水稻對5種重金屬累積特征及食用安全研究

陳晨，陳小華，沈根祥,,*，白玉杰，錢曉雍，郭春霞，付侃，顧海蓉

1. 東華大學環(huán)境科學與工程學院，上海 201020 2. 上海市環(huán)境科學研究院，上海 200233

長期以來，由于我國工業(yè)、農業(yè)發(fā)展，以及污水灌溉等問題，污染物排放總量居高不下，土壤重金屬污染嚴重，2014年全國土壤污染調查公報顯示我國無機類污染點位超標率達82.8%，Cd、Pb、Cr、Ni和Hg的超標率分別達7.0%、1.5%、1.1%、4.8%和1.6%，對我國農產品質量和人體健康構成嚴重威脅[1-2]。2015年我國自然資源部發(fā)布的《中國耕地地球化學調查報告》顯示，我國耕地重金屬污染比例為8.2%，污染面積達759萬hm2[3]。近年來，我國部分低效工業(yè)用地的復墾土地將要改為農業(yè)用地[4]，土壤重金屬過量成為復墾土地轉農用常出現(xiàn)的環(huán)境問題，威脅復墾農用后的農產品食用安全。因此輕中度污染農田與作物安全食用研究逐漸受到關注，關于重金屬污染農用地的分級安全利用成為當前主要問題[5]。土壤重金屬污染不僅影響農作物生長，降低產量，更為重要的是土壤中重金屬經植物吸收和轉運后進入食物鏈被動物和人類吸收并在體內累積，最終對動物和人產生極強的毒害作用[6]。

水稻作為南方最常見的農田糧食作物，經常因為農田土壤重金屬污染吸收過量重金屬，導致發(fā)生病理性疾病，如植株矮小，穗重下降，有效分蘗下降等。更為嚴重的是Cd、Hg、Pb、Cr和Ni等重金屬容易富集在水稻籽粒當中，導致大米重金屬含量超標[7]，繼而通過食物鏈進入人體，危害人體安全，容易導致多種疾病[8]。有研究表明，人體攝入或聚集的重金屬含量過高，會引起風濕性關節(jié)炎、食道癌等多種疾病[9-10]。國內外學者對于單一重金屬在水稻-土壤系統(tǒng)以及作物根部-可食部位之間的轉運規(guī)律已有較多研究[11-14]，但對于多種重金屬在土壤-水稻系統(tǒng)中土壤安全閾值推算和水稻食用安全的綜合研究卻少有報道。

因此，本研究針對上海市低效建設用地減量化復墾土地的實際污染特征，選擇南方最常見的糧食作物水稻作為研究對象，研究5種污染金屬元素(Cd、Hg、Pb、Cr和Ni)對水稻生物量的影響以及水稻對5種重金屬的富集特征，并通過建立水稻-土壤中重金屬含量相關關系，計算基于水稻籽粒食用安全的5種重金屬土壤安全限量值。研究結果將為農用地土壤環(huán)境中重金屬標準定值提供基礎數據，指導受重金屬污染農田的安全利用與替代種植，對保障農產品食用安全和人體健康具有重要意義。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實驗材料

前期選取上海市某低效工業(yè)場地減量化復墾后的表土，土壤類型為壤質土。將原土壤風干一周、用木錘敲碎，使用園區(qū)簡易工程鐵絲網篩(孔徑約4 mm)過篩，保持原有基質特征不變，獲得均勻供試土樣。并測定了供試土壤的理化性質(表1)和重金屬初始含量(表2)。盆栽試驗于2017年在上海市青浦現(xiàn)代農業(yè)園智能化大棚內進行。供試水稻品種(Oryzasativa)選用本地(青浦現(xiàn)代農業(yè)園區(qū))水稻，水稻幼苗本底值如表3所示。

