雷蕾，吳倩樺，呂海琴，王瑞剛，丁永禎，徐應(yīng)明，范稚蓮，莫良玉，馮人偉，4，*

（1.農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津300191；2.中國(guó)農(nóng)科院農(nóng)田重金屬污染修復(fù)創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)，天津 300191；3.廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，南寧530004；4.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，武漢 430070）

不同形態(tài)銻對(duì)水稻生長(zhǎng)及根系形態(tài)特征的影響研究

雷蕾1，2，3，吳倩樺1，2，3，呂海琴1，2，4，王瑞剛1，2，丁永禎1，徐應(yīng)明1，2，范稚蓮3，莫良玉3，馮人偉1，2，3，4，*

（1.農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津300191；2.中國(guó)農(nóng)科院農(nóng)田重金屬污染修復(fù)創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)，天津 300191；3.廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，南寧530004；4.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，武漢 430070）

通過(guò)溶液培養(yǎng)試驗(yàn)（采用埃斯皮諾營(yíng)養(yǎng)液），研究不同形態(tài)銻[Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）]對(duì)常規(guī)秈稻（豐美占）生長(zhǎng)、根系形態(tài)以及不同部位Sb含量的影響。結(jié)果表明：Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）均對(duì)水稻生長(zhǎng)有抑制作用，且Sb（Ⅲ）的毒性較Sb（Ⅴ）高。隨Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）處理濃度增加，地上部分和根系Sb含量均顯著增加，且大量集中在根系。水稻對(duì)Sb（Ⅲ）的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較Sb（Ⅴ）強(qiáng)，導(dǎo)致Sb（Ⅲ）處理下水稻地上部分Sb含量高于Sb（Ⅴ）處理，根系Sb含量則相反。Sb（Ⅲ）的加入顯著抑制大多數(shù)根系形態(tài)參數(shù)，包括根長(zhǎng)、根面積、根體積、根尖數(shù)以及根分叉數(shù)；而僅20 mg·L-1Sb（Ⅴ）能顯著抑制水稻根面積、根直徑、根分叉數(shù)。上述結(jié)果表明：Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）處理下，水稻能通過(guò)降低根面積和分叉數(shù)降低對(duì)Sb的吸收。隨著Sb（Ⅲ）處理濃度增加，水稻細(xì)根比例從52.1%降低至41.5%，中等根比例從45.2%增加至55.2%，表明Sb（Ⅲ）處理下水稻能通過(guò)增加根系粗度來(lái)降低對(duì)Sb的吸收；而隨著Sb（Ⅴ）處理濃度增加，水稻細(xì)根比例在52.1%～56.8%之間波動(dòng)，中等根比例在41.7%～45.2%之間波動(dòng)。

不同形態(tài)銻；水稻；毒性；根系形態(tài)；吸收

中國(guó)是全球最主要的銻（Sb）儲(chǔ)量及生產(chǎn)大國(guó)[1]，其Sb礦資源主要分布于湖南、貴州、廣西、云南等南方省區(qū)[2]。由于Sb礦開(kāi)采及含Sb化合物的廣泛使用，我國(guó)環(huán)境中Sb的污染問(wèn)題越來(lái)越嚴(yán)重。齊翠翠[3]對(duì)湖南錫礦山Sb礦區(qū)的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，礦區(qū)表層土壤中Sb濃度高達(dá)5949 mg·kg-1，遠(yuǎn)超我國(guó)土壤Sb背景值（0.38～2.98 mg·kg-1）[4]；He等[5]研究發(fā)現(xiàn)，錫礦山冶煉廠周邊生長(zhǎng)的水稻（Oryza sativa L.）體內(nèi)富集了大量Sb，水稻根部、莖葉部及籽粒中Sb含量分別為225.34、18.78 mg·kg-1和5.79 mg·kg-1。環(huán)境中高含量的Sb能通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，進(jìn)而對(duì)人體產(chǎn)生毒害作用。劉碧君等[6]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，錫礦山地區(qū)居民頭發(fā)中Sb含量高達(dá)15.9 mg·kg-1。過(guò)量Sb會(huì)引發(fā)人體多種疾病，如：皮膚病、呼吸系統(tǒng)疾病、肺部疾病、心腦血管疾病、神經(jīng)疾病以及癌癥[7]。

