Поглощение мышьяка твердой пшеницей (Triticum durum Desf.) в зависимости от способов обработки почвы и источников удобрений в условиях Средиземноморья

В настоящее время накопление мышьяка (As) в сельскохозяйственных почвах и его перенос в урожай представляют растущую проблему, угрожающую продовольственной безопасности и качеству пищевой продукции в условиях Средиземноморья. Обработка почвы и внесение удобрений могут увеличить накопление As в тканях растений; следовательно, существует необходимость в разработке устойчивых агрономических практик, способных поддерживать урожайность при одновременном снижении накопления мышьяка.

Данное исследование проводилось в ходе 7-летнего эксперимента с целью оценки поглощения As различными частями растения твердой пшеницы. Экспериментальные варианты включали: (i) три способа обработки почвы (вспашка, глубокое рыхление и фрезерование) и (ii) два метода внесения удобрений (минеральные и органические). Использована факторная схема в виде полного рендомизированного блочного дизайна в трех повторностях. Экспериментальный период относится к сельскохозяйственным сезонам 2018/2019, 2019/2020 и 2020/2021 гг.

Результаты показали, что максимальный уровень As был обнаружен в корнях растений, а минимальный — в зерне пшеницы. Максимальное содержание As в корнях наблюдалось при применении минеральных удобрений в варианте 2020 × Минеральные (1,522 мг As кг−1 сух. веса) и вспашки в варианте 2020 × Вспашка (1,855 мг As кг−1 сух. веса). Напротив, содержание As было минимальным в зерне пшеницы при органическом удобрении в варианте 2021 × Органические (0,012 мг As кг−1 сух. веса) и глубоком рыхлении в варианте 2021 × Глубокое рыхление (0,008 мг As кг−1 сух. веса). Более того, применение органических удобрений как способа повышения содержания органического вещества в почве также достоверно снижало содержание As.

Результаты позволяют предположить, что минимальная обработка почвы и использование органических удобрений могут быть отнесены к устойчивым агрономическим практикам в агропродовольственных системах, которые способны улучшить качество растительной продукции и обеспечить безопасное потребление зерна пшеницы.

Зерновые культуры являются неотъемлемой частью рациона человека и кормовой базы животноводства, необходимой для удовлетворения пищевых потребностей. К числу важных зерновых культур, принадлежащих к семейству Злаковые (Graminaceae), относятся пшеница (Triticum spp.), рожь (Secale cereale), ячмень (Hordeum vulgare L.), рис (Oryza sativa L.), просо (Pennisetum glaucum (L.) R.Br.), кукуруза (Zea mays L.) и сорго (Sorghum Moench) [1]. Рис, кукуруза и пшеница являются основными продовольственными культурами и широко потребляются во всем мире; таким образом, продовольственная безопасность связана с качеством и уровнем производства этих зерновых культур [2,3]. Накопление мышьяка (As) в зерновых культурах представляет серьезную угрозу для безопасности человека [4]. Поэтому такие организации, как Европейское агентство по безопасности пищевых продуктов (EFSA), Всемирная организация здравоохранения (WHO) [5] и Управление по санитарному надзору за качеством пищевых продуктов и медикаментов США (FDA) [6], установили конкретные нормативы для контроля загрязнения продовольственных культур, определив безопасные уровни. Согласно WHO (2011), допустимое недельное потребление неорганического As составляет 5 мкг на кг−1 массы тела. По этой причине существует насущная необходимость в разработке устойчивой системы возделывания зерновых культур, включая пшеницу.

Наибольший агроэкономический интерес представляют сорта твердой пшеницы (T. turgidum durum L.), в основном используемые в макаронной промышленности, и озимой мягкой пшеницы (T. aestivum L.), используемой в хлебопечении и кондитерском производстве. В условиях Средиземноморских систем земледелия распространенные агрономические практики основаны на применении интенсивной обработки почвы для подготовки семенного ложа и внесении высоких доз минеральных удобрений для поддержания урожайности интенсивных cropping systems. В геогенных районах с присутствием мышьяка чрезмерное использование этих агроприемов, типичных для фермеров Средиземноморья, приводит к накоплению As в почве. Действительно, As естественным образом присутствует в почве и подземных водах в различных концентрациях из-за наличия геотермальных процессов и взаимодействий порода-водоносный горизонт. Несколько исследований подчеркнули, что накопление As связано с фосфорными удобрениями; следовательно, внесение этих удобрений увеличивает его доступность в почве и в растении [7,8]. Исследования показывают, что как органические, так и неорганические группы As использовались в качестве пестицидов на зерновых культурах [9]. Более того, поглощение As растениями пшеницы может приводить к присутствию As в зерне. Производство и потребление загрязненной продукции из пшеницы угрожает продовольственной безопасности и здоровью человека, поскольку около 85% населения мира потребляет продукты на основе пшеницы для получения основных калорий, что делает ее важным источником энергии. Присутствие As в агроэкосистемах создает проблемы для производства пшеницы и требует внедрения адекватных агрономических практик для снижения его рисков, так как он является высоко канцерогенным и может вызывать сердечно-сосудистые заболевания, диабет и анемию [10]. Фактически, исследование [11] показало, что потребление продовольственных культур со следами As является вторым потенциальным источником воздействия As на человека. Следовательно, идентификация наиболее устойчивой производственной практики для получения пшеницы высокого качества с содержанием As ниже принятого порога для потребления человеком представляет собой важную задачу в условиях Средиземноморья [12]. Практики минимальной обработки почвы могут эффективно производить культуры высокого качества без ущерба для здоровья и качества почвы. Также использование органических удобрений может стать прорывом в преодолении угрожающей проблемы загрязнения As почвы и урожая пшеницы. Поскольку токсикокинетика As в растениях из почвы зависит от содержания органического вещества, pH почвы, гранулометрического состава и окислительно-восстановительных реакций. Постоянное использование органических удобрений может снизить концентрацию As и, как следствие, его поглощение растениями [13]. Поэтому настоящее исследование было направлено на оценку и идентификацию наиболее подходящей агрономической практики для снижения уровня поглощения As твердой пшеницей в Средиземноморском регионе. Адаптация практик сохранной обработки почвы и методов органического удобрения вместо традиционных агроприемов может быть путем для преодоления текущих и будущих проблем, связанных с поглощением тяжелых металлов зерновыми культурами.

