復(fù)合污染土壤中水稻根際元素特性及效應(yīng)研究

邢軼蘭， 楊俊興， 鄭國砥， 周小勇， 萬小銘， 楊 軍， 徐汭祥，邸 利， 劉志彥， 陳桂珠， 曹 柳， 盧一富

(1甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院， 甘肅蘭州 730170； 2 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所環(huán)境修復(fù)中心，北京 100101；3華南師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院， 廣東廣州 510631； 4中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 廣東廣州 510275；5濟(jì)源市環(huán)境科學(xué)研究所， 河南濟(jì)源 459000)

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復(fù)合污染土壤中水稻根際元素特性及效應(yīng)研究

邢軼蘭1, 2， 楊俊興2， 鄭國砥2， 周小勇2， 萬小銘2， 楊 軍2， 徐汭祥2，邸 利1， 劉志彥3*， 陳桂珠4， 曹 柳5， 盧一富5

(1甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院， 甘肅蘭州 730170； 2 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所環(huán)境修復(fù)中心，北京 100101；3華南師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院， 廣東廣州 510631； 4中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 廣東廣州 510275；5濟(jì)源市環(huán)境科學(xué)研究所， 河南濟(jì)源 459000)

【目的】以廣東大寶山重金屬復(fù)合污染農(nóng)田為生長介質(zhì)，通過研究水稻不同部位生長量、 金屬含量、 對金屬的富集系數(shù)，及其與根際、 非根際土金屬含量、 形態(tài)變化的相關(guān)關(guān)系，探討根際效應(yīng)可能對水稻體內(nèi)金屬積累轉(zhuǎn)運(yùn)以及生物量的影響?！痉椒ā窟x取了廣東大寶山稻田重金屬復(fù)合污染(As、 Pb、 Fe、 Cu、 Zn)土壤及當(dāng)?shù)爻Ｒ姷?0個(gè)水稻品種進(jìn)行根際袋試驗(yàn)，即將根際袋內(nèi)的土視為根際土，根際袋外的土視為非根際土，將供試水稻品種種植于根際袋土壤中60天后收獲，測定水稻各部位的生長量、 不同金屬的含量，根際土和非根際土中各金屬有效態(tài)的含量?！窘Y(jié)果】Fe、 Cu、 Pb、 Zn、 As在根部的富集系數(shù)均大于其在莖葉的富集系數(shù)，各金屬在莖葉和根部的富集能力排序分別為Zn > Cu > As ≈ Pb ≈ Fe和Fe > Zn > As > Cu > Pb。根際土和非根際土中各種金屬有效態(tài)含量均為Fe > Cu > Pb > Zn > As。研究還發(fā)現(xiàn)，有效態(tài)Fe、 Cu和Zn濃度對整株干重的影響顯著，作用強(qiáng)弱順序?yàn)镃u > Zn > Fe，對水稻生長影響作用顯著的三種有效態(tài)金屬Fe、 Cu和Zn均為植物生長所必需的元素。供試土壤中有效態(tài)Cu濃度對水稻的生長所起的作用最強(qiáng)。根際土有效態(tài)Fe濃度對根系Fe的積累作用效果顯著，有效態(tài)As濃度顯著抑制了根系Fe的積累，且有效態(tài)As濃度的作用強(qiáng)于有效態(tài)Fe。【結(jié)論】根際土中有效態(tài)Fe對株高、 根干重、 莖葉干重和整株干重均起著抑制作用，有效態(tài)Cu對水稻生長起到了促進(jìn)作用。根際土有效態(tài)As和非根際土有效態(tài)Zn對根部Fe的積累起到了抑制作用，根際土有效態(tài)Fe和非根際土有效態(tài)Cu則起到了促進(jìn)作用。非根際土有效態(tài)Fe和有效態(tài)Zn對水稻根長的增加均起到了促進(jìn)作用。

復(fù)合污染； 重金屬； 水稻； 根際； 非根際

采礦冶煉所產(chǎn)生的大量酸性廢水和尾礦中含有的砷、 鉛等金屬元素一起進(jìn)入地表，成為周邊土壤的主要污染源[1-3]。水稻種植在金屬污染土壤或用受污染水源灌溉后會通過食物鏈危害人類健康[4-5]。目前，我國廣東大寶山周邊稻田土壤和水稻籽粒金屬超標(biāo)嚴(yán)重，影響當(dāng)?shù)厝嗣窠】岛蜕畎捕╗6]。

