貢曉飛，鄂爾丁夫，王琪，黃青青，李花粉

中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193

不同價(jià)態(tài)鉻在不同水分條件下的生物有效性及其對(duì)水稻的毒性

貢曉飛，鄂爾丁夫，王琪，黃青青，李花粉*

中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193

氧化還原過(guò)程在鉻的形態(tài)轉(zhuǎn)化中起了重要作用，而鉻形態(tài)的轉(zhuǎn)化能夠影響其生物有效性及毒性。通過(guò)溫室土培試驗(yàn)研究了六價(jià)鉻(Cr(VI))與三價(jià)鉻(Cr(III))在淹水與不淹水條件下在土壤溶液中的動(dòng)態(tài)變化及水稻對(duì)其吸收的變化。結(jié)果表明，土壤中添加Cr(III)時(shí)，土壤溶液中檢測(cè)不出Cr；而隨著土壤中添加Cr(VI)濃度的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度增加，但是溶液中檢測(cè)不出Cr(III)；淹水處理總體上降低了土壤溶液中Cr(VI)的濃度。而土壤添加Cr(III)、Cr(VI)和水分處理對(duì)土壤溶液pH沒(méi)有顯著影響，pH在7.08.0之間變動(dòng)。土壤添加Cr(VI)處理的水稻中，只有90 mg·kg-1Cr(VI)淹水處理的水稻成活，而其余處理水稻沒(méi)有成活。土壤中添加Cr(III)處理，水稻幼苗生物量隨Cr(III)濃度的增加而顯著降低；除了200 mg·kg-1Cr(III)處理外，其余淹水處理的水稻幼苗生物量明顯高于不淹水處理的。土壤添加Cr(III)處理的水稻，在不淹水條件下水稻空殼率比較高，淹水條件下，隨著土壤中添加Cr(III)濃度水平的增加，水稻各部位Cr含量有增加的趨勢(shì)，但增加不顯著，秸稈最高Cr含量達(dá)到33.80 mg·kg-1，籽粒中Cr含量最高0.30 mg·kg-1。土壤固定Cr(III)的能力遠(yuǎn)強(qiáng)于Cr(VI)，添加Cr(VI)處理的土壤溶液中Cr(VI)的濃度很高，對(duì)水稻表現(xiàn)出較強(qiáng)的生長(zhǎng)抑制。

六價(jià)鉻；三價(jià)鉻；水稻；生物有效性；水分條件

鉻(Cr)在冶金、電鍍、制革、油漆、顏料等領(lǐng)域廣泛應(yīng)用，而各種含Cr的污水排放到環(huán)境中會(huì)造成土壤和水的污染。由于現(xiàn)代Cr工業(yè)的快速發(fā)展，Cr的污染也日趨嚴(yán)重。有研究表明，在我國(guó)黃海北部，在過(guò)去的幾年中，鉻的污染呈現(xiàn)顯著上升的趨勢(shì)[1]。微量的Cr是人體必需的，但攝入過(guò)量的Cr，尤其是Cr(VI)會(huì)對(duì)人體健康產(chǎn)生影響[2]。水稻是我國(guó)的主要糧食作物之一，因此，水稻的重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)研究受到學(xué)者的廣泛關(guān)注。

Cr對(duì)植物有一定的毒害作用，影響植物體的正常生長(zhǎng)，抑制植物根部的正常發(fā)育等[3]。有研究表明在受到一定程度Cr污染的土壤附近種植水稻，Cr會(huì)對(duì)水稻的生長(zhǎng)造成影響，并且Cr在水稻籽粒中累積[4]。高濃度的Cr(VI)會(huì)影響水稻的正常生長(zhǎng)和養(yǎng)分吸收，并且減少根尖細(xì)胞的存活率，破壞葉綠素以及根部細(xì)胞[5]。而土壤條件的改變，可以影響植物對(duì)Cr元素的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)以及影響植物的正常生長(zhǎng)[6]。在自然界土壤中的Cr主要是Cr(III)和Cr(VI)[7]，而進(jìn)入土壤中的Cr(III)和Cr(VI)由于其化學(xué)特性不同，與土壤膠體的吸附特性和化學(xué)轉(zhuǎn)化也表現(xiàn)出不同的特性[8]。土壤中pH、有機(jī)物含量、以及鈣離子等很多因素可以影響Cr的形態(tài)轉(zhuǎn)化[9]，而土壤中Cr的價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)化依賴于土壤中的氧化還原平衡。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試土壤與水稻

