晚稻全生育期Cd的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及預(yù)測模型研究

楊國航，李 瓊，和利釗，顧 靜，牛 婧，張海歐，鄭子健，趙 振

（1廣西博世科環(huán)?？萍脊煞萦邢薰?，南寧530007；2北京博世科環(huán)?？萍加邢薰荆本?00101）

0 引言

近年來，因礦產(chǎn)資源不合理開發(fā)、工業(yè)“三廢”大量排放、污水灌溉、農(nóng)藥及化肥的長期不合理施用等造成中國農(nóng)田土壤重金屬污染問題日益突出[1]。2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》[2]顯示，全國土壤總超標(biāo)率為16.1%，其中鎘(Cd)的點位超標(biāo)率最高，達(dá)7%，占土壤總超標(biāo)點位的36%，是環(huán)境中毒性最強的5種元素之一，成為中國農(nóng)田土壤中優(yōu)先控制元素[3]。水稻作為中國主要的糧食作物（中國近2/3的人口以稻米為主食），對Cd具有很強的富集能力，土壤Cd超標(biāo)直接影響糧食安全[4]。尤其是中國長株潭植稻地區(qū)，由于土壤Cd背景值高、農(nóng)田Cd凈輸入量大及土壤酸化等原因，使得稻田土壤Cd超標(biāo)，農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險更為嚴(yán)峻[5]。因此，植稻土壤Cd的安全風(fēng)險評估與管控尤為重要。

水稻生長需經(jīng)過苗期、分蘗期、灌漿期和成熟期，每個生育期對Cd的吸收和累積規(guī)律具有較大差異[6]。對于土壤-稻田系統(tǒng)，Cd通過食物鏈對人體的危害程度取決于稻米Cd含量。為了控制Cd進(jìn)入食物鏈的濃度，需在水稻生長過程中控制進(jìn)入籽粒的Cd含量。因此，需對水稻不同生育期Cd的吸收、分配和遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律進(jìn)行研究，探尋Cd進(jìn)入籽粒的關(guān)鍵生育期，進(jìn)而采取相應(yīng)措施控制稻米中Cd的累積，降低污染風(fēng)險。有研究發(fā)現(xiàn)，分蘗期對Cd的脅迫最為敏感，根和莖葉中Cd含量最多[7]，分蘗期以后對Cd的耐性和解毒能力得到增強[8]，分蘗期形成的根表鐵膜能有效抑制Cd向地上部轉(zhuǎn)運[9]。Wang等[10]在分蘗期、孕穗期、抽穗期和灌漿期采樣分析發(fā)現(xiàn)，抽穗期是控制Cd分配和轉(zhuǎn)運的重要時期。張振興[11]提出，分蘗期和成熟期是水稻累積Cd的關(guān)鍵時期，此時采取有效措施降低土壤Cd生物有效性對于降低籽粒Cd的累積具有重要意義。但上述試驗多在人工添加Cd的土壤中進(jìn)行，其土壤環(huán)境、Cd賦存形態(tài)及生物有效性與大田試驗均相差甚遠(yuǎn)，研究結(jié)果可能偏離生產(chǎn)實際。并且，水稻籽粒Cd含量均為實驗室儀器分析檢測獲取，既費時又耗資。近年來，基于大量試驗數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，通過構(gòu)建數(shù)學(xué)模型進(jìn)行風(fēng)險預(yù)測已成為風(fēng)險評估領(lǐng)域的熱點[12]。張廈等[13]基于Cd和Pb在土壤-溶液中的形態(tài)分布和分配機理，構(gòu)建了農(nóng)田土壤Cd和Pb有效性預(yù)測模型；蔣紅群等[14]利用統(tǒng)計學(xué)與土壤重金屬累積通量模型，對北京市土壤重金屬潛在風(fēng)險進(jìn)行了預(yù)警。但關(guān)利用水稻某一生育期的土壤理化性質(zhì)來預(yù)測成熟期籽粒Cd含量模型的研究鮮有報道。

本研究以常規(guī)中熟晚秈‘黃花粘’為供試品種，利用長沙市望城區(qū)大田試驗土壤-水稻Cd點對點數(shù)據(jù)，分析水稻4個典型生育期（苗期、分蘗期、灌漿期和成熟期）及不同部位（根、莖葉及籽粒）對Cd的吸收、累積和分配差異，了解Cd在土壤-根-莖葉-籽粒中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，探究稻米Cd積累的關(guān)鍵時期，以便適時采取相應(yīng)措施，控制進(jìn)入稻米中的Cd含量，降低污染風(fēng)險；研究土壤理化性質(zhì)對水稻吸收Cd的影響，量化早期某生育期某部位Cd含量與理化性質(zhì)的關(guān)系，結(jié)合此生育期Cd含量與成熟期籽粒Cd含量的關(guān)系，最終構(gòu)建基于某生育期土壤理化性質(zhì)預(yù)測成熟期籽粒Cd含量的量化模型。

