环境科学  2020, Vol. 41 Issue (10): 4719-4725   PDF    
引用本文
霍洋, 仇银燕, 周航, 胡雨丹, 邓鹏辉, 魏宾纭, 辜娇峰, 刘俊, 廖柏寒. 外源磷对镉胁迫下水稻生长及镉累积转运的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(10): 4719-4725.
HUO Yang, QIU Yin-yan, ZHOU Hang, HU Yu-dan, DENG Peng-hui, WEI Bin-yun, GU Jiao-feng, LIU Jun, LIAO Bai-han. Effects of Exogenous Phosphorus on Rice Growth and Cadmium Accumulation and Transportation Under Cadmium Stress[J]. Environmental Science, 2020, 41(10): 4719-4725.
外源磷对镉胁迫下水稻生长及镉累积转运的影响
霍洋1, 仇银燕1, 周航1,2, 胡雨丹1, 邓鹏辉1, 魏宾纭1, 辜娇峰1,2, 刘俊3, 廖柏寒1,2     
1. 中南林业科技大学环境科学与工程学院, 长沙 410004;
2. 稻米品质安全控制湖南省工程实验室, 长沙 410004;
3. 有色金属矿区耕地重金属污染生态阻抗技术研究衡阳市重点实验室, 衡阳 421001
收稿日期: 2020-03-04; 修订日期: 2020-04-16
基金项目: 国家自然科学基金项目（41907126）；湖南省自然科学基金项目（2018JJ3880，2018JJ3881）；长沙市科技计划项目（kq1901138）
作者简介: 霍洋(1996~), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤重金属污染控制, E-mail:muyiyang1112@163.com
通信作者: 周航, E-mail:zhouhang4607@163.com; 辜娇峰, E-mail:gujiaofeng@163.com
摘要: 本研究通过水稻（黄华占）水培试验，在不同镉（Cd）浓度胁迫条件下，施加10.0~45.0 mg ·L-1外源磷（NaH2PO4），研究磷（P）对水稻植株Cd累积与转运的影响.结果表明：①随外源P浓度增加，水稻各部位生物量及光合色素（叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素）浓度均逐渐升高；②施加外源P使水稻的茎、叶、谷壳和糙米中Cd含量逐渐增加，水培溶液中Cd浓度为0.1 mg ·L-1和0.2 mg ·L-1胁迫下，糙米Cd含量分别增加了2.8%~22.8%和40.9%~61.8%；③施加外源P使水稻植株Cd累积量增加，水培溶液中Cd浓度为0.1 mg ·L-1和0.2 mg ·L-1胁迫下，Cd累积量范围分别从395.1 μg ·株-1和639.6 μg ·株-1增加到542.6 μg ·株-1和1082.0 μg ·株-1；④水稻根系P/Cd质量比随外源P施加量增加而增大，茎、叶、谷壳和糙米P/Cd质量比则呈下降趋势；增加外源P浓度使水稻根到茎（TF根-茎）和茎到叶（TF茎-叶）的Cd转运系数增加.水稻各部位中P和Cd表现出一定的协同作用，外源P促进了根系中Cd向地上部位转运，增加了糙米Cd含量.
关键词: 磷      镉      水稻      转运系数      光合色素     
Effects of Exogenous Phosphorus on Rice Growth and Cadmium Accumulation and Transportation Under Cadmium Stress
HUO Yang1 , QIU Yin-yan1 , ZHOU Hang1,2 , HU Yu-dan1 , DENG Peng-hui1 , WEI Bin-yun1 , GU Jiao-feng1,2 , LIU Jun3 , LIAO Bai-han1,2     
1. College of Environmental Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China;
2. Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safety, Changsha 410004, China;
3. Key Laboratory of Hengyang City on Ecological Impedance Technology of Heavy Metal Pollution in Cultivated Soil of Nonferrous Metal Mining Area, Hengyang 421001, China
Abstract: In this study, we investigated the effects of exogenous phosphorus on the accumulation and transportation of cadmium in rice plants through a hydroponic experiment. In the experiment, the rice variety was Huanghuazhan, P solution concentrations were 10.0-45.0 mg ·L-1 that was made using NaH2PO4, and Cd solution concentrations were 0.1 mg ·L-1 and 0.2 mg ·L-1. The results showed that: ① the biomass in all parts of rice plants and contents of photosynthetic pigment (chlorophyll a, chlorophyll b, and carotenoid) increased gradually with an increase in exogenous P. ② Content of Cd in rice stems, leaves, husk, and brown rice increased gradually with an increase in the amounts of exogenous P. The content of Cd in brown rice increased by 2.8%-22.8% and 40.9%-61.8% when treated with Cd concentrations of 0.1 mg ·L-1 and 0.2 mg ·L-1 in hydroponic solutions, respectively. ③ Cd accumulation in rice plants was accelerated due to the application of exogenous P. Cd accumulating amounts increased from 395.1 μg ·plant-1 to 542.6 μg ·plant-1 and 639.6 μg ·plant-1 to 1082.0 μg ·plant-1 when treated with Cd concentrations of 0.1 and 0.2 mg ·L-1 in hydroponic solutions, respectively. ④ With an increase in the applied amounts of exogenous P, the P/Cd quality ratio in rice roots increased, while those in rice stems, leaves, husks, and brown rice decreased; meanwhile, the Cd transfer coefficients from root to stem (TFroot-stem) and stem to leaf (TFstem-leaf) increased. This showed that there was a certain synergistic effect between P and Cd in the rice parts. Finally, the application of exogenous P promoted the transfer of Cd from the rice root to other rice tissues, resulting in a synergistic effect on Cd accumulation and transportation in various rice tissues and increased Cd contents in brown rice.
Key words: phosphorus (P)      cadmium (Cd)      rice      translocation factor      photosynthetic pigment     