Sb不是植物必需營(yíng)養(yǎng)元素，但植物能大量吸收Sb[8]。目前有關(guān)動(dòng)物、微生物等生物體內(nèi)Sb的吸收、代謝及毒性研究已有所開(kāi)展，但關(guān)于植物對(duì)Sb吸收、代謝及毒害作用的機(jī)理研究尚顯不足。Sb對(duì)植物的毒害作用主要表現(xiàn)在以下幾方面：（1）影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育，降低作物產(chǎn)量[9]；（2）抑制植物根系生長(zhǎng)[10]；（3）誘導(dǎo)植物體內(nèi)產(chǎn)生氧化脅迫[11]；（4）影響植物對(duì)必需營(yíng)養(yǎng)元素的吸收[12]。

根系是植物吸收礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)和水分的主要器官。根系形態(tài)的變化受植物遺傳特性和環(huán)境因子的共同影響，其又能直接影響作物的生長(zhǎng)及產(chǎn)量[13]。在重（類(lèi)）金屬脅迫下，植物能通過(guò)改變根系形態(tài)特征來(lái)降低對(duì)重（類(lèi)）金屬的吸收富集，從而降低重（類(lèi)）金屬對(duì)植物的毒性[14]。因此，在重（類(lèi)）金屬脅迫下，研究植物根系的形態(tài)變化能在一定程度上闡明重（類(lèi)）金屬的脅迫程度，以及植物對(duì)重（類(lèi)）金屬的解毒機(jī)制。但是，現(xiàn)有與植物根系形態(tài)相關(guān)的研究?jī)H見(jiàn)于三價(jià)銻[Sb（Ⅲ）]，而關(guān)于五價(jià)銻[Sb（Ⅴ）]對(duì)植物根系形態(tài)特征影響的研究較少[10]。基于以上原因，本研究以水稻為供試植物，利用水培實(shí)驗(yàn)，比較研究不同形態(tài)Sb對(duì)水稻生長(zhǎng)及根系形態(tài)特征的影響，試圖闡明不同形態(tài)Sb對(duì)水稻毒性的差異。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)幼苗的培育及處理過(guò)程

本研究以常規(guī)秈稻（豐美占，由廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院水稻研究所提供）為研究對(duì)象。水稻幼苗的培育過(guò)程如下：挑選顆粒飽滿的種子于2%的NaClO溶液消毒20 min。去離子水清洗干凈后，播種于潤(rùn)濕的培養(yǎng)基質(zhì)（珍珠巖∶蛭石=1∶1，體積比）中。待水稻幼苗長(zhǎng)出兩片真葉，將其移至20 L塑料盆中適應(yīng)3周，采用埃斯皮諾營(yíng)養(yǎng)液培養(yǎng)，此營(yíng)養(yǎng)液組分構(gòu)成為：Ca（NO3）2· 4H2O 0.089 g·L-1、MgSO4·2H2O 0.250 g·L-1、（NH4）2SO40.049 g·L-1、KH2PO40.034 g·L-1、FeCl20.030 g·L-1、H3BO22.86 mg·L-1、ZnSO4·7H2O 0.22 mg·L-1、MnCl2· 2H2O 1.81 mg·L-1、CuSO4·5H2O 0.08 mg·L-1、H2MoO4· 4H2O 0.02 mg·L-1。

