1 引言(Introduction)

重金属镉(Cd)具有较强的移动性和毒害性，是生物毒性较大的重金属之一(Shi et al., 2017).随着采矿业和冶炼业的快速发展、工业“三废”的大量排放、污水灌溉及污泥的滥用等，我国农田土壤Cd污染愈发严重，耕地土壤污染点位超标率达7.0%(王玉军等，2014).水稻作为我国首要粮食作物，且对Cd具有较强富集能力(李冰等，2014)，因而当前稻田Cd污染是一个亟待解决的环境问题.锌(Zn)和Cd为同族元素，具有相似的化学性质，如相同的价态和相近的离子半径，二者在生物体中存在复杂的交互影响关系，因此, 利用Zn来调控Cd对生物毒害的研究越来越多(Li et al., 2014；张建辉等，2015).目前Zn对农作物吸收Cd的作用主要表现为协同作用和拮抗作用.提高土壤Zn含量可提高白菜(He et al., 2004)、小麦(华骆等，2002)和水稻(索炎炎等，2012)可食部位Cd含量，Cd和Zn之间表现为协同作用.但也有研究报道，低剂量Zn会缓解Cd对西红柿的毒害(Cherif et al., 2012)；喷施Zn肥可降低Cd污染土壤黄瓜茎Cd含量(Yang et al., 2011)；此外，辜娇峰等(2016)研究发现，在Cd重度污染情况下(Cd含量5.26 mg·kg^-1)，施Zn可降低2种水稻各部位Cd含量，此时Cd和Zn之间表现为拮抗作用.此外，有研究表明，水稻体内Zn与Cd的作用还取决于它们的比值.水稻体内Cd/Zn比值的健康临界值为0.015(Chaney et al., 1996)，改变其Cd/Zn比值会影响Cd的潜在生物毒性.Chaney等(2004)研究发现，较高的Cd/Zn比值将加剧Cd的潜在生物毒性，导致糙米Cd含量增加.Bunluesin等(2007)也指出，降低Cd/Zn比值有助于降低Cd对水稻的毒害作用.另外，水稻长期处于淹水条件下，其根系可形成红棕色铁氧化物胶膜(刘侯俊等，2009)，该胶膜可以通过吸附和共沉淀等物理化学作用影响金属离子在土壤中的化学行为和生物活性，减少根系对毒害离子的吸收(Machado et al., 2005；赵霞等，2015).由此可见，Cd-Zn交互作用因作物品种、组织部位、Cd含量、Zn含量的不同而存在较大差异.虽然大多数研究认为水稻体内Zn与Cd的作用是拮抗的, 但不同Cd累积型水稻对不同Cd污染土壤中施用不同浓度的外源Zn有什么响应，能否通过添加外源Zn来降低水稻体内的Cd/Zn比值以达到降低Cd对水稻的生物毒性，目前还很少报道.在本研究中，我们尝试通过模拟盆栽试验，在轻度和中度Cd污染土壤中施加不同浓度外源Zn，来降低2种Cd累积型水稻体内的Cd/Zn比值，以达到降低Cd对水稻生物毒性和降低糙米Cd含量的目的，为Cd污染稻田合理施用锌肥提供科学依据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验材料

水稻(Oryza sativa L)品种选用湘晚籼12(籼型常规稻，Cd低累积品种(温娜等，2015))和威优46(杂交稻，Cd高累积品种(许珂，2012))，分别由湖南亚华种业有限公司和湖南兴农种业公司提供.原始无污染土壤取自湖南省宁乡县双江口镇(28°27.716′N，113°16.356′E)稻田耕作层(0~20 cm)，土壤基本理化性质及重金属含量见表 1.

