大氣臭氧脅迫對(duì)稻季土壤Cd生物有效性的影響

王亞波，魏思雨，孫月，黨婷婷，尹微琴，王圣森，王小治

（揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇揚(yáng)州 225127）

大氣臭氧脅迫對(duì)稻季土壤Cd生物有效性的影響

王亞波，魏思雨，孫月，黨婷婷，尹微琴，王圣森，王小治*

（揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇揚(yáng)州 225127）

為明確大氣O3濃度升高對(duì)稻季土壤Cd生物有效性的影響，利用開(kāi)頂式氣室（OTCs）設(shè)置正常大氣和臭氧濃度升高（比周圍大氣高40 nmol·mol-1）處理，土壤設(shè)置外源加入0、5、50 mg·kg-1Cd處理，研究水稻生長(zhǎng)期間不同深度土壤Cd含量的動(dòng)態(tài)變化以及成熟期植株生物量和體內(nèi)Cd含量的變化情況。在水稻分蘗期、拔節(jié)期、抽穗期和成熟期分別采集耕層0～5、5～10、10～15 cm深度土樣，同時(shí)利用BCR連續(xù)提取法和DTPA提取法評(píng)價(jià)盆栽水稻土壤Cd生物有效性。結(jié)果表明，臭氧熏蒸顯著降低了無(wú)污染土壤處理水稻籽粒生物量，降幅達(dá)2.92%，但卻有增加植株各器官Cd含量的趨勢(shì)，中度和重度污染土壤處理水稻的籽粒Cd含量較對(duì)照分別增加了20.20%和6.67%，差異不顯著；臭氧熏蒸加劇了水稻生長(zhǎng)對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)Cd的活化，營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)時(shí)期更加明顯，臭氧熏蒸不利于水稻的生長(zhǎng)，在Cd污染土壤上會(huì)加劇Cd對(duì)作物的毒害，可能增加其通過(guò)生物富集進(jìn)入食物鏈的風(fēng)險(xiǎn)。

開(kāi)頂式氣室；臭氧濃度升高；鎘；稻季；生物有效性

大氣中氮氧化物作為光化學(xué)污染物，是產(chǎn)生近地層臭氧的前驅(qū)體，其含量隨著人類活動(dòng)的加劇而急劇增加，導(dǎo)致近地層大氣臭氧濃度升高。全球平均近地層臭氧濃度以每年0.5%～2.0%[1]的增幅由最初的僅10 nmol·mol-1增加到了50 nmol·mol-1，預(yù)計(jì)在2050年臭氧濃度還將增加20%～25%，在2100年將增加40%～60%[2-4]。Cd是一種能通過(guò)生物富集和生物放大作用危害高等動(dòng)物的重金屬[5-6]，能直接與酶活性中心結(jié)合，改變生物大分子構(gòu)象，使酶活性喪失[7]，干擾細(xì)胞正常生理代謝[8]，其對(duì)植物也有抑制光合作用[9]、破壞植物呼吸系統(tǒng)和造成營(yíng)養(yǎng)代謝紊亂的影響[10-11]。盡管重金屬總量常作為評(píng)價(jià)土壤重金屬污染程度的常用指標(biāo)，但其有效性主要與其化學(xué)形態(tài)有關(guān)[12-13]。研究人員對(duì)稻田Cd的研究，主要集中在水稻的生理特性、產(chǎn)量和籽粒的Cd含量上，但對(duì)臭氧濃度升高條件下水稻-土壤系統(tǒng)中Cd的形態(tài)轉(zhuǎn)化研究尚未見(jiàn)報(bào)道。我國(guó)Cd污染農(nóng)田面積大、范圍廣，特別是污灌區(qū)污染嚴(yán)重[14]，威脅糧食安全。研究臭氧濃度升高條件下稻季土壤Cd生物有效性，可以為預(yù)測(cè)未來(lái)氣候條件下水稻的食用安全提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究設(shè)置兩個(gè)臭氧濃度，分別為正常大氣處理和臭氧濃度升高處理，以對(duì)應(yīng)當(dāng)下和可預(yù)測(cè)未來(lái)大氣臭氧濃度。利用OTC-1型開(kāi)頂式氣室（邊長(zhǎng)1 m、高2 m的正八面體）進(jìn)行研究，以高純氧氣供氧條件下的臭氧發(fā)生器提供臭氧，使臭氧升高處理氣室比對(duì)照處理臭氧濃度高40 nmol·mol-1，用美國(guó)2B公司Model 205臭氧監(jiān)測(cè)儀實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)氣室中冠層高度臭氧濃度，整個(gè)熏氣過(guò)程真實(shí)濃度誤差不超過(guò)10%，臭氧熏蒸期間濃度變化見(jiàn)圖1。熏氣時(shí)間自2015年6月21日至2015年10月12日，晴天8：30—17：30熏氣，對(duì)照（Ambient，用A表示，下同）處理日平均臭氧濃度為41.3 nmol·mol-1，臭氧濃度升高（Elevated O3，用E表示，下同）處理日平均濃度為83.2 nmol·mol-1。

