土壤銅植物毒害的不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)和室內(nèi)外測(cè)定差別研究

宋寧寧, 黃錦孫, 郭雪雁, 程旺大, 張紅梅, 王伯仁, 韋東普, 馬義兵,*

1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，北京 1000812.浙江嘉興市農(nóng)業(yè)科學(xué)院，嘉興 3140163.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院祁陽(yáng)紅壤試驗(yàn)站，祁陽(yáng) 426182

土壤銅植物毒害的不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)和室內(nèi)外測(cè)定差別研究

宋寧寧1, 黃錦孫1, 郭雪雁1, 程旺大2, 張紅梅2, 王伯仁3, 韋東普1, 馬義兵1,*

1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，北京 1000812.浙江嘉興市農(nóng)業(yè)科學(xué)院，嘉興 3140163.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院祁陽(yáng)紅壤試驗(yàn)站，祁陽(yáng) 426182

本論文對(duì)山東陵縣、湖南祁陽(yáng)和浙江嘉興3種性質(zhì)差異較大的土壤上進(jìn)行的室內(nèi)外的土壤外源銅(Cu)的植物毒性試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行了比較。結(jié)果發(fā)現(xiàn)3種室內(nèi)評(píng)價(jià)終點(diǎn)(大麥根長(zhǎng)、西紅柿和小白菜苗期生物量)和田間植物(玉米、小麥、水稻和油菜產(chǎn)量)對(duì)土壤中Cu毒性的敏感性存在較大的差異。大麥根伸長(zhǎng)和小白菜生物量法高估了土壤中Cu對(duì)田間小麥、玉米和水稻產(chǎn)量的毒害，而室內(nèi)西紅柿生物量法則低估了土壤中Cu對(duì)田間小麥、玉米和水稻產(chǎn)量的毒害。小白菜和田間油菜的敏感性接近，可以用室內(nèi)小白菜苗期生物量作為土壤中Cu對(duì)田間油菜產(chǎn)量毒性評(píng)價(jià)的植物。當(dāng)采用相同植物比較時(shí)，陵縣小麥、祁陽(yáng)玉米和嘉興油菜的室內(nèi)苗期值可以作為土壤Cu對(duì)相同田間植物產(chǎn)量的毒害作用(EC10)的評(píng)價(jià)指標(biāo)。但是，室內(nèi)苗期毒害指標(biāo)會(huì)低估Cu對(duì)田間祁陽(yáng)小麥和高估嘉興水稻的毒害作用，說(shuō)明土壤Cu植物毒害室內(nèi)外測(cè)定的差別受土壤和植物的影響。

銅；土壤污染；生物毒性；評(píng)價(jià)終點(diǎn)

重金屬污染土壤毒理數(shù)據(jù)獲得的科學(xué)性對(duì)合理評(píng)價(jià)重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和修訂土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)尤為重要。由于研究條件的限制，現(xiàn)有的土壤重金屬劑量與植物毒性效應(yīng)關(guān)系的獲得大多并非來(lái)源于田間試驗(yàn)，而是基于室內(nèi)條件下通過(guò)植物根伸長(zhǎng)抑制和苗期生長(zhǎng)試驗(yàn)等高等植物標(biāo)準(zhǔn)預(yù)測(cè)法獲得，往往忽視了不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)和室內(nèi)外測(cè)定的差別[1-2]。

不同的生態(tài)評(píng)價(jià)終點(diǎn)對(duì)土壤中金屬毒性的敏感性存在差異。Rooney等[3]在18種歐洲土壤(pH3.4～7.5)上的室內(nèi)植物毒性試驗(yàn)研究結(jié)果表明5 d的大麥根長(zhǎng)比21 d西紅柿的生物量對(duì)銅(Cu)的毒害更為敏感，而在一個(gè)相似的試驗(yàn)中，發(fā)現(xiàn)21 d西紅柿的生物量比5 d的大麥根伸長(zhǎng)對(duì)鎳(Ni)的毒害更為敏感[4]。不同田間植物，如玉米、小麥、水稻和油菜，對(duì)土壤中金屬毒性的敏感性也會(huì)存在差異。因此，研究室內(nèi)條件下高等植物標(biāo)準(zhǔn)預(yù)測(cè)法毒性測(cè)試結(jié)果能否代表田間植物的特征具有十分重要的意義。