水稻根際土壤的范圍隨水稻的生育時(shí)期、 根系發(fā)育狀況以及品種特性等有所不同，一般認(rèn)為根際是緊靠根表面14 mm的土區(qū)。在淹水條件下，水稻根際土壤在物理、 化學(xué)和生物特征上都不同于原土體，這可能是因?yàn)樗揪哂锌梢詫⒀鯕庾灾仓甑厣喜糠州斔偷礁浚缓笸ㄟ^根系再擴(kuò)散到周圍土壤中的特殊功能所致[7]。除此之外，水稻根際土壤由于根系分泌物較多，有利于微生物的生長，而根際微生物的生理代謝反過來又會影響根際土壤的變化[8]。已有研究證實(shí)，水稻根際土壤與非根際土壤的氧化還原電位(Eh)、 pH值等顯著不同[9]，而植物根際的Eh和pH直接影響到土壤重(類)金屬的形態(tài)變化，從而影響到植物對金屬的吸收。目前，重(類)金屬在土壤—水稻系統(tǒng)中的積累轉(zhuǎn)運(yùn)規(guī)律早已引起人們普遍的關(guān)注[10-13]，但在實(shí)際金屬復(fù)合污染條件下，水稻根際金屬含量、 形態(tài)分布與水稻生長、 金屬吸收分布的關(guān)系方面的研究較為少見。本研究利用根際袋法，將水稻根際土壤分為根際土和非根際土[14]，以廣東大寶山復(fù)合金屬污染農(nóng)田土壤為生長介質(zhì)，通過研究水稻根際土金屬含量、 形態(tài)變化與水稻生長量及水稻不同部位金屬含量的相關(guān)關(guān)系，探討根際效應(yīng)可能對水稻體內(nèi)金屬積累轉(zhuǎn)運(yùn)以及生物量的影響，為修復(fù)和合理利用復(fù)合污染土壤提供科學(xué)依據(jù)。

1　材料與方法

1.1試驗(yàn)材料

供試土壤取自廣東韶關(guān)大寶山某礦區(qū)附近的污染水稻土(0—20 cm)，其基本理化性質(zhì)及金屬含量如下：pH 4.65，全氮4.65 g/kg，全磷1.14 g/kg，全鉀44.3 g/kg，有效磷11.95 mg/kg，速效鉀81.27 mg/kg，有機(jī)質(zhì)61.7 g/kg，陽離子交換量16.41 cmol/kg，鐵(Fe)、 銅(Cu)、 鉛(Pb)、 鋅(Zn)、 砷(As)含量分別為41019.76 mg/kg、 251.8 mg/kg、 144.33 mg/kg、 115.12 mg/kg、 62.71 mg/kg。根據(jù)我國土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618-2008)，水稻田(pH≤5.5)的Cu、 Pb、 Zn、 As的環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)(超過即為有污染)分別為50 mg/kg、 80 mg/kg、 150 mg/kg、 35 mg/kg[15]。因此，Cu、 Pb和As均超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，盡管Fe通常不被認(rèn)為是重金屬，但由于當(dāng)?shù)剞r(nóng)田Fe含量高達(dá)41079 mg/kg，這不僅對其他金屬元素的積累轉(zhuǎn)運(yùn)起著重要影響，還可能在水稻體內(nèi)積累，對人體造成毒性，因此本研究也將Fe與其它金屬一并作為有毒金屬進(jìn)行研究。Zn含量接近土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，且由于其活潑的化學(xué)特性，本文也將其納入研究范疇。由于As為類金屬，本文將其與其它重金屬統(tǒng)稱為金屬。

為了更好的研究水稻根際金屬形態(tài)變化，選取了廣東20個(gè)水稻品種：II優(yōu)804、 優(yōu)優(yōu)998、 五豐優(yōu)128、 秋優(yōu)166、 天優(yōu)116、 兩優(yōu)培九、 五豐優(yōu)2168、 豐富占、 美香占、 黃絲占、 華新占、 矮華占、 黃美占、 黃華占、 糯H、 廣州糯、 耘糯、 糯GW、 雜優(yōu)糯、 糯CY。

