镉(Cd)是农业重金属污染的主要元素,随着我国经济高速发展,污染面积日趋扩大,污染程度也愈发加深,严重威胁农业安全生产和人类健康。小麦在我国是仅次于水稻的第二大粮食作物,当小麦植株中Cd浓度过量时,会对小麦造成毒害作用,如生长迟缓、产量下降等,严重时甚至导致作物死亡,所以研究重金属Cd对小麦的影响具有重要意义^[1]。

对于Cd在土壤-小麦中的转运而言,根部是决定Cd吸收的关键,根系细胞壁是抵御Cd毒害作用的首要屏障,细胞壁含有大量的亲Cd阳离子交换位点,可以吸附、固定Cd离子,从而减少进入细胞的Cd离子,同时根系分泌物也可能影响土壤pH值的变化从而影响小麦根对Cd的吸收,Cd进入细胞壁后可被液泡钝化,木质部液中Cd的向外运输以及Cd在穗部韧皮部中的再运输共同决定籽粒中Cd的含量^[2]。张国平^[3]的研究结果表明Cd浓度超过0.3 mg·kg^-1时,两个品种小麦根长、干重、苗高、分蘖数都会减小。Cd在小麦体内的分配是不均衡的,研究表明小麦根中的Cd含量可达茎的数倍至数十倍,可达籽粒的数十倍甚至上百倍^[4]。如Wang等^[5]采用盆栽试验方式,将外源Cd添加入碱性(pH=8.16)土壤中,结果发现小麦根中Cd含量分别为茎、籽粒的5倍、8倍;Liu等^[6]的大田试验则表明,在土壤无Cd污染的情况下,根中Cd含量可达籽粒的168倍。无论盆栽还是大田试验都表明小麦根较茎与籽粒更容易富集Cd。众所周知,土壤理化性质也是影响小麦吸收Cd的重要因素,对土壤-小麦根系重金属迁移的研究发现^[7],大田条件下,土壤理化性质如pH、有机碳(OC)、阳离子交换量(CEC)、粘粒含量等与小麦吸收Cd关系密切,根系Cd含量与理化性质的相关性分析显示,pH和粘粒含量与根系Cd含量呈显著性相关(相关系数分别为0.55、0.64)。因此pH和粘粒含量是影响根系吸收Cd最重要的两个因素,其他因素无显著影响,但目前关于小麦籽粒Cd含量与土壤因子的相关性研究并不多。

目前所见报道大多关注的是Cd对小麦生理指标的影响,对于籽粒的研究大多是区域性的实际调查和筛选低积累的小麦基因型^{[7, 8]},而且大多数小麦盆栽试验多是选择一两种典型的土壤,设置不同Cd浓度处理研究Cd对小麦的胁迫作用,土壤理化性质变化范围较窄。本文基于我国主要小麦产区14种土壤,研究小麦在不同土壤上各部位Cd含量的变化以及Cd的转运;同时探讨了影响籽粒Cd富集的土壤理化性质,并建立了土壤性质主控因子与籽粒Cd含量的量化关系,以利于制定合适的污染修复和环境管理方案。 1 材料与方法 1.1 试验设计

(1)盆栽试验:供试土壤为14种典型麦区土壤,采集自全国14个省份的耕层土壤(0~20 cm),去除土壤中大的石砾,风干、过2 mm筛备用,土壤基本理化性质按常规方法测定(表 1),测试小麦选择小偃22,外源Cd(CdSO₄·5H₂O)添加量设置两个浓度,分别为:对照(不添加Cd),Cd处理(酸性和中性土添加Cd浓度0.6 mg·kg^-1,碱性土添加1.2 mg·kg^-1)。进行盆栽试验(花盆直径35 cm,高30 cm),将外源Cd(以溶液形式)喷施入准确称量的8 kg土壤并拌匀后装盆,加入的基肥N[CO(NH₂)₂]、P[Ca(H₂PO₄)₂]、K(K₂SO₄)分别为0.15、0.05、0.1 g·kg^-1,每个处理重复三次,共84盆。土壤样品装盆后老化放置三个月,使土壤中各种重金属离子达到吸附解吸平衡。于2011年10月底种植小麦,每盆约15粒,两周后间苗至8株,保持80%田间持水量,小麦生长全程用去离子水(ASTK CSR-1-10Ⅱ,中国)浇灌以保障没有外部Cd污染,2012年5月下旬成熟后收获,采集土壤和小麦籽粒样品。试验全程于温室大棚内进行。

