Накопление и перенос Cd, Pb, As и Cr у различных сортов кукурузы на юго-западе Китая

Юго-западный регион Китая является одним из основных районов производства кукурузы (Zea mays L.) и одновременно зоной с высокой концентрацией сельскохозяйственных земель, загрязненных тяжелыми металлами (ТМ). Выбор сортов кукурузы с низкой аккумуляцией ТМ в условиях комплексного загрязнения является одним из наиболее осуществимых и эффективных способов безопасного использования загрязненных ТМ пахотных земель. В данном исследовании были проведены полевые эксперименты по изучению различий в биологических признаках 28 местных сортов кукурузы при комбинированном загрязнении почвы Cd, Pb, As, Cr и Hg.

Мы проанализировали особенности поглощения, накопления и переноса Cd, Pb, As и Cr в различных частях растения кукурузы (Hg не был обнаружен ни в одной части растений) и исследовали взаимосвязь содержаний ТМ в разных частях кукурузы с содержанием ТМ в почве с помощью кластерного анализа, корреляционного анализа и анализа главных компонент. Результаты показали, что среди различных биологических признаков кукурузы наиболее значимо под влиянием содержания ТМ в почве находились длина корня, сухая масса корня и высота растения, в то время как сухая масса стебля была наименее подвержена влиянию. Способность к накоплению ТМ различными частями кукурузы следовала порядку: зерно < стебель < кочерыга < листья < корни, в то время как способность к переносу имела порядок: корень–зерно < корень–стебель < кочерыга–зерно < стебель–кочерыга < стебель–лист. Кроме того, способность к накоплению ТМ в зерне кукурузы следовала порядку: As < Cr < Pb < Cd. Различные ТМ проявляли синергетические эффекты в разных частях кукурузы, за исключением стебля, особенно в зерне. Был отмечен синхронный механизм переноса для As и других ТМ в различных частях растения. Накопление ТМ в кукурузе в основном было обусловлено деятельностью человека, такой как добыча, хранение и выплавка цветных металлов, в то время как ТМ в почвообразующей породе и продуктах выветривания играли второстепенную роль. Урожайность испытанных сортов кукурузы варьировала от 7377.6 до 11 037.0 кг·га⁻², причем самый высокий урожай показал сорт M5 (Haoyu 1511). Сорта M2, M4, M5, M9, M10, M21 и M25–28 были идентифицированы как подходящие для возделывания на загрязненных ТМ почвах юго-запада Китая благодаря низкому накоплению Cd, Pb, As и Cr и рекомендованы для распространения.

С развитием общества и повышением уровня жизни индустриализация и урбанизация значительно ускорились, что привело к дополнительному усилению и расширению масштабов сельскохозяйственного производства и тем самым вызвало все более серьезное загрязнение почв [1]. Загрязнители почвы включают органические и неорганические загрязняющие вещества. Органические загрязнители могут разлагаться корнями растений и почвенными микроорганизмами, тогда как неорганические загрязнители, в основном тяжелые металлы (ТМ), не могут разлагаться [2]. Любые металлические или металлоидные элементы с высокой плотностью, которые остаются токсичными даже на следовых уровнях, такие как кадмий (Cd), свинец (Pb), хром (Cr), ртуть (Hg) и мышьяк (As), считаются ТМ [3]. Из-за их высокой токсичности, быстрого накопления, неразлагаемости и устойчивости ТМ стали одним из самых серьезных загрязнений в глобальных наземных и водных средах [3,4]. Статистика показала, что более 50% из более чем 10 миллионов значительных загрязненных участков по всему миру загрязнены ТМ или металлоидами [5]. В Европе примерно 37,3% от общего загрязнения почв связано с ТМ [6]. В Соединенных Штатах насчитывается более 100 000 участков, связанных с загрязнением ТМ [7]. Подобная ситуация была зарегистрирована в Китае, где около 80% загрязненных почв вызваны ТМ, что затрагивает 20 миллионов гектаров пахотных земель и приводит к ежегодному производству почти 12 миллионов тонн зерна, загрязненного ТМ [8]. Появляется все больше доказательств, предполагающих связь ТМ с различными заболеваниями человека, такими как сердечно-сосудистые заболевания, рак, когнитивные нарушения, хроническая анемия и повреждение почек, нервной системы, мозга, кожи и костей [9]. Лю и др. исследовали ТМ в сельскохозяйственных почвах и культурах в городе плавки Pb/Zn и проанализировали риск воздействия ТМ через множественные пути в системе почва–культура с помощью метода Монте-Карло. Результаты показали, что канцерогенный риск как для детей, так и для взрослых превышал предельный риск (TCR = 0,0001), причем у взрослых канцерогенный риск был выше, чем у детей, в то время как Cd имел самый высокий канцерогенный риск и вероятность превышения предельного риска [10]. В китайском «Двенадцатом пятилетнем плане комплексного предотвращения и контроля загрязнения ТМ» 2009 года Cd, Pb, Cr, Hg и металлоид As указаны в качестве приоритетных загрязнителей для контроля [11].

В последние годы произошло заметное повышение осведомленности общественности о влиянии загрязненных ТМ почв на здоровье человека, что привело к большему вниманию к ремедиации загрязнения почв ТМ и сделало ее ключевой областью исследований в области защиты сельскохозяйственной окружающей среды [12]. Общие методы ремедиации включают химическую, физическую и биологическую ремедиацию [13], которые обычно применялись в крупномасштабных практиках ремедиации, причем каждый из них имел определенную эффективность, а также некоторые присущие ограничения. Например, обычно используемые физико-химические методы ремедиации могут эффективно удалять загрязнители, но они также являются дорогостоящими и их трудно реализовать в больших масштабах на слабозагрязненных сельскохозяйственных угодьях [14]. Напротив, биологические методы ремедиации более рентабельны и экологически безопасны, но они требуют длительных циклов ремедиации и сталкиваются с проблемами при практическом применении [9]. Следовательно, существует насущная потребность в экологически безопасных, ресурсоэффективных и экономически жизнеспособных подходах. В этом контексте отбор низконакапливающих сортов для снижения поглощения и накопления ТМ сельскохозяйственными культурами, тем самым уменьшая их содержание в сельскохозяйственной продукции, был широко признан зеленым и экономически практичным способом для безопасного использования загрязненных ТМ пахотных земель [15,16]. Текущие исследования по отбору сортов сельскохозяйственных культур с низким накоплением в основном проводились на зерновых культурах, таких как рис [17,18,19], кукуруза [18,20,21,22], пшеница [23,24] и ячмень [25], а также на различных овощных культурах, таких как листовые, крестоцветные, корнеплодные, пасленовые и бобовые овощи [19,26,27,28,29]. Самал и др. исследовали содержание As в зерне риса у 44 сортов риса в регионе Надия в Индии, где 42 сорта риса превышали предельный уровень Комиссии "Кодекс Алиментариус" для полированного риса (0,2 мг·кг−1), причем высокоурожайные сорта риса были более склонны к накоплению As [17]. Чжан и др. провели двухлетний полевой эксперимент, выявив два перспективных низкокадмиенакапливающих сорта рапса из 225 сортов, со значениями фактора биоаккумуляции (BCF) 0,07 и 0,08 [27].

Кукуруза является второй по величине продовольственной культурой в мире, с широкой площадью возделывания, высокой биомассой и урожайностью. Помимо прямого потребления человеком, кукуруза также широко используется в животноводческих кормах, производстве этанола, кукурузного сиропа с высоким содержанием фруктозы, подсластителей и алкогольных напитков. Разные сорта кукурузы могут различаться по поглощению, переносу, распределению и накоплению ТМ из-за их разной чувствительности к загрязнению ТМ и различной способности к накоплению. Например, предыдущие исследования показали значительные различия в способностях к поглощению и накоплению различных сортов кукурузы для Cd и Pb [21]. Ранние исследования в основном были сосредоточены на различиях в поглощении и накоплении отдельных ТМ (таких как Cd, Pb или As) среди разных сортов и их отборе. В последние годы фокус исследований постепенно сместился с отбора низконакапливающих сортов при загрязнении отдельными ТМ на комбинированное загрязнение несколькими ТМ [22]. Кроме того, из-за ограничений вегетационных опытов, низконакапливающие сорта, отобранные в ходе горшечных испытаний, как правило, имеют плохую воспроизводимость и стабильность в полевых условиях. Поэтому необходимо проводить полевые эксперименты в условиях комбинированного загрязнения почвы ТМ, чтобы изучить взаимодействия между несколькими ТМ и механизмы низкого накопления ТМ у различных сортов кукурузы для безопасного использования крупных площадей загрязненных ТМ пахотных земель в конкретных регионах.