由于淋溶和老化效應(yīng)，相對(duì)于長(zhǎng)期污染的田間土壤，基于室內(nèi)短期的生物毒性試驗(yàn)結(jié)果會(huì)過(guò)高的估計(jì)土壤中重金屬的毒性[5-6]。此外，室內(nèi)毒性試驗(yàn)是在固定的溫度和濕度等的優(yōu)化條件下進(jìn)行的[7-8]，而在田間試驗(yàn)情況下影響重金屬生物毒性的因素則很復(fù)雜，如田間土壤在自然條件下會(huì)發(fā)生凍融和干濕循環(huán)等情況。Warne 等[9]基于11種澳大利亞土壤中銅(Cu)和鋅(Zn)的毒性研究結(jié)果表明，用8周盆栽小麥的生物量作為評(píng)價(jià)終點(diǎn)得到的EC10和EC50值與田間籽粒產(chǎn)量作為評(píng)價(jià)終點(diǎn)得到的相應(yīng)數(shù)值沒(méi)有顯著的相關(guān)性。因此，既使毒性試驗(yàn)是在相同污染土壤和植物中進(jìn)行，室內(nèi)短期的植物生長(zhǎng)是否能夠精確預(yù)測(cè)田間長(zhǎng)期的植物響應(yīng)有待進(jìn)一步研究。

本研究選取山東陵縣堿性土、湖南祁陽(yáng)酸性土和浙江嘉興中性土3種性質(zhì)差異較大的土壤，比較了不同添加水平的Cu對(duì)室內(nèi)標(biāo)準(zhǔn)測(cè)試植物大麥、西紅柿、小白菜苗期生物量和田間植物小麥、油菜、玉米、水稻產(chǎn)量的毒害效應(yīng)，來(lái)檢驗(yàn)室內(nèi)的結(jié)果是否能用于預(yù)測(cè)田間植物對(duì)土壤中Cu的毒性響應(yīng)，并對(duì)田間植物產(chǎn)量和室內(nèi)相同植物苗期生物量測(cè)得的Cu毒性閾值(EC10和EC50)進(jìn)行比較，從而得出植物對(duì)土壤中Cu毒性響應(yīng)在室內(nèi)外條件下的差別，以期為正確評(píng)價(jià)污染土壤中Cu的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)及土壤中Cu的標(biāo)準(zhǔn)值的修訂提供了參考依據(jù)。

1 材料和方法(Materials and Methods)

1.1 田間試驗(yàn)

1.1.1 試驗(yàn)區(qū)概括

2007年6月-2009年10月，分別在中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院山東陵縣試驗(yàn)站(玉米-小麥輪作)、湖南祁陽(yáng)試驗(yàn)站(玉米-小麥輪作)和浙江嘉興試驗(yàn)站(水稻-油菜輪作)進(jìn)行。陵縣試驗(yàn)站屬于暖溫帶半濕潤(rùn)半干旱季風(fēng)氣候區(qū)，平原地形，年平均溫度為年平均氣溫12.9 °C，降雨量548 mm，無(wú)霜期為208 d，日照時(shí)數(shù)2 592 h。祁陽(yáng)試驗(yàn)站屬于典型中亞熱帶地區(qū)，丘陵地形，年平均溫度為年平均氣溫18.1 °C，降雨量1 408 mm，無(wú)霜期為300 d，日照時(shí)數(shù)1 458 h。嘉興試驗(yàn)站屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，平原地形，年平均溫度為年平均氣溫15.9 °C，降雨量1 169 mm，無(wú)霜期為230 d，日照時(shí)數(shù)2 017 h。田間試驗(yàn)的理化性質(zhì)的測(cè)定：土壤pH、電導(dǎo)率(EC)在水土比為1:5的條件下測(cè)定[10]；有效陽(yáng)離子交換量(CEC)，用無(wú)緩沖銀-硫脲法測(cè)定[11]；有機(jī)碳(OC)，用總碳與無(wú)機(jī)碳之差獲得[12-13]；氧化鐵(Fe2O3)為草酸鹽提取態(tài)鐵[14]；黏粒(clay)通過(guò)沉降法測(cè)定[15]，具體理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of soils

