重金屬復(fù)合污染對(duì)水稻鎘吸收積累的影響

梁 瑞，陳慧茹，劉斌美，楊 陽，吳躍進(jìn),3

(1. 中國科學(xué)院合肥物質(zhì)科學(xué)研究院 技術(shù)生物與農(nóng)業(yè)工程研究所, 合肥 230031;2. 中國科學(xué)技術(shù)大學(xué), 合肥 230026;3. 環(huán)境毒理與污染控制技術(shù)安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 合肥 230031)

隨著我國工業(yè)進(jìn)程的推進(jìn)，環(huán)境污染日益嚴(yán)重，其中重金屬污染問題尤為突出。土壤重金屬不但抑制作物生長[1-2]，而且會(huì)在作物籽粒中積累[3]，危害人類健康。舉世震驚的日本“痛痛病”即由鎘污染引起[4-7]。土壤重金屬污染通常是多種重金屬并存的復(fù)合污染。土壤復(fù)合污染定義為兩種或以上污染物同時(shí)存在，且每種污染物的濃度均超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[8-9]。在重金屬污染治理方面，工程、物理、化學(xué)、生物等修復(fù)方法各有利弊[10-13]。在農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中，土壤重金屬一般以二價(jià)離子狀態(tài)存在，通過非選擇性陽離子通道、Ca2+通道等進(jìn)入作物，并通過一系列生理生化過程在作物籽粒中積累。近年來，新興的農(nóng)業(yè)重金屬污染修復(fù)中，品種改良、灌溉管理、pH值調(diào)整等措施得到深入研究[14-16]。其中，品種改良措施由于效果穩(wěn)定、作用明顯等優(yōu)勢受到廣泛關(guān)注。水稻是我國主要的糧食作物，在我國水稻生產(chǎn)中存在區(qū)域性Cd污染問題。借助Cd低積累品種有助于降低水稻Cd污染水平。研究表明，在重金屬復(fù)合污染中，Pb和Cu等重金屬的存在會(huì)直接或間接地影響Cd向植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)移[17-19]。然而目前水稻品種選育中尚缺乏對(duì)Cd低積累品種的研究，尤其對(duì)復(fù)合污染條件下水稻Cd吸收積累特征少見報(bào)道。本研究基于田間和水培Cd、Pb、Cu復(fù)合污染環(huán)境，研究Cd低積累水稻突變體的Cd吸收積累特征，以期為深入揭示水稻重金屬污染過程、指導(dǎo)水稻生產(chǎn)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

供試品種分別為中秈稻9311 (OryzasativaL.)和Cd低積累突變體T2-1，其中，T2-1為9311經(jīng)過12C6+離子輻照后產(chǎn)生，由中國科學(xué)院合肥物質(zhì)科學(xué)研究院提供。2016年在安徽合肥、安徽銅陵、湖南瀏陽及海南三亞4個(gè)地區(qū)種植，各地區(qū)重金屬污染情況如表1所示。

1.2 方法

1.2.1 田間實(shí)驗(yàn)

2016年夏季分別在安徽合肥、安徽銅陵、湖南瀏陽種植，冬季在海南三亞種植，成熟期時(shí)收獲水稻籽粒，籽粒經(jīng)自然風(fēng)干后再在30℃烘箱中烘24 h，再測定其Cd含量。

表1 研究區(qū)域重金屬污染情況

注：污染級(jí)別參考土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB15618—1995進(jìn)行分級(jí)

1.2.2 水培實(shí)驗(yàn)

采用營養(yǎng)液栽培，挑取健康飽滿的水稻種子，以5%次氯酸鈉浸泡15 min，蒸餾水沖洗3 次后置于培養(yǎng)皿中，于30℃的恒溫黑暗培養(yǎng)箱中進(jìn)行催芽。發(fā)芽后，將已發(fā)芽的種子轉(zhuǎn)移至盛有Hoagland 營養(yǎng)液的培養(yǎng)箱中，在光照培養(yǎng)間養(yǎng)至三葉期(晝：溫度27.0℃、濕度40%RH、光照100%、16 h；夜：溫度20.0℃、濕度65% RH、光照0%、8 h)。

水稻長至三葉期后，進(jìn)行5組處理，分別是CK、0.45 mg/L鎘脅迫、0.45 mg/L鎘+0.10 mg/L鉛脅迫、0.45 mg/L鎘+2 mg/L銅脅迫、0.45 mg/L鎘+0.10 mg/L鉛+2 mg/L銅脅迫。每個(gè)處理、每種水稻分別培養(yǎng)10株。選擇長勢相近的三葉期水稻幼苗分別移入盛有8 L上述處理液的水培箱中，置于中國科學(xué)院合肥物質(zhì)科學(xué)研究院作物試驗(yàn)溫室培養(yǎng)15 d和30 d，分別取3株樣。每隔3 d更換1次培養(yǎng)液，使得水稻幼苗的根部始終保持在液面以下。培養(yǎng)期間，以HCl或NaOH調(diào)節(jié)培養(yǎng)液pH值維持在5.8。