1 材料與方法

1.1 試驗位點及供試材料

試驗地點為長沙市望城區(qū)，地處湘中東北部，湘江下游，位于東經(jīng)112°35′48″—13°02′30″、北緯27°58′28″—28°33′45″之間，屬亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候。此地物產(chǎn)豐富，主產(chǎn)稻谷，典型農(nóng)業(yè)種植模式為稻-稻輪作。

研究區(qū)土壤為水稻土，中輕度Cd污染，包括10個鄉(xiāng)鎮(zhèn)、街道（喬口、格塘、靖港、橋驛、茶亭、白箬鋪、烏山、銅官、高塘嶺及新康鄉(xiāng)），共24個采樣點。供試水稻為常規(guī)中熟晚秈‘黃花粘’。具體樣點分布見圖1。

圖1 取樣點位置圖

1.2 土壤及水稻樣品的采集與制備

分別于晚稻苗期、分蘗期、灌漿期及成熟期在固定點位采集土壤-根-莖葉-籽粒點對點樣品。

表層(0～20 cm)土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后，碾碎，分別過1 mm和100目尼龍篩，保存待測。各生育期新鮮植株采集后，用去離子水沖洗干凈，105℃及時殺青，分離根、莖葉和籽粒，在鼓風(fēng)干燥箱中70℃下烘干至恒重，測定各部位干生物量，然后粉碎，過100目尼龍篩，保存待測。

1.3 土壤及水稻樣品的分析測定

土壤樣品經(jīng)HNO3-HF-HClO4混合酸消解，水稻樣品經(jīng)HNO3-HClO4混合酸消解，土壤有效態(tài)鎘(ACd)采用0.01 mol/L CaCl2浸提，消解液中全鎘(TCd)及浸提液中土壤有效態(tài)鎘含量采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)測定。土壤pH（水:土=2.5:1）采用酸度計測定。土壤有機質(zhì)(OM)采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測定。

樣品中Cd含量測定過程采用國家標(biāo)準(zhǔn)樣品作為內(nèi)標(biāo)進(jìn)行質(zhì)量控制，土壤和晚稻標(biāo)樣分別選取GBW07406(GSS-6)和GBW10045(GSB-23)，每測定10個樣品插入1個內(nèi)標(biāo)，要求回收率在90%以上。

1.4 數(shù)據(jù)處理及預(yù)測模型構(gòu)建

1.4.1 Cd的富集、轉(zhuǎn)運、分配能力 計算見式(1)～(3)。

1.4.2 預(yù)測模型構(gòu)建 利用水稻某生育期某部位Cd含量及其對應(yīng)的土壤pH、有機質(zhì)及有效態(tài)鎘數(shù)據(jù)，構(gòu)建多元線性回歸預(yù)測模型，見式(4)，并結(jié)合此生育期Cd含量與成熟期籽粒Cd含量的關(guān)系，最終構(gòu)建利用某生育期土壤理化性質(zhì)預(yù)測成熟期籽粒Cd含量的量化模型。在模型構(gòu)建前，將土壤及水稻樣品數(shù)據(jù)進(jìn)行常用對數(shù)變換，以滿足變量正態(tài)性假設(shè)要求。模型構(gòu)建過程中，采用決定系數(shù)r2及方差分析P檢驗構(gòu)建模型的顯著性。

式中，Y為某生育期某部位Cd含量；ACd為土壤有效態(tài)鎘；OM為土壤有機質(zhì)；m、n和p為函數(shù)參數(shù)，分別表征土壤ACd、pH和OM的偏相關(guān)系數(shù)，q為常數(shù)項。

試驗數(shù)據(jù)使用Microsoft Excel 2007統(tǒng)計軟件處理；采用Excel 2007和Origin 8.5繪圖；采用SPSS 18.0對不同處理中的數(shù)據(jù)變化進(jìn)行顯著性分析檢驗，考慮95%的置信水平，進(jìn)行Duncan單因素方差分析(P＜0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻各部位Cd含量變化及主控因子

