水稻鎘高積累材料的篩選及其鎘積累特征研究

唐皓，李廷軒，張錫洲，余海英，陳光登

四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，四川 成都 611130

水稻鎘高積累材料的篩選及其鎘積累特征研究

唐皓，李廷軒*，張錫洲，余海英，陳光登

四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，四川 成都 611130

由于當(dāng)前土壤Cd污染問題日益嚴(yán)重，篩選獲得水稻Cd高積累材料，研究水稻Cd高積累材料對Cd的積累特征，為Cd污染農(nóng)田修復(fù)提供理論依據(jù)。采用Cd污染農(nóng)田土壤進(jìn)行大田試驗(yàn)，以56份水稻材料為研究對象，以水稻地上部生物量和Cd含量為篩選指標(biāo)，篩選出水稻Cd高積累材料，并分析其Cd積累特征。（1）當(dāng)大田土壤Cd含量為13.89 mg·kg-1時(shí)，56份水稻材料地上部Cd含量和Cd積累量在分蘗期（變異系數(shù)CV=44.05%和變異系數(shù)CV=50.21%）和孕穗期（變異系數(shù)CV=23.57%和變異系數(shù)CV=28.62%）均存在極顯著差異。（2）以分蘗期和孕穗期水稻地上部Cd積累量、生物量和富集系數(shù)為篩選指標(biāo)，采用聚類分析方法，當(dāng)聚類距離為14.62（分蘗期）和12.48（孕穗期）時(shí)，將水稻材料按Cd積累能力由高到低劃分為Cd高積累材料、Cd中積累材料和Cd低積累材料。（3）Cd高積累材料地上部和整株生物量在分蘗期和孕穗期均顯著大于Cd中積累材料，其在孕穗期地上部和整株生物量分別達(dá)835.66和994.59 g·m-2。Cd高積累材料地上部Cd積累量在孕穗期顯著高于Cd中積累材料和Cd低積累材料；其整株Cd積累量在分蘗期和孕穗期均顯著高于Cd中積累材料和Cd低積累材料。（4）Cd高積累材料在分蘗期和孕穗期富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于Cd中積累材料和Cd低積累材料。通過篩選得到的水稻Cd高積累材料（GR瀘17/548//瀘17_9、GR548/明63//527_1、GR瀘17/IRBN95-199_1、GR瀘17/548//瀘17_7、GR瀘17/IRBN92-332//瀘17_1、GR瀘17/548//瀘17_3、GR瀘17/IRBN92-332//527_8）具備Cd富集植物的特征，可用于Cd污染農(nóng)田土壤的修復(fù)。

水稻；鎘；高積累材料；篩選；積累特征

TANG Hao, LI Tingxuan, ZHANG Xizhou, YU Haiying, CHEN Guangdeng. Screening of Rice Cultivars with High Cadmium Accumulation and Its Cadmium Accumulation Characteristics [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(11): 1910-1916.