镉(cadmium, Cd)是一种极具毒性的重金属元素, 有较强的生物迁移性和隐蔽性[1].水稻是亚洲国家的主要粮食作物, 土壤中的Cd通过质外体和共质体等途径进入水稻根系中柱, 再由非选择性阳离子通道进入根系细胞内[2], 其中一部分Cd2+被截留在根系中, 一部分Cd2+随木质部继续向茎运输[3].水稻植株中过量的Cd能干扰叶绿素的生物合成, 破坏叶绿体的结构和功能, 影响光合作用[4], 抑制水稻生长, 导致糙米Cd含量超标和粮食减产.水稻Cd污染增加了以稻米为主食人群的健康风险.

当前含磷(phosphorus, P)肥料和含P土壤钝化修复材料, 如钙镁磷肥、磷矿粉、羟基磷灰石和骨粉等常用于重金属污染土壤修复治理[5].不同P肥和含P钝化修复材料对土壤Cd有效性及植物Cd吸收累积作用差异明显.有研究表明, 钙镁磷肥和羟基磷灰石均能降低土壤中的有效态Cd含量[6, 7], 抑制作物吸收累积Cd, 而施加磷酸一铵、磷酸二铵等则会增加土壤中Cd的生物有效性, 促进植物吸收Cd[8, 9].P作为植物生长不可或缺的大量元素之一, 是核酸和磷脂的结构组成元素、能量传递反应的组成部分以及信号转导级联中的调节因子, 参与了植物的许多生理代谢过程[10], 能影响到植物体内Cd的吸收、转运、分布和累积.有研究表明, P能减轻Cd对植株的毒害作用.Jia等[11]的研究发现, 在Cd胁迫下, 外施0~80.0 mg·L-1的KH2PO4(以P计)促进了黑麦草对Cd的解毒作用, 减轻了脂质过氧化影响, 降低了抗氧化酶水平, 对脯氨酸(proline, PRO)、谷胱甘肽(glutataione, GSH)、植物螯合素(phytochelatin, PCs)和非蛋白硫醇等均有正向调节作用.植物根系中的OsHMA3转运蛋白能将Cd2+转入根细胞液泡中进行区室化固定[1, 12], 而施P能增加植物体内PO4-含量, 使其在液泡内与Cd2+形成Cd3(PO4)2沉淀, 将Cd2+滞留于根系, 减少其向地上部位转运[3, 11, 13].然而, 也有一些研究发现外施P能促使水稻根系生长, 增大其与土壤的接触面积, 促进根系对Cd的累积[14, 15].Liu等[16]在10.0 μmol·L-1 Cd胁迫下, 外源增施P(HPO42-)1.0 mmol·L-1, 能使水稻地下部和地上部Cd含量增加.刘文菊等[17]的研究发现, 随外源P浓度增加(0~15.0 mg·L-1), 水稻地上部位Cd累积量由5.6 mg·kg-1增加到19.8 mg·kg-1.

当前Cd污染稻田修复治理过程中长期施用大量P肥或含P物质修复, 这些进入土壤中的P很容易被根系吸收而进入水稻植株, 然而水稻植株中P对Cd的累积和转运影响目前还不明确.因此, 本文通过水培试验, 研究不同Cd污染水平下, 外源P不同添加水平对水稻各个部位Cd累积和转运的影响, 以期为Cd污染稻田P肥和含P钝化修复材料的科学合理施用提供理论依据.