1.1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)在水泥池微區(qū)進(jìn)行，微區(qū)面積為陵縣2×2 m2、祁陽(yáng)3×2 m2和嘉興3×2 m2。每個(gè)微區(qū)以水泥墻進(jìn)行隔離，水泥墻高度為40 cm，地上20 cm，地下20 cm，每個(gè)間隔為60 cm，小區(qū)布置采用隨機(jī)排列。田間外源Cu的添加濃度參考室內(nèi)毒性試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行添加，使用化學(xué)純的氯化銅在第一茬玉米或水稻播種前一次性施入土壤。外源Cu的添加濃度為陵縣0、50、100、200、400、800、1 600、3 200 mg·kg-1，祁陽(yáng)0、12.5、25、50、100、200、400、800 mg·kg-1，嘉興0、50、100、200、400、800、1 600 mg·kg-1。氮(尿素)、磷(過(guò)磷酸鈣)、鉀(陵縣：硫酸鉀；祁陽(yáng)和嘉興：氯化鉀)肥施用按當(dāng)?shù)亓?xí)慣進(jìn)行。將每個(gè)實(shí)驗(yàn)小區(qū)的根層土壤(0～20 cm)先分別取出后，將磨成粉狀的氯化銅以及肥料均勻?yàn)⒃谕寥郎希⑦M(jìn)行充分混勻，混勻后再將處理后的土壤放回原小區(qū)，48 h后進(jìn)行播種，每個(gè)處理設(shè)2個(gè)重復(fù)。

1.1.3 田間管理

山東陵縣的玉米小麥品種分別為濟(jì)麥22號(hào)和浚單20，湖南祁陽(yáng)則為湘麥11號(hào)和掖單13，浙江嘉興的油菜和水稻品種分別為浙雙72和秀水128。玉米于每年6月初播種，9月中旬收獲，生長(zhǎng)期為3個(gè)月；小麥于每年10月初進(jìn)行人工條播，6月初收獲，生長(zhǎng)期為8個(gè)月；水稻于每年5月下旬播種，28 d后，2～3葉期秧苗移種在已經(jīng)處理好的田間試驗(yàn)小區(qū)，10月底收獲；油菜于每年11月份栽種，5月份收獲。在植物生長(zhǎng)期間，使用殺蟲(chóng)劑和殺菌劑控制病蟲(chóng)害，手工除雜草，不帶走。當(dāng)土壤干旱時(shí)，采用人工灌溉。

1.1.4 樣品采集

植物樣品在收獲季節(jié)采集，隨機(jī)從上述位點(diǎn)采5株植物。將籽粒采集后用自來(lái)水和去離子水沖洗干凈后，在70 ℃下烘干樣品并計(jì)算每個(gè)小區(qū)籽粒的產(chǎn)量(g·m-2)。土壤樣品的取樣時(shí)間分別為施用金屬鹽后的第3、12和24個(gè)月，即2007年9月(田間植物為小麥和油菜)、2008年6月(田間植物為水稻和玉米)和2009年6月(田間植物為水稻和玉米)。植物收獲后，采用梅花采樣法，在每個(gè)小區(qū)內(nèi)進(jìn)行5個(gè)點(diǎn)取樣，每個(gè)點(diǎn)取土壤1 kg，然后混勻，每個(gè)小區(qū)土壤樣品一次共5 kg。采樣后的土壤樣品立即風(fēng)干、研磨全部過(guò)2 mm尼龍篩，裝入密封袋中以供室內(nèi)植物毒性試驗(yàn)。

1.2 室內(nèi)試驗(yàn)

考慮到最初添加Cu后老化作用對(duì)室內(nèi)短期植物生長(zhǎng)試驗(yàn)和田間全生育期生長(zhǎng)試驗(yàn)的影響，對(duì)添加Cu以后的第3和第12個(gè)月所采集土壤樣品進(jìn)行室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)抑制、西紅柿及小白菜生長(zhǎng)毒性測(cè)試實(shí)驗(yàn)，對(duì)添加Cu以后的第24個(gè)月所采集土壤樣品進(jìn)行室內(nèi)玉米、小麥、水稻和油菜生長(zhǎng)毒性測(cè)試實(shí)驗(yàn)。

1.2.1 土壤中Cu對(duì)大麥根伸長(zhǎng)毒性試驗(yàn)

據(jù)大麥根伸長(zhǎng)毒害試驗(yàn)的標(biāo)準(zhǔn)方法ISO 112691-1[7]，選擇健康飽滿的大麥種子，在3%(v/v)的H2O2中消毒30 min后，用去離子水充分淋洗。將淋洗干凈的種子放在濕潤(rùn)的濾紙上置于暗處發(fā)芽，當(dāng)胚根接近2 mm時(shí)將種子移至裝有土樣的培養(yǎng)杯中，放入人工氣候箱。種子在表土1 cm以下，每杯4粒種子，每個(gè)土壤樣品有3個(gè)重復(fù)。培養(yǎng)期間溫室白天為14～16 h (22 ℃)，夜間為8～10 h(18 ℃)，整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中使土壤含水量為最大持水量的70%。5 d后，測(cè)定每個(gè)植株的最長(zhǎng)根長(zhǎng)，每個(gè)重復(fù)值代表了4株植物的平均根長(zhǎng)。并計(jì)算大麥根的相對(duì)根伸長(zhǎng)(RE, %)。

