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；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，對環(huán)境的可持續(xù)性、食品安全、動物及人類健康構(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（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，進而影響人體健康，同時重金屬的累積過程也會對植物生長過程產(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[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[6]，單一外源 Pb、Zn、Hg 濃度為 100 μmol·L-1時，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能夠阻止植物對礦物質(zhì)的吸收，抑制植物生長及生物量積累[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，甚至導(dǎo)致植物死亡[10]。Cd濃度達100 mg·kg-1時，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)境下生長發(fā)育的。一些學(xué)者研究了多種重金屬復(fù)合脅迫對植株生長的影響。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，研究多金屬脅迫對植物生長的影響，具有一定的局限性。

事實上，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，使得重金屬對水稻生長效應(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象，通過盆栽試驗，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。試驗隨機布點，每個點采集1 m×1 m的0~20 cm的表層土壤，借助手持式重金屬快速測定儀（Genius 9000 XRF），將Pb、Zn測定結(jié)果相近的幾個點混合為一個處理土樣，分別采集6個不同Pb、Zn污染程度的農(nóng)田土壤及無污染對照農(nóng)田土壤樣品，帶回實驗室風(fēng)干，去除石塊和雜物后磨碎過10目篩備用。實驗室條件下，重新測定各處理土壤理化性質(zhì)及重金屬濃度，通過負荷污染指數(shù)計算結(jié)果進行污染分級，將各處理編號為CK（對照）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 盆栽試驗設(shè)計及管理

每個處理組設(shè)計種植水稻和不種植水稻兩種模式，各設(shè)4個重復(fù)。試驗采用硬質(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后進行間苗，每桶保留5株長勢均勻的水稻，出苗67 d后（分蘗期），植株生長遲緩，毒害作用明顯。測定株高（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 測定方法

1.3.1 土壤化學(xué)性質(zhì)的測定

土壤pH值采用pH計（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，有機質(zhì)采用水合熱重鉻酸鉀氧化比色法，具體步驟參照文獻[15]。

1.3.2 水稻生理指標(biāo)測定

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，用于測定生理指標(biāo)。生理指標(biāo)測定主要參照Cui等[16]的實驗方法。取0.1 g新鮮葉片，用95%乙醇提取上清液，用于Chl的測定；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含量測定。水稻葉片SOD、POD活性測定按照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（AS-20）測定；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）測定[17]；土壤重金屬形態(tài)測定采用改進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 土壤多金屬污染評價方法

土壤重金屬污染評價采用污染負荷指數(shù)法，計算如下[17]：

式中：CFi為重金屬i的最高污染系數(shù)；Ci為重金屬i的實測值；Coi為重金屬i的評價標(biāo)準（本文標(biāo)準值采用土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準（GB 15618—1995）中Ⅱ類標(biāo)準中土壤pH<6.5的標(biāo)準值）。PLI為某點的綜合污染負荷指數(shù)，污染評價標(biāo)準為：若03，則為極強污染。

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，測定中設(shè)置平行實驗，并設(shè)置空白樣和標(biāo)準物質(zhì)樣，采用標(biāo)準物質(zhì)樣品 GSS-4（GBW07405）、GSB-6（GBW10015）進行質(zhì)量控制，控制試驗回收率在90%~110%。試驗數(shù)據(jù)采用 Excel 2010、Origin 9.0、SPSS 19.0軟件進行統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤污染評價及多金屬形態(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)量二級標(biāo)準（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)量二級標(biāo)準24、11、6倍。根據(jù)綜合污染負荷指數(shù)PLI值可知，處理CK無污染；處理Ⅰ和Ⅱ為中等污染；處理Ⅲ~Ⅵ為極強污染。

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)境改變會被釋放，有一定的生物有效性，重金屬殘渣態(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)比例大于殘渣態(tài)，Zn殘渣態(tài)比例達40%以上，As、Hg殘渣態(tài)占比達50%以上。

2.2 土壤多金屬復(fù)合污染對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，生長過程中，重金屬脅迫對植物毒害作用較強，根部生長被抑制，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)合污染對水稻生長的影響

重金屬脅迫對水稻株高及生物量有一定的影響，處理Ⅵ重金屬污染嚴重，PLI達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，根部生長受阻，水稻株高及生物量呈下降趨勢。與對照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水稻長勢較為緩慢，株高、生物量與對照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)合污染對水稻生理的影響

