向猛，黃益宗，蔡立群，保瓊莉，黃永春，王小玲，高柱，余發(fā)新，喬敏，胡瑩，金姝蘭，李季，王斐

1. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院, 蘭州730070 2. 農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所, 天津300191 3. 江西省科學(xué)院生物資源研究所, 南昌 330096 4. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心, 北京 100085 5. 上饒師范學(xué)院，上饒 334000

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外源鈣對(duì)兩種價(jià)態(tài)銻脅迫下水稻幼苗吸收積累銻和鈣的影響

向猛1,2，黃益宗2, #，蔡立群1,*，保瓊莉2，黃永春2，王小玲3，高柱3，余發(fā)新3，喬敏4，胡瑩4，金姝蘭5，李季4，王斐4

1. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院, 蘭州730070 2. 農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所, 天津300191 3. 江西省科學(xué)院生物資源研究所, 南昌 330096 4. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心, 北京 100085 5. 上饒師范學(xué)院，上饒 334000

通過(guò)溶液培養(yǎng)試驗(yàn)，研究外源鈣對(duì)兩種價(jià)態(tài)銻[Sb(III)和Sb(Ⅴ)]脅迫下水稻吸收積累銻和鈣的影響。結(jié)果表明，這兩種價(jià)態(tài)的Sb對(duì)水稻生長(zhǎng)均有抑制作用，Sb(III)比Sb(Ⅴ)對(duì)水稻毒害更明顯，施Ca可緩解Sb對(duì)水稻的毒害。Sb(III)和Sb(Ⅴ)的添加對(duì)水稻根系和莖葉吸收積累Ca影響不一致。當(dāng)溶液中的Ca濃度為5.0 mmol·L-1時(shí)，添加三價(jià)Sb 10和30 μmol·L-1均可以顯著地降低水稻莖葉中的Ca含量15.7%和49.4%，但是添加Sb(Ⅴ)濃度為30 μmol·L-1時(shí)，卻分別提高水稻莖葉和根系Ca含量26.2%和50.4%。Ca的添加可以顯著地降低水稻根系和莖葉對(duì)兩個(gè)價(jià)態(tài)Sb的吸收積累。在30 μmol·L-1Sb(III)處理下，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系和水稻莖葉Sb濃度分別比對(duì)照處理降低19.0%-79.4%和42.6%-71.8%；在30 μmol·L-1Sb(Ⅴ)處理下，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系和水稻莖葉Sb濃度分別比對(duì)照處理降低34.3%-70.6%和74.1%-84.6%。Ca的添加對(duì)Sb在水稻根系和莖葉中的富集系數(shù)和分配比率也有顯著影響。綜上所述，可以通過(guò)施用Ca肥來(lái)防治農(nóng)田Sb污染，降低Sb對(duì)人體健康的危害。

鈣；銻；水稻；交互作用；毒害；富集系數(shù)

銻(Sb)及其化合物已被廣泛應(yīng)用于化工生產(chǎn)和醫(yī)藥領(lǐng)域[1]。然而，Sb是一種具有潛在毒性和致癌性的元素[2]，每日人體攝入的量不得超過(guò)6 μg·kg-1。我國(guó)土壤Sb的背景濃度范圍為0.38～2.98 mg·kg-1，通常少于1.0 mg·kg-1[3]。我國(guó)是Sb產(chǎn)量最高的國(guó)家，總保有儲(chǔ)量278萬(wàn)t，占全球總儲(chǔ)量的66.2%，Sb產(chǎn)量超過(guò)15萬(wàn)t·a-1，占世界年總產(chǎn)量的70%以上，儲(chǔ)量和產(chǎn)量均為各國(guó)之首[4]。然而隨著采礦業(yè)的發(fā)展也產(chǎn)生了一系列的問題，湖南、廣西、貴州、云南等省份的一些礦區(qū)周邊環(huán)境均出現(xiàn)了不同程度的Sb 污染[5]。有研究表明Sb(III)毒性為Sb(Ⅴ)毒性的十倍[6-7]。在Duester[8]等的研究中，毒性最大的為三甲基銻TMSb(Ⅴ)。Sb已被美國(guó)國(guó)家環(huán)保局(USEPA)列為優(yōu)先控制污染物，同時(shí)也被歐盟(EU)巴塞爾公約列入危險(xiǎn)廢物[9]。因此Sb污染和危害越來(lái)越被人們所重視，并引起國(guó)際科學(xué)界的高度關(guān)注。