中國土壤重金屬污染以鎘（Cd）污染最為嚴(yán)重，污染面積約1.4×104hm2（張晗芝等，2015）。Cd在土壤中因其高毒性和高移動(dòng)性，采用傳統(tǒng)物理或化學(xué)方法不僅治理成本高、周期長，且更易造成二次污染（Marques et al.，2009；Xie et al.，2009）。而植物修復(fù)是現(xiàn)階段土壤Cd污染修復(fù)的主要手段，該技術(shù)利用某些植物富集重金屬的特性，通過超富集植物移去土壤中的重金屬，其修復(fù)前提是尋找具有Cd富集特性的植物種質(zhì)資源（McGrath et al.，2002）。目前對Cd富集植物篩選的研究報(bào)道較多，Baker et al.（1994）在礦區(qū)發(fā)現(xiàn)Cd超富集植物遏藍(lán)菜（Thlaspi caerulescens），其富集 Cd高達(dá) 2130 mg·kg-1。Huguet et al.（2012）在廢棄的金屬冶煉廠附近發(fā)現(xiàn)擬南芥（Arabidopsis）葉Cd含量大于100 mg·kg-1。Sun et al.（2008）利用盆栽和大田試驗(yàn)證實(shí)龍葵（Solanum nigrum L.）莖、葉中的Cd含量分別達(dá)到 103.8、104.6 mg·kg-1，生物富集系數(shù)高達(dá)2.68。Solís-Domínguez et al.（2007）通過設(shè)置不同濃度的水培試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)多穗稗（Echinochloa polystachya）葉片中Cd含量達(dá)到233 mg·kg-1，仍未受到Cd的毒害。除此之外還有寶山堇菜（Viola baoshanensis）、商路（Radix phytolaccae）、三葉鬼針草（Bidens pilosa L.）、紅菾菜（Beta vulgaris L.）、球果蔊菜（Rorippa globose L.）等先后被報(bào)道為Cd超積累植物。但由于大部分的Cd超富集植物屬草本植物，在機(jī)械化栽培和環(huán)境適應(yīng)下均存在一定的缺陷，并不適合大面積的農(nóng)田污染修復(fù)。水稻（Oryza sativa L.）由于其具有生物量大、適應(yīng)性強(qiáng)、栽種技術(shù)成熟及遺傳性狀穩(wěn)定等特點(diǎn)，已有國外學(xué)者開始利用水稻Cd高積累材料進(jìn)行Cd污染農(nóng)田修復(fù)（Mousa et al.，2013；Ibaraki et al.，2014）。有研究表明，水稻對火山灰土和沖積土中Cd的提取能力優(yōu)于印度芥菜（Ishikawa et al.，2006）。Ibaraki et al.（2009）發(fā)現(xiàn)秈稻（MORETSU和IR-8）在最大分蘗期通過合理的水分管理可以顯著提高其體內(nèi)Cd含量和積累量，于成熟期收獲時(shí)積累量可達(dá)516和657 g·hm-2，利用其進(jìn)行Cd污染農(nóng)田修復(fù)兩年土壤Cd含量降低達(dá)18%。Murakami et al.（2009）運(yùn)用水稻Cd高積累材料Milyang23進(jìn)行農(nóng)田Cd污染修復(fù)，土壤Cd含量降低10%～15%，可作為Cd污染農(nóng)田潛在的修復(fù)材料。現(xiàn)有Cd超積累植物的篩選主要集中在礦區(qū)原位篩選或外源添加高濃度Cd條件下，其Cd添加量遠(yuǎn)超實(shí)際Cd污染濃度，而室內(nèi)栽培獲得的Cd超富集植物的生物富集系數(shù)、積累量等并不能通過簡單換算等同于實(shí)際農(nóng)田土壤中的植物修復(fù)系數(shù)和單位面積 Cd去除量（Kirkham，2006）。同時(shí)，國內(nèi)利用水稻Cd高積累材料進(jìn)行Cd污染農(nóng)田修復(fù)的研究還鮮見報(bào)道，因此迫切需要篩選具有Cd高積累能力的水稻種質(zhì)資源，以滿足Cd污染農(nóng)田的植物修復(fù)要求。水稻在分蘗至孕穗階段為水分、溶質(zhì)吸收和生物量快速積累階段，因此本研究為實(shí)現(xiàn)短期修復(fù)效應(yīng)，選擇該階段研究不同水稻材料對Cd的吸收和積累差異，篩選水稻Cd高積累材料，分析其作為Cd污染農(nóng)田土壤潛在修復(fù)材料的積累特性。

1 材料與方法

1.1供試材料

供試植物：生育期和長勢基本一致且具有 Cd吸收積累差異的 56個(gè)水稻親本育種材料，由四川農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院提供。其編號和名稱見表1。

表1 供試水稻材料編號及名稱Table 1 Number of different rice materials

供試土壤：滲育型水稻土，田塊位于四川省綿竹市，為連續(xù)5年以上稻麥輪作。土壤質(zhì)地為壤土（砂粒52%，粉粒14%，粘粒24%），其基本理化性質(zhì)為：pH 6.78、有機(jī)質(zhì)54.50 g·kg-1、全氮1.92 g·kg-1、堿解氮201.24 mg·kg-1、有效磷38.42 mg·kg-1、速效鉀65 mg·kg-1。土壤Cd全量13.89 mg·kg-1，有效態(tài)Cd含量2.08 mg·kg-1。

