張悠然，李順安，熊 林，葉麗麗，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)重點實驗室，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)

廣西石漠化地區(qū)多重金屬復(fù)合脅迫對玉米生長及生理特性影響

張悠然1, 2，李順安1，熊 林1, 2，葉麗麗1, 2，蔣金平1, 2 *

(1.桂林理工大學(xué)廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點實驗室，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)

為了解重金屬復(fù)合污染對石漠化地區(qū)土壤玉米生長及生理特征的影響，采集廣西陽朔縣9個不同重金屬污染程度農(nóng)田土壤，進行玉米盆栽試驗。結(jié)果表明，廣西重金屬復(fù)合污染土壤中，有效態(tài)重金屬對玉米株高及生物量的積累起到低濃促進高濃抑制的作用。重金屬復(fù)合污染顯著影響玉米植物酶活性(P<0.05)，低濃度的有效態(tài)重金屬能夠降低玉米丙二醛(Malondialdehyde，MDA)活性，高濃度有效態(tài)重金屬促進玉米丙二醛活性。隨有效態(tài)重金屬濃度增加，超氧化物岐化酶(Superoxide dismutase，SOD)活性呈持續(xù)下降趨勢，而過氧化物酶(Peroxidase，POD)活性則呈現(xiàn)低濃度下降高濃度上升的趨勢。多元回歸分析結(jié)果表明，Cd、As對玉米體內(nèi)SOD、POD活性表現(xiàn)出協(xié)同作用。而土壤中有效態(tài)Hg對玉米體內(nèi)SOD、POD活性均表現(xiàn)出抑制效應(yīng)。

石漠化；玉米；多金屬；土壤污染；植物酶活性

重金屬在環(huán)境中的持久性長、參與生物地球化學(xué)循環(huán)，可引起生態(tài)風(fēng)險[1]，同時，重金屬能夠通過多種途徑進入食物鏈最終危害人類健康，是土壤環(huán)境中具有潛在危害的重要污染物。2014年環(huán)保部全國土壤污染狀況調(diào)查公報顯示我國農(nóng)田土壤中典型重金屬點位超標(biāo)率不容樂觀，受重金屬等污染的耕地面積在千萬公頃以上[2]。土壤重金屬污染不僅導(dǎo)致土壤肥力降低，還在作物根、莖、葉和果實內(nèi)大量積累，影響作物生長發(fā)育，導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量降低和品質(zhì)下降。

玉米是我國播種面積最廣的糧食作物和能源作物，在國民經(jīng)濟建設(shè)中占有重要地位，其生產(chǎn)安全關(guān)系到我國糧食安全問題[3-4]。有關(guān)研究認為玉米對土壤重金屬污染有較強的耐性，可以作為重金屬污染土壤的修復(fù)植物[5]。但也有研究結(jié)果表明，高濃度鎘(Cd2+)能夠抑制玉米種子的萌發(fā)和根的伸長，同時使玉米葉片中的葉綠素含量下降，質(zhì)膜相對透性增高，丙二醛含量上升[6]。土壤中過量的鉛(Pb2+)也會對玉米生長產(chǎn)生影響，隨著鉛濃度增加，玉米芽干重、根干重總體呈下降趨勢[7]。水培條件下，鋅作用的最適濃度約在10-6mol/L，當(dāng)濃度超過10-4mol/L時就會對作物生長產(chǎn)生明顯的抑制作用[8]。砷抑制作物種子萌發(fā)，造成發(fā)芽率、根系活力降低，芽長、根長受抑制，且砷濃度越高，受抑制越嚴重[9-10]。植物的抗氧化酶系SOD和POD屬于植物酶保護系統(tǒng)，經(jīng)常被用于評價植物體受活性氧毒害程度[11]，而丙二醛是膜脂受活性氧作用產(chǎn)生的物質(zhì)，也經(jīng)常用于評價植物質(zhì)膜受損程度[11-12]。