2.1.1 土壤理化性質(zhì)變化 由表1可知，土壤理化性質(zhì)因生育期的不同而存在較大差異。土壤pH在每個生育期24個采樣點中無較大波動，變異系數(shù)(CV)僅為1%～2%；灌漿期由于淹水處理使土壤pH顯著高于其余生育期(P＜0.001)，其余生育期之間差異不顯著。每個生育期的土壤有機質(zhì)含量波動較小，CV平均約為4%；成熟期有機質(zhì)含量顯著高于其余生育期，并達(dá)0.1%顯著水平(P＜0.001)。土壤全鎘含量波動較小，波動最大的灌漿期CV也僅為9.09%；除苗期外，其余生育期土壤全鎘含量無顯著差異，說明在水稻種植過程中土壤全鎘含量幾乎保持不變。而土壤有效態(tài)鎘含量在分蘗期和成熟期則波動較大，CV分別達(dá)15.00%和17.65%，最大值分別是最小值的9.43和15.6倍，并且與苗期和灌漿期有顯著差異(P＜0.05)，分蘗期顯著升高，灌漿期顯著降低，這可能是分蘗期之后淹水或施加鈍化劑造成的。對比土壤全鎘和有效態(tài)鎘含量發(fā)現(xiàn)，各生育期全鎘含量均高于有效態(tài)鎘，平均全鎘含量約為有效態(tài)鎘的3倍。而在土壤中具有遷移活性、能被作物吸收利用的形態(tài)為有效態(tài)鎘，因此，本試驗主要研究水稻植株Cd含量與土壤有效態(tài)鎘的關(guān)系，而非全鎘。

2.1.2 水稻各部位Cd含量變化 由表2可知，水稻不同生育期及部位Cd含量差異較大。根Cd含量在分蘗期波動較大(0.46～5.01 mg/kg)，CV為15.38%，最大值約為最小值的11倍，其余生育期波動相對較小(CV≈7.56%)；根Cd含量在4個生育期之間差異十分顯著(P＜0.001，F(xiàn)=27.73)，從苗期到成熟期逐漸增加，具體表現(xiàn)為成熟期＞灌漿期＞分蘗期＞苗期。莖葉Cd含量在4個生育期內(nèi)均具有較大波動，尤其是分蘗期，CV達(dá)15.15%(0.27～3.17 mg/kg)，最大值約為最小值的12倍；莖葉Cd含量在苗期與分蘗期、成熟期之間差異顯著，灌漿期和成熟期之間差異顯著，具體表現(xiàn)為成熟期＞分蘗期＞灌漿期＞苗期。而成熟期各采樣點籽粒Cd含量變化范圍為0.11～0.75 mg/kg，CV為9.68%，最大值約為最小值的7倍。

表2 不同生育期及部位Cd含量變化

對水稻不同部位來說，在苗期、分蘗期和灌漿期，各部位Cd含量均為根＞莖葉；成熟期為根(3.77 mg/kg)＞莖葉(1.16 mg/kg)＞籽粒(0.31 mg/kg)，且差異顯著，根Cd含量約為莖葉的3.25倍、約為籽粒的12.16倍，而莖葉中Cd均值約為籽粒的3.74倍。

2.1.3 土壤理化性質(zhì)對水稻Cd含量的影響 經(jīng)表3相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，土壤理化性質(zhì)（pH、有機質(zhì)、全鎘及有效態(tài)鎘）對水稻Cd含量的影響因生育期和部位的不同而不同。苗期和灌漿期土壤有效態(tài)鎘含量、分蘗期根和莖葉Cd含量均與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.05或P＜0.01）；僅灌漿期莖葉Cd含量與土壤有機質(zhì)有顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜0.05)；苗期有效態(tài)鎘，分蘗期根、莖葉Cd和土壤有效態(tài)鎘，灌漿期莖葉Cd，及成熟期莖葉、籽粒Cd及土壤有效態(tài)鎘含量均與土壤全鎘呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05或P＜0.01）；分蘗期根和莖葉Cd含量、成熟期莖葉和籽粒Cd含量與土壤有效態(tài)鎘呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01)；分蘗期和灌漿期莖葉Cd、成熟期籽粒Cd與根Cd呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05或P＜0.01）。