1.2 污染土壤制備

污染土壤配制參考我國“七五”和“十一五”期間土壤環(huán)境調查中的各重金屬含量范圍[15]，每個單一重金屬污染盆栽實驗設5個梯度(表4)，同時設空白對照(CK)，共6個處理，每個處理設3個平行。Cd的染毒：根據實驗設計稱取相應質量CdCl2·2.5H2O，分幾份放入燒杯中向燒杯中加入去離子水配成母液，保證每個燒杯中CdCl2·2.5H2O完全溶解，濃度為3 mg·L-1。將預先風干處理好的實驗所需質量的土在室溫中平攤，把每個燒杯中的母液灑到土壤當中，邊噴灑邊攪拌以保證母液與土壤充分均勻混合，混合后的土壤放置在室溫中穩(wěn)定2周然后裝入預先準備好的塑料盆進行后續(xù)盆栽土培實驗。Pb、Ni、Cr和Hg染毒過程與Cd的染毒過程基本相同，染毒母液濃度分別為PbCl2(900 mg·L-1)、NiSO4(800 mg·L-1)、K2Cr2O7(1 200 mg·L-1)和HgCl2(3 mg·L-1)。所用試劑均為優(yōu)級純，購自國藥集團，染毒后的盆栽土壤實測值如表5所示。試驗盆栽花盆直徑30 cm、高25 cm，每盆裝供試土壤5 kg，盆底加盆托防漏土，各處理施加同等氮、磷和鉀作底肥。

表1 供試土壤理化性質Table 1 Physical and chemical properties of soil samples

表2 供試土壤重金屬含量Table 2 Heavy metal concentration of soil samples

表3 水稻幼苗重金屬本底值Table 3 Heavy metal background value in rice seedling

表4 單一污染盆栽實驗濃度梯度設置Table 4 The concentration set of total heavy metal in the soil used by this experiment

表5 單一重金屬污染盆栽土壤實測濃度梯度Table 5 The actual concentration set of total heavy metal in the soil used by this experiment

1.3 盆栽實驗

土壤穩(wěn)定一周后開始進行育苗，將培育好的水稻苗插入盆中(插秧)，每盆3株，生長期間保持土壤濕度為田間持水量60%，光照根據大棚內情況正常光照12 h，溫度白天保持在35 ℃左右，夜間大約27 ℃左右。水稻生長期間根據實際情況進行澆水、松土、除草和去害蟲，實驗開始后每天早上觀察幼苗的生長發(fā)育狀況，并記錄異常情況。水稻在19～20周進行采摘稱重確定生物量。

1.4 樣品采集與分析方法

土壤樣品取樣采用四分法五點均勻取土，用木鏟將所取5個點土壤取到塑料盆中，充分混合均勻，將土壤中大的雜物去除，放入取樣袋中。用研磨器將所取土壤樣品研磨、過篩(2 mm)，揀出雜質，測定土壤基本理化性質和土壤中重金屬含量。作物樣品按照《新鮮水果和蔬菜 取樣方法》(GB/T 8855—2008)標準方法取樣。

分析方法：水稻植株和籽粒中Cd、Pb、Ni、Cr和Hg的測定方法參照《食品安全國家標準 食品中鎘的測定》(GB 5009.15—2014)、《食品安全國家標準 食品中鉛的測定》(GB 5009.12—2010)、《食品安全國家標準 食品中鎳的測定》(GB 5009.138—2017)、《食品安全國家標準 食品中鉻的測定》(GB 5009.123—2014)和《食品安全國家標準 食品中總汞及有機汞的測定》(GB 5009.17—2014)。土壤中重金屬含量測定采用《固體廢物22種金屬元素的測定電感耦合等離子體發(fā)射光譜法》(HJ 781—2016)進行測定，土壤理化性質均參照《土壤農業(yè)化學分析方法》進行測定[16]。