На юго-западе Китая наблюдается сильное загрязнение Cd, Pb, As и Cr в почвах сельскохозяйственных угодий [1]. В этом исследовании в качестве испытуемых объектов были отобраны 28 сортов кукурузы, широко возделываемых на юго-западе. Посредством полевых сравнительных экспериментов в загрязненных ТМ районах возделывания кукурузы на востоке провинции Юньнань, это исследование изучило вариации биологических признаков и урожайности различных сортов кукурузы при комбинированном загрязнении различными ТМ, а также различия в содержаниях, BCF и факторе транслокации (TF) Cd, Pb, As и Cr в разных частях растения кукурузы. Кроме того, взаимосвязи содержаний Cd, Pb, As и Cr в различных частях кукурузы с содержаниями ТМ в почве были исследованы с помощью кластерного анализа, корреляционного анализа и анализа главных компонент, имея целью выявить сорта кукурузы с потенциалом низкого накопления ТМ и продвигать их возделывание в регионах с загрязнением ТМ, тем самым предоставляя техническую поддержку для безопасного использования загрязненных ТМ пахотных земель.

2.1. Обзор экспериментального района

Полевой эксперимент был проведен в городе Гэи, городском округе Сюаньвэй, провинция Юньнань, Китай (26°20′41″ с.ш., 104°21′48″ в.д.), который расположен в горно-платообразном районе юго-западного Китая и характеризуется карстовым рельефом и красноземами. Этот район исторически был одной из значительных баз для добычи и плавки цветных металлов в Юньнани, что привело к сильному загрязнению ТМ окружающих почв и возникновению проблем комплексного загрязнения ТМ. Почва на экспериментальном участке имеет значение pH 4,74 ± 0,28, содержание органического вещества 68,70 ± 4,17 г·кг−1, содержание щелочного азота 253,58 ± 68,33 мг·кг−1, содержание доступного фосфора 72,78 ± 20,91 мг·кг−1 и содержание доступного калия 456,22 ± 107,29 мг·кг−1. Общие концентрации Cd, Pb, As, Cr и Hg составляют 6,99 ± 1,59, 59,61 ± 3,15, 44,10 ± 6,67, 336,51 ± 40,07 и 0,20 ± 0,03 мг·кг−1 соответственно. Было обнаружено, что доступные концентрации составляют 1,74 ± 0,66 мг·кг−1 для Cd, 3,37 ± 1,45 мг·кг−1 для Pb, 0,50 ± 0,29 мг·кг−1 для As, 0,03 ± 0,02 мг·кг−1 для Cr и 0,02 ± 0,01 мг·кг−1 для Hg.

2.2. Сорта кукурузы, использованные в эксперименте

В этом исследовании были отобраны 28 сортов кукурузы, широко возделываемых на юго-западе Китая, названия сортов и их основные агрономические признаки показаны в Таблице 1, причем семена были приобретены на рынке семян кукурузы в городе Куньмин.

Таблица 1. Испытанные сорта кукурузы и их основные агрономические признаки.

2.3. Схема эксперимента

Общая площадь экспериментального участка составляла приблизительно 9350 м2, с ровным рельефом. Все делянки были размещены по схеме рандомизированных блоков (см. Таблицу 1). Каждый сорт кукурузы рассматривался как отдельный вариант с тремя повторностями, в результате чего всего было 84 делянки. Каждая опытная делянка имела размер приблизительно 110 м2 и использовала систему двухрядной посадки с междурядьем 60 см и расстоянием между растениями 40 см. Каждая делянка состояла из 24 рядов, по 25 растений в ряду. Четыре крайних ряда каждой делянки были обозначены как буферные для предотвращения перекрестного опыления между разными сортами для поддержания стабильности сорта. Три семени кукурузы высевались в лунку на глубину 2–3 см. Прореживание проводилось, когда у кукурузы развивалось два листа, оставляя одно растение на лунку, с целевой плотностью 600 растений на делянку. Перед посевом сложное удобрение (N + P2O5 + K2O = 45%, N: P2O5: K2O = 15: 15: 15, производства Yunnan Yuntianhua Co., Ltd., Куньмин, Китай) вносилось из расчета 100 кг·км−2 и равномерно перемешивалось в верхний 0–20 см слой почвы путем фрезерования, после чего проводилось мульчирование и посев. В течение вегетационного периода орошение осуществлялось исключительно за счет естественных осадков, и никакие химические средства не использовались для прополки и борьбы с вредителями; все операции проводились вручную. На стадии выхода в трубку мочевина (общий азот ≥ 46%, производства Yunnan Yuntianhua Co., Ltd.) вносилась из расчета 75 кг·км−2. Эксперимент был начат посевом 10 апреля 2022 года, а отбор проб проводился 10 октября 2022 года.

2.4. Сбор и анализ образцов

Образцы почвы (0–20 см) и растений кукурузы отбирались с каждой делянки методом пяти точек. Образцы почвы высушивались на воздухе в темноте при комнатной температуре (25 ± 5 °C), очищались от камней и органического мусора, измельчались в ступке, просеивались через 100-мешное нейлоновое сито и хранились в герметичных пластиковых пакетах. Образцы растений кукурузы разделялись на пять частей, включая корни, стебли, листья, початки и зерно. Их промывали деионизированной водой и высушивали на воздухе (25 ± 5 °C), измеряли сухую массу. Затем образцы измельчали с помощью мельницы, просеивали через 100-мешное нейлоновое сито и хранили в герметичных пластиковых пакетах до анализа.

Для анализа образцов почвы pH измеряли с помощью pH-метра PHS-3E (производства Shanghai INESA Scientific Instrument Co., Ltd., Шанхай, Китай); содержание органического вещества определяли бихроматным объемным методом с нагреванием; содержание щелочного азота измеряли методом щелочной диффузии; доступный фосфор экстрагировали бикарбонатом натрия и определяли молибдено-сурьмяной спектрофотометрией; доступный калий экстрагировали ацетатом аммония и измеряли пламенной фотометрией. Общее содержание Cd и Pb анализировали с помощью масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой (ICP-MS, производства Thermo Fisher Scientific Inc., Уолтем, Массачусетс, США) в соответствии со стандартами DZ/T 0279.5-2016 и DZ/T 0279.3-2016 соответственно. Общее содержание Cr и доступное содержание Cd, Pb и Cr измеряли с помощью атомно-эмиссионной спектроскопии с индуктивно связанной плазмой (ICP-AES, производства Thermo Fisher Scientific Inc.) в соответствии со стандартами DZ/T 0279.2-2016 и HJ 804-2016 соответственно. Общее содержание As и Hg и доступное содержание As и Hg анализировали с использованием атомно-флуоресцентной спектроскопии (AFS, производства Beijing Haiguang Instrument Co., Ltd., Пекин, Китай) в соответствии со стандартами GB/T 22105.2-2008 и GB/T 22105.1-2008, и DB35/T 1459-2014 соответственно.

Для анализа образцов кукурузы содержание Cd, Pb и Cr определяли с помощью атомно-абсорбционной спектроскопии с графитовой печью (GFAAS, производства Shimadzu Corporation, Киото, Япония) в соответствии со стандартами GB5009.15-2014, GB5009.12-2017 и GB 5009.123-2014 соответственно. Содержание As и Hg анализировали с использованием атомно-флуоресцентной спектроскопии (AFS, производства Beijing Haiguang Instrument Co., Ltd.) на основе стандартов GB 5009.11-2014 и GB 5009.17-2021 соответственно.

