廣西喀斯特地區(qū)土壤多金屬脅迫對(duì)水稻重金屬積累及生理特性的影響

暢凱旋 ，葉麗麗 ，陳永山 ，蔣金平 *

（1.桂林理工大學(xué) 廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣西 桂林 541004；2.桂林理工大學(xué) 廣西巖溶地區(qū)水污染控制與用水安全保障協(xié)同創(chuàng)新中心，廣西 桂林 541004；3.泉州師范學(xué)院資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，福建 泉州 362000）

重金屬污染是全球持續(xù)引發(fā)關(guān)注的環(huán)境污染的主要問題之一，其具有難降解、易積累等特點(diǎn)，對(duì)環(huán)境的可持續(xù)性、食品安全、動(dòng)物及人類健康構(gòu)成潛在威脅[1-2]。其中，金屬礦產(chǎn)的開采及冶煉是引發(fā)重金屬污染的重要原因之一[3]。據(jù)全國土壤環(huán)境質(zhì)量公報(bào)（2014年），我國有將近19.4%的可利用土地已受到Cd、Pb、Cu、Ni、As等潛在有毒元素污染[2]，其可通過植物積累間接影響到動(dòng)物及人體健康。

水稻是世界主要糧食作物之一。重金屬能夠在水稻中積累，進(jìn)而影響人體健康，同時(shí)重金屬的累積過程也會(huì)對(duì)植物生長(zhǎng)過程產(chǎn)生一定的抑制作用。有研究表明，重金屬能夠促使植物體內(nèi)產(chǎn)生過量的活性氧（ROS），破壞植物膜結(jié)構(gòu)、酶系統(tǒng)及蛋白質(zhì)等生物大分子，抑制葉綠素合成及植株生長(zhǎng)[4-5]。水培條件下，單一外源 As（Ⅴ）濃度為 500 μmol·L-1，水稻幼苗中丙二醛（MDA）含量增加、超氧化物歧化酶（SOD）活性增強(qiáng)[6]，單一外源 Pb、Zn、Hg 濃度為 100 μmol·L-1時(shí)，水稻幼苗ROS含量增加，葉綠素（Chl）含量減少，SOD活性降低[7-8]。一定濃度的重金屬對(duì)植物的株高及生物量也表現(xiàn)出抑制作用。Hg能夠阻止植物對(duì)礦物質(zhì)的吸收，抑制植物生長(zhǎng)及生物量積累[9]。As脅迫下能夠破壞植物代謝過程，高濃度條件下，抑制植物生長(zhǎng)，甚至導(dǎo)致植物死亡[10]。Cd濃度達(dá)100 mg·kg-1時(shí)，Cd敏感性水稻株高顯著降低[11]。一般而言，在自然環(huán)境中，植物是在多金屬脅迫環(huán)境下生長(zhǎng)發(fā)育的。一些學(xué)者研究了多種重金屬復(fù)合脅迫對(duì)植株生長(zhǎng)的影響。Pb（300.91 mg·kg-1）、Zn（320.47 mg·kg-1）、Cd（43.58 mg·kg-1）、Cu（65.88 mg·kg-1）復(fù)合脅迫下水稻幼苗 Chl含量顯著減少，根系生長(zhǎng)受到明顯抑制作用[12]。Cd、Pb、Cu、Zn、As復(fù)合脅迫下水稻 Chl含量顯著減少，MDA含量顯著增加，SOD活性先升高后降低[13]。而這些研究大部分是通過外源添加一定比例的重金屬，研究多金屬脅迫對(duì)植物生長(zhǎng)的影響，具有一定的局限性。

