2024, Vol. 45
2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
近年来我国工业高速发展, 耕地及农产品受重金属镉（Cd）污染问题日渐突出[1]. 根据2014年国土资源部发布的《全国土壤污染状况调查公报》, 我国农田重金属以Cd污染最为严重, Cd污染土壤点位超标率达7.0%[2]. Cd具有较强毒性, 长期食用Cd污染小麦产品会严重威胁人体健康, 近年来我国华北地区发生多起小麦籽粒Cd超标事件[3]. Cd在人体肾脏中半衰期为10 ~ 30 a[4], 即使在低剂量Cd长期暴露的情况下, 同样也对人体健康造成伤害[5]. 据统计小麦贡献北方人群总膳食Cd摄入的29.8%[6], 因此对北方小麦Cd污染的有效防治对于保障区域粮食安全和人体健康具有重要意义.
锌（Zn）与Cd处于同一副族, 具有相似的物理化学性质, 与Cd存在竞争关系[7~9]. 很多人在生产实践中利用这两种元素的竞争关系来降低小麦籽粒中Cd含量[10]. 部分温室试验指出施加Zn肥可有效降低小麦Cd富集[11~13], 但其在大田应用存在不确定性[14]. Zhou等[15]研究发现施加不同含量Zn后小麦籽粒Cd含量出现降低和不变两种情况. Sarwar等[16]通过盆栽试验发现在中碱性土壤施Zn不能降低小麦籽粒中Cd含量. Nan等[17]和牛硕等[18]研究发现小麦中Cd含量会随着Zn施用量的增加而增加. 牛硕等[18]研究还指出在大田中施加Zn肥能显著降低土壤Cd / Zn, 且施Zn对小麦籽粒Cd含量的效应随土壤Cd / Zn降低从拮抗作用变为协同作用. 当前通过施加Zn来治理北方碱性土壤小麦Cd污染的措施尚不够科学完善.
基于此, 本研究针对北方碱性农田土壤, 通过盆栽试验研究不同Zn水平下小麦幼苗Zn和Cd含量差异, 以及Zn在土壤-小麦幼苗体系中土壤Zn / Cd对小麦幼苗吸收和转运Cd能力的影响, 以期为我国北方地区碱性土壤治理小麦Cd污染提供合理科学参考.
1 材料与方法 1.1 供试土壤供试土壤采自河南省济源市（112°01' ~ 112°45'E, 34°53' ~ 35°16'N）某村农田表层（0 ~ 20 cm）土壤. 采集的土壤经过自然风干后, 剔除杂物并混合均匀, 再研磨过筛保存. 土壤类型为潮土. 供试土壤理化性质见表 1.
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表 1 土壤理化性质 Table 1 Soil physical and chemical properties |
供试土壤ω（Cd）平均值为1.55 mg·kg-1, 严重超过农田Cd污染风险筛选值[0.6 mg·kg-1（GB 15618-2018）].
1.2 盆栽试验盆栽试验在济源市某温室内进行. 每个处理施加不同含量的硫酸锌（ZnSO4·7H2O）, 施加Zn2+梯度设置为：0、25、50、75、100、125、150、175、200和225 mg·kg-1（分别对应施加ZnSO4·7H2O：0、31.3 × 103、62.7 × 103、95.5 × 103、12.7 × 104、15.8 × 104、19.1 × 104、22.2 × 104、25.4 × 104和28.5 × 104 kg·km-2）, 共10个梯度, 分别标记为Z0、Z25、Z50、Z75、Z100、Z125、Z150、Z175、Z200和Z225, 每个梯度设置3次重复, 其中Z0为对照（CK）, Z25、Z50和Z75为低用量组（L组）, Z100、Z125和Z150为中用量组（M组）, Z175、Z200和Z225为高用量组（H组）. 将供试土壤和对应含量的ZnSO4·7H2O按比例混合均匀后装入塑料盆（直径16 cm, 高17 cm）中, 每盆装入2 kg混合后土壤, 稳定后每盆中施加0.2 g·kg-1 N、0.09 g·kg-1 P2O5和0.08 g·kg-1 K2O并翻土混匀.