鈣(Ca)是植物必需的營(yíng)養(yǎng)元素，其在植物細(xì)胞壁和細(xì)胞膜的穩(wěn)定、體內(nèi)酶的調(diào)控、陰陽(yáng)離子的平衡等方面發(fā)揮著重要作用[8]。已有研究表明，外源Ca可有效地緩解Cd、Pb等重金屬對(duì)擬南芥幼苗生長(zhǎng)的毒害，能明顯提高植物對(duì)重金屬的耐受性[9]。增施Ca不僅能增加作物產(chǎn)量，而且能顯著地提高作物在各種脅迫條件下的抗逆能力[9-10]。但關(guān)于Sb對(duì)水稻的毒性以及Ca緩解Sb毒性的影響研究很少，本文研究外源Ca對(duì)不同價(jià)態(tài)Sb處理下水稻吸收積累Sb的影響，為進(jìn)一步探明植物耐受重金屬的生理機(jī)制和鈣的緩解作用提供理論依據(jù)。

1 材料和方法(Materials and methods)

1.1 水稻品種

水稻(Oryza sativa L.)品種為嘉花一號(hào)，由浙江嘉興市農(nóng)業(yè)科學(xué)院提供，是一種常見的南方晚稻品種。

1.2 盆栽試驗(yàn)方法

1.2.1 植株培養(yǎng)

挑選個(gè)大、飽滿的水稻種子若干粒，用30%的雙氧水浸泡10 min，然后用蒸餾水完全洗凈，均勻放入濕潤(rùn)的珍珠巖中發(fā)芽，定期澆水，保持珍珠巖濕潤(rùn)。在珍珠巖中生長(zhǎng)20 d后，將幼苗從中轉(zhuǎn)移出來(lái)用去離子水洗凈粘附在根上的珍珠巖顆粒，然后挑選生長(zhǎng)一致的水稻苗移栽到PVC罐中(直徑為7.5 cm×高為14 cm，每罐兩株苗)，每罐盛有1/3強(qiáng)度的營(yíng)養(yǎng)液500 mL，此營(yíng)養(yǎng)液配方是在Hewitt[11]的基礎(chǔ)上修改而來(lái)，配方為(mmol·L-1): NH4NO3, 5; K2SO4, 2; MgSO4, 1.5; CaCl2, 4; KH2PO4, 1.3; 和(M): Fe(II)-EDTA, 50; CuSO4, 1.0; ZnSO4, 1.0; MnSO4, 5.0; H3BO3, 10; Na2MoO4, 0.5; CoSO4, 0.2。三天換一次營(yíng)養(yǎng)液，用0.1 M KOH或HCl將pH值調(diào)到5.5。

1.2.2 水稻生長(zhǎng)條件

試驗(yàn)在可控溫度和濕度的生長(zhǎng)室中進(jìn)行，28℃/14 h光照和20℃/10 h黑暗，光照強(qiáng)度為260～350mol·m-2·s-1，相對(duì)濕度為60%～70%。

1.2.3 試驗(yàn)處理

水稻幼苗在營(yíng)養(yǎng)液中生長(zhǎng)15 d后，馬上進(jìn)行不同濃度的Sb(III)、Sb(Ⅴ)和Ca處理，同時(shí)保證添加的營(yíng)養(yǎng)液中不含CaCl2，以保持溶液中Ca的濃度。Sb(III)、Sb(Ⅴ)和Ca分別以分析純的酒石酸銻鉀、銻酸鉀和氯化鈣配制。Sb(III)和Sb(Ⅴ)分別設(shè)3個(gè)處理：0、10和30 μmol·L-1；Ca設(shè)3個(gè)處理：0、5和20 mmol·L-1。每個(gè)處理4次重復(fù)，在水稻生長(zhǎng)期間每天隨機(jī)調(diào)整水培罐的位置。水稻幼苗經(jīng)不同價(jià)態(tài)Sb和Ca濃度處理15 d后收獲。

1.3 樣品的分析

收獲時(shí)水稻植株分為根系和莖葉2部分，于70℃下干燥48 h，稱量根系和莖葉的干物質(zhì)重量。分別稱量0.2 g左右磨碎的水稻根系和莖葉樣品放入消煮管中，加入5 mL優(yōu)級(jí)純的濃HNO3后放置過(guò)夜，空白和標(biāo)準(zhǔn)樣品(GBW10016國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)研究中心)同時(shí)做，以確保消煮和測(cè)定過(guò)程的準(zhǔn)確度。然后放入微波消解儀(MARS5, CEM Microwave Technology Ltd. USA)進(jìn)行消解。消解程序：15 min升到180 ℃，在此溫度下保持15 min，然后20 min的降溫過(guò)程(根據(jù)CEM公司推薦的方法修改)。消煮完成后，用超純水定容至50 mL并過(guò)濾。采用ICP-OES (Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectrometer, Optima 2000 DV, Perkin Elmer, USA)測(cè)定消煮液中的Sb濃度，原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定溶液中的Ca濃度。

