2025, Vol. 46
2. 河南省地质局地质灾害防治中心, 郑州 450011
, WANG Zhen-bo1 , ZHOU Jian-kang1 , CHENG Hai-kuan2 , LI Chang1 , LIU Hong-en1 , SUI Fu-qing1
, ZHAO Peng1
2. Prevention and Control Center for the Geological Disaster of Henan Geological Bureau, Zhengzhou 450011, China
镉(Cd)是植物生长的非必需金属元素, 对环境和人类健康具有重大威胁[1~3]. 除了成土过程的自然来源, 土壤中的Cd污染主要与人类活动有关[4]. 滥用除草剂、杀虫剂、污水灌溉、工业采矿冶炼以及不恰当的废物处理使得大面积的耕地土壤受到污染, 对粮食安全构成潜在威胁[5~7]. 土壤中的Cd会在作物吸收营养元素的同时进入植物体内, 最终进入食物链, 引起人体健康风险[8, 9]. 因此, 控制农产品中的Cd含量对保障人类健康具有重要意义[10~12].
水稻和小麦是我国主要的粮食作物, 我国存在大面积的麦稻轮作区生产模式, 如成都平原、黄淮海地区和长江平原的麦稻轮作. 麦稻轮作制度的安全生产对粮食安全具有重要影响, 但水稻和小麦Cd超标状况时有发生. 黄淮海部分地区小麦和我国南方稻谷Cd含量超过了国家食品安全标准, 引起了广泛的社会关注, 选择合适的方法去降低作物Cd的积累具有重要意义.
Cd在土壤-植物系统中具有较高的流动性, 容易从土壤转移到籽粒[13]. 土壤环境条件影响植物对重金属元素的吸收[14]. 植物对Cd的吸收取决于土壤Cd的浓度和生物有效性[15]. 土壤pH值和有机质显著影响重金属元素的有效性, 土壤酸化会使土壤有效Cd含量增加, 土壤pH值每降低一个单位, Cd溶解度就会增加3~4倍, 植株根系对Cd的吸收也会增加. 在微碱性条件下Cd有效性会降低, 从而减少植株对Cd的吸收[16, 17]. 此外, 一些金属Mg、Ca、Fe、Zn、Mn和Cu等会与Cd竞争根系表面的吸附位点, 影响Cd的活性[18, 19], 进而降低植物对Cd的吸收.
从植物生理角度来看, 由于Cd不是植物生长的必需营养元素, 植物通常通过对矿质元素的吸收途径完成Cd的吸收[20]. 有研究表明, 植物可以通过Zn、Fe、Mn和Ca等二价金属元素吸收通道完成对Cd的吸收[21, 22]. 例如在缺Fe条件下, 水稻会上调OsIRT1和OsIRT2的表达量, 从而增加水稻对Cd的吸收[23]；在水稻中, OsNramp1和OsNramp5负责Mn的吸收, 同时具有Cd的转运活性, 敲除OsNramp1和OsNramp5会显著降低根系的Cd吸收, 从而降低植株籽粒中的Cd含量, 土壤添加Mn会抑制水稻根系对Cd的吸收[24]；在水稻中, OsCCX2也具有Cd的转运活性. 敲除OsCCX2基因后, 水稻籽粒中Cd含量降低约50%[25]. Zn和Cd在植株中有相同的转运系统, OsZIP5和OsZIP9显示出Cd的转运活性, 过表达OsZIP9会增加水稻籽粒中的Zn和Cd含量[26]. 在小麦中, 过表达OsHMA3会降低籽粒中的Cd含量, 同时增加根和地上部的Zn、Cu和Mn含量[26~28].
研究表明, 与Cd相关的矿质元素被认为是一种经济高效的抑制植物Cd含量的方法[29, 30]. 因此, 本研究旨在从植物对Cd吸收的分子机制研究进展出发, 探索Fe、Mn、Zn和Mg不同二价金属元素对麦稻轮作体系中Cd吸收积累的影响, 通过获得效果较好的重金属阻控剂, 以期为Cd污染农田安全利用提供技术支撑.