土壤采自北京市中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)上莊實(shí)驗(yàn)站0～20 cm的耕層土，質(zhì)地為砂壤土，基本理化性質(zhì)如下： pH 8.13，有機(jī)質(zhì)10.19 g·kg-1，總氮0.97 g·kg-1，有效磷5.56 mg·kg-1，速效鉀88.16 mg·kg-1，全鉻46.90 mg·kg-1。供試植物為水稻(Oryza sativa L.品種為準(zhǔn)兩優(yōu)608)，南方超級(jí)稻品種，該品種屬于秈稻兩系雜交水稻，由湖南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院提供。

1.2 試驗(yàn)處理

采集的土壤經(jīng)自然風(fēng)干后過(guò)3 mm篩，施入底肥，其中氮((NH4)2CO3)、磷(K2HPO4)、鉀(KH2PO4)分別為300、200、300 mg·kg-1。土壤中添加鉻的水平分別為0、90、150、200 mg·kg-1(Cr濃度水平的設(shè)置參考GB 15618—1995土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中的一級(jí)和二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限值)，不同價(jià)態(tài)鉻的形態(tài)分別為CrCl3或K2Cr2O7溶液，混勻后裝入內(nèi)徑18 cm，深度20 cm的塑料盆中，每盆裝土2 kg。土壤溶液取樣管(Rhizon MOM 10 cm長(zhǎng)，內(nèi)徑2.5 mm,Rhizosphere Research Products,Wageningen,The Netherlands)對(duì)角埋入土壤中央，澆適量去離子水保持土面濕潤(rùn)，平衡1周。每個(gè)濃度水平和價(jià)態(tài)處理設(shè)置淹水和不淹水2個(gè)水分管理，淹水處理保持2～3 cm的水層，不淹水處理保持70%田間持水量。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)。

水稻種子用30%H2O2消毒15 min，去離子水洗凈后在飽和CaSO4溶液中浸泡過(guò)夜，放在有濕潤(rùn)濾紙的培養(yǎng)皿中避光發(fā)芽。發(fā)芽后選取大小一致的幼苗轉(zhuǎn)移至土壤中，到幼苗長(zhǎng)勢(shì)均勻時(shí)，每盆保留5株水稻幼苗。每天補(bǔ)充去離子水，淹水處理保持2～3 cm水層，不淹水處理保持70%田間持水量。植物生長(zhǎng)在25 ℃/14 h光照和20 ℃/10 h 黑暗條件下、相對(duì)濕度為60%～70%、光照強(qiáng)度為240～350 μmol·m-2·s-1的人工氣候室中。

1.3 土壤溶液分析

水稻播種后第7、13、21、29、45、60、90天通過(guò)土壤溶液取樣管抽取土壤溶液2030 mL，用酸度計(jì)(HI98103)測(cè)定溶液pH值。采用EDTA配合、紫外-可見(jiàn)分光光度法，同時(shí)測(cè)定土壤溶液中Cr(III)和Cr(VI)的含量，Cr(III)和Cr(VI)的最大吸收波長(zhǎng)分別為540 nm和350 nm[10]。在50 mL的刻度試管中加入5 mL土壤溶液，再加入0.020 mol·L-1硫酸0.2 mL和0.050 mol·L-1EDTA溶液3.0 mL，用去離子水稀釋，在70～80 ℃的水浴中加熱15 min，冷卻定容。試劑空白作參比，分別在波長(zhǎng)540 nm與350 nm處測(cè)定吸光值，通過(guò)線性方程計(jì)算Cr(III)和Cr(VI)的含量。

