閆超凡,葉麗麗,陳余道，陳永山,張 軍a,蔣金平

(1.桂林理工大學(xué) a.廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室; b.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 541006; 2.河南匯商環(huán)?？萍加邢薰荆嵵?450000；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)

0 引 言

自然界中,土壤重金屬污染大多數(shù)是兩種或兩種以上重金屬元素共同作用而形成的復(fù)合污染[1],相比單個(gè)元素的污染,多個(gè)元素之間的拮抗、協(xié)同和加和作用使得重金屬對(duì)作物的影響機(jī)理更為復(fù)雜[2],而且不同復(fù)合污染對(duì)于不同的植物來說影響因子和效果不同[3-6]。燕麥作為糧、飼兼用作物,在中國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上有著特殊的地位[7], 有關(guān)重金屬對(duì)燕麥影響的研究也有不少,例如:高濃度Hg、 Cd能夠顯著抑制燕麥幼苗莖葉的生長(zhǎng)速率和葉綠素含量,但低濃度的Hg、Cd在一定程度上可以促進(jìn)燕麥幼苗的生長(zhǎng)[8-10]; Cu2+能夠顯著提高燕麥幼苗葉的超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)的活性, 過量的Cu2+會(huì)導(dǎo)致植物葉片在光氧化反應(yīng)中迅速衰老[11];毒性的增大一般會(huì)降低植物體內(nèi)酶活性[12]; 施寵等[10]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)Cd2+濃度達(dá)到15 mg/L時(shí),會(huì)導(dǎo)致野燕麥的超氧化物岐化酶、 過氧化物酶(peroxidase, POD)、過氧化氫酶CAT活性降低,但Cd2+濃度為8 mg/L以下時(shí),酶活性增加,促進(jìn)了燕麥的生長(zhǎng);Tiecher等[13]研究發(fā)現(xiàn),外源添加Cu和Zn含量達(dá)到60和120 mg/kg時(shí),黑燕麥幼苗 CAT、POD活性明顯降低,但葉綠素含量出現(xiàn)異常高峰等。以上研究側(cè)重于燕麥幼苗期、單個(gè)重金屬對(duì)其生理特征的影響,且大都屬于外源添加重金屬,無法了解自然污染條件下多金屬污染對(duì)燕麥生長(zhǎng)過程的影響及重金屬的累積效應(yīng)。

鑒于此, 以Pb、 Zn、 Cd、 Hg、 As 5種不同濃度的重金屬?gòu)?fù)合污染土壤為供試土壤, 研究重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)燕麥生長(zhǎng)及重金屬富集的影響, 以期為重金屬?gòu)?fù)合污染土壤的治理與有效利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采集于廣西壯族自治區(qū)陽(yáng)朔縣思的村重金屬污染農(nóng)田(N24°59′, E110°33′)。該地區(qū)以山地、丘陵為主,處于亞熱帶季風(fēng)性氣候區(qū),年平均氣溫在 20 ℃,年降雨量達(dá)1 900～2 000 mm。土壤采集過程中,先借助手持式重金屬快速測(cè)定儀(Genius 9000 XRF)粗略測(cè)定土壤的主要重金屬濃度,然后按照重金屬污染程度高低分成 9 個(gè)濃度水平,依次標(biāo)記為 A～I(xiàn) 處理,并選擇無重金屬污染的農(nóng)田作為對(duì)照(CK)。 采集的土壤帶回實(shí)驗(yàn)室后風(fēng)干并過2 mm(10目)篩,去除石塊及雜物后用于盆栽供試土壤,理化性質(zhì)見表1。

表1 土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of test soil

1.2 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)

按照處理梯度每個(gè)硬質(zhì)塑料桶(20 cm×40 cm×30 cm)盛裝風(fēng)干土約4.5 kg, 每個(gè)重金屬濃度水平設(shè)種植和不種植燕麥(牧樂思, 加拿大進(jìn)口)各4個(gè)重復(fù), 并施入復(fù)合肥1 g作為基肥。 在種植前對(duì)土壤潤(rùn)濕并穩(wěn)定1周, 每桶20顆種子, 以旱作方式栽培。 播種一周左右記錄燕麥發(fā)芽率, 此后每隔15 d測(cè)量燕麥株高, 待三葉期時(shí)取燕麥新鮮葉片進(jìn)行植物酶活性測(cè)定, 隨后進(jìn)行間苗, 出苗80 d后分別采集燕麥地上和地下部分, 清洗、 烘干、 稱重, 粉碎保存。