表3 水稻不同生育期及部位Cd含量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)分析R2

對比可知，土壤pH、全鎘及有效態(tài)鎘含量對分蘗期根和莖葉Cd含量的影響最大，pH的影響為負(fù)效應(yīng)，即隨pH增加，Cd含量顯著降低；全鎘及有效態(tài)鎘的影響為正效應(yīng)，即隨全鎘和有效態(tài)鎘含量增加，同等土壤條件下，根和莖葉Cd含量顯著增加；且各因子的影響程度為有效態(tài)鎘＞全鎘＞pH。但是，由于土壤全鎘含量在各生育期均無顯著變化（表1），全鎘不能很好地預(yù)測Cd的生物有效性；而有效態(tài)鎘在土壤中具有較大的遷移活性，能被作物直接吸收利用，對Cd在植株內(nèi)的富集起決定性因素，因此本研究僅考慮土壤pH和有效態(tài)鎘含量對水稻植株Cd含量的影響。

與分蘗期根Cd含量與理化性質(zhì)的相關(guān)性相比，分蘗期莖葉Cd含量與土壤pH和有效態(tài)鎘含量的相關(guān)性最好，即分蘗期莖葉Cd含量受土壤理化性質(zhì)的影響最大，是控制Cd進(jìn)入籽粒的關(guān)鍵生育時期，在后續(xù)預(yù)測模型構(gòu)建時可選用分蘗期莖葉Cd含量來預(yù)測成熟期籽粒Cd含量。

2.2 土壤-水稻系統(tǒng)中Cd的遷移轉(zhuǎn)化及主控因子

2.2.1 Cd富集系數(shù) 富集系數(shù)(BCF)是衡量植株各部位對Cd吸收和積累的重要指標(biāo)。不同生育期水稻Cd的富集能力存在較大差異（圖2）：灌漿期根BCF波動最大(CV=12.38%)，成熟期籽粒波動最小(CV=8.00%)。根BCF在苗期和分蘗期無顯著差異，但這2個生育期與灌漿期和成熟期之間具有顯著差異(P＜0.001，F(xiàn)=20.04)，富集能力為成熟期＞灌漿期＞分蘗期＞苗期。成熟期莖葉BCF與其余生育期之間具有顯著差異(P＜0.05，F(xiàn)=3.35)，富集能力為成熟期＞分蘗期＞灌漿期≈苗期。根和莖葉中Cd的富集能力與其Cd含量在不同生育期中具有相同的變化規(guī)律。

圖2 各生育期各部位對Cd的富集系數(shù)

同一生育期不同部位對Cd的富集能力也存在較大差異。根和莖葉對Cd的富集能力在苗期、分蘗期和灌漿期表現(xiàn)為根＞莖葉；成熟期為根＞莖葉＞籽粒；且根BCF明顯高于其他部位，尤其是灌漿期和成熟期，說明水稻根系對Cd的富集能力遠(yuǎn)大于地上部。

由表4可知，僅分蘗期莖葉BCF與土壤pH和有效態(tài)鎘具有顯著相關(guān)性(P＜0.05)，pH為負(fù)效應(yīng)，有效態(tài)鎘為正效應(yīng)，且影響程度相近（pH 0.434；有效態(tài)鎘0.470）。這與土壤pH和有效態(tài)鎘對分蘗期莖葉Cd含量的影響一致，但對比相關(guān)系數(shù)（表3～4）發(fā)現(xiàn)，莖葉Cd含量與pH和有效態(tài)鎘的相關(guān)性更高（pH 0.439，有效態(tài)鎘0.832），因此在預(yù)測模型推導(dǎo)時，選用分蘗期莖葉Cd含量變化，而非BCF。

表4 各生育期各部位BCF與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性R2

分蘗期和灌漿期的莖葉BCF與根BCF具有極顯著相關(guān)性(P＜0.01)，系數(shù)分別達(dá)0.820和0.731。在成熟期，土壤理化性質(zhì)對水稻各部位BCF均無顯著影響，而籽粒與根、莖葉則具有極顯著相關(guān)性(P＜0.01)，且與莖葉(0.608)的相關(guān)性高于根(0.531)，說明成熟期時Cd從土壤到地上部的轉(zhuǎn)移已經(jīng)趨緩，主要進(jìn)行水稻體內(nèi)根-莖葉-籽粒之間的轉(zhuǎn)化，并且籽粒中Cd大部分來自于莖葉的轉(zhuǎn)化。