2.2 试验设计

水稻盆栽试验采用30 cm×24 cm(直径×高)圆形盆，每盆装自然风干土壤2.5 kg.在考虑土壤全Cd含量0.17 mg·kg^-1的前提下，通过施用1.35 g·L^-1的CdCl₂溶液1 mL和4 mL到2.50 kg风干土壤中，制备成2种Cd污染程度土壤(轻度0.5 mg·kg^-1，中度1.5 mg·kg^-1，以Cd计).设置5种Zn施用量梯度，分别为0、20、40、80、160 mg·kg^-1(以纯Zn计，标记为Zn 0、Zn 20、Zn 40、Zn 80、Zn 160)，分别施用10.46 g·L^-1的ZnCl₂溶液0、10、20、40、80 mL制备而成.每个处理3个平行，Zn 0施用量为对照.水稻移栽前，按照试验设计依次加入相应体积CdCl₂和ZnCl₂溶液，搅拌均匀并淹水熟化培育30 d.

2016年7月10日—10月25日，在校内水稻种植试验基地进行水稻盆栽试验，144盆水稻随机区组排列.水稻幼苗移栽前2 d，向土壤中加入基肥K₂CO₃(按K₂O计)0.20 g·kg^-1，(NH₄)₃PO₄(按P₂O₅计)0.21 g·kg^-1，尿素(按N计算)0.28 g·kg^-1.移栽时选取长势相同的水稻幼苗，1盆1穴2株.水稻生育期间自来水灌溉，采用淹水灌溉并喷施农药及追施上述基肥.

2.3 样品采集与预处理

经过108 d的种植，水稻成熟，采集水稻植株，超纯水洗净，采集新鲜根系上根表铁膜后，105 ℃杀青再70 ℃烘干，分糙米、谷壳、茎叶、根4个部位，衡量称重，粉碎过100目筛后干燥保存备用.同时采集水稻根系0~2 cm处根际土壤，自然风干，分别过10目和100目筛后保存备用.

2.4 分析测定方法

土壤pH、有机质含量(OM)、阳离子交换量(CEC)按照《土壤农化分析》中方法测定(鲁如坤，2000)，土壤Cd、Zn总量用盐酸-硝酸-高氯酸电热板加热消解(Bunluesin et al., 2007).采用0.01 mol·L^-1的CaCl₂溶液提取土壤中Cd、Zn的交换态含量.利用DCB(柠檬酸钠-碳酸氢钠-连二亚硫酸钠)方法(Huang et al., 2015)采集水稻新鲜根系上的根表铁膜.水稻各部位中Cd、Zn总量采用干灰法消解(GB/T 5009-2010).土壤样品中Cd、Zn含量及水稻样品中Zn含量采用ICP-AES(ICP 6300，Thermo)测定，水稻样品溶液中Cd含量采用石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500，Thermo)测定.所有样品分析过程中以国家标准物质土壤(GBW(E)-070009)和湖南大米(GBW 10045 (GSB-23))进行质量控制分析，Cd、Zn的回收率分别为93.8%~98.2%和96.5~101.7%，同时做空白实验.

2.5 数据统计与分析

应用SPSS 22.0进行数据统计与分析，各处理间差异分析采用单因素方差分析(ANOVA)和Duncan多重比较法(p＜0.05和p＜0.01)，图表采用OriginPro 8.5和Excel 2010制作，文中数据结果显示为平均值±标准偏差(n=3).

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 土壤交换态Cd和Zn含量的变化

2种水稻土壤交换态Cd含量大体上呈增加趋势(图 1a).与对照Zn 0相比，湘晚籼12和威优46土壤交换态Cd含量分别增加17.2%~20.7%、3.5%~13.8%，但在Zn 40处理时，2种水稻土壤交换态Cd含量较对照Zn 0低，分别为0.02 mg·kg^-1和0.05 mg·kg^-1.在中度Cd污染土壤中，2种水稻土壤交换态Cd含量仅在Zn 20处理时较对照显著降低(p＜0.05)，其余Zn处理下均不存在显著差异.与对照Zn 0相比，湘晚籼12土壤交换态Cd含量由0.07 mg·kg^-1增加至0.08 mg·kg^-1，威优46土壤交换态Cd含量由0.12 mg·kg^-1增加至0.13 mg·kg^-1.在2种Cd污染土壤中，2种水稻土壤交换态Zn含量均随施Zn量的增加而持续增加(图 1b)，且各处理间差异显著(p＜0.05).