1.2.2 土壤中Cu對(duì)植物生長(zhǎng)毒性盆栽試驗(yàn)

據(jù)高等植物毒害試驗(yàn)標(biāo)準(zhǔn)方法ISO 11262-2[8]，西紅柿、小白菜盆栽試驗(yàn)玉米、小麥、水稻和油菜的盆栽試驗(yàn)在溫室中進(jìn)行。取風(fēng)干好的采集的各試驗(yàn)站點(diǎn)的土壤樣品700 g，放入直徑10 cm，高12 cm的花盆中，添加去離子水，保持最大持水量的60%培養(yǎng)7 d。將在恒溫培養(yǎng)箱中催芽后的5株西紅柿、小白菜和玉米和10株小麥、水稻、油菜移入每盆中。試驗(yàn)設(shè)置3個(gè)重復(fù)。培養(yǎng)期間溫室白天為14～16 h (25±3 ℃)，夜間為8～10 h (20±3 ℃)，整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中使土壤含水量為最大持水量的60%～70%。自出苗后，培養(yǎng)21 d后收獲植株的地上部，70 ℃烘48 h，并記錄烘干樣品的生物量。

1.3 數(shù)據(jù)分析

土壤中Cu的劑量-效應(yīng)曲線用log-logistic方程進(jìn)行擬合[16]:

通過(guò)Microsoft Office Excel軟件來(lái)完成具體的擬合。利用擬合曲線求出不同評(píng)價(jià)指標(biāo)的EC10、EC50值及其相應(yīng)的95%置信區(qū)間。EC10、EC50分別為與對(duì)照相比，所測(cè)定的指標(biāo)(植物生物量、大麥根長(zhǎng)等)受到10%、50%抑制時(shí)，土壤中Cu的劑量。y代表各評(píng)價(jià)指標(biāo)的數(shù)值，x為銅劑量的自然對(duì)數(shù)，y0與b是擬合參數(shù)，a為log10(EC50)。

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析用SPSS軟件完成，數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)比較在顯著性水平為p<0.05時(shí)，用單變量分析(ANOVA)的最小顯著性差異檢驗(yàn)(LSD)統(tǒng)計(jì)。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 土壤Cu植物毒害的不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)測(cè)定差別

2.1.1 基于不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)的土壤Cu的劑量-效應(yīng)曲線

2007年9月和 2008年6月室內(nèi)外條件下不同性質(zhì)土壤中不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)與土壤Cu濃度的劑量-效應(yīng)曲線見(jiàn)圖1。隨著土壤Cu添加劑量的增加，Cu毒害對(duì)室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)、西紅柿和小白菜苗期生物量以及田間小麥、玉米、水稻和油菜的產(chǎn)量的降低作用明顯增加。

2.1.2 基于不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)的土壤中Cu的毒性閾值

注：NC表示數(shù)值不能計(jì)算。

Note: NC represents the value cannot be uncalculated.