供試肥料：復(fù)合肥（N 15%，P2O515%，K2O 15%），為當(dāng)?shù)厥袌鲑徺I。

1.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理

試驗(yàn)設(shè)56個(gè)材料處理，每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)面積2 m2（長1 m×寬 2 m），重復(fù)3次，共168個(gè)小區(qū)，隨機(jī)區(qū)組排列。每個(gè)小區(qū)32穴，每穴2株，株行距20 cm× 25 cm。同時(shí)，各小區(qū)之間設(shè)20 cm緩沖帶。供試水稻于4月7日落谷，5月13日移栽，插秧時(shí)水稻秧齡5～6葉，移栽前各小區(qū)撒施復(fù)合肥280 g。水肥管理和病蟲害防治同常規(guī)水稻栽培。

于分蘗期（移栽后25 d）和孕穗期（移栽后51 d）采樣，每小區(qū)采用對角線采樣法選取連續(xù) 5穴植株樣混合為1次重復(fù)，每個(gè)時(shí)期每個(gè)材料重復(fù)3次。樣品先用自來水沖洗再用20 mmol·L-1EDTA緩沖液浸泡15 min，最后用去離子水洗凈后用吸水紙擦干，裝袋后在105 ℃殺青30 min，75 ℃下烘干至恒重，粉碎備用。

1.3測定項(xiàng)目及方法

土壤理化性質(zhì)采用常規(guī)分析方法；植株Cd含量采用 HNO3-HClO4（V∶V，5∶1）消化；土壤Cd全量采用HNO3-HClO4-HF（V∶V∶V，5∶1∶1）消化；有效態(tài)Cd含量采用DTPA提取，利用原子吸收分光光度計(jì)測定（Arao et al.，2010）。

1.4數(shù)據(jù)處理

富集系數(shù)=植株地上部Cd含量/土壤有效Cd含量；轉(zhuǎn)移系數(shù)=植株地上部Cd含量/植株地下部Cd含量（Sun et al.，2008）。

統(tǒng)計(jì)分析在 DPS11.0中進(jìn)行，多重比較選擇LSD法；圖表制作采用Origin 8.0和Excel 2013。

2 結(jié)果與分析

2.1不同水稻材料Cd積累能力差異

由表2可知，在Cd污染條件下，56個(gè)水稻材料地上部生物量、Cd含量、Cd積累量和Cd富集系數(shù)在分蘗期和孕穗期的差異均達(dá)極顯著水平。其地上部生物量在分蘗期為 104.00～231.39 g·m-2（CV=19.33%），孕穗期為 462.24～1061.81 g·m-2（CV=18.85%），在分蘗期和孕穗期最大生物量是最小生物量的2.22倍和2.30倍；地上部Cd含量在分蘗期為0.00～6.92 mg·kg-1（CV=44.05%），孕穗期為1.37～4.99 mg·kg-1（CV=23.57%），在孕穗期其最大值為最小值的3.64倍；地上部Cd積累量在分蘗期為 0.00～1.28 mg·m-2（CV=50.21%），孕穗期為1.03～4.40 mg·m-2（CV=28.62%），且在孕穗期地上部Cd積累量最大值是最小值的4.28倍；Cd富集系數(shù)在各材料間的變幅為分蘗期0.00～3.33（CV=44.04%），孕穗期0.66～2.40（CV=23.58%），最大值為最小值的3.64倍。由此表明，不同材料間各指標(biāo)差異均達(dá)極顯著，為Cd高積累水稻材料的篩選提供了依據(jù)。

表2 水稻地上部Cd吸收和積累能力的材料差異Table 2 Variation of Cd concentration and accumulation capacity in the shoots of different rice materials

2.2水稻Cd高積累材料的評價(jià)