2.1. Место исследования и характеристика почвы

Это исследование проводилось на опытной ферме «Nello Lupori» Университета Тушии (45°25′ с.ш. и 12°6′ в.д., 310 м над уровнем моря) в течение трех последовательных сельскохозяйственных сезонов (2018/2019, 2019/2020 и 2020/2021). Эксперимент является продолжением полевого исследования, начатого в 2013 году. Экспериментальная территория репрезентативна для возделывания пшеницы в условиях Средиземноморского климата со средней температурой воздуха 14,5 °C и среднегодовой суммой осадков 752 мм. Метеорологические условия, наблюдавшиеся в течение экспериментальных периодов, представлены на Рисунке 1. Почва экспериментального участка классифицируется как Typic Xerofluvent, и поверхностный горизонт глубиной 0–30 см содержал 760 г кг−1 песка, 130 г кг−1 ила и 110 г кг−1 глины (супесь), с pH 6,9. В почве содержалось 0,97 % и 0,12 % общего органического C и N, соответственно.

2.2. Экспериментальный участок и схема

Экспериментальный участок был заложен в 2013 году для сравнения способов обработки почвы и источников удобрений в системе земледелия с 2-летним севооборотом твердая пшеница (Triticum durum Desf.) – картофель (Solanum tuberosum L.). Принятые варианты опыта были следующими: (a) три системы обработки почвы [традиционная обработка на основе вспашки (Plo), минимальная обработка на основе глубокого рыхления (Sub) и минимальная обработка на основе фрезерования (Spa)]; (b) два источника удобрений [минеральное удобрение (Min), как в традиционном земледелии, и органическое удобрение (Org) посредством муниципальных органических отходов]. Варианты повторялись три раза в соответствии с полным рендомизированным блочным дизайном. Обе культуры в севообороте возделывались одновременно каждый год на опытных делянках площадью 60 м2 (6 × 10 м).

2.3. Полевые условия и управление посевами

Подготовка семенного ложа для твердой пшеницы проводилась в сентябре в соответствии с вариантами обработки почвы. Все обработки проводились на глубину до 30 см, а затем следовало боронование дисковыми боронами на глубину до 10 см. Минеральные удобрения вносились в соответствии с местной практикой. Всего 80 кг P2O5 га−1 в виде двойного суперфосфата вносили перед последним боронованием для подготовки семенного ложа. Всего 100 кг N га−1 делили на две дозы: первое внесение N (50 кг N га−1 в виде кальциевой селитры) проводилось в начале фазы кущения в феврале; второе внесение N (50 кг N га−1 в виде мочевины) применялось в начале фазы стеблевания в марте. Химическое калийное удобрение не вносилось. Что касается органических удобрений, муниципальные органические отходы вносились из расчета 10 000 кг га−1 сырого веса для того, чтобы внести такое же количество азота, как и в вариантах с минеральным удобрением. Характеристики удобрения MOW были следующими: влажность 50%, pH 7,3, органический углерод 25,7% от сухого вещества (d.m.), органический азот 2,4% от d.m., соотношение C/N 10,7 и засоленность 3,8 дСм м−1, соответственно; полный анализ MOW не показал содержания As. Удобрение MOW вносилось перед последним боронованием для подготовки семенного ложа. Твердая пшеница, сорт 'Antalis', высевалась в один и тот же день во всех вариантах в ноябре с помощью опытных сеялок (Wintersteiger, Рид-инн-Иннкрайс, Австрия) с нормой высева 450 семян м−2 с междурядьем 12,5 см и глубиной около 3 см. Сорняки контролировались с помощью гербицидов (Мезосульфурон-Метил 3% + Йодосульфурон-Метил-Натрий 3% + Мефенпир-Диэтил 9%), которые применялись в конце кущения пшеницы во всех вариантах, как это обычно делается местными фермерами. Во все сельскохозяйственные сезоны твердую пшеницу убирали при физиологической спелости зерна в конце июня.

2.4. Подготовка образцов и анализ на мышьяк

Во время уборки надземная биомасса пшеницы и подземная биомасса отбирались вручную с трех смежных рядов длиной 1 м в середине каждой делянки. Затем в лаборатории каждая часть растений разделялась, и определялись компоненты урожая. Образцы высушивали в сушильном шкафу при 65 °C до постоянного веса для определения сухого веса.

При уборке образцы почвы отбирались случайным образом на глубине 0–30 см в пяти точках и смешивались для получения репрезентативного образца с каждой делянки. Образцы почвы высушивали на воздухе, просеивали через сито с размером ячеи 2 мм, а затем анализировали.

Анализы образцов пшеницы и почвы проводились в Лаборатории товароведения и территориального анализа Университета Кассино и Южного Лацио. Определение As в пшенице проводилось раздельно в зерне, стеблях, листьях и корнях. Анализы почвы проводились с использованием 0,2–0,3 г образцов, минерализованных путем влажного озоления в присутствии смеси 3 мл азотной кислоты (HNO3 65% RS) и 0,5 мл раствора пероксида водорода (H2O2 40% м/в в чистой стабилизированной воде), поставляемых Carlo Erba Reagents. После кислотного озоления для доведения образцов использовали ультрачистую дистиллированную воду HIGH PURITY 18 МОм см−1 25 °C, и смесь доводили до конечного объема 10 мл. Присутствие As определяли на атомно-абсорбционном спектрофотометре AA-600 с системой генерации гидридов FIAS-100 (Perkin Elmer, Спрингфилд, Иллинойс, США), с пределом обнаружения инструмента на GFAA 1 ppb. Калибровка проводилась с использованием соответствующих разведений исходного раствора As 1,000 ± 0,002 г л−1 в 2% HNO3 (CPAchem, Богомилово, Болгария), и для обеспечения воспроизводимости и точности метода те же анализы проводились на стандартном образце, NIST 1570a (микроэлементы в листьях шпината, Sigma Aldrich, Тауфкирхен, Германия), со средним выходом около 95 ± 1%. В графитовую печь вводили 20 мкл образца, и затем образец атомизировали в соответствии со специальной температурной программой. Концентрацию As выражали в миллиграммах на килограмм сухого веса (мг кг−1 сух. веса).

