丁 寧，李巧云

（湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)，湖南 長沙410128）

植物生長發(fā)育過程中需要從土壤、大氣等介質(zhì)中吸收水分、養(yǎng)分以及礦質(zhì)元素營養(yǎng)。植物根系從土壤中吸收礦質(zhì)元素，并且可以通過主動運輸或被動運輸途徑將礦質(zhì)元素運輸?shù)街仓甑钠渌鞴僦衃1-2]。隨著農(nóng)村公路的快速發(fā)展，公路附近的水稻正面臨著公路帶來的交通污染威脅。目前，公路交通污染中研究最為廣泛、對土壤和植物生長發(fā)育影響最大的因素是重金屬污染。Fakayode S[3]對尼日利亞索波市高速公路兩側(cè)土壤中重金屬污染程度的研究認為在距離公路交通 5 m 范圍內(nèi)，Pb、Zn、Cu、Cd、Ni含量顯著高于正常土壤，而且在交通密集的高速公路旁重金屬的積累程度顯著高于車流量中等的道路兩旁，Pb、Zn、Cu、Cd、Ni 5 種重金屬含量大小為Pb>Zn>Cu>Ni>Cd，Ho Y等[4]對比香港交通主干道和非主干道兩側(cè)土壤中重金屬含量差異也得出了與此一致的結(jié)果。

為了研究公路交通中重金屬污染對農(nóng)作物的危害程度，筆者以水稻為研究對象，探索公路沿線環(huán)境中重金屬對水稻植株不同組織的污染程度，以期為公路附近農(nóng)作物的種植提供參考。

1 栽培試驗設(shè)計

1.1 試驗地點

試驗在湖南省長沙市芙蓉區(qū)隆平路旁湖南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院的水稻試驗田中進行，該地位于長沙市郊區(qū)，車流量適中，除公路交通之外附近無其他顯著污染源，符合長沙市周邊農(nóng)村公路交通的普遍特征，選址具有代表性。供試水稻品種為湘晚秈6號，由湖南省水稻研究所提供。

1.2 盆栽試驗方法

試驗于2009年進行。所用盆缽為塑膠材質(zhì)圓桶，上口徑35 cm，高32 cm，標(biāo)準(zhǔn)容積19 L。盆栽土壤為稻田土，供試土樣經(jīng)自然風(fēng)干、除去植物殘體后在平整木板上用木棍小心擠壓破碎，分別過10目、100目篩，過篩后的土壤經(jīng)充分混勻后按照每盆12 kg風(fēng)干土、3.3 g復(fù)合肥（氮磷鉀比例為9∶8∶8）混合均勻后裝盆，以此保證各盆土壤理化性質(zhì)基本保持一致。

2009年6月15日播種育秧。7月20日移栽水稻。每盆移栽3株帶2個分蘗的秧苗，試驗根據(jù)與公路的遠近設(shè)置3個處理，處理Ⅰ為距離公路約15 m；處理Ⅱ為距離公路約50 m；處理Ⅲ為距離公路約200 m，每個處理重復(fù)6次，均平行于公路放置，共計18盆。水稻全生育期用自來水灌溉，視水面高度情況每隔24～48 h澆水一次，保持水面高于土面2～8 cm。為了避免病蟲害農(nóng)藥對試驗的負面影響，水稻生育期內(nèi)未施用任何農(nóng)藥。

2 水稻植株中重金屬含量測定方法

2.1 樣品處理

水稻成熟后，按三個不同距離（即處理）分別取材，每個處理取三株水稻，每株又分開取莖、葉、籽粒3個不同部位，共計27個樣品。將所取材料烘干，莖、葉采用TYSP-100型高速多功能粉碎機打碎，用震篩機過20目標(biāo)準(zhǔn)篩備用。水稻的籽粒去除谷殼后，研磨成粉末備用。

