生物炭和鋅對土壤鎘賦存形態及小麥鎘積累的影響

武 超，周順江*，王華利，敦 宇，孟素花，吳國慶，田 夏

1. 中國地質科學院水文地質環境地質研究所, 河北 石家莊 050061

2. 中國地質調查局, 河北省地下水污染機理與修復重點實驗室, 河北 石家莊 050061

3. 河北森諾環保科技有限公司, 河北 石家莊 050090

經過近40年的經濟快速發展與農業高度集約化生產，我國農田土壤污染與土壤環境質量下降問題逐漸凸顯，土壤鎘污染點位超標率達7.0%[1]，2016年國務院印發了《土壤污染防治行動計劃》，確保到2030年受污染耕地安全利用率在95%以上，因此，土壤污染防治和受污染耕地安全利用已成為亟需解決的重大環境問題之一[1-2]. 通過移除土壤鎘和降低土壤鎘生物有效性等手段降低鎘在農作物中的富集是保障我國糧食安全和大眾鎘暴露的重要途徑[3]. 小麥是重要的糧食作物，同時也是鎘富集能力較強的大宗谷物. 降低小麥鎘污染已成為當前土壤學及環境科學等領域的研究熱點. 近年來，通過施用土壤調理劑和微量元素降低小麥吸收、轉運和土壤鎘富集以緩解耕地鎘污染方面的研究受到廣泛關注[3].

鋅和鎘具有相似的環境地球化學行為，農作物對鎘和鋅的吸收具有一定的相互作用[4]. 當前研究認為，鋅對農作物鎘的富集既有一定的協同作用也可能具有一定的拮抗作用[5-6]. Yang等[7]在調查全國358個水稻和206個小麥種植區作物鋅和鎘含量的基礎上研究了作物和土壤中鋅-鎘相互作用關系，發現在高酸性(pH＜5.9)土壤中，土壤鋅含量對水稻鎘吸收沒有顯著影響；但在接近中性(pH＞5.9)土壤中，土壤鋅含量對水稻鎘吸收具有抑制作用；在土壤-小麥系統中，當鎘、鋅比例低于0.008 3時，土壤鋅能夠顯著抑制小麥鎘的吸收，表現為拮抗作用.

限氧條件下生物質制備的生物炭是一種應用較廣泛的土壤調理劑，其具有提高土壤pH、提升土壤養分、增加農作物產量、碳封存和減少溫室氣體排放以及降低重金屬生物有效性的作用[8-9]. 生物炭具有豐富的微孔結構和較大的比表面積，對重金屬具有較強的吸附固定能力，主要機理包括靜電吸引與化學沉淀作用、生物炭表面酸性官能團上氫離子與金屬離子的交換作用以及生物炭表面π電子對金屬離子的吸附作用等[9]. 施用生物炭能夠顯著促進植物生物量、葉綠素合成、光合參數、氣孔導度和抗氧化酶活性等新陳代謝生理指標，從而降低干旱、低溫、鹽和重金屬等毒害脅迫[10-14]. 我國農作物秸稈年產生量超過8×108t，基于秸稈生物炭的土壤改良和重金屬鈍化修復技術，可實現秸稈廢棄物的資源化應用，具有較好的應用前景. Abbas等[15]研究表明，生物炭的添加可顯著降低小麥鎘的吸收從而降低鎘對小麥植株的脅迫，促進小麥生長，主要因為生物炭可以降低鎘的生物有效性，對土壤鎘有較好的固定效果，通過降低小麥對鎘的吸收，從而降低鎘對小麥的毒害作用. 但也有研究[14]表明，過量生物炭施用會抑制水稻和玉米的生長發育，因為生物炭具有獨特的理化性質，不僅對重金屬具有強吸附作用，對土壤中陽離子等營養元素也具有較強的吸附作用，過量施入會影響小麥根系對土壤礦物等養分的吸收，從而影響植株的生長和產量.

