外源亞精胺對水稻吸收積累鎘砷的影響

劉書錦，黃益宗，李顏，魏祥東，鐵柏清

（1.農業農村部環境保護科研監測所，天津300191；2.華中農業大學資源與環境學院，武漢430070；3.湖南農業大學資源環境學院，長沙410128）

隨著工業的發展，其生產過程中產生的廢水、廢氣和固體廢棄物造成了嚴重的農田土壤重金屬污染，影響了農作物的生長發育，產生了一系列的糧食安全問題，每年因此造成的糧食污染多達1 200 萬t[1]。此外，重金屬可通過食物鏈傳導進而威脅動物和人類的健康[2]。Cd 作為“五毒”之首，一旦進入環境就很難被消除，其會長期影響大氣、水體以及土壤的環境質量安全[3]。根據已公布的資料顯示，截止到2014 年我國農田Cd超標率達到了16.1%[4]，過量攝入Cd會對人體造成嚴重損傷，具有致畸、致癌和致突變的風險，甚至導致死亡[5]。As 也是一種對動植物以及人類具有強烈毒害作用的污染物，由于自然地質活動、礦采及農藥的濫用使得環境中積累了過量的As[6]。與美洲大陸和日本相比，我國土壤環境中的As 本底值含量較高[7]。有研究結果顯示，我國土壤中As 濃度超過10μg·L-1的污染土地面積達到58 萬km2，有大量居民生活在高風險地區[8]。As 具有高毒性，會損傷人體皮膚、造血和免疫等系統，甚至會引發癌癥[9]。

稻米是我國主要糧食作物。食用被重金屬污染的大米，會使重金屬在人體內富集積累[10]，所以通過人為干預減少水稻對重金屬的富集積累十分重要。因此，探究更多更合適的物質以緩解Cd、As對水稻的毒害尤為迫切。多胺是低分子量脂肪族含氮堿，植物代謝過程中普遍會產生多胺。多胺類物質可以通過其離子鍵和氫鍵與核酸、蛋白質帶負電荷基團的磷脂和其他生物大分子結合，廣泛影響著植物的生物活性[11]。亞精胺（Spd）是一種三胺化合物，研究發現其可以緩解因重金屬脅迫產生的氧化脅迫、清除活性氧、減少重金屬對水稻的毒害作用[12]。隋立華等[13]研究發現外源噴施Spd 可以有效緩解臭氧對小麥的氧化脅迫作用。近年來外源Spd 在修復外源脅迫對植物的影響方面發揮著重要作用，但其在水稻Cd、As復合污染方面的研究還鮮見報道。本文通過水培實驗和大田實驗，研究外源添加Spd 對Cd、As 脅迫下水稻幼苗生長的影響以及水稻對Cd、As 吸收積累的變化規律，為Spd 的實際應用提供理論依據，對緩解農田重金屬污染以及糧食安全生產具有重要的指導意義。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 水稻品種

水稻（Oryza. sativa L.）品種為中嘉早17，屬秈型常規水稻，是由中選181 與D001-2 雜交選育而成的水稻品種。在長江中下游作雙季早稻種植，全生育期平均109.0 d。株型適中，株高88.4 cm，穗長18.0 cm，每穗總粒數122.5粒，結實率82.5%，千粒質量26.3 g。

1.1.2 化學試劑及藥品

實驗所用Cd 為氯化鎘（CdCl2·2.5H2O），分析純；As 為砷酸鈉（Na3AsO4· 12H2O），分析純；亞精胺（Spd），化學名稱為N-乙酰基-5-甲氧基色胺，分子式為C7H19N3，優級純。

1.2 實驗方案

1.2.1 水培實驗

Cd 脅迫實驗中，Cd 處理濃度為0、10、30 μmol·L-1，Spd 處理濃度為0、100、250 μmol·L-1，共9 個處理；As脅迫實驗中，As處理濃度為0、25、50 μmol·L-1，Spd處理濃度為0、100、250 μmol·L-1，共9個處理。每個處理重復3 次。實驗過程中選取飽滿的水稻種子，用5% 的H2O2浸泡消毒15 min，然后用去離子水沖洗3～5遍，放置于恒溫培養箱中（28 ℃）避光催芽。挑選萌發的種子于人工氣候箱中（溫度28～30 ℃，光強200 μmol·m-2·s-1，光照為16 h 光/8 h 暗，相對濕度65%）培養，1 周后，從中選取長勢均勻的幼苗4 個一組包裹海綿移至多孔板上，放置于8 L 的水培箱中，加入1/10 的霍格蘭營養液，配方[14]見表1，將pH 調節至5.5。每日觀察幼苗長勢，待其長至三葉一心時，進行脅迫處理，營養液和處理液每3 d 更換1 次，脅迫處理2周。