適應(yīng)3周后，選取長(zhǎng)勢(shì)一致的水稻幼苗，去離子水清洗幼苗根系，移至1 L避光塑料桶中（1株·桶-1，埃斯皮諾營(yíng)養(yǎng)液培養(yǎng)），同時(shí)加入不同濃度Sb處理。Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）溶液分別由分析純的酒石酸銻鉀和焦銻酸鉀配制而成。試驗(yàn)分為7個(gè)處理，分別為：對(duì)照（CK，0 mg·L-1），5 mg·L-1Sb（Ⅲ），10 mg·L-1Sb（Ⅲ），20 mg·L-1Sb（Ⅲ），5 mg·L-1Sb（Ⅴ），10 mg·L-1Sb（Ⅴ），20 mg·L-1Sb（Ⅴ），每個(gè)處理3次重復(fù)。培養(yǎng)期間，每3 d換1次營(yíng)養(yǎng)液，期間用0.1 mol·L-1的NaOH和HNO3調(diào)節(jié)pH為5.5。光照時(shí)間設(shè)置為16 h/ 8 h（晝/夜），溫度為20℃/25℃（黑夜/白天），光照強(qiáng)度為100 μmol·m-2·s-1，相對(duì)濕度為60%～70%。Sb處理2周后收獲植物。

1.2 樣品的分析

收獲時(shí)，將水稻分為根系和地上部，用濾紙將根系及地上部表面水分吸干后稱(chēng)量鮮重。采用愛(ài)普生平板式掃描儀（Epson Expression 10000XL 1.0）分析水稻根系形態(tài)，該掃描儀配備有根系圖像分析系統(tǒng)（Win-RHIZO）。根系掃描獲取如下參數(shù)：根長(zhǎng)、根體積、根面積、平均根直徑、根尖數(shù)和分叉數(shù)。根系參數(shù)獲取后，將地上部分和根系樣品剪碎分別混勻后在70℃的烘箱中烘干至恒重（48 h）。

根系、地上部分采用萊伯泰科DigiBlock ED54（北京萊伯泰科儀器股份有限公司）電熱消解儀消解。過(guò)程如下：稱(chēng)取植物樣品約0.2 g至消煮管中，加入10 mL濃硝酸，靜置一夜。消煮程序?yàn)椋合纫?0℃加熱1.5 h，再升溫至120℃加熱1.5 h，最后以150℃加熱3 h，冷卻后揭蓋，溫度調(diào)至180℃，蒸干管內(nèi)液體至約1 mL，冷卻、用超純水定容至50 mL容量瓶中。消解后樣品的Sb含量用賽默飛電感耦合等離子體質(zhì)譜測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)處理及分析

采用單因素并結(jié)合多重比較法（Tukey檢驗(yàn)）比較各處理間的顯著性（P＜0.05）。本試驗(yàn)中如不另外說(shuō)明，所有的數(shù)據(jù)均為3次重復(fù)的平均值。數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS 18.0軟件，并用Sigmaplot 10.0軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同形態(tài)Sb對(duì)水稻幼苗生物量的影響

由圖1可以看出，與對(duì)照相比，除10mg·L-1Sb（Ⅴ）處理未對(duì)地上部生物量和5 mg·L-1Sb（Ⅲ）未對(duì)根系生物量有顯著影響外，其他含Sb處理均顯著降低了水稻地上部和根系生物量。同一處理濃度下，Sb（Ⅲ）處理水稻地上部生物量明顯低于Sb（Ⅴ）處理，例如：5 mg·L-1處理時(shí)，Sb(Ⅴ)處理下地上部分生物量為Sb（Ⅲ）處理下的2.4倍；Sb（Ⅲ）處理下的根系生物量為Sb（Ⅴ）處理下的1.7倍。而在10、20 mg·L-1處理時(shí)，Sb（Ⅲ）處理下的根系生物量與Sb（Ⅴ）處理下的根系生物量相似。

2.2 不同形態(tài)Sb對(duì)水稻根系和地上部分Sb含量的影響

如圖2所示，水稻地上部和根系Sb含量均隨Sb處理濃度的增加而顯著增加，且大部分Sb被富集在水稻根系，向地上部轉(zhuǎn)移較少[Sb（Ⅲ）處理下Sb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在0.23～0.13之間，Sb（Ⅴ）處理下Sb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在0.05～0.06之間，數(shù)據(jù)未列出]。同一處理濃度下，Sb（Ⅲ）處理水稻地上部分Sb含量均高于Sb（Ⅴ）處理，例如：在10 mg·L-1處理下，Sb（Ⅲ）處理水稻地上部分Sb含量為Sb（Ⅴ）處理的3.1倍（數(shù)據(jù)未顯示）。與地上部分Sb含量相反，Sb（Ⅴ）處理水稻根系Sb的含量均高于Sb（Ⅲ）處理。