1.4 數(shù)據(jù)分析

富集系數(shù)(bio-accumulating factor，BAF)：水稻植株中Sb或Ca濃度與水溶液中Sb或Ca 濃度的比值，表示水稻富集Sb或Ca的能力。

所有的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用統(tǒng)計(jì)軟件SPSS17.0和SigmaPlot11.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和方差分析。

2 結(jié)果(Results)

2.1 Ca和Sb處理對(duì)水稻生長(zhǎng)的影響

水稻的生物量隨Sb處理濃度的增加而逐漸受到抑制(表1)。經(jīng)過(guò)不同價(jià)態(tài)的Sb處理后，水稻生長(zhǎng)受到明顯的抑制，表現(xiàn)為莖葉卷曲、葉片發(fā)黃、根系少而短，生長(zhǎng)緩慢。相對(duì)來(lái)講，Sb(III)處理較Sb(Ⅴ)處理對(duì)水稻生長(zhǎng)毒害更明顯。由表1可知，在沒有Sb的處理中，添加低濃度Ca (5 mmol·L-1)對(duì)水稻莖葉和根系干重影響不顯著，但是在添加高濃度Ca (20 mmol·L-1)可顯著地提高水稻莖葉和根系的干重，分別比對(duì)照提高了26.5%和42.9%。在有Sb的處理中，添加Ca(5和20 mmol·L-1)可顯著地影響水稻莖葉和干重。本研究結(jié)果表明，Sb(III)和Sb(Ⅴ)可抑制水稻的生長(zhǎng)，而添加5和20 mmol·L-1Ca可緩解Sb對(duì)水稻的毒害。

表1 不同濃度Ca和Sb處理對(duì)水稻生物量的影響

注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理差異顯著(P<0.05)。

Note：Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations.

2.2 Ca、Sb處理對(duì)水稻吸收積累Ca的影響

圖1為Ca和Sb處理對(duì)水稻莖葉和根系中Ca含量的影響，從圖中可以看出，當(dāng)溶液中的Ca濃度為0 mmol·L-1時(shí)，添加三價(jià)Sb 10和30 μmol·L-1對(duì)水稻莖葉Ca含量的影響不顯著，但顯著地增加水稻根系中的Ca含量(P<0.05)；添加五價(jià)Sb 10和30 μmol·L-1對(duì)水稻莖葉和根系Ca含量的影響都不顯著。當(dāng)溶液中的Ca濃度為5 mmol·L-1時(shí)，添加三價(jià)Sb 10和30 μmol·L-1均可以顯著地降低水稻莖葉中的Ca含量15.7%和49.4%(與對(duì)照處理相比，P<0.05)，但對(duì)水稻根系中的Ca含量的影響不大。當(dāng)溶液中的Ca濃度為20 mmol·L-1時(shí)，添加三價(jià)Sb 30 μmol·L-1導(dǎo)致水稻莖葉中的Ca含量比對(duì)照處理降低22.8%，三價(jià)Sb 10 μmol·L-1則顯著地降低水稻根系的Ca含量。

在較低Ca濃度處理下(5 mmol·L-1)，添加Sb(Ⅴ)濃度為30 μmol·L-1時(shí)，可分別提高水稻莖葉和根系Ca含量26.2%和50.4%(與對(duì)照處理相比，P<0.05)；但是10 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度對(duì)水稻莖葉和根系中Ca含量影響不大。在較高Ca濃度處理下(20 mmol·L-1)，Sb(Ⅴ)濃度為10和30 μmol·L-1時(shí)可分別導(dǎo)致水稻莖葉Ca含量比對(duì)照處理提高38.1%和58.2%，但是10 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度卻顯著地降低水稻根系的Ca含量(圖1)。

統(tǒng)計(jì)水稻根系和莖葉中的Ca積累量，發(fā)現(xiàn)兩種價(jià)態(tài)的Sb對(duì)Ca積累量的影響結(jié)果與其對(duì)水稻根系和莖葉Ca濃度的影響趨勢(shì)類似(表2)，即10 μmol·L-1的Sb(III)濃度對(duì)水稻根系Ca積累量影響不大，但30 μmol·L-1的Sb(III)濃度卻顯著地降低水稻根系對(duì)Ca的積累，根系中Ca積累量比CK降低50.7%(Ca5.0處理);10和30 μmol·L-1的Sb(III)濃度顯著地降低水稻根系對(duì)Ca的積累，根系中Ca積累量比CK降低74.0%和58.4%(Ca20處理)。在Ca5.0處理下，10 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度對(duì)水稻根系Ca積累量影響不大，但30 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度卻顯著地提高水稻根系對(duì)Ca的積累，Ca積累量比CK提高105.6%；在Ca20處理下，10和30 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度均可顯著地降低水稻根系對(duì)Ca的積累。不管是Ca5.0處理還是Ca20處理，10和30 μmol·L-1的Sb(III)濃度均可以顯著地降低水稻莖葉對(duì)Ca的積累(P<0.05)，但10和30 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度卻顯著地提高水稻莖葉對(duì)Ca的積累(P<0.05)，除了10 μmol·L-1Sb(Ⅴ)+20 mmol·L-1Ca處理以外。

