, 李艳玲1,2, 杨阳1
, 戴雅婷1, 王美娥1, 陈卫平1,21. 中国科学院生态环境研究中心, 城市与区域国家重点实验室, 北京 100085;
2. 中国科学院大学, 北京 100049
收稿日期: 2021-04-02; 修回日期: 2021-05-19; 录用日期: 2021-05-19
基金项目: 国家自然科学基金（No.41907353）；中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室项目（No.SKLURE2020-2-5）
作者简介: 王天齐(1992—), 男, 博士研究生, E-mail: tqwang_st@rcees.ac.cn
通讯作者（责任作者）: 杨阳, E-mail: yyang@rcees.ac.cn
摘要：我国北方地区小麦镉(Cd)污染形势严峻.土壤锌(Zn)与Cd存在显著的交互作用, 但两者关系尚不明确.本研究通过区域调查及大田实验, 探究了北方碱性小麦土壤锌镉比(Zn/Cd)与小麦籽粒Cd含量的相关关系.结果表明, 土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量显著负相关.施加硫酸锌(增Zn)及深翻耕措施(降Zn)均能显著提高土壤Zn/Cd, 并降低小麦籽粒Cd含量.其中, 增施100 mg·kg-1的Zn2+, 可将土壤Zn/Cd增加61.2%, 并使小麦籽粒Cd含量降低9.28%;将土壤0~30 cm及30~60 cm土层互换的深翻耕措施, 可将土壤Zn/Cd增加45.8%, 并使小麦籽粒Cd含量降低13.5%.综合区域调查及大田实验数据, 发现当土壤Zn/Cd小于50时, 小麦籽粒Cd含量全部超标且有98.4%的样品超标1倍以上; 而当土壤Zn/Cd大于100时, 小麦籽粒Cd含量超标风险显著降低至11.9%.该阈值的确定对于小麦Cd污染防治具有指导意义.
关键词：小麦镉污染碱性土壤锌镉比阈值
Effects of zinc-to-cadmium ratio on cadmium accumulation in wheat grains from alkaline soil
WANG Tianqi1,2
, LI Yanling1,2, YANG Yang1, DAI Yating1, WANG Mei'e1, CHEN Weiping1,21. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085;
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
Received 2 April 2021; received in revised from 19 May 2021; accepted 19 May 2021
Abstract: Cadmium (Cd) accumulation in wheat grain poses significant public health risk. Interactions between soil Cd and Zn occur in terms of wheat uptake, while their relationship is not clear. In this study, the Cd and Zn concentrations of wheat grain as well as soils from production fields in north China were investigated. A significant and negative correlation between soil Zn to Cd ratio (Zn/Cd) and wheat grain Cd was observed. Application of zinc sulfate (increase of soil Zn) and intensive tillage (decrease of soil Zn) significantly increased soil Zn/Cd and reduced Cd in wheat grains. Application of 100 mg·kg-1 Zn2+ caused an increase of soil Zn/Cd by 61.2% and a decrease of grain Cd concentration by 9.28%. The intensive tillage, switching soil layers of 0~30 cm and 30~60 cm, caused an increase of soil Zn/Cd by 45.8% and a decrease of grain Cd concentration by 13.5%. The soil Zn/Cd threshold value of 50 and 100 was proposed. When soil Zn/Cd was less than the threshold value of 50, there is a 98.4% probability that the grain Cd concentration would exceed the corresponding limit. This risk was significantly decreased to 11.9% when the soil Zn/Cd raised to 100 and above. Proposed threshold values of Zn/Cd in wheat soils help safeguard the production of safe-to-consume grain in the study region.
Keywords: wheatcadmium pollutionalkaline soilzinc-to-cadmium ratiothreshold value
1 引言(Introduction)重金属镉(Cd)是生物的非必需元素, 具有较强的生物毒性, 并可通过食物链对人体产生毒害作用(Zhao et al., 2011).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%.探究小麦Cd积累机理, 在其基础上开发针对性强、经济适用的小麦降镉技术, 能够保障农产品质量安全, 维护区域民众健康, 生态-社会-经济效益巨大.