2.4.1 多金屬復(fù)合污染對水稻葉片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；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，較對照組下降；其他處理組中葉片MDA含量較對照組上升，且呈現(xiàn)出先上升后下降再上升的趨勢。處理Ⅰ葉片MDA含量較對照組下降了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%，且達到了顯著水平（P<0.05），處理Ⅳ、Ⅴ水稻MDA含量較對照組分別提高了7.52%和1.36%，差異未達到顯著水平。處理Ⅵ葉片MDA含量高達41.48 nmol·g-1，較對照組提高了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（圖5）。與對照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%，但差異未達到顯著水平；與對照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235.02 U·g-1FW，而處理Ⅵ水稻葉片POD活性最大，達155.54 U·g-1FW。

2.4.3 污染負荷指數(shù)PLI與水稻生長及生理指標(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相關(guān)（P<0.01），與地上生物量呈顯著負相關(guān)（P<0.05），與地下生物量呈負相關(guān)。PLI與Chl含量呈負相關(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相關(guān)性（P<0.05），Zn、Cd提取態(tài)與地上生物量呈極顯著負相關(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)對水稻葉片Chl合成表現(xiàn)出抑制作用；Cd可提取態(tài)對水稻MDA含量、POD活性表現(xiàn)出抑制作用。Zn、Hg、As可提取態(tài)對水稻葉片MDA含量、POD活性表現(xiàn)出協(xié)同促進作用，而對水稻葉片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)合污染對水稻植株吸收重金屬的影響

重金屬主要通過根部進入植物體，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，水稻對重金屬吸收增加，尤其對Zn、Cd和Pb有一定的累積效果。水稻內(nèi)Cd吸收和轉(zhuǎn)運是主動運輸過程，水培試驗 Zn、Pb 濃度為 100 μmol·L-1時，水稻幼苗 Zn、Pb積累量分別達 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濃度遠高于Pb，水稻對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 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)合污染對水稻生長的影響

重金屬進入植物細胞內(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，干擾細胞代謝過程，進而產(chǎn)生抑制植物生長、減少植物生物量等毒害作用[1，12]。很多學(xué)者研究了重金屬對植物的影響，隨著重金屬濃度升高，其對植物生長及生物量會產(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，對水稻生長無明顯影響，Pb毒性存在隱蔽性，但Zn含量達201 mg·kg-1時，對水稻生長產(chǎn)生明顯的抑制作用。隨重金屬含量增加，毒性增強，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)合污染對水稻毒性作用逐漸增強，植物生長受到嚴重的抑制作用，不利于水稻植株的生長發(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重金屬毒性的抗性。當(dāng)PLI達5.96時，重金屬綜合污染毒性作用最強，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)合污染對水稻生理指標(biāo)的影響

葉綠素是植物進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，可能會抑制原葉綠素酸酯還原和影響氨基酮戊酸的合成，進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弱的指標(biāo)，過量的ROS能夠與植物細胞原生質(zhì)膜中的不飽和脂肪酸發(fā)生過氧化作用產(chǎn)生MDA，其可以反映植物細胞膜脂過氧化程度，是評價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，植物SOD酶活性上升[24]。土壤Cd濃度為6.01 mg·kg-1時對水稻的SOD活性有促進作用[4]，Zn是植物所必需的微量元素，Zn能緩解Cd對植物的毒害作用，但Zn超過一定濃度時，對植物會表現(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，水稻苗葉片SOD活性最大，較適合水稻幼苗的生長，但隨著水稻生長發(fā)育對重金屬的積累，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，PLI<1.95時，株高及生物量抑制作用較弱，較適合水稻的生長。極強污染處理組中，水稻分蘗期已嚴重受到毒害作用，對重金屬的持續(xù)積累使得水稻生長嚴重受阻，故本文只研究了不同污染程度下，復(fù)合重金屬對水稻幼苗期及分蘗期的影響。而對于PLI＜1.95下，重金屬對水稻籽粒及產(chǎn)量有何影響，是否有推廣價值未做研究。處理Ⅵ中，土壤Zn提取態(tài)濃度達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含量增加趨勢減弱，POD活性仍呈增大趨勢，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，大量的O-2·促使發(fā)生膜脂過氧化反應(yīng)，進而產(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]。說明水稻對重金屬脅迫的自我調(diào)節(jié)能力有一定限度。PLI≥4.43時，各處理組中重金屬提取態(tài)濃度占比高達50%以上，可被植物吸收利用的比例較高，可通過Pb、Zn、Cd富集植物對土壤進行修復(fù)。