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试水稻为黄华占(常规晚稻), 由湖南亚华种业有限公司提供.水稻种子用10% H2O2溶液中消毒15 min, 去离子水洗净浸泡24 h, 两层纱布覆盖置于(30±0.5)℃暗室内放置48 h.萌发后的幼芽移入1/4木村B营养液[10], 在30℃/20℃(昼/夜)温度周期, 相对湿度为80%, 14/10 h(昼/夜)光照周期环境下培养至三叶一心水稻幼苗[18].木村B营养液各组分浓度分别为：(NH4)2SO4 48.2 mg·L-1、KNO3 18.5 mg·L-1、K2SO4 15.9 mg·L-1、Ca(NO3)2 59.9 mg·L-1、MgSO4 65.9 mg·L-1、Na2SiO4 100.0 mg·L-1、H3BO3 2.9 mg·L-1、NaH2PO4 24.8 mg·L-1、CuSO4·5H2O 0.1 mg·L-1、ZnSO4·7H2O 0.2 mg·L-1、MnCl2·4H2O 1.8 mg·L-1、Na2MoO4·2H2O 0.1 mg·L-1和Fe-EDTA 8.4 mg·L-1.为避免营养液中P素对试验结果的影响, 水稻培养过程中以13.6 mg·L-1 KCl代替营养液中的KH2PO4, 营养液其他组分不变.

1.2 试验设计

本试验共设计9个处理, 即3个外源Cd(CdCl2·2.5H2O, 分析纯)添加浓度：0、0.1和0.2 mg·L-1(以Cd计)以及3个外源P(NaH2PO4, 分析纯)添加浓度：10.0、22.5和45.0 mg·L-1(以P计, 10.0 mg·L-1为正常P水平), 试验处理设置如表 1所示.每个处理3次重复, 共计27盆.

表 1 试验设计各处理及编号 Table 1 Treatments and serial numbers of the test design

2018年7月23日, 将长势一致的水稻幼苗移栽至含有2.5 L木村B营养液的圆柱形塑料桶内(直径×高：20.0 cm×24.0 cm), 一穴两株, 用海绵包裹水稻下茎部将其固定.然后按照试验处理分别将Cd和P添加进入营养液中, 水稻种植过程中每3 d换一次营养液直至水稻成熟.水稻种植过程中, 每天用1.6 mol·L-1的HNO3溶液和0.1 mol·L-1的NaOH溶液调节营养液pH至5.5.该水培试验在中南林业科技大学生命科学楼水稻盆栽试验场地开展, 水稻生长光热条件均为自然环境条件, 期间依据水稻生长状况按常规农艺措施喷施农药.

1.3 样品采集

2018年11月9日, 采集成熟期水稻并用自来水及去离子水洗净, 分离水稻根、茎、叶、谷壳、糙米.留取一部分水稻叶片鲜样, 用于测定叶绿素含量, 其余水稻各部位样品于通风处晾干后, 放入烘箱105℃下杀青30 min, 70℃烘干至恒重.将烘干后的水稻各部位样品分别粉碎, 置于塑封袋保存待测.

1.4 样品分析与测定

水稻叶片叶绿素采用分光光度法进行测定[19], 叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素分别在紫外可见分光光度计(UV2600, UNIC)665、647和470 nm波长下测定.水稻各部位Cd含量采用干灰化法消解[20], 样品Cd含量用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP 6300, ThermoFisher)测定.分析过程中以湖南大米[GBW 10045 (GSB-23)]进行质量控制分析.Cd的回收率为95.2%~104.2%, 同时做空白试验.通过湿式消解钼锑抗比色法[21]测定水稻各部位P含量, 样品P含量用紫外可见分光光度计(UV2600, UNIC)在700 nm波长下测定, P的回收率为96.3%~98.7%.

1.5 数据统计与分析

水稻各部位之间的转运能力用转运系数(translocation factor, TF)来表示, 为水稻后一部位中Cd浓度(ρ, mg·L-1)与前一部位中Cd含量的比值, 其中, TF根-茎=ρ茎/ρ根, TF茎-叶=ρ叶/ρ茎, TF茎-谷壳=ρ谷壳/ρ茎, TF茎-糙米=ρ糙米/ρ茎.水稻各部位Cd累积量(M)为水稻各部位Cd含量(ρ)与该部位生物量(B)的乘积：Mi=ρi×Bi(式中i表示水稻部位：根、茎、叶、谷壳和糙米).

试验数据用Excel 2013和SPSS 22.0进行统计处理, 结果表示为平均值±标准偏差(n＝3).采用单因素ANOVA中Duncan多重比较法分析各处理间差异(P < 0.05), 图采用Origin Pro 2018软件绘制.