2.5. Факторы биоаккумуляции (BAFs)

Факторы биоаккумуляции As (BAFs) для каждого образца были рассчитаны для оценки способности растения накапливать As. Как указано Dessalew и др. (2018), BAFs рассчитывались по следующим формулам:

где BAFrs, BAFss, BAFls и BAFgs — факторы биоаккумуляции в корнях, стеблях, листьях и зерне соответственно; а Cкорень, Cстебель, Cлист и Cзерно — концентрации As в корнях, стеблях, листьях и зерне соответственно.

2.6. Статистический анализ

Статистические анализы проводились с использованием пакета статистического программного обеспечения JMP версии 4.0 (Littel и др., 1996). Дисперсионный анализ (ANOVA) проводился с использованием модели ANOVA, где варианты рассматривались как фиксированный фактор, три блока включались как случайный фактор, а сельскохозяйственный сезон рассматривался как случайный эффект для учета повторных измерений во времени. Защищенный наименьший значимый различие Фишера (LSD) на уровне вероятности 0,05 (p < 0,05) использовался для сравнения основных эффектов. Для выбранных переменных проводился линейный регрессионный анализ.

3.1. Транслокация мышьяка в различных частях растения пшеницы

Согласно Рисунку 2, содержание As в различных частях растения существенно различалось между собой. Максимальное содержание As было в корнях, тогда как минимальное — в зерне. Результаты, представленные в Таблице 1, свидетельствуют, что стабильно наблюдалась значительная разница между различными сельскохозяйственными сезонами × обработка почвы для As в почве. Максимальный уровень содержания As в почве наблюдался в 2020/2021_Пло, за которым следовали 2020/2021_Спа и 2020/2021_Саб (0,552, 0,391 и 0,213 мг As кг−1, соответственно), тогда как минимальный уровень As наблюдался в 2018/2019_Пло (0,096 мг As кг−1). Существовала значительная разница между 2020/2021_Пло и всеми другими вариантами. Однако 2020/2021_Спа и 2020/2021_Саб не имели значимой разницы между собой, но отличались от других вариантов. Результаты также показывают, что взаимодействие между сельскохозяйственными сезонами и удобрением также стабильно различалось. Максимальное содержание As в почве наблюдалось в 2020/2021_Мин, за которым следовал 2019/2020_Мин (0,491 и 0,295 мг As кг−1, соответственно). Эти варианты стабильно отличались друг от друга и от органического удобрения. Минимальный уровень As в почве для удобрения наблюдался в 2018/2019_Орг (0,113 мг As кг−1), и он не показал существенной разницы с органическими вариантами сельскохозяйственных сезонов 2019/2020 и 2020/2021. Более того, существовало важное взаимодействие между обработкой почвы × источник удобрения. Результаты показали максимальный уровень As в почве в Спа_Мин и минимальный уровень в Спа_Орг (0,491 и 0,138 мг As кг−1, соответственно). Однако значимой разницы между другими взаимодействиями не наблюдалось (p > 0,05).

Рисунок 2. Содержание мышьяка в каждой части растения. Значения с разными буквами статистически различаются согласно LSD (0,05). Значения столбцов с разными буквами статистически различаются согласно LSD (0,05).

Таблица 1. Содержание мышьяка в почве, взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе статистически различаются согласно LSD (0,05).

Результаты показали, что концентрация As в зерне снижалась в порядке 2020/2021_Спа > 2018/2019_Саб (0,076 и 0,037 мг As кг−1 сух. веса, соответственно). Тогда как минимальное значение наблюдалось в 2020/2021_Саб (0,008 мг As кг−1 сух. веса) и 2019/2020_Спа (0,008 мг As кг−1 сух. веса) без какой-либо значимой разницы между ними, они отличались от других взаимодействий.

Результаты, представленные в Таблице 2, показывают, что взаимодействие сельскохозяйственный сезон × источник удобрения было стабильно выше в 2020/2021_Мин, за которым следовал 2018/2019_Мин (0,061 и 0,030 мг As кг−1 сух. веса, соответственно). Минимальная концентрация As в зерне наблюдалась в 2020/2021_Орг (0,012 мг As кг−1 сух. веса). Согласно результатам, 2020/2021_Мин показал большое отличие от других вариантов, тогда как среди оставшихся вариантов значимой разницы не наблюдалось. Взаимодействие между обработкой почвы × источник удобрения также показано в Таблице 2. Максимальная концентрация As была показана в Спа_Мин (0,63 мг As кг−1 сух. веса), и она также стабильно отличалась от других взаимодействий, тогда как минимальная концентрация As в зерне наблюдалась в Спа_Орг (0,013 мг As кг−1 сух. веса).

Таблица 2. Содержание мышьяка в зерне растения пшеницы, взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе статистически различаются согласно LSD (0,05).

Концентрация As в стеблях пшеницы показана в Таблице 3. Взаимодействие 2019/2020_Спа (0,148 мг As кг−1 сух. веса) имело максимальное содержание As в стебле, за которым следовали 2019/2020_Пло (0,099 мг As кг−1 сух. веса) и 2019/2020_Саб (0,086 мг As кг−1 сух. веса), соответственно. 2019/2020_Спа показал значимое отличие от других практик обработки почвы в пределах одного сельскохозяйственного сезона. Минимальная концентрация As в стеблях была обнаружена в 2020/2021_Пло (0,051 мг As кг−1 сух. веса). Дополнительно, взаимодействие сельскохозяйственный сезон × источник удобрения имело максимальное значение для 2019/2020_Орг, за которым следовали 2019/2020_Мин и 2020/2021_Орг (0,139, 0,083, 0,049 мг As кг−1 сух. веса, соответственно). 2018/2019_Мин имел минимальную концентрацию (0,051 мг As кг−1 сух. веса) As в стебле. Буквенные обозначения предполагают, что взаимодействия 2019/2020_Орг и 2019/2020_Мин существенно отличались от других. Наиболее значимое взаимодействие с наивысшим значением наблюдалось в Спа_Орг (0,139 мг As кг−1 сух. веса). Взаимодействие между Саб_Мин имело минимальный уровень концентрации As в стебле растения (0,047 мг As кг−1 сух. веса).