本研究基于石漠化地區(qū)重金屬復(fù)合污染土壤盆栽試驗，以土壤-玉米體系為研究對象，通過研究分析不同重金屬污染程度土壤的化學(xué)性質(zhì)、重金屬含量、形態(tài)及玉米生長和植物酶活性等指標(biāo)，綜合研究石漠化地區(qū)重金屬復(fù)合污染對玉米生長及生理特性的影響及其機制，為石漠化地區(qū)重金屬污染土壤利用與修復(fù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤采集于廣西桂林市陽朔縣某村(24°59′ N，110°33′ E)，陽朔地處中亞熱帶季風(fēng)性氣候，熱量豐富，雨量充沛，日照充足，年平均溫度19.5 ℃，多年平均降雨量為1560.0 mm。陽朔是廣西石漠化較為嚴重的地區(qū)之一，主要土壤類型為棕色石灰土。由于附近鉛鋅礦尾礦庫管理不善而導(dǎo)致下游村莊部分農(nóng)田受到重金屬嚴重污染。

供試玉米品種為福單2號(甘肅省張掖市金豐種業(yè)有限責(zé)任公司)，在廣西種植面積較大。

1.2 試驗方法

選定研究區(qū)內(nèi)重金屬污染農(nóng)田，清理土壤表面石塊和雜物后，用便攜式金屬元素分析儀(Innov-X Delta DS6000)粗略測定土壤的主要重金屬濃度，然后按照重金屬污染程度高低分成9個梯度，按污染程度由低至高依次為A～I處理，并選擇無重金屬污染的農(nóng)田作為對照(CK)，分別采集各處理土壤樣品，帶回實驗室后將各處理土壤樣品分別均勻攤開，除去根系雜物，風(fēng)干72 h后過2 mm 篩，備用。

于2015年在廣西桂林市桂林理工大學(xué)雁山校區(qū)室外條件下進行玉米盆栽試驗，盆栽塑料桶直徑30 cm、高35 cm，每桶裝7 kg過篩風(fēng)干土，在播種前進行適度潤濕。各處理設(shè)4個重復(fù)和2個空白對照。播種之前先進行浸種催芽，挑選飽滿的玉米種子溫水浸泡全部露白后進行播種，每個重復(fù)點播4顆玉米種子，待三葉期時取玉米新鮮葉片進行植物酶活性測定。隨后進行間苗，每個重復(fù)保留生長較為健壯幼苗一株。玉米生長過程中，根據(jù)土壤的干濕程度進行適宜灌水，播種1個月時期，根據(jù)當(dāng)?shù)靥镩g玉米的施肥方式，每盆玉米施1 g尿素。播種時間為5月14日，第110天收獲。

1.3 測定方法

1.3.1 玉米生長指標(biāo)測定 種植過程中，每隔10 d記錄1次株高。玉米收獲后，將植株地上部分和地下部分剪碎，先在105 ℃下殺青30 min，然后在80 ℃烘干至恒重，分別測定植株地上部分和地下部分干重。地上部分包括果實、莖、葉，地下部分為根。然后分別制成植物樣品，待測。

1.3.2 玉米生理指標(biāo)測定 準確稱取1 g超純水清洗過的鮮葉片，研磨成勻漿待測。選用南京建成生物工程研究所提供的考馬斯亮藍蛋白試劑盒、超氧化物岐化酶(Superoxide dismutase，SOD)試劑盒、過氧化物酶(Peroxidase，POD)試劑盒分別測定玉米幼苗期葉片蛋白質(zhì)含量、SOD活性以及POD活性，按照給定的方法計算SOD和POD的含量。葉片丙二醛(Malondialdehyde，MDA)含量的測定采用硫代巴比妥酸法[13]。

1.3.3 土壤污染評價 土壤采用污染負荷指數(shù)法進行重金屬污染評價[14]，計算公式如下：

(1)

(2)

式中：CFi為元素i的最高污染系數(shù)；Ci為元素i的實測含量；C0i為元素i的評價標(biāo)準；PLI為某一點的污染負荷指數(shù)。若0 < PLI< 1，土壤無污染；若1 < PLI< 2，土壤為中等污染；若2 < PLI< 3，土壤為強污染；當(dāng)PLI≥3時，表示土壤受到極強污染。