本實(shí)驗(yàn)為盆栽實(shí)驗(yàn)，利用CdCl2設(shè)置3個(gè)Cd濃度處理，分別為無(wú)添加、外源5 mg·kg-1和外源50 mg· kg-1，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)，以對(duì)應(yīng)正常農(nóng)田、中度Cd污染和重度Cd污染土壤。實(shí)驗(yàn)在揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院（北緯32.31°，東經(jīng)119.41°）進(jìn)行，所用土壤取自江蘇省揚(yáng)州市小紀(jì)鎮(zhèn)稻麥輪作農(nóng)田，總Cd 1.18 mg·kg-1（實(shí)際生產(chǎn)中該農(nóng)田產(chǎn)品Cd含量并未超標(biāo)），土壤常規(guī)指標(biāo)：pH（H2O）6.6，有機(jī)碳18.4 g·kg-1，全N 1.45 g·kg-1，全P 0.63 g·kg-1，全K 14.02 g·kg-1，速效P 10.1 mg·kg-1，速效K 70.5 mg·kg-1，容重1.16 g·cm-3，土壤質(zhì)地為砂壤（2～0.02 mm砂粒57.8%，0.02～0.002 mm粉粒28.5%，＜0.002 mm黏粒13.7%），常規(guī)方法測(cè)定。施肥按5∶2∶3的比例分為基肥、蘗肥、穗肥，基肥（按純N 50 mg·kg-1，P2O540 mg·kg-1，K2O 25 mg·kg-1計(jì)）在栽種（淮稻9號(hào)）6 d后施入，在分蘗初期追施蘗肥，抽穗初期追施穗肥。

圖1 臭氧熏蒸期間臭氧濃度變化Figure 1 Ozone concentration during ozone fumigation

1.2 采樣與分析

2015年6月18日進(jìn)行水稻移栽插秧，活棵3 d后（6月21日）進(jìn)行熏氣，6月24日施基肥，7月4日追施蘗肥，8月25日追施穗肥。分別在分蘗期（7月13日）、拔節(jié)期（8月13日）、抽穗期（9月1日）和成熟期（10月13日）采集各處理3盆土壤樣品，成熟期采集3盆植株樣品（每盆約有20株水稻）。土壤采樣分0～5、5～10、10～15 cm 3個(gè)深度。

用BCR連續(xù)提取法處理土樣，分析土壤樣品中不同形態(tài)Cd濃度[15]，其生物有效性由弱酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)到殘?jiān)鼞B(tài)逐漸降低，用DTPA提取法提取DTPA有效態(tài)Cd濃度[16]，均用原子吸收分光光度計(jì)（Thermo M939QZ/989QZ）測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

利用Excel 2010對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理，Origin 8.5繪圖，SPSS 19.0進(jìn)行單因素ANVOA分析，Duncan進(jìn)行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 無(wú)污染土壤耕層各深度Cd濃度變化

圖2顯示，各土層DTPA提取態(tài)Cd的含量隨生育期進(jìn)行均呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)；在分蘗期各深度和拔節(jié)期5～10 cm、成熟期10～15 cm，臭氧熏蒸處理（E）含量較對(duì)照處理（A）有增大的趨勢(shì)，但差異不顯著。弱酸溶解態(tài)Cd含量在拔節(jié)期0～5 cm土層臭氧熏蒸處理比對(duì)照處理高79.16%。由淺層到深層土壤，各生育期弱酸溶解態(tài)Cd含量呈降低的趨勢(shì)。在拔節(jié)期和抽穗期，臭氧熏蒸有增大0～5、10～15 cm土層中可還原態(tài)Cd含量的趨勢(shì)。

圖2 無(wú)污染土壤各深度弱酸溶解態(tài)、可還原態(tài)及DTPA提取態(tài)Cd濃度Figure 2 The concentration of EX，RED of BCR sequential extraction and DTPA-Cd at different depth of non-polluted soil