供试小麦品种为“济麦22”, 为当地种植优势品种. 播种前, 小麦种子经消毒、清洗, 再用蒸馏水和去离子水各清洗5遍, 然后在实验室将种子催芽. 待小麦发芽后, 在不同的处理组盆中分别播种小麦种子24粒. 小麦生长过程中, 各处理随机排列. 培养15 d后按不同处理分别收集盆栽土壤样品和小麦幼苗样品.
1.3 测定指标与方法 1.3.1 样品收集记录每盆盆栽出苗率和每株小麦幼苗株高, 并计算各处理的平均出苗率和平均株高. 采集的小麦幼苗样品用去离子水冲洗干净并吸干水分, 将鲜样在105℃烘箱杀青30 min后, 再调至65℃烘至恒重, 将小麦幼苗分为地上部和地下部, 分别称量干重. 植物样品粉碎过100目筛保存待测. 土壤样品经自然风干后, 分别过2 mm及0.149 mm筛保存待测.
1.3.2 化学分析采用HNO3-HClO4法消解植物样品[19], HCl-HNO3-HF-HClO4四酸法消解土壤样品测量土壤重金属全量[20], 土壤有效态Cd采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）进行提取. 应用ICP-MS（NexION 300, Perkin Elmer, 美国）及ICP-OES（Prodigy7, Leeman, 美国）分别测定样品Cd及Zn含量, 测定过程采用标准物质（GSB-24和GSS-18）进行质量控制, 测得回收率在92.4% ~ 108.6%.
土壤pH采用电极法测定, 土水比为1∶2.5；土壤阳离子交换量（CEC）采用三氯化六氨合钴浸提⁃分光光度法测定；土壤总有机碳（TOC）利用（银杯法元素分析仪）测定.
1.4 数据分析小麦幼苗Cd富集系数（bioconcentration factor, BCF）反映小麦幼苗从土壤富集Cd的能力, 可在一定程度上消除环境本底值造成的影响[21], 计算公式如下：
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(1) |
式中, Cunderground和Csoil分别表示小麦幼苗地下部Cd含量（mg·kg-1, 以DW计）和土壤Cd含量（mg·kg-1）.
小麦幼苗Cd转运系数（translocation factor, TF）用于表征小麦幼苗自身转运Cd的能力以及Cd分布规律[22, 23], 计算公式如下：
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(2) |
式中, Caboveground和Cunderground分别表示小麦幼苗地上部和小麦幼苗地下部中Cd含量（mg·kg-1, 以DW计）.
应用单因素分析（ANOVA）进行显著性检验并采用Duncan法（P < 0.05）进行检验. 使用Origin 2022、SPSS Statistics 26进行数据统计、分析与制图.
2 结果与讨论 2.1 土壤施加不同含量Zn肥后土壤理化性质如表 2所示. 不同含量Zn肥可以显著改变土壤pH, 与CK相比, M组和H组的pH分别显著下降0.669%和1.07%；但施加Zn肥并不能显著提高各处理CEC；相反施Zn后, 各处理TOC与CK相比均有所下降, 且Zn可以显著降低L组和M组的TOC.
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表 2 不同施Zn处理组下土壤理化性质1） Table 2 Soil physicochemical properties under different Zn application treatment groups |
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表 3 不同施Zn处理组下小麦幼苗生长特性1） Table 3 Growth characteristics of wheat seedlings under different Zn application treatment groups |
施加不同含量Zn肥后土壤Cd和Zn含量如图 1所示. 与CK相比, 施加Zn肥后各处理组总Cd含量均有所下降, 下降幅度从高到低依次为L组、H组和M组, 变化幅度在2.82% ~ 3.04%；而各处理组有效态Cd含量间变化幅度较小, 其中L组和M组分别下降2.47%和0.878%, H组则上升2.77%, 这是因为高Zn水平下, Zn2+会置换被土壤胶体吸附的Cd2+, 导致土壤中游离Cd2+增加[24]；此外本研究施加Zn肥含SO42-能与土壤中Cd2+形成CdSO4络合物, 也会使土壤有效态Cd含量增加[25]. 各处理组土壤Zn含量随施加Zn肥的含量增加而逐渐增加, 且变化幅度较土壤Cd含量变动大, 施加Zn可以显著提高各处理组总Zn和有效态Zn含量, 其中H组中施Zn量为225 mg·kg-1时, 可同时最大程度达到显著提高土壤总Zn和有效态Zn含量的效果.