1.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用直徑35 μm尼龍網(wǎng)制成高5 cm、 直徑4 cm的根際袋，放入高11 cm、 底徑9 cm、 口徑13 cm的PVC盆。將水稻土風(fēng)干，磨碎，過2 mm篩。為保證水稻生長養(yǎng)分充足，土壤中施入CO(NH2)2、 CaH2PO4、 KNO3，其N、 P、 K施入量分別為150 mg/kg土，充分拌勻后，將土裝入根際袋內(nèi)，每袋40 g，視為根際土。根際袋外(盆內(nèi))裝土960 g，視為非根際土。每盆共裝土1000 g。土壤裝好后淹水，高出土面約2 cm，平衡2周，備用。

水稻種子用30%的雙氧水浸泡殺菌15 min，用去離子水洗凈后浸種，然后直播于土壤中。每盆3株，每個(gè)品種3個(gè)重復(fù)，共計(jì)60盆，在溫室培育60 d后收獲。試驗(yàn)期間溫度為1828℃，光照為自然光，相對濕度為65%85%。

1.3測定項(xiàng)目與方法

水稻收獲后測量水稻最長根長度和株高。將植物用超純水洗凈，于65℃烘箱中烘干至恒重，將地上部和地下部分分開，分別稱量并記錄其地上和地下部分干重。將烘干后的樣品剪碎，稱量后放入消化管中，加入5 mL濃硝酸(超級純)，浸泡過夜；將溫度升至80℃消解1 h，然后在120130℃消解24 h；冷卻后用超純水定容；然后用原子熒光光度計(jì)(AFS-820，北京吉天儀器有限公司)測定消解溶液中As的濃度，用ICP-OES(Optima 2100, Perkin Elmer, USA)測定水稻根部和地上部分金屬Fe、 Cu、 Pb、 Zn的含量。為了進(jìn)行質(zhì)量控制，測試樣品中包含空白和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW(0763)(地礦部物化探研究所)。

將根際袋內(nèi)和袋外的土分開，自然風(fēng)干，磨碎，過0.149 mm的尼龍篩。用0.1 mol/L的HCl提取土樣中的有效態(tài)金屬，土水比為1 ∶10[16]。用原子熒光光度計(jì)測定消解溶液中As的濃度，用ICP-OES測定樣品中的有效態(tài)金屬含量。

1.4數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用SAS 8.0和Microsoft Excel進(jìn)行有關(guān)數(shù)據(jù)計(jì)算和統(tǒng)計(jì)處理。

2　結(jié)果與分析

2.1水稻不同部位生長量及金屬元素含量

表1為水稻各品種的根長、 株高和生物量。由表1可知，各品種間根長生長量的差異不顯著(P> 0.05)，根長生長量范圍為1.94.8 cm。株高、 根干重、 莖葉干重及生物量各品種間差異均極顯著(P<0.01)。株高最低的品種為雜優(yōu)糯，最高的品種為優(yōu)優(yōu)998；根干重最低的品種為黃華占和華新占，均為0.004 g，根干重最高的為兩優(yōu)培九；莖葉干重的范圍為0.0140.039 g；整株的生物量為0.0180.055 g；其中莖葉干重和整株生物量最高的均為二優(yōu)804。

由表2可知，其中Fe和Zn在莖葉的含量各品種間差異均極其顯著；莖葉Fe含量最高的是黃美占，比莖葉Fe含量最低的優(yōu)優(yōu)998高出3倍；莖葉Zn含量最高的五豐優(yōu)2168比最低的二優(yōu)804高0.36倍。莖葉Cu，Pb和As含量品種間差異均不顯著；莖葉Cu含量范圍為37.43 102.69 mg/kg，莖葉Pb和As含量范圍分別為5.1916.66 mg/kg和2.119.86 mg/kg。

Fe和As在不同水稻品種根部含量差異均極其顯著；水稻根部Fe含量平均值高達(dá)115488 mg/kg，含量最高的是五豐優(yōu)2168，最低的為糯GW；根部As含量最高的是雜優(yōu)糯，最低的是糯GW，平均值為100.68 mg/kg。Cu、 Pb和Zn在不同水稻品種根部含量差異均不顯著，其中根部Cu含量范圍為149.82 409.03 mg/kg，平均值為259.21 mg/kg；Pb含量范圍為39.3382.79 mg/kg，平均值為61.42 mg/kg；根部Zn含量最高的品種糯H比最低的兩優(yōu)培九高出5倍。

表1　不同水稻品種的根長、 株高和干重

注(Note): 表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤 (n=3) Values are means±standard errors (n=3).