(2) 稀疏性因子及迭代次數(shù)的選擇.稀疏因子的作用是SNMF分解過(guò)程中控制稀疏矩陣的稀疏性,圖7給出了不同稀疏因子所對(duì)應(yīng)的目標(biāo)函數(shù)誤差(特征維數(shù)選為24,迭代次數(shù)為200).圖7中可以看出:當(dāng)系數(shù)因子等于0時(shí),SNMF等價(jià)于NMF,會(huì)產(chǎn)生較大的目標(biāo)函數(shù)誤差;當(dāng)目標(biāo)因子不等于0時(shí),雖然在理論上越大的稀疏因子就對(duì)應(yīng)著更稀疏的稀疏矩陣,即得到最精煉的故障特征信息;目標(biāo)函數(shù)的誤差也隨著稀疏因子的增大而增大,說(shuō)明隨著稀疏因子的增加,原始時(shí)頻圖像中所蘊(yùn)含的故障特征信息損失也隨之增加.

1.4 植物樣品的分析

水稻生長(zhǎng)30 d后收獲3株水稻幼苗，剩余2株成熟后收獲。采集的植株樣品用去離子水洗凈，放入烘箱將樣品在105 ℃殺青0.5 h，然后75 ℃烘干至恒重，稱量干重。水稻幼苗及秸稈用粉碎機(jī)粉碎，籽粒用自動(dòng)脫殼機(jī)脫殼后，糙米用研磨機(jī)磨成粉，保存?zhèn)溆?。稱取0.2500 g左右植物樣品，加入優(yōu)級(jí)純HNO3浸泡過(guò)夜，密閉式微波消解(CEM，MARS5)，消解液用ICP-MS (Agilent ICP-MS 7700,Agilent Technologies,Santa Clara,CA,USA)測(cè)定。整個(gè)測(cè)定過(guò)程中加入菠菜葉(GBW10015，GSB-6)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)和空白進(jìn)行質(zhì)量控制。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)取3次重復(fù)的平均值和標(biāo)準(zhǔn)差，采用Excel軟件分析數(shù)據(jù)，SPSS軟件進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)。單因素方差分析，采用LSD 法進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)(顯著性水平設(shè)為0.05)。

2 結(jié)果(Results)

2.1 土壤溶液中Cr濃度變化

土壤添加Cr(III)的處理溶液中用選定的測(cè)定方法檢測(cè)不出Cr(III)和Cr(VI)，同樣添加Cr(VI)的處理溶液中檢測(cè)不出Cr(III)。淹水處理顯著降低了土壤溶液中Cr(VI)的濃度(圖1a、b)，但Cr(VI)處理濃度在200 mg·kg-1時(shí)，淹水和不淹水處理后期土壤溶液中Cr(VI)的濃度差異不大(圖1c)。隨著土壤中添加Cr(VI)濃度的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著增加；然而，隨著土壤培養(yǎng)時(shí)間的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著降低。

土壤添加Cr(VI)濃度為200 mg·kg-1時(shí)，在淹水條件下，初次取樣(7 d)水稻土壤溶液中Cr(VI)的濃度為40.96 mg·L-1，在最后一次取樣(90 d)時(shí)Cr(VI)濃度降低到10.38 mg·L-1，比初次取樣降低了75%；在不淹水條件下，初次取樣土壤溶液中Cr(VI)的濃度為52.03 mg·L-1，在最后一次取樣時(shí)Cr(VI)濃度降低到9.11 mg·L-1，比初次取樣降低了82%(圖1c)。同樣，在土壤添加Cr(VI) 90 mg·kg-1和150 mg·kg-1時(shí)，淹水與不淹水處理土壤溶液中Cr(VI)濃度變化趨勢(shì)與200 mg·kg-1處理的變化趨勢(shì)基本相似，只有在200 mg·kg-1處理，第60 天取樣時(shí)，淹水條件下土壤溶液Cr(VI)含量比不淹水條件下的高4.7 mg·kg-1。

