锌对镉胁迫下青稞幼苗生长及锌镉含量的影响

李 路

(1.西藏自治区农牧科学院农业质量标准与检测研究所/西藏自治区农畜产品工程技术研究中心，西藏 拉萨 850000；2.省部共建青稞和牦牛种质资源与遗传改良国家重点实验室，西藏 拉萨 850000)

青藏高原素有“世界屋脊”“第三极地”之称，面积广阔，平均海拔较高，地理环境独特，是我国重要的生态安全屏障。青藏高原地域特殊，工业过程相对较少，人口密度相对较低，人为因素对生态环境的影响相对较小。但近年来随着青藏高原经济的快速发展，丰富的矿产资源大范围开发，铁路、公路迅猛发展，生产过程的管理不善已导致土壤中残留大量的重金属。已有研究发现，青海省三江源区土壤重金属富集现象强烈，其中镉(Cd)、砷(As)含量均超出国家土壤环境质量一级标准[1]。对阿里地区四县重金属污染状况进行分析发现，耕地土壤As含量超过风险管控值比例为27.5%，铬(Cr)含量超过风险管控值比例为2.5%，Cd含量超背景值的比例为95%[2]。甘南“一江三河”和西藏“一江两河”流域7种重金属均值都超过背景值，其中Cd和As含量分别为背景值的4.50倍和2.83倍[3]。王伟鹏等[4]研究发现，西藏“一江两河”区域农田土壤Cd含量最高可达0.85mg·kg-1。上述结果表明，重金属Cd污染正在威胁青藏高原农产品质量安全。

作为植物生长的非必需营养元素，低浓度的Cd可以一定程度促进植物生长，如显著提高非超积累植物地上部和地下部生物量及促进水稻种子萌发[5]。同时，Cd对植物毒性较强，一定程度的Cd污染对植物生长呈现抑制作用，甚至导致植物死亡。研究发现，Cd胁迫能够抑制植物叶绿素合成、破坏叶绿体结构，光合作用参数降低，进而影响植物光合作用，致使叶片发黄、生物量下降，植物受Cd胁迫后，其体内活性氧代谢失衡，细胞膜透性降低，造成细胞损伤[6]。植物中过量的Cd可通过食物链传递被人体吸收，但人体中的Cd难以降解，滞留时间可长达10～30年；Cd对人体的毒害作用主要集中于骨骼、肝脏和肾脏，对骨骼的作用表现为骨质疏松、骨软化、甚至骨折，对肝脏的作用表现为急性肝中毒，对肾脏的作用表现为肾小球损害甚至肾功能衰竭等。此外，Cd还具有致癌性[7]。

锌(Zn)是植物生长过程的必需元素，与Cd具有相近的物理化学性质，因此，二者之间交互作用较为复杂。研究发现，Zn能够降低成熟期小麦各部位的Cd含量及Cd在籽粒中的分配比例[8]；Zn显著抑制小白菜和鼠耳芥根系中的Cd2+内流速率，降低根系对Cd的吸收和积累[9]；Zn、Cd表现为拮抗作用。与1μmol·L-1Zn处理相比，500μmol·L-1Zn显著提高天蓝遏蓝菜根系和地上部对Cd的吸收积累能力[10]；土壤中Zn、Cd含量比值小于50能够促进蔬菜对Cd的吸收[11]；二者表现为协同作用。这些结果表明，Zn、Cd在植物吸收和转运过程中的交互作用尚难定论，其机理仍需进一步研究。

青稞是青藏高原代表性作物，具有抗寒、抗旱等优良特性，是藏区民众自古以来的主要粮食，同时也是酿酒、畜禽饲料的重要原材料，青稞产业的稳定和发展是关系藏区农牧民增收、农牧业增效的关键因素，因此维护Cd污染土壤上的青稞安全生产具有重要的经济价值和社会价值。本文以青稞为试验材料，探究Cd胁迫下，Zn对青稞幼苗生长、Zn和Cd的吸收积累的影响，旨为农业产地环境Cd污染土壤修复及降低青稞Cd吸收提供理论依据和技术支撑，进而保障人民群众“舌尖上安全”。

1 材料与方法

1.1 供试材料

1.1.1 供试土壤

供试土壤采自西藏自治区拉萨市林周县，土壤pH 8.6，全Cd含量0.202mg·kg-1，全Zn含量79mg·kg-1。

1.1.2 供试材料

供试材料为西藏自治区主推春青稞品种“藏青2000”，系西藏自治区农牧科学院农业研究所自繁留种。

1.2 试验设计与方法

试验采用土壤培养试验，土壤样品经风干后过20目筛，每盆分装10kg。试验设1个Cd水平：0.6mg·kg-1；6个Zn水平：0mg·kg-1，50mg·kg-1，100mg·kg-1，200mg·kg-1，300mg·kg-1，400mg·kg-1，500mg·kg-1；分别以Zn0、Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400、Zn500计。Cd源为CdCl2·2.5H2O，Zn源为ZnSO4·7H2O，于2023年3月29日以水溶液形式施入土壤熟化30d。每个处理设3次重复随机排列。