植物的富集系數(shù)可以較好的反映植物對重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)能力的指標(biāo)。由表3可知，F(xiàn)e和Zn在不同水稻品種莖葉的富集系數(shù)差異均極其顯著；Cu、 Pb和As的富集系數(shù)在不同水稻品種莖葉的富集系數(shù)差異均不顯著；不同金屬在水稻莖葉的富集能力排序?yàn)閆n > Cu > As ≈ Pb ≈ Fe，五種金屬在莖葉的富集系數(shù)均小于1。Fe、 Pb和As在水稻根部的富集系數(shù)品種間差異均極顯著， Cu和Zn在水稻根部富集系數(shù)品種間差異均不顯著；水稻各品種根部的富集系數(shù)除Pb外，其余金屬在絕大多數(shù)品種根部的富集系數(shù)均大于1，排序?yàn)镕e > Zn > As > Cu >Pb。各金屬在水稻根部的富集系數(shù)均大于其在莖葉的富集系數(shù)。

土壤中的有效態(tài)金屬元素可以被植物直接吸收利用，因此對植物的生長以及金屬元素在植物體內(nèi)的積累起著重要的作用。由表4可看出，根際土和非根際土中只有有效態(tài)Fe各品種間差異極顯著(P<0.001)，其余有效態(tài)金屬在根際土與非根際土中含量品種間差異均不顯著。根際土和非根際土中各有效態(tài)金屬含量均為Fe > Cu > Pb > Zn > As。供試水稻品種根際土和非根際土中有效態(tài)Fe、 Zn含量差異不顯著(P> 0.05)。有效態(tài)Cu和As含量均為根際土>非根際土(P<0.01)，有效態(tài)Pb含量為根際土<非根際土(P<0.01)。

表2　Fe、 Cu、 Pb、 Zn、 As在各水稻品種莖葉和根部的含量(mg/kg)

表3　Fe、 Cu、 Pb、 Zn、 As在各水稻品種莖葉、 根部的富集系數(shù)

續(xù)表3 Table 3 Continued

品種CultivarFeCuPbZnAs莖葉Shoot根部Root莖葉Shoot根部Root莖葉Shoot根部Root莖葉Shoot根部Root莖葉Shoot根部Root黃美占Huang-meiozhan0.142.990.220.810.070.441.221.550.111.60黃華占Huanghuazhan0.072.590.251.280.070.432.092.820.081.59糯HNuoH0.142.680.221.620.100.441.764.500.161.49廣州糯Guangzhounuo0.073.050.230.820.070.381.212.980.061.67耘糯Yunnuo0.092.750.210.770.060.421.002.090.091.54糯GWNuoGW0.071.840.220.780.080.271.371.560.110.77雜優(yōu)糯Zayounuo0.063.560.411.070.120.492.042.640.072.51糯CYNuoCY0.063.090.201.090.070.431.622.370.071.78F-value4.203.391.470.651.551.862.531.221.323.15P-value<0.00010.00060.1490.8410.1220.0490.0070.2920.2270.001

表4　不同水稻品種根際土及非根際土中有效態(tài)Fe、 Cu、 Pb、 Zn、 As的含量 (mg/kg)

注(Note): R—Rhizosphere; NR—Non-rhizosphere.

2.2根際土與非根際土中金屬含量與水稻生長和金屬積累的回歸分析

通過作水稻生長指標(biāo)或各器官某一金屬含量與土壤中多種金屬含量的逐步回歸分析，可以得出各元素對水稻生長的影響及對某器官中某單一金屬元素的影響狀況[17]。表5為根際土和非根際土有效態(tài)金屬與水稻生長及各部位金屬含量的回歸分析方程[Y=Intercept+a(Fe)+b(Cu)+c(Pb)+d(Zn)+e(As)]。由表5可知，對于株高、 根干重、 莖葉干重和整株干重，根際土壤有效態(tài)Fe均起著抑制作用，有效態(tài)Cu則起到了促進(jìn)作用，有效態(tài)Zn對整株干重起到了促進(jìn)作用；有效態(tài)Fe對根部Fe的積累起到了促進(jìn)作用，而有效態(tài)As則起到了抑制作用。非根際土壤有效態(tài)Fe和Zn對水稻根長影響顯著，二者對水稻根長的生長均起到了促進(jìn)作用；非根際土有效態(tài)Cu和Zn對水稻根部Fe的積累影響顯著，其中Cu對水稻根部Fe的積累起到了促進(jìn)作用，而有效態(tài)Zn則起到了抑制作用。