圖1 不同濃度Cr(VI)在不同水分條件下土壤溶液中Cr(VI)隨時(shí)間的動(dòng)態(tài)變化

2.2 土壤溶液pH的變化

與不添加Cr的對(duì)照處理相比，土壤添加Cr(III)和水分處理對(duì)土壤溶液pH沒(méi)有顯著影響；在水稻的整個(gè)生育期內(nèi)土壤溶液pH先下降，之后稍有回升，隨后緩慢降低，pH在7.0～8.0之間變動(dòng)(圖2a、b)。可能的原因是植物生長(zhǎng)過(guò)程中分泌的有機(jī)酸而使土壤溶液中的pH降低。而土壤添加Cr(VI)的處理，由于Cr(VI)的毒性，植物生長(zhǎng)很差，其分泌的有機(jī)酸對(duì)土壤溶液pH的影響不大，pH在7.5～8.0之間變動(dòng)，并且在生育期內(nèi)變化不大(圖2c、d)。

2.3 水稻地上部生物量

在本試驗(yàn)設(shè)置的濃度水平下，土壤添加Cr(VI)處理的水稻，除了90 mg·kg-1Cr(VI)淹水處理?xiàng)l件下的水稻成活，而其余處理水稻都沒(méi)有成活，即使后續(xù)進(jìn)行了多次水稻移栽，水稻都無(wú)法生長(zhǎng)。與對(duì)照相比，土壤中加入Cr(III)后，水稻幼苗生物量隨Cr(III)濃度的增加而顯著降低；除了200 mg·kg-1Cr(III)處理外，其余淹水處理的水稻幼苗生物量明顯高于不淹水處理的(圖3a)，主要是由于在這個(gè)濃度下，Cr(III)濃度較高，無(wú)論是淹水還是不淹水條件下，都對(duì)幼苗造成明顯的抑制作用，使幼苗生物量都處于較低的水平。Cr(III)處理濃度在90、150和200 mg·kg-1時(shí)，淹水條件下，生物量分別比對(duì)照處理降低40%、49%和93%，不淹水條件下，分別降低66%、77%和73%。而水稻在成熟期，Cr(III)處理濃度在90和150 mg·kg-1時(shí)，淹水條件下，水稻生物量與對(duì)照差異不顯著，不淹水條件下，水稻生物量隨著濃度Cr(III)增大而降低(圖3b)。與苗期生物量相比，Cr(III)處理對(duì)水稻成熟期生物量的影響變小，生物量降低的比例在4%～40%之間。

2.4 水稻Cr含量

不淹水條件下，添加Cr(III)的處理水稻籽粒沒(méi)有灌漿，說(shuō)明不淹水條件下，Cr(III)對(duì)水稻灌漿表現(xiàn)出較強(qiáng)的毒性；而淹水條件下，土壤添加不同濃度Cr(III)處理水稻籽粒Cr含量差別不大，含量在0.220.30 mg·kg-1之間，都低于國(guó)家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(1.0 mg·kg-1)(圖4a)，說(shuō)明土壤中Cr(III)向水稻籽粒中的遷移能力較弱。土壤添加Cr(III)處理水稻在淹水與不淹水條件下，成熟期秸稈中Cr含量差異顯著，Cr(III)添加濃度在90、150和200 mg·kg-1時(shí)，淹水處理的水稻秸稈Cr含量比不淹水處理分別增加85%、86%和29%(圖4b)，淹水條件顯著增加了Cr(III)在秸稈中的富集量，促進(jìn)了Cr(III)向水稻秸稈的運(yùn)輸。

圖2 不同濃度Cr(VI)和Cr(III)處理在不同水分條件下土壤溶液中pH的變化

圖3 不同濃度Cr(III)處理和不同水分管理對(duì)水稻幼苗(a)和成熟水稻(b)生物量的影響

3 討論(Discussion)

