清镇市煤矿周边农田Cr、Pb水稻低积累品种筛选及健康风险评价

2023-08-31张容慧张秀锦柴冠群王国坤范成五何腾兵

种子 2023年6期

张容慧, 张秀锦, 柴冠群, 王国坤, 范成五, 秦松, 何腾兵

(1.贵州大学农学院/新农村发展研究院, 贵阳 550025; 2.贵州民族大学, 贵阳 550025;3.贵州省农科院土壤与肥料研究所, 贵阳 550006; 4.清镇市种植业服务中心, 贵州贵阳 551400)

重金属铬(Cr)、铅(Pb)被世界卫生组织认为是毒性最强的元素之一,在国内耕地土壤其点位超标率分别高达1.1%和1.5%,其中矿业和冶炼活动是其主要污染来源[1-2]。清镇市矿产资源丰富,目前清镇市已探明的矿产就达30多种,是我国南方铝土矿储存量最丰富的地区,且煤炭资源丰富,是贵州省三大煤化工工业基地之一[3]。由于历史冶炼叠加人为因素,清镇市的矿产资源被深度开发,产生的大量废水、废渣等直接或间接对周边农田土壤造成了不同程度的重金属污染[4],导致土壤中Cr、Pb等重金属含量较高,严重影响土壤的农业生产力和农产品输出潜力。土壤中的Cr、Pb可通过水稻根系吸收富集在其不同部位,糙米对Cr、Pb的累积比食品安全限量值高2～8倍,且Cr比较突出[5],对人体健康威胁较大[6-7]。因此,研究如何减少该区域农作物对重金属的积累,保障农产品输出潜力及人体健康安全具有重要意义。

目前,已有大量关于不同区域农田中重金属污染的调查研究,结果表明,我国不同地区工矿区农田土壤重金属含量均远高于普通农田,稻米重金属存在明显的累积趋势,尤其以工矿业及周边农田污染较突出[5,8]。江苏省16个乡镇稻米存在Cr、Pb污染,重庆典型区域和粤北矿区存在16.7%和54.2%的稻米Cr、Pb超标,而广东大宝山矿区稻米Cd(100%)、Pb(74.3%)严重超过国家安全卫生标准[9-11]。不同品种的水稻对重金属的累积及耐受性存在较大的差异。田美玲等[12]在Pb含量高达177 mg/kg的土壤上种植9个水稻品种,糙米Pb含量仅为0.004～0.050 mg/kg,相差10倍左右,综合筛选出五优9708和Y两优1号这两个水稻品种为适宜粤北地区种植的重金属低积累水稻品种。邹艳虹等[13]以滇南矿区周边受重金属复合污染稻田为研究对象,进行2～3年的大田试验,筛选出滇屯502、宜优2815、云恢290和丰优香占等4个品种为适宜种植推广。在中、轻度重金属污染土壤上筛选重金属水稻低积累品种,可以达到农田重金属污染的治理目标,同时抑制其进入食物链,有效降低农产品的重金属污染风险,是水稻持续安全生产的一条现实可行的途径[14-16]。

目前,针对不同矿业活动区域开展了大量水稻重金属低积累优质品种研究,不同的矿区重金属污染程度不同,且不同的水稻品种具有不同的生态区域适应性,而针对清镇市煤矿区周边农田进行水稻种间替代研究鲜见报道。基于此,本研究在贵州省清镇市煤矿区周边青黄泥田水稻土建立试验小区,以当地主栽的10个水稻品种为受试对象,探讨不同水稻品种对Cr、Pb的富集、转运的潜力差异,并对其进行健康安全评价,以期筛选出具有Cr、Pb低积累潜力,无健康风险的水稻品种,为该矿区水稻安全生产提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概括

试验地点位于贵州省清镇市乌煤矿区周边农田,地理位置东经106°30′,北纬26°55′,海拔1 259 m。供试土壤类型为青黄泥田土,属于潜育型水稻土,呈弱酸性,pH值为5.73,有机质为122.20 g/kg,有机质含量较高,土壤肥力为高等水平。Cr含量为197.33 mg/kg,Pb含量为32.87 mg/kg,Cr含量超出了贵州土壤背景值(90 mg/kg)[17],且超出GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》中土壤污染风险筛选值(70 mg/kg)1.44倍,反映了区域内Cr污染状况。