2 结果与分析 2.1 外源P对不同Cd浓度水培溶液中水稻生长的影响

由表 2可知, 不同外源P和Cd处理对水稻株高和生物量影响显著, 而对水稻分蘖数影响不明显.同一外源Cd胁迫下, 随外源P浓度增加(10.0~45.0 mg·L-1), 水稻株高均呈逐渐下降趋势, 其中Cd0P10处理水稻株高最大(93.3 cm), Cd0.2P45处理水稻株高最低(77.3 cm), 最大降幅达17.1%.在相同的外源P添加量处理下, 水培溶液中没有添加外源Cd处理(Cd0)的水稻株高均高于外源Cd浓度为0.1 mg·L-1和0.2 mg·L-1处理的水稻植株.

表 2 各处理对水稻株高、分蘖数及生物量的影响1) Table 2 Effects of different treatments on height, tiller numbers, and biomass of rice plants

对于水稻生物量而言, 在同一Cd胁迫下, 水稻总生物量均随外源P浓度增加而呈增加趋势, 在Cd0和Cd0.2处理下上升趋势较为明显.在水培溶液中Cd浓度分别为0、0.1和0.2 mg·L-1时, 随着外源P施用量从10.0 mg·L-1增加到45.0 mg·L-1, 水稻总生物量增幅分别为10.8%~48.9%、3.8%~12.3%和17.1%~33.1%;同时, 随外源P施用量增加, 水稻各部位(根、茎、叶、谷壳和糙米)生物量均出现不同程度的增加, 其中糙米生物量在水培溶液中Cd浓度分别为0、0.1和0.2 mg·L-1时, 分别增加了22.5%~38.0%、12.4%~25.5%和21.9%~38.5%.

2.2 外源P、Cd对水稻叶片光合色素含量的影响

由表 3可知, 3个不同外源Cd添加水平(0、0.1和0.2 mg·L-1)下, 施加外源P对水稻叶片中光合色素含量均影响明显.在同一外源Cd水平下, 叶片中叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素含量均随外源P添加量增加(10.0~45.0 mg·L-1)而呈升高趋势.不添加外源Cd时, 外源P使叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素含量增幅分别为3.5%~31.9%、9.5%~23.8%和6.8%~11.4%;外源Cd为0.1 mg·L-1时, 分别增加了47.7%~103.1%、25.9%~59.3%和8.8%~47.1%;外源Cd为0.2 mg·L-1时, 分别增加了47.5%~54.1%、7.7%~26.9%和21.9%~53.1%.在外源Cd(0.1 mg·L-1和0.2 mg·L-1)胁迫下, 水稻叶片叶绿素a、叶绿素b含量均低于无外源Cd处理.这说明添加外源P促进水稻叶片光合色素合成, 而Cd胁迫则抑制了叶片光合色素合成.

表 3 各处理水稻光合色素含量 Table 3 Contents of photosynthetic pigment in rice leaves with different treatments

2.3 外源P对水稻各部位Cd含量的影响

图 1为不同外源P添加量对水稻各部位Cd含量的影响.可以看出, 施加外源P对水稻各部位Cd含量存在一定影响, 水稻茎、叶、谷壳和糙米中的Cd含量随P添加量的增加(10.0~45.0 mg·L-1)而呈增加趋势.Cd浓度为0.1 mg·L-1胁迫条件下, 外源P添加量为10.0~45.0 mg·L-1时水稻茎、叶、谷壳和糙米Cd含量的最大增幅分别达83.3%、148.7%、44.2%和22.8%; Cd浓度为0.2 mg·L-1胁迫条件下, 茎、叶、谷壳和糙米中Cd含量最大增幅分别达100.8%、90.3%、96.6%和61.8%.而各处理水稻根系与其他各部位Cd含量变化趋势相反, 外源P添加量为10.0~45.0 mg·L-1时, 在Cd浓度分别为0.1 mg·L-1和0.2 mg·L-1胁迫条件下, 水稻根系Cd含量分别从72.7 mg·kg-1和146.1 mg·kg-1降低到58.8 mg·kg-1和125.7 mg·kg-1, 降幅分别达到25.7%和16.8%.