2.3 不同形態(tài)Sb對(duì)水稻根系形態(tài)特征的影響

圖1 不同形態(tài)Sb對(duì)水稻地上部分和根系生物量的影響Figure 1 Effects of different forms of Sb on the shoot and root biomass of rice plants

如表1所示，不同形態(tài)Sb均對(duì)大多數(shù)水稻根系形態(tài)特征指標(biāo)產(chǎn)生不利影響。與對(duì)照相比，20 mg·L-1Sb（Ⅲ）處理顯著降低水稻根長(zhǎng)、根面積、根體積、根尖數(shù)、分叉數(shù)，分別達(dá)81.9%、70.0%、59.6%、81.9%和80.4%。但Sb（Ⅲ）處理未顯著影響水稻根直徑。Sb（Ⅴ）處理對(duì)水稻根系形態(tài)特征相關(guān)參數(shù)的影響較Sb（Ⅲ）處理的小。與對(duì)照相比，≤10 mg·L-1Sb（Ⅴ）處理僅顯著降低了水稻根直徑，未對(duì)其他指標(biāo)有顯著影響。添加20 mg·L-1Sb（Ⅴ）顯著降低了水稻根面積、根直徑和分叉數(shù)，分別達(dá)20.1%、22.2%和40.6%，未顯著影響水稻根長(zhǎng)、根體積和根尖數(shù)。

圖2 不同形態(tài)Sb處理下水稻地上部分和根系的Sb含量Figure 2 Concentration of Sb in the shoots and roots of rice plants subjected to different forms of Sb

表1 不同形態(tài)Sb對(duì)水稻根長(zhǎng)、根面積、根體積、平均根直徑、根尖數(shù)和分叉數(shù)的影響Table 1 Effects of different forms of Sb on the length，area，volume，average diameter，tip number and fork number of rice roots

在處理濃度為10、20 mg·L-1時(shí)，Sb（Ⅴ）處理的根長(zhǎng)、根面積、根體積、根尖數(shù)以及根分叉數(shù)均要高于Sb（Ⅲ）處理的。如10 mg·L-1處理下，Sb（Ⅴ）處理水稻根長(zhǎng)、根面積、根體積、根尖數(shù)及根分叉數(shù)分別為Sb（Ⅲ）處理的1.96、2.22、1.59、2.43倍和2.33倍。

2.4 不同形態(tài)Sb對(duì)水稻根系組成比例的影響

如圖3所示，與對(duì)照相比，隨Sb（Ⅲ）處理濃度增加，粗根比例從2.8%增至3.3%，中等根比例從45.2%增至54.8%，而細(xì)根比例從52.1%降至41.9%。隨Sb（Ⅴ）處理濃度增加，粗根比例從2.8%降至1.2%，中等根比例從45.2%降至42%，而細(xì)根比例從52.1%增至56.8%。

3 討論

研究表明，Sb在土壤中的植物有效性較低，但植物仍能大量吸收Sb，從而影響其生長(zhǎng)[15]。本研究中，雖然兩種形態(tài)Sb均顯著抑制了水稻地上部分和根系生物量，但是不同形態(tài)Sb對(duì)水稻的毒性作用存在顯著差異。例如：Sb（Ⅲ）處理下水稻地上部分生物量顯著低于Sb（Ⅴ）處理下的，表明Sb（Ⅲ）對(duì)水稻的毒性較Sb（Ⅴ）高，此結(jié)果與前人報(bào)道結(jié)果相似[16]。

