryza sativa L.）：germination，early growth，and arsenic uptake［J］. Environmental Science and Pollution Research，2020，27（21）：26974-26981.

［24］李桂玲，王 琦，王金水，等. 重金屬對(duì)植物種子萌發(fā)脅迫及緩解的機(jī)制［J］. 生物技術(shù)通報(bào)，2019，35（6）：147-155.

［25］Tighe-Neira R，Gonzalez-Villagra J，Nunes-Nesi A，et al. Impact of nanoparticles and their ionic counterparts derived from heavy metals on the physiology of food crops［J］. Plant Physiology and Biochemistry，2022，172：14-23.

收稿日期：2023-02-27

基金項(xiàng)目：甘肅省高等學(xué)校創(chuàng)新基金（編號(hào)：2022A-267）。

作者簡(jiǎn)介：蘇瑞琴（1972—），女，甘肅定西人，副教授，主要從事農(nóng)作物高產(chǎn)栽培技術(shù)、化學(xué)教育工作。E-mail：lxxd0930@163.com。