圖1 Ca和Sb處理對(duì)水稻莖葉和根系中Ca含量的影響注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理間差異顯著(P<0.05)。下同。Fig. 1 Ca concentrations in shoots and roots of rice plants grown in nutrient solution with Ca and SbNote: Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations. The same is as below.

2.3 Ca和Sb處理對(duì)水稻吸收積累Sb的影響

Ca和Sb處理對(duì)水稻莖葉和根系中Sb含量的影響見圖2，從圖中可以看出，添加Ca均顯著地降低水稻莖葉和根系對(duì)兩種價(jià)態(tài)Sb的吸收積累(P<0.05)。當(dāng)營(yíng)養(yǎng)液中Sb(III)濃度為10 μmol·L-1時(shí)，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系Sb濃度分別比對(duì)照處理降低37.8%和73.8%，水稻莖葉Sb濃度分別降低38.0%和49.6%；當(dāng)營(yíng)養(yǎng)液中Sb(III)濃度為30 μmol·L-1時(shí)，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系Sb濃度分別比對(duì)照處理降低19.0%和79.4%，水稻莖葉Sb濃度分別降低42.6%和71.8%。

當(dāng)營(yíng)養(yǎng)液中Sb(Ⅴ)濃度為10 μmol·L-1時(shí)，對(duì)照處理中的水稻莖葉和根系Sb濃度分別為8.4 mg·kg-1和71.1 mg·kg-1，Ca5.0處理對(duì)水稻莖葉Sb濃度的影響不大，但可導(dǎo)致水稻根系Sb濃度比對(duì)照降低72.3%；Ca20處理導(dǎo)致水稻莖葉和根系Sb濃度分別降低54.8%和92.5%。當(dāng)營(yíng)養(yǎng)液中Sb(Ⅴ)濃度為30 μmol·L-1時(shí)，對(duì)照處理中的水稻莖葉和根系Sb濃度分別為30.3 mg·kg-1和120.4 mg·kg-1，Ca5.0和Ca20處理分別導(dǎo)致水稻莖葉Sb濃度比對(duì)照降低34.3%和70.6%，水稻根系Sb濃度分別降低74.1%和84.6%(圖2)。

表2 Ca和Sb處理對(duì)水稻根系和莖葉中Ca總量(μg·pot-1)的影響

注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理差異顯著(P<0.05)。

Note：Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations.

圖2 Ca和Sb處理對(duì)水稻莖葉和根系中Sb含量的影響注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理間差異顯著(P<0.05)。下同。Fig. 2 Sb concentrations in shoots and roots of rice grown in nutrient solution with Ca and SbNote: Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations. The same is as below.

Ca和Sb處理對(duì)水稻莖葉和根系Sb積累總量的影響結(jié)果表明(表3)，不管是10和30 μmol·L-1的Sb(III)、Sb(Ⅴ)處理，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca均可以顯著地降低水稻根系和莖葉對(duì)Sb的積累(P<0.05)，且Ca的濃度越高水稻根系和莖葉Sb積累總量降低越明顯。當(dāng)Sb(III)濃度為10 μmol·L-1時(shí)，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系和莖葉Sb積累總量分別比對(duì)照處理降低65.4%～96.7%和60.0%～90.0%；當(dāng)Sb(III)濃度為30 μmol·L-1時(shí)，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系和莖葉Sb積累總量分別比對(duì)照處理降低88.2%～97.0%和85.0%～95.0%。同樣，當(dāng)Sb(Ⅴ)濃度為10 μmol·L-1時(shí)，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系和莖葉Sb積累總量分別比對(duì)照處理降低75.8%～97.0%和43.2%～89.2%；當(dāng)Sb(Ⅴ)濃度為30 μmol·L-1時(shí)，添加5.0和20 mmol·L-1的Ca可導(dǎo)致水稻根系和莖葉Sb積累總量分別比對(duì)照處理降低84.4%～96.4%和45.6%～86.4%。