锌(Zn)是植物生长发育过程中必需的微量元素.由于化学性质相似, 因此, Zn与Cd在土壤环境及植物吸收转运过程中存在一定的交互作用(Hart et al., 2002; Fulda et al., 2013; Togami et al., 2017; Qin et al., 2020).将适量Zn作为元素肥施用, 利用元素间的拮抗作用降低籽粒Cd含量以治理小麦Cd污染, 具有一定的应用前景(Cai et al., 2019; 陶雪莹等, 2020; Yang et al., 2020).de Livera等(2011)指出, 提高土壤锌镉比(Zn/Cd)具有限制灌浆期水稻籽粒Cd积累的潜力, 而外源Zn的施用是提高土壤Zn/Cd最经济有效的方式.多个盆栽实验(叶文玲等, 2015; 路育茗等, 2019)结果表明, Zn的施用能够降低水稻及小麦籽粒Cd含量：外源Zn的施用对土壤交换态Cd无显著影响, 但能够显著增加水稻根表铁膜量, 提高水稻各部位Zn/Cd并显著降低水稻籽粒Cd含量(李虹呈等, 2018)；纳米氧化锌(ZnO)的施用可降低Cd对小麦的毒害并降低其在籽粒中的积累(Hussain et al., 2018)；硫酸锌的施用可大幅降低Cd在小麦籽粒、茎、叶中的积累(Zhou et al., 2020).
Yang等(2020)研究发现, pH和土壤Zn/Cd可通过影响土壤中Zn与Cd的相互作用, 进而影响小麦籽粒Cd含量.现有研究多集中于Zn肥施用对于降低小麦Cd积累效用, 而有关土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量间的关系则缺乏研究, 尚不明确Cd、Zn在土壤-作物系统中的相互作用.Cai等(2019)推断Zn与Cd的拮抗作用随着Zn/Cd的增加先增大后减小, 且过量的Zn能够促进Cd的吸收.因此, 确定土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量间的关系, 能够为Zn肥施用量的确定提供指导, 对于Zn肥降Cd的经济、高效应用具有重大意义.
基于此, 本研究针对北方碱性麦田土壤, 通过区域调查及大田实验, 研究土壤Zn/Cd、增Zn(施加硫酸锌, ZnSO4)及降Zn(深翻耕)对小麦籽粒Cd积累的影响, 并探讨土壤Zn/Cd阈值对小麦籽粒Cd含量的影响, 以期为我国北方地区小麦Cd污染防治提供科学指导和有效参考.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 实验地点及材料区域调查地点位于河南省济源市东部平原.济源市位于河南省西北部, 是亚洲最大的铅锌深加工基地, 也是我国重要的小麦产区(Li, 2019;王天齐等, 2021).工矿企业的活动导致该地土壤Cd等重金属长期积累, 并对当地小麦安全、达标生产造成严重影响, 污染状况及治理引发广泛关注(熊孜等, 2018; 李艳玲等, 2020a).
大田实验地点位于河南省济源市KJ镇TS村(112°31′27″ E, 35°8′39″ N).试验田土壤类型为潮土, pH为7.98, 土壤Cd含量为2.49 mg·kg-1.供试冬小麦品种为当地主导品种矮抗58 (李艳玲等, 2020a), 由当地环保局提供.所施肥料为当地常用的复合肥(N-P2O5-K2O：17-23-5), 购于当地市场.
2.2 实验方法2.2.1 区域调查2017年6月初冬小麦成熟期前, 在济源市市区周边农田采集了107对冬小麦籽粒-根际土壤样品.区域调查点位图详见文献(李艳玲等, 2020a).采样时, 收集冬小麦植株的麦穗部分并采集对应的耕作层土壤(0~20 cm).