1.2 供试材料

供试水稻为清镇市主栽的10个品种(表1),所有水稻秧苗均由贵州省农业科学院提供。

表1 供试水稻品种Table 1 Rice varieties tested

1.3 试验设计

通过田间小区试验开展研究,每个品种为1个处理,每个处理3次重复,共计30个小区,10个品种采用随机区组排列,种植面积为15 m2,种植密度为15.15万穴/hm2。于2021年4月10日育苗,秧龄52 d,6月2日移栽,9月24日收获。田间管理与常年栽培措施保持一致。

1.4 样品采集与处理

水稻样品:水稻成熟期,每个小区按梅花形取样法取5株水稻样品,按同一小区组成混合样,带回实验室测量农艺性状,用自来水洗净后再用纯水冲洗3遍,置于烘箱105 ℃杀青2 h,80 ℃烘干至恒重后,脱粒、称重,使用不锈钢植物粉碎机粉碎,过60目筛后装入聚乙烯自封袋备用。

土壤样品:采集水稻植株样品时,取相应各小区水稻根区土壤样品,共30个,室内自然风干,剔除植株残根等,用木锤磨碎,玛瑙研钵研磨分别过10目和100目尼龙筛,用乙烯自封袋密封保存。

1.5 测定方法

pH值、有机质、总氮、总磷、速效钾、有效磷、碱解氮等土壤基本理化性质测定参照文献[18]的测定方法。水稻植株与糙米样品采用VHNO3∶VHClO4=4∶1混酸湿法消解,土壤样品采用VHNO3∶VHF∶VHClO4=3∶1∶1高压密闭法消解,消解液均用ICP-MS(X2,赛默飞)测定。土壤重金属有效态含量参照HJ804—2016土壤中8种有效态元素的测定,用DTPA-CaCl2-TEA缓冲液浸提,浸提液采用ICP-OES(X2,赛默飞)测定[8]。土壤、植物样品分别采用空白、平行双样以及国家标准物质GBW10012(GSB-3)、(GSS-5)进行质控。

1.6 数据处理

所有数据采用Excel2019软件计算整理;应用SPSS24.0软件进行单因素方差分析(One-way ANVOA),应用Origin2021软件绘图。

1.6.1富集、转运系数

采用生物富集系数(BCF)、转运系数(TF)表征水稻各部位对Cr、Pb的积累分配情况及吸收特征[19]:

BCF=Ci/Cs

TFa/b=Ca/Cb

式中,Ci为水稻各部位Cr、Pb含量(mg/kg);Cs为供试土壤Cr、Pb含量(mg/kg);a为植株后一部位(以根、茎、叶、稻壳和糙米为序)Cr、Pb含量(mg/kg);b为植株前一部位Cr、Pb含量(mg/kg)。

1.6.2健康风险评价

健康风险评价模型采用目标危险系数 (Target Hazard Quotient,THQ) 进行评价,THQ计算模型表示如下[20]:

式中,EF为暴露频率 (以365 d/年计) ;ED为暴露年限或期望寿命(年),以70年计;Wrice为人体每日大米摄入量(bg/d);Chm表示大米中的重金属含量 (mg/kg);RfDo代表口服参考剂量[mg/(kg·d)],Cr、Pb的口服参考剂量(RfDo)分别为0.003,0.004 mg/(kg·d);Bw表示人群的平均身体质量(kg) ,成人(18～45岁) 、青年(7～17岁)和儿童(2～6岁)体重分别为62.7 kg、54.4 kg和16.5 kg。稻米摄入量分别为0.279 4 kg/d、0.239 2 kg/d和0.065 1 kg/d;ATn为非致癌源的平均暴露时间(25 550 d)。

本研究中,土壤存在Cr、Pb复合污染, 因此,采用总目标危险系数(Total Targee Hazard Quotiene,TTHQ)对大米中Cr、Pb的危害进行综合评价, 计算公式如下:

式中,THQi为第i种重金属元素的目标危险系数,TTHQ<1表示没有负面影响;TTHQ>1表示对人体健康产生负面影响的可能性很大;TTHQ>10表示存在慢性毒性效应。