事實(shí)上，自然環(huán)境中多金屬污染土壤中，各重金屬之間并不完全存在同增同減規(guī)律。土壤多種金屬的復(fù)合污染不等同于各單一重金屬污染的疊加，由于多重金屬之間存在協(xié)同、拮抗、屏蔽等作用，使得重金屬對(duì)水稻生長(zhǎng)效應(yīng)尤為復(fù)雜。本文采集廣西喀斯特地區(qū)鉛鋅尾礦污染的農(nóng)田土壤[14]，以廣西地區(qū)主要糧食作物水稻作為研究對(duì)象，通過盆栽試驗(yàn)，研究了重金屬Pb、Zn、Cd、As、Hg 不同污染程度的復(fù)合污染土壤對(duì)水稻重金屬積累及生理指標(biāo)的影響，以期為喀斯特地區(qū)多金屬污染土壤的合理利用及管理提供數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤采集于廣西壯族自治區(qū)陽朔縣思的村（24°59′N，110°33′E），該地區(qū)以石山、丘陵為主，山地為輔，農(nóng)田較少，屬于典型的“喀斯特”巖溶地區(qū)。陽朔縣地處亞熱帶季風(fēng)性氣候，年平均氣溫20℃，年降雨量達(dá)1900~2000 mm。思的村以水稻種植為主，靠近鉛鋅礦尾礦的部分農(nóng)田由于管理不善而導(dǎo)致污染。試驗(yàn)隨機(jī)布點(diǎn)，每個(gè)點(diǎn)采集1 m×1 m的0~20 cm的表層土壤，借助手持式重金屬快速測(cè)定儀（Genius 9000 XRF），將Pb、Zn測(cè)定結(jié)果相近的幾個(gè)點(diǎn)混合為一個(gè)處理土樣，分別采集6個(gè)不同Pb、Zn污染程度的農(nóng)田土壤及無污染對(duì)照農(nóng)田土壤樣品，帶回實(shí)驗(yàn)室風(fēng)干，去除石塊和雜物后磨碎過10目篩備用。實(shí)驗(yàn)室條件下，重新測(cè)定各處理土壤理化性質(zhì)及重金屬濃度，通過負(fù)荷污染指數(shù)計(jì)算結(jié)果進(jìn)行污染分級(jí)，將各處理編號(hào)為CK（對(duì)照）及處理Ⅰ~Ⅵ。具體理化性質(zhì)見表1，重金屬含量見表2。供試水稻品種為博優(yōu)768，為當(dāng)?shù)胤N植的主要品種之一。

1.2 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)及管理

每個(gè)處理組設(shè)計(jì)種植水稻和不種植水稻兩種模式，各設(shè)4個(gè)重復(fù)。試驗(yàn)采用硬質(zhì)塑料桶（桶底直徑20 cm×高40 cm×桶口直徑30 cm），每桶盛裝風(fēng)干土約5 kg，并施入0.5 g史丹利復(fù)合肥（15%N-15%P2O5-15%K2O）作為基肥。在種植前將土壤潤濕并穩(wěn)定1周。種植時(shí)選擇飽滿的水稻種子，浸泡24 h露白后播種，每桶播20顆種子，以旱作方式栽培，保持土壤濕潤。出苗20 d后進(jìn)行間苗，每桶保留5株長(zhǎng)勢(shì)均勻的水稻，出苗67 d后（分蘗期），植株生長(zhǎng)遲緩，毒害作用明顯。測(cè)定株高（精確至0.01 cm），分別采集水稻地上部分和地下部分，清洗、殺青（105℃殺青30 min）、烘干至恒重（80℃）、稱重，粉碎保存。

表1 土壤理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of soil

表2 土壤重金屬含量Table 2 Concentration of heavy metals in the soil

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 土壤化學(xué)性質(zhì)的測(cè)定

土壤pH值采用pH計(jì)（土水比1∶2.5），全氮采用開氏消煮法，土壤陽離子交換量（CEC）采用氯化銨-乙酸銨法，有機(jī)質(zhì)采用水合熱重鉻酸鉀氧化比色法，具體步驟參照文獻(xiàn)[15]。

1.3.2 水稻生理指標(biāo)測(cè)定

水稻出苗20 d后，采集水稻新鮮葉片，用去離子水清洗干凈，并于低溫（-70℃）保存，用于測(cè)定生理指標(biāo)。生理指標(biāo)測(cè)定主要參照Cui等[16]的實(shí)驗(yàn)方法。取0.1 g新鮮葉片，用95%乙醇提取上清液，用于Chl的測(cè)定；取0.2 g新鮮葉片，用10%的三氯乙酸和0.6%的硫代巴比妥酸提取上清液，用于MDA含量測(cè)定。水稻葉片SOD、POD活性測(cè)定按照SOD、POD試劑盒方法（南京建成生物工程研究所）。