1 材料与方法 1.1 试验设计和材料采用盆栽试验模拟麦稻轮作. 本试验于2021年6月至2022年11月在河南农业大学科教园区内进行(113.60°E, 34.87°N). 供试土壤取自于河南省原阳县, 采集耕地表层土壤, 风干, 并通过2 mm的筛网. 基础理化性质为：ω(有机质)25.3 g·kg-1, ω(速效钾)444.7 mg·kg-1, ω(速效磷)15.1 mg·kg-1, pH 8.9, 总Cd未检出. 参考我国现行的对于pH > 7.5的土壤Cd的风险管控值：ω(Cd)为4 mg·kg-1(GB 15618-2018), 考虑到Cd在土壤中的有效性问题, 以CdCl2形式人为添加ω(Cd)为5 mg·kg-1, 每盆装土8 kg, Cd老化30 d后将土壤倒出, 以分析纯试剂FeCl2·4H2O、MnCl2·4H2O、ZnCl2和MgCl2·6H2O形式添加ω(Fe)、ω(Mn)、ω(Zn)各为100 mg·kg-1和ω(Mg)为300 mg·kg-1处理, 各处理用量参考课题组以及前人研究进展[31~35], 每个处理重复3次. 土壤底肥用量为ω(N) 0.20 g·kg-1、ω(P2O5) 0.15 g·kg-1和ω(K2O) 0.20 g·kg-1, 分别为尿素、磷酸二氢钾和氯化钾添加. 氮肥按照基肥和追肥比6∶4施肥, 均以水溶液形式均匀浇入土壤(试剂皆为分析纯).
1.2 小麦和水稻种植2021年11月小麦季试验材料为百农307, 出苗后每盆定株3棵. 在生长期内保持田间持水量60%~70%, 小麦拔节期追施氮肥, 在2022年5月小麦成熟期取样. 2022年5月水稻季试验材料为日本晴, 种植水稻前盆栽土壤淹水7 d, 首先将水稻种子在10% H2O2灭菌30 min, 去离子水清洗5遍, 在潮湿的滤纸上25℃发芽, 3 d之后播种在黑色漂浮网上. 幼苗长到双叶期后转移至1/2 Kimura B营养液生长14 d后, 将长势一致的秧苗于2022年6月初移栽2株到盆中. 整个生育期保持淹水状态, 温度为25~35℃、相对湿度为50%~70%. 10月中旬水稻成熟后取样.
1.3 样品收获小麦和水稻成熟后, 分成根、茎、叶、穗轴、颖壳和籽粒这6个部分取样. 所有样品在105℃杀青30 min后70℃烘至恒重, 记录植株各部位干重并粉碎, 用于元素含量分析.
1.4 Cd含量的测定称取0.20 g样品于消煮管中, 加入5 mL混酸(HNO3-HClO4, 体积比87∶13)过夜预消解, 利用石墨消煮炉(EHD36, Lab Tech Ltd, USA)进行消化, 定容过滤后用ICP-MS(ICAP RQ, Thermo Fisher Scientific Co. Ltd., Waltham, USA)测定Cd含量.
1.5 质量控制所有样品测试过程中, 添加小麦成分标准物质GBW(E)100496进行质量控制, 总体加标回收率为96%~104%, 表明分析测试结果准确可靠.
1.6 数据分析各部位累积量=各部位元素含量×各部位生物量
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植株转移系数(TF)(根-茎、茎-叶、茎-穗轴、穗轴-颖壳和颖壳-籽粒)由后面的部位Cd含量与前面部位Cd含量的比值表示[36].
试验数据采用Microsoft Excel 2021进行处理计算, 采用DPS 2008软件进行单因素方差分析和LSD法进行多重比较, 使用Origin Pro 2021进行作图.
2 结果与分析 2.1 不同金属元素对小麦、水稻生物量的影响小麦和水稻各部位生物量的差异反映了两种作物在相同环境下的不同生长响应. Cd污染土壤条件下, 添加Zn有利于增加两种作物的生物量(表 1). 与对照相比, 土壤施Fe和Mn对小麦和水稻的生物量无明显影响. 土壤施Zn后, 小麦的根、茎、叶、穗轴、颖壳和籽粒生物量分别增加了26%、7%、4%、13%、36%和59%, 水稻的茎、叶、穗轴、颖壳和籽粒生物量分别显著增加了26%、54%、81%、140%和54%；土壤施Mg导致小麦各部位生物量分别显著降低了64%、36%、52%、34%、11%和23%, 水稻各部位生物量分别降低了56%、30%、17%、12%、34%和32%. 在Cd毒害下, 土壤添加Mg并不利于改善小麦和水稻的生长状况.