地上部Cd積累量是衡量水稻Cd積累能力的直接指標(biāo)。McGrath et al.（2002）認(rèn)為植物修復(fù)技術(shù)的優(yōu)劣取決于生物量和生物富集系數(shù)。因此，將分蘗期和孕穗期水稻地上部Cd積累量、生物量和富集系數(shù)作為評價(jià)指標(biāo)，通過指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)化轉(zhuǎn)換，并按歐氏距離和離差平方和進(jìn)行聚類分析，對不同水稻材料進(jìn)行分類。由圖 1可知，當(dāng)聚類距離為14.62（分蘗期）和12.48（孕穗期）時(shí)，將56份水稻材料按 Cd積累能力大小由高到低劃分為Cd高積累材料、Cd中積累材料和Cd低積累材料（表3）。

表3 供試水稻材料對Cd響應(yīng)類型的劃分Table 3 Different types of response different Cd accumulation

2.3水稻Cd高積累材料Cd積累能力的變化

2.3.1 水稻Cd高積累材料生物量的變化

由表4可知，不同類型水稻材料地上部和整株生物量均表現(xiàn)為Cd高積累材料和Cd低積累材料顯著高于Cd中積累材料。Cd高積累材料分蘗期地上部和整株生物量分別達(dá)175.75和233.21 g·m-2，分別為Cd中積累材料的1.43和1.47倍；其孕穗期地上部和整株生物量分別達(dá)835.66和994.59 g·m-2，分別為Cd中積累材料的1.41和1.67倍。由此表明，水稻Cd高積累材料在Cd脅迫下具有較強(qiáng)的耐受能力。

2.3.2 水稻Cd高積累材料Cd積累量的變化

由表5可知，不同類型水稻材料分蘗期地上部Cd積累量差異不顯著，但Cd高積累材料整株Cd積累量顯著高于Cd中積累材料和Cd低積累材料；孕穗期Cd高積累材料地上部和整株Cd積累量均顯著高于Cd中積累和Cd低積累材料。Cd高積累材料孕穗期地上部和整株Cd積累量分別為Cd中積累材料的1.74和1.83倍。由此表明，水稻Cd高積累材料具有較強(qiáng)的Cd積累能力。

圖1 供試水稻材料分蘗期（A）和孕穗期（B）Cd積累能力聚類分析Fig. 1 Cluster analysis of Cd accumulation efficiency of different rice materials at tillering (A) and booting stage(B)

表4 不同類型水稻材料生物量的差異Table 4 Difference of biomass among three types of rice at different growth stages g·m-2

表5 不同類型水稻材料Cd積累量的差異Table 5 Difference of Cd accumulation among three types of rice at different growth stages mg·m-2

2.3.3 水稻Cd高積累材料Cd富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的變化

富集系數(shù)可表征植物對Cd的富集能力。轉(zhuǎn)移系數(shù)則體現(xiàn)植物根部向地上部運(yùn)輸Cd的能力。由表6可知，Cd高積累材料富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于Cd中積累材料和Cd低積累材料。Cd高積累材料分蘗期富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)達(dá)2.08和0.47，分別為Cd中積累材料的1.10和1.27倍；為Cd低積累材料的2.08和2.04倍。其孕穗期富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為2.05和0.33，為Cd中積累材料的1.22和1.14倍；為Cd低積累材料的1.74和1.50倍。由此表明，與眾多水稻材料相比，水稻Cd高積累材料對土壤Cd的富集和遷移均有明顯優(yōu)勢。

表6 不同水稻材料富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的差異Table 6 Variation of bioaccumulation coefficient and translation coefficient of different rice materials