Химические вещества и реактивы, использованные в этом исследовании, были аналитической чистоты (производства Sinopharm Chemical Reagent Co., Ltd., Шанхай, Китай), и во всех экспериментах использовалась деионизированная вода. Вся стеклянная посуда и приборы очищались, замачивались в растворе азотной кислоты (10% об./об.) на ночь, промывались деионизированной водой и высушивались перед использованием. Национальные стандартные образцы почвы (GBW07405 (GSS-5)) и кукурузы (GBW10012 (GSB-3)), производства Института геофизических и геохимических исследований, Китайская академия геологических наук, Ланфан, Китай, использовались во время анализа для контроля качества. Для обеспечения точности и прецизионности результатов измерений проводился повторный анализ с частотой повторений 20% и анализ стандартных образцов с коэффициентами извлечения от 90% до 110%, при этом относительное отклонение всех результатов испытаний было менее 10%.

2.5. Методы оценки

2.5.1. Индекс загрязнения по отдельному фактору и комплексный индекс загрязнения Немеро

В этом исследовании использовался индекс загрязнения по отдельному фактору (Pi) и комплексный индекс загрязнения Немеро (PN) для оценки состояния загрязнения ТМ экспериментального района [30]. Критерии оценки представлены в Таблице 2, а формулы расчета следующие:

где Ci представляет измеренное содержание ТМ i, Si — эталонное значение для оценки ТМ i (используется фоновое значение элементов почвы провинции Юньнань [31]), Pavg — среднее значение индекса загрязнения по отдельному фактору, а Pmax — максимальное значение индекса загрязнения по отдельному фактору.

Таблица 2. Критерии оценки индекса загрязнения по отдельному фактору и комплексного индекса загрязнения Немеро.

2.5.2. Оценка индекса потенциального экологического риска

Индекс потенциального экологического риска (PERI) был использован для анализа потенциальных рисков ТМ в почве исследуемого района [32]. Критерии оценки показаны в Таблице 3, а формулы расчета следующие:

где Ei представляет PERI для ТМ i, Ci — измеренная концентрация ТМ i, Si — эталонное значение для оценки ТМ i (используются фоновые значения элементов почвы в провинции Юньнань [31]), Ti — коэффициент токсичности для ТМ i (ссылаясь на коэффициенты токсичности ТМ, предложенные Хакансоном [32]: TCr = 2, TPb = 5, TAs = 10, TCd = 30, THg = 40), а RI представляет собой интегральный PERI ТМ.

Таблица 3. Критерии оценки индекса потенциального экологического риска и интегрального индекса потенциального экологического риска.

2.5.3. Фактор биоаккумуляции и фактор транслокации

Фактор биоаккумуляции (BCF) указывает на способность сельскохозяйственных культур накапливать ТМ из почвы, причем более высокое значение отражает большую способность к накоплению ТМ. Формула расчета следующая:

где BCFi представляет BCF для ТМ i в части a испытуемой кукурузы, Cia — концентрация ТМ i в части a испытуемой кукурузы, а Cis — концентрация ТМ i в почве.

Фактор транслокации (TF) указывает на способность сельскохозяйственных культур перемещать и распределять ТМ между разными частями, причем более высокое значение TF отражает большую способность к переносу ТМ. Формула расчета следующая:

где TFi представляет TF ТМ i из части a в часть b в испытуемой кукурузе, а Cia и Cib — концентрации ТМ i в a и b соответственно.

2.6. Статистика и анализ данных

Все данные обрабатывались с помощью Microsoft Excel 2019. Анализ избыточности (RDA) проводился с использованием платформы анализа данных GenesCloud Tools (https://www.genescloud.cn, доступ осуществлен 15 ноября 2024 г.) для анализа и построения графиков. Дисперсионный анализ (ANOVA) и кластерный анализ выполнялись с использованием IBM SPSS 23.0 для анализа и построения графиков. Корреляционный анализ, анализ главных компонент и построение рисунков проводились с использованием OriginPro 2021. Сравнение средних проводилось с использованием метода наименьшей значимой разницы (LSD), и данные на графиках представлены как среднее значение ± стандартное отклонение (M ± SD), с уровнем значимости, установленным на p < 0,05.

3.1. Состояние загрязнения экспериментального района

Рисунок 1 показывает результаты расчетов индексов загрязнения (Pi и PN) для почвы в исследуемом районе. PCd, PPb, PAs, PCr, PHg и PN для различных ТМ составляли 16,1–42,6, 1,3–1,7, 2,0–3,4, 3,5–6,0, 2,6–4,7 и 12,6–33,1, со средними значениями 31,8, 1,5, 2,5, 5,2, 3,4 и 24,7 соответственно. На основе Pi средние уровни загрязнения пятью ТМ в почве следовали порядку Pb < As < Hg < Cr < Cd. Примечательно, что Pb был отнесен к категории слабого загрязнения (1 < Pi ≤ 2), тогда как As и Hg попадали в категории умеренного (2 < Pi ≤ 3) до сильного загрязнения (Pi > 3); Cr и Cd были классифицированы как сильное загрязнение (Pi > 3), причем Cd демонстрировал значительно более высокие уровни загрязнения, чем другие ТМ. Общий уровень загрязнения почвы в исследуемом районе был определен как сильный на основе PN (PN = 24,7 > 3).

Рисунок 1. Боксплоты индекса загрязнения по отдельному фактору (Pi) и комплексного индекса загрязнения Немеро (PN) для почвы.

Результаты оценки PERI для почвы в исследуемом районе представлены на Рисунке 2. Индексы потенциального экологического риска различных ТМ и комплексный PERI составили ECd 484,1–1279,1, EPb 6,6–8,7, EAs 20,3–33,7, ECr 7,1–11,9, EHg 102,1–187,6 и RI 621,1–1458,8, со средними значениями 952,8, 7,3, 25,5, 10,3, 136,1 и 1132,1 соответственно. Согласно Ei, средние индексы потенциального экологического риска пяти ТМ следовали порядку Pb < Cr < As < Hg < Cd. Pb, As и Cr были классифицированы как имеющие незначительные риски (Ei ≤ 40); Hg попадал в категории умеренного риска (80 < Ei ≤ 160) до высокого риска (160 < Ei ≤ 320); в то время как Cd был классифицирован как чрезвычайно высокий риск (Ei > 320), внося 84,2% в RI. Общий уровень экологического риска почвы в исследуемом районе был классифицирован как высокий на основе RI (600 < RI ≤ 1200).

Рисунок 2. Боксплоты индекса потенциального экологического риска (Ei) и комплексного индекса потенциального экологического риска (RI) для почвы.

3.2. Анализ биологических признаков растений кукурузы и свойств почвы

3.2.1. Биологические признаки растений кукурузы

Таблица 4 представляет биологические признаки различных сортов кукурузы. Результаты указали на значительные различия в биологических признаках среди испытанных сортов кукурузы (p < 0,05). Сухая биомасса корней, стеблей, листьев, початков и зерна составляла 16,1–36,5, 40,3–92,7, 64,9–124,9, 12,5–37,6 и 182,6–273,2 г·растение−1, со средними значениями 22,2, 63,1, 93,5, 27,1 и 229,7 г·растение−1 соответственно. Урожайность испытанных сортов кукурузы колебалась от 7377,6 до 11 037,0 кг·га−2, со средним значением 9280,8 кг·га−2. Кроме того, высота растения, диаметр стебля и длина корня для испытанных сортов кукурузы составляли 184,7–311,0 см, 14,8–25,8 мм и 17,0–31,3 см, со средними значениями 254,0 см, 19,4 мм и 23,7 см соответственно.

Таблица 4. Биологические признаки различных сортов кукурузы.

