2021, Vol. 41
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2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
重金属镉(Cd)生物毒性较强, 易在土壤中累积并通过植物吸收进入食物链(Li et al., 2017).长期摄入含Cd食品, 可引发肾脏慢性中毒等症状, 严重危害人体健康(李艳玲等, 2020a; Zhang et al., 2020).近年来, 我国北方地区小麦Cd超标事件频发, Li(2019)指出河南省开封市、新乡市部分区域内小麦籽粒Cd超标率达100%.开发针对性强、便于操作的小麦降Cd技术, 提高农产品质量安全, 维护区域民众健康, 其生态-社会-经济效益巨大.
农田重金属污染修复技术中, 通过施加土壤钝化剂的化学固化/稳定化技术是一种有效、经济、简便的原位修复技术(陈卫平等, 2018).其中铁氧化物及其它铁矿物的大比表面积及其表面的化学活性使其对Cd等重金属离子产生较大的吸附作用(Garau et al., 2014; 兴荣荣等, 2018).研究表明, 铁氧化物能够降低土壤中Cd的生物有效性, 促进弱酸可溶态Cd向可还原态、可氧化态和残渣态Cd的转化(李义纯等, 2009; Konate et al., 2017; 李义纯等, 2018).Chlopecka等(1997)指出50 g·kg-1的铁氧化物处理可显著降低玉米和大麦的Cd含量.Wang等(2018)发现赤泥能够将碱性土壤中的Cd从可交换态向残渣态转移, 并使小麦籽粒Cd含量降低24.4%.然而外源铁氧化物的添加会改变土壤元素比值, 进而可通过元素竞争吸收影响小麦植株Cd含量, 因此需要对碱性土壤环境下铁氧化物的应用效果进行进一步阐明.
济源市位于河南省西北部(112°01′~112°45′ E, 34°53′~35°16′ N), 是我国重要的小麦产区, 同时也是亚洲最大的铅锌深加工基地(Li et al., 2020).工矿企业扩张对当地小麦生产造成严重影响, 济源小麦Cd污染治理受到当地广泛关注(Xing et al., 2018).熊孜等(2018)指出济源市土壤Cd及小麦籽粒Cd超标率均为100%.李艳玲等(2020b)对当地平原区麦田的研究表明, 61.3%的样点小麦Cd含量超标.本研究针对济源市碱性农田土壤, 选取三氧化二铁(Fe2O3)、氢氧化铁(Fe(OH)3)及拜耳法赤泥(B-RM)3种铁氧化物, 通过盆栽小麦幼苗实验评价了其降Cd性能, 并探讨了土壤Fe、Cu、Zn与Cd的交互作用对小麦幼苗Cd含量的影响.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料盆栽所用土壤为采集自济源市区西北的一处麦田表层(0~20 cm, 112°30′4″ E, 35°8′5″ N), 该处麦田位于当地重要铅冶炼厂YG西侧约5.3 km、WY北侧约2 km、JL东北侧约5.4 km.采集土壤经风干, 过筛, 混匀后备用.土壤类型为潮土, pH为8.25, 土壤Cd含量为(1.75±0.25)mg·kg-1.
本研究选用分析纯Fe2O3、Fe(OH)3试剂及含有Fe2O3、Al2O3、CaO和SiO2等活性金属氧化物的拜耳法赤泥(B-RM).其中Fe2O3及Fe(OH)3购买于福晨(天津)化学试剂有限公司, B-RM取自洛阳香江万基铝业有限公司.供试冬小麦品种为当地主导品种矮抗58(李艳玲等, 2020b), 所施肥料为尿素(325 mg·kg-1)、磷酸二氢铵(325 mg·kg-1)、七水硫酸锌(ZnSO4·7H2O, Zn≥21.5%, 465 mg·kg-1)、过磷酸钙(Ca(H2PO4)2·H2O, 有效P2O5≥12%, 400 mg·kg-1)、一水硫酸锰(MnSO4·H2O, Mn≥31.8%, 160 mg·kg-1), 均购于当地种子肥料市场.
2.2 实验方法 2.2.1 盆栽小麦幼苗及收获盆栽实验于济源市清水源实验基地进行.盆栽实验设置空白对照组(CK)及铁氧化物添加组(1A~3E).3种铁氧化物Fe2O3、Fe(OH)3及B-RM分别标记为1、2和3；5个梯度0.5%、1%、2%、5%及10%分别标记为A~E, 每组设3个重复.