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 土壤化學(xué)性質(zhì)測(cè)定 土壤pH、有機(jī)碳、全氮、全磷、全鉀的具體測(cè)定方法參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[14]。

1.3.2 燕麥生理指標(biāo)測(cè)定 采集新鮮的燕麥葉片, 選用南京建成生物工程研究所提供的SOD試劑盒、 POD試劑盒分別測(cè)定燕麥幼苗期葉片SOD 活性以及 POD 活性, 按照給定的方法計(jì)算 SOD 和 POD 的含量。 采用95%乙醇研磨提取葉綠素, 并在665和649 nm波長(zhǎng)下, 測(cè)定吸光度進(jìn)而分析其含量; 葉片丙二醛(malondialdehyde,MDA) 含量的測(cè)定采用硫代巴比妥酸法[15]。

1.3.3 重金屬全量及形態(tài)測(cè)定 土壤和燕麥植株中As、Hg全量均采用王水水浴消解,原子熒光分光光度計(jì)(AS-20)測(cè)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(cè)定；土壤重金屬形態(tài)測(cè)定采用改進(jìn)BCR法,提取態(tài)采用DTPA浸提[16]。

1.3.4 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)方法[17]采用潛在生態(tài)危害指數(shù)法進(jìn)行土壤重金屬污染評(píng)價(jià):

(1)

(2)

(3)

1.4 樣品數(shù)據(jù)準(zhǔn)確度控制與數(shù)據(jù)分析

土壤和植物樣品測(cè)試過程中,設(shè)置3個(gè)平行試驗(yàn)及空白樣和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)樣,采用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)樣品GSS-4(GBW07405), GSB-6(GBW10015)進(jìn)行質(zhì)量控制,控制試驗(yàn)回收率在90%～110%。試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2010、Origin 9.0、SPSS 19.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)與分析。

2 結(jié) 果

2.1 土壤污染等級(jí)劃分及形態(tài)分析

利用潛在生態(tài)危害指數(shù)法對(duì)盆栽土壤重金屬污染等級(jí)進(jìn)行劃分, 標(biāo)準(zhǔn)值以《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》為準(zhǔn)。 由表2可知, CK～I(xiàn)污染程度逐漸提高: 對(duì)照土壤存在輕微的潛在生態(tài)危害,A 屬于強(qiáng)污染, B～E屬于很強(qiáng)污染, F～I(xiàn)屬于極強(qiáng)污染。其中，處理A強(qiáng)污染梯度：Cd濃度約是標(biāo)準(zhǔn)值的10倍,Pb、Zn濃度分別約為標(biāo)準(zhǔn)值的4和3倍；處理B～E很強(qiáng)污染梯度：Cd濃度最大為標(biāo)準(zhǔn)值的31倍,Pb濃度最大約為標(biāo)準(zhǔn)值的12倍,Zn濃度最大約為標(biāo)準(zhǔn)值6倍；處理F～I(xiàn)極強(qiáng)污染梯度：Cd濃度最大為標(biāo)準(zhǔn)值的65倍,Pb、Zn最大濃度分別約為標(biāo)準(zhǔn)值的51、34倍。在CK～I(xiàn)梯度范圍內(nèi)As濃度都低于標(biāo)準(zhǔn)值,而Hg含量相對(duì)較低，僅E～F處理超標(biāo)，且超標(biāo)倍數(shù)在1～2。

