紅麻與黃麻在改良鉛鋅礦渣下的篩選與評(píng)價(jià)

龔紫薇，陳永華，陳基權(quán) ，李建彬，何 蔚，湯春芳 ，柳 俊

（1.中南林業(yè)科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410004；2.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院 麻類研究所，湖南 長(zhǎng)沙 410205）

鉛鋅尾礦是一類 Pb 和 Zn 含量極高且對(duì)植物生長(zhǎng)產(chǎn)生脅迫的生境，其污染已引起國(guó)內(nèi)外廣泛關(guān)注[1-3]。隨著人們對(duì)環(huán)境保護(hù)的日益重視，迫切需要找到一條在不破壞土壤物理化學(xué)性質(zhì)的情況下來(lái)治理重金屬污染土壤的新途徑[4]。植物修復(fù)技術(shù)不僅具有成本低廉和環(huán)境友好的特點(diǎn)[5]，還具有重建植被、修復(fù)景觀、改良土壤性質(zhì)、改善土壤生態(tài)環(huán)境等功能，可大面積應(yīng)用于礦山的復(fù)墾、重金屬污染場(chǎng)地的植被與景觀修復(fù)[6-7]。目前在植物重金屬修復(fù)領(lǐng)域主要是進(jìn)行超富集植物的篩選與機(jī)理研究，但是發(fā)現(xiàn)超富集植物如東南景天[8]、遏藍(lán)菜[9]，這些超富集植物通常生物量低，生長(zhǎng)緩慢，一般經(jīng)濟(jì)價(jià)值低，且部分超富集植物具有元素專一性的特點(diǎn)，在多重金屬元素共存的復(fù)合污染中，超積累植物的應(yīng)用受到一定的限制[10-11]。也有研究發(fā)現(xiàn)：有些植物雖然富集的重金屬含量未達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn)，但它們生長(zhǎng)速度快，生物量高，即使植物體內(nèi)重金屬含量沒(méi)有達(dá)到臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，因植物生物量及生長(zhǎng)速度都遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于超積累植物，同樣時(shí)間內(nèi)所積累的重金屬絕對(duì)量反而比超富集植物積累的絕對(duì)量大，用這類植物種植于重金屬污染地，使其富集重金屬，經(jīng)收割后，土壤中的重金屬水平顯著減少[12]，從而達(dá)到修復(fù)土壤的目的。從實(shí)用性角度來(lái)看，生長(zhǎng)周期短、生物量大、重金屬吸收效率高并有經(jīng)濟(jì)價(jià)值的植物具有相當(dāng)大的篩選價(jià)值。

黃麻Hibiscus cannabinus、紅麻Corchorus capsularis由于具有生長(zhǎng)迅速、較強(qiáng)的耐干旱、耐澇、較強(qiáng)抗逆性以及巨大的生物產(chǎn)量等特性[13]，對(duì)多種重金屬也具有較強(qiáng)的耐性[14-15]，且紅麻和黃麻作為非食用纖維經(jīng)濟(jì)作物，可避免重金屬通過(guò)食物鏈對(duì)人體造成傷害，又可以獲得較理想的經(jīng)濟(jì)效益，有望成為植物修復(fù)尾礦庫(kù)重金屬污染的一類有價(jià)值的經(jīng)濟(jì)作物?？紤]到鉛鋅礦土壤結(jié)構(gòu)差，水分缺乏，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不足，缺乏必要的營(yíng)養(yǎng)元素[16-17]，本研究以30個(gè)紅麻和黃麻品種為篩選對(duì)象，用不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)配比泥炭土改良礦渣基質(zhì)進(jìn)行盆栽實(shí)驗(yàn)，以期篩選出能綜合應(yīng)用于礦山廢棄地修復(fù)的植物品種。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