2.4 Sb在水稻根系和莖葉中的富集系數(shù)和分配比率

不同Ca添加對(duì)水稻根系和莖葉Sb富集系數(shù)的影響見表4。表中所示，水稻根系Sb的富集系數(shù)大于水稻莖葉Sb的富集系數(shù)。水稻根系中，Sb(III)處理的富集系數(shù)顯著大于Sb(Ⅴ)處理的富集系數(shù)；而水稻莖葉中則差別不大。Ca的添加顯著地降低兩種Sb價(jià)態(tài)處理后水稻根系和莖葉中Sb的富集系數(shù)，且Ca的濃度越高水稻根系和莖葉中Sb的富集系數(shù)降低越明顯。

表5為不同Ca濃度處理下水稻根系和莖葉中Sb的分配比率，從表中可以看出，Sb(III)處理下有89.0%～94.3%的Sb分配在根系里，5.7%～11.0%的Sb分配在莖葉里；Sb(Ⅴ)處理下有45.7%～83.5%的Sb分配在根系里，16.5%～54.3%的Sb分配在莖葉里。不同Ca濃度處理對(duì)水稻根系和莖葉中Sb的分配比率影響有差異。添加較高濃度的Ca可顯著地降低水稻根系中Sb的分配比率，而顯著地提高水稻莖葉中Sb的分配比率(P<0.05)。

表3 Ca處理對(duì)水稻根系和莖葉中Sb總量(μg·pot-1)的影響

注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理差異顯著(P<0.05)。

Note：Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations.

表4 Sb在水稻根系和莖葉中的富集系數(shù)

注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理差異顯著(P<0.05)。

Note：Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations.

表5 Sb在水稻根系和莖葉中的分配比率(%)

注：不同小寫字母表示不同濃度鈣銻處理差異顯著(P<0.05)。

Note：Different lowercase letters indicate significant different calcium and antimony concentrations.

3 討論(Discussion)

不同價(jià)態(tài)的Sb毒害作用有差異，其毒性表現(xiàn)為Sb(III)>Sb(Ⅴ)[14-15]。本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，處理Sb后水稻生長(zhǎng)受到明顯的抑制，表現(xiàn)出莖葉卷曲、葉片發(fā)黃、根系少而短、生長(zhǎng)緩慢等癥狀，Sb(III)比Sb(Ⅴ)對(duì)水稻毒害更明顯，并且對(duì)水稻根系生長(zhǎng)的抑制作用遠(yuǎn)遠(yuǎn)強(qiáng)于地上部分。添加Sb可影響水稻對(duì)Ca的吸收積累，并且受不同價(jià)態(tài)Sb添加的影響。30 μmol·L-1的Sb(III)濃度顯著地降低水稻根系和莖葉對(duì)Ca的積累，但是10和30 μmol·L-1的Sb(Ⅴ)濃度卻顯著地促進(jìn)水稻莖葉對(duì)Ca的積累(P<0.05)，這可能與Sb(III)和Sb(Ⅴ)在水稻體內(nèi)的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)制不同有關(guān)。

Ca是植物必需的營(yíng)養(yǎng)元素，在植物生長(zhǎng)發(fā)育和應(yīng)對(duì)環(huán)境脅迫中處于中心調(diào)控地位[16]。

關(guān)于植物根系Ca素吸收，早期普遍認(rèn)為是通過(guò)質(zhì)外體途徑進(jìn)行的，吸收部位是根尖尚未形成凱氏帶的區(qū)域[17]；近年來(lái)一些研究認(rèn)為，除質(zhì)外體途徑外，植物還可能通過(guò)共質(zhì)體途徑進(jìn)行Ca吸收，Ca由質(zhì)膜鈣通道進(jìn)入胞內(nèi)，并由內(nèi)皮層質(zhì)膜內(nèi)側(cè)的Ca2+-ATPase泵入木質(zhì)部[18-19]。木質(zhì)部是植物內(nèi)Ca長(zhǎng)距離運(yùn)輸?shù)牡陌l(fā)生部位，其運(yùn)輸?shù)膭?dòng)力是蒸騰作用，即Ca通過(guò)蒸騰水流移動(dòng)。Ca2+具有極其特殊的作用，不僅作為細(xì)胞的結(jié)構(gòu)物質(zhì)，而且作為第二信使，與鈣調(diào)素結(jié)合調(diào)節(jié)細(xì)胞內(nèi)多種具有重要功能的酶活性和細(xì)胞功能[20-21]。調(diào)節(jié)植物對(duì)環(huán)境變化的響應(yīng)過(guò)程，在環(huán)境脅迫下，Ca和鈣調(diào)素參與脅迫信號(hào)的感受、傳遞、響應(yīng)與表達(dá)，提高植物的抗逆性[22]。Sb添加影響作物對(duì)Ca的吸收積累可能是由于Sb除了影響作物的生長(zhǎng)以外，還影響Ca的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)途徑。本研究發(fā)現(xiàn)水稻莖葉Ca含量遠(yuǎn)大于地下部Ca含量，這與其他研究者報(bào)道的水稻植株Ca的分布規(guī)律相一致[16]。