1.5 水稻中重金屬限量賦值方法

本研究首先采用靶標危害指數法(THQ)[17-18]，推算水稻籽粒中Ni限量值(mgkg-1)。具體計算公式為：THQ=(c×EF×ED×IR)/(BW×AT×RfD)×10-3，式中：c為谷物(水稻籽粒)中污染物的平均含量(mg·kg-1)；EF為暴露頻率(365 d·a-1)；ED為暴露時間(70 a)；IR為我國每日糧食攝入率(攝入率按335 g·d-1計)；BW為我國人體的平均體質量(體質量按60 kg計)；AT為平均暴露時間(365 d·a-1×70 a)[19]；RfD為經口攝入參考劑量(reference dose)，主要參考美國環(huán)境保護局(US EPA)綜合風險信息系統(tǒng)(IRIS)及其他來源中針對主要污染指標的參考劑量，Ni為0.02 mg·kg-1·d-1[20]。當THQ值≤1，表明人體食用目標區(qū)生長的作物基本不產生健康風險；THQ值>1時，可引起人體健康風險。因此，設置THQ=1時所推算出的c值即為作物可食部分中Ni的人體健康安全臨界值(mg·kg-1)。其余4種重金屬依據《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)中的谷物重金屬含量的限量值來確定人體健康安全臨界值。

其次，采用回歸分析方法建立水稻籽粒各重金屬含量(Y)與土壤各重金屬含量(X)的關系式，將以上計算出的水稻籽粒中各金屬元素的限量值(Y)代入相對應的“土壤-水稻”重金屬含量之間的回歸方程式中，推導出基于水稻籽粒食用安全的5種土壤重金屬限量值(X)[21]。

1.6 數據處理方法

用Excel 2016及SPASS 19.0軟件對數據進行統(tǒng)計和回歸分析，采用單因素ANOVA均值檢驗，選用Duncan法進行方差檢驗，顯著性水平為0.05。圖表的制用Origin 9.0和Excel 2016完成。

2 結果(Results)

2.1 不同處理水平下5種重金屬對水稻鮮質量的影響

生物量變化是水稻響應重金屬脅迫的最直觀的綜合體現(xiàn)，分析不同重金屬脅迫下水稻的鮮質量發(fā)現(xiàn)，不同重金屬對水稻鮮質量的影響各不相同(圖1)。結果表明，Cd、Cr和Hg對水稻鮮質量起著“低促高抑”的效果，即隨著土壤中Cd、Cr和Hg含量的升高，水稻鮮質量表現(xiàn)出先增加后減少的趨勢。對于不同的重金屬，水稻鮮質量出現(xiàn)抑制時，土壤各重金屬的濃度不同。對于Cd處理組，處理組1、2、3、4和5均高于對照組，可見Cd對于作物生物量有一定的促進作用，但處理5與處理4相比生物量開始明顯下降；對于Cr、Hg處理組，處理組1、2、3和4均對水稻植株鮮質量具有促進作用，當濃度達到處理5時，水稻鮮質量受到抑制，低于對照組鮮質量。

隨著土壤中重金屬Pb的處理水平升高，水稻鮮質量呈明顯的下降趨勢，當土壤中Pb達到處理5濃度水平時，水稻鮮質量與對照相比差異達到顯著(P<0.05)。隨著土壤中Ni的處理水平升高，水稻鮮質量表現(xiàn)為先下降后上升趨勢，但總體與對照組相比無顯著差異，說明水稻對重金屬Ni的抗逆性較好，能夠在較高濃度Ni污染土壤中保持良好長勢，這與康立娟和謝忠雷[8]研究結果不同，可能是由于水稻品種不同以及Ni在土壤中的形態(tài)不一樣，可被吸收形態(tài)的Ni還沒有達到對作物毒害作用的劑量。

圖1 不同處理水平下5種重金屬對水稻鮮質量的影響Fig. 1 Effects of five heavy metals on rice fresh weight under different treatment levels