不同字母表示P < 0.05水平上差异显著 图 1 不同处理下水稻不同部位的Cd含量 Fig. 1 Content of Cd in different tissues of rice plants with different treatments

2.4 外源P对水稻各部位Cd累积量的影响

图 2为各处理水稻不同部位Cd累积量分布.从中可知, 各处理水稻植株Cd累积量范围为395.1~1 082.0 μg·株-1, 其中根系Cd累积量占36.0%~64.6%, 而糙米Cd累积量仅占3.5%~15.4%;水稻各部位Cd累积量大小顺序基本上为：根＞茎＞糙米＞叶＞谷壳.在水培溶液中Cd分别为0.1 mg·L-1和0.2 mg·L-1的胁迫条件下, 随外源P浓度升高(10.0~45.0 mg·L-1), 水稻植株Cd累积量逐渐增加, 增幅分别为19.3%~37.3%和6.0%~69.2%.从图 2中还可以看出, 水稻茎、叶、谷壳和糙米Cd累积量均随P浓度增加而增加.其中, Cd浓度为0.1 mg·L-1胁迫条件下, 水稻茎、叶、谷壳和糙米Cd累积量增幅分别为55.1%~90.7%、144.0%~155.6%、32.8%~114.6%和3.8%~94.5%; Cd浓度为0.2 mg·L-1胁迫条件下, 水稻茎、叶、谷壳和糙米Cd累积量增幅分别为20.9%~133.8%、34.3%~174.2%、25.6%~194.8%和71.9%~158.6%.各处理水稻根系Cd累积量除Cd0.2P45处理下增加了29.0%(与Cd0.2P10处理相比)以外, 其余各处理变化不明显.

图 2 不同处理下水稻不同部位Cd累积量 Fig. 2 Cd accumulation in different tissues of rice plants with different treatments

2.5 水稻各部位P与Cd的质量比值

表 4为各处理水稻不同部位中P与Cd的质量之间的比值, P/Cd比值反映了在不同P和Cd处理下, 水稻各部位对P和Cd的相对积累量.从中可知, 各处理下水稻不同部位P/Cd比值呈：糙米>>叶＞茎＞谷壳＞根.在0.1 mg·L-1和0.2 mg·L-1的Cd胁迫下, 随营养液中P添加量增加(10.0~45.0 mg·L-1), 根系的P/Cd比值逐渐升高, 而茎、叶、谷壳和糙米的P/Cd出现下降趋势.其中, 在0.1 mg·L-1的Cd胁迫下, 随外源P浓度的增加, 根系的P/Cd比值增加了7.3%~30.6%, 而茎、叶、谷壳和糙米的P/Cd比值分别降低了0.2%~18.7%、40.1%~53.6%、1.3%~17.1%和1.8%~8.6%;在Cd浓度为0.2 mg·L-1胁迫处理下, 根系的P/Cd比值增加了65.5%~77.9%, 而茎、谷壳和糙米的P/Cd比值分别降低了3.4%~42.4%、15.0%~33.8%和18.0%~41.8%.这说明随着茎、叶、谷壳和糙米中P含量的增加, 各部位中Cd含量显著增加, 外源P促进了水稻各部位中Cd的累积.

表 4 不同处理下水稻各部位P与Cd的质量比值(P/Cd) Table 4 Quality ratios of P to Cd (P/Cd) in various rice tissues with different treatments

2.6 水稻各部位之间Cd的转运系数

外源P浓度的变化对水稻各部位之间Cd的转运能力有显著影响.由表 5可以看出, 水稻各部位对Cd的转运能力差异明显, 其转运系数大小关系为：TF茎-糙米＞TF茎-叶＞TF茎-谷壳＞TF根-茎, 这说明茎中Cd向糙米中转运的能力要强于向叶和谷壳中转运的能力.随外源P施用浓度增加(10.0~45.0 mg·L-1), Cd在根到茎(TF根-茎)、茎到叶(TF茎-叶)的转运系数呈逐渐增加趋势, 而茎到谷壳(TF茎-谷壳)、茎到糙米(TF茎-糙米)的转运系数呈逐渐降低趋势.这说明随外源P浓度的增加, 水稻根向茎转运Cd的能力和茎向叶转运Cd的能力逐渐增强, 而茎向谷壳和糙米转运Cd的能力逐渐降低.