1.3.3 土壤重金屬的測(cè)定

土壤和水稻植株中As、Hg全量均采用王水水浴消解，原子熒光分光光度計(jì)（AS-20）測(cè)定；Pb、Zn、Cd全量采用硝酸-過氧化氫體系消解，電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測(cè)定[17]；土壤重金屬形態(tài)測(cè)定采用改進(jìn)BCR法[18]，其中弱酸提取態(tài)F1、可還原態(tài)F2和可氧化態(tài)F3總和為重金屬提取態(tài)[19]。

1.3.4 土壤多金屬污染評(píng)價(jià)方法

土壤重金屬污染評(píng)價(jià)采用污染負(fù)荷指數(shù)法，計(jì)算如下[17]：

式中：CFi為重金屬i的最高污染系數(shù)；Ci為重金屬i的實(shí)測(cè)值；Coi為重金屬i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)（本文標(biāo)準(zhǔn)值采用土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—1995）中Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)中土壤pH<6.5的標(biāo)準(zhǔn)值）。PLI為某點(diǎn)的綜合污染負(fù)荷指數(shù)，污染評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)為：若03，則為極強(qiáng)污染。

1.3.5 重金屬在水稻植株的積累

重金屬在水稻植株的生物累積系數(shù)（BCF，Bioaccumulation coefficient）的計(jì)算方法[3]：

式中：Cm，roots代表水稻根部重金屬含量，mg·kg-1;Cm，soil表示土壤重金屬含量，mg·kg-1。

1.4 樣品控制與數(shù)據(jù)分析

土壤樣品數(shù)據(jù)均以土壤烘干質(zhì)量計(jì)，測(cè)定中設(shè)置平行實(shí)驗(yàn)，并設(shè)置空白樣和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)樣，采用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)樣品 GSS-4（GBW07405）、GSB-6（GBW10015）進(jìn)行質(zhì)量控制，控制試驗(yàn)回收率在90%~110%。試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用 Excel 2010、Origin 9.0、SPSS 19.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤污染評(píng)價(jià)及多金屬形態(tài)分析

根據(jù)表2結(jié)果顯示，在各處理中，僅As未超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—1995）。處理Ⅰ重金屬濃度較低，處理Ⅲ~Ⅵ重金屬濃度高，特別是Cd濃度超標(biāo)16倍以上，處理ⅥCd、Zn、Pb分別超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)24、11、6倍。根據(jù)綜合污染負(fù)荷指數(shù)PLI值可知，處理CK無污染；處理Ⅰ和Ⅱ?yàn)橹械任廴?；處理Ⅲ~Ⅵ為極強(qiáng)污染。

重金屬弱酸提取態(tài)F1最易被釋放和被植物利用，可還原態(tài)F2和可氧化態(tài)F3隨外部環(huán)境改變會(huì)被釋放，有一定的生物有效性，重金屬殘?jiān)鼞B(tài)F4較穩(wěn)定，不易被釋放，活性小，很少被植物吸收。各處理中重金屬形態(tài)分析見圖1，測(cè)定的5種重金屬中，Zn和Cd弱酸提取態(tài)比例較高，其次為Pb、Hg，As的弱酸提取態(tài)比例最低。各處理中，Pb、Cd可還原態(tài)占比較大，Pb可還原態(tài)比例大于殘?jiān)鼞B(tài)，Zn殘?jiān)鼞B(tài)比例達(dá)40%以上，As、Hg殘?jiān)鼞B(tài)占比達(dá)50%以上。