圖3顯示隨著生育期進(jìn)行，生物有效性最高的弱酸溶解態(tài)和最低的殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量所占比例逐漸減小，可還原態(tài)Cd含量所占比例先減小后增大，可氧化態(tài)Cd含量所占比例增大。就土壤中Cd總量而言，有降低的趨勢(shì)但差異不顯著（數(shù)據(jù)未列出）。這表明水稻的生長(zhǎng)會(huì)導(dǎo)致土壤Cd由殘?jiān)鼞B(tài)向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化，有一定的活化作用，臭氧熏蒸加速了這一過(guò)程，在拔節(jié)期已出現(xiàn)較大程度的變化。

2.2 外源5 mg·kg-1污染土壤耕層各深度Cd濃度變化

如圖4所示，DTPA提取態(tài)Cd含量在拔節(jié)期和成熟期0～5 cm土層中差異顯著，經(jīng)臭氧熏蒸后分別增大了17.70%和39.33%，在抽穗期5～10 cm土層中，臭氧熏蒸顯著降低了DTPA提取態(tài)Cd含量，降幅達(dá)14.89%。分蘗期0～5、5～10 cm和10～15 cm各深度及拔節(jié)期0～5 cm和10～15 cm深度土層，臭氧熏蒸均增大了弱酸溶解態(tài)Cd含量，增幅分別為19.29%、48.67%、16.53%、23.53%和35.42%，在抽穗期0～5、5～10 cm和拔節(jié)期5～10 cm土層中，臭氧熏蒸顯著降低了弱酸溶解態(tài)Cd含量，降幅分別達(dá)33.59%、15.76% 和14.37%。

圖3 無(wú)污染土壤耕層BCR連續(xù)提取各形態(tài)Cd占總量比例Figure 3 The each form from BCR sequential extraction proportion of total in the non-polluted soil

圖5顯示，弱酸溶解態(tài)Cd含量所占比例隨生育期進(jìn)行逐漸減小，拔節(jié)期殘?jiān)鼞B(tài)比例降低而生物活性較高的弱酸溶解態(tài)和可還原態(tài)比例略有升高，與無(wú)污染土壤規(guī)律相似；可氧化態(tài)Cd所占比例總體升高，也與無(wú)污染土壤處理規(guī)律相似；但殘?jiān)鼞B(tài)比例先減小后增大，與無(wú)污染土壤處理規(guī)律不同，可能是由于Cd總量較大造成的。臭氧熏蒸增大了拔節(jié)期殘?jiān)鼞B(tài)向其他形態(tài)的轉(zhuǎn)化，抽穗期卻顯著促進(jìn)了殘?jiān)鼞B(tài)的增多，可能表明臭氧熏蒸加速了土壤Cd在土壤-植株生態(tài)系統(tǒng)中的變化進(jìn)程。

圖4 5 mg·kg-1污染土壤各深度弱酸溶解態(tài)、可還原態(tài)及DTP提取態(tài)Cd濃度Figure 4 The concentration of EX，RED of BCR sequential extraction and DTPA-Cd at different depth of soil with 5 mg·kg-1extrinsic Cd

圖5 5 mg·kg-1污染土壤耕層BCR連續(xù)提取各形態(tài)Cd占總量比例Figure 5 The each form from BCR sequential extraction proportion of total in the soil with 5 mg·kg-1extrinsic Cd

2.3 外源50mg·kg-1污染土壤耕層各深度Cd濃度變化

從圖6可以看出，DTPA提取態(tài)Cd含量在抽穗期0～5、5～10 cm和10～15 cm各深度土層中，臭氧熏蒸處理分別顯著降低了52.11%、38.98%、32.88%，在成熟期0～5、10～15 cm和拔節(jié)期5～10 cm土層中，臭氧熏蒸處理分別增加了12.34%、7.23%和16.98%。弱酸溶解態(tài)Cd含量在抽穗期0～5、5～10 cm和成熟期5～10 cm土層中，臭氧熏蒸處理分別降低了25.11%、28.78%和6.45%，在0～5 cm土層的分蘗期、5～10 cm的拔節(jié)期和10～15 cm的分蘗、拔節(jié)、成熟期，臭氧熏蒸處理分別增大了15.92%、18.12%、32.03%、6.84%和13.58%。

圖7顯示，隨著生育期進(jìn)行，弱酸溶解態(tài)Cd含量所占比例呈現(xiàn)先增大后減小的總體減小趨勢(shì)；可氧化態(tài)比例呈波動(dòng)增大的趨勢(shì)，但其比例一直較??；殘?jiān)鼞B(tài)比例基本不變，僅在抽穗期臭氧熏蒸增大了其比例，與低污染土壤處理規(guī)律相似。

2.4 耕層土壤有效態(tài)Cd含量變化

圖6 50 mg·kg-1污染土壤各深度弱酸溶解態(tài)、可還原態(tài)及DTPA提取態(tài)Cd濃度Figure 6 The concentration of EX，RED of BCR sequential extraction and DTPA-Cd at different depth of soil with 50 mg·kg-1extrinsic Cd

