酞酸酯（PAEs）高、低積累水稻品種根系吸收PAEs的動(dòng)力學(xué)差異

摘要：為探究不同品種水稻根系吸收酞酸酯（PAEs）的動(dòng)力學(xué)差異，利用3種PAEs化合物、設(shè)置不同濃度進(jìn)行水稻水培試驗(yàn)，研究不同品種水稻對(duì)PAEs的吸收積累差異。結(jié)果表明：PAEs高、低積累水稻品種根系對(duì)PAEs的吸收量隨時(shí)間延長而增加，吸收過程可分為快速吸收（0～2 h）和慢速吸收（4～36 h）兩個(gè)階段，二者以主動(dòng)吸收為主；高PAEs積累品種培雜泰豐的根系對(duì)PAEs的吸收能力比低PAEs積累品種豐優(yōu)絲苗的強(qiáng)。水稻根系的PAEs吸收速率受其營養(yǎng)液濃度影響，二者之間的關(guān)系能用Michaelis-Menten方程擬合；培雜泰豐的米氏常數(shù)（Km）較豐優(yōu)絲苗的小，而對(duì)PAEs吸收載體的親和力以培雜泰豐的更高，這可能是2種水稻吸收積累PAEs差異的原因之一。3種PAEs化合物相比，水稻根系對(duì)其親和力大小為鄰苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（DEHP）gt;鄰苯二甲酸正二丁酯gt;鄰苯二甲酸二乙酯，導(dǎo)致水稻積累更多的DEHP。水稻根系吸收PAEs會(huì)導(dǎo)致其營養(yǎng)液pH升高，增幅（ΔpH）為培雜泰豐gt;豐優(yōu)絲苗，即培雜泰豐對(duì)PAEs吸收轉(zhuǎn)運(yùn)載體的親和力較豐優(yōu)絲苗強(qiáng)。研究表明，豐優(yōu)絲苗具有更低的PAEs親和力和吸收速率，因此其比培雜泰豐可吸收積累更少的PAEs，更有利于農(nóng)產(chǎn)品安全。

關(guān)鍵詞：水稻；鄰苯二甲酸酯；吸收動(dòng)力學(xué)；品種差異；新污染物

中圖分類號(hào)：X53；X173；S511 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2025）03-0784-10 doi：10.11654/jaes.2024-1169

酞酸酯（PAEs，俗稱塑化劑）被廣泛用作塑料增塑劑、農(nóng)藥載體等[1-3]。我國是PAEs和塑料制品的生產(chǎn)和使用大國，2020年我國農(nóng)用塑料薄膜使用量達(dá)260.3萬t[4]，2020—2022年我國西北六省區(qū)農(nóng)田地膜殘留量平均為70.3 kg·hm-2 [5]。農(nóng)用塑料薄膜中的PAEs會(huì)被釋放到農(nóng)業(yè)土壤中，導(dǎo)致土壤PAEs持續(xù)污染[3，6-7]。另外，施用化肥（我國2020年達(dá)5 984萬t）[4]和污水灌溉等也會(huì)增加土壤PAEs 殘留[2，8]。我國農(nóng)業(yè)土壤PAEs污染較國外嚴(yán)重，尤其是發(fā)達(dá)地區(qū)和使用地膜覆蓋的土壤，如某地土壤中PAEs最高達(dá)1 232mg·kg-1，超過國外相關(guān)控制標(biāo)準(zhǔn)，呈大面積污染特征，其中以鄰苯二甲酸正二丁酯（DBP）和鄰苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（DEHP）檢出率和含量較高[4，8]。廣東省5 種不同利用類型的農(nóng)業(yè)土壤中6 種優(yōu)控PAEs的總含量以水田的最高[9]。另外，谷類食品是我國居民攝入PAEs的主要來源，其占膳食總攝入量的39.4%～44.6%[10]。我國居民的PAEs暴露水平高于德國和比利時(shí)等歐美多國；國內(nèi)以珠三角居民對(duì)PAEs的暴露水平最高[11]。課題組前期從珠三角稻田采集的稻谷樣品中也普遍檢測(cè)到了PAEs（最高3.22 mg·kg-1，干質(zhì)量）[12]。PAEs是國家《新污染物治理行動(dòng)方案》重點(diǎn)關(guān)注的具有內(nèi)分泌效應(yīng)的一類新污染物。土壤PAEs等有機(jī)污染，以及其對(duì)農(nóng)產(chǎn)品安全與人體健康的影響已經(jīng)引起廣泛關(guān)注[13-14]。探索降低作物尤其是水稻對(duì)PAEs的吸收積累對(duì)保障農(nóng)產(chǎn)品安全和人體健康有重要意義。