播种前施肥量为N 0.2g·kg-1，P2O50.1g·kg-1，K2O 0.1g·kg-1，肥源分别为尿素，磷酸二氢钾，氯化钾；另外加入无Zn的Arnon营养液1mL·kg-1土，营养液组成为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。培养试验在西藏农科院质标所试验地进行，设有防雨棚，青稞生长过程用超纯水定时定量浇灌，保持田间持水量为60%～70%。

青稞种子于2023年4月29日用0.5%的次氯酸钠溶液浸泡30min，用超纯水反复冲洗后播于育苗盘。次日将预发芽的青稞种子均匀地播撒于盆钵中，每盆播种量为20粒，播种后2周选取长势相对一致的青稞定苗至10株。于2023年5月27日(28d)收取青稞地上部样品。

1.3 测定项目及方法

1.3.1 青稞生物量的测定

青稞样品用超纯水清洗干净后，于105℃杀青30min，60℃烘干至恒重，称其干物质重。

1.3.2 青稞Zn、Cd含量的测定

称取烘干后磨碎的青稞样品0.2g于聚四氟乙烯消解罐中，加入硝酸6mL、过氧化氢2mL，放入微波消解仪后静置过夜，第2天进行消解处理，消解程序：5min内升温至120℃，保持5min；5min内升温至150℃，保持10min；5min内升温至190℃，保持20min。消解完成后取下冷却至室温，开盖后置于赶酸仪上160℃赶酸至近干，取下冷却至室温后加入5mL的1%硝酸溶液浸泡30min，用1%硝酸少量多次小心转入50mL容量瓶，定容后待测。使用原子吸收光谱仪(品牌：Thermo，型号：iCE 3500)测定青稞地上部Cd、Zn含量。试验过程使用国家标准物质小麦粉(GBW(E)100496)进行质量控制，所用试剂均为优级纯。

1.4 数据处理

相关数据使用Excel进行汇总，SPSS 20.0进行分析，单因素方差分析釆用Duncan-test(P<0.05)法。作图软件为Origin 2019。

2 结果分析

2.1 Zn对Cd胁迫下青稞幼苗生物量的影响

如表1所示，Cd胁迫条件下，Zn0处理的青稞幼苗单株生物量为0.112g，施Zn后，青稞幼苗生物量随Zn水平的提高整体呈现先上升后下降的趋势，并在Zn100处理达到最大值。Zn50和Zn100处理下青稞幼苗单株生物量分别为0.131g、0.135g，与对照(Zn0)相比，均呈现显著增长作用，增幅分别为17.0%和20.5%，但两处理间差异并不显著。Zn200与Zn300处理下青稞幼苗单株生物量分别为0.118g、0.115g，与对照(Zn0)相比无显著性差异，且两处理间无显著性差异。Zn400与Zn500处理下青稞单株生物量分别为0.093g、0.083g，与对照(Zn0)相比，均呈现显著降低作用，降幅分别为17.0%和25.9%，且Zn400与Zn500处理间差异显著。与Zn100处理相比，Zn200、Zn300、Zn400、Zn500处理对青稞苗期生物量均有显著降低作用，且随Zn水平的提高作用更强烈，Zn400和Zn500处理下降幅高达31.1%和38.5%。

表1 不同Zn水平对青稞幼苗生物量的影响

2.2 Zn对Cd胁迫下青稞地上部Cd、Zn含量的影响

如图1所示，Zn0处理下，青稞地上部Cd含量高达0.631mg·kg-1，施Zn后，各处理Cd含量为0.152～0.225mg·kg-1，均显著低于Zn0处理。施Zn处理下，随Zn水平的提高，青稞Cd含量呈现先下降后上升的趋势，Zn200处理下青稞地上部Cd含量达到最小值，即0.152mg·kg-1，与Zn0处理相比降低幅度高达75.9%，与Zn50处理相比降低幅度达22.8%，与Zn100处理相比降低幅度达7.32%；青稞地上部Cd含量在Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400处理间无显著差异。Zn500处理下，青稞地上部Cd含量相对较高，与Zn50处理相比增加幅度为14.2%；与Zn200处理相比差异显著，增加幅度为48.0%。