圖4 不同濃度Cr(III)處理和不同水分管理對(duì)水稻籽粒(a)和秸稈(b)中鉻含量的影響

土壤溶液取樣管提取的土壤溶液檢測(cè)結(jié)果表明，隨著土壤中添加Cr(VI)濃度的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著升高(圖1)，但是溶液中檢測(cè)不出Cr(III)；而添加Cr(III)的土壤中既檢測(cè)不出Cr(III)，也檢測(cè)不出Cr(VI)。有研究表明Cr(III)主要以陽(yáng)離子形式在土壤中存在，進(jìn)入土壤后，能夠迅速被土壤吸附固定，形成鉻和鐵的氫氧化物沉淀，其活動(dòng)性較 差[11]。而Cr(VI)以陰離子的形態(tài)存在，一般不易被土壤所吸附，具有較高的活性[12]。土壤對(duì)Cr(III) 的吸附量是Cr(VI)吸附量的數(shù)倍，Cr(III)更容易被土壤固定，而Cr(VI)相對(duì)于三價(jià)鉻在土壤中易于遷移[13]。本實(shí)驗(yàn)的研究結(jié)果也表明土壤對(duì)Cr(III)的固定能力比Cr(VI)強(qiáng)，Cr(VI)在土壤中有很強(qiáng)的移動(dòng)性，因此，土壤溶液中能夠檢測(cè)到濃度很高的Cr(VI)。淹水條件下，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著低于不淹水的處理(圖1)，可能是由于淹水條件下，部分Cr(VI)被還原為Cr(III)而被土壤固定的結(jié)果。有研究表明，氧化還原電位很低時(shí)，Cr(VI)可被還原為Cr(III)[14]。

本試驗(yàn)中土壤添加Cr(III)時(shí)，不淹水處理的水稻籽粒都沒(méi)有灌漿，影響了水稻的正常生長(zhǎng)發(fā)育。而淹水條件下，水稻秸稈和籽粒中Cr含量隨著Cr濃度的升高有增加的趨勢(shì)，但是處理間差異不顯著，水稻籽粒Cr含量差別不大，含量在0.22～0.30 mg·kg-1之間，都低于國(guó)家食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(圖4a)。秸稈中Cr濃度要比籽粒中高100倍左右，說(shuō)明Cr在水稻體內(nèi)的運(yùn)移較弱，向籽粒中的轉(zhuǎn)移較少。

綜上所述，還原狀態(tài)下的Cr(III)容易被土壤顆粒吸附固定，而氧化狀態(tài)下的Cr(VI)不容易被吸附，比Cr(III)表現(xiàn)出更強(qiáng)的移動(dòng)性，因此對(duì)植物表現(xiàn)出更大的生長(zhǎng)抑制。同時(shí)，淹水條件下的還原狀態(tài)，可能存在土壤中Cr(VI)的還原，使土壤溶液中Cr(VI)的濃度降低。本試驗(yàn)土壤中添加鉻的濃度水平是參考GB 15618—1995土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中的一級(jí)和二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限值設(shè)置的，但是在Cr(III)的添加濃度為200 mg·kg-1已經(jīng)對(duì)成熟期的水稻產(chǎn)生了影響；而Cr(VI)在初始添加90 mg·kg-1時(shí)，不淹水水稻已經(jīng)不能存活(土壤二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限值為250～350 mg·kg-1)。

[1] Huang L,Pu X,Pan J F,et al.Heavy metal pollution status in surface sediments of Swan Lake lagoon and Rongcheng Bay in the northern Yellow Sea[J].Chemosphere,2013,93(9): 1957-1964

[2] 徐衍忠,秦緒娜,劉祥紅,等.鉻污染及其生態(tài)效應(yīng)[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2002(S1): 8-9

Xu Y Z,Qin X N,Liu X H,et al.The study of chromium pollution and ecological effects [J].Environmental Science and Technology,2002(S1):8-9 (in Chinese)

[3] Wani P A,Khan M S,Zaidi A.Chromium reduction,plant growth-promoting potentials,and metal solubilizatrion by Bacillus sp.isolated from alluvial soil [J].Current Microbiology,2007,54(3): 237-243