1.2.2 大田實驗

在湖南省瀏陽市蕉溪鄉Cd、As 復合污染農田進行小區實驗，土壤pH 5.75、總Cd含量0.81 mg·kg-1、總As 含量42.1 mg·kg-1，有機質含量31.4 g·kg-1，陽離子交換量12.3 cmol·kg-1。在種植水稻的農田中設置小區，小區長3 m、寬2 m，面積為6 m2，小區之間設置隔離帶。實驗共設4 個Spd 處理，濃度分別為0（CK）、100、500、1 000 μmol·L-1，每個處理3 次重復，共12 個小區，隨機區組排列。在水稻揚花期進行葉面噴施Spd，噴施量為400 mL·m-2，連續噴施2 d，每日上午和下午各噴施1 次。收獲時隨機選擇長勢均勻的水稻，帶土整株采集，清洗后將水稻根系、莖稈、葉片及籽粒分開，烘干，分別進行As、Cd含量分析。

表1 營養液配方（mg·L-1）Table 1 Nutrient solution formula（mg·L-1）

1.3 測定方法

苗高、根長和地上部鮮質量、根鮮質量的測定：從每個處理中選取長勢均勻的水稻幼苗，分為地上部和根部兩部分，吸干表面水分，10 株為一組，稱質量，取平均值。

水稻植株中Cd 含量的測定采用混酸（HNO3∶H2O2，體積比為7∶1）消解法消解，趕酸，定容至25 mL，過濾，用原子吸收分光光度計-石墨爐法（AnalytikJena，ZEEnit700）測定。

水稻植株中As 含量的測定采用硝酸消解法消解，用雙道原子熒光光度計（AFS-9760）測量。

1.4 數據處理與分析

1.4.1 轉移系數分析

轉移系數（Translocation factor，TF）表示重金屬As（Cd）在植物各種器官（根、莖、葉和籽粒）之間相對轉移的能力，其計算公式：

TF（根-莖）表 示 根 向 莖 轉 移As（或Cd）的 能 力 ，TF（根-莖）=莖As（Cd）含量/根As（Cd）含量

TF（莖-葉）表 示 莖 向 葉 轉 移As（或Cd）的 能 力 ，TF（莖-葉）=葉As（Cd）含量/莖As（Cd）含量

TF（葉-籽粒）表示葉向籽粒轉移As（或Cd）的能力，TF（葉-籽粒）=籽粒As（Cd）含量/葉As（Cd）含量。

1.4.2 數據分析

采用Excel 2016和SPSS 21 統計分析軟件對實驗所得數據進行分析及差異顯著性檢驗，對同一Spd 處理濃度下的不同處理的數據進行單因素方差分析和Duncan多重比較。文中數據均為平均值±標準差。

圖1 Spd對Cd脅迫下水稻苗高和根長的影響Figure 1 Effects of Spd on the height of shoots and length of roots under Cd stress

2 結果與分析

2.1 外源Spd對Cd、As脅迫下水稻幼苗生長的影響

2.1.1 對Cd脅迫下水稻苗生長的影響

圖1 為Spd對Cd脅迫下水稻苗高和根長的影響。在10 μmol·L-1和30 μmol·L-1的Cd 脅迫下，水稻幼苗的苗高和根長明顯降低，說明Cd 抑制水稻的生長。在水稻幼苗正常生長過程中，外源添加Spd 不會顯著影響水稻幼苗的生長；在10 μmol·L-1和30 μmol·L-1的Cd 脅迫條件下，外源添加Spd 對苗高和根長也沒有顯著影響。

圖2是Spd對Cd脅迫下水稻幼苗生物量的影響。在沒有Cd 脅迫的情況下，外源添加100 μmol·L-1的Spd 能顯著增加水稻幼苗地上部和地下部的生物量，莖葉和根的鮮質量分別增加了23.9% 和69.0%。在10 μmol·L-1的Cd 脅迫下，外源添加Spd 對水稻幼苗地上部和地下部鮮質量影響不顯著。在30 μmol·L-1的Cd 脅迫下，外源添加250 μmol·L-1的Spd 能顯著增加根的鮮質量。