表 1 14 种土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of 14 soils

表选项

(2)小麦土壤和籽粒的Cd含量测定:将采集的小麦籽粒样品先后用自来水和去离子水清洗三遍,烘干,土壤样品风干后过0.149 mm筛待用。微波消解植物和土壤样品(EPA 3052,美国),每份样品用微波消解炉(屹尧 wx-8000,中国)重复消解二次,植物样品用硝酸消解,土壤样品用硝酸+氢氟酸消解,样品消解完成后在电热板上赶酸,用超纯水(含5%硝酸)定容到50 mL容量瓶中待测,用火焰原子吸收分光光度计(Hitachi Z-2000,日本)测定土壤样品中全量Cd,火焰和石墨炉原子吸收分光光度计测定植物样品中Cd含量。

(3)质量控制:所用酸试剂均为优级纯,玻璃器皿及微波消解所用的聚四氟乙烯管使用之前均用25%硝酸溶液浸泡12 h,质量标准控制采用国家标准物质GBW 10011(小麦标准物质)和GSS-7、GSS-8(土壤标准物质)。 1.2 数据分析处理

应用Excel 2010处理数据,Sigmaplot 10.0 绘图,SPSS 20.0进行所有的Pearson相关性分析。

富集系数广泛应用于表征土壤-植物系统中重金属富集的统计规律,在进行污染场地风险评估和制定土壤环境质量基准的过程中,常作为污染物食物链暴露途径的重要参数,因此通常建立土壤与植物间重金属含量的回归模型来预测重金属在土壤-植物系统的迁移^[9]。众多研究表明土壤理化性质如pH、OC等也对重金属的迁移有所影响,可作为辅助因子加入回归模型。在此基础上,Freundlich模型^[10](C_plant=10^aC_soil^b 或者lgC_plant=a+b lgC_soil)(C_plant和C_soil分别代表植株和土壤中重金属含量)广泛应用在植物重金属含量的预测上。本文应用籽粒Cd富集系数与土壤理化性质pH、OC、CEC、粘粒含量作逐步回归分析,得到小麦籽粒Cd含量的预测方程。转运系数则代表了植物根向上运输重金属元素的能力。其中:

富集系数=植物体内的重金属含量/土壤中重金属含量

转运系数=地上部分植物中重金属含量/地下部分植物中重金属含量 2 结果与分析 2.1 土壤和小麦各部位的Cd含量

从图 1A可以看出,对照、Cd处理中14种土壤Cd含量变化范围分别为0.11~0.20、0.56~1.16 mg·kg^-1。总体来看,两个处理之间土壤Cd含量差别明显,对照的14种土壤Cd含量整体变化不大并且接近国家土壤环境质量标准规定的自然背景值(0.2 mg·kg^-1)。

图 1 土壤及小麦不同部位的 Cd 含量 Figure 1 Content of Cd in soils and in different parts of wheat

图选项

从图 1B可以看到,14种土壤种植下,两个处理(对照、Cd处理)的小麦根Cd含量范围依次为0.11~2.18、3.14~12.04 mg·kg^-1,平均值分别为0.62、7.27 mg·kg^-1。从对照来看,酸性土壤上根富集Cd明显较强,尤其是1、2号土,随着pH的增大,小麦根吸收Cd含量逐渐减少;对Cd处理而言,酸性和碱性土壤上根Cd含量整体较为接近,中性土壤(6、7号)较低。碱性土壤上Cd添加量较高但根Cd含量并不高,说明酸性土壤上小麦根更容易吸收Cd。除了pH外其他土壤理化性质也可能有一定的影响,如天津土壤(12号)根吸收Cd较少可能因为其土壤碳酸钙含量较高,有研究表明碳酸钙含量高时可以显著降低土壤交换态重金属含量,提高重金属碳酸盐结合态等的含量,从而影响植物对重金属的吸收^[11]。Cd吸收较高的地区地理位置也比较接近,如酸性土壤的江西、安徽(3、4号),碱性土壤的河北、山东(8、14号)等地。