2.2.2 大田实验设计、种植与收获大田实验设置3个处理, 分别为空白对照区(CK, 无处理)、施锌区(Zn)及深翻区(FG).空白对照区无处理；施锌区通过施撒1.23×103 kg·hm-2的ZnSO4·7H2O(相当于施加Zn2+ 100 mg·kg-1)作为基肥, 以达到增加耕作层土壤Zn含量的效果；深翻区通过工程措施, 使用挖掘机互换0~30 cm及30~60 cm土壤, 以达到降低耕作层土壤Zn含量的效果.各个处理之间设置4 m宽的保护区.冬小麦播种前使用旋耕机混匀表层土壤.冬小麦于2018年10月23日播种, 2019年6月13日收获, 期间田间管理按照当地常规田间管理措施进行.采样方法同2.2.1节.
2.2.3 样品分析将小麦麦穗用自来水洗净后, 去离子水反复清洗3~5遍, 105 ℃杀青30 min后65 ℃烘至恒重, 脱壳后粉碎过40目筛, 混匀备用.土壤挑除杂物风干后, 分别过2 mm及100目筛后混匀待用.土壤pH使用电极法测定, 土水比为1∶2.5.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, 2020b), 设置试剂空白及平行样(≥10%), 并应用标准物质(GBW 10046河南小麦, GBW 07427华北平原土壤)进行质量控制.应用ICP-MS(7500A, 安捷伦, 美国)及ICP-OES(Optima 8300, 珀金埃尔默, 美国)分别测定样品Cd及Zn含量.测得空白加标回收率为87.7%~106%.
2.2.4 数据处理应用t检验及单因素分析(ANOVA)进行显著性检验, 采用Duncan法(p < 0.05)进行多重比较；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 结果与讨论(Results and discussion)3.1 区域调查土壤Zn、Cd含量、土壤Zn/Cd及小麦籽粒Cd含量如图 1所示.由图可知, 土壤Cd含量为0.20~3.22 mg·kg-1, 平均值为1.09 mg·kg-1；土壤Zn含量为26.8~218.8 mg·kg-1, 平均值为82.4 mg·kg-1.土壤Zn/Cd为25.2~558.2, 平均值为119.3；小麦籽粒Cd含量为0.022~0.560 mg·kg-1, 平均值为0.177 mg·kg-1.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 区域调查土壤Zn、Cd含量、土壤Zn/Cd及籽粒Cd含量 Fig. 1Soil Zn and Cd contents, soil Zn/Cd, and wheat grain Cd content based on the regional survey |
区域调查的107对样品中, 有70个样品土壤Cd含量超标(0.6 mg·kg-1, GB 15618—2018, pH>7.5), 超标率为65.4%.超标的土壤样品对应的小麦籽粒样品中, 有57个样品Cd含量超标(0.1 mg·kg-1, GB 2762—2017), 超标率为81.4%(57/70)；达标样品的土壤Zn/Cd平均值为101, 较超标样品土壤Zn/Cd平均值(60.2)高68.6%, 即当土壤Cd含量超标时, 较高的土壤Zn/Cd有助于降低小麦籽粒Cd超标率.土壤Cd达标的37对样品中, 小麦Cd超标率仅为5.41%(2/37), 超标率较低.全部107个小麦籽粒样品中, 超标率为55.1%(59/107).另有39.3%的样品超标1倍(42/107, 小麦籽粒Cd含量>0.2 mg·kg-1), 20.6%的样品超标2倍(22/107, 小麦籽粒Cd含量>0.3 mg·kg-1).整体而言, 区域内小麦籽粒Cd含量超标现象较为严重.