4 結(jié)論

（1）土壤污染負荷指數(shù)（PLI）與水稻株高呈極顯著負相關(guān)性（P<0.01），與水稻地上生物量呈顯著負相關(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)運系數(shù)BCF<1，不易轉(zhuǎn)移到地上部（莖、葉），但水稻仍對Zn、Cd、Pb 有一定的積累。

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

[1]Bhaduri A M,Fulekar M H.Antioxidant enzyme responses of plants to heavy metal stress[J].Rev Environ Sci Biotechnology,2012,11（1）：55-69.

[2]Liu H Y,Hussain S,Peng S B,et al.Potentially toxic elements concentration in milled rice differ among various planting patterns[J].Field Crops Research,2014,168：19-26.

[3]Zhao L,Li T X,Zhang X Z,et al.Pb uptake and phytostabilization potential of the mining ecotype of Athyrium wardii（Hook.） grown in Pb-contaminated soil[J].CLEAN-Soil,Air,Water,2016,44（9）：1184-1190.

[4]章秀福,王丹英,儲開富,等.鎘脅迫下水稻SOD活性和MDA含量的變化及其基因型差異[J].中國水稻科學(xué),2006,20（2）：194-198.ZHANG Xiu-fu,WANG Dan-ying,CHU kai-fu,et al.Changes of SOD activity and MDA content in rice exposed to Cd stress as affected by genotype[J].Chinese J Rice Sci,2006,20（2）：194-198.

[5]Islam E,Liu D,Li T Q,et al.Effect of Pb toxicity on leaf growth,physiology and ultrastructure in the two ecotypes of Elsholtzia argyi[J].J Hazard Mater,2008,154（1/2/3）：914-926.

[6]Shri M,Kumar S,Chakrabarty D,et al.Effect of arsenic on growth,oxidative stress,and antioxidant system in rice seedlings[J].Ecotoxicol Environ Saf,2009,72（4）：1102-1110.

[7]Chen Q,Zhang X Y,Liu Y Y,et al.Hemin-mediated alleviation of zinc,lead and chromium toxicity is associated with elevated photosynthesis,antioxidative capacity;suppressed metal uptake and oxidative stress in rice seedlings[J].Plant Growth Regulation,2016,81（2）：253-264.

[8]Chen Z,Chen M S,Jiang M.Hydrogen sulfide alleviates mercury toxicity by sequestering it in roots or regulating reactive oxygen species productions in rice seedlings[J].Plant Physiol Biochem,2017,111：179-192.

[9]Marrugo-Negrete J,Durango-Hernandez J,Pinedo-Hernandez J,et al.Mercury uptake and effects on growth in Jatropha curcas[J].J Environ Sci,2016,48：120-125.

[10]Dwivedi S,Tripathi R D,Tripathi P,et al.Arsenate exposure affects amino acids,mineral nutrient status and antioxidants in rice（Oryza sativa L.） genotypes[J].Environ Sci Technol,2010,44（24）：9542-9549.

[11]Liu J,Cai G,Qian M,et al.Effect of Cd on the growth,dry matter accumulation and grain yield of different rice cultivars[J].Journal of the Science of Food and Agriculture,2007,87（6）：1088-1095.

[12]劉惠娜,蔡碧佳,楊期和,等.鉛鋅尾礦對水稻幼苗生長的影響初探[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2013,22（2）：330-335.LIU Hui-na,CAI Bi-jia,YANG Qi-he,et al.Investigation on effect of Pb-Zn mining tail on the growth of rice seedling[J].Ecology and Environmental Sciences,2013,22（2）：330-335.