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表 1 不同金属元素对小麦和水稻生物量的影响1) Table 1 Effects of different metal additions on biomass of wheat and rice |
2.2 不同金属元素对小麦、水稻土壤pH的影响
不同的金属元素添加显著影响麦稻轮作土壤pH(图 1). 对照的土壤pH为8.5左右, 不同金属元素的添加使小麦季土壤pH略低于水稻季, 但仍保持在碱性条件下. 在水稻生长季, 土壤施Mg使土壤pH相对于对照减少了0.33个单位, 而土壤施Fe、Mn和Zn使土壤pH升高了0.03、0.36和0.17个单位.
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小写字母表示统计学显著性差异, Tukey's test, P < 0.05, n=3, 下同 图 1 不同金属元素的添加对小麦和水稻土壤pH的影响 Fig. 1 Effects of different metal additions on soil pH in wheat and rice season |
小麦季土壤有效态Cd含量相对水稻季高, 土壤施Zn能显著降低小麦季和水稻季土壤有效Cd含量(图 2). 与对照相比, 土壤施加Fe使小麦季土壤有效Cd下降20%, 水稻季下降18%, 土壤施Mn使土壤有效Cd在小麦季和水稻季分别下降6%和21%, 土壤施Zn使小麦季和水稻季的土壤有效Cd含量降到最低, 分别较对照下降了29%和26%, 土壤施Mg较对照分别下降19%和16%.
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图 2 不同金属元素的添加对小麦和水稻土壤有效Cd的影响 Fig. 2 Effects of different metal additions on soil available Cd in wheat and rice |
土壤施Zn显著降低小麦和水稻籽粒Cd含量, 尤其使水稻籽粒Cd含量低于国家限定标准0.2mg·kg-1(图 3). 土壤施Fe、Mn和Mg增加了小麦各部位Cd含量, 其中施Mg显著增加了各部位Cd含量, 比对照高出了43%~213%. 土壤施Zn显著降低了小麦根系、叶片、颖壳和籽粒Cd含量, 与对照相比分别降低了16%、15%、7%和41%. 在水稻中, 土壤施Fe与对照相比降低了水稻各部位Cd含量44%、34%、31%、1%、2%和5%. 土壤施Mn和Mg使小麦和水稻各部位的Cd含量均显著增加, 这表明土壤施Mn和Mg在阻控小麦和水稻对Cd吸收方面未能发挥作用. 土壤施Zn降低了水稻根系、茎秆和籽粒Cd含量, 分别比对照降低了16%、12%和23%, 叶片、穗轴和颖壳Cd含量与对照相比分别增加了29%、43%和25%. 除了根系Cd含量, 小麦在不同处理各部位Cd含量均高于水稻.
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图 3 不同金属元素的添加对小麦、水稻各部位Cd含量的影响 Fig. 3 Effects of different metal additions on Cd content in different parts of wheat and rice |
土壤施Zn显著降低了小麦根系、叶片和籽粒Cd累积量, 除根系外, 水稻Cd累积量显著低于小麦(图 4). 除了土壤施Mg在根部和叶片Cd累积量和土壤施Mn叶片Cd累积量低于对照, 土壤施Fe、Mn和Mg在其他部位中增加了小麦植株中Cd的积累. 土壤施Zn降低了小麦根系、叶片、穗轴和籽粒中的Cd累积量, 相对于对照降低了15%、20%、2%和14%, 茎秆和颖壳的Cd累积量有一定程度增加. 土壤施Fe显著降低了水稻根系、茎秆和叶片中Cd累积量, 分别比对照降低53%、34%和15%, 增加了水稻穗轴、颖壳和籽粒中的Cd累积量；土壤施Mn显著提高了水稻茎秆、叶片、穗轴、颖壳和籽粒Cd累积量, 分别显著提高了19%、101%、180%、213%和46%；除了根系, 土壤施加Zn和Mg水稻各部位Cd含量高于对照.