生物炭和其他材料聯合施用可以降低土壤重金屬的可移動性和作物對土壤重金屬的吸收[16]，聯合施用微量元素與生物炭不僅會降低小麥鎘的吸收，同時能改善土壤的微量元素營養狀況，促進小麥生長. 有研究[17-19]表明，多種降鎘措施聯合應用的作物降鎘效果與單一措施降鎘效果相比，并沒有顯著的協同效應而且不穩定；然而，也有研究[9,11]顯示在土壤中同時添加鈍化材料和微量元素的降鎘效果要優于單獨應用. 如Alis等[20-21]等研究發現，土壤施用生物炭聯合葉面噴施或土壤添加納米鋅可有效降低小麥植株鎘含量30%以上，同時促進小麥生長，然而以上研究并沒有從分子水平研究相關基因表達對小麥鎘富集的影響. 基于此，該試驗向鎘污染土壤添加不同劑量的小麥秸稈生物炭以及微量元素鋅，探究生物炭以及生物炭聯合鋅施用對鎘污染土壤形態轉化，以及對小麥鎘富集影響及其分子機制，以期為利用生物炭和鋅修復鎘污染稻田提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自河北省石家莊市洨河污灌區0～20 cm小麥土. 土樣風干后混勻，去除植物碎片，磨細并過1.70 mm篩. 土壤鎘含量為1.45 mg/kg，pH為7.9，有機質含量為1.47%，全氮和堿解氮含量分別為880、84.8 mg/kg，全磷和有效磷含量分別為22.4、1.47 mg/kg，CEC (土壤陽離子交換量)為23.2 cmol/kg.

小麥秸稈生物炭購買于市場某公司，生物炭的基本理化性質：pH為8.81±0.41（參照 GB/T 12496.7-1999《國家標準木質活性炭試驗方法 pH值的測定》，灰分含量69.4%(參照GB/T 17664-1999《木炭試驗方法》），粒徑為1～0.25 mm，鉛和鎘含量分別為(2.23±0.15)和(0.16±0.04) mg/kg. 微量元素鋅使用七水合硫酸鋅(分析純). 供試小麥品種為邯麥17.

1.2 試驗設計

盆栽試驗每盆(規格25×35 cm)裝土10 kg，按不同質量比加入生物炭，試驗設4個處理組，土施生物炭水平分別為0、1.0%、1.5%和2.0%，分別用B0、B1、B2和B3表示. 在上述4個處理組基礎上，再增加4個鋅處理組，即在上述處理組中按每kg土壤再施入30 mg七水合硫酸鋅，形成B0+Zn、B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn，共8組試驗. 試驗所用基肥為尿素3.3 g/盆，過磷酸鈣6.7 g/盆，氯化鉀2.7 g/盆，一周后移栽播種小麥. 每個處理組設置3個平行樣.

1.3 樣品分析

1.3.1 土壤理化性質和土壤鎘形態測定

小麥成熟期取小麥植株樣品和土壤樣品，風干土pH用電位法測定(土、水質量比為1∶2.5). 土壤有機質、CEC、全氮、堿解氮、全磷、速效磷采用常規法測定[22]. 采用Tessier連續提取法[23]分析土壤樣品形態可交換態(EX)、碳酸鹽結合態(CA)、鐵錳氧化物結合態(OM)、有機結合態(OX)和殘渣態(RE). 采用檢測限較低的電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-MS，PerkinElmer NexION 2000)測定.

1.3.2 小麥抗氧化酶活性測定

在小麥灌漿期采集小麥植株樣品，測定小麥根系抗氧化酶活性. 丙二醛(MDA)含量采用硫代巴比妥酸(TBA)比色法[24]測定，超氧化物歧化酶(SOD)活性采用氮藍四唑(NBT)比色法測定，過氧化物酶(POD)活性采用愈創木酚比色法測定，過氧化氫酶(CAT)采用過氧化氫(H2O2)還原法[25]測定.

