2016, Vol. 37
2. 湖南农业大学生物科学技术学院, 长沙 410128
2. College of Bioscience and Technology, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China
伴随着采矿与冶炼、电镀等工业的快速发展以及农业种植过程中的污水灌溉、过度施肥和农药滥用，我国农田土壤镉(Cd)污染问题日趋严重，超过文献[1]中Ⅱ级的比例达11.9%～21.1%[2]. Cd是植物生长发育过程中的非必需元素，在Cd污染农田土壤上种植的农作物可吸收累积Cd在可食部位，从而进入人类食物链危害人体健康[3]. 水稻是我国居民首要粮食作物，有研究表明，水稻对Cd具有较强耐受性，也是易于吸收Cd的大宗类谷物之一[4, 5]，当前我国农田土壤镉污染严重，糙米Cd超标问题备受关注. 锌(Zn)是Cd的同族元素，具有相似的地球化学和环境特征，而且Zn是各生物体必需的重要微量元素，发挥着重要的生理功能[6]，植物对Cd和Zn的累积具有一定的相互作用[6~16]. 张建辉等[7]采集的108组湖南大米与土壤发现，稻米Cd含量受到土壤有效态Cd含量的促进，土壤有效态Zn含量高可抑制稻米对Cd的积累，叶面喷施Zn肥以及在Cd污染土壤中添加Zn肥有降低作物Cd含量的趋势[9~14]； 但也有研究发现，Cd与Zn是协同作用[14~16]. 显然，在土壤-植物系统中各元素之间存在着复杂的相互关系，Cd和Zn到底是协同作用或拮抗作用，依作物种类、品种、生长介质以及土壤Cd/Zn含量、存在形态等因素的不同而异. 当前的研究主要是从水培溶液施Zn[9]、叶面喷施Zn肥[10~14]、固化剂配施Zn肥[13]等探讨Cd污染土壤的治理，对于不同程度Cd污染土壤上施用不同含量Zn，不同Cd累积水稻品种对外源Zn的响应等研究还很少，特别缺乏针对实际Cd污染土壤治理施加外源Zn的具体建议. 本文选用湖南无Cd和Zn污染的红壤为应试土壤，通过添加一定含量的外源Cd模拟中度和重度Cd污染土壤，然后再施用不同含量外源Zn，研究水稻高Cd累积品种和低Cd累积品种对土壤Cd的累积效应，分析外源Zn对水稻各部位累积Cd的影响，以期为Cd污染土壤的修复及水稻的安全生产提供参考.
1 材料与方法 1.1 实验材料供试土壤为红壤，取自湖南省宁乡县双江口镇(28°27.716′N，113°16.356′E)，基本理化性质见表 1.实验试剂为分析纯或优级纯. 湘晚籼12为籼型常规稻，由湖南亚华种业有限公司提供； 威优46，籼型晚稻，由湖南湘潭市兴农种业公司提供. 一般认为，湘晚籼12为Cd低累积品种[17, 18]，而威优46为Cd高累积品种[17].
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表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic properties of the tested soil |
1.2 实验方法 1.2.1 不同含量Cd和Zn土壤的制备
Cd设置中度和重度2个污染程度，分别添加0.5 mg ·kg-1和5.0 mg ·kg-1外源Cd使之达到相应水平. Zn则依据供试土壤全量Zn设置约0、0.5、1、2倍的添加量，依次为0、40、80、160 mg ·kg-1这4个水平. Cd和Zn的具体添加方法为：在无盖圆柱型塑料桶(内径30 cm，高24 cm)中装入自然风干的供试土壤5 kg，按照土壤 70%最大田间持水量加入自来水. Cd和Zn分别以CdCl2、ZnCl2溶液的形式加入，每盆土壤先加入不同体积的CdCl2母液，混合平衡7 d，再加入不同体积的ZnCl2母液混合平衡14 d，以获得不同含量的Cd、Zn 污染土壤. 每个处理3个平行.
1.2.2 盆栽实验实验安排在中南林业科技大学生命科学楼3楼户外种植基地进行，栽培时间为2015年7月至10月底. 在上述土壤中加入基肥K2CO3 0.22 g ·kg-1(按K2O计算)，(NH4)3PO4 0.21 g ·kg-1(按P2O5计算)，尿素0.28 g ·kg-1(按N计算)，2 d后移栽长势均匀的秧苗，1盆1穴2株. 实验过程中全程自来水灌溉，常规农田水分管理及农药喷施，并根据水稻生长情况补充上述基肥.