2.2 測定方法

制備標(biāo)準(zhǔn)溶液，采用F型原子吸收分光光度計分別測定樣品中Pb、Cd、Cu、Zn的含量。每個樣品分別稱取0.5 g，置入坩鍋，用硝酸浸泡1 d，然后用電熱板加熱，加硝酸和高氯酸消解，至溶液變成淡黃色清液，之后用蒸餾水定容至50 mL。

3 結(jié)果與分析

3.1 水稻不同組織中Pb的含量

由試驗數(shù)據(jù)可知，在水稻莖、葉、籽粒中Pb的含量范圍分別是 41.00～2 287.51、22.55～930.95、16.56～39.27 mg/kg，其含量變化跨度大。水稻對Pb的吸收主要通過水稻根系從土壤中吸收，從根到莖、葉片、籽粒中含量逐步減小。試驗中大部分盆栽水稻中Pb的含量表現(xiàn)為莖＞葉＞粒，符合Pb的吸收規(guī)律。其中處理Ⅰ的重復(fù)1和重復(fù)2植株的莖中Pb含量分別為716.77 mg/kg和2 287.51 mg/kg，遠遠高于其他水稻植株。因為所有盆栽土壤均為一致，所以可以排除是由于原始盆栽土壤造成的這一差異。若是由于距離公路較近，受到公路污染嚴重，但是與公路處于同一距離的重復(fù)3植株卻沒有這么明顯，至于造成此現(xiàn)象的具體原因尚不清楚。

如圖1所示，綜合來看整體呈現(xiàn)出的PB含量趨勢是：距離公路15 m的水稻中的含Pb量最高，距離公路200 m的水稻中的含Pb量最低，這說明水稻種植地距離公路越近，水稻組織中的含Pb量越高，受到公路污染的越嚴重。

圖1 3個處理水稻不同組織中的Pb含量

3.2 水稻不同組織中Cu的含量影響

Cu是植物生長必需的微量元素，但過量的Cu會對植物產(chǎn)生毒害作用。當(dāng)水稻中含過量的Cu，被人類食用后可能造成急性或慢性銅中毒。在水稻莖、葉、籽粒中Cu的含量范圍分別是124.96～506.53、66.80～354.90、2.30～16.42 mg/kg，其含量變化類似于Pb的含量變化。

如圖2所示，水稻中Cu含量呈現(xiàn)出的趨勢是：距離公路15 m的水稻中的含Cu量最高，距離公路200 m的水稻中的含Cu量最低，這說明水稻種植地距離公路越近，水稻組織中的含Cu量越高，受到公路污染的越嚴重。

圖2 3個處理水稻不同組織中的Cu含量

3.3 水稻不同組織中Cd的含量影響

Cd是對植物及人體有害的元素。在水稻莖、葉、籽粒中Cd的含量范圍分別是0.62～12.37、0.36～4.42、0.27～1.39 mg/kg，可以看出：所有處理中籽粒的Cd含量均較低，而處理1的莖和葉中Cd含量稍高，其他處理的也均處于較低水平。

如圖3所示，Cd在各處理水稻中的含量趨勢為：處理Ⅰ＞處理Ⅱ＞處理Ⅲ。也就說明，水稻種植地距離公路越近，水稻組織中的含Cd量越高，受到公路污染的越嚴重。在水稻籽粒中Cd的含量較低，一般不高于1 mg/kg，綜合考慮試驗誤差的因素和結(jié)合態(tài)Cd在植物體內(nèi)的存在規(guī)律，可認為Cd很難轉(zhuǎn)移到水稻籽粒中。

圖3 3個處理水稻不同組織中的Cd含量

3.4 水稻不同組織中Zn的含量影響

在水稻莖、葉、籽粒中Zn的含量范圍分別是113.56～304.98、57.28～268.96、59.88～106.51 mg/kg。如圖4所示，Zn在各處理水稻中的含量趨勢為：處理Ⅰ＞處理Ⅱ＞處理Ⅲ。處理Ⅰ的莖、葉與籽粒中的Zn含量為最高，可認為處理Ⅰ的水稻受到道路交通污染影響，植株體內(nèi)的Zn含量較高。即說明水稻種植地距離公路越近，水稻組織中的含Zn量越高，受到公路污染的越嚴重。