圖7 50mg·kg-1污染土壤耕層BCR連續(xù)提取各形態(tài)Cd占總量比例Figure 7 The each form from BCR sequential extraction proportion of total in the soil with 50 mg·kg-1extrinsic Cd

通過(guò)計(jì)算0～5、5～10、10～15 cm土層Cd平均含量得出的整個(gè)耕層土壤（0～15 cm）Cd含量列于表1。無(wú)論是否外源添加Cd，臭氧熏蒸處理在大多數(shù)采樣時(shí)間均有增加耕層土壤BCR弱酸溶解態(tài)Cd含量的趨勢(shì)，在外加Cd 5 mg·kg-1的分蘗期差異顯著，增幅達(dá)27.56%，且僅在該處理的拔節(jié)期有降低弱酸溶解態(tài)Cd含量的趨勢(shì)，但差異不顯著；從整個(gè)生育期來(lái)看，臭氧熏蒸有增加各初始Cd含量土壤弱酸溶解態(tài)Cd含量的趨勢(shì)，但差異均不顯著。DTPA提取態(tài)Cd含量在整個(gè)耕層差異不顯著，但低污染和高污染的趨勢(shì)不同，且臭氧熏蒸顯著降低了高污染土壤處理在拔節(jié)期DTPA提取態(tài)Cd的含量，降幅達(dá)42.11%，而在無(wú)污染土壤處理中，臭氧熏蒸顯著增加分蘗期DTPA提取態(tài)Cd含量48.45%。

2.5 成熟期植株生物量和Cd含量變化

表2顯示，在各土壤處理中，臭氧熏蒸對(duì)水稻各器官生物量均有降低趨勢(shì)，顯著降低了無(wú)污染土壤處理水稻籽粒的生物量，降幅為2.92%。在無(wú)污染土壤處理中，臭氧熏蒸有增加秸稈Cd含量的趨勢(shì)，但差異不顯著，在高污染土壤處理中，臭氧熏蒸對(duì)水稻各器官Cd含量均有增加的影響趨勢(shì)，其中秸稈中顯著增加了66.32%。在低污染時(shí)，臭氧熏蒸有增加籽粒Cd含量的趨勢(shì)。從顯著性分析結(jié)果看，不同Cd添加量對(duì)植株生物量的影響更加顯著，臭氧僅對(duì)秸稈生物量有顯著影響；Cd處理對(duì)非食用部分的Cd含量有顯著影響，臭氧處理則對(duì)根和籽粒部分影響顯著；兩因素互作主要對(duì)生物量影響顯著，對(duì)器官中Cd含量影響未達(dá)到顯著水平。

表1 兩種方法測(cè)得耕層不同初始Cd濃度土壤中有效態(tài)Cd含量變化Table 1 The change of the available Cd content in topsoil with different initial concentration of Cd measured by two methods

表2 臭氧熏蒸對(duì)成熟期植株不同器官生物量及Cd含量的影響和相關(guān)性分析Table 2 Effect of elevated ozone concentration on biomass and Cd content of different organs in plants and correlation analysis

3 討論

OTC-1型開(kāi)頂式氣室作為一種常見(jiàn)的研究大氣環(huán)境變化的方法，具有較好的穩(wěn)定性和均一性[17-18]。DTPA浸提法是一種常見(jiàn)的土壤微量元素浸提方法，對(duì)元素的生物有效性有一定的指示能力[19-20]。BCR連續(xù)提取法是一種土壤金屬元素的分級(jí)提取方法，在一定程度上可以反映生物有效性[21-22]。研究發(fā)現(xiàn)，生長(zhǎng)于不同初始Cd含量土壤的植株，臭氧熏蒸均降低了不同部位的生物量。這與其他研究一致[23-24]，其中無(wú)污染處理籽粒生物量顯著降低了2.92%，而在污染土壤上差異不顯著。這可能是由于臭氧與Cd脅迫同時(shí)存在時(shí)，Cd對(duì)水稻影響力更大，Cd也能誘導(dǎo)植物的自由基過(guò)氧化損傷，加劇植物體內(nèi)膜脂過(guò)氧化作用[25]。土壤無(wú)污染和高污染情況下，水稻各器官Cd含量為根部＞莖葉部＞籽粒，與龍思斯等[26]的研究結(jié)果一致；低污染情況下，Cd含量則為根部＞籽粒＞莖葉部，可能是因?yàn)橥寥繡d含量在一定的范圍時(shí)，籽粒中容易富集較多的Cd。實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，Cd污染處理籽粒中Cd含量均顯著高于對(duì)照處理，但50 mg·kg-1和5 mg·kg-1處理差異不顯著。有研究指出，水稻體內(nèi)Cd進(jìn)入籽粒與同化物的積累是同步的[27]，在一定范圍內(nèi)土壤Cd污染會(huì)讓籽粒富集Cd，但過(guò)高的Cd污染并不會(huì)進(jìn)一步增加籽粒Cd濃度，它可能會(huì)隨著同化物累積量的飽和而不再增加。本實(shí)驗(yàn)還發(fā)現(xiàn)臭氧熏蒸有增加籽粒Cd含量的趨勢(shì)，表明臭氧熏蒸條件下，水稻更易累積Cd，且食用部分具有一定風(fēng)險(xiǎn)。