2.2.2 Cd轉(zhuǎn)運系數(shù) 轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF)是地上各部位重金屬含量與地下部位重金屬含量之比，可以用來反映植株向地上各部位轉(zhuǎn)運重金屬的能力，其值越大，表示重金屬在植株中的遷移能力越強。不同生育期Cd在土壤-根-莖葉-籽粒之間的轉(zhuǎn)運系數(shù)變化規(guī)律如圖3所示。每個生育期24個采樣點Cd從土壤向根的轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF土-根)和根向莖葉的轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF根-莖葉)變幅均不大，CV分別為8.72%～12.38%和8.08%～13.83%。水稻植株各部位的轉(zhuǎn)運系數(shù)因生育期而異：TF土-根隨生育時間的增加而增大，具體表現(xiàn)為成熟期＞灌漿期＞分蘗期＞苗期，且灌漿期和成熟期與苗期和灌漿期差異達(dá)顯著性水平(P＜0.05)；TF根-莖葉隨生育時間的延長而減小，到成熟期時最低，說明在苗期和分蘗期Cd從根部向莖葉的轉(zhuǎn)移速度較成熟期更快。

圖3 各生育期各部位Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)

4個生育期各部位Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)為TF土-根＞TF根-莖葉，成熟期Cd從根向籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF根-籽粒)較低，僅為0.09，莖葉向籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF莖葉-籽粒)較大，為0.30，說明Cd從根部轉(zhuǎn)移到籽粒的速度較慢、轉(zhuǎn)移量較少，且籽粒中的Cd大部分都是來自于莖葉的轉(zhuǎn)移。因此，在實際修復(fù)Cd污染土壤時要采取相應(yīng)措施盡可能減小Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)，是土壤修復(fù)的重要研究方向。

2.2.3 Cd積累量 對不同生育期水稻各部位進(jìn)行Cd含量測定，并結(jié)合各部位生物量，計算各生育期各部位的Cd積累量，如圖4所示。每個生育期24個采樣點根、莖葉及籽粒Cd的積累量變化幅度均不大，CV分別為9.63%～12.24%、10.48%～12.79%及11.81%。根Cd積累量在苗期與灌漿期，分蘗期與成熟期無顯著差異，而苗期與分蘗期和成熟期具有顯著性差異，根Cd積累量為成熟期＞分蘗期＞灌漿期＞苗期。莖葉Cd積累量變化規(guī)律與根相似。

圖4 不同生育期根、莖葉及籽粒Cd積累量

同一生育期不同部位Cd的積累量存在較大差異：苗期、分蘗期及灌漿期根和莖葉Cd積累量為莖葉＞根，成熟期為莖葉＞根≈籽粒。

2.2.4 Cd分配差異 由圖5可知，Cd在不同生育期及部位的分配系數(shù)不盡相同。每個生育期24個采樣點同一部位Cd的分配系數(shù)變化幅度均不大，尤其是苗期莖葉，CV僅為2.05%。每個生育期各部位Cd的分配系數(shù)表現(xiàn)出較大差異：Cd在灌漿期根中的分配系數(shù)顯著高于其余生育期，其余生育期之間無顯著差異性；Cd在苗期和分蘗期莖葉中的分配系數(shù)無顯著差異性，而灌漿期和成熟期與這2個生育期之間差異性顯著。

圖5 不同生育期不同部位Cd的分配系數(shù)

對比同一生育期根、莖葉及籽粒Cd的分配系數(shù)發(fā)現(xiàn)，苗期、分蘗期和灌漿期各部位Cd的分配系數(shù)均為莖葉(＞70%)＞根(20%～30%)，成熟期為莖葉(60%)＞根(20%)≈籽粒(20%)，且莖葉明顯高于其他部位，說明水稻吸收的Cd主要分配于莖葉，其次為根和籽粒，這種分配差異與各部位Cd累積量的差異變化一致。

2.3 成熟期籽粒Cd含量預(yù)測模型

由表1可知，分蘗期莖葉Cd含量相對較高，且與土壤pH和有效態(tài)鎘含量均呈顯著相關(guān)性（表2），是控制Cd進(jìn)入籽粒的關(guān)鍵生育期。葉長城等[15]認(rèn)為，與灌漿期和成熟期相比，在水稻分蘗期采用植物阻隔技術(shù)對籽粒Cd含量的削減尤為重要。為了提前預(yù)知成熟期籽粒Cd含量是否超過食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)(GB 2726—2012)規(guī)定的污染物限值，可以通過建立數(shù)學(xué)模型，利用分蘗期莖葉Cd含量預(yù)測成熟期籽粒Cd含量。若籽粒Cd含量超標(biāo)，則立即在分蘗期采取相應(yīng)措施降低Cd的生物有效性，減少其向籽粒的轉(zhuǎn)運，以保證籽粒Cd含量不超標(biāo)。