2 结果

2.1 不同水稻品种各部位Cr、Pb含量特征

参试水稻品种根、茎、叶、稻壳和糙米Cr、Pb含量见图1,可以看出,Cr在水稻不同组织分布情况为根>茎>叶>稻壳>糙米。其中根、茎、叶、稻壳和糙米的Cr质量分数变化范围分别为13.56～19.91,2.48～4.85,3.36～5.10,2.07～5.50 mg/kg和1.85～4.3 mg/kg,平均值分别为16.14,3.78,4.04,3.47 mg/kg和2.90 mg/kg,变异系数分别为12.05%,37.08%,46.11%,24.00%,11%。参试水稻品种糙米Cr含量最高和最低的品种为SD08和SD03,10个品种糙米的Cr含量均超出国家规定的标准食品安全物限量(1.0 mg/kg)。Pb在不同组织含量整体呈现为根>稻壳>糙米>茎>叶的分布规律,其中根、茎、叶、稻壳和糙米的Pb含量分别为0.55～0.95,0.03～0.58,0.08～0.23,0.23～0.97 mg/kg和0.08～0.46 mg/kg。平均值分别为0.24,0.47,0.15,0.21 mg/kg和0.79 mg/kg,变异系数分别为21.00%,18.03%,14.04%,44.15%和46.76%。SD01、SD07～SD10等5个品种糙米Pb含量超出国家规定的标准食品安全限值(0.2 mg/kg)。

注:图中不同小写字母表示各处理间差异显著(p<0.05)。图1 不同水稻品种各部位Cr、Pb含量Fig.1 Cr and Pb contents in different rice varieties

2.2 不同水稻品种各部位对Cr、Pb富集及转运特征

2.2.1不同水稻品种各部位对Cr富集及转运特征

由图2可见,水稻不同组织Cr的富集系数大小为根>茎≈叶>稻壳>糙米。不同水稻品种根、茎、叶、稻壳和糙米对Cr的富集系数分别为0.055～0.110,0.013～0.035,0.019～0.031,0.007～0.036和0.011～0.025,平均数分别为0.092,0.023,0.024,0.020和0.017,变异系数分别为16.576%,17.257%,15.966%,27.919%和31.935%。10个水稻品种均以根部富集能力最强,且富集系数均小于1。10个水稻品种茎/根、叶/茎、稻壳/茎及糙米/稻壳Cr的转运系数分别0.134～0.348,0.772～1.700,0.561～1.580和0.420～1.324,糙米/稻壳、叶/茎转运系数相对较高。Cr从稻壳到糙米的迁移转运过程中,迁移能力最大的水稻品种为SD06,转运系数为1.324,显著高于其他水稻品种的糙米/稻壳,除SD01、SD07～SD09外,其他水稻品种糙米/稻壳的转运系数均小于1。Cr从茎到叶的迁移转运过程中,迁移能力最大的水稻品种为SD10,为1.602,除SD01～SD03外,其他品种叶/茎转运系数均大于1,说明Cr在水稻体内从茎向叶迁移能力较强。

2.2.2不同水稻品种各部位对Pb富集及转运特征

参试水稻品种根、茎、叶、稻壳和糙米对土壤Pb的富集系数和转运系数见图3,水稻不同组织Pb的富集系数分布为根>糙米>稻壳>茎>叶。不同水稻品种根、茎、叶、稻壳和糙米对Pb的富集系数分别为0.014～0.038,0.001～0.018,0.003～0.007,0.005～0.031和0.003～0.014,平均值分别为0.024,0.007,0.005,0.014和0.017,变异系数分别为24.590%,26.866%,34.042%,52.482%和49.813%。10个水稻品种均以根部富集能力最强,且富集系数均小于1。10个水稻品种茎/根、叶/茎、稻壳/茎及糙米/稻壳Pb的转运系数分别0.022～0.933,0.190～9.876,0.810～11.115和0.420～1.324,稻壳/叶转运系数最高。Pb从叶到稻壳的迁移转运过程中,迁移能力最大的水稻品种为SD04,TF为11.115,显著高于其他水稻品种的稻壳/叶的转运系数,除SD09和SD10外,其他水稻品种糙米/稻壳的转运系数均大于1,说明Pb在水稻体内从叶向稻壳迁移能力较强。