从图 1C可以看出,两组处理的茎Cd含量范围依次为0.04~0.75、0.18~0.94 mg·kg^-1,平均值分别为0.31、0.48 mg·kg^-1,与根Cd平均含量相比,对照的茎Cd平均含量略有下降,而Cd处理则是明显下降,pH的影响同样较为显著,两组处理的酸性土壤上茎Cd含量明显较高,同时可以看到同一土壤两个处理间茎Cd含量的差别小于根的差别。

图 1D显示,对照、Cd处理的籽粒Cd含量范围分别为0.004~0.08、0.09~0.43 mg·kg^-1,平均值分别为0.02、0.21 mg·kg^-1,两个处理间层次分明,与茎相似的是,酸性土壤上籽粒Cd含量明显较高。Cd含量异常的河北(8号)可能归因于其较低的OC含量。与国家食品Cd含量限量标准相比(GB 2762-2005,0.1 mg·kg^-1),对照的籽粒Cd含量全部在安全界限内,Cd处理中虽然天津、新疆(12、10号)等地籽粒Cd未超标,但籽粒Cd含量均超过0.09 mg·kg^-1,接近国家标准限值。总体看来,对照的籽粒Cd含量全部符合标准,对Cd处理而言,几乎全部的籽粒Cd含量都超标(两组处理间差异较显著)。pH的影响较为明显,其他理化性质如OC、CEC、碳酸钙含量等也可能对小麦吸收Cd有一定的影响。

从表 2 可以看出,对照的小麦根、茎、籽粒Cd含量相互之间呈极显著性相关,相关性最低的茎与籽粒之间也达到0.748,籽粒与根的相关性最高达到0.954;对Cd处理而言,籽粒和根的Cd含量未呈现显著性相关,其他各部位相互之间都是极显著相关,相关性最高可达到0.926。总体来看,无论对于对照还是受Cd污染的土壤,小麦各部位的Cd含量相互间均呈显著性相关。

表 2 小麦根、 茎、 籽粒 Cd 含量的相关性分析 Table 2 Correlation coefficients of Cd concentrations between roots,stems and grains of wheat at two Cd levels

表选项

从图 2A可以看到,两组处理(对照、Cd处理)根对Cd的富集系数范围分别为0.59~13.69、2.98~14.86,14个系数的平均值分别为3.84、8.86,可以看出无论土壤是否被Cd污染,小麦根部富集Cd的能力都很强,即使是对照处理也很容易富集Cd(富集系数大于1)。酸性土壤上两个处理的平均富集系数为8.06、12.13,整体分别大于碱性土壤的1.17、7.45,除了pH,其他土壤性质对小麦根的Cd富集也可能有影响,如富集系数较高的河北、山东(8、14号)则可能由于受到较低的OC影响;Cd处理的富集系数整体大于对照,重庆、辽宁(1、2号)土对照的富集系数略高于Cd处理,但基本差别不大。

图 2 小麦根对 Cd 的富集及茎、 籽粒对 Cd 的转运 Figure 2 Cd accumulation in roots and translocation to stems and grains

图选项

图 2B显示两个处理茎-根的转运系数范围分别是0.22~1.60、0.04~0.13,14个系数平均值分别为0.67、0.07,酸性土壤上两个处理的平均转运系数为0.58、0.09,接近碱性土壤上两个处理的平均转运系数0.67、0.05。对照的转运系数之所以大于Cd处理,可能是因为其根Cd含量较小而茎的Cd含量较大,计算的转运系数较小。

从图 2C可以看到,两个处理籽粒-根的转运系数范围为0.02~0.14、0.01~0.06,平均值分别为0.04、0.03,两个系数变化范围较为接近,和茎-根转运相似的是吉林土(6号)的对照处理异常,酸性土壤两个处理的平均转运系数为0.036、0.04,略大于碱性土壤两个处理的平均转运系数0.03、0.02。

整体来看,两个处理茎-根的转运系数差距较大,明显看出对照处理除了根以外,茎对Cd的吸收也较大。籽粒-根的两组处理间各个土壤的显著性差异不明显,说明在一定的土壤Cd污染水平下(0.6 mg·kg^-1 pH<7.5,1.2 mg·kg^-1 pH>7.5),籽粒对Cd的转运能力差别不大。 2.3 籽粒Cd含量的预测模型

