不同水稻品種的鎘吸收特性

毛亞西，符建榮，馬軍偉，鄒 平，雷廷海，李 歡，李袁瑋，黃益孝，王玲莉

(1.浙江農林大學 環境與資源學院，浙江 杭州 311300； 2.浙江省農業科學院 環境資源與土壤肥料研究所，浙江 杭州 310021)

鎘(Cd)是生物毒性最強的重金屬元素。鎘污染不僅影響水稻生長發育和代謝活動[1-2]，影響水稻產量，還會在水稻體內大量富集[3-4]，并通過食物鏈進入人體[5-6]。浙江是水稻主產區，水稻是當地主要的糧食作物，也是具有鎘高積累風險的植物，由稻米鎘積累引起的食品安全風險受到高度關注。不同水稻品種對重金屬的吸收存在顯著差異[7-9]。殷敬峰等[10]指出，常規稻中鎘、鋅、銅含量差異并不明顯，但在雜交稻中，三系雜交稻的糙米鎘含量極顯著高于二系雜交稻，二系雜交稻糙米中鋅含量顯著高于三系雜交稻。不同遺傳背景的水稻品種糙米中鋅、鎘含量也存在明顯差異，Liu等[11]和Oliver等[12]認為鎘在水稻不同器官中的分配與水稻品種密切相關；所以，在水稻品種選育過程中應注意培育耐鎘品種。關于水稻對鎘的吸收轉運能力，Nocito等[13]研究表明，進入植物體中的Cd在根中的富集量在49%～79%，胡瑩等[14]研究顯示，根中鎘含量并不能決定稻米中鎘含量，還須考慮莖和稻米對Cd的轉運能力。本研究在大田進行鎘脅迫試驗，以便在當地的自然條件下研究4種水稻品種對鎘的吸收積累轉運特性，為選育低積累水稻品種及保證稻米的安全生產提供較為可靠的理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本研究于2015年在分別位于寧海縣、溫嶺市、紹興市的浙江省農業科學院試驗基地上進行。供試土壤類型按中國土壤發生分類系統劃分[15]，分別為黏質脫潛水稻土(紹興)、涂泥潴育水稻土(寧海)和涂泥滲育水稻土(溫嶺)，供試水稻品種分別為秀水134(XS)、嘉禾218(JH)、春優84(CY)和甬優538(YY)。不同試驗地點采用的水稻品種及供試土壤理化性質如表1所示。

1.2 試驗設計

為了與大田試驗環境條件保持一致，開展PVC塑料框盆栽微區試驗，即將塑料框直接布置于試驗區大田中。試驗塑料框的長、寬、高分別為40、30、20 cm，每個塑料框內種植4株水稻。預將少量試驗點供試土壤與高濃度CdCl2溶液混合，制成母土。稻田灌水之后，將母土置于試驗塑料框內與深度接近15 cm的原始土壤混勻，靜置7 d，使母土和當地土壤達到均衡。本試驗共設置1個對照和3個處理，分別記為CK、T1、T2、T3，其中，CK為原始土壤。每個處理4個重復。框內土壤添加外源鎘后，在水稻季試驗結束后土壤實際總鎘含量見表2。試驗結束后，將塑料框連同框內植株和土壤一起從田間移走，集中處理，以免污染農田。

1.3 樣品采集和樣品Cd的測定

表1 供試土壤理化性質Table 1 Physiochemical properties of tested soils

OM，有機質；TN，全氮；CEC，陽離子交換量。
OM，Organic matter; TN，Total nitrogen; CEC，Cation exchange capacity.

表2 供試土壤添加外源Cd后土壤中實際Cd濃度Table 2 Actual Cd concentration of in tested soil after addition of exogenous Cd mg·kg-1

試驗植株樣品在于2015年10月份水稻成熟期采集，植株樣品先后用自來水、蒸餾水洗凈，然后按照根、莖葉和稻谷三部分用網袋分裝。稻谷經風干后用研缽研磨，制備糙米樣品備用。莖葉和根樣品經110 ℃殺青后，在70 ℃烘干至恒重，磨碎，過60目篩。土壤樣品在水稻種植前及收獲后采集，所有土壤樣品自然風干，挑出雜質，分別過10目和100目篩。土壤和植株樣品鎘含量的測定采用HNO3濕法消解，土壤有效態Cd采用0.11%(體積分數)醋酸提取，所有浸提液均用ICP-MS測定。

1.4 數據處理與分析

利用Microsoft Excel 2007和SPSS 19.0進行數據整理分析。

2 結果與分析

2.1 添加外源鎘后試驗區土壤有效態Cd含量變化

Cd在環境中的生物有效性和毒性除了與Cd全量有關外，還取決于重金屬形態，外源鎘進入土壤后，通過吸附、沉淀、絡合等反應，可分為交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態、殘留態，其中前4種可以被植物吸收，又稱有效態，有效態含量可以作為植物吸收重金屬難易的指標。如表3所示，隨著外源Cd濃度的增加，各處理土壤有效態Cd含量也相應增加。在不同鎘濃度下，黏質脫潛水稻土有效態Cd含量占土壤全量的21%～23%，涂泥滲育水稻土有效態Cd含量占土壤全量的33%～35%，涂泥潴育水稻土有效態Cd含量占土壤全量的24%～34%。土壤有效態鎘含量會直接影響水稻不同部位Cd的富集量與轉運能力。