30個(gè)紅麻和黃麻品種（見(jiàn)表1）由中國(guó)農(nóng)科院麻類研究所提供，鉛鋅礦渣來(lái)自湖南省郴州市某鉛鋅尾礦庫(kù)（Pb、Zn的分別為6267.98、2877.31 mg·kg-1），泥炭土購(gòu)買于長(zhǎng)沙紅星花卉市場(chǎng)（pH值約為6.45，有機(jī)質(zhì)約為90 g·kg-1）。

表1 30個(gè)紅麻和黃麻品種編號(hào)及其名稱Table 1 Codes of 30 cultivars of kenaf or jute and their names

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)見(jiàn)表2。盆栽花盆口徑為30 cm，儲(chǔ)量為8 kg，處理設(shè)置3個(gè)梯度，3個(gè)平行，4月將紅麻和黃麻種子先播種于非污染土壤中，待幼苗長(zhǎng)至10～15 cm時(shí)將其移栽到已配置好的礦渣改良基質(zhì)中，10月成熟后收獲。

表2 鉛鋅礦渣改良處理Table 2 Lead - Zinc slag improvement

1.3 樣品分析

樣品收獲后，將其分為地上部和地下部。所有植物樣品用去離子水洗凈，先在105 ℃下殺青30 min，80℃下烘至恒質(zhì)量，稱其干質(zhì)量后粉碎成粉末，硝酸-高氯酸體系濕法消解，原子吸收光譜儀分別測(cè)定重金屬 Pb、Zn的 含量。

1.4 分析指標(biāo)

選用生物量變化率（Rate of biomass change，RBC）作為評(píng)價(jià)改良劑對(duì)植物影響效果的指標(biāo)：

式中：Bi和Bc分別代表改良和對(duì)照組植物的生物量。

選用植物重金屬積累量（Heavy metal accumulation，Anm）評(píng)估植物對(duì)Pb、Zn的提取能力：

式中：Ca、Cu分別代表植物地上部和地下部重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)；Ba、Bu分別代表植物地上部和地下部生物量。

1.5 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)分析采用 SPSS 22.0 軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬脅迫下紅麻和黃麻存活情況及生物量的變化

從植物的生物量及變化率（見(jiàn)表3）可以看出：除2、4、6號(hào)全部死亡及7、25號(hào)存活率低于50%外，其余品種均100%存活；在對(duì)照處理下，25個(gè)紅麻和黃麻品種的地上部、地下部生物量平均值為3.453 g和1.243 g；在改良一處理下，其地上部、地下部生物量平均值為5.702 g和2.297 g；在改良二處理下，其地上部、地下部生物量平均值為9.271 g和3.210 g。

25個(gè)品種紅麻和黃麻生物量變化率均大于0，說(shuō)明改良劑的施入，提高了植物生物量，但對(duì)各個(gè)品種的影響存在一定的差異。根據(jù)雙因素方差分析，紅麻和黃麻的地上部生物量受其品種（P＜0.01）、 泥炭土添加量（P＜0.01）及兩者交互作用（P＜0.01）的顯著影響（見(jiàn)表4）。

表3 不同紅麻和黃麻品種收獲后各部分生物量及其變化率?Table 3 Biomass and its change rate of different kenaf and jute cultivars after harvest

表4 不同品種紅麻和黃麻各指標(biāo)雙因素方差分析?Table 4 Double factor variance analysis among different kenaf and jute cultivars of different indexes

2.2 植物體內(nèi)重金屬的含量

從植物體內(nèi)重金屬含量（見(jiàn)表5）來(lái)看：25個(gè)紅麻和黃麻品種對(duì)Pb、Zn都具有一定的吸附能力，且地下部含量均大于地上部含量， 由此可見(jiàn)Pb、Zn主要積累在植物根部。除部分地上部Zn含量外，25個(gè)品種紅麻和黃麻重金屬含量大致呈現(xiàn)出對(duì)照組＞改良組的趨勢(shì)。品種間地上部與地下部位重金屬含量差異明顯，其中CK組地上部Pb、Zn含量最高與最低相差4倍和2倍，地下部Pb、Zn含量最高與最低相差3倍和2倍；改良一地上部Pb、Zn含量最高與最低均相差3倍，地下部Pb、Zn含量最高與最低相差3倍和1倍；改良二地上部Pb、Zn含量最高與最低相差5倍和6倍，地下部Pb、Zn含量最高與最低相差3倍和5倍。