表 5 水稻各部位之间Cd的转运系数 Table 5 Translocation factors of Cd among various rice tissues

3 讨论

本研究中水稻植株Cd的累积量随外源P(10.0~45.0 mg·L-1)的增加而增加, Cd0.2P45处理Cd的累积量最高, 为1 082.0 μg·株-1, Cd0.1P10处理Cd累积量最低, 为395.1 μg·株-1(图 2), 这说明添加外源P促进了水稻植株对Cd的累积.这与刘文菊等[17]的研究结果相似.其原因在于, 一方面添加外源P促进了水稻植株生长, 随外源P添加量的增加, 水稻各部位生物量显著增加(表 2); 同时添加外源P能促进水稻叶片中叶绿素合成, 本试验中施加外源P(10.0~45.0 mg·L-1)使叶绿素a和叶绿素b含量最大增幅达103.1%和59.3%(表 3), 外源P能增强叶绿素生物合成过程中δ-氨基酮戊酸(δ-aminolevulinic acid, δ-ALA)和胆色素原(porphobilinogen, PBG)合成酶的活性, 提高光合作用速率[22].这说明外源P能通过提高水稻叶片光合作用速率, 促进水稻生长而增加了水稻地上部位对Cd的累积.另一方面, 外施P能够通过影响其他必要元素对非选择性阳离子通道的竞争而间接影响水稻对Cd的累积.Yang等[18]的研究发现, 外施P(0~322.9 μmol·L-1)降低了水稻累积Fe元素而间接促进植株对Cd的累积.Gao等[14]的研究发现, 随外源施P量增加, 小麦吸收Zn减少, 进一步促进了植株对Cd的累积.此外, 本研究中0.1 mg·L-1 Cd胁迫下水稻糙米中Cd含量和累积量略高于0.2 mg·L-1 Cd胁迫下糙米Cd含量和累积量(图 1和图 2), 但两者之间差异均不显著.其原因在于Cd高浓度胁迫下水稻生长受到抑制, 水稻空壳率增加, 糙米生物量降低(表 2), 因此在0.2 mg·L-1 Cd胁迫下糙米Cd累积量低于0.1 mg·L-1 Cd胁迫处理.

本研究中水稻各部位之间Cd的转运系数TF根-茎、TF茎-叶随外源P浓度增加(10.0~45.0 mg·L-1)而增大, 且转运系数大小顺序为：TF茎-糙米＞TF茎-叶＞TF茎-谷壳＞TF根-茎(表 5), 这说明施用外源P增强了水稻根系中Cd向茎转运以及茎中Cd向叶中转运, 根向茎、茎向叶的传输Cd的能力随外源P施用量增加而增强.同时茎叶Cd累积量占总累积量比值范围为30.6%~43.8%, 仅次于根系Cd累积量(图 2).Ullrich等[23]和Schachtman等[24]的研究表明, 在匍匐茎型植物Limnobium中HPO42-进入根系细胞会导致膜电位降低, 导致质膜去极化, 而H2PO4-和HPO42-均会导致质膜超极化, 由此推测H2PO4-或HPO42-可能与带正电的Cd离子存在共运关系.有研究发现, 水稻累积的重金属随着蒸腾作用向茎叶转运, 高蒸腾作用下植株体内重金属明显高于低蒸腾作用[25].外源P有可能通过增强水稻的蒸腾作用[26], 使得更多的Cd随蒸腾流转移到地上部位[27].Yang等[18]的研究表明, 水稻幼苗地上部位GSH和PCs随外源P浓度增加而增加.GSH、PCs与Cd结合能生成新的毒性较低的复合物并固定于液泡中, 由此减弱了Cd对茎叶的毒害[28], 增强了地上部位对Cd的耐受性, 促进Cd从根系向茎叶转运.由图 2可知, 根系Cd的累积量在不同P浓度处理下, 变化不明显, 而水稻总累积量随外源P浓度增加呈上升趋势.由此可见, 水稻地上部位Cd的累积更大程度上受根系向上转运的影响, 而并不取决于根系对Cd的吸收, 这与文献[29, 30]的研究结果相似.同时本研究通过对水稻各部位P/Cd质量比分析发现, 水稻茎、谷壳中P/Cd质量比值随外源P添加量而呈逐渐降低趋势(表 4), 而茎和谷壳的Cd含量随P浓度的增加而呈增加趋势(图 1); 当外源P浓度为10.0 mg·L-1和45.0 mg·L-1时, 随Cd胁迫浓度增加(0.1~0.2 mg·L-1), 水稻糙米P/Cd增加, 增幅分别为86.1%和66.9%, 说明水稻糙米吸收的P含量随外源Cd胁迫增强而增加.这些结果均说明, 水稻茎、叶、谷壳和糙米中Cd与P的转运存在协同作用.

4 结论

(1) 添加外源P促进水稻植株生长, 使水稻各部位生物量和光合色素(叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素)含量均随外源P浓度增加(10.0~45.0 mg·L-1)逐渐升高.

(2) 外源P浓度增加(10.0~45.0 mg·L-1)促进水稻茎、叶、谷壳和糙米对Cd的累积, 水稻各部位Cd含量和累积量也随之增大; 水培溶液中Cd浓度为0.1 mg·L-1和0.2 mg·L-1条件下, 糙米Cd含量分别增加了2.8%~22.8%和40.9%~61.8%.