3 討論

已有相關(guān)研究指出，同一植物不同基因型對Cd的吸收積累均可能存在顯著差異（李鵬等，2011）。造成不同植物Cd吸收積累差異的原因很多，其中與環(huán)境因素和遺傳特性有極大關(guān)系。環(huán)境因素如土壤Cd形態(tài)、土壤Cd濃度及pH等都會(huì)在一定程度上影響植物對Cd的積累，但根本上是由植物自身的遺傳特性和適應(yīng)機(jī)制所決定的（譚建波等，2015）。大量研究表明，不同水稻品種由于遺傳上的差異，其Cd積累能力也存在較大不同。史靜等（2013）研究發(fā)現(xiàn)，水稻籽粒Cd含量在不同水稻類型間差異顯著。李軍等（2012）對 32個(gè)不同類型水稻品種的研究發(fā)現(xiàn)，精米中Cd含量表現(xiàn)為常規(guī)秈稻>雜交秈稻>常規(guī)粳稻。表明，不同水稻品種Cd積累差異是普遍存在的，其大多與自身的遺傳特性有關(guān)，這也為水稻Cd高積累材料篩選提供了依據(jù)（Arao et al.，2010）。本研究通過大田試驗(yàn)，篩選出7個(gè)具有Cd高積累特征的水稻Cd高積累材料，其在分蘗期地上部和整株Cd積累量分別為0.71和1.25 mg·m-2，孕穗期地上部和整株Cd積累量分別為1.77和2.87 mg·m-2，均顯著高于Cd中積累材料和Cd低積累材料（表5）。國內(nèi)外學(xué)者對水稻Cd高積累材料 Cd積累能力也進(jìn)行了一定的探討，Murakami et al.（2008）在高Cd污染條件下，水稻Cd高積累材料Milyang23在成熟期地上部Cd積累量達(dá)290 g·hm-2；而在不同Cd污染土壤條件下，雖然水稻 Cd高積累材料在成熟期Cd含量為20～35 mg·kg-1，但地上部Cd積累量達(dá)360～648 g·hm-2。唐皓等（2015）研究發(fā)現(xiàn)，灌漿期是水稻Cd高積累材料最佳收獲時(shí)期，其 Cd積累量達(dá) 358.92 μg·plant-1。與Cd超富集植物相比，雖然水稻Cd高積累材料地上部 Cd含量較低，但其生物量和Cd積累量遠(yuǎn)高于超富集植物，其地上部生物量在分蘗期和孕穗期分別為 175.75和 835.66 g·m-2（表2）。加之水稻是我國主要的種植作物，有豐富的種質(zhì)資源、栽培經(jīng)驗(yàn)和廣泛的區(qū)域適應(yīng)性。因此，篩選水稻Cd高積累材料用于土壤Cd污染農(nóng)田修復(fù)具有良好的應(yīng)用前景。

超富集植物與普通植物的本質(zhì)區(qū)別在于其體內(nèi)，尤其是地上部能夠積累大量的重金屬且富集系數(shù)大于1。超富集植物能夠大量吸收和積累Cd，是由于液泡的區(qū)室化作用和某些有機(jī)物（如 GSH、MTs、PCs和有機(jī)酸等）對Cd的螯合作用（Guo et al.，2012）。孫瑞蓮（2006）等研究發(fā)現(xiàn)，苗期龍葵葉中酒石酸含量與Cd含量呈極顯著相關(guān)，成熟期則乙酸和檸檬酸與葉片中Cd含量呈極顯著相關(guān)。PCs和MTs通過巰基與Cd2+相結(jié)合，減少細(xì)胞內(nèi)游離的重金屬離子，從而減輕重金屬對植物的毒害（Gallego et al.，2012）。在本研究中，水稻Cd高積累材料在分蘗期和孕穗期富集系數(shù)為2.08和2.05；轉(zhuǎn)移系數(shù)為0.47和0.33，均高于Cd中積累材料和Cd低積累材料（表6）。由此表明，水稻Cd高積累材料對Cd具有較強(qiáng)的積累和遷移能力，但對其積累和轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)理還需進(jìn)一步的探討。而針對水稻 Cd高積累材料Cd積累和轉(zhuǎn)運(yùn)的機(jī)理，國外學(xué)者對其進(jìn)行一定的報(bào)道。Ueno et al.（2011）研究發(fā)現(xiàn)，水稻Cd高積累材料根系液泡膜上的OsHMA3基因功能的喪失決定其根到莖的轉(zhuǎn)運(yùn)效率。Takahashi et al.（2011）研究發(fā)現(xiàn)，水稻Cd高積累材料根系質(zhì)膜上的OsNRAMP1顯著高于Cd低積累材料，其能夠?qū)⒏嗟腃d轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部，促進(jìn)水稻對Cd的吸收和積累。Ishimaru et al.（2012）也得到一致結(jié)論，認(rèn)為水稻Cd高積累材料中OsNRAMP5能夠促進(jìn)對Mn、Cd、Fe的轉(zhuǎn)運(yùn)，同時(shí)促進(jìn)水稻地上部的生長。Venkataramaiah et al.（2011）研究發(fā)現(xiàn)，水稻Cd高積累材料Cd積累能力與其自身植物螯合肽合成酶的過量表達(dá)有關(guān)，其主要與Cd螯合形成半胱氨酸-Cd的多肽，減輕Cd對植物的毒害。本研究中，與不同Cd積累類型水稻材料相比，水稻Cd高積累材料具有較強(qiáng)的Cd耐受能力，這與Murakami et al.（2008）和Ibaraki et al.（2009）等的研究結(jié)果相似，后期可對水稻 Cd高積累材料相關(guān)生理或遺傳特性進(jìn)行探討，明晰水稻 Cd高積累材料的耐性機(jī)理。同時(shí)，本研究中雖然水稻Cd高積累材料的轉(zhuǎn)移系數(shù)小于超積累植物，但由于水稻Cd高積累材料地上部Cd積累量遠(yuǎn)高于根系，其仍可達(dá)到良好的修復(fù)效果（Murakami et al.，2010）。因此，水稻Cd高積累材料可作為一種農(nóng)田Cd污染潛在的修復(fù)材料。