在田間和溫室條件下，施Ca對(duì)于水稻生長(zhǎng)的有益作用已為人們所熟知[16]，本文的研究結(jié)果也發(fā)現(xiàn)，添加Ca可緩解Sb對(duì)水稻的毒害，降低水稻根系和莖葉對(duì)Sb的吸收積累，并影響Sb在水稻根系和莖葉中的富集系數(shù)和分配比率(表4和表5)。前人也有關(guān)于Ca緩解其它重金屬的報(bào)道，添加Ca可降低重金屬的脅迫[12-13]。生物吸收Sb與Sb的價(jià)態(tài)及其賦存形態(tài)有很大相關(guān)性，但是Sb在植物體內(nèi)的運(yùn)輸途徑尚不明確。以往研究報(bào)道顯示，生物體似乎沒有專門的吸收系統(tǒng)參與Sb的吸收，Sb的吸收可能借助必需元素或者生物的分子吸收系統(tǒng)。對(duì)植物吸收Sb(Ⅴ)的機(jī)制，Tschan等[23]認(rèn)為有兩種可能途徑：一是在Sb含量較低的環(huán)境下，Sb(OH)6-進(jìn)入根系共質(zhì)體需要一些低選擇性的陰離子轉(zhuǎn)運(yùn)子，這樣Sb(OH)6-才能夠替代必需營(yíng)養(yǎng)元素的陰離子(CI-或者NO3-)進(jìn)入植物根系細(xì)胞；二是植物根系皮層中的質(zhì)外體能夠允許土壤溶液中的溶質(zhì)直接進(jìn)入根系內(nèi)部，而在根系中柱，質(zhì)外體被凱氏帶從皮層分隔開(凱氏帶迫使水分和溶質(zhì)通過(guò)共質(zhì)體運(yùn)輸通道進(jìn)入內(nèi)皮層細(xì)胞，以便達(dá)到根系中柱內(nèi)部)。此外他們認(rèn)為Sb(III)可能通過(guò)水通道蛋白被動(dòng)擴(kuò)散，從非原生質(zhì)體穿過(guò)細(xì)胞膜進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)，但水通道蛋白不讓Sb(Ⅴ)陰離子進(jìn)入，Sb(Ⅴ)陰離子進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)需要轉(zhuǎn)運(yùn)子調(diào)控。外源Ca緩解水稻Sb脅迫的機(jī)理目前還不太清楚，可能的機(jī)制：一方面，Ca可以通過(guò)固定溶液中的Sb(Ⅴ)從而減少水稻對(duì)Sb(Ⅴ)的吸收[24]。Okkenhaug等[25]發(fā)現(xiàn)，Ca[Sb(OH)6]2是Sb(Ⅴ)在溶液中的主要形態(tài)，并完全不能溶解，因此降低溶液中的Sb濃度。另一方面，在Sb脅迫下，Ca和鈣調(diào)素參與脅迫信號(hào)的感受、傳遞、響應(yīng)與表達(dá)，能夠激活Ca2+-ATPase，其通過(guò)水解ATP提供能量把Ca2+主動(dòng)從胞質(zhì)運(yùn)輸?shù)桨饣蚣?xì)胞器中，這可能和Sb(III)共同利用水通道蛋白形成競(jìng)爭(zhēng)吸收，因此降低植株對(duì)Sb(III)的吸收。為了闡明外源Ca 緩解水稻Sb毒害的機(jī)理，進(jìn)一步的深入研究必不可少。

綜上所述，不同價(jià)態(tài)的Sb可明顯抑制水稻的生長(zhǎng)，Sb(III)處理較Sb(Ⅴ)處理對(duì)水稻生長(zhǎng)毒害更明顯，添加5和20 mmol·L-1Ca可緩解Sb對(duì)水稻的毒害。外源Ca添加可顯著地降低Sb(III)和Sb(Ⅴ)處理下水稻對(duì)Sb的吸收積累，并影響Sb在水稻根系和莖葉中的富集系數(shù)和分配比率。

[1] 寧增平, 肖唐付. 銻的表生地球化學(xué)行為與環(huán)境危害效應(yīng)[J]. 地球與環(huán)境, 2007, 35(2): 176-182

Ning Z P, Xiao T F. Supergene geochemical behavior and environmental risk of antimony [J]. Earth and Environment, 2007, 35(2): 176-182 (in Chinese)

[2] 朱靜, 郭建陽(yáng), 王立英, 等. 銻的環(huán)境地球化學(xué)研究進(jìn)展概述[J]. 地球與環(huán)境, 2010, 38(1): 109-116