3.2.2. Анализ избыточности содержаний ТМ в почве и биологических признаков кукурузы

Анализ избыточности (RDA) был проведен для выявления взаимосвязи между вариациями содержаний ТМ в почве и изменениями биологических признаков кукурузы, как показано на Рисунке 3. Первые две оси RDA объяснили 28,15% и 0,73% вариации биологических признаков кукурузы соответственно, составляя в сумме 28,88% различий, что указывает на то, что содержание ТМ в почве обусловливает вариацию биологических признаков курузы. Среди всех биологических признаков длина корня (R2 = 0,2552, p = 0,001), сухая масса корня (R2 = 0,2100, p = 0,001) и высота растения (R2 = 0,1538, p = 0,002) были наиболее значительно подвержены влиянию содержания ТМ в почве, за ними следовали диаметр стебля (R2 = 0,0799, p = 0,040), сухая масса зерна (R2 = 0,0779, p = 0,024), урожайность (R2 = 0,0778, p = 0,024), сухая масса листьев (R2 = 0,0653, p = 0,072) и сухая масса початка (R2 = 0,0588, p = 0,084). Напротив, сухая масса стебля (R2 = 0,0311, p = 0,269) была наименее подвержена влиянию содержания ТМ в почве. Среди различных биологических признаков испытанных сортов кукурузы длина корня была положительно коррелирована с высотой растения, в то время как отрицательно коррелирована с другими биологическими признаками. Сухая масса корня, сухая масса стебля и сухая масса листьев положительно коррелировали со всеми другими биологическими признаками, кроме длины корня. Сухая масса початка имела положительную корреляцию с диаметром стебля, но отрицательные корреляции с сухой массой зерна, урожайностью и высотой растения. Сухая масса зерна положительно коррелировала с урожайностью, высотой растения и диаметром стебля, в то время как урожайность также положительно коррелировала с высотой растения и диаметром стебля. Высота растения положительно коррелировала с диаметром стебля и длиной корня.

Рисунок 3. Анализ избыточности между биологическими признаками различных сортов кукурузы и содержаниями ТМ в почве. Каждая точка на рисунке представляет образец, причем разные цвета указывают на разные сорта кукурузы. Чем ближе точки, тем выше сходство между образцами. Красные стрелки представляют разные фоновые факторы, в то время как синие стрелки указывают на различные влияющие факторы. Угол между факторами указывает на степень корреляции; острые углы представляют положительные корреляции, прямые углы указывают на отсутствие корреляции, а тупые углы означают отрицательные корреляции. Чем длиннее стрелка, тем больше влияние. p-значения, отображенные над диаграммой ординации, получены из случайных перестановочных непараметрических тестов, причем меньшие p-значения указывают на более значимые эффекты влияющих факторов на образцы. Проценты в скобках на осях представляют долю дисперсии исходных данных, объясняемую соответствующими осями.

3.3. Анализ содержаний Cd, Pb, As и Cr в разных частях растений кукурузы

Рисунок 4 иллюстрирует содержания Cd, Pb, As и Cr в различных частях растений кукурузы у разных сортов. Результаты указали на значительные различия в концентрациях этих ТМ среди различных сортов кукурузы (p < 0,05). Как показано на Рисунке 4a, содержание Cd в испытанных частях кукурузы составляло 2,720–6,200, 0,116–0,488, 0,900–3,500, 0,071–0,530 и 0,017–0,220 мг·кг−1 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 4,350, 0,229, 1,932, 0,242 и 0,067 мг·кг−1 соответственно. Рисунок 4b показывает, что содержание Pb составляло 0,640–4,000, 0,112–0,538, 0,109–0,690, 0,101–0,416 и 0,058–0,280 мг·кг−1 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 1,365, 0,207, 0,322, 0,236 и 0,140 мг·кг−1 соответственно. Рисунок 4c указывает, что As составлял 1,100–3,900, 0,041–0,200, 0,290–0,820, 0,041–0,525 и 0,041–0,101 мг·кг−1 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 1,964, 0,087, 0,546, 0,160 и 0,058 мг·кг−1 соответственно. Рисунок 4d показывает, что Cr составлял 4,850–16,100, 0,360–1,210, 1,350–6,310, 0,325–3,360 и 0,071–1,350 мг·кг−1 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 8,843, 0,778, 3,728, 1,563 и 0,483 мг·кг−1 соответственно. Содержание Cd, Pb, As и Cr в различных частях следовало порядку зерно < стебель < початок < листья < корни, причем зерно демонстрировало самое низкое содержание, а корни — самое высокое.

Рисунок 4. Содержание Cd, Pb, As и Cr в различных частях растений кукурузы разных сортов. (a) Содержание Cd; (b) Содержание Pb; (c) Содержание As; (d) Содержание Cr. Разные строчные буквы указывают на значимые различия в содержании ТМ в зерне разных сортов кукурузы (p < 0,05).

Учитывая, что содержание Hg в разных частях всех испытанных сортов кукурузы было ниже предела обнаружения 0,01 мг·кг−1, это исследование было сосредоточено на анализе Cd, Pb, As и Cr в растениях кукурузы. Концентрации Cd, Pb, As, Cr и Hg во всем зерне кукурузы соответствовали пределам, установленным Китайским стандартом гигиены кормов (GB13078-2017) для кормовых материалов (Cd ≤ 1,0 мг·кг−1, Pb ≤ 10,0 мг·кг−1, As ≤ 2,0 мг·кг−1, Cr ≤ 5,0 мг·кг−1, Hg ≤ 0,1 мг·кг−1). Следовательно, все части кукурузы, выращенной в этом эксперименте, могли быть использованы для производства кормов, что указывает на возможность «производства во время ремедиации» и безопасного использования загрязненных ТМ пахотных земель. Однако содержание Cd в зерне M1, M11, M12, M13, M14, M18 и M20, а также содержание Pb в зерне M1, M13, M14, M18 и M20 превышали пределы, указанные в Национальном стандарте безопасности пищевых продуктов для загрязнителей в пищевых продуктах (GB2762-2022) для зерна (Cd ≤ 0,1 мг·кг−1, Pb ≤ 0,2 мг·кг−1, As ≤ 0,5 мг·кг−1, Cr ≤ 1,0 мг·кг−1 и Hg ≤ 0,02 мг·кг−1), что указывает на то, что эти сорта кукурузы непригодны для использования в пищу, в то время как остальные сорта соответствуют стандартам и могут использоваться в качестве пищевого продукта.

3.4. Анализ BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr в разных частях растений кукурузы

Рисунок 5 представляет BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr в различных частях растений кукурузы у разных сортов. Результаты указали на значительные различия в BCF Cd, Pb, As и Cr среди различных сортов кукурузы (p < 0,05). Рисунок 5a показывает, что BCFCd в испытанных частях кукурузы составлял 0,432–0,828, 0,015–0,056, 0,124–0,566, 0,008–0,068 и 0,003–0,028 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 0,638, 0,034, 0,288, 0,036 и 0,010 соответственно. Рисунок 5b указывает, что BCFPb составлял 0,101–0,707, 0,0018–0,0088, 0,0017–0,0128, 0,0014–0,0071 и 0,0010–0,0046 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 0,0231, 0,0035, 0,0055, 0,0040 и 0,0024 соответственно. Рисунок 5c показывает, что BCFAs составлял 0,0215–0,0916, 0,0011–0,0054, 0,0054–0,0214, 0,0012–0,0090 и 0,0008–0,0022 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 0,0450, 0,0020, 0,0127, 0,0036 и 0,0013 соответственно. Рисунок 5d указывает, что BCFCr составлял 0,0131–0,0467, 0,0009–0,0033, 0,0036–0,0191, 0,0009–0,0110 и 0,0002–0,0036 в корнях, стеблях, листьях, початках и зерне, со средними значениями 0,0267, 0,0024, 0,0112, 0,0048 и 0,0015 соответственно. Способность к накоплению испытанных частей кукурузы для Cd, Pb, As и Cr следовала порядку зерно < стебель < початок < листья < корни, причем зерно демонстрировало самую низкую способность к обогащению, а корни — самую высокую.

Рисунок 5. BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr в различных частях растений кукурузы разных сортов. (a) BCFCd; (b) BCFPb; (c) BCFAs; (d) BCFCr.

BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr в несъедобных частях испытанных сортов кукурузы были все ниже 1, в то время как в съедобных частях все были ниже 0,1, что указывает на слабую поглощающую способность испытанных сортов кукурузы для Cd, Pb, As и Cr. Среди них зерно M13 (JinBoShi 917) демонстрировало самые высокие BCFCd, BCFPb и BCFCr, которые были в 1,5–8,4, 1,2–4,8 и 1,0–15,9 раза выше, чем у других сортов соответственно, в то время как зерно M18 (Luodan 297) демонстрировало самый высокий BCFAs, который был в 1,0–2,7 раза выше, чем у других сортов.