2.1.2 對Cd脅迫下水稻苗吸收積累Cd的影響

圖3 是Spd 對Cd 脅迫下水稻吸收和積累Cd 的影響。由于種子中殘留Cd，因此在沒有脅迫的情況下水稻中也有Cd 檢出，Cd 脅迫濃度越高，水稻吸收積累的Cd也越多。外源添加Spd對Cd脅迫下水稻幼苗地上部和地下部吸收累積Cd 的影響不同。在10μmol·L-1和30 μmol·L-1的Cd 脅迫下，外源添加Spd對水稻地下部Cd 吸收積累的影響不顯著，但能顯著降低水稻地上部對Cd 的吸收積累，與未添加Spd 組相比，外源添加250 μmol·L-1的Spd 分別使水稻地上部對Cd的吸收積累量降低58.0% 和34.6%，阻止了水稻地下部Cd向地上部的轉運累積。

圖2 Spd對Cd脅迫下水稻生物量的影響Figure 2 Effects of Spd on rice biomass under Cd stress

2.1.3 對Cd脅迫下水稻苗根莖之間轉移系數的影響

表2 是Spd 對Cd 脅迫下水稻幼苗根莖之間轉移系數的影響。在沒有外源添加Cd 時，外源添加250μmol·L-1的Spd 可以顯著促進Cd從根向地上部轉移。在外源添加10 μmol·L-1和30 μmol·L-1的Cd 時，外源添加250 μmol·L-1的Spd可以顯著降低水稻幼苗從地下部向地上部轉移Cd。

2.1.4 對As脅迫下水稻苗生長的影響

圖4 為Spd 對As 脅迫下水稻苗高、根長的影響。在As的脅迫下，水稻幼苗的苗高和根長顯著降低，說明As 對水稻幼苗的生長有抑制作用。在沒有As 脅迫時，外源添加250 μmol·L-1的Spd 顯著抑制了水稻根系的生長，抑制率為15.2%。在25 μmol·L-1和50μmol·L-1的As脅迫下，外源添加Spd對水稻幼苗根系的生長無顯著影響；當As脅迫濃度為50 μmol·L-1時，外源添加250 μmol·L-1的Spd顯著抑制了水稻幼苗的苗高，抑制率為7.6%。

圖3 Spd對Cd脅迫下水稻吸收積累Cd的影響Figure 3 Effects of Spd on Cd uptake and accumulation under Cd stress

表2 不同濃度的Spd處理對水稻幼苗根莖之間Cd轉運系數的影響Table 2 Effects of different concentrations of Spd on Cd transfer coefficient of rice seedlings

圖5 為Spd 對As 脅迫下水稻生物量的影響。在As 脅迫下，水稻幼苗的地上部和地下部的鮮質量顯著降低，As 脅迫抑制水稻生長降低了其生物量。在沒有As 脅迫的情況下，外源添加100 μmol·L-1的Spd能顯著增加水稻幼苗的生物量，使莖葉和根系的鮮質量分別增加了23.9% 和69.0%。在50 μmol·L-1的As脅迫下，外源添加250 μmol·L-1的Spd 使水稻幼苗地上部鮮質量顯著降低了36.4%。

圖4 Spd對As脅迫下水稻苗高和根長的影響Figure 4 Effects of Spd on the height of shoots and length of roots under As stress

2.1.5 對As脅迫下水稻苗吸收積累As的影響

圖6 是Spd 對As 脅迫下水稻幼苗吸收和積累As的影響。在未添加As的處理中水稻幼苗及根系中均無As 檢出，隨著As 處理濃度的升高，水稻吸收積累的As 增多。在25 μmol·L-1的As 脅迫下，外源添加250 μmol·L-1的Spd 可顯著降低水稻幼苗根系對As的吸收累積，降低幅度為28.3%；在50 μmol·L-1的As脅迫下，外源添加Spd 對水稻幼苗根系吸收累積As無顯著影響。在As脅迫條件下，外源添加100 μmol·L-1和250 μmol·L-1的Spd 均能減少水稻地上部對As的吸收積累。在25 μmol·L-1的As 脅迫下，與未添加Spd組相比，外源添加100 μmol·L-1的Spd使水稻地上部對As 吸收積累量降低了47.8%；在50 μmol·L-1的As 脅迫下，外源添加100 μmol·L-1和250 μmol·L-1的Spd 分別使水稻地上部對As 吸收積累量降低了19.0%和20.1%。