1.2.3 樣品采集分析

苗高(根徑處到最高葉片尖端距離)以皮尺測量。取苗期水稻植株，以20 mmol/L Na2EDTA浸泡根系30 min，后取出用吸水紙擦干，置于110℃烘箱內(nèi)殺青15 min，然后70℃烘干，測定干重；然后分莖葉和根兩個(gè)部分，分別測定其Cd含量，計(jì)算得到最終濃度[20]。Cd的測定方法參照石墨爐原子吸收光譜法國標(biāo)法(GB/T 5009.15—2014)，儀器型號(hào)為德國耶拿analytikjena ZEEnit 700P。試驗(yàn)測定重復(fù)3次。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

水稻對(duì)鎘的吸收采用滯留率和轉(zhuǎn)移系數(shù)進(jìn)行評(píng)價(jià)，計(jì)算公式[21]如下：

根系Cd滯留率(%)=(根系Cd含量-地上部Cd含量)/根系Cd含量×100%

轉(zhuǎn)移系數(shù)=地上部Cd含量/根系Cd含量

試驗(yàn)數(shù)據(jù)以SPSS 19.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，均值以LSD法進(jìn)行顯著檢驗(yàn)，以Excel 2010 繪制數(shù)據(jù)圖。

2 結(jié)果分析

2.1 田間水稻籽粒鎘積累

4個(gè)重金屬污染地區(qū)田間水稻籽粒Cd含量均以T2-1較低 (圖1)，相比對(duì)照9311，其降低幅度分別為合肥29.72%、銅陵11.07%、瀏陽61.63%和三亞41.67% (P< 0.01)。與合肥、瀏陽和三亞的單一Cd污染不同，銅陵的Cd-Pb-Cu復(fù)合污染環(huán)境削弱了T2-1在鎘低積累方面的優(yōu)勢，該結(jié)果說明復(fù)合污染環(huán)境會(huì)增強(qiáng)水稻Cd積累，加劇水稻Cd污染。

圖1 田間水稻籽粒Cd含量

2.2 水培復(fù)合重金屬污染水稻苗高與干重

在水培條件下(表2)，在培養(yǎng)的第15天，同一處理下9311和T2-1水稻苗高和干重?zé)o顯著差異；與CK相比，Cd脅迫及復(fù)合重金屬污染處理導(dǎo)致水稻苗高和干重下降，尤以Cd-Pb-Cu復(fù)合污染下降幅度最顯著(P<0.05)。在培養(yǎng)的第30天時(shí)，Cd脅迫和Cd-Cu脅迫兩種處理下9311和T2-1的苗高差異達(dá)到顯著水平(P<0.05)；在單獨(dú)Cd脅迫下，T2-1的苗高比9311低，但在Cd-Cu脅迫下，則呈相反趨勢；鎘脅迫及復(fù)合重金屬污染處理的水稻干重顯著低于對(duì)照(P<0.05)，尤以含Cu的復(fù)合污染處理下降幅度較大(圖2)。綜合比較發(fā)現(xiàn)，與單獨(dú)Cd脅迫相比，復(fù)合重金屬污染會(huì)加劇對(duì)水稻生長的抑制，且隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，復(fù)合污染的抑制作用會(huì)發(fā)生一定程度的削弱，這可能是由于污染環(huán)境誘導(dǎo)水稻防御能力增強(qiáng)造成的。上述結(jié)果可為解析復(fù)合污染環(huán)境下水稻Cd低積累品種的生長特征與生產(chǎn)應(yīng)用提供借鑒。

圖2 未添加Cu(左1、左2)和添加Cu之后(左3至左6)

表2 水培水稻苗高及干重

注：每個(gè)數(shù)據(jù)后的不同小寫英文字母表示在P< 0.05水平上差異顯著；下同

2.3 水培復(fù)合重金屬污染水稻不同部位Cd含量

水培15 d水稻Cd含量結(jié)果表明(圖3)：對(duì)于地上部，單獨(dú)Cd脅迫及Cd-Pb-Cu混合脅迫下T2-1的Cd積累量分別比9311低6.43%和8.61%，而其他處理下則比9311分別高70.49%(Cd-Pb脅迫)和15.26%(Cd-Cu脅迫)。對(duì)于地下部(根系)，單獨(dú)Cd脅迫以及Cd-Pb-Cu混合脅迫下T2-1的Cd積累量分別比9311低6.43%和8.61%，而其他處理下則比9311分別高70.49%(Cd-Pb脅迫)和15.26%(Cd-Cu脅迫)。單獨(dú)Cd脅迫下T2-1根系Cd吸收高于9311，說明T2-1根系對(duì)Cd的截留多，因而T2-1的地上部Cd含量低于9311。Pb促進(jìn)水稻根系和地上部Cd吸收，尤其對(duì)T2-1促進(jìn)作用更明顯。Cu抑制水稻地上和地下部Cd吸收。Cd-Pb-Cu復(fù)合脅迫抑制水稻根系和地上部Cd吸收，尤其對(duì)T2-1促進(jìn)作用更明顯。

