土壤銅植物毒害的不同評價終點和室內(nèi)外測定差別研究

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.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院祁陽紅壤試驗站，祁陽 426182

土壤銅植物毒害的不同評價終點和室內(nèi)外測定差別研究

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.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院祁陽紅壤試驗站，祁陽 426182

本論文對山東陵縣、湖南祁陽和浙江嘉興3種性質(zhì)差異較大的土壤上進行的室內(nèi)外的土壤外源銅(Cu)的植物毒性試驗結(jié)果進行了比較。結(jié)果發(fā)現(xiàn)3種室內(nèi)評價終點(大麥根長、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)對土壤中Cu毒性的敏感性存在較大的差異。大麥根伸長和小白菜生物量法高估了土壤中Cu對田間小麥、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對田間油菜產(chǎn)量毒性評價的植物。當采用相同植物比較時，陵縣小麥、祁陽玉米和嘉興油菜的室內(nèi)苗期值可以作為土壤Cu對相同田間植物產(chǎn)量的毒害作用(EC10)的評價指標。但是，室內(nèi)苗期毒害指標會低估Cu對田間祁陽小麥和高估嘉興水稻的毒害作用，說明土壤Cu植物毒害室內(nèi)外測定的差別受土壤和植物的影響。

銅；土壤污染；生物毒性；評價終點

重金屬污染土壤毒理數(shù)據(jù)獲得的科學(xué)性對合理評價重金屬生態(tài)風險和修訂土壤環(huán)境質(zhì)量標準尤為重要。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源于田間試驗，而是基于室內(nèi)條件下通過植物根伸長抑制和苗期生長試驗等高等植物標準預(yù)測法獲得，往往忽視了不同評價終點和室內(nèi)外測定的差別[1-2]。

不同的生態(tài)評價終點對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)植物毒性試驗研究結(jié)果表明5 d的大麥根長比21 d西紅柿的生物量對銅(Cu)的毒害更為敏感，而在一個相似的試驗中，發(fā)現(xiàn)21 d西紅柿的生物量比5 d的大麥根伸長對鎳(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，對土壤中金屬毒性的敏感性也會存在差異。因此，研究室內(nèi)條件下高等植物標準預(yù)測法毒性測試結(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)，相對于長期污染的田間土壤，基于室內(nèi)短期的生物毒性試驗結(jié)果會過高的估計土壤中重金屬的毒性[5-6]。此外，室內(nèi)毒性試驗是在固定的溫度和濕度等的優(yōu)化條件下進行的[7-8]，而在田間試驗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價終點得到的EC10和EC50值與田間籽粒產(chǎn)量作為評價終點得到的相應(yīng)數(shù)值沒有顯著的相關(guān)性。因此，既使毒性試驗是在相同污染土壤和植物中進行，室內(nèi)短期的植物生長是否能夠精確預(yù)測田間長期的植物響應(yīng)有待進一步研究。

本研究選取山東陵縣堿性土、湖南祁陽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對室內(nèi)標準測試植物大麥、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)，來檢驗室內(nèi)的結(jié)果是否能用于預(yù)測田間植物對土壤中Cu的毒性響應(yīng)，并對田間植物產(chǎn)量和室內(nèi)相同植物苗期生物量測得的Cu毒性閾值(EC10和EC50)進行比較，從而得出植物對土壤中Cu毒性響應(yīng)在室內(nèi)外條件下的差別，以期為正確評價污染土壤中Cu的生態(tài)風險及土壤中Cu的標準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

1.1.1 試驗區(qū)概括

2007年6月-2009年10月，分別在中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院山東陵縣試驗站(玉米-小麥輪作)、湖南祁陽試驗站(玉米-小麥輪作)和浙江嘉興試驗站(水稻-油菜輪作)進行。陵縣試驗站屬于暖溫帶半濕潤半干旱季風氣候區(qū)，平原地形，年平均溫度為年平均氣溫12.9 °C，降雨量548 mm，無霜期為208 d，日照時數(shù)2 592 h。祁陽試驗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，無霜期為300 d，日照時數(shù)1 458 h。嘉興試驗站屬于亞熱帶季風氣候，平原地形，年平均溫度為年平均氣溫15.9 °C，降雨量1 169 mm，無霜期為230 d，日照時數(shù)2 017 h。田間試驗的理化性質(zhì)的測定：土壤pH、電導(dǎo)率(EC)在水土比為1:5的條件下測定[10]；有效陽離子交換量(CEC)，用無緩沖銀-硫脲法測定[11]；有機碳(OC)，用總碳與無機碳之差獲得[12-13]；氧化鐵(Fe2O3)為草酸鹽提取態(tài)鐵[14]；黏粒(clay)通過沉降法測定[15]，具體理化性質(zhì)見表1。