針對(duì)大面積中、低程度污染的農(nóng)業(yè)土壤，篩選和種植污染物低積累作物品種是有效利用和保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的重要舉措[14-15]。研究者們已篩選獲得了一批適用于鎘、鉛等重金屬輕、中度污染耕地種植的水稻高產(chǎn)、重金屬低積累品種[16]。課題組前期圍繞不同作物品種吸收積累新污染物的差異（即種內(nèi)差異或基因型差異）進(jìn)行了一定研究，篩選獲得了對(duì)PAEs、全氟辛烷磺酸等新污染物的高、低吸收積累差異的水稻、菜心、生菜等不同基因品種，發(fā)現(xiàn)作物根系吸收并向上遷移是植物地上部PAEs 的主要來源[17-19]，同時(shí)從植物體內(nèi)代謝PAEs、根際消減等研究了作物高、低積累PAEs差異的影響機(jī)制[14，18，20]。某些作物如菜心、菠菜能通過根系吸收和莖葉吸收兩種途徑吸收積累脂溶性新污染物如多環(huán)芳烴和PAEs[2，21]。研究發(fā)現(xiàn)，水稻和菜心莖葉中DEHP和DBP的主要來源途徑是根系吸收運(yùn)移[20，22]。而且，植物根系對(duì)有機(jī)污染物的吸收方式有主動(dòng)吸收和被動(dòng)吸收兩種，即共質(zhì)體和質(zhì)外體途徑[21，23]。但水稻對(duì)PAEs的吸收積累途徑及其動(dòng)力學(xué)過程和影響因素尚不清楚。不同水稻品種對(duì)PAEs的吸收動(dòng)力學(xué)及其對(duì)水稻積累PAEs的差異也鮮見報(bào)道。因此，本研究采用前期篩選出的PAEs高、低積累的水稻品種培雜泰豐與豐優(yōu)絲苗作為供試作物，進(jìn)行營養(yǎng)液培養(yǎng)試驗(yàn)，研究水稻根系對(duì)PAEs的吸收動(dòng)力學(xué)及其影響因素，探討其對(duì)PAEs的吸收途徑，為初步闡明PAEs 高、低積累水稻品種積累PAEs的差異機(jī)理、保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

課題組前期從廣東省廣泛種植的20個(gè)水稻品種中篩選獲得了PAEs高積累和低積累水稻品種，分別為培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗[17，20]，本研究以這兩個(gè)品種作為供試作物。以理化性質(zhì)差異較大的PAEs 化合物DBP、DEHP、鄰苯二甲酸二乙酯（DEP）（表1）為代表，其購自阿拉丁試劑公司。

1.2 水稻培養(yǎng)試驗(yàn)

采用溶液培養(yǎng)法培養(yǎng)水稻，按照國際水稻營養(yǎng)液通用配方配制營養(yǎng)液[20]。試驗(yàn)容器為2.0 L的玻璃燒杯，用錫箔紙和黑牛皮紙包裹燒杯的周圍和瓶口，避免PAEs 光解。選擇均勻飽滿的水稻種子，經(jīng)10%H2O2消毒、25 ℃催芽24 h后，將種子轉(zhuǎn)移到有機(jī)基質(zhì)與土壤混合物（體積比1∶1）中培育至5片真葉，幼苗根系洗凈后轉(zhuǎn)移至未添加PAEs的1/2濃度與全濃度營養(yǎng)液中各培養(yǎng)5 d，再換成超純水饑餓培養(yǎng)1d，每個(gè)燒杯分5蔸種植20株[20，24]。根據(jù)PAEs的水溶度和前期預(yù)試驗(yàn)及文獻(xiàn)報(bào)道的方法，按以下方案進(jìn)行水稻培養(yǎng)：①分別設(shè)置濃度為40 mg·L-1 的DEP、DBP、DEHP 3 種營養(yǎng)液，pH 為5.50，25 ℃下培養(yǎng)2、4、8、16、24、36 h 時(shí)采樣；②分別設(shè)置營養(yǎng)液中DEP和DBP 的濃度分別為0、2、5、10、15、20、40 mg·L-1，pH 為5.50，在25 ℃下培養(yǎng)36 h。各方案以0.1% 甲醇促溶，此濃度范圍內(nèi)甲醇對(duì)植物生長無影響，同時(shí)加入1 mg·L-1的NaN3防止微生物降解[20]。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行，隨機(jī)排列。根據(jù)培養(yǎng)時(shí)間采集樣品，水稻根系樣品先用超純水清洗，再將其在二氯甲烷中浸泡2 min，最后用蒸餾水洗凈，將水稻分為根系和地上部（即莖葉），各部分樣品冷凍干燥后用不銹鋼粉碎機(jī)粉碎，分析PAEs 的含量。同時(shí)采用pH 計(jì)測(cè)定水稻培養(yǎng)36 h時(shí)營養(yǎng)液的pH值。