Zhu J, Guo J Y, Wang L Y, et al. Overview on research on environmentally geochemical characteristics of antimony [J]. Earth and Environment, 2010, 38 (1): 109-116 (in Chinese)

[3] 張亞平, 張婷, 陳錦芳, 等. 水、土環(huán)境中銻污染與控制研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2011, 20(8-9): 1373-1378

Zhang Y P, Zhang T, Chen J F, et al. Research progress on present situation and countermeasure of antimony pollution in water and soil environment [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2011, 20(8-9): 1373-1378(in Chinese)

[4] 徐峰, 黃益宗, 蔡立群, 等. 骨炭對(duì)水中不同形態(tài)Sb吸附和解吸的影響[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2013, 7(12): 30-36

Xu F, Huang Y Z, Cai L Q, et al. Effect of bone char on adsorption and desorption of Sb(III) and Sb(Ⅴ) in solution [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2013, 7(12): 30-36 (in Chinese)

[5] 何孟常, 萬(wàn)紅艷. 環(huán)境中銻的分布、存在形態(tài)及毒性和生物有效性[J]. 化學(xué)進(jìn)展, 2004, 16(l): 134-138.

He M C, Wan H Y. Distribution, speciation, toxicity and bioavailability of antimony in the environment [J]. Progress in Chemistry, 2004, 16(l): 134-138 (in Chinese)

[6] Qi C C, Wu F C, Deng Q J, et al. Distribution and accumulation of antimony in plants in the super-large Sb deposit areas, China [J]. Microchemical Journal, 2011, 97: 44-51

[7] Sharma M, Patel K S. Determination and speciation of antimony in water [J]. International Journal of Environmental Analytical Chemitsry, 1993, 50: 63-71

[8] Duester L, Van Der Geest H G, Moelleken S, et al. Comparative phytotoxicity of methylated and inorganic arsenic- and antimony species to Lemna minor, Wolffia arrhiza and Selenastrum capricornutum [J]. Microchemical Journal, 2011, 97(1): 30-37

[9] Mccallum R I. Occupational exposure to antimony compounds [J]. Journal of Environmental Monitoring, 2005, 7 (12): 1245-1250

[10] Choi Y E, Harada E, Wada M, et al. Detoxification of cadmium in tobacco plants: Formation and active excretion of crydtals containing cadmium and calcium through trichomes [J]. Planta, 2001, 213(1): 45-50

[11] Hewitt E J. Sand and Waterculture Methods Used in the Study of Plant Nutrition, 2ed [M]. Technical Communication No.22. Farnham Royal, UK: Commonwealth Agriculture Bureau, 1966

[12] Li W Q, Mohammad A K, Shinjiro Y, et al. Effects of heavy metals on seed germination and early seedling growth of Arabidopsis thaliana [J]. Plant Growth Regulation, 2005, 46: 45-50

[13] Gong M, Li Y J, Chen S Z. Abscisic acid-induced hermotolerance in Maize seedlings is mediated by calcium and associated with antioxidant systems [J]. Plant Physiology, 1998, 153(5): 488-496

[14] 客紹英, 石洪凌, 劉冬蓮. 銻的污染及其毒性效應(yīng)和生物有效性[J]. 化學(xué)世界, 2005, 6: 382-384.

Ke S Y, Shi H L, Liu D L. Antimony pollution and its ecotoxicological effects and bioavailability [J]. World of chemistry, 2005, 6: 382-384 (in Chinese)

[15] 黃益宗, 胡瑩, 劉云霞. 銻對(duì)水稻根生長(zhǎng)的影響及銻的吸收動(dòng)力學(xué)特性[J]. 環(huán)境化學(xué), 2010, 29(4): 640-643.

Huang Y Z, Hu Y, Liu Y X. Effect of antimony on roots growth and kinetics of antimony uptake by rice roots [J]. Environmental Chemistry, 2010, 29(4): 640-643

[16] Hepler P K. Calcium, a central regulator of plant growth and development [J]. Plant Cell, 2005, 17: 2142-2155

[17] Marschner H. Mineral Nutrition of Higher Plants, 2nd Edition [M]. London: Academic Press, 1995: 405-435

[18] Very A A, Davis J M. Hyperpolarization-activated calcium channels at the tip of Arabidopsis root hairs [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences , 2000, 97: 9801-9806

[19] Demidchik V, Bowen H C, Maathuis F J M, et al. Arabidopsis thaliana root non-selective cation channels mediate calcium uptake and are involved in growth [J]. Plant Journal, 2002, 32: 799-808