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

1.1.2 試驗設(shè)計

試驗在水泥池微區(qū)進行，微區(qū)面積為陵縣2×2 m2、祁陽3×2 m2和嘉興3×2 m2。每個微區(qū)以水泥墻進行隔離，水泥墻高度為40 cm，地上20 cm，地下20 cm，每個間隔為60 cm，小區(qū)布置采用隨機排列。田間外源Cu的添加濃度參考室內(nèi)毒性試驗結(jié)果進行添加，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(過磷酸鈣)、鉀(陵縣：硫酸鉀；祁陽和嘉興：氯化鉀)肥施用按當?shù)亓晳T進行。將每個實驗小區(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灑在土壤上，并進行充分混勻，混勻后再將處理后的土壤放回原小區(qū)，48 h后進行播種，每個處理設(shè)2個重復(fù)。

1.1.3 田間管理

山東陵縣的玉米小麥品種分別為濟麥22號和浚單20，湖南祁陽則為湘麥11號和掖單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，生長期為3個月；小麥于每年10月初進行人工條播，6月初收獲，生長期為8個月；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。在植物生長期間，使用殺蟲劑和殺菌劑控制病蟲害，手工除雜草，不帶走。當土壤干旱時，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，隨機從上述位點采5株植物。將籽粒采集后用自來水和去離子水沖洗干凈后，在70 ℃下烘干樣品并計算每個小區(qū)籽粒的產(chǎn)量(g·m-2)。土壤樣品的取樣時間分別為施用金屬鹽后的第3、12和24個月，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，在每個小區(qū)內(nèi)進行5個點取樣，每個點取土壤1 kg，然后混勻，每個小區(qū)土壤樣品一次共5 kg。采樣后的土壤樣品立即風干、研磨全部過2 mm尼龍篩，裝入密封袋中以供室內(nèi)植物毒性試驗。

1.2 室內(nèi)試驗

考慮到最初添加Cu后老化作用對室內(nèi)短期植物生長試驗和田間全生育期生長試驗的影響，對添加Cu以后的第3和第12個月所采集土壤樣品進行室內(nèi)大麥根伸長抑制、西紅柿及小白菜生長毒性測試實驗，對添加Cu以后的第24個月所采集土壤樣品進行室內(nèi)玉米、小麥、水稻和油菜生長毒性測試實驗。

1.2.1 土壤中Cu對大麥根伸長毒性試驗

據(jù)大麥根伸長毒害試驗的標準方法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的濾紙上置于暗處發(fā)芽，當胚根接近2 mm時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，每個土壤樣品有3個重復(fù)。培養(yǎng)期間溫室白天為14～16 h (22 ℃)，夜間為8～10 h(18 ℃)，整個試驗過程中使土壤含水量為最大持水量的70%。5 d后，測定每個植株的最長根長，每個重復(fù)值代表了4株植物的平均根長。并計算大麥根的相對根伸長(RE, %)。

1.2.2 土壤中Cu對植物生長毒性盆栽試驗

據(jù)高等植物毒害試驗標準方法ISO 11262-2[8]，西紅柿、小白菜盆栽試驗玉米、小麥、水稻和油菜的盆栽試驗在溫室中進行。取風干好的采集的各試驗站點的土壤樣品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。試驗設(shè)置3個重復(fù)。培養(yǎng)期間溫室白天為14～16 h (25±3 ℃)，夜間為8～10 h (20±3 ℃)，整個試驗過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方程進行擬合[16]:

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

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

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 土壤Cu植物毒害的不同評價終點測定差別

2.1.1 基于不同評價終點的土壤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)土壤中不同評價終點與土壤Cu濃度的劑量-效應(yīng)曲線見圖1。隨著土壤Cu添加劑量的增加，Cu毒害對室內(nèi)大麥根伸長、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 基于不同評價終點的土壤中Cu的毒性閾值

注：NC表示數(shù)值不能計算。

Note: NC represents the value cannot be uncalculated.