3.2 水稻各部位Cd和Zn含量的变化

由图 2a可知，在轻度Cd污染土壤中，对比Zn 0处理，施用外源Zn(20~160 mg·kg^-1)显著降低湘晚籼12和威优46糙米Cd含量，分别降低30.6%~74.7%和13.4%~78.4%，且在Zn 40处理时降幅最大，各处理中2种水稻糙米Cd含量均低于0.2 mg·kg^-1的国家污染物限量标准(GB 2762-2017).湘晚籼12和威优46水稻茎叶、谷壳和根Cd含量均呈下降趋势，其中水稻根Cd含量均在Zn 40处理时达到最大降幅，分别为40.6%和67.0%.在中度Cd污染土壤中(图 2b)，湘晚籼12糙米Cd含量较对照显著降低(p＜0.05)，由对照Zn 0时的0.053 mg·kg^-1降低至0.014 mg·kg^-1，降低73.6%；威优46糙米Cd含量呈先下降后升高的趋势，Zn 160处理较对照Zn 0增大55.4%，达到0.10 mg·kg^-1，但仍低于0.2 mg·kg^-1.对比Zn 0处理，2种水稻根Cd含量显著降低(p＜0.05)，湘晚籼12和威优46分别降低38.5%~52.2%、48.6%~60.2%.在2种Cd污染土壤中，威优46各部位Cd含量均高于湘晚籼12.就糙米而言，湘晚籼12糙米Cd含量变化范围为0.01~0.05 mg·kg^-1，而威优46的变化范围为0.02~0.10 mg·kg^-1，施用外源Zn对威优46糙米Cd含量影响大于湘晚籼12，但2种基因型水稻糙米对Cd的吸收无显著差异.与对照相比，湘晚籼12糙米、谷壳、茎叶、根Cd含量的变化范围分别为0.01~0.02、0.01~0.02、0.02~0.08和0.03~0.17 mg·kg^-1；威优46各部位变化范围分别为0.04~0.05、0.01~0.02、0.02~0.05和0.09~0.24 mg·kg^-1，2种水稻间不存在明显差异.

由图 2c和图 2d可知，在2种Cd污染土壤中，与对照Zn 0相比，外源Zn施用(20~160 mg·kg^-1)提高了湘晚籼12和威优46糙米Zn含量，且随着施Zn浓度的增大，糙米Zn含量呈先上升后下降的趋势，在Zn 40或Zn 80处理时增至最大.2种水稻茎叶和根Zn含量随外源Zn浓度的增加呈持续增加趋势，各处理间差异显著(p＜0.05).

3.3 水稻根表铁膜中Cd、Zn和Fe含量变化

由图 3a可知，在轻度Cd污染土壤中，与对照Zn 0相比，Zn 20、Zn 40和Zn 160处理显著降低了湘晚籼12根表铁膜中Cd(DCB-Cd)含量(p＜0.05)，最大降幅为29.9%；威优46各处理间差异不显著(p＞0.05)，Zn 80处理时DCB-Cd含量最低，为2.2 mg·kg^-1.在中度Cd污染土壤中，对比Zn 0处理，2种水稻DCB-Cd含量呈下降后上升再下降趋势，均在Zn 20处理时DCB-Cd含量达到最低值，湘晚籼12和威优46分别为2.05和2.03 mg·kg^-1.2种土壤Cd污染程度下，2种水稻根表铁膜Zn(DCB-Zn)含量随外源Zn浓度的增加呈持续增加趋势(图 3b)，各处理间差异显著(p＜0.05).

在2种Cd污染土壤中，与对照Zn 0相比，随外源Zn施用量的增大(20~160 mg·kg^-1)，2种水稻根表铁膜中Fe(DCB-Fe)含量均呈现先增加后降低的趋势(图 3c)，但均大于Zn 0处理.在轻度Cd污染土壤中，湘晚籼12和威优46根表铁膜中DCB-Fe含量分别增加31.8%~85.9%和37.0%~61.2%，分别在Zn 80和Zn 40处理时增幅最大；在中度Cd污染土壤中，2种水稻均在Zn 40处理时DCB-Fe含量增至最大，湘晚籼12和威优46根表铁膜中DCB-Fe含量最大增幅分别为52.0%和30.2%.