表5 25個(gè)紅麻和黃麻品種體內(nèi)Pb、Zn含量與分布Table 5 Contents and distributions of Pb and Zn in 25 kenaf and jute cultivars

續(xù)表 5Continuation of table 5

不同品種植物對(duì)不同重金屬元素的吸收和積累存在較大差異，同一種植物不同組織對(duì)不同的元素也存在一定差異。根據(jù)雙因素方差分析，紅麻和黃麻的地上部及地下部Pb、Zn含量受其品種（P＜0.01）、泥炭土添加量（P＜0.01）及兩者交互作用（P＜0.01）的顯著影響（見(jiàn)表6）。

表6 25個(gè)品種紅麻和黃麻對(duì)照組與改良組各部位Pb、Zn含量間的相關(guān)性系數(shù)?Table 6 Correlation coefficients between control group and improved group of Pb&Zn contents in 25 kenaf and jute cultivars’ each part

除對(duì)照組地下部Zn含量與改良二地下部Zn無(wú)相關(guān)性外，對(duì)照組地上部、地下部的Pb、Zn含量分別和改良組地上部、地下部的Pb、Zn含量呈極顯著或顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01或P＜0.05）（見(jiàn)表6），表明地上部及地下部Pb、Zn含量主要由品種決定，受基質(zhì)中泥炭土施入量的影響較小。

2.3 植物重金屬的積累量

植物重金屬累積總量見(jiàn)圖1。從圖1中可看出：植物各品種間Pb、Zn積累量存在顯著差異，除5號(hào)和14外，其它品種均呈現(xiàn)改良組＞對(duì)照的規(guī)律，因此，改良劑的施入促進(jìn)了生物量的提高，從而使每株植物能積累更多的重金屬。25個(gè)品種紅麻和黃麻Pb平均積累總量分別為對(duì)照組3.18 mg、改良一4.06 mg、改良二4.75 mg。Zn平均積累總量分別為對(duì)照組2.43 mg、改良一3.80 mg、改良二5.80 mg。雙因素方差分析表明，紅麻和黃麻的重金屬積累總量受其品種（P＜0.01）、泥炭土添加量（P＜0.01）及兩者交互作用（P＜0.01）的顯著影響（見(jiàn)表4）。

2.4 紅麻和黃麻Pb、Zn積累型聚類分析

篩選適用于礦區(qū)修復(fù)的植物品種最關(guān)鍵的在于植物收獲部分所能帶走的重金屬總量[18]。紅黃麻在收獲時(shí)可連根拔起，因此，將植物在各基質(zhì)條件下Pb、Zn積累總量作為聚類指標(biāo)，根據(jù)聚類分析，25個(gè)紅麻和黃麻品種分為高Pb、Zn積累型（13、15、17、19、23、27號(hào)）和低 Pb、Zn積累型兩類（見(jiàn)圖2）。方差分析表明，兩種Pb、Zn積累型的Pb、Zn積累總量達(dá)到顯著差異（P＜0.01）（見(jiàn)表7）。所以，將 25個(gè)紅麻和黃麻品種劃分為低Pb、Zn積累型和高Pb、Zn積累型是合理的。

圖1 30個(gè)紅麻和黃麻品種Pb（a）、Zn（b）積累總量Fig. 1 Total accumulation of Pb (a) and Zn(b) in 30 kenaf and jute cultivars