表5　根際、 非根際土壤中有效態(tài)金屬含量與水稻生長指標(biāo)及各部位金屬含量的逐步回歸分析

3　討論

3.1金屬在水稻體內(nèi)的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)

本研究結(jié)果顯示，As、 Fe、 Cu、 Pb、 Zn在植物莖葉及根部含量的高低并不完全一致，即根部對某種元素吸收積累較多，莖葉對其的積累量并不一定高。這說明不同金屬在植物體內(nèi)的遷移能力有所不同。眾多研究表明，根部起著吸收金屬元素的重要作用，由于根中的細(xì)胞壁上存在有大量的交換位點(diǎn)，可以將金屬離子固定于此。因此大多數(shù)的重金屬進(jìn)入水稻體內(nèi)后，大部分被積累固定于根部，很少向地上部遷移[18]。因此本研究中除Zn外，其余金屬多半被固定于根部，只有少部分在地上部積累。Fe元素地上部分的積累量所占植物積累總量百分比很少(6%)。由于Fe元素在土壤中本底值很高，其根系對Fe的吸收積累能力很強(qiáng)，盡管Fe元素在水稻莖葉的積累量所占植株積累Fe總量的比例較小，但并不影響Fe在莖葉中的積累總量。因此，F(xiàn)e元素在根系和莖葉的含量均遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其它金屬元素。

3.2水稻根際與非根際金屬元素對水稻生長的影響及其交互作用

本研究水稻根際土中的有效態(tài)金屬對水稻的生長及金屬在水稻體內(nèi)積累量的影響作用強(qiáng)于非根際土中的有效態(tài)金屬(表5)，由此可見，水稻根際和非根際的不同金屬形態(tài)的差異較大對水稻生物量和金屬在水稻體內(nèi)分布的影響也較大，說明水稻根際活動已經(jīng)影響水稻對金屬的吸收和分布，進(jìn)而影響到水稻生長發(fā)育。表5顯示根際土中的有效態(tài)Cu、 Zn和As含量均高于非根際土，其中Cu和As根際土與非根際土含量差異顯著(P<0.01)，這些結(jié)果可能與金屬本身的活性有關(guān)，Cu和Zn是植物生長必需元素，本身活性較強(qiáng)，另外由于根際效應(yīng)使得Cu和Zn在根際土中有效態(tài)含量較非根際土中高；As與磷(P)是同族元素，具有與P相似的化學(xué)性質(zhì)[23]，較易被活化成為有效態(tài)，這可能是導(dǎo)致其在根際土中含量顯著高于非根際土的主要原因。根際土中有效態(tài)Fe(P> 0.05)和Pb(P<0.01)含量低于非根際土，這可能是由于Fe的土壤本底值較高，足以對植物造成較深的毒害作用，Pb本身即是植物毒性元素，植物可能會對這兩種元素產(chǎn)生避害作用，減弱對根際土中Fe和Pb的活化作用，從而使得根際土有效態(tài)Fe和Pb含量低于非根際土。

逐步回歸分析結(jié)果表明，根際土中有效態(tài)Fe和Cu對株高、 根干重和莖葉干重的作用效果顯著，有效態(tài)Cu的作用要強(qiáng)于有效態(tài)Fe。有效態(tài)Fe、 Cu和Zn對整株干重積累的作用顯著，作用強(qiáng)弱順序?yàn)椋篊u > Zn > Fe。由此可見，對于水稻生長影響作用顯著的3種有效態(tài)金屬Fe、 Cu和Zn均為植物生長所必需的元素。根際土有效態(tài)Fe和As對根系Fe的積累作用效果顯著，有效態(tài)As顯著抑制了根系Fe的積累，有效態(tài)Fe則顯著促進(jìn)了根系Fe的積累，且有效態(tài)As的作用強(qiáng)于有效態(tài)Fe。非根際土中對植物的生長(根長)及金屬的積累(根部Fe含量)作用效果顯著的仍為Fe、 Cu和Zn，這與根際具有相似性，表明在大寶山復(fù)合污染土壤中，F(xiàn)e、 Cu、 Zn和As對水稻的生長和金屬在其體內(nèi)的積累作用效果顯著，值得引起重視。