区域调查中土壤Zn/Cd与对应小麦籽粒Cd含量的关系见图 2.土壤Zn/Cd及小麦籽粒Cd含量之间存在显著的负相关关系, 拟合度R2=0.716, Pearson相关系数r为-0.576**(p < 0.01).小麦籽粒Cd含量合格的48个样品中, 土壤Zn/Cd为60.1~558.2, 平均值为189.4；超标的59个样品中, 土壤Zn/Cd为25.2~191.6, 平均值为62.3(图 2).未超标样品的土壤Zn/Cd显著高于超标样品.当土壤Zn/Cd大于200时, 所有的13个样品籽粒Cd含量均低于Cd限值；当土壤Zn/Cd大于100时, 42个样品中仅有5个样品超标, 超标率为11.9%, Cd含量平均值为0.068 mg·kg-1；当土壤Zn/Cd小于100时, 样品Cd含量平均值为0.248 mg·kg-1, 65个样品有54个样品超标, 超标率为83.1%, 其中42个样品(64.6%)超标1倍以上, 22个样品(33.8%)超标2倍以上；而土壤Zn/Cd小于50的25个样品的Cd含量全部超标, 96.0%的样品(24/25)超标1倍以上, 64.0%的样品(16/25)超标2倍以上, Cd含量平均值高达0.341 mg·kg-1(图 2).
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 区域调查土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量的关系 Fig. 2Relation between soil Zn/Cd and wheat grain Cd content based on the regional survey |
区域调查结果说明, 北方碱性麦田土壤的土壤Zn/Cd会影响小麦籽粒Cd含量, 二者存在显著的负相关关系(图 2).当土壤Zn/Cd大于100时, 小麦籽粒Cd含量超标率为11.9%；当土壤Zn/Cd小于100时, 小麦籽粒Cd含量超标率为83.1%；当土壤Zn/Cd小于50时, 超标率为100%, 超标1倍率为96.0%.
3.2 大田实验土壤Zn、Cd含量施锌后, 土壤pH平均值为7.94, 与空白对照组土壤pH平均值(7.93)没有显著差异；深翻后, 土壤pH平均值提高到8.07, 显著高于施锌处理及对照处理, 施锌及深翻措施没有降低土壤pH.
施锌及深翻后, 土壤Zn、Cd含量的变化情况如图 3所示.对照组土壤Zn含量为82.8~99.4 mg·kg-1, 平均值(n=36)为91.2 mg·kg-1；施锌后, 土壤Zn含量显著(p < 0.05)增加到91.8~196.7 mg·kg-1, 平均值(n=33)提高到151.7 mg·kg-1, Zn含量平均值提高约60.5 mg·kg-1, 增幅达66.4%, 即施锌措施能够显著增加土壤Zn含量；深翻措施影响下, 土壤Zn含量平均值(n=6)显著降低到76.0 mg·kg-1, 范围为66.7~82.3 mg·kg-1.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 施锌及翻耕处理下土壤Zn (a)、Cd (b)含量 Fig. 3Soil Zn (a) and soil Cd (b) contents under Zn application and deep plowing treatment |
对照组土壤Cd含量平均值为2.43 mg·kg-1.施锌组土壤Cd含量平均值为2.50 mg·kg-1, 与对照处理相比增幅不显著；深翻则显著(p < 0.01)降低了土壤Cd含量, 平均值为1.40 mg·kg-1, 相比对照组降低约42.2%(图 3b).施锌后, 土壤Zn含量显著增加, Cd含量增加不显著；深翻后, 土壤Zn、Cd含量均显著降低, 但Cd含量降幅更大, 即上下层土壤互换后的耕作层土壤Cd含量降低更加明显.
施锌措施及深翻措施分别达到了耕作层土壤增Zn、降Zn的效果.其中, 施锌措施不仅显著提高了土壤Zn含量, 而且没有提高土壤Cd含量及造成二次污染(Huang et al., 2019).深翻措施同时显著降低了耕作层土壤Cd含量, 这与在其他地区进行的30~40 cm深翻实验结果相似(钟文挺等, 2016; 王科等, 2017; 井永苹等, 2020).这是由于重金属富集在表层土壤中, 下层土壤重金属含量较少, 深翻后上下层土壤互换, 因此, 耕作层土壤重金属含量下降.济源地区Cd的大气沉降现象较为严重, 导致Cd在表层土壤中大量富集, 因此, 深翻后Cd含量降幅较Zn更大(Qiu et al., 2016; Xing et al., 2019).