Таблица 3. Содержание мышьяка в стебле растения, взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе статистически различаются согласно LSD (0,05).

Содержание As в листе предполагает, что только вспашка и фрезерование для сельскохозяйственного сезона 2019/2020 показали значимую разницу с другими вариантами, но не между собой. Однако максимальная концентрация As в листе пшеницы была показана в 2019/2020_Пло (0,295 мг As кг−1 сух. веса) и минимальная в 2018/2019_Саб (0,040 мг As кг−1 сух. веса). Концентрация As в листе для сельскохозяйственный сезон × удобрение не показала значимых различий, кроме 2019/2020 (Таблица 4). Наивысшее значение наблюдалось в 2019/2020_Орг, за которым следовал 2019/2020_Мин (0,217 и 0,203 мг As кг−1 сух. веса, соответственно). Третье взаимодействие между обработка × удобрение показало максимальное содержание As в Пло_Орг, за которым следовали Спа_Мин и Пло_Мин (0,223, 0,189 и 0,138 мг As кг−1 сух. веса, соответственно). Взаимодействие глубокого рыхления и фрезерования с обоими видами удобрений не имело значимых различий (Таблица 4).

Таблица 4. Содержание мышьяка в листе растения, взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе статистически различаются согласно LSD (0,05).

Содержание As в корнях пшеницы показано в Таблице 5. Согласно результатам для сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, 2019/2020_Пло, за которым следовали 2019/2020_Спа и 2019/2020_Саб (1,855, 1,446 и 0,766 мг As кг−1 сух. веса), показали стабильно более высокие значения, чем все другие взаимодействия. Содержание As для сельскохозяйственный сезон × удобрение показало значимые результаты для 2019/2020_Мин и 2019/2020_Орг (1,522 и 1,190 мг As кг−1 сух. веса, соответственно). Взаимодействие обработка почвы × удобрение было стабильно выше и отличалось во взаимодействиях Пло_Орг и Спа_Мин. Более того, минимальные значения As в корне наблюдались в Спа_Орг (0,171 мг As кг−1 сух. веса), даже если не было значимой разницы с другими вариантами, за исключением взаимодействий с наивысшими значениями.

Таблица 5. Содержание мышьяка в корне растения пшеницы, взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе статистически различаются согласно LSD (0,05).

3.2. Накопление As в растении пшеницы и почве

Соотношение урожай зерна/As в зерне (Таблица 6) не показало значимых различий между всеми вариантами для сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, за исключением 2019/2020_Спа (56896) и 2020/2021_Саб (39034). Фрезерование в 2019/2020 имело наивысшее значение As в зернах, а минимальное значение показала вспашка в 2020/2021. Также соотношение содержания As в зерне для сельскохозяйственный сезон × удобрение было рассчитано с менее значимыми различиями между вариантами. Однако 2019/2020_Мин (39579) имел наибольшее соотношение урожай зерна/As в зерне по сравнению с другими вариантами, а 2018/2019_Орг (9471) имел минимальное соотношение As в зернах. Результаты также не показали значимых различий в соотношении As для взаимодействий обработка почвы × удобрение, за исключением Спа_Орг (36865).

Таблица 6. Содержание мышьяка в соотношении урожай зерна/As в зерне растения пшеницы, взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе статистически различаются согласно LSD (0,05).

Надземная биомасса для сельскохозяйственного сезона и удобрения была значима и различна, тогда как обработка почвы не вызвала существенных различий между вариантами (Таблица 7). Максимальная надземная биомасса наблюдалась в 2019/2020 (906,6 г м−2), Мин (821,4 г м−2) и Саб (791,1 г м−2). Концентрация поглощения As зерном не отличалась значимо для различных сельскохозяйственных сезонов. Фрезерование (0,0095 г м−2) показало стабильно высокие уровни и отличалось по сравнению с другими вспашкой и глубоким рыхлением. Более того, Мин (821,4 г м−2) имел наибольшее и наиболее значимое количество поглощенного зерном As по сравнению с Орг (0,0047 г м−2). Результаты для общего органического углерода (TOC) почвы для сельскохозяйственного сезона и варианта удобрения были значимы и различны. Однако для вариантов обработки только фрезерование имело стабильно отличающееся значение по сравнению со вспашкой и глубоким рыхлением. Максимальный TOC почвы был получен в 2019/2020 (1,185%), за которым следовали 2018/2019 и 2020/2021, соответственно. Процент TOC почвы был высок в Орг (0,988%) по сравнению с Мин. Однако Саб (0,988%) и Спа (1,008%) не имели значимой разницы между собой по TOC почвы, а вспашка (0,906%) показала минимальный процент TOC почвы. Более того, показанные результаты для общего органического азота (TON) почвы были существенно различны только для 2018/2019 (0,103%).

Таблица 7. Надземная биомасса культуры пшеницы, поглощение As зерном пшеницы, общий органический углерод почвы, общий органический азот почвы, в зависимости от сельскохозяйственного сезона, обработки почвы и источника удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе и для каждого параметра статистически различаются согласно LSD (0,05).