2.2 水稻對5種重金屬積累特征

2.2.1 水稻植株對5種重金屬積累特征

如圖2所示，隨著土壤中5種重金屬濃度的升高，水稻植株中5種重金屬含量呈現(xiàn)出明顯的上升趨勢，除Pb以外，均與對照組植株重金屬含量表現(xiàn)出顯著差異(P<0.05)。當土壤中Pb(圖2(a))濃度達到處理2水平時，植株Pb含量與對照組達顯著差異(P<0.05)，當土壤中Pb濃度達到處理5水平時，水稻植株中Pb含量是對照組植株Pb含量的15倍。由圖2(c)可知，水稻植株對土壤重金屬Ni吸收量較多，當土壤中Ni含量達到處理1水平時，水稻植株中Ni含量即表現(xiàn)出“突增”，為對照組含量的35倍。水稻植株對Cr的吸收量(圖2(b))雖然隨著土壤Cr含量上升而增高，但在處理2、3、4和5之間，水稻植株Cr含量沒有表現(xiàn)出顯著差異。水稻植株對土壤中Hg的吸收較少(圖2(d))，在土壤中Hg濃度為處理1、2、3和4水平時，水稻植株Hg含量沒有表現(xiàn)出明顯差異，但在達到處理5水平時，水稻植株Hg含量顯著提高，與處理1、2、3和4表現(xiàn)出顯著差異(P<0.05)。

2.2.2 水稻籽粒對5種重金屬積累特征

隨著土壤中5種重金屬含量的上升，水稻籽粒的各重金屬含量均有所上升(圖3)，但水稻籽粒對各種金屬的累積能力表現(xiàn)出差異，水稻籽粒對5種重金屬累積量排序為Ni>Cr>Cd>Pb>Hg。水稻籽粒對重金屬Cd、Pb、Cr、Ni和Hg的吸收與累積呈上升趨勢。當土壤Cd、Pb、Ni和Hg濃度分別達到2.4、750、650和2.5 mg·kg-1時，水稻籽粒中的Cd、Pb、Ni和Hg含量與對照相比表現(xiàn)出顯著差異(P<0.05)，但不同Cr含量土壤中，水稻籽粒對Cr的吸收累積無明顯差異(圖3(b))，這可能是由于種植期間大棚溫度較高，水分揮發(fā)較快，Cr在未淹水狀態(tài)下，大部分Cr都以Cr3+形式存在，而Cr在土壤中以Cr6+存在時才易于被水稻吸收，因此在水稻籽粒中的積累差異不明顯[22]。

圖3 不同處理水平下水稻籽粒中5種重金屬含量注：(a) Cd, Pb；(b) Ni, Cr；(c) Hg。Fig. 3 Contents of five heavy metals in rice grains under different treatment levelsNote: (a) Cd, Pb; (b) Ni, Cr; (c) Hg.

2.3 水稻籽粒5種重金屬富集規(guī)律

水稻對重金屬的吸收能力通過富集系數(bioconcentration coefficient, BCF)量化表現(xiàn)[23-25]。富集系數通常能直觀地表示植株對重金屬的吸收累積能力，富集系數=植株重金屬含量(mg·kg-1)/土壤重金屬含量(mg·kg-1)，一般來說，作物對重金屬的富集系數越小，則表明其吸收重金屬的能力越差，對于土壤重金屬的抗逆性越強[26-28]。水稻籽粒對5種重金屬的富集能力表現(xiàn)出明顯的差異，水稻籽粒對于重金屬Cd的富集能力明顯高于其他4種重金屬元素(表6)。水稻籽粒對于Cd的富集呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢，在處理1濃度時富集系數最高，達到0.4775，其余處理濃度的富集系數均在0.2315～0.4043之間；水稻籽粒對Pb的富集系數在5種金屬元素中最低，在對照組達最高，其余處理水平無明顯差距，說明水稻不易吸收Pb；不同處理組水稻籽粒對Cr和Ni的富集系數分別在0.0012～0.0088和0.0465～0.0081之間，水稻籽粒Cr的富集系數在對照組中最高，在處理1水平下Ni富集系數達最高；水稻籽粒對Hg在不同處理水平下富集系數沒有表現(xiàn)出明顯差異，在對照組達到最高。