2.2 不同鎘濃度下水稻不同部位Cd含量差異

如表4所示，同一水稻品種隨著鎘濃度增加，糙米中鎘含量亦呈現遞增趨勢，供試4個水稻品種在CK條件下，稻米中Cd含量均未超過國家食品衛生限定標準[16]。在黏質脫潛水稻土上，甬優538在各供試鎘濃度下稻米中Cd含量均未超標(≤0.2 mg·kg-1)，春優84在T3處理下(土壤實際Cd含量為1.41 mg·kg-1)，稻米中Cd含量超標。在各供試Cd濃度下，甬優538稻米中Cd含量均低于春優84，說明在黏質脫潛水稻土上甬優538稻米中鎘低積累特性更為突出。黃維[17]采用盆栽試驗研究了5種雜交稻和常規稻在鎘脅迫下大米中的鎘含量，發現甬優538大米中鎘含量隨外源Cd含量增加增幅最小，且耐鎘性能較好。在涂泥滲育水稻土上，嘉禾218在T2處理下(土壤實際Cd濃度為0.91 mg·kg-1)，稻米中Cd含量即超過國家食品衛生標準。在涂泥潴育水稻土上，秀水134在T1處理下(土壤實際Cd濃度為0.52 mg·kg-1)，稻米中Cd含量超標。在本試驗條件下，除秀水134在T1水平下外，其他3個水稻品種在CK及T1處理下糙米中Cd含量均未超過食品安全國家標準規定，而在T1處理條件下各供試土壤的全Cd含量均已超過土壤環境質量標準(GB 15618—1995)[18]，表明試驗所選水稻品種均具有一定的低積累特性。

觀察4個水稻品種在不同鎘脅迫濃度下稻米中Cd含量變化發現，稻米中Cd含量在T1處理下富集最快，隨著土壤中Cd濃度的進一步增加，稻米吸收積累Cd的速度放緩，這說明稻米對Cd的吸收積累并不是沒有限度的。當土壤Cd含量超過一定值時，稻米吸收積累Cd的能力會隨著Cd含量的增加而減弱。在本試驗中，當土壤Cd濃度達到0.52～0.57 mg·kg-1時，稻米吸收積累Cd的速度即已放緩。

表3 供試土壤有效態鎘含量Table 3 Available cadmium concentration in tested soil mg·kg-1

同列數據后無相同小寫字母的表示差異顯著(P<0.05)。下同。
Data followed by no same letters within the same column indicated significant difference atP<0.05. The same as below.

不同品種水稻根和地上部的Cd含量見表5。隨著鎘濃度的增加，水稻根和地上部的鎘含量也相應增加。在黏質脫潛水稻土上，在CK、T1處理下，甬優538根中Cd含量低于春優84，在T2、T3處理下，春優84根中富集的Cd含量反而少于甬優518，這與稻米中Cd含量表現出一定的差異。就地上部Cd含量而言，各處理條件下，春優84始終高于甬優538，這與稻米中Cd含量的表現一致。在涂泥滲育水稻土上，嘉禾218根與地上部Cd含量增加幅度在T1～T3處理下都表現出逐漸上升的趨勢，與稻米Cd含量表現一致。在涂泥潴育水稻土上，秀水134根和地上部在土壤實際Cd濃度為0.52 mg·kg-1時富集Cd的速度最快，特別是秀水134根中Cd含量在CK～T1水平下迅速從0.66 mg·kg-1增加至4.32 mg·kg-1，這是稻米Cd含量在T1水平下超標的重要原因。

對比表4和表5發現，水稻不同部位中Cd含量總的趨勢是根>地上部>稻米。劉侯俊等[19]研究提出，根系和莖葉中Cd 的累積量占植株總Cd 量的 98%以上，根部Cd含量較高，這既可能成為水稻地上部分Cd積累的源，也可能是通過根部積聚成為向地上部分轉移的屏障。

2.3 不同鎘濃度下各水稻品種的鎘轉運系數

土壤中的鎘被根吸收后，一部分留在根部或者排出體外，一部分在植物體內由下而上轉運。Fujimaki等[20]認為，鎘從土壤轉移到水稻籽粒中包括如下過程：1)從土壤中被吸收進入根組織中的共質體；2)流向木質部或在根細胞中被封存；3)向地上部的木質部運輸；4)在莖節中的木質部-韌皮部轉移；5)韌皮部轉移進入籽粒；6)后韌皮部運輸并在籽粒中累積。過程1、2、4、6是跨膜運輸，可能受到重金屬載體的調節，過程4中木質部-韌皮部的轉移應該是鎘在水稻中轉移的關鍵步驟。