水稻成熟后采集水稻植株，超纯水洗净，105℃杀青再70℃烘干，分根、茎叶、谷壳、糙米这4个部位，衡重后称干重，粉碎备用，分析各部位生物量和Cd、Zn含量. 同时采集水稻根系0～2 cm处根际土壤，自然风干进行土壤基本理化性质及土壤中Cd、Zn相关指标的分析.
1.3 样品分析测定方法土壤基本理化性质根据文献[19]所述方法测定，土壤全量Cd、Zn用盐酸-硝酸-高氯酸电热板加热消解[20]. 采用修正Tessier连续提取法第一步(1 mol ·L-1 MgCl2)溶液提取土壤中Cd、Zn的交换态含量[21]. 水稻各部位中Cd、Zn总量采用干灰法消解(GB/T 5009.15-2003) [22]. 土壤样品中Cd、Zn含量及水稻样品中Zn含量采用 ICP-AES (ICP 6300，Thermo)测定，水稻样品溶液中Cd含量采用石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500，Thermo)测定. 所有样品分析过程中以国家标准物质土壤[GBW(E)-070009) ]和湖南大米[GBW 10045 (GSB-23) ]进行质量控制分析，Cd、Zn的回收率分别为94.5%～98.6%和97.2%～102.3%，同时做空白实验.
1.4 数据统计与分析所有数据均采用Microsoft Excel 2007和 SPSS 19.0进行统计分析，文中数据为3个重复样的平均值，采用显著性F测验和Duncan多重比较法(P<0.05和P<0.01) 分析各处理间差异，表 2~4中不同字母表示差异具有统计学意义，图形采用OriginPro 8.5进行处理.
2 结果与分析 2.1 土壤中Cd和Zn交换态含量添加外源Cd、Zn混合平衡2周后，土壤中Cd、Zn交换态含量与应试土壤相比均相应增大，外源Cd的2个污染程度各处理间无差异，外源Zn的4个梯度水平各处理间差异显著(P<0.05) ，达到实验要求(表 2).
水稻种植后，根际土壤中交换态Cd含量均相比种植前增大，在Cd中度污染水平增大12.2%～44.4%，在重度污染水平增大31.4%～47.6%，最大增大率均出现在Zn40处理的土壤中. 同一水稻品种不同Cd污染程度以及不同外源Zn处理下，交换态Cd含量差异不显著(P>0.05) . 土壤交换态Zn含量相比种植前均有降低，在Cd中度污染水平降低2.2%～56.7%，在重度污染水平降低25.8%～63.8%. 交换态Zn含量随外源Zn含量的增大而增大，各处理间差异显著(P<0.05) .
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表 2 水稻种植前和成熟后根际土壤中交换态Cd和Zn含量 1) /mg ·kg-1 Table 2 Contents of exchangeable Cd and Zn in the rhizosphere soil before and after rice planting/mg ·kg-1 |
2.2 外源Cd和Zn对水稻生物量的影响
从表 3中可以看出，在Cd 的2种污染水平，相比外源Zn0处理，Zn40和Zn80的处理有提高水稻生物量的趋势，各处理间差异不显著(P>0.05) ； 但Zn含量增大到160 mg ·kg-1后，对水稻总生物量有降低影响.
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表 3 外源Cd和Zn对水稻生物量的影响 (干重)/g ·pot-1 Table 3 Effects of exogenous Cd and Zn on rice biomass (dry weight)/g ·pot-1 |
2.3 外源Cd和Zn对水稻各部位Cd和Zn含量影响
图 1显示了不同含量Cd和Zn污染土壤对水稻各部位累积Cd的影响. 在Cd 中度污染水平，随外源Zn含量的增大，湘晚籼12各部位Cd含量有增大趋势[图 1(a)]，糙米Cd含量增大了125.0%～275.0%，但各处理糙米Cd含量均小于0.2 mg ·kg-1，处理间差异不显著(P>0.05) . 在Cd重度污染水平，当外源Zn含量为40 mg ·kg-1和80 mg ·kg-1时，水稻各部位Cd含量相比Zn0有减小，但在外源Zn160时则各部位Cd含量相比Zn40、Zn80时处理反而增大，尤以根部增大显著，处理间差异显著(P<0.05) ； 就糙米而言，各处理Cd含量范围是0.07～0.19 mg ·kg-1，均小于0.2 mg ·kg-1，外源Zn处理可使糙米Cd含量降低16.6%～63.5%.