[20] Kawano T, Sahashi N, Takahashi K, et al. Salicylic acid induces extracellular superoxide generation followed by an increase in cytosolic calcium ion in tobacco suspension culture: The earliest events in salicylic acid signal transduction [J]. Plant Cell Physiology, 1998, 39: 721-730

[21] McLanughlin S B, Wimmer R. Calcium physiology and terrestrial ecosystem processes [J]. New Phytologist, 1999, 142: 373-417

[22] Braam J, Davis R W. Rain, wind, and touch-induced expression of calmodulin and calmodulin-related genes in Arabidopsis [J]. Cell, 1990, 60: 357-364

[23] Tschan M, Robinson B H, Schulin R. Antimony uptake by Zea mays (L.) and Helianthus annuus (L.) from nutrient solution [J]. Environ Geochem Heath, 2008, 30: 187-191

[24] Okkenhaug G, Zhu Y G, Luo L, et al. Distribution, speciation and availability of antimony (Sb) in soils and terrestrial plants from an active Sb mining area [J]. Environmental Pollution, 2011, 159: 2427-2434

[25] Okkenhaug G, Zhu Y G, He J W, et al. Antimony (Sb) and arsenic (As) in Sb mining impacted paddy soil from Xikuangshan, China: differences in mechanisms controlling soil sequestration and uptake in rice [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46: 3155-3162

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Effect of Calcium on Uptake and Accumulation of Antimony and Calcium by Rice Seedling in Solution culture

Xiang Meng1,2, Huang Yizong2*, Cai Liqun1*, Bao Qiongli2, Huang Yongchun2, Wang Xiaoling3, Gao Zhu3, Yu Faxin3, Qiao Min4, Hu Ying4, Jin Shulan5, Li Ji4, Wang Fei4

1. Environmental and Resource institute, Gansu Agricultural University, Lanzhou 730070 2. Agro-Environmental Protection Institute, Ministry of Agriculture, Tianjin 300191, China 3. Institute of Biological Resources, Jiangxi Academy of Sciences, Nanchang 330096, China 4. Research Center for Eco-environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China 5. Shangrao Normal University, Shangrao 334000, China

Received 2 July 2014 accepted 11 August 2014

An experiment with solution culture was conducted to investigate the effects of exogenous calcium on seedling growth, absorption and bioaccumulation of Ca and Sb under the stresses of two forms of antimony- Sb(III) and Sb(Ⅴ). The results showed that Sb(III) and Sb(Ⅴ) could inhibit rice growth and Sb(III) was more toxic than Sb(Ⅴ). There were significant differences of Ca uptake and accumulation between different Sb species in the solution. The addition of 30 μmol·L-1Sb(III) could significantly decrease Ca concentration in rice roots and shoots by 15.7% and 49.4%, but 30 μmol·L-1Sb(Ⅴ) could significantly increase Ca concentration in rice roots and shoots by 26.2% and 50.4%, respectively, compared with the control, under 5.0 mmol·L-1Ca. The external addition of Ca could significantly decrease rice roots and shoots Sb concentration. Application of 5.0 and 20 mmol·L-1Ca decreased Sb concentration in rice roots and shoots by 19.0%-79.4% and 42.6%-71.8% compared with the control under 30 μmol·L-1Sb(III) treatment. Application of 5.0 and 20 mmol·L-1Ca decreased Sb concentration in rice roots and shoots by 34.3%-70.6% and 74.1%-84.6% compared with the control under 30 μmol·L-1Sb(Ⅴ) treatment. In addition, Ca could affect the distribution and bioaccumulation of Sb in rice roots and shoots. The results demonstrated that Sb pollution in farmland can be alleviated by adding Ca fertilizer, and protect human health from Sb pollution.

calcium; antimony; rice; interaction; toxicity; bio-accumulation factor

江西省科學(xué)院省級(jí)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金項(xiàng)目(2013-KLB-08和2012-KLB-1)、國(guó)家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目(21377152) 和天津市自然科學(xué)基金項(xiàng)目(12JCYBJC19900)資助

向猛(1988-)，男，河南信陽(yáng)人，碩士研究生，主要從事重金屬污染修復(fù)研究。E-mail: xmeng1028@foxmail.com；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: cailq@gsau.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897-20140702001

2014-07-02 錄用日期：2014-08-11

1673-5897(2015)3-153-08

X171.5

A

#共同通訊作者(Co-corresponding author), E-mail: hyz@rcees.ac.cn

向猛，黃益宗，蔡立群. 外源鈣對(duì)兩種價(jià)態(tài)銻脅迫下水稻幼苗吸收積累銻和鈣的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2015, 10(3): 153-160

Xiang M, Huang Y Z, Cai L Q. Effect of calcium on uptake and accumulation of antimony and calcium by rice seedling in solution culture [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(3): 153-160 (in Chinese)