重金属的毒性预测模型也是目前研究的热点,主要有经验回归模型和机理模型两种,其中机理模型如自由离子活度模型(Free Ion Activity Model)及生物配体模型(Biotic Ligand Model)较为常用^[12]。但这两种模型的缺陷是主要应用于重金属在水体环境的毒性评价,陆地环境不宜使用。因为重金属在土壤中的生物化学行为比较复杂,影响其吸收的因素较多,并且着重研究重金属对植物根的短期毒性作用,而忽略了重金属对其他部位的长期毒性效应,所以由土壤性质指标建立的经验回归模型优于机理模型^[13]。除了土壤全量Cd外。有效态Cd也可作为土壤性质指标,实际上虽然众多试验表明植物Cd含量与土壤有效态Cd含量关系更紧密,但在建立植物Cd的多元线性回归模型时(理化性质包括土壤pH、OC、CEC、粘粒含量等),土壤全量Cd比有效态Cd预测效果更好^{[14, 15]}。

用SPSS 20.0逐步线性回归法拟合14个土壤理化性质(pH、OC、CEC、粘粒含量)与籽粒Cd的富集系数,结果如表 3:两个处理中籽粒的Cd含量均与pH有关,方程拟合效果均良好,Cd处理拟合出两个方程,两因子(pH和OC)方程的R²优于单因子(pH)的拟合效果。从表 4看到,无论土壤是否受Cd污染,pH都是影响小麦籽粒吸收Cd的首要土壤因子,与小麦籽粒Cd含量呈极显著性负相关,其他因素并无明显效应。

表 3 籽粒 Cd 含量的预测方程 Table 3 Prediction models for wheat grain Cd

表选项

表 4 小麦籽粒 Cd 含量与土壤理化性质的相关性分析 Table 4 Correlation of grain Cd content with soil physicochemical properties

表选项

众多试验表明Cd在小麦植株中总体分布趋势为根>茎>籽粒,Cd的积累和转运过程是通过皮层组织进入根部,土壤中溶解的Cd²⁺可通过质外体或共质体途径进入根系,籽粒中Cd的积累是植物体内Cd重新分配的结果,叶和茎中的Cd可以重新分配运至籽粒中,而籽粒中的Cd几乎不再向其他部分运输^[16]。Cd在根-地上部的转运实验表明^[7],Cd在小麦体内的转运主要取决于根部的吸收,一般来说小麦籽粒Cd含量较低,其根部固定Cd的能力较大,与之相似的是本文结果显示小麦根部最容易富集Cd,根对土壤的Cd富集系数较大。

关于Cd在小麦-土壤系统中的转运也有较多研究,但结果各不相同。以酸性土壤为例,王蔚华^[17]认为当土壤Cd添加量为 20 mg·kg^-1时(盆栽试验),根对Cd的富集系数为2.69,茎、籽粒对Cd的转运系数分别为0.26、0.028,根的富集系数小于本文研究结果,但也大于1而与本文结果相似,茎的转运系数则稍大于本文结果,籽粒的转运系数与本文结果接近。对于同一土壤,肖昕等^[18]发现当Cd添加量为1 mg·kg^-1时,根的富集系数为1.90,茎、籽粒的转运系数分别为0.26、0.15。上述两研究结果显示,茎的转运系数相同,籽粒则差别较大,相差5.36倍。以碱性土为例,当土壤Cd添加量为1.27 mg·kg^-1时,小麦根对Cd的富集系数(1.42)大于1,籽粒的转运系数(0.11)略大于本文结果^[19]。但另有文献^[20]表明,对于同一种土壤,当土壤Cd含量为10.5 mg·kg^-1时,根的富集系数小于0.1,籽粒的转运系数为0.54,与上述两研究结果(根、籽粒)整体差别较大。综合上述讨论,无论酸性还是碱性土壤,即使是对于同一土壤,不同学者研究Cd在土壤-小麦系统的转运也可能有较大差异,这是因为土壤理化性质、土壤Cd添加量、小麦品种、实验方式(盆栽或大田)等众多因素都会对小麦Cd的转运有影响,情况较为复杂。