在Cd 中度污染水平，随外源Zn含量的增大，威优46的根和糙米中Cd含量呈增大趋势[图 1(b)]，分别增大7.0%～63.5%和6.6%～91.2%，各处理糙米Cd含量均小于0.2 mg ·kg-1，各处理间差异显著(P<0.05) ； 根、茎叶和谷壳中Cd含量在Zn40时最大，在Zn80和Zn160时又相对减小. 在Cd重度污染水平，随外源Zn含量的增大，威优46根部、茎叶、谷壳和糙米中Cd含量均小于Zn0处理，分别降低了0.3%～51.8%、48.3%～71.9%、67.2%～87.6%和15.6%～74.4%，且茎叶、谷壳和糙米中Cd含量随Zn含量的增大而逐渐降低； Zn含量在80 mg ·kg-1和160 mg ·kg-1时糙米中Cd含量均降低到0.12 mg ·kg-1，低于Zn0的0.45 mg ·kg-1，且低于0.2 mg ·kg-1的国家污染物限量标准.
上述实验结果显示，外源Zn施加于中度Cd污染土壤可激发这水稻对Cd的累积，导致糙米中Cd含量增加； 在重度Cd污染情况下，外源Zn则降低了糙米Cd含量. 另外，随土壤Cd污染程度的加重，水稻各部位Cd含量相应增加，就糙米而言，湘晚籼12糙米在中度污染状况下的Cd含量范围是0.04～0.15 mg ·kg-1，在重度污染则为0.07～0.19 mg ·kg-1； 威优46糙米Cd含量范围在中度污染状况下是0.09～0.17 mg ·kg-1，在重度污染状况下是0.12～0.45 mg ·kg-1，可见相比湘晚籼12，威优46糙米中累积了更多的Cd.
表 4则显示了不同含量Cd和Zn污染，水稻各部位累积Zn含量随外源Zn施用含量的增大有增大趋势. 就糙米而言，在Cd中度污染水平，湘晚籼12 糙米Zn含量在Zn 160 mg ·kg-1处理下达到最大值42.66 mg ·kg-1，存在显著差异(P<0.05) ，而威优46糙米在Zn 40 mg ·kg-1处理下达到最大值29.59 mg ·kg-1； 在Cd重度污染水平，湘晚籼12 糙米Zn含量在Zn 80 mg ·kg-1处理下达到最大值35.09 mg ·kg-1，各处理间差异不显著(P>0.05) ，而威优46糙米在Zn 160 mg ·kg-1处理下达到最大值26.06 mg ·kg-1. 对比2种水稻糙米累积Zn含量的大小，湘晚籼12可累积更多的Zn.
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表 4 外源Cd和Zn处理对水稻各部位中Zn含量的影响 /mg ·kg-1 Table 4 Effects of exogenous Cd and Zn on Zn contents in various rice organs/mg ·kg-1 |
为进一步探讨不同含量Cd、Zn处理下水稻各部位累积Cd、Zn含量的关系，将其进行相关性分析(表 5). 结果显示，在Cd中度污染水平，湘晚籼12糙米中Cd和Zn含量显著正线性相关(P<0.05) ，相关系数R为0.641； 威优46茎叶部Cd和Zn含量显著负指数相关(P<0.05) ，而谷壳部Cd和Zn含量显著正线性相关(P<0.05) ； 在Cd重度污染水平，湘晚籼12谷壳部Cd和Zn含量显著正线性相关(P<0.01) ； 威优46茎叶和糙米中Cd和Zn含量分别呈现负指数相关和负线性相关(P<0.05) ，相关系数R分别为0.580和0.693，其他相关关系不显著.