本研究中，水稻吸收的Sb大部分富集在其根系，向地上部轉(zhuǎn)移較少，這一結(jié)果與Ren等[17]研究結(jié)果相似。但值得注意的是：本研究中Sb（Ⅲ）處理水稻地上部Sb含量高于Sb（Ⅴ）處理，而根系則相反，表明豐美占這一水稻品種對(duì)Sb（Ⅲ）的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較Sb（Ⅴ）的高。Ren等[17]的研究發(fā)現(xiàn)，水稻對(duì)Sb（Ⅴ）的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高為Sb（Ⅲ）轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的3～4倍，這與本研究的結(jié)果不一致，可能與水稻的品種有關(guān)。Huang等[18]的研究表明：Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）處理下，三個(gè)水稻品種（Yangdao 6、Nongken 57、Jiahua 1）表現(xiàn)出不同的Sb富集及轉(zhuǎn)運(yùn)能力。Shtangeeva等[19]的研究結(jié)果也表明：不同植物對(duì)Sb的吸收能力存在差異，他們發(fā)現(xiàn)在75mg·L-1水平下，Sb（Ⅲ）處理黑麥（Secale cereal L.）各部位Sb含量低于Sb（Ⅴ）處理，而小麥（Triticum astevium L.）各部位Sb含量則呈現(xiàn)相反的結(jié)果。

根系是植物與土壤環(huán)境進(jìn)行物質(zhì)交換的重要器官。根系的生長(zhǎng)發(fā)育能影響植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的吸收及有害物質(zhì)的排泄，其形態(tài)特征能夠說(shuō)明植物受重（類(lèi)）金屬毒害程度，植物能通過(guò)改變根系形態(tài)特征來(lái)降低重（類(lèi)）金屬脅迫程度[20-21]。有報(bào)道表明：Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）均能抑制水稻根系的生長(zhǎng)[6]。本研究發(fā)現(xiàn)：Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）均顯著抑制了水稻根系的生長(zhǎng)發(fā)育，相對(duì)于Sb（Ⅲ），Sb（Ⅴ）處理對(duì)水稻根系形態(tài)各指標(biāo)的影響較小。當(dāng)處理濃度小于10 mg·L-1時(shí)，Sb（Ⅴ）基本未對(duì)根系形態(tài)指標(biāo)有顯著性影響；而在20 mg·L-1處理水平下，Sb（Ⅴ）處理根系形態(tài)指標(biāo)（除根直徑外）均明顯高于Sb（Ⅲ）處理。但在10 mg·L-1和20 mg·L-1處理水平下，Sb（Ⅴ）和Sb（Ⅲ）處理對(duì)水稻根系生物量的影響相似。He等[5]研究發(fā)現(xiàn)，在水稻種子（Yuhong No.1）萌發(fā)15 d時(shí)，與對(duì)照相比，1000 mg·L-1Sb（Ⅲ）處理干物質(zhì)轉(zhuǎn)換率為38.79%，而1000 mg·L-1Sb（Ⅴ）處理干物質(zhì)轉(zhuǎn)換率約為20%（此數(shù)據(jù)為作者根據(jù)該文所示圖估算出）。上述結(jié)果表明：Sb（Ⅲ）處理水稻干物質(zhì)轉(zhuǎn)換效率高于Sb（Ⅴ）處理，導(dǎo)致Sb（Ⅲ）處理水稻根系鮮重與Sb（Ⅴ）處理相似，而Sb（Ⅴ）處理下根系形態(tài)特征參數(shù)明顯高于Sb（Ⅲ）處理。

報(bào)道表明，植物能通過(guò)減少細(xì)根數(shù)量、根系表面積及分叉數(shù)來(lái)降低根與重（類(lèi)）金屬的接觸面積，從而降低對(duì)重（類(lèi)）金屬的吸收[22-23]。本研究中Sb（Ⅲ）處理顯著降低了大多數(shù)根系形態(tài)參數(shù)，增加了水稻中等根和粗根比例、降低了細(xì)根比例；Sb（Ⅴ）處理下對(duì)水稻根形態(tài)參數(shù)及各種根比例的影響較小。上述結(jié)果表明Sb（Ⅲ）對(duì)水稻的毒性較Sb（Ⅴ）高，且水稻根系粗度及形態(tài)參數(shù)的變化與不同形態(tài)Sb對(duì)水稻的毒害程度有關(guān)。