3.4 水稻各部位Cd和Zn含量的比值

将水稻各部位Cd含量除以相应部位Zn含量得到水稻各部位Cd/Zn比值(表 2).在2种Cd污染土壤中，与对照Zn 0相比，湘晚籼12和威优46各部位(糙米、谷壳、茎叶、根)Cd/Zn比值均呈现下降趋势.对比2种水稻，威优46水稻各部位Cd/Zn比值整体高于湘晚籼12，特别在Zn 160处理时，威优46糙米Cd/Zn比值高于Zn 0处理，达到0.0071，但仍然远低于健康临界值0.015(Chaney et al., 1996).这说明施用外源Zn可以降低Cd污染稻田水稻种植的健康风险.

4 讨论(Discussion)

Zn与Cd为同族元素，是土壤中氧化物、粘土矿物及阳离子交换吸附位点的主要竞争者(谢盼盼，2016)，该竞争因土壤理化性质、Cd和Zn含量不同而存在差异(王吉秀等，2010).同时，Zn与Cd在植物体内存在复杂的交互作用(艾伦弘等，2005).因此，研究Zn与Cd在稻田系统中的交互作用具有重要的现实意义.在本研究的2种Cd污染土壤中施用外源Zn，虽然整体上提高了根际土壤交换态Cd含量(图 1a)，但仅在轻度Cd污染土壤中，Zn160处理显著提高了湘晚籼12土壤交换态Cd含量(p＜0.05)，其余各处理与对照相比均无显著差异，这与田园等(2008)研究Cd老化土壤，施Zn显著增加土壤交换态Cd含量的结果有一定差异，这是因为土壤pH、E_h、有机质、质地等均会影响重金属在土壤中的结合方式(李平等，2012).在同一土壤Cd污染土壤下，威优46水稻土壤交换态Cd含量高于湘晚籼12；且高Zn施用量的土壤交换态Cd含量高于低Zn施用量；中度Cd污染土壤交换态Cd含量高于轻度Cd污染土壤(图 1a)，表明土壤交换态Cd含量因水稻品种、Zn施用量、土壤Cd污染程度不同而存在较大差异.此外，Zn²⁺与Cd²⁺相互竞争土壤胶体上的吸附位点，这种竞争会降低土壤对Cd的吸附，增加土壤中可溶性Cd含量，但Cd的水合离子半径比Zn小，土壤对Cd²⁺的吸附力比Zn²⁺强，Cd²⁺占据了更多吸附点位(崔海燕等，2010)，因而土壤中交换态Cd含量未显著增加(图 1a).

Zn和Cd具有相同的核外电子结构，可相互竞争，相互取代.当Cd进入植物细胞后，竞争Zn酶中Zn的结合部位，进而取代Zn，降低Zn酶活性(Garg et al., 2013).施用外源Zn，Cd含量相对降低，Cd的竞争能力减弱，更多的Zn与Zn酶结合而使其活性恢复，减轻Cd的毒害.Hart等(2002)通过同位素示踪研究，提出植物对Zn和Cd的吸收、运输可能共用同一个转运因子，两者同时存在形成竞争，故高质量分数的Zn能在竞争中占据主要地位，阻止Cd向韧皮部转运.综合分析施用外源Zn对水稻各部位Cd含量的影响可知(图 2)，在轻度Cd污染土壤，2种水稻糙米和根Cd含量均在Zn 40处理时达到最小值(图 2a)，且在此处理下，土壤交换态Cd含量最低(图 1a)，威优46根表铁膜数量达到最大值(图 3c)，表明水稻糙米Cd含量与土壤交换态Cd含量及水稻根表铁膜数量有关(表 3).在中度Cd污染土壤中，湘晚籼12和威优46水稻糙米Cd含量分别在Zn 80和Zn 20处理下降幅最大(图 2b)，表明Zn的最佳施用量因土壤Cd污染程度、水稻品种不同而变化.在中度Cd污染土壤中，威优46水稻在Zn 80和Zn 160处理下，糙米Cd含量较对照Zn 0增加，这是因为施用高浓度Zn提高了土壤交换态Cd含量和抑制了水稻根表铁膜的形成.不同外源Zn处理下，湘晚籼12号糙米Cd含量变化范围为0.01~0.05 mg·kg^-1，威优46号变化范围为0.02~0.10 mg·kg^-1(图 2a、2b)，2种水稻对Cd的吸收无显著差异，这与刘敏超等(2000)研究指出不同水稻品种间水稻植株中Cd含量存在显著差异的结果不一致.这可能是由于本试验是水稻盆栽试验，定期定量浇水形成水稻全生育期淹水状况，还原环境抑制了土壤Cd向糙米中转移(张雪霞等，2013)，这也是盆栽试验不同水稻品种糙米Cd含量差异不显著、同时都低于大田种植水稻糙米Cd含量的原因.