1.3.4 土壤重金屬測定 土壤化學(xué)性質(zhì)指標(biāo)測定參照《土壤農(nóng)化分析》[15]。土壤重金屬Pb、Zn、Cd全量采用硝酸—過氧化氫體系進行消解，然后用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀(ICP)進行測定。As、Hg全量采用王水水浴消解，用原子熒光分光光度計測定。土壤中重金屬形態(tài)分析采用BCR[16]提取法，將弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)的總和作為盆栽土壤重金屬有效態(tài)[17]。每批樣品均做空白、平行試驗，用標(biāo)準物質(zhì)GSS-7(GBW07407)和GBW10015(GSB-6)對樣品分析質(zhì)量進行控制，控制加標(biāo)回收率為95.00 % ～ 105.00 % 。所用試劑均為優(yōu)級純，分析器皿均以10 %硝酸溶液浸泡過夜，以去離子水洗凈。

表1 盆栽土壤重金屬濃度及污染特征

注：同列不同小寫字母表示用LSD法多重比較差異顯著(P< 0.05)。下同。

Note:Values with different lowercase letters mean significant difference with LSD method atP< 0.05 in the same column. The same as below.

1.4 數(shù)據(jù)分析

試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2007，SPSS18.0軟件進行統(tǒng)計和分析。土壤樣品的標(biāo)準值采用國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(GB15618-1995)的三級標(biāo)準。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬污染梯度及形態(tài)特征

由土壤重金屬全量含量及污染程度數(shù)據(jù)(表1)可知，盆栽試驗中CK～I處理土壤污染程度整體呈現(xiàn)逐漸增大趨勢。CK處理土壤重金屬含量最低，作為對照(無污染)，而處理 A、B和C土壤中重金屬含量相對較低，負荷污染指數(shù)PLI值小于1，也屬于無污染。處理D和E土壤負荷污染指數(shù)PLI值在1.00 ～ 2.00，屬于中度污染，處理F和G土壤重金屬負荷污染指數(shù)PLI值為2 ～ 3屬于強污染，H處理和I處理土壤重金屬濃度非常高，負荷污染指數(shù)PLI值分別達到4.04和4.48，達到極強污染程度。

從重金屬有效態(tài)測定結(jié)果(表2)可以看出，從對照(CK)至極強污染處理(I)，土壤重金屬有效態(tài)含量也逐漸增大，與重金屬全量變化趨勢一致。結(jié)合表1～2數(shù)據(jù)可知，處理F、H、I的重金屬Pb、Cd、Zn有效態(tài)含量均達到全量的50.00 %以上。說明污染較重的土壤中有效態(tài)重金屬比例較高，特別是極強污染土壤I中鉛和鎘有效態(tài)含量分別達到2521.49和16.31 mg·kg-1，鋅的有效態(tài)也達到4984.30 mg·kg-1。

表2 盆栽土壤重金屬有效態(tài)(弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài))含量

注:△ 代表重金屬有效態(tài)占全量50.00 %以上。

Note:△ means bioavailable form of heavy metal more than 50.00 % of the total.

表3 土壤化學(xué)性質(zhì)測定結(jié)果

2.2 土壤化學(xué)性質(zhì)特征

由表3可以看出，處理E土壤有機碳含量最高，為14.43 g·kg-1，與CK、處理D、H差異不顯著，處理I土壤有機碳含量最低，為12.22 g·kg-1，顯著低于其他處理。CK和處理A、處理B和處理C土壤pH值較高，接近中性，而處理F、G、H和I土壤pH值均較低，呈現(xiàn)微酸性。CK和處理A、B和C氧化還原電位(Eh)較低，顯著低于其他處理，而處理F、G和H氧化還原電位較高，處理I氧化還原電位最大，為284.47 mV，顯著高于其他處理。處理C、D和E土壤全氮較高，顯著高于處理G、H和I，處理B、D和E土壤全磷含量較高，顯著高于其他處理，而處理C和I土壤全磷含量較低，顯著低于其他處理。從土壤化學(xué)性質(zhì)綜合分析，對照CK、處理A、B、C和D土壤肥力相對較好，而處理F、G、H和I土壤肥力質(zhì)量相對較差。