1.3.3 小麥相關轉運基因測定

小麥根系總核糖核酸（RNA）采用RNA試劑盒提取，用Verso cDNA定量反轉錄試劑盒和DNaseItreatment將RNA逆轉錄為cDNA. 實時定量PCR體系按照 SYBR Premix Ex TaqII定量試劑盒的要求配制，聯合7500 Fast Real-Time PCR（7500型，Applied Biosystems?，2016年）連續測定系統進行測定，反應步驟：90 ℃下預變性30 s，95 ℃下延伸15 s，共40個循環，60 ℃下延伸30 s，72 ℃下延伸30 s，熔解曲線分析和瓊脂糖凝膠電泳用于證實成功擴增.以OsActin作為內參基因，采用2-△△Ct法估算各處理組根系樣品中所測轉運蛋白基因的相對表達. 該試驗中所測的基因引物均能單擴增其各自的基因，其熔解曲線表現為單峰，各相關基因引物序列參考文獻[4].

1.3.4 小麥植株生長指標和鎘含量測定

成熟期采集整盆小麥樣品，測定穗粒數、株高、產量和百粒重等產量構成因素. 植株分為根、莖、葉和籽粒，用去離子水沖洗后，在120 ℃下殺青30 min，然后在70 ℃下烘干至恒質量，稱量，粉碎過0.42 mm篩. 植物樣品中的鎘含量通過HNO3-HClO4(體積比為4∶1)消解后用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）分析其鎘含量. 試驗中使用標準物質菠菜(GBW10015)以及空白樣對試驗誤差進行校正，回收率均在92%～111%之間. 轉移系數(TF)和富集系數(BCF)計算公式：

式中：Ci、Cj分別代表小麥的不同組織器官鎘濃度，mg/kg，其中i為位于j上部的器官（如i為莖，j為根）；Csoil為土壤鎘含量，mg/kg. 采用SPSS 22.0軟件對數據進行相關統計和方差分析.

2 結果與分析

2.1 生物炭以及和鋅混施對土壤pH、有機質和鎘形態的影響

施用生物炭處理組B1、B2和B3相對于對照組B0，土壤pH分別顯著增加0.09、0.12和0.14 (P＜0.05)，在生物炭基礎上施用鋅相對于單施生物炭對土壤pH沒有顯著影響(P＞0.05). 而且，生物炭處理組B1和B1+Zn沒有顯著增加土壤有機質含量(P＞0.05)，而處理組B2、B3、B2+Zn和B3+Zn的土壤有機質含量均顯著增加，增幅分別為0.10%、0.14%、0.11%和0.13%.

施用生物炭和鋅對土壤鎘形態的影響見圖1，供試土壤中鎘主要以移動性弱的殘渣態（RE）形式存在，其占比為46%，屬生物不可利用態；其次以碳酸鹽結合態（CA）和有機結合態形式（OX）存在，占比分別為20%和18%，屬于潛在的生物可利用態；移動性強的可交換態（EX）占13%；屬生物可利用態鐵錳氧化物結合態（OM）占3%. 與對照組相比，施用生物炭可促使土壤中可交換態、碳酸鹽結合態向穩定性強的有機結合態和殘渣態轉化，且隨著生物炭施用量的增加轉化比例顯著增加. 例如，處理組B1、B2和B3可交換態鎘分別降低4%、5%和7%，碳酸鹽結合態分別降低5%、7%和9%，表明生物炭施用能顯著降低土壤鎘生物的有效性. 在生物炭處理的基礎上，混施鋅相對于土壤單獨施用生物炭對土壤鎘形態沒有顯著影響(P＞0.05).

圖1 土壤施生物炭和微量元素鋅對土壤鎘形態的影響Fig.1 Soil applications of biochar and zinc impacts on soil cadmium fractions

2.2 生物炭以及和鋅混施對小麥生長的影響

生物炭以及和鋅混施對小麥生長的影響見圖2，所有施生物炭處理組均比對照組顯著提高了小麥穗粒數、株高、產量和百粒重，增幅分別為8%～17%、13%～20%、5%～15%和12%～24% (P＜0.05)，并且各生長指標隨著生物炭施用量的增加而逐漸提高，說明生物炭能夠顯著改善產量構成因子. 在施用生物炭的基礎上施用鋅肥能進一步提高小麥的各生長指標，與單施生物炭相比，小麥穗粒數、株高、產量和百粒重分別提高4%～12%、3%～6%、4%～7%和5%～10%，說明施用鋅肥能進一步改善產量構成因子.