本研究中，由于供試土壤中Fe含量較高，水稻對Fe的吸收積累能力又很強(qiáng)，根際土中的有效態(tài)Fe對水稻的生長起到了很強(qiáng)的抑制作用，有效態(tài)Cu和Zn對水稻的生長反而起到了促進(jìn)作用，這可能與其在土壤中含量不高有關(guān)。如王永強(qiáng)等[24]研究Pb、 Cd復(fù)合污染對水稻生長及產(chǎn)量的影響發(fā)現(xiàn)，Pb、 Cd低濃度脅迫能夠促進(jìn)水稻生長, 高濃度脅迫抑制水稻的株高。李惠英等[3]的研究也表明，土壤中Cd、 Pb、 Cu、 Zn在低濃度時(shí)都對小麥、 水稻等作物的生長有促進(jìn)作用，但超過一定濃度就會抑制作物生長，降低產(chǎn)量。謝正苗和黃昌勇[16]在研究Pb、 Zn、 As復(fù)合污染對水稻生長的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤中水溶態(tài)Pb大于40 mg/kg的情況下，Zn和As的存在明顯抑制水稻生長。然而水稻體內(nèi)過量的Pb、 Zn、 As可與蛋白質(zhì)中-SH等功能團(tuán)結(jié)合，使其變性失活，從而阻礙水稻的光合作用等新陳代謝活動，使水稻的干物質(zhì)重量減少[25]。本研究中土壤Zn本底值為115 mg/kg，對水稻的生長也起到了一定的促進(jìn)作用，這與周啟星和高拯民[26]研究認(rèn)為的土壤中Zn濃度在200 mg/kg以下時(shí)，隨著Zn含量的增加水稻的生物量呈增加趨勢具有一致性。

本研究結(jié)果表明，水稻根際土中有效態(tài)Fe可以促進(jìn)根系對Fe的積累，而As則抑制根系對Fe的積累。因此，本研究條件下，根際土中有效態(tài)Fe與有效態(tài)As表現(xiàn)為拮抗作用。有關(guān)復(fù)合污染對植物產(chǎn)生的影響具有不同的研究結(jié)論。如李鋒民等[27]通過研究Cu、 Fe、 Pb對銅草幼苗生長的影響發(fā)現(xiàn)，較低濃度(5 μmol/L)的Cu、 Fe、 Pb之間基本表現(xiàn)為拮抗作用，使得銅草的耐性指數(shù)有所升高。文曉慧等[28]的研究表明，Cd 和Zn 復(fù)合脅迫對水稻植株金屬含量的影響具有一定的交互作用，但品種間存在差異。陳京都等[29]認(rèn)為Cd和Pb同時(shí)存在時(shí)，Pb可以奪取Cd在土壤中的吸附點(diǎn)[30-31]，提高土壤中Cd的有效性，使其更易被水稻所吸收，因此Pb對Cd的吸收和積累具有促進(jìn)作用。因此，金屬復(fù)合污染土壤，尤其是2種及以上金屬污染條件下，各金屬之間的交互作用較為復(fù)雜，這與水稻品種，復(fù)合污染金屬的污染特性、 程度以及土壤的理化性質(zhì)、 土壤微生物等因素都有密切關(guān)系，其交互作用機(jī)理仍待進(jìn)一步深入研究。

4　結(jié)論

1)Fe、 Cu、 Pb、 Zn、 As在根部的富集系數(shù)均大于其在莖葉的富集系數(shù)，表明金屬元素由土壤遷移至根系比由根系遷移至地上部分更為容易。

2)與非根際土有效態(tài)金屬相比，根際土壤的有效態(tài)金屬對水稻生長及其在植株體含量的影響更大，對水稻生長影響作用顯著的三種有效態(tài)金屬Fe、 Cu和Zn均為植物生長所必需的元素。