土壤和对应铁氧化物按比例混匀后装入塑料花盆(上直径18 cm, 高15 cm), 每盆装入2.5 kg, 稳定10 d后施肥.选取大小均匀、颗粒饱满的小麦种子, 经10% H2O2消毒5 min后用去离子水冲洗5次, 使用去离子水浸种24 h(孙小玉等, 2018).每盆播种经浸种的出芽小麦种子30粒, 培养7 d(长出约20 cm的幼苗)后, 将盆栽移至室外空旷地带并于12 d后收获.期间保持含水量为田间持水量的60%.
收集整棵植株并采集根际土壤.将小麦幼苗植株用自来水洗净后, 去离子水反复清洗3~5遍, 将植物分为茎叶及根部, 晾干后放入烘箱内105 ℃杀青30 min后65 ℃烘至恒重.根际土壤经风干、过筛后保存待测.
2.2.2 样品分析使用HNO3-HClO4法消解植物样品(Wang et al., 2016), HCl-HNO3-HF-HClO4四酸法消解土壤样品(李艳玲等, 2020a), 设置试剂空白及平行样(≥10%), 并应用标准物质(GBW10049植物, GBW07427土壤)进行质量控制.应用ICP-MS测定土壤(7500A, 安捷伦, 美国)及植物(ICPMS-2030, 岛津, 日本)样品Cd、Cu和Zn含量, 应用ICP-OES(Optima 8300, 珀金埃尔默, 美国)测定样品Fe含量.测得空白加标回收率为86.0%~100.3%.
2.2.3 数据处理应用单因素分析(ANOVA)进行显著性检验并采用Duncan法(p < 0.05)进行检验；使用Pearson相关系数进行相关性分析, 在0.05、0.01水平双侧显著相关的分别使用*、**标记.使用Microsoft Excel 2016、Origin 2018及SPSS Statistics 21进行数据统计、分析与制图等处理.
3 结果与分析(Results and discussion) 3.1 小麦幼苗Cd含量小麦幼苗茎叶及根部Cd含量的变化如图 1所示.Fe(OH)3组中茎叶Cd含量为0.383~0.442 mg·kg-1, 均低于对照组(CK)(图 1a)；根部Cd含量在0.5%、1%、2% Fe(OH)3处理时均显著(p < 0.05)低于CK, 在5%、10% Fe(OH)3处理时高于CK(图 1b).Fe(OH)3具备一定降低小麦幼苗茎叶Cd的潜力.
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| 图 1 小麦幼苗茎叶(a)及根部(b)Cd含量 (点线表示空白对照组Cd含量)(1: Fe2O3, 2: Fe(OH)3, 3: B-RM; A: 0.5%, B: 1%, C: 2%, D: 5%, E: 10%) Fig. 1 Cadmium content in shoot (a) and root (b) of wheat seedlings |
Fe2O3添加组茎叶Cd含量在投加量为5%时达到最大值1.16 mg·kg-1显著高于CK；根部Cd含量随投加量增加而增加, 投加量为0.5%及1%时根部Cd含量显著低于CK.可见Fe2O3对于降低小麦幼苗Cd含量存在一定不确定性；B-RM添加组小麦幼苗Cd含量与B-RM投加量间缺乏显著的线性关系, 茎叶Cd含量显著高于CK, 根部Cd含量则低于CK.B-RM不适用于降低小麦茎叶Cd.
小麦茎叶及根部Cd含量变化率如图 2所示.与CK相比, Fe(OH)3处理降低了小麦幼苗茎叶Cd含量, 降幅在16.3%~27.7%之间, 而Fe2O3(投加量≥2%)与B-RM(2%、5%及10%)处理则显著增加了小麦幼苗茎叶的Cd含量(图 2a).小麦幼苗根部Cd含量的变化相对茎叶较小.Fe2O3及Fe(OH)3处理分别在≤1%及≤2%的剂量时显著降低幼苗根部Cd含量(图 2b).当投加量提升至5%以上时, Fe2O3及Fe(OH)3添加组小麦根部Cd含量显著增加.结果说明选用的3种铁氧化物中, Fe(OH)3具备降低小麦籽粒Cd含量的潜力, 而Fe2O3和B-RM在降低小麦Cd累积过程中存在一定不确定性.