2.2 土壤多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻吸收重金屬的影響

由圖2可知，同一處理水稻地下部分重金屬含量高于地上部分，重金屬積累量Zn>Cd>Pb>Hg>As，處理Ⅰ~Ⅴ水稻植株中重金屬生物積累系數(shù)（BCF）整體趨勢(shì)為 Cd（0.19~0.68）>Hg（0.32~0.71）>Zn（0.30~0.48）>As（0.14~0.46）>Pb（0.04~0.28）。與對(duì)照相比，處理Ⅰ~Ⅴ水稻重金屬積累量明顯增加（P<0.05），其中地下部分Pb、Zn、Cd、Hg和As累積量分別增加了13.12~30.72、1.63~4.37、3.81~11.78 、1.22~2.73 倍和0.82~1.66 倍；地上部分 Pb、Zn、Cd、Hg、As累積量分別增加了 3.40~25.22、9.36~31.06、3.84~20.84、1.25~2.31倍和1.04~3.29倍。處理Ⅲ可能受低氮含量影響，生長(zhǎng)過程中，重金屬脅迫對(duì)植物毒害作用較強(qiáng)，根部生長(zhǎng)被抑制，植株收獲無根（處理Ⅲ無數(shù)據(jù)，下同）。處理Ⅵ為極強(qiáng)污染，苗期結(jié)束后，水稻植株逐漸枯黃、死亡，無重金屬累積數(shù)據(jù)（圖2）。

2.3 土壤多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻生長(zhǎng)的影響

重金屬脅迫對(duì)水稻株高及生物量有一定的影響，處理Ⅵ重金屬污染嚴(yán)重，PLI達(dá)5.96，三葉期結(jié)束后，水稻植株逐漸枯黃、死亡，植株無收獲，處理Ⅵ無株高及生物量數(shù)據(jù)。由圖3看出，隨PLI增加，根部生長(zhǎng)受阻，水稻株高及生物量呈下降趨勢(shì)。與對(duì)照CK相比，處理Ⅰ、Ⅱ水稻株高分別降低了32.79%和30.99%，處理Ⅲ~Ⅴ水稻株高分別降低 69.14%、63.40%和73.55%。與對(duì)照CK相比，處理Ⅰ、Ⅱ地上生物量分別減少了42.89%和37.77%，處理Ⅲ~Ⅴ水稻地上生物量分別減少了93.44%、79.98%和85.88%。處理Ⅰ~Ⅴ水稻長(zhǎng)勢(shì)較為緩慢，株高、生物量與對(duì)照CK存在顯著差異（P<0.05）。

圖1 土壤重金屬形態(tài)Figure 1 Fractions of heavy metals in soils

圖2 水稻植株內(nèi)重金屬含量Figure 2 Contents of heavy metals in the rice plant

圖3 水稻生長(zhǎng)67 d后株高及生物量（干質(zhì)量）Figure 3 Rice plant height and biomass after 67 days of growth

2.4 土壤多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻生理的影響

2.4.1 多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻葉片Chl和MDA含量的影響

從水稻葉片Chl含量（圖4）可知，隨著PLI增加，葉片Chl含量呈下降趨勢(shì)；與CK相比，處理I葉片Chl含量降低了13.09%，差異不顯著；與CK相比，處理Ⅱ~Ⅵ葉片 Chl含量降低了 34.44%、66.20%、24.12%、40.66%和58.42%，差異顯著（P<0.05）。其中處理Ⅲ可能受較低氮含量影響，植株枯黃，Chl含量較低。

從水稻葉片MDA含量（圖4）可知，處理Ⅰ中葉片MDA含量，較對(duì)照組下降；其他處理組中葉片MDA含量較對(duì)照組上升，且呈現(xiàn)出先上升后下降再上升的趨勢(shì)。處理Ⅰ葉片MDA含量較對(duì)照組下降了13.92%，差異不顯著；處理Ⅱ、Ⅲ葉片MDA含量較CK分別提高了45.32%和59.04%，且達(dá)到了顯著水平（P<0.05），處理Ⅳ、Ⅴ水稻MDA含量較對(duì)照組分別提高了7.52%和1.36%，差異未達(dá)到顯著水平。處理Ⅵ葉片MDA含量高達(dá)41.48 nmol·g-1，較對(duì)照組提高了115.99%，顯著高于其他處理（P<0.05）。