2.3 重金屬復(fù)合污染對玉米生長的影響

2.3.1 土壤復(fù)合污染對玉米生長的影響 不同濃度重金屬脅迫對玉米生長發(fā)育及產(chǎn)量均有一定影響。除處理I種子發(fā)苗后1周內(nèi)全部死亡外，其余處理均可出苗成株，其中重金屬污染較重處理(F，G和H)出苗和生長速度相對較慢，從玉米收獲前植株高度以及收獲后生物量測定(表4)可以看出，處理F、G、H的玉米植株株高及地上部分生物量均顯著低于其他處理，處理D地上部分生物量最大，為36.2 g，顯著高于其他處理，生物量最小為處理G，為12.1 g，與處理H差異不顯著，但顯著低于其他處理。處理D玉米地下部分生物量最大，為9.49 g，顯著高于其他處理，處理G最小，為4.21 g與處理H差異不顯著，但顯著低于其他處理。除處理F、G、H和I外，其他處理均有籽粒，其中處理D籽粒重最大，為11.21 g，與處理A差異不顯著，且顯著高于其他處理，處理E最小，為5.24 g，顯著低于其他處理。由此看出，無污染土壤與重金屬污染較低處理土壤對玉米生長影響相對較小，而強污染土壤(處理F和G)和極強污染土壤(處理H和I)對玉米生長抑制作用非常明顯，甚至導(dǎo)致玉米死亡和籽粒無收。

表4 玉米植株高度和生物量(干重)

注：“—”表示死亡或者沒有數(shù)據(jù)。

Note: ‘—’ means plant death or no data.

表5 重金屬有效態(tài)與玉米生長特征的多元回歸分析

注：X1，X2，X3，X4分別代表：Pb、Cd、As、Hg元素，**表示在0.01水平上顯著相關(guān)。下同。

Note:X1，X2，X3，X4mean Pb, Cd, As, Hg, ** are significant at 0.01 level.The same as below.

2.3.2 重金屬有效態(tài)與生長特征回歸分析 由于Zn元素與其他元素存在共線性，因此對其他4種重金屬元素與玉米的生長特征指標(biāo)作多元回歸分析并得出回歸模型，結(jié)果見表5。由表5回歸模型中各重金屬元素回歸系數(shù)分析結(jié)果可知，重金屬Pb、Zn、Cd、As、Hg復(fù)合污染條件下，隨著Cd、As、Hg濃度的增加，玉米株高升高，地上部分、地下部分生物量均增大。Cd、As、Hg 3種重金屬對玉米株高、地上部分、地下部分生物量表現(xiàn)出協(xié)同作用。Cd和Hg對玉米籽粒干重同樣表現(xiàn)出協(xié)同作用。而隨著Pb濃度的增加，玉米株高降低，地上部分、地下部分生物量和籽粒干重均減少。由此判斷Pb元素對玉米株高、地上部分、地下部分生物量和籽粒干重表現(xiàn)出抑制效應(yīng)?？梢?，重金屬Pb、Zn、Cd、As、Hg復(fù)合污染下，隨重金屬濃度的增加，對玉米生長指標(biāo)的影響是不一樣的。從F檢驗結(jié)果表明(表5)，重金屬復(fù)合污染對玉米株高、地上部分生物量和籽粒干重的影響達到極顯著水平，而對地下部分生物量的影響未達到顯著水平。說明玉米株高、地上部分生物量和籽粒干重能夠較為敏感的反應(yīng)土壤重金屬污染情況。

2.4 重金屬復(fù)合污染對玉米生理指標(biāo)的影響

2.4.1 重金屬復(fù)合污染對玉米葉片酶活性影響 從玉米苗期葉片中過氧化物酶和超氧化物歧化酶活性(圖1)以及丙二醛含量(圖2)可以看出，POD活性隨重金屬脅迫濃度升高整體呈先下降后上升的趨勢。其中，處理I的POD活性最高，為60.94 U/mg prot，與處理A和對照CK差異不顯著，且三者均高于其他處理；處理D的POD活性最低，為24.68 U/mg prot，與處理C差異不顯著，且兩者均均顯著低于其他處理。SOD活性隨重金屬脅迫濃度升高整體呈下降趨勢，且各處理與CK相比較差異顯著，處理A達到最高值51.50 U/mg prot，顯著高于CK及其他處理。I處理達到最低值12.17 U/mg prot，顯著低于其他處理。MDA含量隨重金屬脅迫濃度升高整體呈先下降再上升的趨勢。處理F中玉米葉片MDA含量最高，為9.42 nmol/mg prot，顯著高于其他處理。處理C含量最低，為3.67 nmol/mg prot，顯著低于其他處理。