圖2 土壤施生物炭和鋅肥對小麥穗粒數、株高、產量和百粒重的影響Fig.2 Soil applications of biochar and zinc impacts on grain number per spike, plant height, yield, and 100-grain weight

2.3 生物炭以及和鋅混施對小麥各部位鎘含量影響

施用生物炭以及和鋅混施對小麥籽粒、根、莖和葉鎘含量的影響見圖3. 施用1.0%、1.5%和2.0%生物炭可使小麥籽粒鎘含量分別降低29%、43%和57% (P＜0.05)，且各處理間差異顯著(P＜0.05)，但僅2.0%生物炭處理組籽粒鎘含量(0.09 mg/kg)低于GB 2762-2017《食品安全國家標準食品中污染物限量》標準限值(0.1 mg/kg). 土壤施用鋅可顯著降低籽粒鎘含量(38%)，生物炭和鋅混施與相同施用量的生物炭單施相比，對應的籽粒鎘含量分別降低39%、38%和21%，均低于0.1 mg/kg.

圖3 土壤施生物炭和鋅肥對小麥籽粒、根、莖和葉鎘含量的影響Fig.3 Soil applications of biochar and zinc impacts on cadmium concentrations in wheat grain, root,stem and leaf

B1、B2和B3處理組根的鎘含量與對照組相比分別降低37%、44%和47% (P＜0.05)，B3顯著高于B1處理組(P＜0.05). 鋅處理組(B0+Zn)根鎘含量顯著降低(38%)，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組相對于B1、B2和B3處理組分別降低25%、19%和19%(P＜0.05)，但B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn之間無顯著差異(P＞0.05). B1、B2和B3處理組莖鎘含量與對照組相比分別降低26%、51%和60% (P＜0.05)，各處理組之間具有顯著性差異(P＜0.05). B0+Zn處理組莖鎘含量顯著降低(38%)，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組相對于B1、B2和B3處理組分別降低39%、29%和26% (P＜0.05)，且各處理組之間差異顯著(P＜0.05). B1、B2和B3處理組葉鎘含量與對照組相比分別降低26%、31%和34% (P＜0.05)，各處理組之間無顯著性差異(P＜0.05). B0+Zn處理組葉鎘含量顯著降低(32%)，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組相對于B1、B2和B3處理組分別降低30%、49%和49% (P＜0.05).

施用生物炭以及和鋅混施后的小麥籽粒、根、莖和葉鎘富集系數和各器官之間轉運因子見表1. 施用生物炭和鋅均能顯著降低小麥籽粒、根、莖和葉的鎘富集系數(P＜0.05). B3、B2+Zn和B3+Zn處理組根向莖的轉移系數TFroot-stem與對照處理組相比分別降低23%、24%和31%，顯著抑制了鎘從根向地上部分的轉移. 各處理組莖向籽粒的轉移系數TFstem-grain無顯著性差異，但顯著增加了鎘從莖向葉(TFstem-leaf)的轉移.

表1 土壤施用生物炭和鋅對小麥各組織鎘的轉移系數和富集系數影響Table 1 Soil applications of biochar and zinc impacts on the translocation factor (TF) and bioconcentration factor (BCF)