1.3 樣品中PAEs的提取、凈化和色譜分析方法

樣品中PAEs的提取、凈化和色譜分析等，采用課題組已優(yōu)化的方法[12，14]。上述凍干樣品（1.00 g）中的PAEs 采用二氯甲烷（色譜純，20 mL）超聲波提取3次，4 000 r·min-1 離心5 min，合并提取液[14]。提取液采用真空旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器濃縮至約1.0 mL，并用色譜柱（自下而上填充3 cm氧化鋁、10 cm二氧化硅和3 cm無水硫酸鈉）凈化和二氯甲烷洗脫3次，洗脫液再用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮、氮吹儀吹干后定容至1 mL。待測(cè)液中PAEs 采用氣相色譜-質(zhì)譜儀聯(lián)機(jī)（GC-MS）分析[14，20]。柱溫箱的初始溫度為100 ℃，以30 ℃·min-1升溫到280 ℃，保持6 min，溶劑延遲時(shí)間2 min，運(yùn)行時(shí)間15 min。采用選擇離子檢測(cè)，根據(jù)質(zhì)譜特征離子及相對(duì)保留時(shí)間對(duì)DEP、DBP和DEHP定性。采用包括DEP、DBP 和DEHP 的混合標(biāo)樣，配制濃度為0.1、0.2、0.5、1.0、2.0、4.0、10.0 μg·mL-1的標(biāo)準(zhǔn)曲線進(jìn)行定量。DEP的回收率為84.7%～91.6%，檢出限為1.2 μg·kg-1；DBP的回收率為87.1%～93.2%，檢出限為1.4 μg·kg-1；DEHP 的回收率為81.2%～103.5%，檢出限為2.0μg·kg-1。水稻體內(nèi)PAEs含量以干質(zhì)量計(jì)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)結(jié)果為3 次重復(fù)的平均值，使用Excel2013進(jìn)行數(shù)據(jù)圖表處理；采用SPSS 20進(jìn)行單因素方差統(tǒng)計(jì)分析，并用Duncan′s新復(fù)極差法進(jìn)行顯著性分析。

（1）水稻根系對(duì)PAEs的吸收與時(shí)間的關(guān)系采用Elovich方程進(jìn)行擬合：

Ct =C0+kln（t/2）

式中：Ct為t 時(shí)刻水稻根系PAEs的吸收量，mg·kg-1，以干質(zhì)量計(jì)；C0為初始吸收量，mg·kg-1；t 為吸收時(shí)間，h；k 為根系PAEs的吸收速率常數(shù)，h-1。

（2）水稻根系對(duì)PAEs的吸收速率與時(shí)間的關(guān)系采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行擬合：

Vt =V0×e-kt

式中：Vt為t 時(shí)間內(nèi)水稻根系PAEs的平均吸收速率，mg·kg-1·h-1；V0為初始吸收速率，mg·kg-1·h-1；t 為吸收時(shí)間，h；k為根系PAEs的吸收速率消減速率常數(shù)，h-1。

（3）水稻根系吸收PAEs的動(dòng)力學(xué)曲線與酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)曲線相似[21]，可用Michaelis-Menten 方程的雙倒數(shù)方程進(jìn)行擬合：

1/V=Km/Vmax×1/C0+1/Vmax

式中：V 是水稻根系PAEs 的吸收速率，mg·kg-1·h-1；Vmax 是水稻根系對(duì)PAEs 的最大吸收速率，mg·kg-1·h-1；C0是營養(yǎng)液中PAEs的初始濃度，即PAEs吸收速率達(dá)到0.5Vmax時(shí)營養(yǎng)液中PAEs的初始濃度，mg·L-1；Km是米氏常數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同水稻根系吸收DEHP的動(dòng)力學(xué)特征及差異

在水稻生長時(shí)間（0～36 h）內(nèi)，兩種水稻根系對(duì)DEHP的吸收量隨時(shí)間延長而增加（圖1）。在0～2 h內(nèi)，兩種水稻根系對(duì)DEHP的吸收量迅速增加，培雜泰豐根系對(duì)DEHP 的吸收量達(dá)到8.39 mg·kg-1，而豐優(yōu)絲苗的為6.04 mg·kg-1。在4～36 h內(nèi)，兩種水稻根系對(duì)DEHP的吸收減慢，而且培雜泰豐根系對(duì)DEHP吸收量的增加速率比豐優(yōu)絲苗的快。總體上，同一時(shí)間培雜泰豐根系DEHP的含量均比豐優(yōu)絲苗的大，而且隨時(shí)間延長，兩種水稻根系的DEHP含量差異呈現(xiàn)增大趨勢(shì)（圖1a）。