綜上所述，除Hg元素外，水稻對于不同重金屬均在低濃度處理組或對照組富集系數較高，而在高濃度處理組富集系數反而下降，這可能由于水稻籽粒的抗逆性較好，對于單一重金屬的吸收量有限，所以隨著土壤中各重金屬含量增加，水稻對重金屬的吸收速率減緩，富集系數有所下降，表現(xiàn)為處理組富集系數低于對照組，同時水稻根系是通過吸收含有金屬離子的溶液來富集重金屬，而Hg元素在土壤中相較其他4種金屬溶解度較差，且當土壤中Hg含量達到一定濃度時，水稻對Hg的吸收累積在根部，難以向籽粒中轉移，從而出現(xiàn)動態(tài)上升的趨勢[29]。

2.4 基于水稻食用安全的土壤5種重金屬安全閾值推算

重金屬在水稻可食部分過量累積并通過食物鏈傳遞到人體對人類健康造成威脅，基于水稻食用安全的土壤重金屬安全閾值也應引起重視?；诨貧w分析方法建立了5種重金屬水稻籽粒含量與土壤中含量關系(表7)。5種重金屬在水稻中的含量與土壤中的含量表現(xiàn)出明顯的線性關系(P<0.01)。相關系數大小依次為Cr(0.9712)>Pb(0.9696)>Cd(0.9654)>Ni(0.9220)>Hg(0.8463)。

依據《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)規(guī)定，谷物類糧食對于各重金屬都有安全限量值。其中Cd、Pb、Cr和Hg的安全限量值分別為0.20、0.20、1.00和0.01 mg·kg-1，將上述4種重金屬在谷物糧食中的限量值(Y)逐一帶入對應的“土壤-水稻”重金屬含量方程中，計算出基于水稻籽粒食用安全的土壤各重金屬含量安全閾值(X)(表5)，得到關于Cd、Pb、Cr和Hg水稻籽粒食用安全的土壤重金屬限量值分別為0.51、330.33、231.67和0.93 mg·kg-1。

鑒于我國食品安全質量標準中尚未規(guī)定食物中Ni的安全限量值，依據美國環(huán)境保護局(US EPA)推薦的Ni人體最大日允許攝入量(RfD)0.02 mg·kg-1·d-1，推算出靶標危害指數(THQ)=1時水稻籽?？墒巢糠值腘i的限量值為3.58 mg·kg-1。

表6 5種重金屬不同濃度處理下水稻籽粒的富集系數Table 6 Enrichment coefficient of rice grains under different treatments of five heavy metals (%)

表7 5種重金屬在水稻籽粒中含量(Y)與土壤中含量(X)的相關關系及限量值計算Table 7 Correlation between content (Y) in rice grains and content (X) in soil and calculation of limit values of five heavy metals

3 討論(Discussion)

本研究采用溫室盆栽土培試驗方法研究了水稻對5種土壤重金屬的積累轉運特征，并基于《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)和水稻食用安全要求分析了土壤中的各重金屬限量值，研究結果表明，土壤重金屬Cd、Cr和Hg對水稻地上部分生物量具有“低促高抑”現(xiàn)象，這可能是因為低含量的重金屬對土壤根際微生物以及植物體內酶(脲酶、脫氫酶)活性具有一定的刺激作用，從而促進了植物的生長[30-32]。當超過某一閾值時，通過抑制作物的細胞分裂和伸長，刺激和抑制一些酶的活性影響組織蛋白質合成、影響根基對作物養(yǎng)分的吸收，從而降低了作物的光合作用和呼吸作用，出現(xiàn)生長遲緩、植株矮小、生物量下降甚至死亡等癥狀[33]。但出現(xiàn)抑制現(xiàn)象的重金屬濃度不同，表明水稻對不同重金屬的敏感度與耐受性不一樣，這可能與土壤性質、水稻品種有關。水稻籽粒對不同濃度的重金屬Pb、Cr和Hg富集系數均小于對照組，這可能是由于Pb、Cr和Hg較難被作物吸收，當處理組土壤濃度升高時，吸收量難以大幅度增加，導致富集系數低于對照組。