[4] Guan Y D,La G X,Cao J,et al.Heavy metal contamination in a soil-rice ecosystem in the vicinity of abandoned rural unsanitary landfill [J].Asian Journal of Chemistry,2013,25(8B): 4199-4202

[5] Qiu B,Zeng F,Cai S,et al.Alleviation of chromium toxicity in rice seedlings by applying exogenous glutathione [J].Journal of Plant Physiology,2013,170(8): 772-779

[6] Dhal B,Thatoi H N,Das N N,et al.Chemical and microbial remediation of hexavalent chromium from contaminated soil and mining/metallurgical solid waste: A review [J].Journal of Hazardous Materials,2013,250: 272-291

[7] 李天然.土壤環(huán)境化學(xué)[M].北京: 高等教育出版社,1996: 126

[8] 潘崠,丁紹蘭.鉻在土壤和植物中的吸附、遷移和累積規(guī)律研究進(jìn)展[J].西部皮革,2011,33(2): 22-25

Pan D,Ding S L.Progress in the study of adsorption,migration and accumulation rules of chromium in soil and plant [J].Westleather,2011,33(2): 22-25 (in Chinese)

[9] Koleli N.Speciation of chromium in 12 agricultural soils from Turkey [J].Chemosphere,2004,57(10): 1473-1478

[10] 林建原,朱婷婷,周俊.電鍍廢水中三價(jià)鉻和六價(jià)鉻含量的測(cè)定[J].廣東微量元素科學(xué),2008,15(11): 60-64

Lin J Y,Zhu T T,Zhou J.Determination of the content of Cr(III) and Cr(VI) in the electroplating wastewater [J].Guangdong Weiliang Yuansu Kexue,2008,15(11): 60-64 (in Chinese)

[11] 桂新安,楊海真,王少平,等.鉻在土壤中的吸附解吸研究進(jìn)展[J].土壤通報(bào),2007,38(5): 1007-1012

Gui X A,Yang H Z,Wang S P,et al.Advance in studies of chromium sorption and desorption in soils [J].Chinese Journal of Soil Science,2007,38(5): 1007-1012 (in Chinese)

[12] 陳英旭,駱永明,朱永官.土壤中鉻的化學(xué)行為研究[J]．土壤學(xué)報(bào),1994,3l(1): 77-85

Chen Y X,Luo Y M,Zhu Y G.Study on chemical behavior of chromium in soils [J].Acta Pedologica Sinica,1994,3l(1): 77-85 (in Chinese)

[13] 任愛(ài)玲,郭斌,劉三學(xué),等．含鉻污液在土壤中遷移規(guī)律的研究[J].城市環(huán)境與城市生態(tài),2000,13(2): 54-56

Ren A L,Guo B,Liu S X,et al.Study on the migration of chromium in soil [J].Urban Environment and Urban Ecology,2000,13(2): 54-56 (in Chinese)

[14] Avudainayagam S,Megharaj M,Owens G,et al.Chemistry of chromium in soils with emphasis on tannery waste sites [J].Reviews of Environmental Contamination and Toxicology,2003,178: 53-91

[15] 魯先文,余林,宋小龍,等.重金屬鉻對(duì)小麥葉綠素合成的影響[J].農(nóng)業(yè)與技術(shù),2007,27(4): 60-63

Lu X W,Yu L,Song X L,et al.Effect of heavy metal Cr on chlorophyll synthesis in wheat [J].Agriculture and Technology,27(4): 60-63 (in Chinese)

[16] 王愛(ài)云,黃姍姍,鐘國(guó)鋒,等.鉻脅迫對(duì)3種草本植物生長(zhǎng)及鉻積累的影響[J].環(huán)境科學(xué),2012,33(6): 2028-2037

Wang A Y,Huang S S,Zhong G F,et al.Effect of Cr(VI) stress on growth of three herbaceous plants and their Cr uptake [J].Environmental Science,2006,33(6): 2028-2037 (in Chinese)