2.1.6 對As脅迫下水稻苗根莖之間轉移系數的影響

圖5 Spd對As脅迫下水稻生物量的影響Figure 5 Effects of Spd on rice biomass under As stress

表3 是Spd 對As 脅迫下水稻幼苗根莖之間的轉移系數的影響。從表中數據可知，外源添加Spd 對水稻幼苗根莖之間的轉移系數影響不顯著。

2.2 外源Spd對Cd、As污染農田中水稻生長的影響

2.2.1 外源噴施Spd對水稻吸收積累Cd的影響

為了進一步驗證外源添加Spd 對水稻吸收累積Cd、As 的影響，進行了大田實驗。圖7 是外源Spd 對水稻各器官吸收累積Cd的影響情況，可以看出，不同濃度的Spd 對水稻各器官Cd 含量影響不同。與CK處理相比，外源添加1 000 μmol·L-1的Spd 使水稻根系、葉和籽粒中Cd 的含量，分別顯著降低了25.8%、51.9% 和37.4%；外源添加500 μmol·L-1的Spd 使水稻葉片中的Cd 含量，降低了47.4%；而添加100 μmol·L-1的Spd提高了水稻籽粒中Cd 的含量，與CK 相比提高了30.4%，這說明不同濃度的Spd 對Cd 在水稻體內的轉運累積產生了不同的影響。因此，要選擇合適的濃度，才能使Spd作為液面肥噴施達到降Cd效果。

2.2.2 外源噴施Spd對水稻吸收積累As的影響

圖8 為不同濃度的Spd 對水稻各器官As 含量的影響情況。由圖可知，不同濃度的Spd 對水稻各器官As 含量影響不同。與CK 處理相比，施用不同濃度的Spd均沒有顯著影響水稻籽粒中的As含量；外源添加1 000 μmol·L-1的Spd使水稻莖和根中As的含量分別顯著降低了23.9% 和31.2%，而提高了水稻葉片中As的含量，這可能是因為噴施外源Spd提高了水稻中As從根系向葉片中的轉運。

圖6 Spd對As脅迫下水稻吸收積累As的影響Figure 6 Effects of Spd on As uptake and accumulation under As stress

表3 不同濃度的Spd處理對水稻幼苗根莖之間As轉運系數的影響Table 3 Effects of different concentrations of Spd on As transfer coefficient of rice seedlings

2.2.3 外源Spd 對污染農田水稻轉移系數的影響

表4 是Spd 對污染農田中水稻Cd 轉移系數的影響。從表中數據可知，外源噴施Spd 可以提高水稻根莖之間Cd 的轉移系數，促進Cd 從根部向莖部轉移，降低莖葉之間Cd 的轉運系數，降低Cd 從莖向葉的轉移，但施用500 μmol·L-1和1000 μmol·L-1的Spd 時促進了Cd從葉向籽粒的轉移。

圖7 外源噴施不同濃度Spd對水稻植株吸收積累Cd的影響Figure 7 Effects of exogenous spermidine with different concentrations on the absorption and accumulation of Cd in rice plants

圖8 外源噴施不同濃度Spd對水稻植株吸收積累As的影響Figure 8 Effects of exogenous spermidine with different concentrations on the absorption and accumulation of As in rice plants

表5 是Spd 對污染農田中水稻As 轉移系數的影響。由表中數據可知，外源噴施Spd 對根莖之間和莖葉之間的轉移系數影響不顯著，外源噴施500 μmol·L-1和1 000 μmol·L-1的Spd可以顯著降低水稻葉和籽粒之間的轉移系數，減少籽粒對As的吸收積累。

3 討論

3.1 外源施用Spd對水稻生長的影響

人類生產活動使得農田中Cd、As污染嚴重，水稻在生長過程中，其根系在吸收營養及水分的同時不可避免地會吸收土壤中的Cd、As，這不但會損傷水稻的器官正常功能，還會抑制根系生長，進而影響稻谷的產量和品質[15]。有研究表明，多胺是參與植物在生物脅迫和非生物脅迫反應信號傳導中的關鍵化合物，可以調節植物的生長發育[16]。Spd作為一種重要的多胺類化合物，研究其對植物在脅迫條件下生長發育的調節意義重大。水稻的根長、苗高、根鮮質量和葉鮮質量等可用于評價Spd 對Cd、As 脅迫下水稻生長的影響。在Cd、As 脅迫下，外源添加一定濃度的Spd 增加了水稻的根質量，從而在一定程度上提高了水稻對Cd、As的耐受性。施用Spd并沒有緩解Cd、As誘導的水稻根長的下降趨勢，這可能是因為外源添加Spd 促使水稻長出更多的側根和細根。這和Groppa 等[17]觀察到的結果相似，其研究表明Spd 作為信號分子促進了Cd 脅迫下小麥根系的生長，但這和Choudhary 等[18]的研究結果不一致。Spd 對根系生長的不同影響可能與不同的植物種類、不同的金屬脅迫以及不同的實驗方法有關，這需要進一步的研究來證明。