3.5. Кластерный анализ BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr в зерне кукурузы

Используя BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr испытанного зерна кукурузы в качестве параметров, мы выполнили иерархический кластерный анализ, чтобы классифицировать 28 сортов кукурузы на группу с низким накоплением (I), группу со средним накоплением (II) и группу с высоким накоплением (III), как показано на Рисунке 6. Группы с низким (I), средним (II) и высоким накоплением (III) имели BCFCd 0,003–0,010, 0,012–0,019 и 0,028; BCFPb 0,0010–0,0022, 0,0023–0,0031 и 0,0035–0,0046; BCFAs 0,0008–0,0012, 0,0014–0,0017 и 0,0019–0,0022; и BCFCr 0,0003–0,0010, 0,0016–0,0020 и 0,0028–0,0036 соответственно. Среди них M2, M4–M5, M9–M10, M21 и M25–M28 принадлежали к группе с низким накоплением для Cd, Pb, As и Cr, что указывает на их потенциал для низкого накопления этих ТМ.

Рисунок 6. Кластерный анализ BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr в зерне кукурузы разных сортов. Кластерный анализ (a) BCFCd; (b) BCFPb; (c) BCFAs; (d) BCFCr. Пунктирная линия указывает значения квадрата евклидова расстояния, в то время как I, II и III указывают категории иерархической кластеризации.

3.6. Анализ TFCd, TFPb, TFAs и TFCr в разных частях растений кукурузы

Рисунок 7 представляет TFCd, TFPb, TFAs и TFCr в различных частях разных сортов кукурузы. Результаты указали на значительные различия в TF среди различных частей кукурузы (p < 0,05). Как проиллюстрировано на Рисунке 7a, TFCd составлял 0,031–0,079, 3,968–14,981, 0,203–2,720, 0,091–0,672 и 0,006–0,039 для корень–стебель, стебель–лист, стебель–початок, початок–зерно и корень–зерно, со средними значениями 0,053, 8,839, 1,101, 0,307 и 0,015 соответственно. Рисунок 7b показывает, что TFPb составлял 0,045–0,828, 0,492–5,004, 0,726–1,875, 0,230–1,562 и 0,016–0,431 для корень–стебель, стебель–лист, стебель–початок, початок–зерно и корень–зерно, со средними значениями 0,199, 1,774, 1,160, 0,655 и 0,136 соответственно. Рисунок 7c указывает, что TFAs составлял 0,023–0,109, 2,408–15,831, 0,593–5,975, 0,194–1,028 и 0,012–0,083 для корень–стебель, стебель–лист, стебель–початок, початок–зерно и корень–зерно, со средними значениями 0,049, 7,154, 2,007, 0,425 и 0,034 соответственно. Рисунок 7d показывает, что TFCr составлял 0,032–0,200, 1,396–13,070, 0,413–4,555, 0,035–2,333 и 0,008–0,224 для корень–стебель, стебель–лист, стебель–початок и початок–зерно, со средними значениями 0,096, 5,345, 2,135, 0,460 и 0,058 соответственно. Способность к переносу Cd, Pb, As и Cr между разными частями растений кукурузы следовала порядку корень–зерно < корень–стебель < початок–зерно < стебель–початок < стебель–лист. Среди них способность к переносу Cd, Pb, As и Cr от корней к зерну следовала порядку Cd < As < Cr < Pb.

Рисунок 7. TFCd, TFPb, TFAs и TFCr в различных частях растений кукурузы разных сортов. (a) TFCd; (b) TFPb; (c) TFAs; (d) TFCr.

3.7. Корреляционный анализ содержаний Cd, Pb, As и Cr в разных частях растений кукурузы

Загрязнение ТМ в сельскохозяйственных почвах часто связано со сложными взаимодействиями, которые могут проявляться как синергетические или антагонистические эффекты. Чтобы исследовать взаимодействия между Cd, Pb, As и Cr в разных частях кукурузы и их влияние на рост растений, а также на поглощение и транслокацию ТМ внутри растения, мы провели корреляционный анализ Пирсона по содержаниям ТМ в различных частях испытанной кукурузы, как показано на Рисунке 8. Высокозначимые положительные корреляции (p < 0,001) наблюдались среди содержаний Pb, As и Cr в корнях кукурузы, в то время как не было значимых корреляций среди содержаний Cd, Pb, As и Cr в стеблях курузы (p > 0,05). В листьях курузы наблюдалась высокозначимая положительная корреляция (p < 0,001) между As и Cr. В початках курузы высокозначимые положительные корреляции (p < 0,001) наблюдались среди содержаний Cd, Pb и As. В зерне курузы все четыре ТМ демонстрировали высокозначимую положительную корреляцию (p < 0,001) друг с другом. В целом, были различия в содержаниях ТМ среди различных частей испытанной курузы. За исключением стеблей, другие части показывали очевидные тенденции корреляции в содержаниях ТМ, в частности, в зерне, где наблюдались более высокие положительные корреляции между ТМ, чем в других частях. Эти результаты указали, что при комплексном загрязнении почвы ТМ существуют определенные синергетические эффекты между разными ТМ в различных частях курузы (за исключением стеблей), особенно в зерне курузы. Кроме того, As показывал высокозначимые положительные корреляции (p < 0,001) с другими ТМ во всех частях курузы, предполагая, что он имеет синхронизированный механизм переноса в разных частях с другими ТМ, возможно, включая механизмы соосаждения или сопутствующего переноса.

Рисунок 8. Корреляционный анализ содержаний Cd, Pb, As и Cr в различных частях разных сортов кукурузы. Числа и круги на рисунке представляют коэффициенты корреляции. (Размер и интенсивность цвета соответствуют величине коэффициентов.)  Уровни значимости ( p < 0,05,  p < 0,01 и  p < 0,001).

3.8. Анализ главных компонент содержаний Cd, Pb, As и Cr в разных частях растений кукурузы

Чтобы дополнительно проанализировать источники ТМ в разных частях растений курузы, тесты KMO (Кайзера–Мейера–Олкина) и сферичности Бартлетта были использованы для оценки содержаний ТМ из корней, стеблей, листьев, початков и зерна курузы. Результаты указали, что статистика KMO составила 0,778, что больше 0,7, а значимость теста Бартлетта составила 0,000, что меньше 0,05, предполагая, что данные по содержаниям ТМ подходят для анализа главных компонент (PCA).

Результаты PCA в Таблице 5 показывают, что три главные компоненты были извлечены из ТМ в различных частях испытанной курузы, которые в совокупности объясняют 98,92% общей дисперсии, указывая, что эти три главные компоненты могут отражать основную информацию четырех ТМ. Первая главная компонента имела вклад 88,82% и характеризовалась высокими нагрузками Cd, Pb, As и Cr; вторая главная компонента имела вклад 7,94%, с более высокой нагрузкой Cd; и третья главная компонента вносила 2,16% в общую дисперсию и характеризовалась более высокими нагрузками Cd и Pb.

Таблица 5. Результаты анализа главных компонент содержаний Cd, Pb, As и Cr в разных частях испытанных сортов кукурузы.

Рисунок 9 иллюстрирует трехмерный график нагрузок первых трех главных компонент, который показывает степень дисперсии между ТМ, визуально отражая источники ТМ в испытанной курузе. Источники Cd в основном включали промышленную деятельность и выбросы горнодобывающих предприятий. Развитые горнодобывающий и промышленный секторы в этом исследуемом районе неизбежно выбрасывают большое количество Cd. Дополнительно, применение химических удобрений в сельскохозяйственном производстве также может привести к накоплению Cd в почве [33]. Загрязнение Pb возникает из различных антропогенных факторов, включая этилированный бензин, свинцовые краски, пестициды, сжигание угля и плавку, что приводит к значительному накоплению Pb в почве из-за длительного периода полураспада Pb [34]. As в почве происходит как из естественных фонов, так и из деятельности человека, в частности, добычи, плавки, внесения удобрений и использования пестицидов, все из которых способствуют значительному поступлению As в почву [35]. Cr является важным промышленным металлом, и хромсодержащие отходы переработки руды (COPR) являются значительным источником загрязнения Cr в окружающей среде, в основном тех, которые выбрасываются в результате антропогенной деятельности, такой как добыча металлов, плавка и переработка, что делает его одним из наиболее распространенных ТМ в побочных продуктах промышленных сточных вод [36].