3.3 大田实验土壤Zn/Cd对小麦籽粒Cd含量的影响施锌后土壤Zn/Cd及小麦籽粒Cd含量的变化如图 4所示.由于施锌组土壤Zn含量大幅增加, 而土壤Cd含量增加幅度较小, 因此, 土壤Zn/Cd相较对照组处理(37.6±2.60)显著升高, 达到60.9, 增幅为61.8%；深翻处理显著降低了土壤Cd含量, 使得深翻组土壤Zn/Cd显著升高, 平均值达到54.9, 但增幅小于施锌处理, 为45.8%(图 4a).
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 施锌及翻耕处理下土壤Zn/Cd (a)及小麦籽粒Cd含量(b) Fig. 4Soil Zn/Cd (a) and wheat grain Cd content(b) under Zn application and deep plowing treatment |
施锌后小麦籽粒Cd含量为0.264 mg·kg-1, 相比对照组(0.292 mg·kg-1)未显著降低, 降幅为9.28%；深翻后小麦籽粒Cd含量略低于施锌组, 为0.251 mg·kg-1, 降幅为13.50%, 显著低于对照组, 即深翻处理显著降低了小麦籽粒Cd含量(图 4b).
施锌及翻耕措施使得土壤Zn、Cd含量发生变化, 进而影响了小麦籽粒的Zn、Cd含量及Zn/Cd(图 5).对照组小麦籽粒Zn/Cd平均值为99.2, 而施锌及翻耕均显著提高了小麦籽粒Zn/Cd, 其中, 施锌组小麦籽粒Zn/Cd为145.4±27.9, 增幅约46.6%；翻耕组为139.3±25.7, 增幅约40.5%.上述结果表明, 施锌及深翻措施均能显著提高土壤Zn/Cd, 并使小麦籽粒Cd含量下降.施锌及深翻能够同时显著提高小麦籽粒Zn/Cd.
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 施锌及深翻措施下的小麦籽粒Zn/Cd Fig. 5Wheat grain Zn/Cd under Zn application and deep plowing treatment |
研究表明, Cd及其螯合物能够通过NRAMPs、ZIPs、YSL等转运蛋白被小麦吸收或转运, 其中, NRAMP3、NRAMP4、IRT1等蛋白能够转运Cd及Zn(金枫等, 2010; 曹玉巧等, 2018; Abedi et al., 2020).施锌及深翻处理下, 土壤Zn/Cd增加, 根际土壤中Zn、Cd竞争吸附降低了Cd活性, 小麦植株对Cd的吸收减弱；小麦植株中Zn、Cd对转运蛋白的竞争降低了小麦籽粒对Cd的转运及富集, 因此, 降低了Cd在小麦籽粒中的累积.土壤Zn/Cd增加还有可能导致TaLCT1、TaNramp5、TaTM20及TaHMA3等调控Cd吸收、外排及转运功能的基因表达量上调或下调, 进而降低了小麦籽粒对Cd的累积(Zhou et al., 2020).
3.4 土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量关系分析区域调查及大田实验的土壤Zn、Cd含量及对应小麦籽粒Cd含量如图 6所示.将各点位按照土壤Zn/Cd的四分位数41.0、60.4及96.3分为4个分区, 其中, 分区1(n=45)土壤Zn/Cd为25.2~40.8, 平均值为35.9；分区2(n=46)土壤Zn/Cd为41.0~60.2, 平均值为51.9；分区3(n=45)土壤Zn/Cd为60.6~95.2, 平均值为74.4；分区4(n=46)土壤Zn/Cd为97.4~558.2, 平均值为199.5.
4个分区对应的小麦籽粒Cd含量如图 6插图所示.4个分区的小麦籽粒Cd含量平均值分别为0.314、0.277、0.209及0.070 mg·kg-1, 对应超标率分别为100%、97.8%、100%及15.2%.随着土壤Zn/Cd的增大, 小麦籽粒Cd含量显著降低且超标率显著下降.