從劑量-效應(yīng)曲線計(jì)算得到的Cu毒性的EC10、EC50值以及劑量-效應(yīng)曲線中段斜率b值絕對(duì)值列于表2。三種室內(nèi)不同評(píng)價(jià)終點(diǎn)測(cè)定的EC10和EC50值的大小順序?yàn)椋何骷t柿生長(zhǎng)>大麥根伸長(zhǎng)>小白菜生長(zhǎng)。三種評(píng)價(jià)終點(diǎn)中，西紅柿生長(zhǎng)對(duì)Cu的毒害最不敏感，所測(cè)得的EC50值大于或等于田間試驗(yàn)小麥，水稻和油菜全生育期生長(zhǎng)試驗(yàn)得到的EC50值(143～1 136 mg·kg-1)，應(yīng)當(dāng)慎用室內(nèi)西紅柿生長(zhǎng)的方法來(lái)預(yù)測(cè)Cu對(duì)田間植物的毒性。就室內(nèi)的3種評(píng)價(jià)終點(diǎn)而言，小白菜對(duì)Cu毒最敏感，小白菜生長(zhǎng)方法測(cè)定的EC50值小于相應(yīng)的田間植物，尤其是陵縣堿性土壤上的玉米和小麥。對(duì)于給定的評(píng)價(jià)終點(diǎn)，其敏感性與生物和有毒物質(zhì)的種類(lèi)有關(guān)[17-18]。結(jié)果表明3種室內(nèi)的評(píng)價(jià)終點(diǎn)對(duì)土壤中Cu毒性的敏感性存在差異。在大部分情況下，室內(nèi)的3種評(píng)價(jià)終點(diǎn)中，小白菜生長(zhǎng)對(duì)土壤中Cu毒性最敏感，尤其在陵縣堿性土壤上尤為突出。Li等[19]在不同性質(zhì)的中國(guó)土壤上室內(nèi)植物毒性試驗(yàn)的研究結(jié)果表明小白菜比西紅柿的生物量對(duì)Cu的毒害更為敏感，這與本研究的結(jié)果是一致的。結(jié)果還表明，大麥根伸長(zhǎng)對(duì)于Cu毒的敏感性高于西紅柿生長(zhǎng)，Rooney等在18種歐洲土壤上進(jìn)行的室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)和西紅柿生物量對(duì)Cu毒害的研究發(fā)現(xiàn)了相似的結(jié)論[3-4]。大部分的Cu累積在植物的根部，從根向地上部傳輸?shù)暮苌伲瑥亩鴮?dǎo)致根的生長(zhǎng)比地上部更容易受Cu的毒害影響[20]，這或許是解釋大麥根長(zhǎng)對(duì)于Cu的毒害比西紅柿生物量敏感的原因。

室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)和小白菜生長(zhǎng)方法測(cè)定的土壤Cu毒性閾值EC50(19～841 mg·kg-1和67～395 mg·kg-1)顯著小于田間試驗(yàn)小麥，玉米和水稻全生育期生長(zhǎng)試驗(yàn)得到的Cu毒性閾值EC50值(96～1 480 mg·kg-1)。室內(nèi)和田間試驗(yàn)的比較結(jié)果說(shuō)明，用大麥根伸長(zhǎng)和小白菜生長(zhǎng)的方法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)，尤其對(duì)于酸性的祁陽(yáng)土壤上，會(huì)過(guò)高估計(jì)土壤中Cu對(duì)田間小麥、玉米和水稻產(chǎn)量的毒害作用。當(dāng)土壤pH < 5.5時(shí)，鋁(Al)毒是限制植物生長(zhǎng)的主要因素。本研究所用祁陽(yáng)土壤的孔隙水中Al的濃度2007年9月大約為33 μmol·L-1，在2008年6月增加到78 μmol·L-1。與沒(méi)有添加Cu的對(duì)照相比，隨著Cu添加而降低的土壤pH值導(dǎo)致了土壤溶液中可溶性Al增加。酸性土壤中高Al最顯著的影響就是阻礙根系生長(zhǎng)，0.5～3 μmol·L-1Al在幾天內(nèi)就可以抑制根的生長(zhǎng)[21-22]。Qin和Chen的研究表明Al毒是小白菜不能在酸性土壤中生長(zhǎng)的主要原因[23]，Guo等也指出二元復(fù)合金屬Al和Cu會(huì)對(duì)大麥幼苗生長(zhǎng)產(chǎn)生協(xié)同毒性[24]。因此，用室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)和小白菜生長(zhǎng)的預(yù)測(cè)田間玉米和小麥產(chǎn)量時(shí)，酸性土壤中的Al或許是導(dǎo)致預(yù)測(cè)的Cu 毒性閾值EC50值出現(xiàn)偏差的原因之一。

由室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)和西紅柿生長(zhǎng)的方法得到的EC50值(578 mg·kg-1)顯著大于田間油菜產(chǎn)量得到的EC50值(357 mg·kg-1) (p<0.05)，說(shuō)明油菜籽粒產(chǎn)量比大麥根長(zhǎng)和西紅柿生長(zhǎng)對(duì)Cu的毒性更敏感。但是，室內(nèi)小白菜生長(zhǎng)的方法測(cè)定的EC50與田間油菜測(cè)定的EC50值沒(méi)有顯著的差異(p>0.05)，說(shuō)明小白菜的敏感性與田間油菜接近，可以用來(lái)指示田間油菜的毒性。小白菜和油菜同屬于蕓苔類(lèi)植物，此類(lèi)植物具有很強(qiáng)的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)金屬的能力[25-26]，這可能是小白菜和油菜對(duì)土壤中Cu毒性的高度敏感性的原因。因此室內(nèi)小白菜生長(zhǎng)試驗(yàn)是評(píng)價(jià)土壤中的Cu對(duì)油菜毒性的合適方法。由于小白菜也是比較敏感的植物品種，其作為評(píng)價(jià)終點(diǎn)時(shí)，室內(nèi)測(cè)定的毒性與土壤中Cu對(duì)田間油菜植物生長(zhǎng)的毒性相當(dāng)，所以可以用小白菜作為土壤中銅對(duì)田間油菜植物生長(zhǎng)的毒性評(píng)價(jià)植物。