從劑量-效應(yīng)曲線計算得到的Cu毒性的EC10、EC50值以及劑量-效應(yīng)曲線中段斜率b值絕對值列于表2。三種室內(nèi)不同評價終點測定的EC10和EC50值的大小順序為：西紅柿生長>大麥根伸長>小白菜生長。三種評價終點中，西紅柿生長對Cu的毒害最不敏感，所測得的EC50值大于或等于田間試驗小麥，水稻和油菜全生育期生長試驗得到的EC50值(143～1 136 mg·kg-1)，應(yīng)當慎用室內(nèi)西紅柿生長的方法來預(yù)測Cu對田間植物的毒性。就室內(nèi)的3種評價終點而言，小白菜對Cu毒最敏感，小白菜生長方法測定的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。對于給定的評價終點，其敏感性與生物和有毒物質(zhì)的種類有關(guān)[17-18]。結(jié)果表明3種室內(nèi)的評價終點對土壤中Cu毒性的敏感性存在差異。在大部分情況下，室內(nèi)的3種評價終點中，小白菜生長對土壤中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)的中國土壤上室內(nèi)植物毒性試驗的研究結(jié)果表明小白菜比西紅柿的生物量對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，大麥根伸長對于Cu毒的敏感性高于西紅柿生長，Rooney等在18種歐洲土壤上進行的室內(nèi)大麥根伸長和西紅柿生物量對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?，從而?dǎo)致根的生長比地上部更容易受Cu的毒害影響[20]，這或許是解釋大麥根長對于Cu的毒害比西紅柿生物量敏感的原因。

室內(nèi)大麥根伸長和小白菜生長方法測定的土壤Cu毒性閾值EC50(19～841 mg·kg-1和67～395 mg·kg-1)顯著小于田間試驗小麥，玉米和水稻全生育期生長試驗得到的Cu毒性閾值EC50值(96～1 480 mg·kg-1)。室內(nèi)和田間試驗的比較結(jié)果說明，用大麥根伸長和小白菜生長的方法進行生態(tài)風險評價時，尤其對于酸性的祁陽土壤上，會過高估計土壤中Cu對田間小麥、玉米和水稻產(chǎn)量的毒害作用。當土壤pH < 5.5時，鋁(Al)毒是限制植物生長的主要因素。本研究所用祁陽土壤的孔隙水中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。與沒有添加Cu的對照相比，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，0.5～3 μmol·L-1Al在幾天內(nèi)就可以抑制根的生長[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的主要原因[23]，Guo等也指出二元復(fù)合金屬Al和Cu會對大麥幼苗生長產(chǎn)生協(xié)同毒性[24]。因此，用室內(nèi)大麥根伸長和小白菜生長的預(yù)測田間玉米和小麥產(chǎn)量時，酸性土壤中的Al或許是導(dǎo)致預(yù)測的Cu 毒性閾值EC50值出現(xiàn)偏差的原因之一。

由室內(nèi)大麥根伸長和西紅柿生長的方法得到的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)，說明油菜籽粒產(chǎn)量比大麥根長和西紅柿生長對Cu的毒性更敏感。但是，室內(nèi)小白菜生長的方法測定的EC50與田間油菜測定的EC50值沒有顯著的差異(p>0.05)，說明小白菜的敏感性與田間油菜接近，可以用來指示田間油菜的毒性。小白菜和油菜同屬于蕓苔類植物，此類植物具有很強的吸收和轉(zhuǎn)運金屬的能力[25-26]，這可能是小白菜和油菜對土壤中Cu毒性的高度敏感性的原因。因此室內(nèi)小白菜生長試驗是評價土壤中的Cu對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，其作為評價終點時，室內(nèi)測定的毒性與土壤中Cu對田間油菜植物生長的毒性相當，所以可以用小白菜作為土壤中銅對田間油菜植物生長的毒性評價植物。

2.2 土壤Cu植物毒害的室內(nèi)外測定差別

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

2009年收獲的陵縣、祁陽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)曲線圖見圖2。由于2009年陵縣玉米田間試驗出現(xiàn)蟲害，數(shù)據(jù)缺失，以玉米作為評價終點時僅給出祁陽土壤中的結(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)相同植物生長的毒害作用明顯增加。

2.2.2 基于室內(nèi)與田間測定的土壤Cu的毒性閾值

從劑量-效應(yīng)曲線計算得到的Cu毒性閾值EC10和EC50以及劑量—效應(yīng)曲線中段斜率b值絕對值列于表3。根據(jù)田間產(chǎn)量和室內(nèi)苗期生物量所測定的陵縣小麥、祁陽玉米和嘉興油菜的Cu毒性閾值EC10值差別均不顯著(p>0.05)，說明以相同植物室內(nèi)苗期生長測得的EC10作為評價指標時，可以評估土壤中Cu對田間植物產(chǎn)量的毒害作用。苗期生長是一個較為敏感的指標，郭雪雁[27]在陵縣土壤上研究不同添加水平的Cu對玉米的毒害效應(yīng)時，發(fā)現(xiàn)苗期葉面積是判別Cu污染最敏感的指標，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，說明植物苗期對Cu毒害響應(yīng)敏感，可以選擇其作為評價終點評價土壤中Cu的生態(tài)風險。本研究中，由室內(nèi)陵縣小麥、祁陽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)量測得的毒性閾值EC10值接近，說明苗期的試驗結(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險評價的時間。

圖2 田間實驗和室內(nèi)實驗中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.