2.4.2 多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻葉片SOD、POD活性的影響

重金屬脅迫下，水稻葉片SOD活性先升高后降低，POD活性呈升高趨勢(shì)（圖5）。與對(duì)照CK相比，處理Ⅰ、ⅡSOD活性分別升高了47.85%和36.88%，POD活性分別升高了39.12%和26.71%，但差異未達(dá)到顯著水平；與對(duì)照CK相比，處理Ⅲ~Ⅵ水稻SOD活性分別升高了118.19%、145.06%、122.87%和19.81%，POD活性分別升高了107.48%、99.36%、122.94%和296.26%。處理Ⅳ水稻葉片SOD活性最大，達(dá)235.02 U·g-1FW，而處理Ⅵ水稻葉片POD活性最大，達(dá)155.54 U·g-1FW。

2.4.3 污染負(fù)荷指數(shù)PLI與水稻生長(zhǎng)及生理指標(biāo)的Pearson相關(guān)性分析

通過Pearson相關(guān)性分析（表3），PLI與水稻株高呈極顯著負(fù)相關(guān)（P<0.01），與地上生物量呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05），與地下生物量呈負(fù)相關(guān)。PLI與Chl含量呈負(fù)相關(guān)，與SOD活性、MDA含量呈正相關(guān)，但相關(guān)性不顯著。POD活性與PLI及Zn提取態(tài)呈極顯著正相關(guān)（P<0.01），與重金屬Pb提取態(tài)呈顯著正相關(guān)（P<0.05）。Pb、Zn提取態(tài)與水稻株高呈顯著負(fù)相關(guān)性（P<0.05），Zn、Cd提取態(tài)與地上生物量呈極顯著負(fù)相關(guān)性（P<0.01）。

圖4 水稻苗期（20 d）葉片Chl和MDA的含量Table 4 Contents of Chl and MDA of rice leaves at seedling stage（20 days）

圖5 水稻苗期（20 d）葉片SOD和POD活性Table 5 Activities of SOD and POD of rice leaves at seedling stage（20 days）

表3 土壤重金屬提取態(tài)及污染負(fù)荷指數(shù)（PLI）與水稻生理指標(biāo)相關(guān)性分析Table 3 Correlation analysis between heavy metals contents and PLI and physiological parameters of rice

2.4.4 土壤重金屬提取態(tài)與多元線性回歸分析

多元回歸分析結(jié)果如表4所示，Zn可提取態(tài)對(duì)水稻葉片Chl合成表現(xiàn)出抑制作用；Cd可提取態(tài)對(duì)水稻MDA含量、POD活性表現(xiàn)出抑制作用。Zn、Hg、As可提取態(tài)對(duì)水稻葉片MDA含量、POD活性表現(xiàn)出協(xié)同促進(jìn)作用，而對(duì)水稻葉片SOD活性表現(xiàn)出協(xié)同抑制作用（P<0.05）。

3 討論

3.1 多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻植株吸收重金屬的影響

重金屬主要通過根部進(jìn)入植物體，由于根部與重金屬直接接觸，大量重金屬附著在根部組織細(xì)胞壁中，形成難溶重金屬，使得重金屬在根部累積量大于地上部累積量[9]。本研究結(jié)果顯示，隨著PLI的增加，水稻對(duì)重金屬吸收增加，尤其對(duì)Zn、Cd和Pb有一定的累積效果。水稻內(nèi)Cd吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)是主動(dòng)運(yùn)輸過程，水培試驗(yàn) Zn、Pb 濃度為 100 μmol·L-1時(shí)，水稻幼苗 Zn、Pb積累量分別達(dá) 4635 mg·kg-1DW 和 5501 mg·kg-1DW，且Zn的轉(zhuǎn)移系數(shù)高于Pb[7]。本文土壤中Zn濃度遠(yuǎn)高于Pb，水稻對(duì)Zn累積量及BCF高于Pb，且各處理水稻植株重金屬含量隨土壤重金屬提取態(tài)濃度增大而增加，地上部重金屬含量低于地下部重金屬含量，與前人的研究結(jié)果[7，20-21]一致。對(duì) As、Hg 而言，本研究土壤中As、Hg濃度較低，植物積累量較少。