利用SPSS 18.0對分蘗期莖葉Cd含量與土壤pH和有效態(tài)鎘含量進(jìn)行多元線性回歸分析，采用式(4)擬合，量化莖葉Cd含量與土壤pH和有效態(tài)鎘的關(guān)系，獲得莖葉Cd含量的預(yù)測模型（單因子和雙因子），如表5所示。單因子預(yù)測模型再次證明了影響水稻莖葉吸收Cd的主要因子為土壤pH及有效態(tài)鎘含量，決定系數(shù)分別為31.7%和44.9%，且模型均達(dá)極顯著水平(P＜0.01)。在決定系數(shù)r2和顯著性水平P的控制下，比較各預(yù)測模型（表5），得出大田條件下利用分蘗期土壤理化性質(zhì)預(yù)測莖葉Cd含量的最優(yōu)預(yù)測模型為lgCd莖葉=2.124-0.310pH+0.817lgACd，決定系數(shù)達(dá)68.4%，模型達(dá)十分顯著水平(P≤0.001)。根據(jù)預(yù)測模型可知，因子影響程度為土壤有效態(tài)鎘含量(0.817)＞pH(-0.310)，其中土壤有效態(tài)鎘為正效應(yīng)，pH為負(fù)效應(yīng)，與表3結(jié)果一致。因此，在確定水稻莖葉Cd含量時，要綜合考慮土壤pH和有效態(tài)鎘的共同影響，這可能與南方稻田生長過程中分蘗期后淹水有關(guān)。其他因素如土壤Zn含量[16]、有機質(zhì)含量等雖然對稻米吸收Cd有一定影響，但因與前2類因子存在明顯共線性或影響不顯著等原因而未能用于表征土壤-水稻系統(tǒng)Cd預(yù)測模型。

表5 分蘗期根和莖葉Cd含量預(yù)測模型

分析發(fā)現(xiàn)，成熟期莖葉Cd含量與分蘗期莖葉Cd含量呈一定線性關(guān)系（圖6a），如式(5)。

成熟期籽粒Cd含量與莖葉Cd含量也具有一定轉(zhuǎn)化關(guān)系（圖6b），如式(6)。

圖6 Cd含量關(guān)系

將式(5)代入式(6)推出成熟期籽粒Cd含量和分蘗期莖葉Cd含量的線性方程，如式(7)。

將分蘗期莖葉Cd含量的預(yù)測模型lgCd莖葉=2.124-0.310pH+0.817lgACd代入式(7)得到成熟期Cd含量的預(yù)測模型如式(8)，即為利用分蘗期土壤pH和有效態(tài)鎘含量來預(yù)測成熟期籽粒Cd含量的模型。

3 討論

3.1 Cd在土壤-水稻系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及預(yù)測模型

土壤Cd對水稻體內(nèi)Cd含量的影響因水稻生育期、部位、生物量及生長條件等的不同而存在較大差異[17]。水稻Cd的累積差異受到根系吸收Cd能力和Cd從根部向地上部轉(zhuǎn)運強度及地上部向籽粒輸送能力的雙重影響[18]。本研究發(fā)現(xiàn)，不同生育期及部位的Cd含量及富集能力均存在較大差異：苗期、分蘗期和灌漿期的根和莖葉Cd含量及富集能力均為根＞莖葉；成熟期為根＞莖葉＞籽粒，且根部明顯高于其他部位，說明根系是水稻吸收Cd的主要部位，根系Cd吸收能力直接影響到地上部的遷移能力[19]，籽粒由于生長時間最短，距離污染源最遠(yuǎn)，Cd的吸收量最低。周靜等[20]發(fā)現(xiàn)，水稻各部位Cd富集效率為根系＞莖稈＞葉＞糙米，Cd轉(zhuǎn)運效率為TF土-根＞TF莖-葉＞TF莖-糙米＞TF根-莖，說明土壤Cd先富集于根部(＞90%)，再逐步向地上各部位轉(zhuǎn)運，但根-莖葉Cd轉(zhuǎn)運能力較小，最終轉(zhuǎn)運到籽粒中的Cd含量更少。而本研究中，各部位Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)為土-根＞根-莖葉＞莖葉-籽粒＞根-籽粒，成熟期Cd從土壤向根部的轉(zhuǎn)移系數(shù)為9.39，從根向莖葉、莖葉向籽粒和根向籽粒的轉(zhuǎn)移系數(shù)較小，分別為0.35、0.30和0.09，驗證了周靜等[20]的結(jié)論，且籽粒中Cd大部分都來自于莖葉的轉(zhuǎn)移，來自于根部的較少。Nocito等[21]也發(fā)現(xiàn)，Cd在土壤-稻田系統(tǒng)遷移轉(zhuǎn)化過程中，進(jìn)入植株體內(nèi)的Cd約49%～79%富集于根部，潛在移動的Cd2+僅為24%。

