鋅對鎘脅迫下青稞幼苗生長及鋅鎘含量的影響

李 路

(1.西藏自治區農牧科學院農業質量標準與檢測研究所/西藏自治區農畜產品工程技術研究中心，西藏 拉薩 850000；2.省部共建青稞和牦牛種質資源與遺傳改良國家重點實驗室，西藏 拉薩 850000)

青藏高原素有“世界屋脊”“第三極地”之稱，面積廣闊，平均海拔較高，地理環境獨特，是我國重要的生態安全屏障。青藏高原地域特殊，工業過程相對較少，人口密度相對較低，人為因素對生態環境的影響相對較小。但近年來隨著青藏高原經濟的快速發展，豐富的礦產資源大范圍開發，鐵路、公路迅猛發展，生產過程的管理不善已導致土壤中殘留大量的重金屬。已有研究發現，青海省三江源區土壤重金屬富集現象強烈，其中鎘(Cd)、砷(As)含量均超出國家土壤環境質量一級標準[1]。對阿里地區四縣重金屬污染狀況進行分析發現，耕地土壤As含量超過風險管控值比例為27.5%，鉻(Cr)含量超過風險管控值比例為2.5%，Cd含量超背景值的比例為95%[2]。甘南“一江三河”和西藏“一江兩河”流域7種重金屬均值都超過背景值，其中Cd和As含量分別為背景值的4.50倍和2.83倍[3]。王偉鵬等[4]研究發現，西藏“一江兩河”區域農田土壤Cd含量最高可達0.85mg·kg-1。上述結果表明，重金屬Cd污染正在威脅青藏高原農產品質量安全。

作為植物生長的非必需營養元素，低濃度的Cd可以一定程度促進植物生長，如顯著提高非超積累植物地上部和地下部生物量及促進水稻種子萌發[5]。同時，Cd對植物毒性較強，一定程度的Cd污染對植物生長呈現抑制作用，甚至導致植物死亡。研究發現，Cd脅迫能夠抑制植物葉綠素合成、破壞葉綠體結構，光合作用參數降低，進而影響植物光合作用，致使葉片發黃、生物量下降，植物受Cd脅迫后，其體內活性氧代謝失衡，細胞膜透性降低，造成細胞損傷[6]。植物中過量的Cd可通過食物鏈傳遞被人體吸收，但人體中的Cd難以降解，滯留時間可長達10～30年；Cd對人體的毒害作用主要集中于骨骼、肝臟和腎臟，對骨骼的作用表現為骨質疏松、骨軟化、甚至骨折，對肝臟的作用表現為急性肝中毒，對腎臟的作用表現為腎小球損害甚至腎功能衰竭等。此外，Cd還具有致癌性[7]。

鋅(Zn)是植物生長過程的必需元素，與Cd具有相近的物理化學性質，因此，二者之間交互作用較為復雜。研究發現，Zn能夠降低成熟期小麥各部位的Cd含量及Cd在籽粒中的分配比例[8]；Zn顯著抑制小白菜和鼠耳芥根系中的Cd2+內流速率，降低根系對Cd的吸收和積累[9]；Zn、Cd表現為拮抗作用。與1μmol·L-1Zn處理相比，500μmol·L-1Zn顯著提高天藍遏藍菜根系和地上部對Cd的吸收積累能力[10]；土壤中Zn、Cd含量比值小于50能夠促進蔬菜對Cd的吸收[11]；二者表現為協同作用。這些結果表明，Zn、Cd在植物吸收和轉運過程中的交互作用尚難定論，其機理仍需進一步研究。

青稞是青藏高原代表性作物，具有抗寒、抗旱等優良特性，是藏區民眾自古以來的主要糧食，同時也是釀酒、畜禽飼料的重要原材料，青稞產業的穩定和發展是關系藏區農牧民增收、農牧業增效的關鍵因素，因此維護Cd污染土壤上的青稞安全生產具有重要的經濟價值和社會價值。本文以青稞為試驗材料，探究Cd脅迫下，Zn對青稞幼苗生長、Zn和Cd的吸收積累的影響，旨為農業產地環境Cd污染土壤修復及降低青稞Cd吸收提供理論依據和技術支撐，進而保障人民群眾“舌尖上安全”。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

供試土壤采自西藏自治區拉薩市林周縣，土壤pH 8.6，全Cd含量0.202mg·kg-1，全Zn含量79mg·kg-1。

1.1.2 供試材料

供試材料為西藏自治區主推春青稞品種“藏青2000”，系西藏自治區農牧科學院農業研究所自繁留種。

1.2 試驗設計與方法

試驗采用土壤培養試驗，土壤樣品經風干后過20目篩，每盆分裝10kg。試驗設1個Cd水平：0.6mg·kg-1；6個Zn水平：0mg·kg-1，50mg·kg-1，100mg·kg-1，200mg·kg-1，300mg·kg-1，400mg·kg-1，500mg·kg-1；分別以Zn0、Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400、Zn500計。Cd源為CdCl2·2.5H2O，Zn源為ZnSO4·7H2O，于2023年3月29日以水溶液形式施入土壤熟化30d。每個處理設3次重復隨機排列。