表2 土壤重金屬含量及污染等級(jí)Table 2 Heavy metal content and pollution grading in soil

土壤的重金屬各形態(tài)分布如圖1所示。供試土壤的主要形態(tài)是殘?jiān)鼞B(tài),除CK外,其他處理Pb、Zn弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)與可氧化態(tài)之和占比多超過50%,其中Pb有效態(tài)占比最高達(dá)56%；而Cd在F、H、I極強(qiáng)污染梯度的弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)與可氧化態(tài)之和占比均大于80%,且有效態(tài)占比最高達(dá)80%以上；Hg在CK～C各梯度三態(tài)之和占比均大于40%,有效態(tài)含量在CK～B占比最高達(dá)60%以上;As在整個(gè)梯度上三態(tài)之和占比最高只有25%,有效態(tài)As占比最高只有4%左右。綜上可見,重金屬形態(tài)與有效態(tài)存在一定的正相關(guān)性。

2.2 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)燕麥生長(zhǎng)的影響

多重金屬污染脅迫下, 燕麥的發(fā)芽率及株高狀況見表3。燕麥的發(fā)芽率受重金屬?gòu)?fù)合污染脅迫影響不大, 除了極強(qiáng)污染處理 I 以外, 其他重金屬污染程度燕麥發(fā)芽率都在93%以上, 有可能是I處理Cd濃度含量過高,損害了種子的胚芽而致。 CK～E 處理的燕麥株高隨時(shí)間呈逐漸增高趨勢(shì), 但增幅逐漸降低, 最大增幅達(dá)到74.9%, 最小增幅只有1.5%; F～I(xiàn)處理隨著污染加重, 燕麥生長(zhǎng)受到抑制程度加深, 在極強(qiáng)污染I處理中，燕麥出苗20 d后死亡。

燕麥地上部分的鮮重和干重呈近似正態(tài)分布(圖 2), 地下部分干重也呈現(xiàn)先升后降的趨勢(shì); 重金屬很強(qiáng)污染程度的C處理燕麥生物量最大, 與對(duì)照CK和最小值G處理相比差異性顯著(p<0.05), 鮮重分別增加了41.24%、 71.16%, 地上干重則分別增加了31.37%、 68.62%。

圖2 燕麥鮮重和干重Fig.2 Fresh and dry weight of oat samples

2.2.1 重金屬濃度與燕麥株高、生物量的多元回歸分析 為了進(jìn)一步了解復(fù)合重金屬污染對(duì)燕麥生長(zhǎng)的影響,以株高、鮮重、地上部分、地下部分為因變量，分別設(shè)為Y1、Y2、Y3、Y4,Pb、Zn、Cd、As、Hg為自變量，分別設(shè)為X1、X2、X3、X4、X5進(jìn)行多元回歸分析(表4)?？芍?Pb、As對(duì)燕麥株高、鮮重、地上、地下干重有顯著的抑制作用,而Zn、Cd、Hg對(duì)其有顯著的協(xié)同促進(jìn)作用(p< 0.05)。地下干重主要受Pb、Zn、As抑制較大,而Cd、Hg有一定的促進(jìn)作用。

表4 重金屬濃度與燕麥生長(zhǎng)特征多元回歸分析Table 4 Multivariate regression analysis between heavy metal contents and growth characteristics of oat samples

2.3 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)燕麥生理特征的影響

2.3.1 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)燕麥葉綠素含量的影響 由表5可見, 與對(duì)照(CK)相比, 各處理的葉綠素a和b均有不同幅度的下降, 處理H的降幅最大, 分別為70.19%、 70.23%;處理B～H葉綠素a降幅均達(dá)顯著水平, 除處理D外, 處理A～H葉綠素b降幅也達(dá)顯著水平(p< 0.05)。 葉綠素wa/wb變化則無明顯規(guī)律, 升降幅度均未達(dá)到顯著水平。

表5 重金屬?gòu)?fù)合污染下燕麥葉綠素含量Table 5 Chlorophyll contents of oat samples under compound pollution of heavy metals