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图 4 不同金属元素的添加对小麦、水稻各部位Cd累积量的影响 Fig. 4 Effects of different metal additions on Cd accumulation in different parts of wheat and rice |
不同金属的添加显著影响了小麦和水稻的Cd分配比例(图 5). 不同金属添加下小麦根部Cd分配比例分别为47%、42%、44%、46%和32%. 与对照相比, 不同金属处理下小麦地上部分配比例增加, Zn处理下籽粒Cd分配比例最低, 说明施加Zn减少Cd向小麦籽粒的转移. 不同处理下水稻Cd主要分配在根部, 分配比例分别为92%、86%、86%、85%和81%. 但是, 与小麦对比, 水稻地上部分, 尤其是籽粒的分配比例显著下降, 分别下降92%、84%、89%、88%和90%. 对比小麦和水稻的Cd分配数据可知, Cd在小麦中向地上部分转移比例更高, 这可能是小麦容易超标的重要原因.
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(a)小麦, (b)水稻 图 5 不同金属元素的施加对小麦、水稻各部位Cd的分配比例的影响 Fig. 5 Effects of different metal additions on the distribution ratio of Cd in different parts of wheat and rice |
土壤施加Zn显著降低了小麦和水稻颖壳-籽粒的迁移系数(图 6). 与对照相比, 土壤施加Fe显著增加小麦根系-茎秆、茎秆-穗轴和颖壳-籽粒的Cd迁移系数, 降低小麦茎秆-叶片和穗轴-颖壳的迁移系数. 土壤施加Mn显著降低了小麦茎秆-叶片、茎秆-穗轴和颖壳-籽粒的迁移系数, 增加了根系-茎秆的Cd的迁移系数. 土壤施加Zn显著降低小麦茎秆-叶片、茎秆-穗轴和颖壳-籽粒的迁移系数. 土壤施加Mg显著增加小麦根系-茎秆、茎秆-叶片和茎秆-穗轴的迁移系数, 会降低穗轴-颖壳的Cd迁移系数. 在水稻季, 施加不同金属元素显著降低茎秆-叶片和颖壳-籽粒的转移, 增加了茎秆-穗轴迁移系数, 土壤施加Fe、Zn和Mg对水稻穗轴-颖壳的Cd的迁移系数无影响.
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图 6 不同金属元素的施加对小麦、水稻各部位Cd迁移系数的影响 Fig. 6 Effects of different metal additions on Cd transfer factor in different parts of wheat and rice |
土壤Cd胁迫阻碍植物发育, 对人类健康构成潜在威胁. 农业生产系统面临着在土壤环境质量降低的情况下保障粮食安全的挑战. 为降低粮食作物Cd的积累, 科研工作者提出了一系列农艺管理措施, 包括低积累品种筛选、作物轮作、种植模式和植物生长调节剂添加等缓解策略[37]. 近年来就植物对Cd的吸收转运的分子机制方面取得了较大进展. Cd主要通过植物对必需矿质元素的吸收转运蛋白进入植物体内, 完成向地上部分的运输, 并最终积累在籽粒中. 水稻Nramp家族、ZIP家族和MTP家族等基因参与了Cd的吸收、转运等过程[38]. 基于以上研究进展, 笔者探索了Fe、Mn、Zn和Mg等二价金属离子的添加对小麦和水稻Cd吸收转运的影响, 以期获得效果较好的钝化材料用于中轻度Cd污染农田的安全利用.
生物量是衡量植物对重金属胁迫耐受性的重要指标. 在本研究中, 施用了微量营养元素促进了Cd污染土壤中小麦和水稻的生长, 同时在土壤中施加Fe和Mn提高了籽粒生物量, 但其增产效果不及Zn的添加. 而施加Mg则显著降低了小麦和水稻的籽粒生物量, 这可能表明土壤中并不缺乏Mg, 因此施用Mg并未带来任何增产效果.
一般来说, 北方石灰性土壤中Cd的植物有效性并不高, 然而北方小麦Cd超标问题时有发生[39]. Cd在土壤中的有效性受多种因素影响, 其中pH是Cd有效性的重要因素[40]. 据报道, 对亚热带土壤进行石灰化处理提高土壤pH 0.50个单位可降低0.76倍土壤Cd有效性, 使籽粒Cd含量降低35.3%[33]. 土壤pH的升高会导致产生带负电荷的吸附位点, 金属阳离子羟基的形成以及Cd的沉淀会导致其有效性下降, 减少作物对其吸收[41]. 此外, pH可直接影响根系对Cd的吸收. 在pH=5.5时, 根系对Cd的净吸收量显著高于在pH=7.0时的吸收量. 本试验表明, 在碱性条件下添加不同二价金属后, 小麦季土壤pH略低于水稻季, 但小麦季土壤有效Cd高于水稻季(图 1和图 2). 有研究表明, 11月土壤pH高于8月土壤pH[42]. 随着麦稻轮作周年变化, 小麦季第一季土壤pH低于水稻季, 但随着轮作周期年份的增加, 水稻土壤在持续淹水条件下碱性阳离子被浸出, 被酸性阳离子取代, 导致土壤pH降低[43, 44]. 在本研究中, 发现添加不同二价金属对小麦季土壤有效Cd的降低效果被高估了, 在淹水条件下的水稻季土壤更有利于Cd的固定.