(3) 随外源P施加量增加, 水稻根系P/Cd质量比增大, 水稻茎、叶、谷壳和糙米中P/Cd质量比呈下降趋势, 转运系数TF根-茎和TF茎-叶增加; 水稻各部位中P和Cd表现出一定的协同作用, 外源P促进了Cd由水稻根系向茎以及由茎向叶的转运, 增加了糙米对Cd的累积.

参考文献
[1] 王梦梦, 何梦媛, 苏德纯. 稻田土壤性质与稻米镉含量的定量关系[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1918-1925.
Wang M M, He M Y, Su D C. Quantitative relationship between paddy soil properties and cadmium content in rice grains[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1918-1925.
[2] 刘仲齐, 张长波, 黄永春. 水稻各器官镉阻控功能的研究进展[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(4): 721-727.
Liu Z Q, Zhang C B, Huang Y C. Research advance on the functions of rice organs in cadmium inhibition:a review[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(4): 721-727.
[3] Rodda M S, Li G, Reid R J. The timing of grain Cd accumulation in rice plants:the relative importance of remobilisation within the plant and root Cd uptake post-flowering[J]. Plant and Soil, 2011, 347(1-2): 105-114. DOI:10.1007/s11104-011-0829-4
[4] Wang Y W, Jiang X H, Li K, et al. Photosynthetic responses of Oryza sativa L. seedlings to cadmium stress:physiological, biochemical and ultrastructural analyses[J]. Biometals, 2014, 27(2): 389-401. DOI:10.1007/s10534-014-9720-0
[5] 李剑睿, 徐应明, 林大松, 等. 农田重金属污染原位钝化修复研究进展[J]. 生态环境学报, 2014, 23(4): 721-728.
Li J R, Xu Y M, Lin D S, et al. In situ immobilization remediation of heavy metals in contaminated soils:a review[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(4): 721-728.
[6] 鄢德梅, 郭朝晖, 黄凤莲, 等. 钙镁磷肥对石灰、海泡石组配修复镉污染稻田土壤的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(3): 1491-1497.
Yan D M, Guo Z H, Huang F L, et al. Effect of calcium magnesium phosphate on remediation paddy soil contaminated with cadmium using lime and sepiolite[J]. Environmental Science, 2020, 41(3): 1491-1497.
[7] 雷鸣, 曾敏, 胡立琼, 等. 不同含磷物质对重金属污染土壤-水稻系统中重金属迁移的影响[J]. 环境科学学报, 2014, 34(6): 1527-1533.
Lei M, Zeng M, Hu L Q, et al. Effects of different phosphorus-containing substances on heavy metals migration in soil-rice system[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(6): 1527-1533.
[8] Grant C, Flaten D, Tenuta M, et al. The effect of rate and Cd concentration of repeated phosphate fertilizer applications on seed Cd concentration varies with crop type and environment[J]. Plant and Soil, 2013, 372(1-2): 221-233. DOI:10.1007/s11104-013-1691-3
[9] 刘冲, 李虎, 赵一莎, 等. 镉胁迫下磷酸二铵对小麦生长及吸收镉的影响[J]. 土壤通报, 2015, 46(2): 477-482.
Liu C, Li H, Zhao Y S, et al. Effects of application of DAP on the growth of wheat and absorption of cadmium under cadmium stress[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2015, 46(2): 477-482.
[10] Li Y Y, Yu S H, Zhou X B. Effects of phosphorus on absorption and transport of selenium in rice seedlings[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(14): 13755-13761. DOI:10.1007/s11356-018-2690-y
[11] Jia H, Hou D Y, O'Connor D, et al. Exogenous phosphorus treatment facilitates chelation-mediated cadmium detoxification in perennial ryegrass (Lolium perenne L.)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 389: 121849. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.121849
[12] Li H, Luo N, Li Y W, et al. Cadmium in rice:transport mechanisms, influencing factors, and minimizing measures[J]. Environmental Pollution, 2017, 224: 622-630. DOI:10.1016/j.envpol.2017.01.087
[13] Shi G L, Zhu S, Bai S N, et al. The transportation and accumulation of arsenic, cadmium, and phosphorus in 12 wheat cultivars and their relationships with each other[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 299: 94-102. DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.06.009
[14] Gao X P, Flaten D N, Tenuta M, et al. Soil solution dynamics and plant uptake of cadmium and zinc by durum wheat following phosphate fertilization[J]. Plant and Soil, 2011, 338(1-2): 423-434. DOI:10.1007/s11104-010-0556-2