表4 不同濃度的Spd處理對農田水稻Cd轉運系數的影響Table 4 Effects of different concentrations of Spd on As transport coefficient in paddy rice

表5 不同濃度的Spd處理對農田水稻As轉運系數的影響Table 5 Effects of different concentrations of Spd on As transport coefficient in paddy rice

3.2 外源噴施Spd對水稻吸收累積Cd、As的影響

在Cd脅迫下水稻的生長會受到阻礙，生物量、細胞活力顯著下降[19]。Ullah 等[20]研究發現，Cd 脅迫下大麥的生長受到抑制，且礦質營養素含量顯著降低。Cd 中毒會導致植物發育遲緩、產生萎黃病，而且Cd還會干擾植物對營養元素（Ca、Mg、P 和K）和水的吸收、運輸和利用[21]。當Cd 進入細胞質時，植物體內部分金屬結合配體被激活，例如硫代謝相關系統，從而導致形成重要的絡合劑。多胺作為Cd脅迫反應信號傳遞的關鍵化合物，同時也可以作為金屬螯合劑。有研究表明，外源施用Spd 可以緩解干旱脅迫對玉米幼苗光合作用的抑制[22]，增強結縷草（Zoysia japonica Steud）對鹽脅迫的耐受性[23]，提高絳柳（Salix matsudana）對Cd 的耐受性[24]。本研究發現外源施用一定濃度的Spd 可適當緩解Cd 對水稻生長的抑制情況，可緩解Cd 從水稻地下部到地上部的轉運積累，降低水稻籽粒中的Cd，提高水稻的抗逆性，并且外源噴施Spd 可以降低Cd 向水稻籽粒的轉移系數。這說明經Spd 處理后，水稻的Cd 耐受性增強，可能是因為：（1）Cd 處理可以有效誘導氧化應激，誘導了Spd 的合成[25]，Spd 作為金屬螯合劑[26]可以螯合重金屬，并被隔離到液泡中[27]，有效降低了細胞質中游離金屬的濃度；（2）Spd 對植物抗氧化系統的調節作用，以及與植物內源激素的相互作用[25]，可刺激植物產生更多的植物螯合素，從而螯合重金屬，降低細胞質中游離金屬的濃度。Tang 等[28]研究發現，在Cd 脅迫下對香菜外源噴施一定濃度的Spd 可以有效減少香菜對Cd 的吸收積累。Rady 等[29]研究發現，外源施用Spd 可以緩解Cd 對小麥的脅迫作用，提高小麥的產量。因此可以通過在水稻生長期外源添加一定濃度的Spd，在提高水稻幼苗抗逆性的同時還能減少水稻苗期對Cd的吸收積累量。

As 會引起碳水化合物代謝的紊亂，干擾ATP 的形成，對植物的生長產生毒害作用，還可通過改變酶的活性和破壞細胞內的能量流引起可溶性糖的積累[30]。As 易與巰基結合，從而破壞蛋白質的功能[31]。Shri 等[32]研究發現，As 脅迫下水稻的生長會受到抑制，生物量會減少。水培實驗表明，隨著As濃度的提高，水稻的生長受到顯著抑制，水稻的苗高、根長以及生物量顯著降低。在水培實驗中，外源添加一定濃度的Spd對提高As脅迫下水稻幼苗生物量無顯著效果，但是卻顯著降低了As 在水稻地上部的含量，緩解了As從根系向地上部的轉運。在大田實驗中，對水稻噴施Spd沒有顯著降低水稻籽粒中As的含量，這可能是因為As 是以亞砷酸鹽的形式被植物吸收，外源添加Spd 不能有效螯合砷酸鹽，阻隔砷在水稻體內轉運積累，但能夠降低As從葉向籽粒的轉移系數，降低籽粒對As的吸收積累，提高糧食安全性。因此，要根據重金屬以及植物的屬性，合理對Spd進行利用。

4 結論

（1）外源施用Spd 可緩解Cd 脅迫對水稻生長的抑制，降低水稻籽粒中Cd 含量，緩解Cd 從地下部到地上部的轉運積累，提高水稻的抗Cd 性。然而，Spd的分布、合成以及在提高水稻對Cd 耐受性中的精確作用還需要進一步研究。

（2）在As 脅迫下，外源施用Spd 可顯著降低水稻苗期莖和根中的As 含量，對降低水稻籽粒中As 含量效果不顯著。因此，要根據不同植物、不同重金屬性質，合理使用Spd，才能達到顯著效果。