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| 图 2 小麦幼苗茎叶(a)及根部(b)Cd含量变化 (1: Fe2O3, 2: Fe(OH)3, 3: B-RM; A: 0.5%, B: 1%, C: 2%, D: 5%, E: 10%) Fig. 2 Change of cadmium content in shoot (a) and root(b) of wheat seedlings |
小麦幼苗Cd富集系数(PUF, 茎叶Cd/土壤Cd)及小麦Cd转运系数(TF, 茎叶Cd/根部Cd)常用来表征小麦从土壤中吸收Cd的能力及自身转运Cd的能力(熊孜等, 2018; Rezapour et al., 2019).小麦Cd PUF变化如图 3a所示, 与对照组(CK, PUF=0.291)相比, Fe(OH)3添加组PUF为0.145~0.202, 添加量为10%时PUF显著低于CK, PUF与添加量呈显著负相关(r=－0.915*)；Fe2O3添加组PUF为0.271~0.637, 添加量高于2%时处理显著高于CK；B-RM组PUF为0.321~0.458, 添加量在1%~5%时PUF显著高于CK.Fe2O3和B-RM处理组PUF与材料投加量无显著相关性.TF变化与PUF变化类似(图 3b), 其中Fe(OH)3添加组TF为0.137~0.275, 与投加量呈显著负相关(r=－0.898*), Fe2O3和B-RM处理组TF与投加量关系较弱.
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| 图 3 小麦幼苗茎叶对Cd的富集系数(a)及转运系数(b) (点线表示空白对照组对应系数)(1: Fe2O3, 2: Fe(OH)3, 3: B-RM; A: 0.5%, B: 1%, C: 2%, D: 5%, E: 10%) Fig. 3 PUF (a) and TF (b) of cadmium in wheat seedlings |
研究表明, Cd及其螯合物能够通过天然抗性相关巨噬细胞蛋白(NRAMPs)、锌铁转运蛋白家族(ZIPs)及黄色条纹蛋白家族(YSL)等转运蛋白、去极化钙离子通道(DACCs)等离子通道被小麦吸收及转运, 其中NRAMP3、NRAMP4、IRT1等蛋白能够转运Cd及Fe(金枫等, 2010; 曹玉巧等, 2018; Abedi et al., 2020).Fe(OH)3处理下, 根际土壤及小麦幼苗Fe(离子及螯合物)与Cd(离子及螯合物)对转运蛋白的竞争降低了小麦茎叶对Cd的转运及富集, 因此Fe(OH)3添加组TF及PUF显著低于CK.Fe2O3及B-RM处理并未降低TF及PUF, 可能是由于3种铁氧化物加入土壤后的形态、形成的螯合物有所差异, 影响了对转运蛋白的竞争.
3.3 小麦幼苗Fe、Cu、Zn含量土壤Fe、Cu、Zn元素一方面与Cd元素拮抗, 竞争参与生物成因硫反应(Fulda et al., 2013; Togami et al., 2017), 另一方面作为二价营养元素, 在植物吸收转运等过程中与Cd发生效应关系(彭伟正等, 2018; Qin et al., 2020).本研究中土壤Fe含量随铁氧化物投加量线性增加, 其相关性系数依次为0.987**、0.998**及0.884*(图 4a)；Fe2O3添加组土壤Fe的含量及增加量均大于Fe(OH)3添加组, 这是由于两种材料中Fe2O3的Fe含量略高.土壤Cu、Zn含量与Fe(OH)3投加量线性增加(图 4b, 4c), 但Fe2O3及B-RM处理下含量变化较小(图 4b, 4c).
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| 图 4 小麦幼苗根际土壤(a~c)、根部(d~f)及茎叶(g~i)铁、铜、锌含量相对变化(%) (1: Fe2O3, 2: Fe(OH)3, 3: B-RM; A: 0.5%, B: 1%, C: 2%, D: 5%, E: 10%) Fig. 4 Change of iron, copper and zinc in rhizosphere soil (a~c), root(d~f) and shoot (g~i) of wheat seedlings |
3种铁氧化物处理下, 小麦幼苗根部Fe、Cu、Zn含量变化均小于土壤中这3种元素的变化.其中小麦幼苗根部Fe含量变化具有一定不确定性, Fe2O3及Fe(OH)3添加组小麦根部Fe含量先降低后升高, B-RM添加组小麦根部Fe含量则为先升高后降低(图 4d).Fe2O3及B-RM添加组Cu含量变化较小、Fe(OH)3添加组Cu含量变化与投加量呈显著正相关(r=0.970**)(图 4e).Zn含量则随铁氧化物投加量的增加而增加(r=0.914*)(图 4f).