BAFrs для взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы был очень высок в 2019/2020_Пло (12,996) (Таблица 8). Тогда как взаимодействие сельскохозяйственный сезон × удобрение для BAFrs не имело большой разницы между всеми вариантами. Стабильно различные результаты для взаимодействий обработка почвы×удобрение наблюдались в Пло_Орг (9,867) и Саб_Мин (6,611). BAFss имел более высокое значение в 2019/2020_Саб (0,539) по сравнению с другими взаимодействиями. Результаты для сельскохозяйственный сезон × удобрение предполагают, что 2018/2019_органическое (0,271) имело максимальное, а 2020/2021_Мин (0,089) показало минимальное количество BAFss. Взаимодействие между обработка почвы × удобрение было стабильно выше в Спа_Орг (0,816) и ниже в Спа_Мин (0,102). Для BAFIs вспашка в 2019/2020 (2,188) и 2018/2019 (2,122) имели более высокие значения по сравнению с другими взаимодействиями, но они не показали значимой разницы между собой. Взаимодействие между сельскохозяйственный сезон × удобрение показало максимальное значение для BAFIs в 2019/2020_Орг (1,618). Взаимодействие Пло_Орг (1,848) также показало максимальное значение для BAFIs и стабильно отличалось от других взаимодействий, за исключением Пло_Мин (1,185). BAFgs имел наивысшее значение в 2018/2019_Спа (0,191) по сравнению с другими взаимодействиями, и он также показал большое отличие от других взаимодействий. Тогда как удобрение Мин (0,320) и Орг (0,241) в сельскохозяйственном сезоне 2018/2019 не имели различий между собой, но показали стабильно высокие и разнообразные результаты для BAFgs. Взаимодействие обработки почвы и удобрения не оказало существенного влияния на BAFgs. Однако максимальное значение наблюдалось в Саб_Мин (0,260). Сравнительные результаты для содержания углерода в почве (%) и содержания As в зерне в зависимости от удобрения показывают, что с увеличением содержания C в почве (%) содержание As в зерне пшеницы значительно снижалось при органическом удобрении, тогда как содержание As в зерне не показало какого-либо значимого изменения с увеличением содержания углерода в почве (%) (Рисунок 3).

Рисунок 3. Содержание углерода в почве в зависимости от содержания мышьяка в зерне под влиянием удобрения. В квадратных скобках  и n.s. обозначают значимость при p < 0,05 и незначимость соответственно, согласно критерию ANOVA.

Таблица 8. Факторы биоаккумуляции мышьяка (BAFs), взаимодействия сельскохозяйственный сезон × обработка почвы, сельскохозяйственный сезон × источник удобрения, обработка почвы × источник удобрения. Значения с разными буквами в каждой группе и для каждого параметра статистически различаются согласно LSD (0,05).

Результаты настоящего исследования показали, как различия в биоаккумуляции As стабильно варьировались среди различных частей растения пшеницы. Результаты указали, что концентрации As снижались в порядке корень > лист > стебель > зерно, что указывает на то, что корни действуют как барьер для транслокации металла и защищают съедобные части от загрязнения As, подтверждая выводы других аналогичных исследований [14,15]. Концентрации As в зерне и стеблях были стабильно ниже, чем в других тканях (p < 0,05), но не было обнаружено существенных различий между концентрациями As в зерне и стеблях (p > 0,05). Многие исследования изучали закономерности миграции и накопления тяжелых металлов между почвой и культурами. Предыдущее исследование выявило меж- и внутривидовую изменчивость в накоплении Cd в зерновых культурах и заключило, что Cd легче накапливается до более высоких уровней, чем As и Pb, в пшенице [16]. Результаты показывают, что среднее содержание As в почве колеблется от 0,07 до 1,1 мг кг−1. Накопление As в пшенице может благоприятствоваться такими факторами, как возделываемый вид и метод cultivation. В отношении агрономических практик, уплотнение почвы и орошение были оценены в предыдущих исследованиях. В уплотненной почве пористость и воздушное пространство между частицами уменьшаются, с увеличением коэффициента диффузии ионов и большим контактом корень-почва, что облегчает содержание питательных веществ. Многие авторы согласны с тем, что перенос металлов из почвы в зерно включает несколько этапов, включая поглощение корнями, секвестрацию в вакуолях корней, транслокацию из корней в побеги и распределение в зерно [16,17]. Все эти этапы основаны на различных механизмах транспорта и хелатирования металлов потоками ксилемы и флоэмы [18]. Результаты свидетельствуют, что вспашка и химическое удобрение в 2020/2021 имели максимальное содержание As в почве. Предыдущие исследования показывают, что высокий уровень нарушения почвы мог привести к увеличению воздействия уже существующего As в почвенных минералах или органическом веществе, а также увеличить его подвижность и доступность в почве [19]. Методы обработки стабильно изменяют физические и химические свойства почвы и могут приводить к уменьшению количества органического вещества, pH, изменению состава сообществ организмов, присутствующих в почве, и снижению биоразнообразия почвенных видов [20]. Интенсивная обработка увеличивает аэрацию почвы; таким образом, окисление As-содержащих минералов увеличивается [21]. Максимальный уровень содержания As в почве был обнаружен в результатах по взаимодействию фрезерование × минеральное удобрение. Даже если фрезерование лучше управляет растительными остатками, перемешивая их по обрабатываемому слою и не создавая типичного уплотненного слоя на дне рабочей глубины. Фактически, оно увеличивает объемную плотность, уменьшает средний размер комка и обычно вызывает большее нарушение почвы по сравнению с другими традиционными методами обработки почвы [22]. Методы обработки могут изменять pH и доступность тяжелых металлов в почвах. В некоторых случаях нарушение почвы может вызывать увеличение доступности этих тяжелых металлов [23]. Схожие результаты наблюдались у риса, и исследование показало, что применение химических удобрений может изменять химию почвы [24]. Несколько исследований показали, что применение фосфатных удобрений также может изменять pH почвы и окислительно-восстановительный потенциал и усиливать подвижность и растворимость As в почве, что делает его более биодоступным для растений и увеличивает его концентрацию в почве [25]. Минеральные удобрения также содержат As как загрязнитель, тем самым увеличивая содержание As в почве [26]. Аналогично, комбинация фрезерования и вспашки с минеральным удобрением также показала высокое содержание As в почве. Высокое содержание As увеличивало поглощение растением пшеницы и приводило к увеличению количества As в зерне для фрезерования и минерального удобрения в году 2020/2021. Повторное применение одной и той же практики обработки и удобрения в течение 3 лет усугубляло влияние обработки почвы на доступность As [11], тогда как минимальный уровень As показали глубокое рыхление и органическое удобрение в году 2020/2021, и взаимодействие фрезерование × органическое также имело тот же эффект. С одной стороны, органическое удобрение обусловило общее увеличение органического углерода в почве, что, вероятно, повлияло на содержание As, в то время как с другой стороны, при минеральном удобрении в сочетании с большим нарушением почвы результаты по As были выше, вероятно, из-за усиления подвижности As в почве [27]. Следовательно, содержание As в почве и его поглощение растением могут зависеть от применяемых агрономических практик, связанных с удобрением почвы и методами ее обработки. Биодоступность As, вероятно, изменялась органическим удобрением через изменение содержания органического вещества в почве. Увеличение деградации органического вещества может определять увеличение функциональных групп (карбонильных и фенольных -OH) и, следовательно, связывание микроэлементов. Более того, добавление сорбентов микроэлементов (оксиды Fe, Mn, Al) могло связываться с микроэлементами и затем уменьшать обменные фракции [28]. Сниженное поглощение As растением было обусловлено сниженным содержанием As в почве после органического удобрения (Wan и др., 2020). Несколько исследований показали, что увеличение содержания органического вещества в почве может снижать биодоступность As в почвах due to адсорбции или образования стабильных комплексов с гуминовыми веществами [28,29,30].