3 討 論

植物對(duì)重金屬的耐性是植物修復(fù)重金屬污染土壤的前提，耐性是指植物能生存于某一特定的含量較高的重金屬環(huán)境中，而不會(huì)出現(xiàn)生長(zhǎng)率下降或死亡等毒害癥狀[19]，一般土壤中或植物體內(nèi)Pb、Zn含量達(dá)到一定值即對(duì)植物產(chǎn)生毒性效應(yīng)，導(dǎo)致植物生長(zhǎng)抑制、枯萎甚至死亡。本實(shí)驗(yàn)所供篩選的30個(gè)品種有25個(gè)品種能在高含量鉛鋅礦渣介質(zhì)下生存并完成生命周期，表明其對(duì)高含量復(fù)合重金屬污染具有較高的耐性。這與張富運(yùn)等人[20-21]的研究結(jié)果一致。試驗(yàn)中，存活的25個(gè)品種紅麻和黃麻間生物量及各部位Pb、Zn含量均呈現(xiàn)顯著差異，以往對(duì)大白菜、菠菜、小麥的研究也出現(xiàn)相似的結(jié)果[22-24]。

同一植物不同組織對(duì)重金屬的積累能力也不盡相同。本實(shí)驗(yàn)存活的25個(gè)品種在各處理下地下部Pb、Zn含量均遠(yuǎn)高于地上部，說(shuō)明紅麻和黃麻對(duì)重金屬的耐性機(jī)制主要是排除機(jī)制[25]，此結(jié)果與陳永華等人[26-27]的報(bào)道一致。可能是因?yàn)楦苯优c土壤接觸和吸收，從而在根部積累了較多的重金屬[28]。另外，土壤中的Pb不易被植物吸收，其可溶性、生物可利用性較差，移動(dòng)性也差，且常以磷酸鹽形式存在[29]，重金屬元素Zn雖然是植物所必需的微量元素之一，但該實(shí)驗(yàn)生長(zhǎng)基質(zhì)中Zn含量遠(yuǎn)超過(guò)植物所需，植物吸收Pb、Zn后將其保留在根部，限制有害或多余的Pb、Zn離子由根部向地上部轉(zhuǎn)移，保持地上部較低的Pb、Zn含量，減少其對(duì)植物體的毒害[30]，同時(shí)也解釋了為何在該試驗(yàn)中地上部 Zn含量未呈現(xiàn)對(duì)照組＞改良組的趨勢(shì)，這與龍新憲等人[31]關(guān)于東南景天的研究相似。

圖2 25個(gè)品種紅麻和黃麻Pb、Zn積累型聚類分析Fig. 2 Cluster analysis chart of Pb and Zn accumulation in 25 kenaf and jute cultivars

表7 聚類分析的方差分析?Table 7 Analysis of variance in cluster analysis

植物Pb、Zn的富集與分布也和植物的生長(zhǎng)條件有關(guān)[32-33]，改良劑泥炭土的施入降低了植物各部位Pb、Zn含量，可能是因?yàn)槟嗵客林懈吡康母乘崮苡行У亟档屯寥乐亟饘俚幕钚訹34]，從而降低了植物各部位重金屬含量，同時(shí)減少了重金屬對(duì)植物的危害，這也解釋了該試驗(yàn)存活的25個(gè)品種紅麻和黃麻生物量變化率均大于0。泥炭土中不僅含高量的腐殖酸，還含有N、P、K等營(yíng)養(yǎng)元素，尾礦庫(kù)土壤重金屬含量極高，營(yíng)養(yǎng)貧瘠，保水性差，夏季地表高溫干旱，泥炭土的施入提高了土壤營(yíng)養(yǎng)元素含量及保水性，同時(shí)緩解了干旱和高溫對(duì)植物的脅迫，促進(jìn)了植物逐步適應(yīng)鉛鋅污染土壤的理化環(huán)境[35]。本研究發(fā)現(xiàn)，Pb、 Zn在紅麻和黃麻各部位的富集及分布受其品種及泥炭土添加量的顯著影響；而且紅麻和黃麻各部位的Pb、Zn富集主要受品種的影響，受基質(zhì)中泥炭土添加量的影響次之。以往的研究表明，重金屬在水稻中[36]的富集也出現(xiàn)類似的結(jié)果。