2.4 水稻各部位Cd含量与其土壤中交换态Cd和Zn含量的关系在不同含量Cd和Zn影响下，土壤中Cd、Zn交换态含量(表 2)以及水稻各部位Cd含量(图 1)均有变化. 为进一步探讨它们之间的关系，分别进行相关性分析(表 6). 结果表明，在Cd 中度污染水平，湘晚籼12各部位只有糙米中Cd含量与土壤交换态Zn含量显著正线性相关(P<0.05) ； 威优46茎叶中Cd含量与土壤交换态Cd含量显著正线性 Zn0、Zn40、Zn80、Zn160分别代表 Zn 的添加量分别为 0、40、80、160 mg ·kg-1； 误差线上不同字母表示差异显著达5%水平(P<0.05)相关，而与土壤交换态Zn含量显著负线性相关(P<0.05) ； 威优46糙米Cd含量与土壤交换态Cd含量显著负线性相关，而与土壤交换态Zn含量显著正线性相关(P<0.05) ，相关系数R值如表 6所示； 其他线性关系不显著. 在Cd重度污染水平，湘晚籼12根部Cd含量与土壤交换态Cd含量显著正线性相关(P<0.05) ，而谷壳Cd含量与土壤交换态Cd含量显著负线性相关(P<0.05) ，其他关系不显著； 威优46茎叶、谷壳和糙米中Cd含量均与土壤交换态Cd含量及交换态Zn含量显著负线性相关(P<0.01) ，相关系数R值如表 6所示. 就糙米而言，湘晚籼12累积的Cd含量与土壤中交换态Cd含量无关，仅在Cd中度污染水平，土壤中交换态Zn越多，糙米中累积的Cd越多； 威优46累积的Cd含量与土壤中交换态Cd和Zn含量相关，在Cd 中度污染水平，土壤中交换态Cd越多，交换态Zn越少，则糙米累积的Cd越少，在Cd 重度污染水平，则是土壤中交换态Cd和Zn越多，糙米累积的Cd越少.
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表 5 水稻各部位Cd和Zn含量之间的相关系数 1) Table 5 Correlation coefficients of contents of Cd and Zn in various rice organs |
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图 1 外源Cd和Zn处理对水稻各部位中Cd含量的影响 Fig. 1 Effects of exogenous Cd and Zn on Cd contents in various rice organs |
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表 6 水稻各部位Cd含量与相应土壤中交换态Cd和Zn含量的相关系数 Table 6 Correlation coefficients of Cd contents in various rice organs and contents of exchangeable Cd and Zn in soils |
3 讨论
本实验通过分析模拟Cd污染土壤上不同含量外源Zn刺激下，水稻各部位Cd、Zn含量的变化以及与土壤中交换态Cd和Zn含量的关系，探讨外源Zn对水稻各部位尤其是糙米累积Cd的作用. 实验结果表明，土壤中交换态Cd含量相比种植前提高，这是水稻根系分泌的低分子有机酸与土壤中化合物反应，溶解土壤中Cd，从而使Cd的生物有效性增加[23, 24]； 而土壤中交换态Zn的降低，则是因为水稻根系主动吸收了大量的活性Zn[25].
在Cd 的2种污染水平，外源Zn 施用量在40 mg ·kg-1和80 mg ·kg-1时有提高水稻生物量的趋势，各处理间差异不显著(P>0.05) ，但当Zn含量增大到160 mg ·kg-1后，对总生物量有降低影响，处理间差异显著(P<0.05，表 3)，这表明高含量外源Zn的施用对水稻有减产作用. 当土壤中全量Zn达到240 mg ·kg-1左右，超过国家土壤Ⅱ级标准中的200 mg ·kg-1，也即土壤中Zn全量达到污染程度时，超过了水稻生态安全阈值[26]且土壤中交换态Zn含量过高(65 mg ·kg-1左右)，就影响了水稻正常生长. 有研究表明，施用锌肥，对水稻生物量有增产作用[12, 14, 27]，但本实验中，这一趋势虽然有但并不显著，这与供试土壤本身交换态Zn含量较高(4.17 mg ·kg-1)相关，并非缺Zn土壤[28]，因此外源Zn增产的效果不明显.
综合分析水稻在外源Zn影响下各部位Cd含量(图 1和表 4)可知，在土壤Cd中度污染时，外源Zn可激发2种水稻各部位对Cd的吸收，这可能是因为Cd与Zn之间存在相同的运输通道，Zn吸收是主动运输，而Cd吸收是被动运输[6, 25, 29]，当土壤中交换态Zn大量存在于水稻根系环境后，水稻在主动吸收Zn的同时促进了Cd的吸收，此时土壤中Cd与Zn之间产生了协同作用. 湘晚籼12糙米中Cd与Zn含量正线性相关，威优46水稻谷壳中Cd与Zn含量正线性相关(表 5)，以及2种水稻糙米中Cd含量与土壤中Zn交换态含量正线性相关(表 6)，正是这一协同作用的结果. 实验还显示，湘晚籼12无论在Cd中度污染还是重度污染，水稻各部位对Cd的累积含量都较低，因为湘晚籼12自身是Cd低累积品种，高含量外源Zn的施用，均提高了其水稻各部位Cd含量，这也印证了水稻在主动吸收Zn的过程中被动地促进了Cd的吸收. 本实验结果与胡坤等[10]的研究中ZnCl2对水稻累积Cd结果相似，也与Cherif 等[15] 研究报道的Zn促进番茄对Cd吸收以及Tkalec 等[16]报道的Zn施用加重了烟草Cd毒害作用的结果相似.