3.2 多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻生長(zhǎng)的影響

重金屬進(jìn)入植物細(xì)胞內(nèi)，與酶活性中心或蛋白中的巰基結(jié)合，取代金屬蛋白中的必需元素，導(dǎo)致分子結(jié)構(gòu)改變、酶失去活性，干擾細(xì)胞代謝過程，進(jìn)而產(chǎn)生抑制植物生長(zhǎng)、減少植物生物量等毒害作用[1，12]。很多學(xué)者研究了重金屬對(duì)植物的影響，隨著重金屬濃度升高，其對(duì)植物生長(zhǎng)及生物量會(huì)產(chǎn)生抑制作用。鄭春榮等[20]研究結(jié)果表明廣西土壤Pb在0~2000 mg·kg-1時(shí)，對(duì)水稻生長(zhǎng)無明顯影響，Pb毒性存在隱蔽性，但Zn含量達(dá)201 mg·kg-1時(shí)，對(duì)水稻生長(zhǎng)產(chǎn)生明顯的抑制作用。隨重金屬含量增加，毒性增強(qiáng)，Pb、Zn、As、Cd重金屬表現(xiàn)為協(xié)同作用[13]。本研究結(jié)果顯示，在多金屬復(fù)合污染土壤中，隨PLI增加，水稻株高和生物量減少，與前人研究結(jié)果[13]較一致。當(dāng)PLI>3.0，多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻毒性作用逐漸增強(qiáng)，植物生長(zhǎng)受到嚴(yán)重的抑制作用，不利于水稻植株的生長(zhǎng)發(fā)育。在處理Ⅲ中水稻在苗期死亡可能是由于土壤養(yǎng)分偏低而降低了水稻對(duì)重金屬毒性的抗性。當(dāng)PLI達(dá)5.96時(shí)，重金屬綜合污染毒性作用最強(qiáng)，隨著重金屬在水稻植株內(nèi)的積累，水稻酶系統(tǒng)被破壞，細(xì)胞死亡，最后導(dǎo)致植株在苗期結(jié)束后死亡。

表4 重金屬提取態(tài)與水稻生理指標(biāo)的多元線性回歸分析Table 4 Multivariate regression analysis between concentration of heavy metals and physiological index of rice

3.3 多金屬復(fù)合污染對(duì)水稻生理指標(biāo)的影響

葉綠素是植物進(jìn)行光合作用的主要色素，其含量的高低可以反映出植物光合作用的強(qiáng)弱，可以作為重金屬脅迫下生物水平的敏感指標(biāo)[1]。重金屬在水稻植株中持續(xù)積累，可能會(huì)抑制原葉綠素酸酯還原和影響氨基酮戊酸的合成，進(jìn)而使得葉綠素含量下降[13]，或產(chǎn)生過量的ROS加速葉片衰老[22]。本研究隨PLI增大，水稻葉片葉綠素含量下降，二者表現(xiàn)出負(fù)相關(guān)關(guān)系，與前人研究結(jié)果[13]較一致。