圖1 玉米苗期葉片中中過氧化物酶(POD)和超氧化物歧化酶(SOD)活性Fig.1 POD and SOD activity during seedling stage in leaf of maize

圖2 玉米苗期葉片中丙二醛(MDA)含量Fig.2 MDA content during seedling stage in leaf of maize

2.4.2 重金屬有效態(tài)含量與玉米葉片酶活性多元回歸分析 由表6多元回歸分析結(jié)果可知，在重金屬 Pb、Zn、Cd，As和Hg復(fù)合污染條件下，隨著土壤中Pb、As、Hg有效態(tài)濃度的增加，玉米葉片MDA含量升高，有效態(tài)Pb、As、Hg對玉米葉片MDA含量表現(xiàn)出協(xié)同作用。土壤中有效態(tài)Cd對玉米葉片MDA含量表現(xiàn)出抑制效應(yīng)。隨著土壤中有效態(tài)Cd、As濃度增加，玉米葉片SOD、POD活性升高，Cd、As對玉米葉片SOD、POD活性表現(xiàn)出協(xié)同作用。而Hg對玉米葉片SOD、POD活性均表現(xiàn)出抑制效應(yīng)。F檢驗表明重金屬復(fù)合污染土壤中重金屬有效態(tài)對玉米葉片SOD、POD活性影響均到極顯著水平，而MDA含量的影響未達到顯著水平。說明玉米葉片SOD、POD活性能夠較為敏感的反應(yīng)土壤重金屬污染情況。

3 討 論

3.1 重金屬復(fù)合污染土壤中重金屬有效態(tài)含量對玉米生長情況的影響

土壤中的重金屬污染對植物來說是一種脅迫因素，能夠?qū)χ参锏纳L、發(fā)育、繁殖等階段產(chǎn)生影響[18-19]。在本研究中，隨重金屬濃度遞增，玉米株高、地上部分生物量和籽粒干重均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，表明中度重金屬污染對玉米生長影響不大，甚至能夠促進玉米生長，而強重金屬污染和極強重金屬污染均會抑制玉米生長，甚至導(dǎo)致玉米減產(chǎn)和死亡。由多元回歸分析結(jié)果可知，Pb元素對玉米生長特征(株高、生物量)起抑制效應(yīng)。玉米株高、地上部分生物量和籽粒干重能夠敏感的反應(yīng)出土壤重金屬污染情況。

3.2 重金屬復(fù)合污染土壤中重金屬有效態(tài)對玉米生理指標(biāo)的影響

本研究結(jié)果表明，重金屬復(fù)合污染土壤中隨著污染程度增加，玉米葉片內(nèi)MDA含量先下降后上升，說明低濃度重金屬脅迫對玉米的膜脂過氧化反應(yīng)的影響較小，但隨著重金屬脅迫濃度的升高，MDA含量逐漸增大，此結(jié)果與前人研究結(jié)果較為一致[20-21]。高濃度重金屬脅迫影響到玉米的膜脂過氧化反應(yīng)，產(chǎn)生大量MDA。重金屬強污染F和極強污染I處理中，MDA含量大于對照組，表明玉米植株已經(jīng)受到嚴重重金屬脅迫。

隨重金屬脅迫濃度的增加，SOD活性整體呈下降趨勢，除B處理活性顯著高于對照組外，其余處理組酶活性均顯著低于對照組。結(jié)合MDA含量分析，僅F和I處理MDA含量高于對照處理，說明F和I處理的玉米受到嚴重脅迫，植株體內(nèi)SOD活性被抑制。其余重金屬污染程度處理的SOD活性雖然低于對照，但MDA含量在正常范圍之內(nèi)，其余組的玉米植株體內(nèi)SOD活性是否受到抑制還需進一步實驗證實。因此較低濃度的重金屬有效態(tài)可能刺激玉米植株體內(nèi)的酶，使SOD活性升高。