水稻各部位Cd的富集和轉(zhuǎn)運能力在不同生育期也不盡相同。根部Cd的富集及轉(zhuǎn)移能力差異變化規(guī)律相同，均為成熟期＞灌漿期＞分蘗期＞苗期。這與龍小林等[22]水稻生長后期吸收Cd速率快于前期的報道一致。研究Cd在水稻中的分配、轉(zhuǎn)運機制發(fā)現(xiàn)，Cd通過根系吸收從土壤進(jìn)入水稻，一部分被封存到根系液泡中，另一部分經(jīng)木質(zhì)部導(dǎo)管裝載進(jìn)入莖稈或葉片中，然后再被轉(zhuǎn)運至莖的韌皮部，最后通過韌皮部的介導(dǎo)再轉(zhuǎn)運至籽粒[23]。但唐非等[24]認(rèn)為，在水稻苗期、分蘗期、抽穗期及完熟期4個生育期中，莖葉Cd含量呈先升高后降低再升高的趨勢，在成熟期達(dá)到最大值。劉昭兵等[25]也得出與唐非一致的結(jié)論，即水稻各部位Cd含量均表現(xiàn)為分蘗期＞成熟期＞抽穗期。這些研究結(jié)果的差異可能是土壤Cd濃度、供試品種及當(dāng)時試驗環(huán)境差異造成的。

水稻各部位Cd的積累量不僅與該部位Cd含量有關(guān)，還與其生物量有關(guān)。本研究中，水稻不同部位的積累量為莖葉＞根≈籽粒。不同生育期水稻根部對Cd積累量變化顯著，成熟期根部Cd積累量最多，分蘗期次之，灌漿期和苗期最少；莖葉是水稻的功能器官，其吸收營養(yǎng)物質(zhì)的能力隨植物不同時期能量的改變而改變，分蘗期和成熟期對莖葉Cd的積累貢獻(xiàn)最大。根據(jù)水稻各部位積累量得出Cd在水稻苗期、分蘗期和灌漿期各部位的分配比例為莖葉(＞70%)＞根(20%～30%)，成熟期為莖葉(60%)＞根(20%)≈籽粒(20%)，且莖葉明顯高于其他部位，說明水稻吸收的Cd主要分配于莖葉，其次為根和籽粒，這種分配差異與各部位Cd累積量的差異變化一致。Liu等[26]通過外源添加Cd(100 mg/kg)的盆栽試驗得出了不一致的結(jié)果：不同部位Cd的分配比例為根系(88%)＞莖(9.15%)＞葉(0.76%)＞籽粒(0.73%)，這種差異性變化可能與水稻各部位的生物量有關(guān)。并且每個生育期各部位Cd的分配系數(shù)表現(xiàn)出較大差異，灌漿期根中Cd的分配系數(shù)顯著高于其余生育期，分蘗期莖葉中Cd的分配系數(shù)顯著高于灌漿期和成熟期。分蘗期是水稻生長發(fā)育的關(guān)鍵時期，營養(yǎng)物質(zhì)需求量高，生理活動旺盛，此時莖葉生物量最大，積累了最多的Cd。另外，成熟期莖葉中Cd的分配系數(shù)有所降低，并出現(xiàn)了籽粒，說明成熟期莖葉中的部分Cd向籽粒進(jìn)行了轉(zhuǎn)移。

除水稻根系吸收、累積及轉(zhuǎn)運Cd的效率差異等植物本身遺傳特性對水稻Cd累積的影響外，土壤Cd濃度、pH、Cd形態(tài)等環(huán)境因素也會影響Cd生物有效性和代謝機制，進(jìn)而影響水稻各部位對Cd的富集及轉(zhuǎn)移[27]。Yu等[28]發(fā)現(xiàn)水稻籽粒Cd積累差異受土壤Cd濃度的影響，龍新憲等[29]發(fā)現(xiàn)水稻對Cd的吸收量與土壤Cd含量呈正相關(guān)關(guān)系。而本研究發(fā)現(xiàn)，水稻根和莖葉Cd含量與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，與土壤有效態(tài)鎘呈顯著正相關(guān)關(guān)系，說明土壤pH和有效態(tài)鎘含量是影響水稻Cd含量的主控因子。且分蘗期莖葉Cd含量與土壤性質(zhì)的相關(guān)性最高，受土壤理化性質(zhì)的影響最大，是控制Cd進(jìn)入籽粒的關(guān)鍵生育時期。