4 結(jié) 論

本研究中30個(gè)紅麻和黃麻品種除2、4、6、7、25號(hào)外均能在鉛鋅礦高鉛鋅復(fù)合污染環(huán)境里存活，表明紅麻和黃麻對(duì)高鉛鋅復(fù)合脅迫具有一定的耐性。紅麻和黃麻的生物量變化率均大于零，最高達(dá)720%，說(shuō)明改良劑泥炭土的施入提高了植株生物量?；诟骰|(zhì)條件下不同品種植物對(duì)Pb、Zn積累總量的不同，將30個(gè)紅麻和黃麻品種分為Pb、Zn高積累型和Pb、Zn低積累型兩類。雖然該試驗(yàn)的紅麻和黃麻地上部Pb、Zn含量遠(yuǎn)小于地下部，不具有超累積植物的特征，但其生物量較大，重金屬積累總量可觀，并且能在修復(fù)的同時(shí)帶來(lái)一定的經(jīng)濟(jì)效益，在鉛鋅尾礦的植物修復(fù)中有較大的應(yīng)用前景。

參考文獻(xiàn)：

[1] 束文圣,葉志鴻,張志權(quán),等. 華南鉛鋅尾礦生態(tài)恢復(fù)的理論與實(shí)踐[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003,23(8):1629-1639.

[2] 施 翔,陳益泰,王樹(shù)鳳,等. 廢棄尾礦庫(kù)15種植物對(duì)重金屬Pb、Zn的積累和養(yǎng)分吸收[J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(6):2021-2027.

[3] Dudka S, Adriano D C. Environmental impacts of metal ore mining and processing: a review [J]. Journal of Environmental Quality, 1997,26(3), 516-528.

[4] 王慶仁,崔巖山,董藝婷. 植物修復(fù)——重金屬污染土壤整治有效途徑[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2001,21(2), 326-331.

[5] Ali H, Khan E, Sajad M A. Phytoremediation of heavy metals—concepts and applications [J]. Chemosphere, 2013,91(7):869.

[6] Fasani E. Plants that Hyperaccumulate Heavy Metals [M].Gemany: Springer Netherlands, 2012:55-74.

[7] 牛立元.重金屬污染土壤的植物修復(fù)[J]. 河南科技學(xué)院學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2010,38(2)：47-51.

[8] 楊肖娥, 傅承新. 東南景天(Sedum alfreiiH)—一種新的鋅超積累植物[J]. 科學(xué)通報(bào), 2002,47(13):1003-1006.

[9] 楊 勇, 王 巍, 江榮風(fēng),等. 超累積植物與高生物量植物提取鎘效率的比較[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009,29(5):2732-2737.

[10] Macdougal D T. Trends in Plant Science [J]. Plant Molecular Biology Reporter, 1996,14(1):3-3.

[11] 周啟星,宋玉芳. 植物修復(fù)的技術(shù)內(nèi)涵及展望[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2001,1(3):48-53.

[12] Reeves R D. Hyperaccumulation of Nickel by Serpentine Plants [J].UK: Intercept Ltd, 1992: 253-277.

[13] 付遠(yuǎn)志. 淺談我國(guó)麻類作物的生產(chǎn)現(xiàn)狀與發(fā)展前景[J]. 河北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008,12(8):109-110.

[14] 李正文,李蘭平,岑華飛,等. 不同濃度鎘·鉛脅迫對(duì)紅麻生長(zhǎng)的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012,40(31):15210-15213.

[15] 楊煜曦,盧歡亮,戰(zhàn)樹(shù)順,等. 利用紅麻復(fù)墾多金屬污染酸化土壤[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2013,24(3):832-838.

[16] Mullins C E. Physical Properties of Soils in Urban Areas [M].UK: Blackwell Publishing Ltd, 1991:87-118.

[17] Johnson M S, Cooke J A, Stevenson J K W. Revegetation of metalliferous wastes and land after metal mining [J]. Mining and its environmental impact, 1994,26(10): 31-48.

[18] 陳益泰,施 翔,王樹(shù)鳳,等. 鉛鋅尾礦區(qū)15種植物的生長(zhǎng)及對(duì)重金屬的吸收積累[J]. 林業(yè)科學(xué), 2012,48(12):22-30.