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不同大写字母表示不同处理组之间具有显著差异, 不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异（P < 0.05） 图 1 施加不同含量Zn处理后土壤Cd和Zn的总量和有效态含量 Fig. 1 Total and effective state contents of soil Cd and Zn after treatment with different concentrations of Zn applications |
不同施Zn处理组小麦幼苗生长特性如表 3所示. 小麦幼苗地上部和地下部干重均随施Zn量的增加而增加, L组和M组与对照相比对小麦生物量累积有抑制作用, H组则促进地上部、地下部干重增加；施加Zn后, L组株高较对照下降1.76%, 而M组和H组分别增长2.94%和9.41%；与CK相比, 各处理组出芽率均降低, 其中M组下降幅度最大为11.9%. 施加不同含量Zn肥对小麦幼苗生长无显著影响.
图 2（a）表示不同Zn处理下小麦幼苗地上部和地下部Cd含量变化情况. 施Zn不能显著降低地上部Cd含量, 各组较CK下降幅度在14.2% ~ 32.1%, M组地上部ω（Cd）最低, 为0.771 mg·kg-1, 且M组中施Zn量为150 mg·kg-1时, 相较于CK下降幅度最大, 为55.2%；不同处理组地下部Cd含量在Zn的作用下均能显著降低, 变化幅度在30.6% ~ 41.5%, 其中地下部Cd含量在施Zn量为150 mg·kg-1时, 降低53.5%. 小麦吸收Zn2+和Cd2+由根细胞质膜中相同运输系统介导[26], 根际Cd2+与Zn2+形成竞争关系, 同时Zn2+能抑制小麦吸收Cd2+相关蛋白的表达, 从而抑制小麦根部对土壤Cd2+吸收[15]. 如图 2（b）所示, 小麦幼苗地上部和地下部Zn含量均随施Zn量增加而增加, Zn肥能显著提高H组地上部和地下部Zn含量, 其中当施Zn量为225 mg·kg-1时, 相较于CK可最大程度显著提高地上部和地下部Zn含量, 此施肥量下, 小麦幼苗地上部和地下部Cd含量分别下降10.7%和40.0%. 由图 2（a）可知, 小麦幼苗地下部和地上部Cd含量具有明显差异, 这是因为小麦自身对Cd有一定防御机制, 当Cd2+被根系细胞及组织吸收后, 再被转运到地上部的过程中, 会和细胞壁、质膜、液泡和木质部中的蛋白质、多糖等物质形成螯合物滞留在根部[27, 28], 此外该过程受PME14、ZIP、HMA3和PCS1等多种基因调控[29].
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不同大写字母表示不同处理组之间具有显著差异, 不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异（P < 0.05） 图 2 施加不同含量Zn处理后小麦地上部和地下部Cd和Zn含量 Fig. 2 Cd and Zn contents of wheat aboveground and underground after the application of different Zn concentrations |
图 3（a）表示施加不同含量Zn后小麦幼苗地下部对Cd的BCF变化情况. 与对照相比施Zn各处理组BCF均有不同程度显著降低, Zn可以抑制Cd在土壤-小麦幼苗体系的转移效率, 其中L组和M组下降幅度均为28.8%, H组下降幅度最大, 为39.6%, 施Zn（除施用量为25、100和125 mg·kg-1）能显著降低BCF, 其中M组中施Zn量为150mg·kg-1时下降幅度最大, 为50.3%. 图 3（b）表示施加不同含量Zn后小麦幼苗地下部Cd向地上部运输的TF变化情况, 由图可知随着Zn施用量逐渐增加TF呈现先增大后降低再增大的变化趋势, M组TF最低, 为0.272, 与CK相比下降幅度为0.376%, 相反H组和L组分别增长41.7%和28.1%. 当施Zn量低于或高于M组对应的施Zn量时, Zn从降低地下部小麦Cd向地上部的转移变成促进, 其中只有M组中施Zn量为125 mg·kg-1时, TF下降幅度最大为14.6%.