Рисунок 9. Трехмерные факторные нагрузки содержаний Cd, Pb, As и Cr в различных частях испытанных сортов кукурузы.

В итоге, первая главная компонента в основном отражает источники Cd, Pb, As и Cr в растениях курузы, указывая на сильные корреляции между этими четырьмя ТМ и демонстрируя высокую степень однородности, что в основном обусловлено чрезмерным загрязнением этих ТМ в почве, в частности, антропогенными источниками, являющимися результатом добычи, хранения и плавки цветных металлов. Вторая и третья главные компоненты менее подвержены влиянию внешнего загрязнения и в основном происходят из накопления ТМ в почвообразующей породе и продуктах выветривания. Карстовые почвы развиты из карбонатных пород и в основном состоят из осадочных доломитов и известняков, которые обычно проявляют высокие геологические фоновые концентрации ТМ [37].

Накопление ТМ в системе почва–культура не является простой линейной зависимостью. Способность сельскохозяйственных культур поглощать ТМ в основном зависит как от генетических факторов культур, так и от внешних условий окружающей среды. Такие факторы, как концентрация и форма ТМ в почве, физико-химические свойства почвы, статус питательных элементов, а также преобладающие климатические и географические условия, тесно связаны со способностью сельскохозяйственных культур поглощать и накапливать ТМ [38]. RDA показал, что концентрация ТМ в почве значительно влияет на биологические признаки растений курузы, в частности на длину корня, сухую массу корня и высоту растения, указывая, что состояние ТМ в почве оказывает прямое влияние на рост курузы.

Были значительные различия в накоплении Cd, Pb, As и Cr среди различных сортов курузы в корне, стебле, листе, початке и зерне, что может быть объяснено различиями в генетическом фоне среди 28 сортов курузы, отобранных для эксперимента. Процессы регулирования и механизмы поглощения и транслокации ТМ различаются среди различных сортов курузы, что приводит к разному содержанию и распределению ТМ [39]. BCFCd, BCFPb, BCFAs и BCFCr зерна курузы 28 испытанных сортов составляли 0,003–0,028, 0,0010–0,0046, 0,0008–0,0022 и 0,0003–0,0036 соответственно. BCFCd зерна курузы всех сортов был значительно выше, чем BCFPb, BCFAs и BCFCr. Меньший коэффициент обогащения представляет более слабую способность к обогащению тяжелых металлов, указывая, что сорта более толерантны к тяжелым металлам. Эти результаты согласуются с тем фактом, что уровень загрязнения и риск Cd в почве испытательного участка были значительно выше, чем у других тяжелых металлов. Из 24 сортов Ду и др. отобрали 3 сорта с низким накоплением Cd, Pb и As в горнодобывающем районе города Гэцзю, провинция Юньнань, Китай [40]. M8 был одним из трех сортов с низким накоплением Cd, Pb и As. В настоящем исследовании M8 также был одним из 12 сортов с низким накоплением Cd, Pb и As из 28 сортов, что дополнительно подтверждает региональную экологическую стабильность характеристик низкого накопления определенных испытанных сортов в подходящих экологических зонах.

Механизмы снижения накопления ТМ в растениях обычно включают два аспекта: уменьшение поглощения ТМ корнями и секвестрация ТМ в корнях посредством компартментализации, тем самым ограничивая их перенос в надземные части [41]. Паттерны распределения Cd, Pb, As и Cr различаются в разных частях растений курузы, и различия в способности к транслокации и компартментализации среди разных частей также являются важной причиной разной способности к накоплению в зерне [42]. Как правило, способность курузы к накоплению ТМ следует порядку надземные органы < подземные органы, проводящие органы < поглощающие органы и репродуктивные органы < ассимиляционные органы. Это потому, что корневая система, как первичный интерфейс для ионного обмена между растением и средой, наиболее чувствительна к стрессу ТМ. Как только ионы ТМ поглощаются корнями, они обычно перемещаются в другие части через транспортные пути основных питательных элементов или ионные каналы, что приводит к более низкому накоплению ионов с плохой способностью к переносу в надземных частях [43]. В низконакапливающей курузе только небольшое количество Cd, Pb, As и Cr, поглощенных из почвы, перемещается в зерно, в то время как большая часть ТМ удерживается в корнях и листьях, с меньшей частью, удерживаемой в стеблях и початках. Куруза снижает перенос ТМ в зерно посредством детоксикации растительными клетками и метаболического антагонизма против токсичных ТМ, тем самым защищая питательные и репродуктивные органы [44]. В этом исследовании содержание Cd и BCFCd в корнях испытанной курузы были выше, чем в листьях, початках и стеблях, и значительно выше, чем в зерне, что согласуется с предыдущими результатами исследований [38,45]. Кроме того, поскольку были некоторые различия в клеточной структуре и транспирации между разными сортами курузы, клеточная стенка и везикулы разных сортов курузы имели разную связывающую способность для тяжелых металлов, и дальний транспорт тяжелых металлов в теле растения, особенно в надземных частях, тесно связан с транспирацией, таким образом влияя на подвижность тяжелых металлов в теле разных сортов, что также приводит к различиям в накоплении тяжелых металлов между разными сортами [46,47].

В настоящее время не существует единого стандарта для отбора и идентификации низконакапливающих сортов ТМ. Однако связанные исследования придерживались общего принципа: в условиях высокого фонового загрязнения уровень накопления конкретных загрязнителей в съедобных частях сорта должен быть относительно низким, а при среднем и низком фоновом загрязнении уровень накопления конкретных загрязнителей в съедобных частях сорта должен быть ниже стандартов безопасности пищевых продуктов. Несколько исследований предложили, чтобы критерии отбора низконакапливающих сортов ТМ должны включать следующие четыре аспекта. Во-первых, содержание конкретных загрязнителей в съедобных частях должно быть ниже национальных или международных стандартов безопасности пищевых продуктов; во-вторых, BCF (такой как BCFgrain) съедобных частей должен быть <1; в-третьих, TF от корней к съедобным частям (TFroot–grain) должен быть <1; и, наконец, сорт должен быть толерантным к токсичности загрязнителей на загрязненных пахотных землях, и его урожайность не должна быть значительно затронута [45,48]. Дополнительно, несколько исследований предложили, что низконакапливающие сельскохозяйственные культуры также должны обладать местной адаптивностью и устойчивостью к нескольким ТМ, и характеристики низкого накопления в съедобных частях должны быть воспроизводимы [48]. Однако критерии, что BCF и TF должны быть меньше 1 для съедобных частей в вышеупомянутых стандартах, являются слишком широкими. В этом исследовании BCFCd в зерне и TFCd от корней к зерну были оба меньше 1 для некоторых сортов курузы, но содержание Cd в зерне все еще превышало стандарт. Кроме того, значения BCF и TF для Cd в испытанных сортах курузы были значительно выше, чем для Pb, As и Cr. Поэтому крайне важно установить стандартизированную систему оценки для сравнительного отбора низконакапливающих сортов сельскохозяйственных культур, чтобы гарантировать, что характеристики низкого накопления могут поддерживаться с течением времени и оставаться стабильными в различных региональных условиях для обеспечения безопасности пищевых продуктов.