与土壤和小麦根部Fe、Cu、Zn含量变化对比, 小麦幼苗茎叶Fe、Cu、Zn含量变化相对较小.其中Fe2O3、Fe(OH)3处理下小麦幼苗茎叶Fe含量随投加量升高而升高(r=0.977**)；B-RM处理下幼苗茎叶Fe含量同样低于CK, 如图 4g.3种铁氧化物对Cu、Zn含量的影响较小(图 4h、4i), 其中Fe2O3处理下Cu、Zn含量与投加量间缺乏显著关系；Fe(OH)3在剂量≤2%处理下Cu、Zn低于CK、≥5%处理下高于CK；B-RM处理下茎叶Cu、Zn含量变化相对Fe2O3和Fe(OH)3处理较大.
3.4 土壤元素比值对小麦幼苗茎叶Cd含量的影响Fe(OH)3组根际土壤Fe/Cd、Cu/Cd和Zn/Cd比值变化对小麦幼苗茎叶Cd含量影响显著(图 5).当土壤Fe/Cd小于25000时, 该比值与小麦茎叶Cd含量具有负相关性；当Fe/Cd大于25000时, 该比值与小麦茎叶Cd含量的线性拟合度提高(R2为0.456), 即随着Fe(OH)3投加量的增加, 小麦茎叶的Cd含量可以被进一步降低.根际土壤Cu/Cd与Zn/Cd与小麦茎叶Cd含量具有类似关系, 其中根际土壤Cu/Cd(图 5b)和Zn/Cd(图 5c)阈值分别为50和100.土壤元素交互作用显著影响小麦Cd累积和转运能力.
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| 图 5 Fe(OH)3处理下根部根际土壤Fe/Cd (a)、Cu/Cd (b)、Zn/Cd (c)对小麦幼苗茎叶Cd含量的影响 Fig. 5 Iron-to-cadmium (a), copper-to-cadmium (b) and zinc-to-cadmium (c) ratio′s impact on cadmium in wheat seedings′ shoot under Fe(OH)3 treatment |
Puschenreiter等(2017)指出小麦根系在缺铁胁迫下可分泌一种特殊化合物, 促进小麦对Cd的吸收；蓝兰等(2010)发现FeSO4和FeCl3能够显著降低土壤Cd活性及小麦Cd含量；Jin等(2018)通过盆栽蚕豆实验, 发现Cu-Cd相互作用降低了Cd对蚕豆植株的毒性；Liu等(2019)通过灰钙土盆栽实验, 发现土豆与小麦的吸收与转运过程中存在Cu-Cd拮抗作用；Cai等(2019)通过营养液培养水稻实验, 发现Zn的施用能够抑制Cd吸收但提高了Cd的迁移性, 提出了Zn对Cd的拮抗作用先增加后降低的假设.与这些研究相比, 本研究发现当土壤Fe/Cd大于25000、Cu/Cd大于50、Zn/Cd大于100时, 随着土壤Fe、Cu、Zn含量及对应比值的增大, 小麦茎叶Cd含量可进一步被降低.对于小麦土壤Fe/Cd、Cu/Cd和Zn/Cd阈值的量化确定对于不同土壤钝化剂在大田中的应用具有指导意义.
4 结论(Conclusions)Fe(OH)3、Fe2O3和B-RM 3种铁氧化物中, 仅Fe(OH)3能够降低小麦幼苗根部向茎叶的Cd转运及小麦幼苗茎叶对Cd的富集, 且转运系数及富集系数随着Fe(OH)3投加量的增加而降低.根际土壤Fe、Cu、Zn与Cd的含量比值影响小麦幼苗茎叶Cd含量, 当Fe/Cd>25000、Cu/Cd >50、Zn/Cd >100时, 根际土壤元素比与茎叶Cd含量具有较好的线性负相关关系.针对不同的土壤特性、不同的含Fe、Cu、Zn材料, 开展对应的前期盆栽实验, 有助于确定特定材料的添加阈值及降Cd范围, 结合经济要求确定最优的钝化剂投加量.
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