圖3 水培15 d水稻不同部位鎘含量

圖4 水培第30天水稻不同部位鎘含量

通過比較水培30 d與15 d水稻Cd含量的差異發(fā)現(xiàn)(圖3和4)：在Cd及Cd-Pb脅迫下，隨培養(yǎng)天數(shù)增加，9311和T2-1根系Cd吸收增加，而地上部Cd含量則逐漸降低，說明隨苗齡增加，根系對(duì)Cd的滯留作用逐漸加強(qiáng)，而根系向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的Cd則減少。圖5中，Cd-Pb復(fù)合處理下，低濃度Pb促進(jìn)水稻Cd吸收，原因可能是Cd、Pb共存環(huán)境下Cd的生物有效性提高[22-24]。但是Pb是惰性元素，有研究認(rèn)為Pb的毒性效應(yīng)是累積性的，低水平的Pb對(duì)植物的長期作用有潛在危害[25]。本研究中，在15和30 d苗齡時(shí)，Cd-Pb脅迫下T2-1苗高和干重都低于Cd脅迫下的數(shù)值，所以該結(jié)果支持上述學(xué)者的觀點(diǎn)。在Cd-Cu及Cd-Pb-Cu脅迫下，水稻地上和地下部Cd積累量均隨培養(yǎng)天數(shù)的增加而降低；并且與單一Cd脅迫相比，兩種處理下水稻地上和地下部Cd積累量均顯著降低，說明低濃度Cu與Cd共存時(shí)，Cu可顯著降低幼苗Cd吸收。上述結(jié)果可為深入解析復(fù)合重金屬污染環(huán)境中水稻的Cd積累規(guī)律和Cd污染風(fēng)險(xiǎn)提供參考。

圖5 Cd脅迫與Cd-Pb脅迫水稻幼苗

表3 水稻地上地下部鎘濃度、滯留率及轉(zhuǎn)移系數(shù)

2.4 水培復(fù)合重金屬污染水稻Cd滯留率和轉(zhuǎn)移系數(shù)

在單獨(dú)Cd處理下，T2-1根系對(duì)Cd的滯留率大于9311(表3)，原因是T2-1根部截留的Cd多，而向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的Cd較少。同一處理下，T2-1的轉(zhuǎn)移系數(shù)小于9311，進(jìn)一步反映T2-1幼苗向地上部轉(zhuǎn)移的Cd較少。Cd-Pb和Cd-Cu脅迫下，水稻在15 d和30 d對(duì)Cd的滯留率和轉(zhuǎn)移系數(shù)與單獨(dú)Cd脅迫的趨勢一致。Cd-Pb-Cu復(fù)合脅迫15 d時(shí)，T2-1對(duì)Cd的滯留率低于9311；但是Cd-Pb-Cu復(fù)合脅迫30 d時(shí)，滯留率出現(xiàn)反轉(zhuǎn)，說明復(fù)合污染短時(shí)間內(nèi)對(duì)T2-1轉(zhuǎn)運(yùn)Cd有競爭或拮抗作用，但隨著生長天數(shù)的增加，這種作用會(huì)逐漸減弱。上述結(jié)果可為深入揭示水稻Cd低積累突變品種的Cd積累與轉(zhuǎn)運(yùn)特征提供依據(jù)。

3 討論與結(jié)論

通過比較合肥、瀏陽和三亞3個(gè)單一Cd污染地區(qū)以及銅陵礦區(qū)混合污染地區(qū)的田間水稻籽粒Cd含量，發(fā)現(xiàn)水稻Cd低積累突變體T2-1的籽粒Cd含量顯著低于對(duì)照9311，表明該突變體在水稻Cd污染修復(fù)與食品安全中具有應(yīng)用前景。田間試驗(yàn)還表明，Cd-Pb-Cu復(fù)合污染環(huán)境會(huì)加劇水稻籽粒Cd積累，這與相關(guān)研究的結(jié)果一致[17,26]。水培試驗(yàn)表明，復(fù)合重金屬污染會(huì)加劇對(duì)水稻生長的抑制，但隨培養(yǎng)時(shí)間的延長，復(fù)合污染的抑制作用會(huì)削弱[27]。隨水稻苗齡的增加，根系對(duì)Cd的滯留作用逐漸增強(qiáng)，Cd向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)減少[28]。低濃度Pb會(huì)活化Cd，導(dǎo)致水稻Cd吸收增加；而中濃度Cu會(huì)顯著降低水稻Cd吸收。與對(duì)照9311相比，Cd低積累突變體T2-1根部截留的Cd多，而向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的Cd較少，這可能是其籽粒Cd含量較低的重要機(jī)制。