4 結(jié)論

在 Cd污染農(nóng)田中，不同水稻材料地上部 Cd含量和Cd積累量在分蘗期和孕穗期均呈極顯著差異。以地上部生物量、地上部Cd積累量和Cd富集系數(shù)作為篩選指標(biāo)可獲得水稻Cd高積累材料7份，分別為GR瀘17/548//瀘17_9、GR548/明63//527_1、GR瀘17/IRBN95-199_1、GR瀘17/548//瀘17_7、GR瀘17/IRBN92-332//瀘17_1、GR瀘17/548//瀘17_3、GR瀘17/IRBN92-332//527_8。水稻Cd高積累材料在分蘗期和孕穗期地上部和整株生物量均顯著高于Cd中積累材料；其Cd含量和Cd積累量顯著高于Cd中積累材料和Cd低積累材料。由此表明，水稻Cd高積累材料對Cd具有較強(qiáng)的積累能力，是一種理想穩(wěn)定的Cd高積累材料，可用于Cd污染農(nóng)田的植物修復(fù)應(yīng)用。

ARAO T, ISHIKAWA S, MURAKAMI M, et al. 2010. Heavy metal contamination of agricultural soil and countermeasures in Japan [J]. Paddy and Water Environment, 8(3): 247-257.

BAKER A J M, REEVES R D, HAJAR A S M. 1994. Heavy metal accumulation and tolerance in British populations of the metallophyte Thlaspi caerulescens J. & C. Presl (Brassicaceae) [J]. New Phytologist, 127(1): 61-68.

GALLEGO S M, PENA L B, BARCIA R A, et al. 2012. Unravelling cadmium toxicity and tolerance in plants: insight into regulatory mechanisms [J]. Environmental and Experimental Botany, 83(5): 33-46.

GUO J, XU W, MA M. 2012. The assembly of metals chelation by thiols and vacuolar compartmentalization conferred increased tolerance to and accumulation of cadmium and arsenic in transgenic Arabidopsis thaliana [J]. Journal of hazardous materials, 199: 309-313.

HUGUET S, BERT V, LABOUDIGUE A, et al. 2012. Cd speciation and localization in the hyperaccumulator Arabidopsis halleri [J]. Environmental and Experimental Botany, 82(5): 54-65.

IBARAKI T, FUJITOMI S, ISHITSUKA A, et al. 2014. Phytoextraction by high-Cd-accumulating rice to reduce Cd in wheat grains grown in Cd-polluted fields [J]. Soil Science and Plant Nutrition, 60(2): 266-275.