3)供試土壤的有效態(tài)Fe、 Cu和Zn濃度對水稻幼苗整株干重積累的作用顯著，作用強(qiáng)弱順序?yàn)镃u > Zn > Fe，供試土壤中有效態(tài)Cu對水稻的生長所起的作用最強(qiáng)。根際土有效態(tài)Fe和As對根系Fe的積累影響明顯，有效態(tài)As顯著抑制了根系Fe的積累，有效態(tài)Fe則顯著促進(jìn)了其在根系的積累，且有效態(tài)As的作用強(qiáng)于有效態(tài)Fe。

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Characteristics and impacts of elements in rhizosphere in multiple heavy metals polluted rice paddy soil

XING Yi-lan1, 2, YANG Jun-xing2, ZHEGN Guo-di2, ZHOU Xiao-yong2, WAN Xiao-ming2, YANG Jun2, XU Rui-xiang2,DI Li1, LIU Zhi-yan3*, CHEN Gui-zhu4, CAO Liu5, LU Yi-fu5

(1CollegeofResourcesandEnvironmentalSciences,GansuAgriculturalUniversity,Lanzhou730070,China;2CenterforEnvironmentalRemediation,InstituteofGeographicSciencesandNaturalResources,ChineseAcademyofSciences,Beijing, 100101,China; 3SchoolofLifeSciences,SouthChinaNormalUniversity,Guangzhou510631,China;4SchoolofEnvironmentalScienceandEngineering,SunYat-SenUniversity,Guangzhou510275,China;5JiyuanEnvironmentalScienceResearchInstitute,Jiyuan,Henan459000,China)

【Objectives】 The concentrations of heavy metals in the paddy soils and rice seed exceeded remarkably the standard of soil and food quality of China in the Dabaoshan, Shaoguan city, Guangdong province. This influenced the health of local people and social security. The experimental objective was to investigate the biomass, metal accumulation in different parts of rice in the rhizosphere in paddy soils polluted by combined heavy metals. The correlations between metal concentrations, speciation and transformation could help understanding the potential influence of rhizosphere soil on accumulation, transformation of heavy metals and rice biomass.【Methods】 A pot trial was conducted and 20 rice cultivars were grown in the polluted soils. The rhizosphere soils and non-rhizosphere soils were separated by rhizo-bag. The experimental rice cultivars were planted in the soils of rhizo-bag and harvested after 60 days. The root length, shoot height, metal contents in the different parts of rice, available metal contents in the rhizosphere and non-rhizosphere soils were measured. 【Results】 The accumulation factors of Fe, Cu, Pb, Zn and As were greater in roots than those in stems and leaves. The accumulation ability of heavy metals was in the order: Zn > Cu >As≈Pb≈ Fe and Fe > Zn > As > Cu >Pb in shoots and roots of rice, respectively. The concentrations of available metals in the rhizosphere and non-rhizosphere were in the order: Fe > Cu >Pb> Zn > As. Available Fe, Cu and Zn concentrations restrained the dry weight of whole plant with the effect followed the order of Cu > Zn > Fe. These elements had the strongest influence on rice growth, due to the fact that they are the essential elements for plant, with the available Cu concentrations accelerated plant growth. The available As and Fe concentrations had great influence on Fe accumulation in rice roots where As concentrations restrained, while available Fe concentrations accelerated Fe accumulation. The effect was stronger at available As concentrations than of available Fe concentrations. 【Conclusions】The available Fe concentrations had negative effects on the plant height, dry weight of shoot and root. The available Cu concentrations in rhizosphere soil had the remarkably positive effect on the rice growth. The available As concentrations in rhizosphere and the available Zn concentrations in non-rhizosphere had negative effects on the Fe accumulation in roots, while the available Fe concentrations in rhizosphere and the available Cu concentrations in non-rhizosphere had positive effect on Fe accumulation in rice root. In non-rhizosphere soil, the available Fe and Zn concentrations enhanced the root length.

combined pollution; heavy metal; rice; rhizosphere; non-rhizosphere

2015-05-06接受日期： 2015-09-15

國家自然科學(xué)基金(41201312)； 國家高技術(shù)研究計(jì)劃項(xiàng)目(2014AA06A513, 2012AA06A202)； 北京市科技計(jì)劃項(xiàng)目(Z131100003113008)資助。

邢軼蘭(1986—)， 女， 甘肅天水人， 碩士研究生， 主要從事重金屬污染農(nóng)田修復(fù)方面研究。E-mail：183971250@qq.com

E-mail: liuzhiyan008@126.com

X53; S511

A

1008-505X(2016)03-0719-10