2.3.2 復(fù)合污染對(duì)燕麥酶活性的影響 多重金屬?gòu)?fù)合污染脅迫下燕麥葉片POD、SOD活性在不同處理之間變化較小,而MDA含量隨重金屬脅迫濃度的升高整體呈現(xiàn)近似“M”狀變化(圖3); POD活性處理E達(dá)到最大值446.01 U/g FW,且最大增幅只有4.7%; SOD活性處理G最大, CK最小, 兩者差異性顯著, 最大增幅為39.37%; MDA含量變化復(fù)雜, 處理F含量最高, 為7.31 nmol/g FW, 處理CK含量最低, 為4.85 nmol/g FW, 顯著低于其他處理(p< 0.05)。

圖3 燕麥新鮮葉片酶活性Fig.3 Enzyme activity in fresh leaves of oat samples

2.3.3 重金屬有效態(tài)與燕麥生理特征相關(guān)性分析 重金屬有效態(tài)是可以被動(dòng)植物等生物體吸收利用的金屬形態(tài),由表 6 可知,Pb、Zn、Cd有效態(tài)與燕麥葉綠素a、b呈極顯著負(fù)相關(guān)(p< 0.01), Zn、 Cd有效態(tài)與SOD、 POD呈顯著負(fù)相關(guān)(p< 0.05);MDA含量與5種金屬提取態(tài)之間無明顯相關(guān)性,且有效態(tài)低的As、Hg對(duì)燕麥生理特征也無顯著相關(guān)性。

表6 重金屬有效態(tài)與燕麥生理特征相關(guān)分析Table 6 Relationship between the effective state of heavy metals and the physiological characteristics of oat

2.4 復(fù)合污染對(duì)燕麥重金屬累積的影響

由圖4可知, 同一污染水平下燕麥重金屬含量地上部分低于地下部分, 除了重金屬Pb以外, 燕麥地下重金屬濃度最大值都出現(xiàn)在處理H, 地上部分除了Hg外, 最大值都出現(xiàn)在處理F。 重金屬積累量Zn>As>Pb>Hg>Cd, 富集系數(shù)Hg>As>Cd>Zn>Pb, 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Cd>Zn>Hg>As>Pb。與CK相比, 除As外， 地上、 地下部分重金屬含量都隨處理濃度的增加有不同程度的提高, 其中地下部分Pb含量最大提高了約8 989%, Zn最大約478%, Cd最大約2 309%, Hg最大約1 820%; 地上部分Pb最大提高了約1 771%, Zn最大約1 842%, Cd最大約422%, Hg最大約627%。

圖4 燕麥植物體中重金屬含量Fig.4 Heavy metal contents in oat plant

2.4.1 重金屬形態(tài)對(duì)燕麥吸收重金屬的影響 土壤重金屬能被植物吸收很大程度上取決于其形態(tài),重金屬不同形態(tài)的植物有效性不同[18]。由表7可以看出,弱酸提取態(tài)的Cd、可氧化態(tài)As與莖葉Cd、As含量呈現(xiàn)極顯著相關(guān)性(p< 0.01)。根部Zn積累量與4種金屬形態(tài)都呈顯著正相關(guān)性,Pb則呈極顯著正相關(guān)(p< 0.01),Cd可氧化、還原態(tài)與根部Cd累積呈極顯著正相關(guān)(p< 0.01),而Hg則與殘?jiān)鼞B(tài)呈顯著正相關(guān)(p< 0.05),因此,重金屬形態(tài)對(duì)燕麥根部重金屬吸收的影響大于莖葉。

表7 燕麥重金屬含量與土壤重金屬形態(tài)Pearson相關(guān)系數(shù)Table 7 Pearson coefficients between the concentration of heavy metals in oat samples and heavy metal speciation in soil

通過多元逐步回歸分析可知(表8),弱酸提取態(tài)Pb、可氧化態(tài)Zn、Cd以及殘?jiān)鼞B(tài)Hg與燕麥吸收Pb、Zn、Cd、Hg量之間存在統(tǒng)計(jì)學(xué)意義上的高度相關(guān)性;同時(shí)看出燕麥吸收As量與土壤中各形態(tài)As均無明顯的統(tǒng)計(jì)學(xué)意義上的相關(guān)和回歸性,這可能與供試As含量較小，以及其他金屬的相互作用影響燕麥對(duì)As的吸收有關(guān)[19]。