整体而言，土壤基施Zn抑制了水稻对Cd的吸收，水稻各部位(糙米、谷壳、茎叶、根)Cd含量较对照降低.Zn对水稻吸收Cd表现为明显的拮抗作用.其作用机制一方面是Zn与Cd竞争水稻根细胞膜表面的吸收位点，降低了根系对Cd的吸收量(王吉秀等，2010)；另一方面Zn能加快Cd复合物的形成，该复合物是一类经Cd诱导产生的多肽，能将水稻细胞中的Cd络合起来，使之处于“非活性”状态，从而降低Cd对植物的毒害作用(Garg et al., 2013).由于Zn、Cd之间的竞争关系及土壤中交换态Zn含量的提高，水稻各部位(糙米、谷壳、茎叶、根)Zn含量对比Zn 0处理均有一定量的增加(图 2c、2d).将水稻各部位Cd和Zn含量进行相关性分析(表 4)，结果显示，在2种Cd污染程度土壤中，2种水稻糙米、茎叶、根中Cd、Zn含量呈现负线性相关，特别是糙米部位达到极显著相关关系(p＜0.01)，表明Zn的施用抑制了Cd向水稻地上部位的迁移，特别是抑制了Cd在糙米中的累积，Cd-Zn间表现为拮抗关系.这与吴佳等(2017)通过基施Zn肥水稻糙米中Cd、Zn间存在明显拮抗作用的观点一致.施用外源Zn(20~160 mg·kg^-1)，与CK对比，2种水稻各部位Cd含量的相对变化量无显著差异(图 2)，这可能是因为本试验为水稻盆栽试验，淹水灌溉的处理降低了水稻对Cd的吸收，各部位Cd含量整体呈现较低水平，因此，不同品种水稻基因型差异表现不明显.

表 5表示单一水稻植株Cd、Zn累积量与熟化后土壤中Cd、Zn总量的比值，亦即是单一水稻植株对土壤Cd、Zn的吸收率.在2种Cd污染土壤中，施用外源Zn(20~160 mg·kg^-1)均能降低湘晚籼12水稻对土壤Cd的吸收率，轻、中度Cd污染土壤分别在Zn 40和Zn 160处理下达到最低吸收率；而威优46水稻在此处理下达到最大吸收率(表 5).2种水稻对土壤Cd的吸收水平完全相反，这可能是由于施用外源Zn(20~160 mg·kg^-1)抑制了Cd低累积水稻(湘晚籼12)对土壤Cd的吸收，且低剂量Zn和高剂量Zn分别在轻、中度Cd污染土壤下表现出最佳抑制效果；但低剂量Zn和高剂量Zn分别促进了高Cd累积水稻(威优46)在轻度和中度Cd污染土壤中对土壤Cd的吸收.除中度Cd污染土壤中的湘晚籼12水稻在Zn 20处理下对土壤Zn的吸收率低于对照外，Zn 20和Zn 40处理对2种水稻吸收Zn均起到促进作用，但随着外源Zn浓度继续增加，吸收率反而低于对照(表 5).这可能是因为施用外源Zn，2种水稻各部位Zn含量较对照显著增加(图 2，p＜0.05)，但当Zn施用量增大到80 mg·kg^-1时，土壤总Zn含量较高，因此，虽然水稻Zn吸收量增大，但吸收率反而下降.施用外源Zn对2种水稻Cd、Zn吸收率的影响存在差异，且威优46对重金属Cd和Zn的吸收率高于湘晚籼12(表 5).但由于水稻各部位Cd含量较低(图 2)，水稻仅吸收了土壤中少量Cd，总的Cd吸收率低于0.50%，因此，本试验中2种水稻在吸收土壤Cd的能力上未表现出显著的基因型差异.