图 6(Fig. 6)
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| 图 6 区域调查及大田实验土壤Zn、Cd含量及各分区小麦籽粒Cd含量 Fig. 6Soil Zn and Cd content, and wheat grain Cd content in each quarter based on regional survey and field experiment |
土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量之间存在显著的负相关关系(图 7), 拟合度R2=0.736, Pearson相关系数为-0.630**(p < 0.01).小麦籽粒Cd含量合格的48个样品, 对应土壤Zn/Cd平均值为189；超标的134个样品中, 土壤Zn/Cd仅为55.5, 显著低于未超标样品.土壤Zn/Cd对小麦籽粒Cd含量的影响存在阈值50及100(图 7)：当土壤Zn/Cd低于50时, 小麦籽粒Cd含量平均值为0.307 mg·kg-1, 63个样品全部超标, 其中98.4%的样品超标1倍以上(>0.2 mg·kg-1, 62/63), 46.0%的样品超标2倍以上(>0.3 mg·kg-1, 29/63), 超标风险极高, 线性回归方程斜率为-0.0053；当土壤Zn/Cd为50~100时, 籽粒Cd含量平均值为0.225 mg·kg-1, 超标率为85.7%(66/77), 线性回归方程斜率为-0.0041, 提升土壤Zn/Cd的降Cd效果减弱；当土壤Zn/Cd超过100时, 小麦籽粒Cd含量平均值为0.068 mg·kg-1, 超标率仅为11.9%(5/42), 超标风险显著降低, 且土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量间的负相关关系趋于平缓, 线性回归方程斜率仅为-0.0001, 继续提升土壤Zn/Cd, 其降Cd效果提升较小.
图 7(Fig. 7)
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| 图 7 区域调查及大田实验土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量的关系 Fig. 7Relation between soil Zn/Cd and wheat grain Cd content based on regional survey and field experiment |
前期盆栽实验(王天齐等, 2021)发现, 土壤Zn/Cd与小麦Cd含量之间存在一定的交互关系, 且当土壤Zn/Cd大于100时, 土壤Zn/Cd与小麦Cd含量间存在显著负相关.本次区域调查及大田实验进一步确定, 当土壤Zn/Cd超过阈值100时, 小麦籽粒Cd超标风险显著降低, 且继续提高土壤Zn/Cd的降Cd效果有限.Chaney等(2004)指出, 大部分土壤中高Zn/Cd会限制植物对Cd的吸收, Yang等(2017)则指出土壤Zn/Cd小于50时可能会促进Cd在蔬菜中的积累.当前北方碱性土壤的大田应用中, 常施用生物炭、赤泥钝化剂以降低土壤Cd活性(李中阳等, 2016; 周睿等, 2017; 张静静等, 2020), 但相关方法未考虑元素间的拮抗关系, 且存在二次污染的风险；Zn肥虽广泛运用, 但其施用量较难确定, 难以发挥其降Cd作用(Xing et al., 2018; Zhou et al., 2020).本研究发现的土壤Zn/Cd阈值100, 有助于指导轻度Cd污染土壤应用Zn肥防治小麦籽粒Cd污染, 且对于大田应用中Zn肥施用量的确定具有指导意义.
4 结论(Conclusions)通过区域调查及大田实验, 发现北方碱性土壤Zn/Cd与小麦籽粒Cd含量间具有显著的负相关关系, 土壤Zn/Cd增加时, 可能导致Cd吸收、外排及转运基因表达量的变化, 进而降低小麦籽粒Cd累积.施加硫酸锌及深翻耕措施均能显著提高土壤Zn/Cd, 并降低小麦籽粒Cd含量.研究显示, 土壤Zn/Cd具有两个阈值(50和100), 当土壤Zn/Cd小于阈值50时, 小麦籽粒Cd超标风险极高, 而当土壤Zn/Cd超过阈值100时, 小麦籽粒Cd超标风险显著降低至11.9%, 且继续提升土壤Zn/Cd时, 持续降低小麦籽粒Cd含量的效果不显著.该阈值的确定有助于提高Zn肥降Cd大田应用的经济性及安全性.
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