臭氧熏蒸有增加土壤中Cd生物有效性的趨勢(shì)，無(wú)論初始Cd含量高低，臭氧熏蒸在各時(shí)期以至整個(gè)生育期均增加了土壤弱酸溶解態(tài)Cd的含量，DTPA提取態(tài)Cd含量?jī)H在高污染處理土壤中存在降低的現(xiàn)象，整體仍呈現(xiàn)增大的趨勢(shì)。由于pH是影響重金屬形態(tài)的重要因素，pH越低殘?jiān)鼞B(tài)重金屬就越易轉(zhuǎn)化為生物有效性高的形態(tài)[28-29]，臭氧熏蒸有降低土壤pH的趨勢(shì)，在成熟期，臭氧熏蒸土壤pH按Cd初始濃度由低到高分別為6.06、5.94和5.92，對(duì)照土壤pH對(duì)應(yīng)為6.11、6.03和5.96，差異均不顯著。

各土壤處理實(shí)驗(yàn)結(jié)果均表明，在水稻生長(zhǎng)初期，可氧化態(tài)Cd均低于成熟期，與先前麥季實(shí)驗(yàn)（另文發(fā)表）有相同的規(guī)律，其可能的原因是麥季之后土壤的“休養(yǎng)”，使土壤中的有機(jī)酸及其他配體減少，而Cd與有機(jī)配體形成配合物、與鐵錳氧化物結(jié)合的能力較差[30]。拔節(jié)期弱酸溶解態(tài)Cd所占比例均有增加，可氧化態(tài)比例增加，殘?jiān)鼞B(tài)比例減小，且臭氧熏蒸處理變化更大，可能是因?yàn)樗旧L(zhǎng)分泌了有機(jī)酸等，降低pH的同時(shí)使土壤酶活性得到提高[31]，降低土壤氧化還原狀況，進(jìn)而促使殘?jiān)鼞B(tài)向其他形態(tài)轉(zhuǎn)化，最終導(dǎo)致土壤Cd的活化。抽穗期結(jié)果表明，臭氧熏蒸降低了污染土壤中弱酸溶解態(tài)Cd的比例，在無(wú)污染土壤中卻有相反現(xiàn)象，可還原態(tài)比例均增大。到成熟期，弱酸溶解態(tài)比例均增大（無(wú)污染土壤處理增幅較小），僅無(wú)污染土壤中的可還原態(tài)比例被減小。其可能原因是：水稻在抽穗期由營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)轉(zhuǎn)為生殖生長(zhǎng)[32]，此時(shí)土壤可還原態(tài)Cd比例增加，臭氧熏蒸和Cd的污染可能加速了水稻物質(zhì)分配的進(jìn)程，而該進(jìn)程的加快又導(dǎo)致污染土壤中Cd的活化，故污染土壤更早表現(xiàn)出可還原態(tài)Cd比例的增加，導(dǎo)致在產(chǎn)量形成的重要階段（成熟期），臭氧熏蒸增加了污染土壤中Cd的生物有效性，從而加大了水稻植株Cd含量過(guò)高的風(fēng)險(xiǎn)。

4 結(jié)論

（1）臭氧熏蒸降低了無(wú)污染土壤處理中水稻的產(chǎn)量，Cd污染也有降低水稻產(chǎn)量的趨勢(shì)，兩者具有一定的協(xié)同作用。

（2）水稻生長(zhǎng)能活化土壤中的殘?jiān)鼞B(tài)Cd，可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd含量均有增大的趨勢(shì)，臭氧濃度升高會(huì)強(qiáng)化這一過(guò)程。

（3）水稻籽粒易富集Cd，臭氧熏蒸有加劇富集的趨勢(shì)，污染情況下這種富集更為嚴(yán)重。

[1]Vingarzan R.A review of surface ozone background levels and trends[J]. Atmospheric Environment,2004,38（21）：3431-3442.