4 結(jié)論

（1）Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）均對(duì)水稻生長(zhǎng)有害，且Sb（Ⅲ）毒性較Sb（Ⅴ）高。

（2）水稻根系富集了大多數(shù)Sb，Sb（Ⅲ）處理水稻地上部Sb含量高于Sb（Ⅴ），而根系中則相反。

（3）與對(duì)照相比，10 mg·L-1和20 mg·L-1Sb（Ⅲ）均顯著降低絕大多數(shù)根系形態(tài)參數(shù)的數(shù)值；Sb（Ⅴ）僅20 mg·L-1處理水平顯著抑制了水稻根面積、根直徑和根分叉數(shù)。

（4）Sb（Ⅲ）處理增加水稻根系的粗度，而Sb（Ⅴ）處理對(duì)水稻根系粗細(xì)程度的影響較小。

[1]張亞平,張婷,陳錦芳,等.水、土環(huán)境中銻污染與控制研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2011,20（8/9）：1373-1378.

ZHANGYa-ping,ZHANGTing,CHENJin-fang,et al.Research progress on present situation and countermeasure of antimony pollution in water and soil environment[J].Ecology and Environmental Sciences,2011,20（8/9）：1373-1378.

[2]王淑玲.中國(guó)銻資源現(xiàn)狀及可持續(xù)發(fā)展問(wèn)題探討[J].中國(guó)金屬通報(bào), 2002,47：6-10.

WANG Shu-ling.Current situation and sustainable development of antimony resources in China[J].China Metal Bulletin,2002,47：6-10.

[3]齊翠翠.銻在中國(guó)煤及典型礦區(qū)中的環(huán)境地球化學(xué)研究[D].合肥：中國(guó)科學(xué)技術(shù)大學(xué),2010.

QI Cui-cui.Environmental geochemistry of antimony in Chinese coals and two typical mines[D].Hefei：University of Science and Technology of China,2010.

[4]齊文啟,曹杰山.銻（Sb）的土壤環(huán)境背景值研究[J].土壤通報(bào),1991, 22（5）：209-210.

QI Wen-qi,CAO Jie-shan.Study on the soil environmental background values of antimony（Sb）[J].Chinese Journal of Soil Science,1991,22（5）：209-210.

[5]He M C,Yang J R.Effects of different forms of antimony on rice during the period of germination and growth and antimony concentration in rice tissue[J].The Science of the Total Environment,1999,243/244：149-155.

[6]劉碧君,吳豐昌,鄧秋靜,等.錫礦山礦區(qū)和貴陽(yáng)市人發(fā)中銻、砷和汞的污染特征[J].環(huán)境科學(xué),2009,30（3）：907-912.

LIU Bi-jun,WU Feng-chang,DENG Qiu-jing,et al.Pollution characteristics of antimony,arsenic and mercury in human hair at Xikuangshan antimony mining area and Guiyang City,China[J].Environmental Science,2009,30（3）：907-912.

[7]戈兆鳳,韋朝陽(yáng).銻環(huán)境健康效應(yīng)的研究進(jìn)展[J].環(huán)境與健康雜志, 2011,28（7）：649-653.

GE Zhao-feng,WEI Chao-yang.Environmental health effect of antimony：Areviewofrecentresearches[J].JournalofEnvironmentandHealth,2011,28（7）：649-653.

[8]Baroni F,Boscagli A,Protano G,et al.Antimony accumulation in achillea ageratum,plantago lanceolata and silene vulgaris growing in an old Sb-mining area[J].Environmental Pollution,2000,109（2）：347-352.

[9]Tschan M,Robinson B,Nodari M,et al.Antimony uptake by different plantspeciesfromnutrientsolution,agarandsoil[J].EnvironmentalChemistry,2009,6（2）：144-152.