在相同的土壤条件下, 有报道称小麦籽粒比水稻更容易出现Cd超标的情况. 一方面是因为目前国家标准的设定不同, 即小麦的国家粮食卫生标准是0.1 mg·kg-1, 而水稻籽粒的Cd限量标准是0.2 mg·kg-1. 在植物生理方面, 更多的原因是因为小麦根系具有较强的向地上部转运Cd的能力. 根据本试验的研究结果, 在对照处理中, 小麦根系保留了约45%的Cd, 而水稻根系则保留了90%以上的Cd. 小麦向地上部转运Cd的比例更高, 因此导致了小麦籽粒Cd含量较高的情况. 添加不同金属离子可以显著影响小麦籽粒Cd含量. Fe、Mn和Zn作为植物所需的微量元素, Cd通过阳离子通道或二价阳离子的转运蛋白(如IRT、ZIP和Nramp)进入植物细胞[45]. 本研究中, 添加Zn降低了小麦Cd籽粒部分含量41%, 水稻Cd籽粒部分23%. 籽粒Cd浓度的降低可能是由于Zn竞争性抑制了韧皮部汁液中Cd的负荷. 在含Cd土壤中添加Zn能够抑制Cd的跨膜运输, 包括Cd从木质部薄壁细胞到木质部, 或Cd从韧皮部细胞转运到韧皮部的转运, 从而影响小麦籽粒中金属元素的积累. Cd以离子形式进入籽粒, 而Zn通过竞争跨膜运输减少植株对Cd的吸收转运. 在土壤中, Zn与Cd竞争根系表面的结合位点, 在含Cd土壤中添加Zn可以使Zn与Cd在根细胞膜上竞争运输, 从而减少Cd的积累. 在本研究中, Mn和Fe的添加未能显著降低作物籽粒Cd含量. 有研究表明, 土壤施用MnSO4能有效降低小麦籽粒中Cd含量, 降低受污染土壤中的Cd生物有效性, 最终使小麦中的Cd吸收量降低了26%~50%[46, 47]. 在土壤中施Fe也能降低水稻中Cd的转运, 不同的Fe添加方式均能降低小麦籽粒Cd含量[48]. 然而. 在本试验中添加Fe和Mn并没有显著降低籽粒Cd含量, 可能是因为在氧化还原过程中, Mn和Fe的还原使S2-结合掉, 导致保持淹水状态下S2-结合的Cd减少, 增加了植物对Cd的吸收. 此外, 本研究发现土壤施Mg显著增加了作物中Cd含量, 降低了土壤pH. 有研究表明, 施用Mg可以降低小麦籽粒Cd含量, 但超过国家食品Cd污染限量标准, 这可能与未找到与Cd和Mg相关的转运蛋白有关[49]. 另外, 在水稻中发现外源添加Mg对Cd的阻断作用主要发生在植物体内, 而不是主要发生在土壤中. 此外, 外源施加Mg使土壤pH在熟化期开始显著降低, 这与本研究的结果一致. 这两者进一步说明Mg对Cd的作用可能不仅仅取决于pH, 可能还存在其他机制, 因此, 添加Mg对Cd影响的机制需要进一步研究.
4 结论(1) 小麦季施加不同二价金属降低Cd有效性的效果被高估, 水稻季土壤有效Cd含量低于小麦季.
(2) Cd污染土壤上施用Zn能够明显增加小麦和水稻生物量, 降低小麦和水稻籽粒Cd含量和积累量.
(3) 本试验条件下, 土壤添加Fe、Mn和Mg金属元素并未使小麦和水稻籽粒Cd浓度低于国家食品卫生标准, 仅在Zn处理下水稻籽粒Cd含量低于国家标准.
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