[13]孫 健,鐵柏清,錢 湛,等.Cd、Pb、Cu、Zn、As復(fù)合污染對雜交水稻苗的聯(lián)合生理毒性效應(yīng)及臨界值[J].土壤通報,2006,37（5）：981-985.SUN Jian,TIE Bai-qing,QIAN Zhan,et al.The combined eco-toxicological effect of Cd,Pb,Cu,Zn and As pollution on a hybrid rice seedling and the critical value[J].Chinese Journal of Soil Science,2006,37（5）：981-985.

[14]Zhang C L,Li Z Y,Yang W W,et al.Assessment of metals pollution on agricultural soil surrounding a lead-zinc mining area in the karst region of Guangxi,China[J].Bull Environ Contam Toxicol,2013,90（6）：736-741.

[15]魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京：中國農(nóng)業(yè)科技出版社,2000.LU Ru-kun.Soil agrochemical analysis method[M].Beijing：Chinese Agricultural Science,2000.

[16]Cui Y,Wang Q.Physiological responses of maize to elemental sulphur and cadmium stress[J].Plant Soil Environ,2006,52（11）：523-529.

[17]張悠然,李順安,熊 林,等.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[J].西南農(nóng)業(yè)學(xué)報,2016,29（9）：2079-2085.ZHANG You-ran,LI Shun-an,XIONG Lin,et al.Effects of multiple heavy metal stress on growth and physiological characteristics of maize in rocky desertification region in Guangxi[J].Southwest China Journal of Agricultural Sciences,2016,29（9）：2079-2085.

[18]Li J H,Lu Y,Shim H,et al.Use of the BCR sequential extraction procedure for the study of metal availability to plants[J].J Environ Monit,2010,12（2）：466-471.

[19]Kartal S,Aydin Z,Tokalioglu S.Fractionation of metals in street sediment samples by using the BCR sequential extraction procedure and multivariate statistical elucidation of the data[J].J Hazard Mater,2006,132（1）：80-89.

[20]鄭春榮,孫兆海,周東美,等.土壤Pb、Cd污染的植物效應(yīng)（Ⅰ）：Pb污染對水稻生長和Pb含量的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué),2004,23（3）：417-421.ZHENG Chun-rong,SUN Zhao-hai,ZHOU Dong-mei,et al.Plant response to soil lead and cadmium pollution（Ⅰ）:Effects of soil lead pollution on wetland rice growth and its uptake of lead[J].Journal of Agro-Environment Science,2004,23（3）：417-421.

[21]林 華,張學(xué)洪,梁延鵬,等.復(fù)合污染下Cu、Cr、Ni和Cd在水稻植株中的富集特征[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2014,23（12）：1991-1995.LIN Hua,ZHANG Xue-hong,LIANG Yan-peng,et al.Enrichment of heavy metals in rice under combined pollution of Cu,Cr,Ni,and Cd[J].Ecology and Environmental Sciences,2014,23（12）：1991-1995.

[22]Wang F B,Liu J C,Zhou L J,et al.Senescence-specific change in ROS scavenging enzyme activities and regulation of various SOD isozymes to ROS levels in psf mutant rice leaves[J].Plant Physiol Biochem,2016,109：248-261.

[23]Kaur G,Singh H P,Batish D R,et al.A time course assessment of changes in reactive oxygen species generation and antioxidant defense in hydroponically grown wheat in response to lead ions（Pb2+）[J].Protoplasma,2012,249（4）：1091-1100.

[24]Sidhu G P S,Singh H P,Batish D R,et al.Effect of lead on oxidative status,antioxidative response and metal accumulation in Coronopus didymus[J].Plant Physiol Biochem,2016,105：290-296.

[25]Saifullah,Sarwar N,Bibi S,et al.Effectiveness of zinc application to minimize cadmium toxicity and accumulation in wheat（Triticum aestivum L.）[J].Environmental Earth Sciences,2013,71（4）：1663-1672.

[26]Sarwar N,Ishaq W,Farid G,et al.Zinc-cadmium interactions：Impact on wheat physiology and mineral acquisition[J].Ecotoxicol Environ Saf,2015,122：528-536.

[27]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,2014,33（10）：1890-1896.WANG Xiao-wei,HUANG Guo-qin,XU Jian-cheng,et al.Effects of copper stresses and intercropping on antioxidant enzyme activities and malondialdehyde contents in maize[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33（10）：1890-1896.