图3 不同水稻品种各部位对Pb的富集和转运系数Fig.3 Enrichment and transshipment coefficients of Pb in different parts of rice varieties

2.3 不同水稻品种Cr、Pb健康风险评价

表2可见,在Cr、Pb复合污染土壤上种植不同水稻,不同人群通过食用稻米途径, Cr的THQ均大于1,最高和最低的品种分别为SD08和SD03,不同品种间Cr的THQ差异较大,表明摄入10个品种稻米对不同人群潜在Cr健康风险很大。不同人群通过食用稻米途径摄入Pb的THQ均小于1, 因此,这10个品种稻米中Pb含量对人群无健康风险。但通过综合分析总目标危险系数(TTHQ)发现,在同一栽培和管理条件下,所有品种TTHQ值均大于1,不同水稻品种对人体可能产生的健康风险总体表现为:SD08>SD01>SD06>SD02>SD09>SD10>SD04>SD07>SD05>SD03。摄入该研究区的水稻对成人、青少年和儿童的健康风险强弱呈现为成人>青少年>儿童,但同一品种对不同人群产生的健康风险差别不大。

表2 不同水稻品种糙米Cr、Pb健康风险评价Table 2 Health risk assessment of Cr and Pb in brown rice of different varieties

3 讨论

3.1 水稻品种对重金属吸收的影响

有研究表明,水稻对重金属元素的耐受性、吸收积累均存在明显的种间和种内差异。田美玲等[12]研究发现,在同等环境、种植及管理条件下,不同基因型水稻品种稻米As、Cu、Pb和Zn含量较低,存在显著的基因型差异。林小兵等[21]认为,三系杂交稻Cd、Cr和Hg显著高于两系杂交稻。冯爱煊等[22]研究重庆主推13个水稻品种,结果表明,不同水稻品种籽粒Cd、As、Pb和Cr含量极值相差分别超过3,4,20倍和3倍。本研究结果也显示,不同水稻品种Cr、Pb的含量差异较大,如SD08品种糙米Cr含量是其他品种的1.31～3.86倍,Pb含量是其他品种的1.05～11.11倍。值得注意的是,在土壤Pb并未超过土壤环境限量值时,SD01、SD07～SD10等5个品种Pb含量均超过国家食品安全限量值,表明土壤-水稻系统中Pb累积并非简单的线性关系[23]。由此可见,水稻对重金属的积累存在种内基因型差异,三系杂交水稻品种对Cr、Pb的吸收积累能力也会因其基因型差异而不尽相同。王小玲等[24]发现,在Cr为296.48 mg/kg,Pb为193.02 mg/kg的污染土壤中,不同水稻品种根系Cr累积量可高达155.13～256.95 mg/kg,极显著高于茎叶累积量(18.84～40.31 mg/kg),Pb元素也表现出类似的规律。冯莲莲等[25]研究表明,Pb在各组织中的含量表现为根>叶>茎>糙米。本研究中,水稻根系Cr含量是茎、叶、稻壳和糙米含量的4.45,4.08,5.11倍和5.85倍;Pb对应是12.82,6.05,2.05倍和4.25倍,不同品种水稻各部位对Cr、Pb 的吸收累积能力强弱分别为根>叶>茎>稻壳>糙米和根>稻壳>糙米>茎>叶。本研究中水稻不同部位以根部富集能力最强,与前人的研究结论一致,而在不同组织中分布规律不一致。水稻应对重金属胁迫具有一定适应能力,吸收的重金属大部分被重金属螯合物固定在根部液泡中,只有少量向地上部转运,这也是重金属元素在水稻根部的含量远高于地上部含量的重要原因[26]。不同区域研究涉及的土壤类型和土壤环境及农作物品种不尽一致,叶新新等[27]研究发现,9个水稻品种对不同类型土壤(红泥田和黄泥田)Cd和As的吸收累积能力存在显著差异,且对红泥田的吸收能力强于黄泥田。另外,不同组织的重金属运输通道和转运蛋白基因表达能力存在一定的差异,不同水稻品种分泌的成分和释放速率存在差异,根系分泌的有机酸、酚类物质等种类和数量变化改变了根际Cr、Pb生物有效性,从而促进或抑制水稻对重金属的吸收能力[26]。