圖4 3個處理水稻不同組織中的Zn含量

4 結(jié)論與討論

水稻籽粒是人們的主食，根據(jù)《GB 2762-2005食品中污染物限量》中的規(guī)定，谷類的Pb限量為0.2 mg/kg[5]，試驗中所種植的盆栽水稻籽粒中的Pb含量超過規(guī)定值82.80～196.35倍，若食用對人體危害極大。

此外，Pb、Zn、Cu、Cd 在水稻中均表現(xiàn)出距離上的顯著積累特征，這一試驗結(jié)果與Fakayode等的研究的結(jié)果較為一致。由此可以看出，道路兩旁土壤中含過量Pb、Zn、Cu、Cd等重金屬是普遍現(xiàn)象，土壤中已存在的Pb的積累可能與過去機動車使用含Pb汽油的燃燒產(chǎn)生的尾氣釋放相關(guān)。而在含Pb汽油已被淘汰多年的今日，采用一致性土壤盆栽水稻的試驗方法同樣產(chǎn)生了距路邊較近區(qū)域高量Pb積累的現(xiàn)象，其Pb元素來源不明。Zn的積累則與輪胎磨損產(chǎn)生的粉塵有著密切的關(guān)系，因汽車輪胎中含有0.4%～4.3%的氯化鋅[6]，這極有可能是土壤中重金屬Zn積累的重要來源。除了Zn以外，汽車輪胎中還含有鐵、鈷、錳、鎳、銅、Pb、鎘等重金屬，但這些重金屬含量較Zn含量低。另外，剎車器的磨損也能釋放Cu等重金屬的積累，這些可能是導(dǎo)致公路兩側(cè)土壤中Cu、Cd痕量積累的關(guān)鍵因子[7-8]。不同重金屬含量的差異一方面可能與污染源的釋放量相關(guān)，另一方面可能與土壤的理化性質(zhì)，即土壤對不同重金屬吸附程度不一致相關(guān)[9]。因此，在實際的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中，應(yīng)盡量避免在距離公路較近的區(qū)域種植水稻等被人類直接食用的農(nóng)作物。

[1]楊濟龍，祖艷群，洪常青，等.蔬菜土壤微生物種群數(shù)量與土壤重金屬含量的關(guān)系[J].生態(tài)環(huán)境，2003，12（3）：281-284.

[2]Dai J，Dai J，Becquer T，et al.Influence of heavy metals on c and n mineralisation and microbial biomass in zn-，pb-，cu-，and cdcontaminated soils[J].Applied Soil Ecology，2004，25 （2）：99-109.

[3]Fakayode S，Olu-Owolabi B.Heavy metal contamination of roadside topsoil in osogbo，nigeria:Its relationship to traffic density and proximity to highways[J].Environmental Geology，2003，44（2）：150-157.

[4]Ho Y，Tai K.Elevated levels of lead and other metals in roadside soil and grass and their use to monitor aerial metal depositions in hong kong[J].Environmental Pollution，1988，49（1）：37-51.

[5]王 嘉，王仁卿，郭衛(wèi)華.重金屬對土壤微生物影響的研究進展[J].山東農(nóng)業(yè)科學(xué)，2006，（1）：101-105.

[6]Adachi K，Tainosho Y.Characterization of heavy metal particles embedded in tire dust[J].Environment international，2004，30（8）：1009-1017.

[7]馬成倉，洪法水.汞對小麥種子萌發(fā)和幼苗生長作用機制初探[J].植物生態(tài)學(xué)報，1998，22（4）：373-378.

[8]汪 洪，趙士誠，夏文建，等.不同濃度鎘脅迫對玉米幼苗光合作用-脂質(zhì)過氧化和抗氧化酶活性的影響[J].植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2008，14（1）：36-42.

[9]張世遠.銅和鉻對小麥生理生化特性和土壤酶活性的影響研究[D].泰安：山東農(nóng)業(yè)大學(xué)，2009.