Среди биологических признаков испытанных сортов курузы длина корня, сухая масса корня и высота растения были наиболее значительно подвержены влиянию концентраций Cd, Pb, As, Cr и Hg в почве, тогда как масса стебля была наименее затронута. Способности к накоплению различных частей курузы для Cd, Pb, As и Cr следуют порядку зерно < стебель < початок < лист < корень, в то время как способность к переносу следует порядку корень–зерно < корень–стебель < початок–зерно < стебель–початок < стебель–лист. Способность к накоплению зерна курузы для Cd, Pb, As и Cr следует порядку As < Cr < Pb < Cd. Разные ТМ проявляют синергетические эффекты в различных частях курузы (за исключением стебля), что особенно выражено в зерне. Примечательно, что As демонстрирует синхронный механизм переноса с другими ТМ через разные части. Накопление Cd, Pb, As и Cr в растениях курузы в основном происходит из деятельности человека, такой как добыча, хранение и плавка цветных металлов в экспериментальном районе, в то время как ТМ в почвообразующей породе и продуктах выветривания играют второстепенную роль. Урожайность 28 испытанных сортов курузы колеблется от 7377,6 до 11 037,0 кг·га−2, причем M5 (Haoyu 1511) показывает самую высокую урожайность. M2, M4, M5, M9, M10, M21 и M25–M28 рекомендуются для возделывания на загрязненных ТМ пахотных землях юго-запада Китая, поскольку они проявляют характеристики низкого накопления для Cd, Pb, As и Cr.

1.    Jia, Z.; Wang, J.; Zhou, X.; Zhou, Y.; Li, Y.; Li, B.; Zhou, S. Identification of the sources and influencing factors of potentially toxic elements accumulation in the soil from a typical karst region in Guangxi Southwest, China. Environ. Pollut. 2020, 256, 113505. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

2.    Lin, H.; Wang, Z.; Liu, C.; Dong, Y. Technologies for removing heavy metal from contaminated soils on farmland: A review. Chemosphere 2022, 305, 135457. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

3.    Gogoi, B.; Acharjee, S.A.; Bharali, P.; Sorhie, V.; Walling, B.; Alemtoshi. A critical review on the ecotoxicity of heavy metals on multispecies in global context: A bibliometric analysis. Environ. Res. 2024, 248, 118280. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

4.    Schlögl, S.; Diendorfer, P.; Baldermann, A.; Vollprecht, D. Use of industrial residues for heavy metals immobilization in contaminated site remediation: A brief review. Int. J. Environ. Sci. Technol. 2023, 20, 2313–2326. [Google Scholar] [CrossRef]

5.    Gong, Y.; Zhao, D.; Wang, Q. An overview of field-scale studies on remediation of soil contaminated with heavy metals and metalloids: Technical progress over the last decade. Water Res. 2018, 147, 440–460. [Google Scholar] [CrossRef]

6.    Xu, D.M.; Fu, R.B.; Wang, J.X.; Shi, Y.X.; Guo, X.P. Chemical stabilization remediation for heavy metals in contaminated soils on the latest decade: Available stabilizing materials and associated evaluation methods—A critical review. J. Clean. Prod. 2021, 321, 128730. [Google Scholar] [CrossRef]

7.    Tu, C.; Wei, J.; Guan, F.; Liu, Y.; Sun, Y.H.; Luo, Y.M. Biochar and bacteria inoculated biochar enhanced Cd and Cu immobilization and enzymatic activity in a polluted soil. Environ. Int. 2020, 137, 105576. [Google Scholar] [CrossRef]

8.    Cui, X.Q.; Zhang, J.W.; Wang, X.T.; Pan, M.H.; Lin, Q.; Khan, K.Y.; Yan, B.B.; Li, T.Q.; He, Z.L.; Yang, X.; et al. A review on the thermal treatment of heavy metal hyperaccumulator: Fates of heavy metals and generation of products. J. Hazard. Mater. 2021, 405, 123832. [Google Scholar] [CrossRef]

9.    Azhar, U.; Ahmad, H.; Shafqat, H.; Babar, M.; Munir, H.M.S.; Sagir, M.; Arif, M.; Hassan, A.; Rachmadona, N.; Rajendran, S.; et al. Remediation techniques for elimination of heavy metal pollutants from soil: A review. Environ. Res. 2022, 214, 113918. [Google Scholar] [CrossRef]

10. Liu, J.; Qiao, S.; Chen, H.; Zhao, S.; Li, C.; Wu, Y.; Li, D.; Li, L. Multiple pathway exposure risks and driving factors of heavy metals in soil-crop system in a Pb/Zn smelting city, China. J. Clean. Prod. 2024, 459, 142523. [Google Scholar] [CrossRef]

11. Ali, H.; Khan, E.; Ilahi, I. Environmental chemistry and ecotoxicology of hazardous heavy metals: Environmental persistence, toxicity, and bioaccumulation. J. Chem. 2019, 1, 6730305. [Google Scholar] [CrossRef]

12. Gao, J.; Han, H.; Gao, C.; Wang, Y.; Dong, B.; Xu, Z. Organic amendments for in situ immobilization of heavy metals in soil: A review. Chemosphere 2023, 335, 139088. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

13. Chen, L.; Zhang, X.; Zhang, M.; Zhu, Y.H.; Zhuo, R. Removal of heavy-metal pollutants by white rot fungi: Mechanisms, achievements, and perspectives. J. Clean. Prod. 2022, 354, 131681. [Google Scholar] [CrossRef]

14. Yaashikaa, P.R.; Kumar, P.S.; Jeevanantham, S.; Saravanan, R. A review on bioremediation approach for heavy metal detoxification and accumulation in plants. Environ. Pollut. 2022, 301, 119035. [Google Scholar] [CrossRef]

15. Deng, S.; Zhang, X.; Zhu, Y.; Zhuo, R. Recent advances in phyto-combined remediation of heavy metal pollution in soil. Biotechnol. Adv. 2024, 72, 108337. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

16. Zeng, X.; Bai, L.; Gao, X.; Shan, H.; Wu, C.; Su, S. Agricultural planning by selecting food crops with low arsenic accumulation to efficiently reduce arsenic exposure to human health in an arsenic-polluted mining region. J. Clean. Prod. 2021, 308, 127403. [Google Scholar] [CrossRef]

17. Samal, L.C.; Bhattacharya, P.; Biswas, P.; Maity, J.P.; Bundschuh, J.; Santra, S.C. Variety-specific arsenic accumulation in 44 different rice cultivars (O. sativa L.) and human health risks due to co-exposure of arsenic-contaminated rice and drinking water. J. Hazard. Mater. 2021, 407, 124804. [Google Scholar] [CrossRef]

18. Xu, M.; Yang, L.; Chen, Y.; Jing, H.; Wu, P.; Yang, W. Selection of rice and maize varieties with low cadmium accumulation and derivation of soil environmental thresholds in karst. Ecotoxicol. Environ. Saf. 2022, 247, 114244. [Google Scholar] [CrossRef]

19. Wang, L.; Liu, Q.; Fu, J.; Xiao, Y.; Yang, J.; Liao, X. Sustainable remediation of Cd-contaminated farmland through the rotation of rapeseed–rice varieties with different Cd accumulation potentials. Ecotoxicol. Environ. Saf. 2025, 289, 117453. [Google Scholar] [CrossRef]

20. Balconi, C.; Galaretto, A.; Malvar, R.A.; Nicolas, S.D.; Redaelli, R.; Andjelkovic, V.; Revilla, P.; Bauland, C.; Gouesnard, B.; Butron, A.; et al. Genetic and Phenotypic Evaluation of European Maize Landraces as a Tool for Conservation and Valorization of Agrobiodiversity. Biology 2024, 13, 454. [Google Scholar] [CrossRef]

21. Zeng, P.; He, S.; He, L.; Yang, M.; Zhu, X.; Wu, M. Screening of maize varieties with high biomass and low accumulation of Pb and Cd around lead and zinc smelting enterprises: Field experiment. Agriculture 2024, 14, 423. [Google Scholar] [CrossRef]

22. Zha, Y.; Zhao, L.; Niu, T.; Yue, E.; Wang, X.; Shi, J. Multi-target element-based screening of maize varieties with low accumulation of heavy metals (HMs) and metalloids: Uptake, transport, and health risks. Agriculture 2023, 13, 1123. [Google Scholar] [CrossRef]

23. Hu, P.; Tu, F.; Li, S.; Pan, Y.; Kong, C.; Zhang, X.; Wang, S.; Sun, Y.; Qiu, D.; Wu, L.; et al. Low-Cd wheat varieties and soil Cd safety thresholds for local soil health management in south Jiangsu province, east China. Agric. Ecosyst. Environ. 2023, 341, 108211. [Google Scholar] [CrossRef]