在Cd污染農(nóng)田修復(fù)時，為提前預(yù)測修復(fù)后水稻籽粒Cd含量是否達(dá)到食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)(GB 2726—2012)規(guī)定的污染物限值，利用水稻某生育期土壤理化性質(zhì)預(yù)測籽粒Cd含量，以便及時采取相應(yīng)措施降低Cd生物有效性，減少其向籽粒的轉(zhuǎn)運，保證籽粒Cd含量達(dá)標(biāo)。本研究利用SPSS 18.0對分蘗期莖葉Cd含量與土壤pH和有效態(tài)鎘含量進(jìn)行多元線性回歸分析，量化莖葉Cd含量與對應(yīng)土壤pH和有效態(tài)鎘之間的關(guān)系，獲得莖葉Cd含量的最優(yōu)預(yù)測模型，然后利用成熟期籽粒-成熟期莖葉-分蘗期莖葉之間的線性關(guān)系，推導(dǎo)出成熟期籽粒Cd的預(yù)測模型。此預(yù)測模型對進(jìn)行實地農(nóng)田修復(fù)具有指導(dǎo)作用。

3.2 預(yù)測模型的局限性

本試驗僅選用長沙市望城區(qū)水稻土污染土壤，土壤類型單一；預(yù)測模型推導(dǎo)過程中僅考量了pH和有效態(tài)鎘2個土壤因子的影響，且土壤因子差異區(qū)間較窄（pH 4.94～6.35，有效態(tài)鎘0.05～0.78 mg/kg）；另外，僅選用一種水稻作為供試品種，忽略了水稻品種對各生育期各部位Cd含量的影響，因此構(gòu)建的預(yù)測模型在一定程度上具有適用局限性。該預(yù)測模型僅可應(yīng)用于中國長株潭地區(qū)稻田土壤Cd風(fēng)險預(yù)警和管控，而對北方偏堿性土壤適用性較差。并且還需對預(yù)測模型進(jìn)行田間驗證，探究本預(yù)測模型應(yīng)用于大田條件下土壤Cd安全預(yù)警的可行性。

4 結(jié)論

不同生育期根、莖葉及籽粒的Cd含量和富集能力均為根＞莖葉＞籽粒，且根部明顯高于其他部位，說明根系是水稻吸收Cd的主要部位；且不同生育期差異顯著，具體為成熟期＞灌漿期＞分蘗期＞苗期。

土壤-稻田系統(tǒng)中Cd大部分先富集于根部，再逐步向地上各部位轉(zhuǎn)運，但根-莖葉Cd轉(zhuǎn)運能力較小，最終轉(zhuǎn)運到籽粒中的Cd含量更少，具體轉(zhuǎn)運能力為土-根＞根-莖葉＞莖葉-籽粒＞根-籽粒；且分蘗期轉(zhuǎn)運能力顯著高于其余生育期。

Cd在水稻中的積累量和分配差異為莖葉＞根＞籽粒，且分蘗期和成熟期遠(yuǎn)大于苗期和灌漿期；另外，成熟期莖葉中Cd的分配系數(shù)有所降低，并出現(xiàn)了籽粒，說明成熟期莖葉中的部分Cd向籽粒進(jìn)行了轉(zhuǎn)移。

土壤pH和有效態(tài)鎘含量是影響水稻Cd含量的主控因子，其中pH為負(fù)效應(yīng)，有效態(tài)鎘為正效應(yīng)，分蘗期莖葉Cd含量受其影響最大，是控制Cd進(jìn)入籽粒的關(guān)鍵時期。利用SPSS 18.0量化了成熟期籽粒Cd含量與分蘗期土壤pH和有效態(tài)鎘含量的關(guān)系，擬合出成熟期籽粒Cd含量的預(yù)測模型lgCd成熟期籽粒=0.158-0.099pH分蘗期+0.261lgACd分蘗期。研究結(jié)果對進(jìn)行實地農(nóng)田修復(fù)具有重要作用，可為中國長株潭地區(qū)稻田土壤Cd污染風(fēng)險評估和管控提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支撐。