图1 不同Zn水平对青稞地上部Cd含量的影响

如图2所示，Zn0处理下，青稞地上部Zn含量为62mg·kg-1；Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400、Zn500处理下，青稞地上部Zn含量分别为144mg·kg-1、256mg·kg-1、355mg·kg-1、468mg·kg-1、553mg·kg-1、851mg·kg-1，且各处理间差异显著。试验结果表明，随Zn水平的提高，青稞地上部Zn含量呈现显著上升趋势。

图2 不同Zn水平对青稞地上部Zn含量的影响

3 讨论

Cd是毒性较强的重金属，土壤中过量的Cd能够抑制植物生长，主要表现为植物叶片枯黄、植株矮小、产量下降等，而生物量的改变是植物对重金属Cd胁迫最直观的反应。研究发现，外源添加化合物如硅、硒、硼、磷酸盐、褪黑素、脱落酸、一氧化氮等能够有效缓解植物Cd毒害，但外源Zn对Cd胁迫条件下的植物生长发挥的作用尚无定论。研究发现，5μmol·L-1Cd胁迫下，2μmol·L-1、8μmol·L-1、15μmol·L-1的Zn均能够减轻Cd对冬小麦生物量的毒害[8]。50mg·kg-1Cd胁迫下，500mg·kg-1Zn加剧了Cd对滇杨幼苗生长的抑制作用[12]。同样是对水稻幼苗进行研究，张云慧等[13]发现，0.1μmol·L-1Cd胁迫条件下，随Zn水平(0～20μmol·L-1)的提高，水稻幼苗生物量呈现先升高后下降的趋势；曲荣辉等[14]发现，Cd水平分别为0.01mg·L-1、0.03mg·L-1、0.09mg·L-1条件下，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、茎、叶的生物量。本试验结果表明，全Cd含量0.802mg·kg-1条件下，适量添加Zn(50～100mg·kg-1)显著提高青稞生物量，过量的Zn(400～500mg·kg-1)显著降低青稞生物量，Zn对Cd胁迫下的幼苗生长整体呈现低促高抑的作用，该结果再次验证了Zn、Cd在不同物种、不同水平下的反应截然不同的相关论述。

Zn和Cd位于同一副族性质相似，二者在植物的吸收转化过程具有一定的交互作用，但二者之间究竟是拮抗作用还是协同作用尚有争议。研究表明，0～200μmol·L-1Zn能够有效降低玉米幼苗Cd含量及根系对Cd的吸收能力和吸收效率，400μmol·L-1Zn却促进了玉米对Cd的吸收[15]；路育茗等[8]研究发现，Zn能够促进冬小麦根部活性Cd向惰性Cd的转化，并将Cd固定在细胞壁和细胞液中，抑制Cd在冬小麦各部位的吸收和迁移。本试验研究发现，施Zn能够显著降低青稞地上部Cd含量，同时显著提高青稞地上部Zn含量，推测Cd胁迫下，Zn可能通过竞争青稞中的结合位点降低其对Cd的吸收，从而降低Cd胁迫对青稞的毒害作用，也可能由于添加的大量Zn显著提高了土壤溶液中Zn2+浓度，一定程度“稀释”了土壤溶液中的Cd2+浓度，进而降低了青稞对Cd的吸收和积累。Zn添加量超过200mg·kg-1后，青稞地上部Cd含量呈缓慢上升趋势，表明Zn的过量添加对青稞的降Cd效果有限，这与前人的的研究结果一致；500mg·kg-1Zn水平下，青稞Cd含量相对较高，推测过量的Zn阻碍了Cd结合蛋白的生物合成，一定程度促进了青稞对Cd的吸收。

Cd胁迫条件下，青稞生物量在Zn100mg·kg-1处理达到最大值，随后随Zn水平的添加呈现显著下降趋势，同时青稞Zn含量显著升高，推测过量的Zn通过引起氧化损伤对青稞产生了毒害作用；青稞地上部Cd含量在Zn200mg·kg-1处理达最小值，但与Zn100mg·kg-1处理差异不显著，综合考虑锌对青稞生物量和Cd含量的影响，以及Zn肥施用成本，土壤中添加100mg·kg-1的Zn对Cd污染土壤上的青稞生长具有更高的经济性和安全性。

4 结论

Cd胁迫条件下，随Zn水平的提高，青稞幼苗地上部生物量呈现先升高后下降的趋势，且在Zn 100mg·kg-1处理达最大值，过量Zn显著抑制青稞幼苗生长；Zn能够显著降低青稞地上部Cd含量，并显著提高Zn含量；青稞幼苗地上部Cd含量在Zn 200mg·kg-1处理达最小值，过量Zn对青稞幼苗的降Cd效果有限。