24. Feng, L.X.; Li, Y.N.; Geng, L.P.; Gao, P.P.; Li, X.Y.; Li, D.H.; Hua, G.L.; Zhao, Q.L.; Liu, W.J.; Xue, P.Y. Foliar uptake screening: A promising strategy for identifying wheat varieties with low lead accumulation. Sci. Total Environ. 2024, 933, 173166. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

25. Chen, Q.; Wu, F.B. Breeding for low cadmium accumulation cereals. J. Zhejiang Univ. Sci. B 2020, 21, 442–459. [Google Scholar] [CrossRef]

26. Lin, L.; Wu, X.; Deng, X.; Lin, Z.; Liu, C.; Zhang, J.; He, T.; Yi, Y.; Liu, H.; Wang, Y.; et al. Mechanisms of low cadmium accumulation in crops: A comprehensive overview from rhizosphere soil to edible parts. Environ. Res. 2024, 245, 118054. [Google Scholar] [CrossRef]

27. Zhang, Q.; Wang, L.; Zhu, J.; Liu, Q.; Zhao, F.; Liao, X. Screening of low-Cd-accumulating and Cd-remediating oilseed rape varieties using a newly indicator system for risk management of Cd-contaminated agricultural land. Chemosphere 2024, 358, 142148. [Google Scholar] [CrossRef]

28. Zhang, Y.; Wang, R.; Luo, T.; Fu, J.; Yin, M.; Wang, M.; Zhao, Y. CRISPR-mediated BnaNRAMP1 homologous copies editing create a low Cd-accumulation oilseed rape germplasm with unaffected yield. J. Integr. Agric. 2024, in press. [Google Scholar] [CrossRef]

29. Zhang, K.; Ding, S.; Yan, Y.; Huang, X.; Li, S.; Zhao, W.; Chen, X.; Dai, J. Screening of peanut cultivars with low-cadmium accumulation assisted by cadmium resistance: Promoting safe utilization of cadmium contaminated soils. Appl. Soil Ecol. 2024, 193, 105109. [Google Scholar] [CrossRef]

30. Nemerow, N.L. Stream, Lake, Estuary, and Ocean Pollution; Van Nostrand Reinhold: New York, NY, USA, 1991. [Google Scholar]

31. China National Environmental Monitoring Centre. Background Values of Soil Elements in China; China Environmental Science Press: Beijing, China, 1990; pp. 330–379. [Google Scholar]

32. Hakanson, L. An ecological risk index for aquatic pollution control: A sedimentological approach. Water Res. 1980, 14, 975–1001. [Google Scholar] [CrossRef]

33. Yang, L.; Wu, P.; Yang, W. Study on safe usage of agricultural land in typical karst areas based on Cd in soil and maize: A case study of Northwestern Guizhou, China. Agriculture 2022, 12, 1156. [Google Scholar] [CrossRef]

34. Haque, E.; Adamcakova-Dodd, A.; Jing, X.; Wang, H.; Jarmusch, A.K.; Thorne, P.S. Multi-omics inhalation toxicity assessment of urban soil dusts contaminated by multiple legacy sources of lead (Pb). J. Hazard. Mater. 2024, 480, 136120. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

35. Chen, M.; Zhang, Y.; Ji, W.; Chen, Q.; Li, Y.; Long, T.; Wang, L. Source identification and exposure risk management for soil arsenic in urban reclamation areas with high background levels: A case study in a coastal reclamation site from the Pearl River Delta, China. J. Hazard. Mater. 2024, 465, 133294. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

36. Liu, W.; Li, J.; Zheng, J.; Song, Y.; Shi, Z.; Lin, Z.; Chai, L. Different pathways for Cr(III) oxidation: Implications for Cr(VI) reoccurrence in reduced chromite ore processing residue. Environ. Sci. Technol. 2020, 54, 11971–11979. [Google Scholar] [CrossRef]

37. Lin, G.; Zhang, C.; Yang, Z.; Li, Y.; Liu, C.; Ma, L.Q. High geological background concentrations of As and Cd in karstic soils may not contribute to greater risks to human health via rice consumption. J. Hazard. Mater. 2024, 480, 135876. [Google Scholar] [CrossRef]

38. Cao, C.; Zhang, N.; Tao, R.; Zheng, J.; Hu, H.; Li, J.; Ma, Y.; Liao, X. Screening for low-cadmium accumulation in maize varieties based on species sensitivity distribution and research on soil environmental thresholds. Agronomy 2023, 13, 1960. [Google Scholar] [CrossRef]

39. Liang, C.; Xiao, H.; Hu, Z.; Zhang, X.; Hu, J. Uptake, transportation, and accumulation of C60 fullerene and heavy metal ions (Cd, Cu, and Pb) in rice plants grown in an agricultural soil. Environ. Pollut. 2018, 235, 330–338. [Google Scholar] [CrossRef]

40. Du, C.; Yu, X.; Du, J.; Mao, Y.; Duan, Z.; Bao, L.; Zhang, N.; Chen, J. Variety difference of Cd, Pb, and As accumulation and translocation in different varieties of Zea mays. Ecol. Environ. Sci. 2019, 28, 1867–1875. [Google Scholar] [CrossRef]

41. Baker, A.J.M. Accumulators and excluders—Strategies in the response of plants to heavy metals. J. Plant Nutr. 1981, 3, 643–654. [Google Scholar] [CrossRef]

42. Wang, P.; Chen, H.; Kopittke, P.M.; Zhao, F.J. Cadmium contamination in agricultural soils of China and the impact on food safety. Environ. Pollut. 2019, 249, 1038–1048. [Google Scholar] [CrossRef]

43. Mo, S.Q.; Cao, Y.N.; Tan, Q. Research progress on the mechanism of root secretions in the ecological remediation of heavy metal contaminated soils. J. Ecol. 2022, 41, 382–392. [Google Scholar] [CrossRef]

44. Belimov, A.A.; Safronova, V.I.; Tsyganov, V.E.; Borisov, A.Y.; Kozhemyakov, A.P.; Stepanok, V.V.; Martenson, A.M.; Gianinazzi-Pearson, V.; Tikhonovich, I.A. Genetic variability in tolerance to cadmium and accumulation of heavy metals in pea (Pisum sativum L.). Euphytica 2003, 131, 25–35. [Google Scholar] [CrossRef]

45. Zhou, X.; Hu, H.; Ying, C.; Zheng, J.; Zhou, F.; Jiang, H.; Ma, Y. Study on chromium uptake and transfer of different maize varieties in chromium-polluted farmland. Sustainability 2022, 14, 14311. [Google Scholar] [CrossRef]

46. Florijn, P.J.; Nelemans, J.A.; Van Beusichem, M.L. The influence of the form of nitrogen nutrition on uptake and distribution of cadmium in lettuce varieties. J. Plant Nutr. 1992, 15, 2405–2416. [Google Scholar] [CrossRef]

47. Liu, Q.; Wang, S.; He, T.; Bao, L.; Zhang, N.M. Differences in lead and cadmium accumulation and translocation in different varieties of Zea mays. J. Ecol. Rural Environ. 2024, 40, 130–137. [Google Scholar] [CrossRef]

48. Liu, W.; Zhou, Q.; Zhang, Y.; Wei, S. Lead accumulation in different Chinese cabbage cultivars and screening for pollution-safe cultivars. J. Environ. Manag. 2010, 91, 781–788. [Google Scholar] [CrossRef]

Liu Q, Wang S, Zhou J, Bao L, Zhou W, Zhang N. Accumulation and Transport of Cd, Pb, As, and Cr in Different Maize Varieties in Southwest China. Agriculture. 2025; 15(2):203. https://doi.org/10.3390/agriculture15020203

Перевод статьи «Accumulation and Transport of Cd, Pb, As, and Cr in Different Maize Varieties in Southwest China» авторов Liu Q, Wang S, Zhou J, Bao L, Zhou W, Zhang N., оригинал доступен по ссылке. Лицензия: CC BY. Изменения: переведено на русский язык