[10]黃益宗,胡瑩,劉云霞,等.銻對(duì)水稻根生長(zhǎng)的影響及銻的吸收動(dòng)力學(xué)特性[J].環(huán)境化學(xué),2010,29（4）：640-643.

HUANG Yi-zong,HU Ying,LIU Yun-xia,et al.Effect of antimony on roots growth and kinetics of antimony uptake by rice roots[J].Environmental Chemistry,2010,29（4）：640-643.

[11]藍(lán)唯源,宋書(shū)巧,吳浩東,等.土壤三價(jià)銻污染對(duì)甜芥菜生長(zhǎng)及品質(zhì)的影響研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2009,32（2）：20-23.

LAN Wei-yuan,SONG Shu-qiao,WU Hao-dong,et al.Effect of soil antimony（Ⅲ）pollution on the growth and quality of sweet mustard[J].Environmental Science and Technology,2009,32（2）：20-23.

[12]Shtangeeva I,Bali R,Harris A.Bio-availability and toxicity of antimony[J].Journal of Geochemical Exploration,2011,110（1）：40-45.

[13]何俊瑜,任艷芳,王陽(yáng)陽(yáng),等.不同耐性水稻幼苗根系對(duì)鎘脅迫的形態(tài)及生理響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31（2）：522-528.

HE Jun-yu,REN Yan-fang,WANG Yang-yang,et al.Root morphological and physiological responses of rice seedling with different tolerance to cadmium stress[J].Acta Ecologica Sinica,2011,31（2）：522-528.

[14]劉瑩,蓋鈞鎰,呂彗能.作物根系形態(tài)與非生物脅迫耐性關(guān)系的研究進(jìn)展[J].植物遺傳資源學(xué)報(bào),2003,4（3）：265-269.

LIU Ying,GAI Jun-yi,Lü Hui-neng.Advances of the relationship between crop root morphology and tolerance to antibiotic stress[J].Journal of Plant Genetic Resources,2003,4（3）：265-269.

[15]何孟常,萬(wàn)紅艷.環(huán)境中銻的分布、存在形態(tài)及毒性和生物有效性[J].化學(xué)進(jìn)展,2004,16（1）：131-135.

HE Meng-chang,WAN Hong-yan.Distribution,speciation,toxicity and bio-availability of antimony in the environment[J].Progress in Chemistry,2004,16（1）：131-135.

[16]向猛,黃益宗,蔡立群,等.外源鈣對(duì)兩種價(jià)態(tài)銻脅迫下水稻幼苗吸收積累銻和鈣的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào),2015,10（3）：153-160.

XIANG Meng,HUANG Yi-zong,CAI Li-qun,et al.Effect of calcium on uptake and accumulation of antimony and calcium by rice seedling in solution culture[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10（3）：153-160.

[17]Ren J H,Ma L Q,Sun H J,et al.Antimony uptake,translocation and speciation in rice plants exposed to antimonite and antimonate[J].Science of the Total Environment,2014,475：83-89.

[18]Huang Y C,Chen Z,Liu W J.Influence of iron plaque and cultivars on antimony uptake by and translocation in rice（Oryza sativa L.）seedlings exposed to Sb（Ⅲ）or Sb（Ⅴ）[J].Plant and Soil,2012,352（1/2）：41-49.

[19]Shtangeeva I,Steinnes E,Lierhagen S.Uptake of different forms of antimony by wheat and rye seedlings[J].Environmental Science and Pollution Research,2012,19（2）：502-509.

[20]Li F,Li M Y,Pan X H,et al.Biochemical and physiological characteristics in seedlings roots of different rice cultivars under low phosphorus stress[J].Chinese Journal of Rice Science,2004,18（1）：48-52.

[21]Zhang E H,Zhang X H,Wang H Z.Adaptable effects of phosphorus stress on different genotypes of faba-bean[J].Acta Ecologica Sinica, 2004,24（8）：1589-1593.

[22]Das P,Samantaray S,Rout G R.Studies on cadmium toxicity in plants：A review[J].Environmental Pollution,1997,98（1）：29-36.