IBARAKI T, KUROYANAGI N, MURAKAMI M. 2009. Practical phytoextraction in cadmium-polluted paddy fields using a high cadmium accumulating rice plant cultured by early drainage of irrigation water [J]. Soil Science and Plant Nutrition, 55(3): 421-427.

ISHIKAWA S, NORIHARU A E, MURAKAMI M, et al. 2006. Is Brassica juncea a suitable plant for phytoremediation of cadmium in soils with moderately low cadmium contamination?–Possibility of using other plant species for Cd-phytoextraction [J]. Soil Science and Plant Nutrition, 52(1): 32-42.

ISHIMARU Y, TAKAHASHI R, BASHIR K, et al. 2012. Characterizing the role of rice NRAMP5 in manganese, iron and cadmium transport [J]. Scientific Reports, 2: 1-8.

KIRKHAM M B. 2006. Cadmium in plants on polluted soils: Effects of soil factors, hyperaccumulation, and amendments [J]. Geoderma, 137(1): 19-32.

MARQUES A P G C, RANGEL A O S S, CASTRO P M L. 2009. Remediation of heavy metal contaminated soils: phytoremediation as a potentially promising clean-up technology[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 39(8): 622-654.

MCGRATH S P, ZHAO J, LOMIBI E. 2002. Phytoremediation of metals, metalloids, and radionuclides [J]. Advances in Agronomy, 75(2): 1-56.

MOUSA W M, SOLIMAN S I, EL-BIALY A B, et al. 2013. Removal of some Heavy Metals from Aqueous Solution Using Rice Straw [J]. Journal of Applied Sciences Research, 9(3): 1696-1701.

MURAKAMI M, AE N, ISHIKAWA S, et al. 2008. Phytoextraction by a high-Cd-accumulating rice: Reduction of Cd content of soybean seeds [J]. Environmental science & technology, 42(16): 6167-6172.

MURAKAMI M, AE N, ISHIKAWA S. 2007. Phytoextraction of cadmium by rice (Oryza sativa L.), soybean (Glycine max (L.) Merr.), and maize (Zea mays L.) [J]. Environmental Pollution, 145(1): 96-103.

MURAKAMI M, ARAO T, AE N, et al. 2010. Phytoextraction of Cd polluted paddy fields by rice capable of accumulating Cd at high levels [J]. Research Journal of Food and Agriculture, 3: 1-7.

MURAKAMI M, NAKAGAWA F, Ae N, et al. 2009. Phytoextraction by rice capable of accumulating Cd at high levels: reduction of Cd content of rice grain [J]. Environmental science & technology, 43(15): 5878-5883.

SOLíS-DOMíNGUEZ F A, GONZALEZ-CHAVEZ M C, CARRILLO-GONZALEZ R, et al. 2007. Accumulation and localization of cadmium in Echinochloa polystachya grown within a hydroponic system [J]. Journal of hazardous materials, 141(3): 630-636.

SUN Y, ZHOU Q, DIAO C. 2008. Effects of cadmium and arsenic on growth and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L [J]. Bioresource Technology, 99(5): 1103-1110.

TAKAHASHI R, ISHIMARU Y, NAKANISHI H, et al. 2011. Role of the iron transporter OsNRAMP1 in cadmium uptake and accumulation in rice [J]. Plant Signal Behav, 6(11): 1813-1816.

UENO D, KOYAMA E, YAMAJI N, et al. 2011. Physiological, genetic, and molecular characterization of a high-Cd-accumulating rice cultivar, Jarjan [J]. Journal of experimental botany, 62(7): 2265-2272.

VENKATARAMAIAH N, RAMAKRISHNA S V, SREEVATHSA R. 2011. Overexpression of phytochelatin synthase (AtPCS) in rice for tolerance to cadmium stress [J]. Biologia, 66(6): 1060-1073.

XIE Q E, YAN X L, LIAO X Y, et al. 2009. The arsenic hyperaccumulator fern PterisvittataL [J]. Environmental science & technology, 43(22): 8488-8495.

李軍, 梁吉哲, 劉侯俊, 等. 2012. Cd對不同品種水稻微量元素累積特性及其相關(guān)性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 31(3): 441-447.