表8 燕麥重金屬吸收量與土壤重金屬形態(tài)之間的多元逐步回歸方程Table 8 Multiple stepwise regression equation between heavy metal in oat and heavy metal speciation in soil

3 討 論

3.1 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)燕麥生長(zhǎng)的影響

重金屬脅迫下,植物體內(nèi)產(chǎn)生過量的過氧化氫、乙烯等物質(zhì),對(duì)植物新陳代謝和酶活性具有負(fù)效應(yīng)[12]。由表3可以看出,燕麥的發(fā)芽率除了I處理，普遍在90%以上,供試土壤pH值偏酸性,在極強(qiáng)污染下發(fā)芽率仍如此之高,有可能是特定的土壤酸堿度可以在一定程度提高燕麥的發(fā)芽率,這與武俊英[20]在燕麥耐鹽生理特征中的研究有相似之處。燕麥的株高以處理F為界,前后差異顯著,后期呈近似正態(tài)分布;燕麥的鮮重、地上干重也以處理F為界,前后差異顯著(p< 0.05)。侯鑫狄等[21]研究表明，鹽堿程度對(duì)燕麥株高影響沒有燕麥的品種大,而對(duì)燕麥生長(zhǎng)的其他特征影響較大,所以出現(xiàn)此現(xiàn)象有可能是不同的金屬元素之間產(chǎn)生了拮抗作用[22]以及偏酸性的土壤特性導(dǎo)致的。多元回歸分析方程表明,重金屬Pb是抑制燕麥生長(zhǎng)的主要元素,處理F～H的土壤Pb含量嚴(yán)重超標(biāo),破壞了燕麥的生理結(jié)構(gòu),導(dǎo)致植株矮小枯黃,這與張艷麗[23]的研究結(jié)果相似;另外,土壤中含量最大的Pb、Zn能夠抑制根部生長(zhǎng),其地下部分干重雖無明顯差異但是質(zhì)量很輕,可知其根系發(fā)展受到限制;As雖然對(duì)燕麥的生長(zhǎng)也存在抑制作用,但是其含量遠(yuǎn)低于標(biāo)準(zhǔn)值,抑制程度較低。

3.2 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)燕麥生理特征的影響

重金屬脅迫會(huì)導(dǎo)致活性氧在植物細(xì)胞內(nèi)形成,破壞細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)、酶系統(tǒng)和蛋白質(zhì)等生物大分子,從而影響植物的生理特征[24]。隨著污染程度的增加,燕麥葉綠素a和b含量呈逐漸降低趨勢(shì),而葉綠素wa/wb呈上升趨勢(shì),這與鹽堿程度對(duì)燕麥葉綠素的影響結(jié)果一致[20],但供試土壤呈弱酸性,說明是重金屬嚴(yán)重破壞了燕麥的光合作用所致,相關(guān)分析也表明，有效態(tài)Pb、Zn、Cd對(duì)燕麥葉綠素a和b毒害作用明顯(p< 0.01),Astolfi等[8]、Tiecher等[13]的研究也證明了這點(diǎn)。丙二醛的含量在一定程度上能反映膜脂的過氧化作用強(qiáng)度及膜損傷程度,SOD、 POD活性則是抗氧化能力強(qiáng)弱的表現(xiàn)[24], 燕麥MDA含量隨污染等級(jí)增加變化趨勢(shì)與鹽堿脅迫下的變化相似, 而POD活性隨污染等級(jí)提升基本無變化, SOD活性都高于CK, 與鹽堿地脅迫情況相差較大[25]; 燕麥SOD、POD及MDA含量分別在處理E、G、F到達(dá)最大值,相關(guān)分析可知Zn、Cd有效態(tài)含量與SOD、POD活性呈顯著負(fù)相關(guān)(p<0.05)。而處理E有效態(tài)Zn、Cd占比低于其他梯度,Pb占比高于其他梯度；處理G有效態(tài)Cd占比與E相比增高,Zn變化不大,但Pb占比大幅下降,所以導(dǎo)致SOD、POD最大值出現(xiàn)在不同梯度的原因可能與有效態(tài)Zn、Cd、Pb的含量變化有關(guān)；MDA含量在處理F最大可能是Cd有效態(tài)占比太高所致;另外，燕麥鮮重也是從處理E開始大幅下降,說明重金屬的毒害作用從處理E逐漸加重,燕麥的酶保護(hù)系統(tǒng)逐漸被破壞。