本研究中，隨重金屬脅迫濃度的增加，POD酶活性呈先下降后上升的趨勢，表明較低重金屬濃度有利于玉米生長，脅迫較低，隨污染程度持續(xù)增大，則表現(xiàn)出POD增大的趨勢，進而說明高濃度的重金屬脅迫能夠加快玉米的老化速度。在重金屬復(fù)合污染脅迫下，玉米體內(nèi)SOD和POD的活性分別出現(xiàn)3次峰值，這種現(xiàn)象稱之為“抗性酶活性高峰”，可能是植物細胞內(nèi)保護性酶對重金屬脅迫產(chǎn)生了相應(yīng)的抗性變異[22]。

表6 土壤重金屬有效態(tài)與玉米葉片內(nèi)MDA、POD、SOD的多元回歸分析

由多元回歸分析結(jié)果可知，Cd、As對玉米體內(nèi)SOD、POD活性表現(xiàn)出協(xié)同作用。而Hg對玉米體內(nèi)SOD、POD活性均表現(xiàn)出抑制效應(yīng)。重金屬復(fù)合污染對玉米體內(nèi)SOD、POD活性影響達到極顯著水平，說明玉米體內(nèi)SOD、POD活性能夠較為敏感的反應(yīng)土壤重金屬污染情況。

4 結(jié) 論

從本研究結(jié)果可以看出，廣西石漠化地區(qū)，土壤重金屬復(fù)合污染脅迫對玉米株高、地上部分、地下部分、籽粒的干物質(zhì)積累量均起到低濃促進高濃抑制的作用，中等重金屬污染程度對玉米生長促進作用，強重金屬污染和極強重金屬污染能夠抑制玉米生長，導(dǎo)致玉米植株的干物質(zhì)積累量和籽粒產(chǎn)量降低，甚至死亡。土壤重金屬復(fù)合污染土壤中，隨重金屬有效態(tài)濃度的升高，玉米體內(nèi)MDA含量呈先下降后上升趨勢；隨重金屬有效態(tài)濃度的上升，SOD活性呈下降趨勢，結(jié)合MDA變化趨勢可知，高濃度重金屬脅迫能夠抑制SOD活性；隨重金屬有效態(tài)濃度的上升，POD活性呈先下降后上升趨勢，說明高濃度重金屬脅迫能夠使玉米幼苗老化。

[1]Liu W X, Li X D, Shen Z G, et al. Multivariate statistical study of heavy metal enrichment in sediments of the Pearl River estuary [J]. Environmental Pollution, 2003, 121: 377-388.

[2]駱永明. 重金屬污染土壤的香薷植物修復(fù)研究[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2012: 1-3.

[3]陳達慶，溫國泉，王冠玉. 優(yōu)質(zhì)早熟糯玉米新品種“慶糯1號”的選育[J]. 廣西科學(xué)，2016,23(3):188-193.

[4]石達金，閆飛燕，呂巨智. 不同覆蓋方式對玉米農(nóng)藝性狀及產(chǎn)量的影響[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報，2014,45(6): 961-966.

[5]田 帥, 丁勇禎, 居學(xué)海. 玉米對重金屬脅迫的影響極其在植物修復(fù)中的應(yīng)用[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2009, 37(5): 2208-2210.

[6]李麗君, 鄭普山, 謝蘇婧. 鎘對玉米種子萌發(fā)和生長的影響[J]. 山西大學(xué)學(xué)報, 2001, 24(1): 93-94.

[7]王玉鳳. 鉛對玉米種子萌發(fā)的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2005, 33(1): 2110-2111.

[8]王景安, 張福鎖. 供鋅水平對玉米幼苗生長發(fā)育及鋅含量的影響[J]. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2000, 22(1): 69-72.

[9]朱云集, 王晨陽, 馬元喜, 等. 砷脅迫對小麥根系生長及活性氧代謝的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2000, 20(4): 707-710.

[10]胡家恕, 童富淡, 邵愛萍, 等. 砷對大豆種子萌發(fā)的傷害[J]. 浙江農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 1996, 22(2): 121-125.

[11]劉增兵. 重金屬復(fù)合脅迫對夏玉米生理特性的影響[D]. 山東農(nóng)業(yè)大學(xué),2006.

[12]王曉維, 黃國勤, 徐健程, 等. 銅脅迫和間作對玉米抗氧化酶活性及丙二醛含量的影響 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2014, 10: 1890-1896.