播種前施肥量為N 0.2g·kg-1，P2O50.1g·kg-1，K2O 0.1g·kg-1，肥源分別為尿素，磷酸二氫鉀，氯化鉀；另外加入無Zn的Arnon營養液1mL·kg-1土，營養液組成為H3BO3(46.2mmol·L-1)、MnCl2·4H2O(9.1mmol·L-1)、(NH4)6Mo7O244H2O(0.02mmol·L-1)、CuSO4·5H2O(0.3mmol·L-1)、FeNa-EDTA(100mmol·L-1)。所有肥料配成溶液一次性施入。培養試驗在西藏農科院質標所試驗地進行，設有防雨棚，青稞生長過程用超純水定時定量澆灌，保持田間持水量為60%～70%。

青稞種子于2023年4月29日用0.5%的次氯酸鈉溶液浸泡30min，用超純水反復沖洗后播于育苗盤。次日將預發芽的青稞種子均勻地播撒于盆缽中，每盆播種量為20粒，播種后2周選取長勢相對一致的青稞定苗至10株。于2023年5月27日(28d)收取青稞地上部樣品。

1.3 測定項目及方法

1.3.1 青稞生物量的測定

青稞樣品用超純水清洗干凈后，于105℃殺青30min，60℃烘干至恒重，稱其干物質重。

1.3.2 青稞Zn、Cd含量的測定

稱取烘干后磨碎的青稞樣品0.2g于聚四氟乙烯消解罐中，加入硝酸6mL、過氧化氫2mL，放入微波消解儀后靜置過夜，第2天進行消解處理，消解程序：5min內升溫至120℃，保持5min；5min內升溫至150℃，保持10min；5min內升溫至190℃，保持20min。消解完成后取下冷卻至室溫，開蓋后置于趕酸儀上160℃趕酸至近干，取下冷卻至室溫后加入5mL的1%硝酸溶液浸泡30min，用1%硝酸少量多次小心轉入50mL容量瓶，定容后待測。使用原子吸收光譜儀(品牌：Thermo，型號：iCE 3500)測定青稞地上部Cd、Zn含量。試驗過程使用國家標準物質小麥粉(GBW(E)100496)進行質量控制，所用試劑均為優級純。

1.4 數據處理

相關數據使用Excel進行匯總，SPSS 20.0進行分析，單因素方差分析釆用Duncan-test(P<0.05)法。作圖軟件為Origin 2019。

2 結果分析

2.1 Zn對Cd脅迫下青稞幼苗生物量的影響

如表1所示，Cd脅迫條件下，Zn0處理的青稞幼苗單株生物量為0.112g，施Zn后，青稞幼苗生物量隨Zn水平的提高整體呈現先上升后下降的趨勢，并在Zn100處理達到最大值。Zn50和Zn100處理下青稞幼苗單株生物量分別為0.131g、0.135g，與對照(Zn0)相比，均呈現顯著增長作用，增幅分別為17.0%和20.5%，但兩處理間差異并不顯著。Zn200與Zn300處理下青稞幼苗單株生物量分別為0.118g、0.115g，與對照(Zn0)相比無顯著性差異，且兩處理間無顯著性差異。Zn400與Zn500處理下青稞單株生物量分別為0.093g、0.083g，與對照(Zn0)相比，均呈現顯著降低作用，降幅分別為17.0%和25.9%，且Zn400與Zn500處理間差異顯著。與Zn100處理相比，Zn200、Zn300、Zn400、Zn500處理對青稞苗期生物量均有顯著降低作用，且隨Zn水平的提高作用更強烈，Zn400和Zn500處理下降幅高達31.1%和38.5%。

表1 不同Zn水平對青稞幼苗生物量的影響

2.2 Zn對Cd脅迫下青稞地上部Cd、Zn含量的影響

如圖1所示，Zn0處理下，青稞地上部Cd含量高達0.631mg·kg-1，施Zn后，各處理Cd含量為0.152～0.225mg·kg-1，均顯著低于Zn0處理。施Zn處理下，隨Zn水平的提高，青稞Cd含量呈現先下降后上升的趨勢，Zn200處理下青稞地上部Cd含量達到最小值，即0.152mg·kg-1，與Zn0處理相比降低幅度高達75.9%，與Zn50處理相比降低幅度達22.8%，與Zn100處理相比降低幅度達7.32%；青稞地上部Cd含量在Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400處理間無顯著差異。Zn500處理下，青稞地上部Cd含量相對較高，與Zn50處理相比增加幅度為14.2%；與Zn200處理相比差異顯著，增加幅度為48.0%。