2.2 土壤Cu植物毒害的室內(nèi)外測(cè)定差別

2.2.1 基于室內(nèi)與田間測(cè)定的土壤Cu的劑量-效應(yīng)曲線

2009年收獲的陵縣、祁陽(yáng)和嘉興田間收獲小麥、玉米、水稻和油菜的產(chǎn)量與室內(nèi)盆栽相同植物的生物量與土壤Cu濃度的劑量-效應(yīng)曲線圖見(jiàn)圖2。由于2009年陵縣玉米田間試驗(yàn)出現(xiàn)蟲(chóng)害，數(shù)據(jù)缺失，以玉米作為評(píng)價(jià)終點(diǎn)時(shí)僅給出祁陽(yáng)土壤中的結(jié)果比較。從圖2可以看出，隨著土壤Cu添加劑量的增加，Cu對(duì)田間小麥、玉米、水稻和油菜的產(chǎn)量以及室內(nèi)相同植物生長(zhǎng)的毒害作用明顯增加。

2.2.2 基于室內(nèi)與田間測(cè)定的土壤Cu的毒性閾值

從劑量-效應(yīng)曲線計(jì)算得到的Cu毒性閾值EC10和EC50以及劑量—效應(yīng)曲線中段斜率b值絕對(duì)值列于表3。根據(jù)田間產(chǎn)量和室內(nèi)苗期生物量所測(cè)定的陵縣小麥、祁陽(yáng)玉米和嘉興油菜的Cu毒性閾值EC10值差別均不顯著(p>0.05)，說(shuō)明以相同植物室內(nèi)苗期生長(zhǎng)測(cè)得的EC10作為評(píng)價(jià)指標(biāo)時(shí)，可以評(píng)估土壤中Cu對(duì)田間植物產(chǎn)量的毒害作用。苗期生長(zhǎng)是一個(gè)較為敏感的指標(biāo)，郭雪雁[27]在陵縣土壤上研究不同添加水平的Cu對(duì)玉米的毒害效應(yīng)時(shí)，發(fā)現(xiàn)苗期葉面積是判別Cu污染最敏感的指標(biāo)，而苗期的株高與成熟期籽粒干重的敏感性接近，是較為敏感的指標(biāo)，說(shuō)明植物苗期對(duì)Cu毒害響應(yīng)敏感，可以選擇其作為評(píng)價(jià)終點(diǎn)評(píng)價(jià)土壤中Cu的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。本研究中，由室內(nèi)陵縣小麥、祁陽(yáng)玉米和嘉興油菜的苗期生物量與田間相同作物全生育期產(chǎn)量測(cè)得的毒性閾值EC10值接近，說(shuō)明苗期的試驗(yàn)結(jié)果可以用于成熟期是否減產(chǎn)的判斷依據(jù)，能在很大程度上縮短風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的時(shí)間。

圖2 田間實(shí)驗(yàn)和室內(nèi)實(shí)驗(yàn)中Cu的劑量-效應(yīng)曲線Fig. 2 The does-response curves for Cu in field trails and lab experiments

表3 室內(nèi)和田間測(cè)定的土壤中Cu的毒性閾值EC10、EC50及其95%的置信區(qū)間(mg·kg-1)和劑量—效應(yīng)曲線中段斜率(b)值的絕對(duì)值Table 3 Toxicity thresholds of Cu toxicity EC10, EC50 values and 95% confidence intervals (mg·kg-1), and the absolute of hill slopes (b) in copper dose-response curves of lab and field trail.