2.4 生物炭以及和鋅混施對小麥MDA和抗氧化酶活性影響

各處理組小麥根SOD、MDA、CAT和POD活性如圖4所示. B1、B2和B3處理組MDA含量與對照組相比分別升高12%、20%和25% (P＜0.05)，且各處理組間具有顯著性差異(P＜0.05). 土壤施用鋅可顯著提高MDA含量16%，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別與B1、B2和B3處理組相比，MDA含量分別升高13%、13%和9%. B1、B2和B3處理組SOD活性與對照組相比分別降低55%、145%和260%(P＜0.05). 鋅處理組(B0+Zn)SOD活性顯著升高91%，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別相對于B1、B2和B3處理組沒有顯著性差異(P＞0.05). B1、B2和B3處理組CAT活性與對照組相比分別降低8%、13%和20% (P＜0.05)，各處理組之間具有顯著性差異(P＜0.05)，B0+Zn處理組CAT活性顯著降低11%，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別相對于B1、B2和B3處理組沒有顯著性差異(P＞0.05)，但B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組之間具有顯著性差異(P＜0.05). B1、B2和B3處理組POD活性與對照組相比分別升高3%、9%和16%，B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別相對于B1、B2和B3處理組沒有顯著性差異(P＞0.05).

圖4 土壤施用生物炭和鋅對小麥SOD、MDA、CAT和POD活性的影響Fig.4 Soil applications of biochar and zinc impacts on the activities of SOD, MDA, CAT and POD

2.5 生物炭以及和鋅混施對小麥調控基因表達的影響

所有施生物炭處理組(B1、B2和B3)都比對照組顯著降低了TaNramp5表達(見圖5)，降幅分別為28%、31%和35% (P＜0.05)，B3處理組與B1、B2處理組均具有顯著性差異(P＜0.05). 土壤施用鋅可顯著降低籽TaNramp5表達(31%)，生物炭和鋅混施與單施相同量的生物炭相比，對應的TaNramp5表達分別降低10%、16%和15% (P＜0.05)，表明土壤施用生物炭和鋅可顯著降低土壤鎘向小麥根系中轉運. B1、B2和B3處理組TaLCT1相對表達較對照處理組分別降低28%、32%和38% (P＜0.05)，土壤施用鋅對應TaLCT1相對表達可顯著降低(31%). B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別與B1、B2和B3處理組相比，對應的TaLCT1相對表達分別降低11%、16%和16% (P＜0.05)，表明生物炭和鋅處理可降低小麥低親和性陽離子通道對土壤鎘的吸收.

圖5 土壤施用生物炭和鋅對小麥基因TaLCT1、TaNramp5、TaHMA3和TaHMA2相對表達的影響Fig.5 Soil applications of biochar and zinc impacts on the expression of TaLCT1, TaNramp5,TaHMA3 and TaHMA2

然而，B1、B2和B3處理組中TaHMA3相對表達較對照處理組分別升高20%、32%和54%（P＜0.05），土壤施用鋅TaHMA3相對表達可顯著提高(32%).B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別與B1、B2和B3處理組相比，對應的TaHMA3相對表達分別提高27%、25%和12% (P＜0.05)，說明生物炭和鋅處理增加了小麥根系吸收的鎘向小麥液泡中轉移，從而降低鎘向地上部分遷移. B1、B2和B3處理組TaHMA2相對表達與對照組相比分別降低21%、25%和31%(P＜0.05), B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn處理組分別相對于B1、B2和B3處理組無顯著變化(P＞0.05)，表明生物炭和鋅施用可通過降低小麥根系中的鎘向木質部中輸入，從而降低鎘向地上部分轉移.

3 討論

3.1 生物炭以及和鋅混施應用模式及對土壤鎘形態的影響

鋅是維持作物生物膜所必需的元素，含鋅金屬酶對葉綠體合成碳水化合物起到至關重要的作用[26]，施用鋅肥在小麥生長初期可促進小麥種子的萌發和生長[27]，提高作物的環境抗逆性[28]，增加小麥植株鋅含量和降低鎘脅迫[4]，從而增加作物產量. 該研究中，在生物炭施用的基礎上，施用鋅可進一步提升小麥的穗粒數、株高、產量和百粒重，且土壤施用生物炭和鋅均能降低小麥根、莖、葉和籽粒中鎘的含量，且在B3、B1+Zn、B2+Zn和B3+Zn四個處理組中，小麥籽粒鎘含量均顯著低于GB 2762-2017《食品安全國家標準 食品中污染物限量》中鎘的限值，說明以上措施可以成為該污染土壤農田安全利用技術模式，但該技術模式的可靠性在環境更為復雜的田間應用需要進一步試驗驗證.