根表铁膜是一种两性胶体，可以通过吸附和共沉淀等物理化学作用影响多种元素在土壤中的化学行为和生物活性，从而减少重金属对植物根系的毒害作用(Dong et al., 2000；Machado et al., 2005；赵霞等，2015).随着外源Zn施用浓度的增加(20~160 mg·kg^-1)(图 3c)，2种水稻DCB-Fe含量呈现先上升后下降的趋势，在Zn 40处理时达到最大增幅且所有处理均高于对照Zn 0(图 3c).适当浓度的外源Zn对水稻根表铁膜形成具有促进作用，但超过了这一范围，高浓度Zn将抑制水稻根表铁膜的形成.根表铁膜数量增加可能是因为Zn²⁺的增加使得土壤对Fe²⁺的吸附量减少，游离Fe²⁺浓度增大，使得根表铁膜数量增加(刘敏超等，2000；Liu et al., 2008).施加外源Zn增加了DCB-Fe含量，降低了水稻各部位Cd含量(图 2a、b)，表明增加根表铁膜量对水稻Cd吸收具有抑制作用，这与Liu等(2008)研究指出根表铁膜阻控水稻对Cd的吸收相一致.研究结果还显示，湘晚籼12形成的根表铁膜数量高于威优46(图 3c)，这可能是水稻基因型不同所形成的差异(刘敏超等，2000).

水稻Cd/Zn比值对Cd的吸收在一定程度上具有抑制作用(陈立伟等，2018).施用外源Zn(20~160 mg·kg^-1)降低了水稻各部位(糙米、谷壳、茎叶、根)Cd/Zn比值(表 2)，且各部位Cd/Zn比值和Cd含量呈显著正相关关系(p＜0.01，表 6)，表明施用外源Zn能降低水稻各部位Cd含量，尤其是糙米Cd含量.因此，通过降低水稻Cd/Zn比值能达到降低水稻对Cd的吸收累积的目的.本研究中，施用外源Zn，水稻Cd/Zn比值呈下降趋势，比值介于0.0005~0.0071之间(表 2)，低于健康临界值0.015(Chaney et al., 1996)，且威优46各部位Cd/Zn比值整体高于湘晚籼12.综合本研究结果，施用外源Zn，水稻根表铁膜、各部位Cd、Zn含量及Cd/Zn比值变化因土壤Cd污染程度、水稻基因型而存在差异；通过施用外源Zn调节水稻Cd/Zn比值达到降低糙米Cd含量的目的，可以提高糙米品质.

5 结论(Conclusions)

1) 在2种Cd污染土壤中，施用外源Zn对湘晚籼12和威优46土壤交换态Cd含量无显著影响.

2) 在2种Cd污染土壤中，施用外源Zn显著降低了湘晚籼12糙米Cd含量，降低幅度为13.4%~78.4%；在轻度Cd污染土壤中，施用外源Zn显著降低了威优46糙米Cd含量，降低幅度为14.7%~79.8%，而在中度Cd污染土壤中，当外源Zn浓度超过40 mg·kg^-1将增加威优46糙米Cd含量.

3) 在2种Cd污染土壤中，施用外源Zn使水稻各部位(糙米、谷壳、茎叶、根)Cd/Zn比值呈下降趋势.

4) 在2种Cd污染土壤中，施用外源Zn显著增加2种水稻根表铁膜量，湘晚籼12增加幅度为14.7%~85.9%，威优46增加幅度为5.8%~61.2%，提高了根表铁膜阻控水稻Cd吸收累积的能力.