Дополнительно предыдущее исследование [31] показало, что глубокое рыхление помогает улучшить здоровье почвы за счет уменьшения стока, увеличения аэрации, улучшения пористости и уменьшения объемной плотности. В результате инфильтрация воды помогает удалить содержание As из корневой зоны [32]. Более того, применение органического удобрения также улучшает микробную активность почвы и органическое вещество наряду с поддержанием нейтрального pH [33]. Все эти факторы снижают доступность As. Конкуренция за питательные вещества между фосфатом, присутствующим в органическом удобрении, и As в почве также снижает поглощение As растением, следовательно, уменьшая количество, присутствующее в зерне пшеницы [34].

Накопление As в стеблях и листьях пшеницы показало противоположную тенденцию по сравнению с зерном. Максимальные значения наблюдались в году 2019/2020 для фрезерования и органического удобрения. Более того, их комбинация также оказывала увеличивающий эффект на содержание As в стеблях. Предыдущие исследования предполагают, что доступность высокого содержания органического вещества в почве также может улучшать растворимость As, образуя растворимые органические комплексы As. Это явление может облегчать поглощение питательных веществ сосудистой системой и затем накапливать их в стеблях и листьях [35]. [36] изучили, что улучшенная корневая система и увеличенная биомасса также могут увеличивать транслокацию As в стеблях через лучшее транспирацию и поглощение воды. Дополнительно, As в корнях был стабильно выше в году 2020 при вспашке и химическом удобрении. Корни являются ключевыми частями растения, ответственными за поглощение питательных веществ из почвы; таким образом, присутствие высоких уровней As в почве для вспашки и минерального удобрения привело к большему содержанию As в корнях [37].

Взаимодействие между фрезерование × органическое имело более высокое соотношение урожай зерна/As в зерне, возможно, из-за лучшего разложения и доступности органического вещества благодаря благоприятным условиям окружающей среды. Результаты, показанные в Таблице 7, также свидетельствуют, что TOC и TON почвы также оказались относительно высокими в 2019/2020 при фрезеровании и органическом удобрении. По этой причине соотношение урожай зерна/As в зерне также было высоким в соответствующий год. Более того, результаты эксперимента также показали влияние органического и химического удобрения на накопление As в почве. Согласно результатам, влияние органического удобрения на накопление As было значительным по сравнению с минеральным удобрением. Содержание As снижалось с применением органического удобрения. Снижение обусловлено увеличенным органическим веществом, которое связывает As и делает его менее биоактивным. Схожие результаты наблюдались в других исследованиях через применение органических удобрений и предположили, что изменение химических свойств почвы в результате увеличения производства As-восстанавливающих бактерий, наряду с изменениями pH, влияет на доступность As в почве [38,39].

Результаты показали, что применение устойчивых агрономических практик может эффективно улучшить качество зерна пшеницы за счет минимизации накопления As в зерне. Органическое удобрение и глубокое рыхление, по-видимому, являются наиболее подходящими агрономическими практиками для снижения уровня содержания As в зерне. Поэтому необходимо перестроить агропродовольственные системы в соответствии с агроэкологическими подходами, через cultivation techniques, которые усиливают и защищают природные ресурсы и биоразнообразие. Устойчивые агрономические приемы (такие как фрезерование и органическое компостированное удобрение) показали различные положительные эффекты, такие как увеличение содержания органического вещества в почве, снижение потребности в энергии и агроэкологическая ценность севооборота. В этих экологических условиях, относительно накопления As в почве и его поглощения растением, система земледелия благоприятствуется за счет сниженной обработки почвы через глубокое рыхление и органического удобрения. Следовательно, можно заключить, что адаптация устойчивых агрономических практик является обязательной для производства пшеницы в Средиземноморской среде для обеспечения продовольственной безопасности и производства пшеницы высокого качества для потребления человеком. В обоих примененных вариантах (обработка почвы и удобрение) зерно не превысило пороговые значения для As, предусмотренные пределами, предложенными Европейским агентством по безопасности пищевых продуктов [40].

Дальнейшие исследования потребуются для изучения эффективности этих агрономических практик и того, как этот вид органического компоста может влиять на поглощение As другими культурами, такими как наиболее распространенные овощи (картофель или томат), при различных методах обработки почвы, также изучая, как почвенный микробный пул взаимодействует с As и органической биомассой почвы.