影响植物吸收Cd的途径很多,包括大气、水、土壤,最主要的来源是土壤中的Cd含量,其次土壤性质如pH、有机质、CEC、粘粒含量等对植物Cd的吸收也有较大影响^[21]。众多研究表明,pH是影响植物吸收Cd的第一土壤因素,例如从Cd在土壤-菠菜^[14]、土壤-莴苣^[22]、土壤-胡萝卜^[23]的转运来看(盆栽试验),pH是影响Cd在植物体内转运的第一因素,OC含量是第二因素,其他因素并无显著影响,并且两个土壤因子与植物中Cd含量拟合效果良好(菠菜:R²=0.73,n=21;莴苣:R²=0.92,n=40;胡萝卜:R²=0.72,n=15)。对大田环境的土壤-小麦系统而言^[24],小麦根系Cd含量与pH、粘粒含量呈显著性负相关(R=0.925,n=47),而OC和CEC与根系吸收并无直接关系,可能与大田条件下OC与CEC含量较低有关;污灌区小麦系统有所不同^[25],对于Cd在其土壤-小麦系统中的转运而言,OC的影响大于pH,而且土壤类型也有重要的影响,砂质土和壤质土上小麦籽粒Cd的富集系数较大(0.18和0.21),粘质土中较低(0.10),所以OC和粘粒含量是其最重要的影响因素,与本文结果略有不同。综合上述讨论认为,影响植物(包括小麦)吸收Cd的土壤因素虽然各不相同,但无论哪种种植方式(大田、盆栽等),pH都是影响植物吸收Cd的最重要的因素,OC、CEC、粘粒含量等也有一定的影响。这是因为:pH主要影响重金属离子在水土两相界面的平衡分配,影响土壤碳酸盐的形成和溶解,土壤pH较低时植物根际的代谢产物碳酸可降低根际的pH,金属的可溶性上升,可促进植物对金属的吸收,而土壤pH较高时土壤中的粘土矿物、有机质等的表面负电荷增加,对金属离子的吸附能力增强,土壤溶液中金属离子浓度降低,影响植物对重金属的吸收^[26];土壤有机质具有大量的官能团,吸附Cd的能力远超其他矿质胶体,分解形成的腐植酸可与重金属螯合(络合)降低植物对金属的吸收,所以OC主要影响土壤保留阳离子的能力;CEC含量高时,土壤根系与土壤溶液离子交换量加大,重金属离子进入根部的几率变大,从而导致植物对重金属的吸收增加;土壤粘粒含量的高低影响土壤的通气性,影响根系好氧微生物的活动,同时粘质土因为矿质养分丰富对正电离子有较强吸附能力,影响植物对重金属的吸收^[27]。

Cd对植物来说是一种毒性很强的非必需元素,如小麦毒性试验以种子发芽根伸长为试验终点,研究显示土壤重金属Cd含量为0.34~1.181 mg·kg^-1时,生态毒性依然明显(小麦根伸长抑制率最高大约为35%)^[28]。本实验旨在接近真实的大田环境,事实上大田环境的土壤Cd含量一般不会太高,如:东北农田黑土Cd含量调查显示Cd含量变化范围为0.03~0.72 mg·kg^-1(n=197,基本覆盖整个黑土分布区)^[29];污染场地(电池厂和火电厂)周边农田表层土壤Cd含量变化范围为0.196~1.287 mg·kg^-1(n=52)^[30]。同时,我国土壤环境质量标准规定Cd限量值也较为严格(0.3 mg·kg^-1 pH<7.5,0.6 mg·kg^-1 pH>7.5),意味着超出此界限的土壤Cd含量即对农业生产和人体健康产生不良影响。从污染物在土壤-植物系统中富集迁移特点出发,大尺度区域的籽粒Cd预测模型结合粮食安全标准可以建立保证农产品质量安全的土壤环境基准值,为土壤污染风险评价提供参考^{[9, 31]}。本试验主要面向全国小麦产区,在一定污染水平、不同土壤条件下,研究Cd的富集、转运尤其是对籽粒的影响。 4 结论

不同Cd处理对小麦根、茎、籽粒的影响各不相同,14种土壤上对照处理小麦根、茎、籽粒的平均Cd含量为 0.62、0.31、0.02 mg·kg^-1,显著低于Cd处理上三者的平均Cd含量 7.27、0.48、0.21 mg·kg^-1,对照的平均籽粒Cd含量显著低于我国食品安全标准(0.1 mg·kg^-1),而Cd处理的小麦平均籽粒Cd含量明显超标。无论对照还是Cd处理,小麦籽粒Cd含量与pH拟合效果良好,两因子pH和OC拟合的方程效果优于单因子pH的拟合效果。