[2]Fiscus E L,Booker F L,Burkey K O.Crop responses to ozone：Uptake, modes of action,carbon assimilation and partitioning[J].Plant,Cell& Environment,2005,28（8）：997-1011.

[3]Fuhrer J,Sk?rby L,Ashmore M R.Critical levels for ozone effects on vegetation in Europe[J].Environmental Pollution,1997,97（1）：91-106.

[4]Meehl G A,Stocker T F,Collins W D,et al.Global climate projections [J].Climate Change,2007,3495：747-845.

[5]陳愛(ài)葵,王茂意,劉曉海,等.水稻對(duì)重金屬鎘的吸收及耐性機(jī)理研究進(jìn)展[J].生態(tài)科學(xué),2013,32（4）：514-522.

CHEN Ai-kui,WANG Mao-yi,LIU Xiao-hai,et al.Research progress on the effect of cadmium on rice and its absorption and tolerance mechanisms[J].Ecological Science,2013,32（4）：514-522.

[6]Shah K,Kumar R G,Verma S,et al.Effect of cadmium on lipid peroxidation,superoxide anion generation and activities of antioxidant enzymes in growing rice seedlings[J].Plant Science,2001,161（6）：1135-1144.

[7]郭智,原海燕,陳留根,等.鎘脅迫對(duì)龍葵幼苗氮代謝及其相關(guān)酶活性的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2010,19（5）：1087-1091.

GUO Zhi,YUAN Hai-yan,CHEN Liu-gen,et al.Effect of cadmium on nitrogen metabolism and relative enzymes activity in Solanum nigrum L. seedlings[J].Ecology and Environmental Sciences,2010,19（5）：1087-1091.

[8]倪才英,李華,駱永明,等.銅、鎘及其交互作用對(duì)泡泡草細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2004,24（2）：343-348.

NI Cai-ying,LI Hua,LUO Yong-ming,et al.The influence of copper, cadmium and their combined pollution on ultrastructure of Conmmelinabengalensis Linn.[J].Acta Scientiae Circumstantive,2004,24（2）：343-348.

[9]張杰,梁永超,婁運(yùn)生,等.鎘脅迫對(duì)兩個(gè)水稻品種幼苗光合參數(shù)、可溶性糖和植株生長(zhǎng)的影響[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2005,11 （6）：774-780.

ZHANG Jie,LIANG Yong-chao,LOU Yun-sheng,et al.Effect of cadmium on photosynthesis parameters,leaf soluble sugar and plant growth in two rice cultivars[J].Plant Nutrition and Fertilizer Science,2005,11 （6）：774-780.

[10]李歡,陳亮,潘瓊,等.水稻重金屬生態(tài)毒性診斷研究進(jìn)展[J].環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展,2012,37（6）：80-84.

LI Huan,CHEN Liang,PAN Qiong,et al.Research progress of heavy metal ecotoxicity diagnosis on rice[J].Environment and Sustainable Development,2012,37（6）：80-84.

[11]Liu J,Cao C,Wong M,et al.Variations between rice cultivars in iron and manganese plaque on roots and the relation with plant cadmiumuptake[J].Journal of Environmental Sciences,2010,22（7）：1067-1072.

[12]Tüzen M.Determination of trace metals in the River Yes?il?rmak sediments in Tokat,Turkey using sequential extraction procedure[J].Microchemical Journal,2003,74（1）：105-110.

[13]Tandy S,Healey J R,Nason M A,et al.Heavy metal fractionation during the co-composting of biosolids,deinking paper fibre and green waste[J].Bioresource Technology,2009,100（18）：4220-4226.

[14]冉烈,李會(huì)合.土壤鎘污染現(xiàn)狀及危害研究進(jìn)展[J].重慶文理學(xué)院學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版,2011,30（4）：69-73.

RAN Lie,LI Hui-he.Progress in the research of present situation of soil cadmium pollution and its hazards[J].Journal of Chongqing U-niversity of Arts and Sciences（Natural Science Edition）,2011,30 （4）：69-73.

[15]Quevauviller P,Rauret G,López-Sánchez J F,et al.Certification of trace metal extractable contents in a sediment reference material（CRM 601）following a three-step sequential extraction procedure[J].Science of the Total Environment,1997,205（2）：223-234.

[16]李永濤,劉科學(xué),張池,等.廣東大寶山地區(qū)重金屬污染水田土壤的Cu、Pb、Zn、Cd全量與DTPA浸提態(tài)含量的相互關(guān)系研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2005,24（6）：1110-1114.