[23]何俊瑜,王陽(yáng)陽(yáng),任艷芳,等.鎘脅迫對(duì)不同水稻品種幼苗根系形態(tài)和生理特性的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2009,18（5）：1863-1868.

HE Jun-yu,WANG Yang-yang,REN Yan-fang,et al.Effect of cadmium on root morphology and physiological characteristics of rice seedlings[J].Ecology and Environmental Sciences,2009,18（5）：1863-1868.

Effects of different forms of antimony on the growth and root morphology of rice plant

LEI Lei1,2,3,WU Qian-hua1,2,3,Lü Hai-qin1,2,4,WANG Rui-gang1,2,DING Yong-zhen1,XU Ying-ming1,2,FAN Zhi-lian3,MO Liang-yu3,FENG Ren-wei1,2,3,4,*
（1.Institute of Agro-Environmental Protection,The Ministry of Agriculture,Tianjin 300191,China;2.Innovation Team of Remediation of Heavy Metal Contaminated Farmland Soil,Chinese Academy of Agricultural Sciences,Tianjin 300191,China;3.Agricultural College,Guangxi University,Nanning 530004,China;4.College of Resources and Environment,Huazhong Agricultural University,Wuhan 430070,China）

This study was conducted to investigate the effects of different forms of antimony（antimonite[Sb（Ⅲ）]and antimonate[Sb（Ⅴ）]）on Sb concentration in different organs of rice plant（Fengmeizhan）,plant growth and plant root morphology using a hydroponic culture system containing Espino nutrient solution.The results show that the additions of Sb（Ⅲ）and Sb（Ⅴ）both showed a negative effect on the growth of rice plants,and the toxicity of Sb（Ⅲ）is higher than that of Sb（Ⅴ）to this rice plant.The supplementation of Sb（Ⅲ）and Sb（Ⅴ）to the solution significantly enhanced the Sb concentrations in all organs of this rice plant,and most uptake Sb was concentrated in the roots. This rice plants showed a weaker ability to transport Sb（Ⅴ）from the roots to the shoots relative to Sb（Ⅲ）,which resulted in the shoot Sb concentration of this rice plant subjected to Sb（Ⅲ）exposure being higher,but root Sb concentration being lower than that subjected to Sb（Ⅴ）.The addition of Sb（Ⅲ）significantly reduced most tested parameters of root morphology,including root length,root average area,root volume,root tip number and root fork number.However,only 20 mg·LSb（Ⅴ）remarkably reduced the root average area,root diameter and root fork number.Above results suggested that the rice plant might alter the root morphology to adapt the Sb exposure,and reduce the Sb uptake via reducing the root average area and root fork number.With the increasing Sb（Ⅲ）levels in the solution,the fine root proportion decreased from 52.1%to 41.5%,and the medium root proportion increased from 45.2%to 55.2%,indicating that the rice plant could reduce the Sb uptake through enhancing the coarseness of root exposing to Sb（Ⅲ）.However,the addition of Sb（Ⅴ）showed a limited effect on the proportions of fine roots and medium roots,which fell into the range of 52.1%～56.8%and 41.7%～45.2%,respectively.

different forms of antimony;rice;toxicity;root morphology;absorption

S511

A

1672-2043（2017）03-0437-06

10.11654/jaes.2016-1212

雷蕾，吳倩樺，呂海琴，等.不同形態(tài)銻對(duì)水稻生長(zhǎng)及根系形態(tài)特征的影響研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（3）：437-442.

LEI Lei,WU Qian-hua,Lü Hai-qin,et al.Effects of different forms of antimony on the growth and root morphology of rice plant[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（3）：437-442.

2016-09-18

雷蕾（1992—），女，山西運(yùn)城人，碩士研究生，主要從事土壤污染與修復(fù)研究。E-mail：leilaxj@163.com

*通信作者：馮人偉E-mail：frwzym@aliyun.com

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41473114，41103075）

Project supported：The National Natural Science Foundation of China（41473114，41103075）