植物在逆境下會(huì)產(chǎn)生大量的O-2·、H2O2等ROS，植物抗氧化酶系統(tǒng)中的SOD能夠促使植物體內(nèi)O-2·生成H2O2，而POD能夠消除植物體內(nèi)的H2O2，有效防止其對(duì)植物膜及生物體的損害，SOD、POD活性大小可以作為抗氧化能力強(qiáng)弱的指標(biāo)，過量的ROS能夠與植物細(xì)胞原生質(zhì)膜中的不飽和脂肪酸發(fā)生過氧化作用產(chǎn)生MDA，其可以反映植物細(xì)胞膜脂過氧化程度，是評(píng)價(jià)膜受損程度的重要指標(biāo)[5，23]。土壤Pb濃度為500~1800 mg·kg-1時(shí)，植物SOD酶活性上升[24]。土壤Cd濃度為6.01 mg·kg-1時(shí)對(duì)水稻的SOD活性有促進(jìn)作用[4]，Zn是植物所必需的微量元素，Zn能緩解Cd對(duì)植物的毒害作用，但Zn超過一定濃度時(shí)，對(duì)植物會(huì)表現(xiàn)出毒性作用[25-26]。本研究中，隨PLI增大，水稻葉片SOD活性先增大后減少，其中在PLI為4.36時(shí)，水稻苗葉片SOD活性最大，較適合水稻幼苗的生長(zhǎng)，但隨著水稻生長(zhǎng)發(fā)育對(duì)重金屬的積累，分蘗期水稻株高、生物量明顯受到抑制作用，不利于水稻生長(zhǎng)，PLI<1.95時(shí)，株高及生物量抑制作用較弱，較適合水稻的生長(zhǎng)。極強(qiáng)污染處理組中，水稻分蘗期已嚴(yán)重受到毒害作用，對(duì)重金屬的持續(xù)積累使得水稻生長(zhǎng)嚴(yán)重受阻，故本文只研究了不同污染程度下，復(fù)合重金屬對(duì)水稻幼苗期及分蘗期的影響。而對(duì)于PLI＜1.95下，重金屬對(duì)水稻籽粒及產(chǎn)量有何影響，是否有推廣價(jià)值未做研究。處理Ⅵ中，土壤Zn提取態(tài)濃度達(dá)1 511.64 mg·kg-1，脅迫作用下產(chǎn)生大量的 O-2·，使得SOD活性顯著降低，但仍高于對(duì)照組，這與孫健等[13]的結(jié)果較一致。處理Ⅵ中SOD活性的降低，使得H2O2含量增加趨勢(shì)減弱，POD活性仍呈增大趨勢(shì)，這與Wang等[22]的研究結(jié)果較一致。較低濃度的重金屬脅迫對(duì)水稻膜脂過氧化反應(yīng)影響較小，隨PLI增大，水稻MDA含量上升，處理Ⅳ、Ⅴ中含量較低，可能是較高活性的SOD消除了大量的ROS[6]，處理Ⅵ水稻MDA含量明顯增加，一方面可能是由于重金屬脅迫作用增強(qiáng)，大量的O-2·促使發(fā)生膜脂過氧化反應(yīng)，進(jìn)而產(chǎn)生大量的MDA，另一方面可能是水稻較高的POD活性，導(dǎo)致H2O2分解產(chǎn)生更多的·OH-，加劇膜脂過氧化程度，使MDA含量增加[27]。說明水稻對(duì)重金屬脅迫的自我調(diào)節(jié)能力有一定限度。PLI≥4.43時(shí)，各處理組中重金屬提取態(tài)濃度占比高達(dá)50%以上，可被植物吸收利用的比例較高，可通過Pb、Zn、Cd富集植物對(duì)土壤進(jìn)行修復(fù)。

4 結(jié)論

（1）土壤污染負(fù)荷指數(shù)（PLI）與水稻株高呈極顯著負(fù)相關(guān)性（P<0.01），與水稻地上生物量呈顯著負(fù)相關(guān)性（P<0.05）。PLI與MDA和SOD呈正相關(guān)關(guān)系，與POD呈顯著正相關(guān)關(guān)系。隨土壤PLI增加，水稻吸收重金屬含量增加，水稻對(duì)重金屬的吸收表現(xiàn)出累積效應(yīng)，重金屬的積累主要集中在根部，各種重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)BCF<1，不易轉(zhuǎn)移到地上部（莖、葉），但水稻仍對(duì)Zn、Cd、Pb 有一定的積累。

（2）隨PLI增加，水稻地下部分生長(zhǎng)受抑制作用，PLI<4.36時(shí)，水稻苗葉片SOD、POD活性較大，水稻幼苗可以正常生長(zhǎng)，但隨著水稻生長(zhǎng)以及對(duì)重金屬的不斷積累，分蘗期水稻生長(zhǎng)逐漸受到抑制，而當(dāng)土壤污染負(fù)荷指數(shù)PLI≥4.43時(shí)，水稻葉片SOD活性降低，Chl含量下降，水稻幼苗出現(xiàn)生長(zhǎng)障礙。

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