3.2 不同水稻品种重金属富集转运特征分析

富集系数与转运系数一定程度上直接反映水稻对重金属的富集和转运能力,且直接影响糙米重金属含量[28]。王小玲等[24]和林华等[29]研究发现,水稻根系对重金属吸收富集系数是地上部的0.85～100倍,各部位Cr、Pb的富集系数分别表现为根>叶>稻壳≥茎>糙米和根>茎>叶≥稻壳>糙米。而梁延鹏等[30]和刘志彦等[31]研究表明,重金属复合污染下水稻不同部位的富集系数表现为根>叶>茎>稻壳>糙米,Pb为根>茎叶>稻壳>稻米。本研究中,水稻各部位Cr、Pb富集系数分别为根>叶≥茎>稻壳>糙米和根>稻壳>茎>糙米>叶,且均小于1,与鲍广灵等[28]研究不完全一致,推测可能因水稻不同品种间生理特性差异及各组织对Cr、Pb的耐受性不同,导致在水稻体内各部位的转运速率有差异。本研究Cr的叶/茎转运系数大于1, Pb的稻壳/叶的转运系数大于1(除SD09和SD10外),说明水稻叶是阻隔Cr,稻壳是阻隔Pb向糙米迁移的重要器官,稻壳和糙米分别对Cr、Pb具有一定的稀释效应[32]。而冯爱煊等[22]则认为,Cr、Pb茎叶向籽粒的转运系数是不同水稻品种基因型差异的重要体现。也有研究表明,随着水稻生长到成熟期,茎部对重金属的代谢机制弱化,致使从土壤和根部迁移转运到茎部的重金属易积累[33]。

本研究中,不同水稻品种对Cr和Pb的富集系数均较低,对Cr的富集系数明显相对较高,但其转运系数远小于Pb。陈慧茹等[7]研究认为,Cr、Pb在水稻植株中的迁移能力依次为Cr>Pb。本研究结果与之不一致,可能是水稻品种的形态学、遗传学或离子运输机制的生理学特性差异,如在水稻根部相关Cr-ATP酶的参与下将提取的Cr区隔在液泡,限制其向地上部运输[33],导致Pb向上转能力强于Cr。除此之外,土壤受Cr、Pb复合污染时,Cr和Pb属于不同族元素,物化性质不相似,水稻根系对Cr、Pb的吸收可能存在某种协同作用,水稻吸收Cr时,促进Pb元素在水稻体内的迁移[34]。可能还与水稻体内Ca离子通道有关,水稻体内Ca离子通道对Cr的转运作用弱于Pb,导致水稻体内Cr转运系数小于Pb[35-36]。

3.3 不同水稻品种重金属健康风险评价分析

不同水稻品种可食用部位重金属含量可直接影响人类摄入的健康风险,本研究参照健康风险评估模型(USEPA),对10个水稻品种糙米中Cr、Pb进行健康风险评估,结果表明,不同年龄人群摄入不同品种糙米Cr的THQ值均大于1,Pb的THQ均小于1,表明摄入这10个品种糙米对于人体健康有明显的负面影响 (TTHQ≥1),且对成人的影响大于青少年,大于儿童,但同一个品种对成人、青少年和儿童的影响差别不大,其中Cr为主要贡献因子。不同年龄段健康风险指数的参数主要为体重和稻米摄入量[37],虽然成人的体重高于青少年、高于儿童,但同时他们的水稻摄入量也高于青少年高于儿童,水稻摄入量与体重之间的比值没有明显差异,这可能是成人、青少年和儿童摄入本研究区水稻重金属产生的健康风险差别不大的原因[38]。近几年来,Cr、Pb暴露量整体较高,Cr、Pb的暴露量分别占居民总膳食的32.7%,32.3%[39],且大米是中国不同人群摄入Cr、Pb的主要途径之一[40]。基于此,在培育水稻重金属低积累水稻品种的同时,更应关注其健康风险指数,筛选对人体健康暴露风险低的水稻品种用于种植及推广。