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不同大写字母表示不同处理组之间具有显著差异, 不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异（P < 0.05） 图 3 施加不同含量Zn处理后小麦地上部对Cd的BCF和TF Fig. 3 BCF and TF of Cd in wheat aboveground after the application of different concentrations of Zn treatments |
有研究指出, 在根部同时存在两个机制来介导小麦幼苗对Cd2+的吸收, Zn2+与Cd2+在土壤和根部表面形成拮抗竞争关系, 直接抑制小麦幼苗对Cd2+的吸收；其次是Zn2+下调根部TaNramp5（内流转运基因）和TaLCT1转运蛋白基因（低亲和力阳离子通道）的表达, 这有助于减少根部对Cd2+的吸收[24, 30]；与此同时小麦幼苗体内产生Zn2+相关的转运载体促进Zn2+在小麦体内由下至上的运输, 由于Zn2+与Cd2+共用转运体, 一定程度加剧Cd2+从小麦幼苗地下部被运输到地上部[31]. 低Zn用量下小麦幼苗富集能力下降但转运能力提升, 这可能与土壤-根部介导吸收机制和小麦体内运输机制有关；当继续增加Zn用量（达到本研究M组用量水平）, Zn继续抑制土壤Cd向地下部富集, 同时地下部Cd被抑制向地上部转移, 此时小麦幼苗的TF和地上部Cd均为最低；随着Zn不断施加, BCF继续降低, TF则由降低变为上升, 这是因为高Zn水平下, Zn-Cd间在土壤-根部界面竞争增强, BCF进一步下降, 但此时小麦根部吸收的Zn2+形成Zn-磷酸盐络合物存在于根部的液泡中, 导致小麦根部细胞中游离态Cd2+含量增加, 促进Cd2+向地上部转运[16], TF随之增加, 最终导致H组地上部Cd较M组增加17.5%.
夏亦涛[32]的研究指出小麦籽粒Cd含量与小麦幼苗转运Cd的TF呈显著正相关, 且苗期小麦TF一定程度能反映小麦成熟期籽粒Cd累积特征. 苗期小麦对环境因子最为敏感[33], 苗期试验来进行小麦籽粒Cd低积累品种筛选以及最佳生理阻控剂选择, 具有时效短、条件可控和经济等优点[12]. 碱性土壤会导致Zn-Cd竞争作用减弱, 若不断提升施Zn量, 由于过量SO42-导致根际Cd有效性增加[34], 导致小麦加强对Cd的吸收和富集. 治理碱性土壤小麦种植区Cd污染, 苗期控制小麦对Cd富集极为关键.
2.4 Zn-Cd交互关系土壤Zn / Cd与小麦幼苗地上部、地下部Cd含量变化关系如图 4所示. 施加Zn肥可以显著提高土壤Zn / Cd水平, L组较对照土壤Zn / Cd显著提高129%, 对应地上部Cd含量降低14.2%, 当施Zn量达到M组乃至H组水平, 施Zn却不能显著降低地上部Cd含量.
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**表示1%的显著性水平, 下同 图 4 土壤Zn / Cd与小麦地上部和地下部Cd含量的关系 Fig. 4 Relationship between soil Zn / Cd and aboveground and underground Cd content in wheat |
图 4（a）所示, 当施Zn逐渐提高土壤Zn / Cd水平, 地上部Cd含量从下降趋势逐渐转变为上升趋势. 当不添加Zn时, 土壤Zn / Cd均小于50, 地上部ω（Cd）平均值为1.14 mg·kg-1；当土壤Zn / Cd为50 ~ 100时, 地上部ω（Cd）平均值为0.971 mg·kg-1, 土壤Zn / Cd与小麦Cd含量之间呈负相关关系, 这与王天齐等[35]研究的结论一致；当土壤Zn / Cd为100 ~ 150时, 地上部ω（Cd）平均值继续降低到0.858 mg·kg-1；逐渐增加Zn施用量, 土壤Zn / Cd达到150 ~ 200区间时, 地上部ω（Cd）平均值继续降低到0.858 mg·kg-1, Zn-Cd拮抗作用增强, 从而降低地上部对Cd富集；当土壤Zn / Cd超过200, 地上部ω（Cd）平均值则升高至0.952 mg·kg-1. 逐步提高Zn施用量, Zn降Cd效应会逐步变成促进, 从而提升小麦幼苗地上部Cd含量, 再继续增加施Zn量反而使地上部加强对Cd的富集, Zn-Cd交互关系从拮抗作用转变成协同作用, 这与牛硕等[18]的研究结论一致.