在土壤Cd重度污染水平，外源Zn在40 mg ·kg-1和80 mg ·kg-1含量可以减少水稻对Cd的吸收，降低水稻糙米对Cd的累积(图 1)，这是因为Zn与Cd在吸收和运输过程中共用同一个转运子，而Zn是Cd在该转运子结合位点的主要竞争者[9, 30]，这导致了水稻根细胞膜吸附位点对Cd吸附的减少，Cd与Zn之间为拮抗作用. 湘晚籼12水稻各部位Cd含量降低[图 1(a)]，威优46水稻茎叶与糙米中Cd与Zn含量负线性相关(表 5)，且与土壤中交换态Zn含量负线性相关(表 6)，就可能是Cd与Zn拮抗作用的结果. 威优46是Cd高累积品种，在Cd污染土壤中会吸收更多的Cd，外源Zn的拮抗作用就更显著. 但当外源Zn含量继续增加到160 mg ·kg-1时，湘晚籼12水稻各部位以及威优46根部和茎叶部Cd含量相比Zn在80 mg ·kg-1处理上有增加的趋势，激发水稻对Cd吸收，这是因为土壤中交换态Cd与Zn同时大量存在，而Cd与Zn有相同的价态和近似相同的离子半径，在植物细胞表面竞争结合位点，导致Cd的溶解性增强，促使Cd从根部向地上部转移[31].
实验也发现，在土壤Cd中度污染水平时，威优46根、茎叶和谷壳在Zn 40 mg ·kg-1处理中Cd含量达到最大值[图 1(b)]，反映出外源Zn刺激下水稻根系主动吸收Zn，从而连带吸收了土壤中的活性Cd，Cd与Zn表现为协同作用； 随着外源Zn含量的继续增大，交换态Zn大量存在时，Zn对根系的胁迫大于Cd，水稻根系优先吸收Zn，故其根、茎叶和谷壳中Zn含量大幅度增加(表 4)，而对Cd的吸收相对减少了，Cd与Zn之间的关系则可能转化为拮抗作用.
本实验中土壤Cd污染程度的不同，外源Zn影响水稻累积Cd的效应也不同. 索炎炎等[14]向5 mg ·kg-1的模拟Cd污染土壤进行水稻叶面喷施0.2%锌肥后，糙米Cd含量降低15.4％，而向2.5 mg ·kg-1的污染土壤进行相同处理后，糙米Cd含量却升高了41.9％. 本实验结果与之一致. 相比向实际Cd污染土壤(Cd含量7.61 mg ·kg-1)施用0.2% 的锌肥，糙米中Cd含量略有下降但差异不显著[32]，Cd中度污染(Cd含量0.78 mg ·kg-1)施用0.2% 的锌肥，糙米中Cd含量因水稻品种的不同表现出较大差异[33]，本实验的结果也与之相符. 因此，综合实验结果可知，通过施加外源Zn控制水稻糙米Cd污染的效果因水稻品种、Cd污染程度不同而可能存在一定差异，只有在Cd重度污染水平下外源Zn的施用才能够有效降低糙米中的Cd含量.
4 结论(1) 在Cd 中度污染水平，外源Zn增大2种水稻各部位Cd含量，湘晚籼12和威优46糙米Cd含量分别增加125.0%～275.0%和6.6%～91.2%，但Cd含量均低于0.2 mg ·kg-1，属安全生产； 在Cd 重度污染水平，外源Zn可降低水稻各部位Cd含量，湘晚籼12和威优46糙米Cd含量相应降低了16.6%～63.5%和15.6%～74.4%，且外源Zn施用使得威优46糙米中Cd含量从0.45 mg ·kg-1降低到0.12 mg ·kg-1，低于0.2 mg ·kg-1，达到安全生产的要求.
(2) 在Cd中度污染水平，湘晚籼12和威优46糙米Cd含量与土壤中交换态Zn含量正线性相关；在Cd 重度污染水平，威优46糙米Cd含量与土壤中交换态Zn含量负线性相关.
(3) 在不造成土壤Zn污染的前提下，不同含量外源Zn的施用对水稻地上部位总生物量有增产趋势.
(4) 在不造成土壤Zn污染的前提下，在Cd重度污染土壤中施用一定量的Zn可降低糙米Cd含量，提高糙米品质，但在Cd中度污染土壤中，则建议不要施用锌肥.
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