1.    Ingram, K.T. Drought-related characteristics of important cereal crops. In Monitoring and Predicting Agricultural Drought: A Global Study; Boken, V.K., Cracknell, A.P., Heathcote, R.L., Eds.; OUP: New York, NY, USA, 2005; pp. 11–27. [Google Scholar]

2.    Guo, G.; Lei, M.; Wang, Y.; Song, B.; Yang, J. Accumulation of As, Cd, and Pb in sixteen wheat cultivars grown in contaminated soils and associated health risk assessment. Int. J. Environ. Res. Public Health 2018, 15, 2601. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

3.    Abedi, T.; Mojiri, A. Cadmium uptake by wheat (Triticum aestivum L.): An overview. Plants 2020, 9, 500. [Google Scholar] [CrossRef]

4.    Dessalew, G.; Beyene, A.; Nebiyu, A.; Astatkie, T. Effect of brewery spent diatomite sludge on trace metal availability in soil and uptake by wheat crop, and trace metal risk on human health through the consumption of wheat grain. Heliyon 2018, 4, e00783. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

5.    WHO. Safety Evaluation of Certain Contaminants in Food: Arsenic; WHO: Geneva, Switzerland, 2011.

6.    FDA. Arsenic in Rice and Rice Products. In FDA Guidance for Industry; FDA: Silver Spring, MD, USA, 2016. [Google Scholar]

7.    Khalid, S.; Shahid, M.; Niazi, N.K.; Rafiq, M.; Bakhat, H.F.; Imran, M.; Abbas, T.; Bibi, I.; Dumat, C. Arsenic behaviour in soil-plant system: Biogeochemical reactions and chemical speciation influences. In Enhancing Cleanup of Environmental Pollutants: Volume 2: Non-Biological Approaches; Springer: Cham, Switzerland, 2017; pp. 97–140. [Google Scholar]

8.    Chandrakar, V.; Naithani, S.C.; Keshavkant, S. Arsenic-induced metabolic disturbances and their mitigation mechanisms in crop plants: A review. Biologia 2016, 71, 367–377. [Google Scholar] [CrossRef]

9.    Upadhyay, M.K.; Shukla, A.; Yadav, P.; Srivastava, S. A review of arsenic in crops, vegetables, animals and food products. Food Chem. 2019, 276, 608–618. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

10. Saeed, M.; Quraishi, U.M.; Malik, R.N. Arsenic uptake and toxicity in wheat (Triticum aestivum L.): A review of multi-omics approaches to identify tolerance mechanisms. Food Chem. 2021, 355, 129607. [Google Scholar] [CrossRef]

11. Suman, S.; Sharma, P.K.; Siddique, A.B.; Rahman, M.A.; Kumar, R.; Rahman, M.M.; Bose, N.; Singh, S.K.; Ghosh, A.K.; Matthews, H.; et al. Wheat is an emerging exposure route for arsenic in Bihar, India. Sci. Total Environ. 2020, 703, 134774. [Google Scholar] [CrossRef]

12. Jasrotia, P.; Kashyap, P.L.; Bhardwaj, A.K.; Kumar, S.; Singh, G.P. Scope and applications of nanotechnology for wheat production: A review of recent advances. Wheat Barley Res. 2018, 10, 1–14. [Google Scholar]

13. Ning, C.C.; Gao, P.D.; Wang, B.Q.; Lin, W.P.; Jiang, N.H.; Cai, K.Z. Impacts of chemical fertilizer reduction and organic amendments supplementation on soil nutrient, enzyme activity and heavy metal content. J. Integr. Agric. 2017, 16, 1819–1831. [Google Scholar] [CrossRef]

14. Wang, A.; Wang, M.; Liao, Q.; He, X. Characterization of Cd translocation and accumulation in 19 maize cultivars grown on Cd-contaminated soil: Implication of maize cultivar selection for minimal risk to human health and for phytoremediation. Environ. Sci. Pollut. Res. 2016, 23, 5410–5419. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

15. Liu, W.X.; Liu, J.W.; Wu, M.Z.; Li, Y.; Zhao, Y.; Li, S.R. Accumulation and translocation of toxic heavy metals in winter wheat (Triticum aestivum L.) growing in agricultural soil of Zhengzhou, China. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 2009, 82, 343–347. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

16. Feng, J.; Shen, R.F.; Shao, J.F. Transport of cadmium from soil to grain in cereal crops: A review. Pedosphere 2021, 31, 3–10. [Google Scholar]

17. Wan, Y.; Huang, Q.; Wang, Q.; Yu, Y.; Li, H. Accumulation and bioavailability of heavy metals in an acid soil and their uptake by paddy rice under continuous application of chicken and swine manure. J. Hazard. Mater. 2020, 384, 121293. [Google Scholar] [CrossRef]

18. Sobolewska, M.; Wenda-Piesik, A.; Jaroszewska, A.; Stankowski, S. Effect of habitat and foliar fertilization with K, Zn, and Mn on winter wheat grain and baking qualities. Agronomy 2020, 10, 276. [Google Scholar] [CrossRef]

19. Wei, L.; Pu, H.; Wang, Z.; Yuan, Z.; Yan, X.; Cao, L. Estimation of soil arsenic content with hyperspectral remote sensing. Sensors 2020, 20, 4056. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

20. Kraut-Cohen, J.; Zolti, A.; Shaltiel-Harpaz, L.; Argaman, E.; Rabinovich, R.; Green, S.J.; Minz, D. Effects of tillage practices on soil microbiome and agricultural parameters. Sci. Total Environ. 2020, 705, 135791. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

21. Wang, Y.; Yang, S.; Sun, J.; Liu, Z.; He, X.; Qiao, J. Effects of tillage and sowing methods on soil physical properties and corn plant characters. Agriculture 2023, 13, 600. [Google Scholar] [CrossRef]

22. Singh, N.K.; Dogra, B.; Manes, G.S.; Parihar, D.S.; Salem, A.; Elbeltagi, A. Effect of the Spading Machine on Various Soil Parameters at Different Tillage Depths. Sustainability 2024, 16, 4334. [Google Scholar] [CrossRef]

23. Schwalbert, R.; Stefanello, L.O.; Schwalbert, R.A.; Tarouco, C.P.; Nicoloso, F.T. Soil tillage affects soybean growth and promotes heavy metal accumulation in seeds. Ecotoxicol. Environ. Saf. 2021, 216, 112191. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