但當(dāng)以室內(nèi)陵縣小麥、祁陽(yáng)玉米和嘉興油菜的苗期生長(zhǎng)測(cè)得的EC50作為評(píng)價(jià)指標(biāo)時(shí)，則顯著低估了Cu對(duì)田間植物產(chǎn)量的毒害作用(p<0.05)，說(shuō)明田間植物全生長(zhǎng)期和室內(nèi)植物苗期對(duì)土壤中Cu毒性閾值EC50測(cè)定數(shù)值影響較大。這一點(diǎn)可以在室內(nèi)和田間不同植物的Cu劑量-效應(yīng)曲線的中段斜率b值絕對(duì)值(大小與EC50和EC10比值相關(guān))可以體現(xiàn)，b值絕對(duì)值越大說(shuō)明隨著毒害劑量的增加污染物反應(yīng)率迅速增加即該污染物能產(chǎn)生毒性效應(yīng)的劑量范圍越窄[28]。從表3可以看出，田間不同土壤不同植物的b值均顯著高于室內(nèi)的b值，說(shuō)明作為風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指標(biāo)時(shí)，田間陵縣小麥、祁陽(yáng)玉米和嘉興油菜產(chǎn)量要比室內(nèi)相同植物的苗期生長(zhǎng)敏感。不同物種間的Cu的劑量-效應(yīng)曲線b值變化較小，但受土壤性質(zhì)顯著影響[29]，如表2中大麥根伸長(zhǎng)、西紅柿生長(zhǎng)和小白菜生長(zhǎng)的b值平均值分別為：4.33、4.39和3.46，但是大麥根伸長(zhǎng)在水稻土和酸性土的b值則差別很大，平均值分別為8.14和1.75。可以推測(cè)，室內(nèi)苗期生物量和田間相同植物產(chǎn)量測(cè)定的Cu毒性閾值EC50的差別是由田間和室內(nèi)植物生長(zhǎng)期長(zhǎng)短和土壤理化性質(zhì)的影響造成的[30]。

與陵縣土壤上的小麥不同，無(wú)論是以EC10還是EC50作為指標(biāo)對(duì)祁陽(yáng)土壤上小麥進(jìn)行Cu毒害生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)，室內(nèi)植物苗期生物量方法都顯著低估了土壤中Cu對(duì)田間小麥產(chǎn)量的毒害作用。小麥適應(yīng)性強(qiáng)，各種類(lèi)型土壤均可種植，但土壤酸堿度對(duì)小麥的生長(zhǎng)有顯著影響，當(dāng)土壤pH<5.5時(shí)，小麥的產(chǎn)量急劇下降[31]。在pH值為5.3的祁陽(yáng)土壤上，小麥苗期沒(méi)有受到太大影響，但是后期的小麥產(chǎn)量則受到顯著影響，相對(duì)于籽粒干重，小麥苗期生物量是不敏感的指標(biāo)，因此使用室內(nèi)小麥苗期生長(zhǎng)會(huì)顯著低估Cu對(duì)祁陽(yáng)田間小麥產(chǎn)量的毒害作用。

田間嘉興水稻產(chǎn)量測(cè)定的Cu毒性閾值EC10和EC50值均顯著大于室內(nèi)水稻苗期生物量測(cè)定值(p<0.05)，說(shuō)明以EC10和EC50值作為指標(biāo)對(duì)嘉興土壤上水稻進(jìn)行Cu毒害生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)，室內(nèi)苗期生物量方法會(huì)過(guò)高估計(jì)當(dāng)年土壤中Cu對(duì)田間水稻產(chǎn)量的毒害作用。室內(nèi)和田間水稻生長(zhǎng)時(shí)間以及管理方式的不同可能是造成Cu毒性閾值差異的原因。室內(nèi)水稻苗期生長(zhǎng)試驗(yàn)的土壤的含水量是最大持水量的60%，而田間水稻多長(zhǎng)期處于淹水狀態(tài)。研究表明，重金屬污染稻田通過(guò)長(zhǎng)期淹水灌溉使得土壤中重金屬的生物有效性明顯降低[32]，這應(yīng)該是本研究中田間水稻產(chǎn)量對(duì)土壤中Cu毒性的敏感性低于室內(nèi)苗期生長(zhǎng)的原因之一。此外，水稻的根系在整個(gè)生長(zhǎng)期變化很大，生育初期，水稻根系僅分布于地表，全部在0～20 cm之內(nèi)，隨著生育期的推進(jìn)，深層根系(20～45 cm)逐步形成和提高[33]。本研究所用的田間實(shí)驗(yàn)小區(qū)的外源Cu均添加在根層土壤中(0～20 cm)，因此田間水稻生長(zhǎng)后期因根系較深而所受的Cu毒害較輕，而室內(nèi)苗期生長(zhǎng)試驗(yàn)用土取自于根層土壤，且苗期根系較淺，因此所受Cu毒害較重，從而致使室內(nèi)水稻苗期生物量過(guò)高的估計(jì)了當(dāng)年土壤中Cu對(duì)田間水稻產(chǎn)量的毒害作用。