LI Yong-tao,LIU Ke-xue,ZHANG Chi,et al.Relationship between total and DTPA extractable contents of Cu,Pb,Zn,Cd in trace metal contaminated paddy soils of Dabaoshan,Guangdong[J].Journal of A-gro-Environment Science,2005,24（6）：1110-1114.

[17]王春乙,高素華,潘亞茹,等.OTC-1型開(kāi)頂式氣室物理性能的測(cè)試與評(píng)價(jià)[J].氣象,1993,19（5）：23-26.

WANG Chun-yi,GAO Su-hua,PAN Ya-ru,et al.Test and evaluation of physical performance of OTC-1 open top chamber[J].Meteorological,1993,19（5）：23-26.

[18]Fang C,Moncrieff J B.An open-top chamber for measuring soil respiration and the influence of pressure difference on CO2efflux measurement[J].Functional Ecology,1998,12（2）：319-325.

[19]姜勇,梁文舉,張玉革.溫室蔬菜栽培對(duì)土壤DTPA浸提態(tài)鐵錳銅鋅含量的影響[J].土壤通報(bào),2007,37（6）：1184-1187.

JIANG Yong,LIANG Wen-ju,ZHANG Yu-ge.Influence of vegetable cultivation in greenhouse on DTPA extractable soil Fe,Mn,Cu and Zn [J].Chinese Journal of Soil Science,2007,37（6）：1184-1187.

[20]Rounsevell M D A,Evans S P,Bullock P.Climate change and agricultural soils：Impacts and adaptation[J].Climatic Change,1999,43（4）：683-709.

[21]徐圣友,葉琳琳,朱燕,等.巢湖沉積物中重金屬的BCR形態(tài)分析[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2008,31（9）：20-23.

XU Sheng-you,YE Lin-lin,ZHU Yan,et al.Chemical speciation of heavy metals from Chaohu Lake sediments using BCR procedure[J]. Environmental Science&Technology,2008,31（9）：20-23.

[22]馮素萍,高連存,葉新強(qiáng).河流底泥沉積物分子形態(tài)綜合分析[J].環(huán)境科學(xué)研究,2003,16（3）：27-30.

FENG Su-ping,GAO Lian-cun,YE Xin-qiang.Comprehensive speciation analysis of river sediment[J].Research of Environmental Sciences, 2003,16（3）：27-30.

[23]鄭啟偉,王效科,馮兆忠,等.用旋轉(zhuǎn)布?xì)夥ㄩ_(kāi)頂式氣室研究臭氧對(duì)水稻生物量和產(chǎn)量的影響[J].環(huán)境科學(xué),2007,28（1）：170-175.

ZHENG Qi-wei,WANG Xiao-ke,FENG Zhao-zhong,et al.Effects of elevated ozone on biomass and yield of rice planted in open-top chamber with revolving ozone distribution[J].Environmental Science,2007, 28（1）：170-175.

[24]鄭飛翔,王效科,張巍巍,等.臭氧脅迫對(duì)水稻光合作用與產(chǎn)量的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2009,28（11）：2217-2223.

ZHENG Fei-xiang,WANG Xiao-ke,ZHANG Wei-wei,et al.Influences of elevated ozone on rice photosynthesis and yield[J].Journal of Agro-Environment Science,2009,28（11）：2217-2223.

[25]黃玉山,羅廣華,關(guān)棨文.鎘誘導(dǎo)植物的自由基過(guò)氧化損傷[J].植物學(xué)報(bào),1997,39（6）：522-526.

WONG Yu-shan,LUO Guang-hua,KWAN K M Frances.Peroxidation damage of oxygen free radicals induced by cadmium to plant[J].Journal of Integrative Plant,1997,39（6）：522-526.

[26]龍思斯,宋正國(guó),雷鳴,等.不同外源鎘對(duì)水稻生長(zhǎng)和富集鎘的影響研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,35（3）：419-424.

LONG Si-si,SONG Zheng-guo,LEI Ming,et al.Growth and Cd accumulation of rice grown in soils amended with Cd from different pollution sources[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35（3）：419-424.

[27]程旺大,張國(guó)平,姚海根,等.晚粳稻籽粒中砷、鎘、鉻、鎳、鉛等重金屬含量的品種和粒位效應(yīng)[J].中國(guó)水稻科學(xué),2005,19（3）：273-279.

CHENG Wang-da,ZHANG Guo-ping,YAO Hai-gen,et al.Effect of grain position in a panicle and varieties on As,Cd,Cr,Ni,Pb contents in grain of late japonica rice[J].Chinese Journal of Rice Science,2005, 19（3）：273-279.