24. Begum, M.; Li, L.; Young, E.; Carey, M.; Li, G.; Zhu, Y.G.; Banwart, S.; Meharg, A.A.; Meharg, C. Fertilization enhances grain inorganic arsenic assimilation in rice. Expo. Health 2024, 16, 417–430. [Google Scholar] [CrossRef]

25. Golui, D.; Raza, M.B.; Roy, A.; Mandal, J.; Sahu, A.K.; Ray, P.; Datta, S.P.; Rahman, M.M.; Bezbaruah, A. Arsenic in the soil-plant-human continuum in regions of Asia: Exposure and risk assessment. Curr. Pollut. Rep. 2023, 9, 760–783. [Google Scholar] [CrossRef]

26. Pahalvi, H.N.; Rafiya, L.; Rashid, S.; Nisar, B.; Kamili, A.N. Chemical fertilizers and their impact on soil health. In Microbiota and Biofertilizers, Volume 2: Ecofriendly Tools for Reclamation of Degraded Soil Environs; Springer: Cham, Switzerland, 2021; pp. 1–20. [Google Scholar]

27. Stazi, S.R.; Mancinelli, R.; Marabottini, R.; Allevato, E.; Radicetti, E.; Campiglia, E.; Marinari, S. Influence of organic management on As bioavailability: Soil quality and tomato As uptake. Chemosphere 2018, 211, 352–359. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

28. Sun, N.; Thompson, R.B.; Xu, J.; Liao, S.; Suo, L.; Peng, Y.; Chen, Q.; Yang, J.; Li, Y.; Zou, G.; et al. Arsenic and Cadmium Accumulation in Soil as Affected by Continuous Organic Fertilizer Application: Implications for Clean Production. Agronomy 2021, 11, 2272. [Google Scholar] [CrossRef]

29. Liu, L.; Chen, H.; Cai, P.; Liang, W.; Huang, Q. Immobilization and phytotoxicity of Cd in contaminated soil amended with chicken manure compost. J. Hazard Mater. 2009, 163, 563–567. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

30. Halim, M.; Conte, P.; Piccolo, A. Potential availability of heavy metals to phytoextraction from contaminated soils induced by exogenous humic substances. Chemosphere 2003, 52, 265–275. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

31. Sun, X.; Ding, Z.; Wang, X.; Hou, H.; Zhou, B.; Yue, Y.; Ma, W.; Ge, J.; Wang, Z.; Zhao, M. Subsoiling practices change root distribution and increase post-anthesis dry matter accumulation and yield in summer maize. PLoS ONE 2017, 12, e0174952. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

32. Zhang, H.; Gao, Z.; Xue, J.; Lin, W.; Sun, M. Subsoiling during summer fallow in rainfed winter-wheat fields enhances soil organic carbon sequestration on the Loess Plateau in China. PLoS ONE 2021, 16, e0245484. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

33. Liu, W.; Yang, Z.; Ye, Q.; Peng, Z.; Zhu, S.; Chen, H.; Liu, D.; Li, Y.; Deng, L.; Shu, X.; et al. Positive effects of organic amendments on soil microbes and their functionality in agro-ecosystems. Plants 2023, 12, 3790. [Google Scholar] [CrossRef]

34. Shu, X.; Liu, W.; Huang, H.; Ye, Q.; Zhu, S.; Peng, Z.; Li, Y.; Deng, L.; Yang, Z.; Chen, H.; et al. Meta-analysis of organic fertilization effects on soil bacterial diversity and community composition in agroecosystems. Plants 2023, 12, 3801. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

35. Yang, Q.; Zheng, F.; Jia, X.; Liu, P.; Dong, S.; Zhang, J.; Zhao, B. The combined application of organic and inorganic fertilizers increases soil organic matter and improves soil microenvironment in wheat-maize field. J. Soils Sediments 2020, 20, 2395–2404. [Google Scholar] [CrossRef]

36. Zhang, J.; Li, S.; Jiang, P.; Wang, R.; Guo, J.; Xiao, H.; Wu, J.; Shaaban, M.; Li, Y.; Huang, M. Organic fertilizer substituting 20% chemical N increases wheat productivity and soil fertility but reduces soil nitrate-N residue in drought-prone regions. Front. Plant Sci. 2024, 15, 1379485. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

37. Bianucci, E.; Peralta, J.M.; Furlan, A.; Hernández, L.E.; Castro, S. Arsenic in wheat, maize, and other crops. In Arsenic in Drinking Water and Food; Springer: Singapore, 2020; pp. 279–306. [Google Scholar]

38. Wang, S.; Wang, T.; Wang, X.; Sun, Q.; Pei, Z. Effects of biochar amendment on the bioavailability of arsenic in paddy soil. Environ. Sci. Pollut. Res. 2018, 25, 11433–11440. [Google Scholar]

39. Gao, J.; Sun, K.; Jin, J.; Wang, Z.; Xu, Y. Effect of compost amendment on the transformation of arsenic and microbial community structure in contaminated soil. J. Hazard. Mater. 2020, 388, 121796. [Google Scholar]

40. European Food Safety Authority (EFSA). Scientific Opinion on Arsenic in Food. EFSA J. 2009, 7, 1351. [Google Scholar] [CrossRef]

Bravo I, Atait M, Colamatteo I, Mancinelli R, Allam M, Papetti P, Radicetti E. Arsenic Uptake in Durum Wheat (Triticum durum Desf.) as Influenced by Soil Tillage Practices and Fertilization Sources in Mediterranean Environment. Agriculture. 2025; 15(2):217. https://doi.org/10.3390/agriculture15020217

Перевод статьи «Arsenic Uptake in Durum Wheat (Triticum durum Desf.) as Influenced by Soil Tillage Practices and Fertilization Sources in Mediterranean Environment» авторов Bravo I, Atait M, Colamatteo I, Mancinelli R, Allam M, Papetti P, Radicetti E., оригинал доступен по ссылке. Лицензия: CC BY. Изменения: переведено на русский язык