綜上所述，得出以下結(jié)論

3種室內(nèi)評(píng)價(jià)終點(diǎn)(大麥根長(zhǎng)、西紅柿和小白菜苗期生物量)和田間植物(玉米、小麥、水稻和油菜產(chǎn)量)對(duì)土壤中Cu毒性的敏感性存在較大的差異。

室內(nèi)大麥根伸長(zhǎng)和小白菜生長(zhǎng)的方法過(guò)高估計(jì)了土壤中Cu對(duì)田間小麥、玉米和水稻產(chǎn)量的毒害作用，而西紅柿生長(zhǎng)的方法則低估了土壤中Cu對(duì)田間植物產(chǎn)量的毒害作用。小白菜和田間油菜的敏感性接近，可以用室內(nèi)小白菜苗期生物量方法評(píng)價(jià)土壤中Cu對(duì)田間油菜產(chǎn)量的毒害作用。

室內(nèi)苗期生物量方法測(cè)定的陵縣小麥、祁陽(yáng)玉米、嘉興油菜的Cu毒性閾值EC10能夠預(yù)測(cè)土壤中Cu對(duì)田間相同植物產(chǎn)量的毒害作用。

使用室內(nèi)苗期生物量測(cè)定的Cu毒性閾值EC10和EC50作為指標(biāo)對(duì)田間相同植物產(chǎn)量進(jìn)行Cu毒害風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)，會(huì)低估Cu對(duì)祁陽(yáng)小麥和高估嘉興水稻的毒害作用。

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◆

DifferencesbetweenLaboratoryandFieldTestsforPhytotoxicityofCopperinSoilsUsingDifferentAssessmentEndpoints

Song Ningning1, Huang Jinsun1, Guo Xueyan1, Cheng Dawang2, Zhang Hongmei2, Wang Boren3, Wei Dongpu1, Ma Yibing1,*

1. Institute of Agricultural Resources and Regional Planning，Chinese Academy of Agricultural Sciences，Beijing 100081, China2. Jiaxing Academy of Agricultural Sciences, Jiaxing 314016, China3. Red Soil Research Station, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Qiyang 426182, China

22 May 2014accepted12 August 2014

In this paper, field experiments were conducted to study the phytotoxicity of added copper (Cu) to local main crops in three field sites with contrasting soil physicochemical properties. Meanwhile, the phytotoxicity of corresponding soil samples were also measured using laboratory bioassays (barley root elongation, tomato, bok choy and local main crops seedling stage biomass). The results indicated that the phytotoxicity of Cu to field wheat, maize and rice was overestimated by laboratory bioassays of barley root elongation and bok choy biomass but was under estimated by tomato biomass. The similar sensitivity of field rape and bok choy suggested that the bok choy biomass in laboratory testing may be a suitable method to assess the toxicity of Cu to rape yield in field. When laboratory bioassays and field tests were conducted by using same plants, the seedling stage biomass of wheat, maize and rape in the laboratory could be used to estimate the phytotoxicity of Cu to grain yields of wheat at Lingxian, maize at Qiyang and rape at Jiaxing in the field (expressed as Cu toxicity threshold valuesEC10). However, the phytotoxicity of Cu to wheat grain yield in the field at Qiyang was under estimated but rice grain yield at Jiaxing in the field was over estimated by laboratory bioassay, which indicated the differences of the Cu phytotoxicity measured using laboratory and filed bioassay were influenced by the soil types and plant species.

copper; soil contamination; phytotoxicity; assessment endpoint

2014-05-22錄用日期：2014-08-12

1673-5897(2014)4-689-10

： X171.5

： A

馬義兵(1957—)，男，河北保定人，博士，研究員，主要從事土壤重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和治理研究。

國(guó)際銅業(yè)協(xié)會(huì)資助項(xiàng)目和公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專(zhuān)項(xiàng)項(xiàng)目(200903015)資助

宋寧寧(1984-)，女，山東臨邑人，博士，研究方向?yàn)橥寥拉h(huán)境化學(xué)，E-mail: snn05@163.com

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: ybma@caas.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140510002

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