重金屬轉運系數是水稻地上部轉運重金屬的評價標準，轉運系數越大，表示水稻轉運重金屬的能力越強。稻米吸收積累的鎘含量與根和莖的轉運能力有直接關系。如表6所示，水稻不同部位轉運系數存在極大差異，根/土轉運系數大于1，說明Cd更容易富集在根部。莖(地上部)/根和米/莖轉運系數小于1，說明重金屬Cd進入作物地上部分后具有一定的稀釋效應。在黏質脫潛水稻土上，從根/土、莖/根轉運系數上看，春優84>甬優538(T3處理下根/土除外)，這說明較低的根/土、莖/根轉運能力在一定程度上限制了土壤中Cd向甬優538地上部的轉運和在籽粒中的積累，這可能是甬優538稻米中Cd含量小于春優84的一個重要原因。在涂泥滲育水稻土上，嘉禾218在CK～T3處理水平下根/土轉運系數呈緩慢增加趨勢，且在T1～T3處理下維持在5以上，而莖/根、米/莖轉運系數則是先升后降。在涂泥潴育水稻土上，秀水134根/土轉運系數在CK～T3處理水平下表現為先上升后下降，莖/根、米/莖轉運系數則表現為先降后升，在T1～T3水平下，根/土轉運系數為6.72～9.08，莖/根轉運系數在0.46～0.54，均高于相同處理下的其他水稻品種，其稻米Cd含量在相同處理下也高于其他品種。由此可以推斷，不同品種水稻稻米中Cd的積累與根部吸收Cd及根部Cd向地上部分轉移的能力相關，根/土、莖/根轉移系數能夠在一定程度上表征稻米中Cd的積累差異。

表4 不同水稻品種糙米中的Cd含量Table 4 Cd content in rice grain of different rice varieties mg·kg-1

表5 不同水稻品種根和地上部的Cd含量Table 5 Cd content in root and shoot of different rice varieties mg·kg-1

表6 不同水稻品種各部位轉運系數Table 6 Cd transfer coefficients of different rice varieties

2.4 試驗區土壤Cd安全臨界值探討

我國的土壤類型多樣，不同地區的土壤理化性質差異大，作物種類千差萬別，國內外各研究者基于不同區域得出的研究結果通常并不具有普遍性的指導意義，特別是用現有的國家土壤環境質量的統一標準難以對水稻產地土壤重金屬污染效應作出符合客觀實際的評價，對重金屬污染土壤的控制與農產品安全生產的指導性不強。因此，迫切需要依據土壤理化特性及水稻品種特性，研討基于稻米安全生產的土壤重金屬限量值。本試驗針對所選的3種水稻土類型，通過稻米鎘含量與土壤中鎘含量的對應關系，篩選相關模型，然后根據食品安全國家標準(GB 2762—2017)，提出試驗區水稻安全生產土壤Cd臨界值。試驗結果初步表明，稻米中的Cd含量與土壤Cd全量之間的關系可用直線回歸方程擬合，相關性均達顯著(P<0.05)水平(表7)。由于本試驗所選用的4個水稻品種均具有Cd低積累特性，因此其安全生產的土壤Cd臨界值均高于現行的土壤環境質量標準(GB 15618—1995)限量值。不同水稻品種表現為甬優538>春優84>嘉禾218>秀水134，不同土壤類型表現為黏質脫潛水稻>涂泥滲育水稻土>涂泥潴育水稻土。范中亮[21]通過模擬，并基于國家大米中重金屬限量標準，推算出潮土和水稻土安全臨界值為1.63、0.74 mg·kg-1，李志博等[22]推算出在pH為6和7時，土壤的安全臨界值分別是0.79、1.49 mg·kg-1。但要指出的是，本研究取得的結果都是在特定試驗條件下得到的，鑒于樣本及試驗重復的局限性，僅供今后研究及生產中參考。

表7 推算出的試驗區土壤臨界值Table 7 Calculated critical value of soil cadmium concentration in experimental sites

*，P<0.05；**，P<0.01.

3 結論

(1)供試四個水稻品種均具有一定的低積累特性，甬優538、春優84、嘉禾218和秀水134稻米Cd超標時所對應的處理中土壤Cd濃度分別為>1.41、1.41、0.91、0.52 mg·kg-1。

(2)不同品種稻米中Cd的積累與根部吸收Cd以及根部Cd向地上部分轉移的能力相關，根/土、莖/根轉移系數能表征不同品種水稻稻米中Cd的積累差異。

(3)根據稻米中的Cd含量與土壤Cd全量之間的關系擬合線性回歸方程，不同水稻品種安全生產的土壤Cd臨界值表現為甬優538>春優84>嘉禾218>秀水134，試驗所得水稻安全生產土壤Cd臨界值略高于現行的土壤環境質量標準(GB 15618—1995)。

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