由图 4（b）可知, 随着土壤Zn / Cd提高, 地下部Cd含量持续下降. 当土壤Zn / Cd < 50时, 地下部ω（Cd）平均值为4.18 mg·kg-1；当施Zn增加土壤Zn / Cd至50 ~ 100和100 ~ 150区间时, 地下部ω（Cd）平均值均为3.02 mg·kg-1, 较CK下降27.8%；继续提高土壤Zn / Cd至150 ~ 200区间, 地下部ω（Cd）平均值降低至2.38 mg·kg-1, 较上一个区间下降21.2%；当土壤Zn / Cd超过200, 地下部ω（Cd）平均值达到2.24 mg·kg-1, 较上一个区间下降5.88%. 随着土壤Zn / Cd逐渐增加, 地下部Cd含量整体呈现下降趋势, Zn-Cd在根部一直表现为拮抗作用, 但是随着土壤Zn / Cd显著增加, 地下部Cd含量下降幅度逐渐减缓, 拮抗作用逐渐减弱, Sanaeiostovar等[36]的研究指出在较高Zn水平下, 小麦幼苗根系中过氧化氢酶（CAT）和抗坏血酸过氧化氢酶（APX）的活性提升.
土壤Zn / Cd与小麦幼苗对Cd富集转运的关系如图 5所示, 其中图 5（a）为土壤Zn / Cd与小麦幼苗对Cd的BCF, 图 5（b）为土壤Zn / Cd与小麦幼苗对Cd的TF. 土壤Zn / Cd < 50, BCF和TF均值分别为3.45和0.272；当土壤Zn / Cd为50 ~ 100, BCF和TF均值分别为2.64和0.334；当土壤Zn / Cd增加到100 ~ 150, BCF和TF均值分别为2.61和0.286. 由图 5可知当土壤Zn / Cd处于50 ~ 150区间时, 逐渐增加土壤Zn / Cd, BCF和TF大体均呈现逐步降低趋势, Zn-Cd作用在土壤-根部和小麦幼苗体内均表现为拮抗作用；持续增加Zn使土壤Zn / Cd超过150时, Zn-Cd作用继续抑制土壤Cd向地下部富集, 相反促进地下部Cd向地上部转移, 这是因为小麦体内为吸收更多Zn2+而产生相应的转运体, 同时促进Cd2+在小麦体内向地上部的转运[31].
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图 5 土壤Zn / Cd与小麦对Cd的BCF及TF的关系 Fig. 5 Relationship between soil Zn / Cd and BCF & TF of wheat in response to Cd |
Chaney等[37]的研究指出当土壤Zn / Cd水平处于100时, 小麦中可食用部分能维持较低Cd水平, 但本研究发现当土壤Zn / Cd水平达到161时, 小麦幼苗地上部Cd水平最低. 除此之外Yang等[38]的研究表明土壤Zn / Cd超过120, 可以显著降低小麦籽粒Cd超过国家标准（0.1 mg·kg-1, 以DW计, GB 2762-2005）的风险, 由此可知土壤Zn / Cd与小麦Cd含量之间关系存在不确定性. 本研究中小麦种植区土壤Zn / Cd水平较低, 约为28.9, 且李艳玲等[20]的研究表明研究区部分地区小麦超标率达100%, 根据当地土壤特性以及施肥习惯, 施加Zn肥194 mg·kg-1（大约为24.6 × 104 kg·km-2 ZnSO4·7H2O）, 才能达到最大程度降低小麦Cd含量的效果. 这是因为当地土壤为碱性, 施加的部分Zn被固定导致Zn-Cd间拮抗作用降低, 降Cd效果不佳；但施加过多Zn肥, Zn-Cd间协同作用则会促进小麦富集更多Cd, 达不到降Cd目的.
3 结论通过盆栽试验发现, 施加不同含量Zn可以不同程度降低小麦幼苗Cd含量, 且Zn-Cd交互作用会随土壤Zn / Cd变化而改变. 当土壤Zn / Cd < 150, Zn-Cd在土壤-根部和小麦幼苗体内均表现为拮抗作用；当施Zn过量使土壤Zn / Cd > 150, Zn-Cd在小麦幼苗体内转变为协同作用. 鉴于本研究小麦种植区土壤为碱性, 建议施加Zn肥194 mg·kg-1, 可以最大程度降低小麦地上部Cd含量. 综上, 结合小麦种植地土壤理化性质, 在小麦苗期通过施加适量的Zn肥, 可以有效降低小麦Cd富集.
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