圖1 不同Zn水平對青稞地上部Cd含量的影響

如圖2所示，Zn0處理下，青稞地上部Zn含量為62mg·kg-1；Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400、Zn500處理下，青稞地上部Zn含量分別為144mg·kg-1、256mg·kg-1、355mg·kg-1、468mg·kg-1、553mg·kg-1、851mg·kg-1，且各處理間差異顯著。試驗結果表明，隨Zn水平的提高，青稞地上部Zn含量呈現顯著上升趨勢。

圖2 不同Zn水平對青稞地上部Zn含量的影響

3 討論

Cd是毒性較強的重金屬，土壤中過量的Cd能夠抑制植物生長，主要表現為植物葉片枯黃、植株矮小、產量下降等，而生物量的改變是植物對重金屬Cd脅迫最直觀的反應。研究發現，外源添加化合物如硅、硒、硼、磷酸鹽、褪黑素、脫落酸、一氧化氮等能夠有效緩解植物Cd毒害，但外源Zn對Cd脅迫條件下的植物生長發揮的作用尚無定論。研究發現，5μmol·L-1Cd脅迫下，2μmol·L-1、8μmol·L-1、15μmol·L-1的Zn均能夠減輕Cd對冬小麥生物量的毒害[8]。50mg·kg-1Cd脅迫下，500mg·kg-1Zn加劇了Cd對滇楊幼苗生長的抑制作用[12]。同樣是對水稻幼苗進行研究，張云慧等[13]發現，0.1μmol·L-1Cd脅迫條件下，隨Zn水平(0～20μmol·L-1)的提高，水稻幼苗生物量呈現先升高后下降的趨勢；曲榮輝等[14]發現，Cd水平分別為0.01mg·L-1、0.03mg·L-1、0.09mg·L-1條件下，加施Zn(0.025mg·L-1、0.05mg·L-1、0.1mg·L-1、0.2mg·L-1)均能提高水稻根、莖、葉的生物量。本試驗結果表明，全Cd含量0.802mg·kg-1條件下，適量添加Zn(50～100mg·kg-1)顯著提高青稞生物量，過量的Zn(400～500mg·kg-1)顯著降低青稞生物量，Zn對Cd脅迫下的幼苗生長整體呈現低促高抑的作用，該結果再次驗證了Zn、Cd在不同物種、不同水平下的反應截然不同的相關論述。

Zn和Cd位于同一副族性質相似，二者在植物的吸收轉化過程具有一定的交互作用，但二者之間究竟是拮抗作用還是協同作用尚有爭議。研究表明，0～200μmol·L-1Zn能夠有效降低玉米幼苗Cd含量及根系對Cd的吸收能力和吸收效率，400μmol·L-1Zn卻促進了玉米對Cd的吸收[15]；路育茗等[8]研究發現，Zn能夠促進冬小麥根部活性Cd向惰性Cd的轉化，并將Cd固定在細胞壁和細胞液中，抑制Cd在冬小麥各部位的吸收和遷移。本試驗研究發現，施Zn能夠顯著降低青稞地上部Cd含量，同時顯著提高青稞地上部Zn含量，推測Cd脅迫下，Zn可能通過競爭青稞中的結合位點降低其對Cd的吸收，從而降低Cd脅迫對青稞的毒害作用，也可能由于添加的大量Zn顯著提高了土壤溶液中Zn2+濃度，一定程度“稀釋”了土壤溶液中的Cd2+濃度，進而降低了青稞對Cd的吸收和積累。Zn添加量超過200mg·kg-1后，青稞地上部Cd含量呈緩慢上升趨勢，表明Zn的過量添加對青稞的降Cd效果有限，這與前人的的研究結果一致；500mg·kg-1Zn水平下，青稞Cd含量相對較高，推測過量的Zn阻礙了Cd結合蛋白的生物合成，一定程度促進了青稞對Cd的吸收。

Cd脅迫條件下，青稞生物量在Zn100mg·kg-1處理達到最大值，隨后隨Zn水平的添加呈現顯著下降趨勢，同時青稞Zn含量顯著升高，推測過量的Zn通過引起氧化損傷對青稞產生了毒害作用；青稞地上部Cd含量在Zn200mg·kg-1處理達最小值，但與Zn100mg·kg-1處理差異不顯著，綜合考慮鋅對青稞生物量和Cd含量的影響，以及Zn肥施用成本，土壤中添加100mg·kg-1的Zn對Cd污染土壤上的青稞生長具有更高的經濟性和安全性。

4 結論

Cd脅迫條件下，隨Zn水平的提高，青稞幼苗地上部生物量呈現先升高后下降的趨勢，且在Zn 100mg·kg-1處理達最大值，過量Zn顯著抑制青稞幼苗生長；Zn能夠顯著降低青稞地上部Cd含量，并顯著提高Zn含量；青稞幼苗地上部Cd含量在Zn 200mg·kg-1處理達最小值，過量Zn對青稞幼苗的降Cd效果有限。