[28]高連存,何桂華,馮素萍,等.模擬酸雨條件下降塵中Cu、Pb、Zn、Cr各形態(tài)的溶出和轉(zhuǎn)化研究[J].環(huán)境化學(xué),1994,13（5）：448-452.

GAO Lian-cun,HE Gui-hua,FENG Su-ping,et al.Solubility and exchange of Cu,Pb,Zn,Cr species in simulant acid rain[J].Environmental Chemistry,1994,13（5）：448-452.

[29]梁晶,徐仁扣,蔣新,等.不同pH下兩種可變電荷土壤中Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）吸附與解吸的比較研究[J].土壤,2007,39 （6）：992-995.

LIANG Jing,XU Ren-kou,JIANG Xin,et al.Adsorption and desorption of Cu（Ⅱ）,Pb（Ⅱ）and Cd（Ⅱ）in two variable charge soils different in pH[J].Soils,2007,39（6）：992-995.

[30]莫爭(zhēng),王春霞.重金屬Cu Pb Zn Cr Cd在土壤中的形態(tài)分布和轉(zhuǎn)化[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù),2002,21（1）：9-12.

MO Zheng,WANG Chun-xia.Form distribution and transformation of heavy metals of Cu Pb Zn Cr and Cd in soils[J].Agro-environmental Protection,2002,21（1）：9-12.

[31]余永昌,林先貴,馮有智,等.近地層臭氧濃度升高對(duì)稻麥輪作農(nóng)田土壤生物學(xué)特性的影響[J].土壤,2012,44（3）：450-455.

YU Yong-chang,LIN Xian-gui,FENG You-zhi,et al.Effects of elevated surface O3concentration on soil biological properties in a rice/ wheat rotation field[J].Soils,2012,44（3）：450-455

[32]邵彩虹,謝金水,黃永蘭,等.孕穗期水稻不同功能葉的發(fā)育蛋白質(zhì)組學(xué)分析[J].中國(guó)水稻科學(xué),2009,23（5）：456-462.

SHAO Cai-hong,XIE Jin-shui,HUANG Yong-lan,et al.Developmental proteomics analysis of different functional leaves in rice at the booting stage[J].Chinese Journal of Rice Science,2009,23（5）：456-462.

Atmospheric ozone stress improving biological availability of Cd in soil during the rice season

WANG Ya-bo,WEI Si-yu,SUN Yue,DANG Ting-ting,YIN Wei-qin,WANG Sheng-sen,WANG Xiao-zhi*

（College of Environmental Science and Engineering,Yangzhou University,Yangzhou 225127,China）

The objective of this study was to determine the changes in the bioavailability of Cd in soil exposed to elevated atmospheric O3during the rice season.Open-top chambers（OTCs）were used to set up normal atmospheric conditions and an elevated atmospheric O3condition（elevated 40 nmol·mol-1more than normal atmospheric conditions）.We added 0 mg·kg-1,5 mg·kg-1,and 50 mg·kg-1extrinsic Cd to soil to study the dynamic changes of Cd in the soil while the rice was growing.The changes in plant biomass and Cd content in different plant organs at the maturity period were recorded.Soil samples were collected at 0～5 cm,5～10 cm,and 10～15 cm depths of topsoil at tillering,jointing,heading,and maturity stages.The bioavailability of soil Cd was evaluated by the Community Bureau of Reference（BCR）sequential extraction and the DTPA extraction.The results showed that ozone fumigation significantly reduced the grain yield of rice in the treatment of non-polluted soil,with a decrease of 2.92%.However,Cd content tended to increase in plant organs from contaminated soil—20.20%（moderately polluted soil）and 6.67%（heavily polluted soil）,respectively.Ozone fumigation aggravated the activation of residual Cd in rice growth,and the vegetative growth period.Ozone fumigation demonstrated a negative effect on the growth of rice,while the presence of Cd pollution did more harm to the crops,which may increase the risk of Cd biological enrichment into the food chain.

OTCs;elevated O3concentration;cadmium;rice season;biological availability

X53

A

1672-2043（2017）08-1462-08

10.11654/jaes.2017-0254

2017-03-01

王亞波（1991—），男，江西吉安人，碩士研究生，主要研究方向?yàn)槿蜃兓c農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境。E-mail：w_yabo@163.com

*通信作者：王小治E-mail：xzwang@yzu.edu.cn

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41371294）

Project supported：The National Science Foundation of China（41371294）

王亞波，魏思雨，孫月，等.大氣臭氧脅迫對(duì)稻季土壤Cd生物有效性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（8）：1462-1469.

WANG Ya-bo,WEI Si-yu,SUN Yue,et al.Atmospheric ozone stress improving biological availability of Cd in soil during the rice season[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（8）：1462-1469.