[13]王學(xué)奎. 植物生理生化試驗原理和技術(shù)[M]. 北京: 高等教育出版社, 2006: 174-176.

[14]李一蒙, 馬建華, 劉德新, 等. 開封城市土壤重金屬污染及潛在生態(tài)風(fēng)險評價[J]. 環(huán)境科學(xué)，2015(3):1037-1044.

[15]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京:中國農(nóng)業(yè)出版社,2008.

[16]Rauret G, Rubio R，Lopez-Sanchez J F. Optimization of Tessier procedure for metal solid speciation in river sediments [J]. Trends in Analytical Chemistry, 1989, 36: 69-83．

[17]Ksenol, Azeki T Serife. Fractionation of metal in street sediment samples by using the BCR sequential extraction procedure and multivariate statistical elucidation of the data [J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 132(1): 80-89.

[18]張?zhí)?，段昌群，?斌, 等. 玉米在重金屬污染條件下的生態(tài)分化與品種退化[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 1999, 10(6): 743-747．

[19]張美德，艾倫強，何銀生，等.硒對鎘脅迫下白術(shù)抗氧化能力的影響[J].南方農(nóng)業(yè)學(xué)報,2015,46(7):1166-1172.

[20]Sfaxi-Bousbinh A, Chaoui A, El Ferjani E. Unsuitable availability of nutrients in germinating bean embryos exposed to copper excess[J]. Biological.Trace Element Research, 2010, 135(1-3): 295-303.

[21]Gusman G S,Oliveira J A, Farnese G S, et al. Mineral nutrition and enzymatic adaptation induced by arsenate and arsenite exposure in lettuce plants[J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2013, 71: 307-314.

[22]孫 健, 鐵柏清, 錢 湛, 等. 復(fù)合重金屬脅迫對玉米和高粱成苗過程的影響[J]. 山地農(nóng)業(yè)生物學(xué)報, 2005, 24(6): 514-521.

(責(zé)任編輯 汪羽寧)

Effects of Multiple Heavy Metal Stress on Growth and Physiological Characteristics of Maize in Rocky Desertification Region in Guangxi

ZHANG You-ran1, 2, LI Shun-an1, XIONG Lin1, 2, YE Li-li1, 2, JIANG Jin-ping1, 2 *

(1.Guangxi Key Laboratory of Environmental Pollution Control Theory and Technology, Guilin University of Technology, Guangxi Guilin 541004, China; 2.Guangxi Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area, Guangxi Guilin 541004, China)

In order to evaluate the growth and physiological characteristics of maize plants under multiple heavy metal stress in rocky desertification soil, the pot experiment was conducted on 9 kinds of heavy metal contaminated soils from Yangshuo County in Guangxi. The results showed that low concentration of available heavy metal promoted the maize plant height and biomass of maize, while available heavy metal with high concentrations suppressed the growth and plant biomass of maize. Multiple heavy metal pollution could significantly affect the enzyme activity of maize plants(P<0.05). The results also showed that available heavy metal with low concentrations could decrease malondialdehyde (MDA) activity, but it was the opposite trend for available heavy metal with high concentrations. Superoxide dismutase (SOD) activity in maize indicated continuous decline trend with the concentrations of heavy metal increase, and peroxidase (POD) activity declined in low available heavy metal content, but increased in higher concentrations of heavy metal. Available cadmium and arsenic in rocky desertification soil showed a synergistic effect with the activity of POD and SOD in maize according to the results of multivariate regression analysis. Available mercury in soils could inhibit SOD and POD activity in maize.

Rocky desertification; Maize; Multiple heavy metal; Soil pollution; Plant enzyme activity

1001-4829(2016)09-2079-07

10.16213/j.cnki.scjas.2016.09.013

2016-04-02

國家自然科學(xué)基金項目(41261098)；廣西礦冶與環(huán)境科學(xué)實驗中心項目(KH2012ZD004)；廣西高等學(xué)校高水平創(chuàng)新團隊及卓越學(xué)者計劃項目(002401013001)

張悠然(1991-)，女，遼寧北票人，碩士研究生，研究方向為土壤污染與修復(fù)，*為通訊作者，E-mail：jiangjinping74@163.com。

S513;X5

A