[19] 楊衛(wèi)東,陳益泰. 不同品種杞柳對(duì)高鋅脅迫的忍耐與積累研究[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2009,17(6):1182-1186.

[20] 張富運(yùn). 鉛鋅尾礦庫(kù)耐性植物的篩選及其耐性機(jī)理初步研究[D]. 長(zhǎng)沙:中南林業(yè)科技大學(xué), 2014.

[21] Cartoga A, Fernando A, Oliveira J S. Effects on growth,productivity and biomass quality of kenaf of soils contaminated with heavy metals [J]. Sci Ref Cosmos, 2005,4:1-4.

[22] 劉維濤,周啟星,孫約兵,等. 大白菜對(duì)鉛積累與轉(zhuǎn)運(yùn)的品種差異研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2009,29(1):63-67.

[23] Huang B, Xin J, Liu A,et al.Uptake and Translocation of Cd and Pb in Four Water Spinach Cultivars Differing in Shoot Cd and Pb Concentrations [J]. Polish Journal of Environmental Studies,2012, 21(5): 1211-1215.

[24] 程海寬.Pb低積累小麥品種篩選及其Pb吸收轉(zhuǎn)化特性研究[D]. 鄭州:河南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2015.

[25] HOWaiMun, ANGLaiHoe, LEEDonKoo. Assessment of Pbuptake, translocation and immobilization in kenaf (Hibiscus cannabinusL.) for phytoremediation of sand tailings [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)(英文版), 2008,20(11):1341-1347.

[26] Marchiol L, Assolari S, Sacco P,et al. Phytoextraction of heavy metals by canola (Brassica napus) and radish (Raphanus sativus)grown on multicontaminated soil [J]. Environmental Pollution,2004,132(1):21-27.

[27] 陳永華, 張富運(yùn), 吳曉芙,等. 改良劑對(duì)4種木本植物的鉛鋅耐性、亞細(xì)胞分布和化學(xué)形態(tài)的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2015,36(10): 3852-3859.

[28] Blaylock M J, Salt D E, Dushenkov S,et al.Enhanced accumulation of Pb in Indian mustard by soil-applied chelating agents [J]. Environmental Science & Technology, 1997,31(3):860-865.

[29] 陳紅琳,張世熔,李 婷,等. 漢源鉛鋅礦區(qū)植物對(duì)Pb和Zn的積累及耐性研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007,26(2):505-509.

[30] 易心鈺, 蔣麗娟, 易詩(shī)明,等. 鉛鋅礦渣對(duì)蓖麻生長(zhǎng)、重金屬累積及其對(duì)礦質(zhì)元素吸收的影響[J]. 中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào),2017,37(3):116-122.

[31] 龍新憲, 倪吾鐘, 葉正錢,等. 有機(jī)物料對(duì)東南景天提取污染土壤中鋅的影響[J]. 廣東微量元素科學(xué), 2004,11(4):22-28.

[32] 孫 巖,吳啟堂,許田芬,等. 土壤改良劑聯(lián)合間套種技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤:田間試驗(yàn)[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014, 34(8):2049-2056.

[33] 王忠強(qiáng),孟憲民,王升忠,等.泥炭保護(hù)根系對(duì)不同Pb濃度土壤油菜生長(zhǎng)影響的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006,25(3): 602-605.

[34] 趙小釩. 泥炭有機(jī)肥料的開(kāi)發(fā)與利用[J]. 農(nóng)業(yè)與技術(shù), 2000,20(1): 42-43.

[35] 王忠強(qiáng),劉婷婷,王升忠,等. 泥炭在環(huán)境修復(fù)中的應(yīng)用研究概況和展望[J]. 科技通報(bào), 2007,23(2):277-281.

[36] Zeng F, Mao Y, Cheng W,et al. Genotypic and environmental variation in chromium, cadmium and lead concentrations in rice [J].Environmental Pollution, 2008,153(2):309-314.