有研究[29-30]表明，重金屬總量在某種程度上反映重金屬的污染水平，而重金屬形態及其生物有效性決定其對生物體中的富集能力及其生物毒性，通過改變土壤中重金屬的賦存形態、降低其在土壤中的有效性和遷移性是降低重金屬在植物體內富集和毒性的重要途徑. 生物炭具有吸附土壤中重金屬陽離子的作用，并且能夠通過較大的比表面積和官能團絡合、離子交換和共沉淀以及π電子對金屬離子等吸引作用降低土壤中重金屬的生物有效性[9,31-32]. 另外，生物炭本身呈堿性(pH為8.81±0. 41)，加入到土壤中會提高土壤pH，通過堿化土壤從而降低土壤中重金屬的生物有效性和可移動性. 此外，除pH外，有機質含量是影響土壤重金屬生物有效性最重要的關鍵因素[31]，有機質主要富存于耕層土壤，并含有豐富的官能團，可通過絡合和螯合等作用與土壤陽離子結合，其對陽離子的結合能力遠強于礦物質膠體，有研究認為溶解性有機質可能存在調控植物吸收陽離子的生理過程，進而降低小麥植株鎘的吸收(見圖3).

3.2 鋅對小麥鎘富集的影響

鋅與鎘為同族元素，在土壤中具有相似的環境地球化學行為，是土壤陽離子交換吸附位點的主要競爭者[7]，土壤理化性質、鎘和鋅濃度和形態特征對其拮抗具有重要影響[33]. 在該研究中，土壤單獨施加鋅及與生物炭聯合施加分別與對照組和單獨施加生物炭組對比，土壤鎘形態沒有顯著變化，這與李虹呈等[34]研究鋅對土壤交換態鎘含量無顯著影響的結果一致，可能原因是該研究施用的鋅含量沒有顯著改變土壤pH、Eh和有機質等土壤理化性質. 雖然鋅不能顯著影響土壤鎘的生物有效性，但已有研究[4]表明，土壤施加鋅可以顯著增加小麥植株體內鋅含量，并通過鋅與鎘的拮抗作用，從而顯著降低根系對鎘的吸收以及根表韌皮部鎘向木質部的遷移. 另外，鋅還參與了維護二磷酸核酮糖羧化酶/加氧酶和葉綠體Zn-SOD的活性，能夠有效降低鎘在植物體內引起的毒性[35]. 此外，生物炭和鋅均能顯著促進小麥植株的生長，對植株體內鎘含量具有“稀釋效應”.

3.3 施用生物炭以及和鋅混施對小麥MDA和抗氧化酶活性影響

小麥在鎘污染脅迫下，小麥植株產生和清除體內自由基的能力失去平衡，活性氧(ROS)含量升高，膜脂過氧化作用增強，細胞膜系統損傷等造成氧化脅迫. MDA是生物組織在遭受氧化脅迫作用下膜脂過氧化作用的產物，被作為生物膜脂發生過氧化反應細胞膜損傷程度的指標. SOD是生物體內防御氧化自由基形成的重要酶，外源鎘脅迫會誘導生物SOD的分泌. POD是生物體內的氧化還原酶，普遍存在于生物體內，具有多種生理功能，其主要作用是催化SOD產生的過氧化氫，并對外在環境脅迫反應靈敏. SOD、POD和 CAT活性增加是生物對環境脅迫的適應性反應，通過協同作用可以防御ROS基對細胞膜的損害，使膜脂過氧化程度減輕，降低鎘脅迫對生物細胞造成的傷害. 該研究發現，土壤添加鋅和生物炭均能增加小麥根系SOD、POD和 CAT活性和降低MDA在根系中的積累，相對改善和平衡小麥根系細胞內活性氧的產生與消除，是降低土壤鎘對小麥毒性的重要調節過程.