[17] Mcgrath S P,Cegarra J.Chemical extractability of heavy-metals during and after long-term applications of sewage-sludge to soil [J].Journal of Soil Science,1992,43(2): 313-321

[18] Kleiman I D,Cogliatti D H.Chromium removal from aqueous solutions by different plant species [J].Environmental Technology,1998,19(11): 1127-1132

[19] Duman F,Koca F D.Single and combined effects of exposure concentration and duration on biological responses of Ceratophyllum demersum L.exposed to Cr species [J].International Journal of Phytoremediation,2014,16(12): 1192-1208

[20] Shanker A K,Cervantes C,Loza-Tavera H,et al.Chromium toxicity in plants [J].Environment International,2005,31(5): 739-753

[21] Gikas P,Romanos P.Effects of tri-valent (Cr(III)) and hexa-valent (Cr(VI)) chromium on the growth of activated sludge [J].Journal of Hazardous Materials,2006,133(1-3): 212-217

◆

Bioavailability and Toxicity of Cr(III) and Cr(VI) to Rice (OryzasativaL.) as Influenced by Water Management

Gong Xiaofei,Er Dingfu,Wang Qi,Huang Qingqing,Li Huafen*

College of Resources and Environmental Sciences,China Agricultural University,Beijing 100193,China

21 August 2014 accepted 22 September 2014

Redox processes play an important role in the form transformation of chromium,which can affect the bioavailability and toxicity of plants.Soil culture experiment was carried out in the greenhouse to study the effect of hexavalent chromium (Cr(VI)) and trivalent chromium (Cr(III)) on the chromium dynamics in soil solution and chromium uptake by rice under flooded and aerobic conditions.The results showed that Cr was not detected in the soil solution in the Cr(III) treatment,while the concentration of Cr(VI) increased with the addition of Cr(VI) in the soil.And the Cr(VI) concentration was generally lower in the flooded treatment than under the aerobic conditions.Cr(III) was not detected in the soil solution in all treatments.pH value in the soil solution ranged from 7.0 to 8.0,which was not significantly influenced by the addition of Cr and water management.In the Cr(VI) treatment,rice seedlings survived only at the treatment of 90 mg Cr(VI) per kg soil,while in the Cr(III) treatment,the biomass of rice seedlings decreased with the increasing concentration of Cr(III).Compared with the aerobic treatment,flooded treatment increased the biomass of rice seedlings with the exception of the treatment of 200 mg Cr(III) per kg soil.Under the aerobic condition,Cr(III) addition affected the rice grain filling,Cr concentrations in all parts of rice showed increasing trend with the increase of Cr(III) addition in soil under the flooded condition.And the highest Cr contents in the straw and brown rice were 33.80 mg·kg-1and 0.30 mg·kg-1,respectively.The results indicated that Cr(VI) is more toxic to rice than Cr(III) because of its high-mobility in the soil.

hexavalent chromium; trivalent chromium; rice; bioavailability; flooded condition; aerobic condition

公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專項(xiàng)(200903015)

貢曉飛(1990-)，男，碩士，研究方向?yàn)橹亟饘傥廴旧鷳B(tài)學(xué)，E-mail：289417962@qq.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: lihuafen@cau.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140821001

2014-08-21 錄用日期：2014-09-22

1673-5897(2015)4-170-07

X171.5

A

李花粉(1969-)，女，博士，教授，主要從事重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)以及污染控制等方面的研究，近年來(lái)在國(guó)內(nèi)外期刊發(fā)表學(xué)術(shù)論文60余篇。

貢曉飛,鄂爾丁夫,王琪,等.不同價(jià)態(tài)鉻在不同水分條件下的生物有效性及其對(duì)水稻的毒性[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2015,10(4): 170-176

Gong X F,Er D F,Wang Q,et al.Bioavailability and toxicity of Cr(III) and Cr(VI) to rice (Oryza sativa L.) as influenced by water management [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10(4): 170-176 (in Chinese)