李鵬, 葛瀅, 吳龍華, 等. 2011. 兩種籽粒鎘含量不同水稻的鎘吸收轉(zhuǎn)運(yùn)及其生理效應(yīng)差異初探[J]. 中國水稻科學(xué), 25(3): 291-296.

史靜, 潘根興, 張乃明. 2013. 鎘脅迫對不同雜交水稻品種Cd、Zn吸收與積累的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 33(10): 2904-2910.

孫瑞蓮, 周啟星, 王新. 2006. 鎘超積累植物龍葵葉片中鎘的積累與有機(jī)酸含量的關(guān)系[J]. 環(huán)境科學(xué), 27(4): 765-769.

譚建波, 陳興, 郭先華, 等. 2015 續(xù)斷菊與玉米間作系統(tǒng)不同植物部位Cd, Pb 分配特征[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 24(4): 700-707.

唐皓, 李廷軒, 張錫洲, 等. 2015. 水稻鎘高積累材料不同生育期鎘積累變化特征研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 34(3): 471-477.

張晗芝, 郭慶軍, 楊俊興, 等. 2015. 鎘脅迫下蓖麻對鎘及礦質(zhì)元素的富集特征[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 24(2): 323-328.

Screening of Rice Cultivars with High Cadmium Accumulation and Its Cadmium Accumulation Characteristics

TANG Hao, LI Tingxuan*, ZHANG Xizhou, YU Haiying, CHEN Guangdeng
College of Resource, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China

With the development of agriculture and industry, a large number of pollutants containing cadmium turning into the soil. It is important to screen the rice cultivars with high-Cd accumulation and study to its accumulating characteristics. Field experiment was conducted to investigate the differences of 56 rice parent materials on Cd accumulation characteristics under pollution paddy field. High-Cd accumulation rice cultivars were screened by the Cd content and shoot biomass, then analyzed its accumulation characteristics. (1) There were significant differences in the Cd content and Cd accumulation for rice cultivars at tillering stage (CV=44.05% and CV=50.21%) and booting stage (CV=23.57% and CV=28.62%) among the 56 rice cultivars when the Cd concentration of soil was 13.89 mg·kg-1. (2) The 56 rice cultivars were classified into tree type: high Cd accumulation type, mean Cd accumulation type and low Cd accumulation type. (3) The shoots and whole plants biomass of high Cd accumulation type were significantly higher than mean Cd accumulation type at tillering and booting stages. Then, the shoots and whole plants biomass of high Cd accumulation type reached 835.66and 994.59 g·m-2which was higher than mean Cd accumulation type. The Cd accumulation in shoots were significantly higher than mean Cd accumulation type and low Cd accumulation type at booting stage. Meanwhile, the Cd accumulation in whole plants were significantly higher than mean Cd accumulation type and low Cd accumulation type at tillering and booting stage. (4) The Cd bioaccumulation coefficient and translation coefficient of high Cd accumulation type were significantly higher than mean Cd accumulation type and low Cd accumulation type at booting stage. These results suggested that high Cd accumulation type (GR Lu 17/548//Lu 17_9, GR548/Ming 63//527_1, GR Lu 17/IRBN95-199_1, GR Lu 17/548//Lu 17_7, GR Lu 17/IRBN92-332//Lu 17_1, GR Lu 17/548//Lu 17_3, GR Lu 17/IRBN92-332//527_8) were typical Cd hyperaccumulator, and can be used in phytoremediation of Cd contaminated soil.

rice; cadmium; high accumulation; screen; accumulation characteristics

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.11.024

X53

A

1674-5906（2015）11-1910-07

四川省科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目（2014NZ0008）；四川省教育廳項(xiàng)目（14ZB0017）

唐皓（1990年生），男，碩士研究生，主要從事土壤重金屬污染修復(fù)研究。E-mail: tanghao_sicau@163.com *通信作者：李廷軒，教授，博士。E-mail: litinx@263.net

2015-08-06

引用格式：唐皓, 李廷軒, 張錫洲, 余海英, 陳光登. 水稻鎘高積累材料的篩選及其鎘積累特征研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(11): 1910-1916.