3.4 生物炭以及和鋅混施對小麥調控基因表達的影響

近年來，隨著細胞分子水平的發展，大量與植物鎘吸收和轉運相關的基因被陸續發現，其中包括小麥植株鎘富集和轉運基因，生物炭和鋅調控小麥鎘相關基因的表達被認為是其降低鎘吸收和毒性的另一個重要機制. 植物鎘吸收和轉運相關的轉運體家族基因主要有Nramp、CE、CAX、ZIP、OPT家族基因以及重金屬轉運ATP酶(HMA)亞族基因等[36-37]. 小麥中TaHMA2和TaHMA3基因，天然抗性相關巨噬細胞蛋白家族基因的TaNramp5基因，低親和離子轉運子基因(TaLCT1)等基因均與鎘從土壤中吸收和向地上組織的轉移和積累鎘密切相關[38]. 位于根系細胞原生質膜上的Nramp5基因被認為是植株吸收土壤錳、鎘的主要通道，敲除Nramp5后導致水稻中的錳、鎘含量的顯著下降[39]，從而導致鎘含量與富集因子的顯著降低(見圖3和表1).TaLCT1則參與植株節點韌皮部的鎘轉運，小麥籽粒鎘的富集取決于木質部介導的從根部向地上部分傳輸以及韌皮部介導的地上部分向籽粒傳輸，敲除OsLCT1對木質部介導的鎘轉運沒有顯著影響，而降低了韌皮部介導的向籽粒中傳輸[40]，因此，該研究中小麥根中OsLCT1表達量的降低沒有顯著影響莖向籽粒中鎘的轉運系數(見表1).TaHMA2可以將細胞原生質膜上的鎘向地上部分傳輸，增加鎘向籽粒中轉運，其表達量的降低(見圖3)顯著降低了TFroot-stem(見表1). 而TaHMA3于液泡膜上，將細胞質中的鎘泵入液泡中，其表達量的增加可以降低根系鎘向地上部分的轉運(見表1). 通過以上多種調控的協調表達，顯著降低小麥從土壤中吸收鎘，以及將鎘向地上部分轉移，從而降低鎘在小麥植株中的富集. Zhao等[41]對以上基因以及其他相關基因在水稻植株中對鎘的相關轉運機制做了詳細闡述，該研究對鎘在小麥植株中的遷移與富集具有重要借鑒意義.

研究發現，生物炭能有效降低土壤鎘生物有效性[42-43]，且鎘的脅迫對內源性鋅含量高的小麥種子和吸收顯著低于內源性鋅含量低的小麥，外源添加鋅或生物炭后能進一步降低小麥鎘的吸收，而生物炭與鋅聯合施用可使小麥籽粒鎘含量降低60%以上[21]. 以上研究結果與筆者研究結果一致，生物炭和鋅施用通過降低鎘轉運基因的表達，從而降低鎘的吸收和生理毒性從而促進小麥生長. 該研究對從生理和分子水平上對生物炭聯合鋅施用降低小麥鎘吸收提供進一步認識.

4 結論

a) 土壤施用生物炭可促使可交換態和碳酸鹽結合態鎘向穩定性強的有機結合態和殘渣態轉化，顯著降低土壤鎘生物有效性，從而降低小麥鎘的生物富集. 土壤施用1%～2%生物炭能夠降低29%～57%小麥籽粒鎘含量，且2.0%生物炭施用可將籽粒鎘含量降至0.1 mg/kg以下，因此通過土壤添加生物炭和鋅對污灌區小麥的安全生產具有實際參考和指導意義.

b) 該研究中土壤pH＞7.9情況下，鋅通過與鎘的拮抗作用顯著降低小麥植株鎘的積累，土壤施用鋅以及與生物炭混施具有協同效應，可在單施生物炭基礎上使小麥籽粒鎘含量降低21%～39%.

c) 生物炭和鋅施用可促進植物生長，提高小麥產量，并通過調節小麥MDA和抗氧化酶活性提升小麥根系細胞抗氧化能力，以及調節鎘轉運基因的表達，降低小麥根系從土壤中吸收鎘以及向地上部分轉運，是生物炭和鋅調控小麥鎘吸收和毒性的重要機制.

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