但當以室內(nèi)陵縣小麥、祁陽玉米和嘉興油菜的苗期生長測得的EC50作為評價指標時，則顯著低估了Cu對田間植物產(chǎn)量的毒害作用(p<0.05)，說明田間植物全生長期和室內(nèi)植物苗期對土壤中Cu毒性閾值EC50測定數(shù)值影響較大。這一點可以在室內(nèi)和田間不同植物的Cu劑量-效應(yīng)曲線的中段斜率b值絕對值(大小與EC50和EC10比值相關(guān))可以體現(xiàn)，b值絕對值越大說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，說明作為風險評價指標時，田間陵縣小麥、祁陽玉米和嘉興油菜產(chǎn)量要比室內(nèi)相同植物的苗期生長敏感。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、西紅柿生長和小白菜生長的b值平均值分別為：4.33、4.39和3.46，但是大麥根伸長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，室內(nèi)苗期生物量和田間相同植物產(chǎn)量測定的Cu毒性閾值EC50的差別是由田間和室內(nèi)植物生長期長短和土壤理化性質(zhì)的影響造成的[30]。

與陵縣土壤上的小麥不同，無論是以EC10還是EC50作為指標對祁陽土壤上小麥進行Cu毒害生態(tài)風險評價時，室內(nèi)植物苗期生物量方法都顯著低估了土壤中Cu對田間小麥產(chǎn)量的毒害作用。小麥適應(yīng)性強，各種類型土壤均可種植，但土壤酸堿度對小麥的生長有顯著影響，當土壤pH<5.5時，小麥的產(chǎn)量急劇下降[31]。在pH值為5.3的祁陽土壤上，小麥苗期沒有受到太大影響，但是后期的小麥產(chǎn)量則受到顯著影響，相對于籽粒干重，小麥苗期生物量是不敏感的指標，因此使用室內(nèi)小麥苗期生長會顯著低估Cu對祁陽田間小麥產(chǎn)量的毒害作用。

田間嘉興水稻產(chǎn)量測定的Cu毒性閾值EC10和EC50值均顯著大于室內(nèi)水稻苗期生物量測定值(p<0.05)，說明以EC10和EC50值作為指標對嘉興土壤上水稻進行Cu毒害生態(tài)風險評價時，室內(nèi)苗期生物量方法會過高估計當年土壤中Cu對田間水稻產(chǎn)量的毒害作用。室內(nèi)和田間水稻生長時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)水稻苗期生長試驗的土壤的含水量是最大持水量的60%，而田間水稻多長期處于淹水狀態(tài)。研究表明，重金屬污染稻田通過長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)量對土壤中Cu毒性的敏感性低于室內(nèi)苗期生長的原因之一。此外，水稻的根系在整個生長期變化很大，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，深層根系(20～45 cm)逐步形成和提高[33]。本研究所用的田間實驗小區(qū)的外源Cu均添加在根層土壤中(0～20 cm)，因此田間水稻生長后期因根系較深而所受的Cu毒害較輕，而室內(nèi)苗期生長試驗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)水稻苗期生物量過高的估計了當年土壤中Cu對田間水稻產(chǎn)量的毒害作用。

綜上所述，得出以下結(jié)論

3種室內(nèi)評價終點(大麥根長、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)大麥根伸長和小白菜生長的方法過高估計了土壤中Cu對田間小麥、玉米和水稻產(chǎn)量的毒害作用，而西紅柿生長的方法則低估了土壤中Cu對田間植物產(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價土壤中Cu對田間油菜產(chǎn)量的毒害作用。

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

使用室內(nèi)苗期生物量測定的Cu毒性閾值EC10和EC50作為指標對田間相同植物產(chǎn)量進行Cu毒害風險評估時，會低估Cu對祁陽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)境風險評價和治理研究。

國際銅業(yè)協(xié)會資助項目和公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專項項目(200903015)資助

宋寧寧(1984-)，女，山東臨邑人，博士，研究方向為土壤環(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

宋寧寧，黃錦孫，郭雪雁，等. 土壤銅植物毒害的不同評價終點和室內(nèi)外測定差別研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2014, 9(4): 689-699

Song N N, Huang J S, Guo X Y, et al. Differences between laboratory and field tests for phytotoxicity of copper in soils using different assessment endpoints [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(4): 689-699 (in Chinese)