水稻植株對5種重金屬的吸收量均大于籽粒的吸收量，除Hg元素外其他4種重金屬在植株的富集含量均超出籽粒中含量的2倍～8倍，水稻植株雖不是作物可食部分，不會對人體直接產生健康風險，但水稻收獲后產生的水稻秸稈容易重新進入土壤，近年來農業(yè)資源化利用逐漸成為熱點，水稻秸稈常以不同的形式重新進入土壤[34-35]，對土壤易產生二次污染，因此，在關注土壤重金屬的作物累積特征與食用安全的同時，應注意作物不可食部分的富集特征，避免將來農業(yè)廢棄物資源化利用而產生的二次污染。

土壤重金屬Pb對水稻生物量表現(xiàn)為持續(xù)抑制作用，這可能是由于隨著Pb濃度的升高，影響了水稻葉片葉綠素的合成，從而持續(xù)降低了水稻的生物量[36]。從預測的土壤安全閾值來看，水稻對于土壤中重金屬吸收量遠大于青椒、黃瓜和青菜等作物[14,21,32,37-38]，尤其是對于重金屬Cd，水稻籽粒對Cd的富集系數明顯高于其他4種重金屬，富集系數最高達47%，這是由于Cd和Zn位于元素周期表的同一列，在植物吸收Cd時，往往伴隨Zn吸收，并在低濃度時代替Zn元素被當作營養(yǎng)元素，作物從土壤中吸收Cd，主要通過Ca、Fe、Mn和Zn轉運體進行，當土壤中Cd濃度不斷升高，導致后者的穩(wěn)態(tài)失調或導致它們從蛋白質中置換出[39]，這也間接佐證了在低濃度處理時，Cd對水稻生物量具有一定的促進作用?？傮w來看，水稻籽粒對5種重金屬的富集能力差距較大，一方面是因為每種重金屬從土壤中進入根系細胞，進而向地上部分轉運的機制不同，另一方面每種重金屬在土壤中的形態(tài)分布不均一，表現(xiàn)出的生物有效性不同，從而最終導致水稻籽粒對不同重金屬的富集系數差距較大。

綜上所述，本研究表明：

(1) 重金屬Cd、Cr和Hg對水稻地上部分鮮質量起著“低促高抑”的效果，隨著土壤中Pb濃度的升高，水稻地上部分鮮質量持續(xù)下降，水稻對Ni的抗逆性較好，土壤中不同濃度Ni對水稻鮮質量無明顯影響。

(2) 隨著土壤中重金屬含量升高，水稻地上植株與籽粒中重金屬含量均不斷上升，但水稻植株重金屬含量均大于籽粒含量，存在明顯差異。5種金屬在籽粒中的積累量排序為Ni>Cr>Cd>Pb>Hg，在植株中的積累量排序為Ni>Cr>Pb>Cd>Hg。

(3) 水稻對不同重金屬的富集系數較大，其中對Cd的富集系數遠大于其他4種重金屬，Cd的富集系數在0.2315～0.4775之間，Pb、Cr、Ni和Hg富集系數分別在0.0004～0.0006、0.0012～0.0067、0.0215～0.0465和0.0060～0.0202之間。

(4) 基于水稻籽粒重金屬含量與土壤重金屬含量的關系方程，推算出各Cd、Pb、Ni、Cr和Hg在土壤中對應的安全閾值預測為：Cd 0.51 mg·kg-1、Pb 330.33 mg·kg-1、Ni 131.00 mg·kg-1、Cr 231.67 mg·kg-1和Hg 0.93 mg·kg-1。

本文研究討論了水稻對5種重金屬的累積特征和土壤中對應的安全閾值。但本文僅從土壤中重金屬的總量來進行分析探究，實際上不同的重金屬在土壤中的不同形態(tài)存在較大差異，其生物有效性差異較大，因此在關注土壤重金屬安全閾值時，還應關注土壤重金屬的形態(tài)分布。其次，土壤中的重金屬有效性受土壤理化性質以及微生物群落影響較大，這也是我國不同地區(qū)土壤重金屬安全閾值不同的主要原因，因此，在后續(xù)研究中，可進一步探究不同地區(qū)土壤，重金屬有效性的影響因子，進一步準確推導不同地區(qū)的土壤重金屬安全閾值，為農業(yè)用地的安全利用和農產品質量的提升提供科學依據。