[15] Seshadri B, Bolan N S, Wijesekara H, et al. Phosphorus-cadmium interactions in paddy soils[J]. Geoderma, 2016, 270: 43-59. DOI:10.1016/j.geoderma.2015.11.029
[16] Liu H J, Zhang J L, Christie P, et al. Influence of external zinc and phosphorus supply on Cd uptake by rice (Oryza sativa L.) seedlings with root surface iron plaque[J]. Plant and Soil, 2007, 300(1-2): 105-115. DOI:10.1007/s11104-007-9393-3
[17] 刘文菊, 张西科, 谭俊璞, 等. 磷营养对苗期水稻地上部累积镉的影响[J]. 河北农业大学学报, 1998, 21(4): 28-31.
Liu W J, Zhang X K, Tan J P, et al. The effect of P in nutrient solution on Cd accumulated by rice shoot in the seedling stage[J]. Journal of Agricultural University of Hebei, 1998, 21(4): 28-31.
[18] Yang Y J, Chen R J, Fu G F, et al. Phosphate deprivation decreases cadmium (Cd) uptake but enhances sensitivity to Cd by increasing iron (Fe) uptake and inhibiting phytochelatins synthesis in rice (Oryza sativa)[J]. Acta Physiologiae Plantarum, 2016, 38(1): 28.
[19] 李合生, 孙群, 赵世杰, 等. 植物生理生化实验原理和技术[M]. 北京: 高等教育出版社, 2000.
[20] 王倩倩, 贾润语, 李虹呈, 等. Cd胁迫水培试验下水稻糙米Cd累积的关键生育时期[J]. 中国农业科学, 2018, 51(23): 4424-4433.
Wang Q Q, Jia R Y, Li H C, et al. Key growth stage of Cd accumulation in brown rice through a hydroponic experiment with Cd stress[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 51(23): 4424-4433.
[21] Sayantan D, Shardendu. Phosphorus amendment competitively prevents chromium uptake and mitigates its toxicity in Spinacea oleracea L[J]. Indian Journal of Experimental Biology, 2015, 53(6): 395-405.
[22] Arshad M, Ali S, Noman A, et al. Phosphorus amendment decreased cadmium (Cd) uptake and ameliorates chlorophyll contents, gas exchange attributes, antioxidants, and mineral nutrients in wheat (Triticum aestivum L.) under Cd stress[J]. Archives of Agronomy and Soil Science, 2016, 62(4): 533-546. DOI:10.1080/03650340.2015.1064903
[23] Ullrich C I, Novacky A J. Extra-and intracellular pH and membrane potential changes induced by K+, Cl-, H2PO4-, and NO3- uptake and fusicoccin in root hairs of Limnobium stoloniferum[J]. Plant Physiology, 1990, 94(4): 1561-1567.
[24] Schachtman D P, Reid R J, Ayling S M. Phosphorus uptake by plants:from soil to cell[J]. Plant Physiology, 1998, 116(2): 447-453.
[25] Liu H W, Wang H Y, Ma Y B, et al. Role of transpiration and metabolism in translocation and accumulation of cadmium in tobacco plants (Nicotiana tabacum L.)[J]. Chemosphere, 2016, 144: 1960-1965. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.10.093
[26] Das N K, Saha A K, Adhikary P P. Water regimes and phosphorus on dry matter production, root porosity, transpiration and ion uptake of kharif rice (Oryza sativa L.)[J]. Indian Journal of Soil Conservation, 2015, 43(2): 153-158.
[27] Liu J G, Qian M, Cai G L, et al. Uptake and translocation of Cd in different rice cultivars and the relation with Cd accumulation in rice grain[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 143(1-2): 443-447. DOI:10.1016/j.jhazmat.2006.09.057
[28] 邬飞波, 张国平. 植物螯合肽及其在重金属耐性中的作用[J]. 应用生态学报, 2003, 14(4): 632-636.
Wu F B, Zhang G P. Phytochelatin and its function in heavy metal tolerance of higer plants[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2003, 14(4): 632-636.
[29] 辜娇峰, 周航, 贾润语, 等. 三元土壤调理剂对田间水稻镉砷累积转运的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1910-1917.
Gu J F, Zhou H, Jia R Y, et al. Effects of a tribasic amendment on cadmium and arsenic accumulation and translocation in rice in a field experiment[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1910-1917.
[30] Wu Z C, Zhao X H, Sun X H, et al. Xylem transport and gene expression play decisive roles in cadmium accumulation in shoots of two oilseed rape cultivars (Brassica napus)[J]. Chemosphere, 2015, 119: 1217-1223. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.09.099