3.3 復(fù)合污染及其重金屬形態(tài)對(duì)燕麥重金屬積累的影響

土壤重金屬主要通過根部進(jìn)入植物體內(nèi),重金屬在不同的植物體內(nèi)有不同的遷移、轉(zhuǎn)化和富集機(jī)制,Cu、Cd等都會(huì)在植物根部富集,往地上部分的遷移率很小[26-27];黑燕麥會(huì)在根部富集并固定Cu、Pb、Zn、Cd、Cr重金屬元素,且Zn含量在地上、地下部分都很高[13, 28]。本文研究結(jié)果表明，燕麥對(duì)Pb、Zn、Cd、Hg、As的富集在不同的處理下均呈現(xiàn)出地下部分累積量大于地上部分,且Pb、As被根部固定明顯;隨著污染等級(jí)的提升呈現(xiàn)逐漸升高趨勢(shì),富集量最大的元素是Zn,且地上、地下部分富集量都很大,這與Tiecher等[13]對(duì)黑燕麥吸收Cu、Zn的研究結(jié)果一致,雖然Zn的有效態(tài)占比大部分低于Cd、Hg和Pb,但可提取態(tài)(BCR法)占比高, 且毒性系數(shù)最小, 才導(dǎo)致雖然累積量大, 但燕麥的株高、 鮮重和地上部分干重在CK～E梯度都是呈上升趨勢(shì), 相關(guān)分析(表7)中4種形態(tài)的Zn都與根部Zn呈顯著正相關(guān)(p<0.05)也證明了這一點(diǎn)。

由形態(tài)分析可知,Pb、Zn的4種形態(tài)對(duì)根部重金屬吸收影響顯著,但對(duì)莖葉無影響；燕麥根部吸收Cd主要受可氧化、還原態(tài)影響,而莖葉則與弱酸提取態(tài)呈顯著正相關(guān)；Hg的殘?jiān)鼞B(tài)與As的可氧化態(tài)分別對(duì)燕麥的根和莖葉吸收量呈正相關(guān)，其中Hg、Pb、Zn殘?jiān)鼞B(tài)與根部吸收量相關(guān)性顯著,可能是因?yàn)槎家詺堅(jiān)鼞B(tài)為主要形態(tài),而燕麥在生長(zhǎng)的過程中,根系的新陳代謝可能改變了土壤的氧化還原等特性,影響了其他形態(tài)的活性[29],而且由燕麥的重金屬富集特征Zn> As> Pb> Hg> Cd可知,活性較低的As、Zn卻是吸收量較大的元素,而活性較高的Cd、Pb元素卻富集較少,很有可能是因?yàn)檠帑湹纳L(zhǎng)鈍化了Cd活性,卻提高了Hg、Zn、As的活性所致。

4 結(jié) 論

(1)多金屬脅迫下燕麥的株高、鮮重、地上干重呈近似正態(tài)分布,通過多元回歸分析發(fā)現(xiàn),Pb、Zn、As是影響燕麥生長(zhǎng)的重要元素。

(2)多金屬脅迫下燕麥葉綠素a、b含量隨潛在生態(tài)危害指數(shù)RI的提高逐漸下降,而SOD、POD活性無顯著變化,MDA含量無明顯變化規(guī)律。相關(guān)性分析表明,燕麥生理特征主要受有效態(tài)Pb、Zn、Cd含量的影響。

(3)多金屬脅迫下燕麥吸收重金屬含量Zn>As>Pb>Hg>Cd,且隨著RI的提高呈上升趨勢(shì),相關(guān)分析和逐步多元回歸方程表明燕麥吸收重金屬主要受可氧化態(tài)、弱酸提取態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)影響。