兩種水稻根系對(duì)DEHP的吸收量與時(shí)間關(guān)系可用Elovich方程進(jìn)行擬合。由于在一定的溫度條件下吸收速率常數(shù)的大小只由作物品種和污染物的種類決定，因此可將其作為表征植物根系吸收污染物能力的指標(biāo)。由擬合結(jié)果可知，培雜泰豐根系對(duì)DEHP的吸收速率常數(shù)（4.340 h-1）大于豐優(yōu)絲苗的（3.236 h-1）（表1），說明培雜泰豐對(duì)DEHP的吸收能力比豐優(yōu)絲苗的更強(qiáng)。

為了進(jìn)一步探討在36 h 內(nèi)兩種水稻根系對(duì)DEHP的吸收動(dòng)力學(xué)特征，用根系對(duì)DEHP的吸收速率和時(shí)間作圖（圖1b）。兩種水稻吸收DEHP的過程均分為快速吸收階段和慢速吸收階段：快速吸附主要發(fā)生在前2 h，培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗根系對(duì)DEHP 的平均吸收速率分別為4.19 mg·kg-1 ·h-1 和3.02 mg·kg-1·h-1；而慢速吸收現(xiàn)象主要發(fā)生在2～36 h。兩種水稻根系對(duì)DEHP 的吸收速率在2～8 h 時(shí)下降幅度較大，培雜泰豐根系對(duì)DEHP的吸收速率在8 h時(shí)為2 h時(shí)的39.5%，而豐優(yōu)絲苗的則為41.5%，此時(shí)間段培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗DEHP吸收速率的平均降低速率為0.42 mg·（kg·h2）-1和0.30 mg·（kg·h2）-1。8～36 h時(shí)下降速度變緩慢，至36 h時(shí)，培雜泰豐根系對(duì)DEHP的吸收速率僅為2 h 時(shí)的11.2%，而豐優(yōu)絲苗的則為11.8%，此時(shí)間段培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗對(duì)DEHP吸收速率的平均降低速率為0.042 mg·（kg·h2）-1 和0.032mg·（kg·h2）-1。

水稻根系吸收速率與時(shí)間的關(guān)系用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行擬合可知，培雜泰豐根系對(duì)DEHP的吸收速率消減速率常數(shù)（0.061 8 h-1）大于豐優(yōu)絲苗（0.061 6h-1）的（表1），說明前者對(duì)DEHP的吸收更快，并且降速更高。

另外，試驗(yàn)時(shí)間段內(nèi)兩種水稻地上部對(duì)DEHP的積累量隨時(shí)間延長而增加（圖2），但隨時(shí)間延長其增加幅度減少?？傮w而言，培雜泰豐地上部DEHP含量在各時(shí)間段內(nèi)均比豐優(yōu)絲苗的大，在2 h時(shí)，培雜泰豐與豐優(yōu)絲苗地上部DEHP 含量存在最大差值3.07mg·kg-1，在4～36 h時(shí)，兩者差值為1.74～2.33 mg·kg-1，即隨時(shí)間的增加兩種水稻的地上部DEHP含量差值呈現(xiàn)減小的趨勢(shì)。

2.2 兩種水稻根系吸收DBP和DEP的動(dòng)力學(xué)特征及差異

在36 h 內(nèi)，兩種水稻根系對(duì)DBP 和DEP 的吸收量均隨著時(shí)間的延長而增加（圖3）。在0～2 h內(nèi)，兩種水稻根系對(duì)DBP 和DEP 的吸收量迅速增加，但是增加幅度卻隨著吸收時(shí)間的延長而減小。兩種水稻吸收DBP和DEP的過程也分為快速吸收（0～2 h）和慢速吸收（2～36 h）兩個(gè)階段。

兩種水稻根系對(duì)DBP和DEP的吸收量和時(shí)間關(guān)系均能用Elovich 方程進(jìn)行擬合（R2=0.677～0.776）。水稻根系對(duì)DBP和DEP的吸收速率常數(shù)均是培雜泰豐的高于豐優(yōu)絲苗的（DBP：2.254 h-1 vs 2.155 h-1；DEP：2.136 h-1 vs 2.078 h-1）（表1），說明培雜泰豐根系吸收DBP和DEP的能力比豐優(yōu)絲苗的更強(qiáng)。

對(duì)0～36 h內(nèi)根系對(duì)DBP和DEP的吸收速率和時(shí)間作圖（圖4），分析其吸收動(dòng)力學(xué)特征差異。在0～2 h時(shí)，培雜泰豐根系對(duì)DBP和DEP的平均吸收速率分別為2.67 mg·kg-1·h-1與2.14 mg·kg-1·h-1，豐優(yōu)絲苗根系對(duì)DBP和DEP的平均吸收速率分別為2.04 mg·kg-1·h-1和1.79 mg·kg-1·h-1，即培雜泰豐的平均吸收速率均高于豐優(yōu)絲苗的。與DEHP類似，兩種水稻根系在2～36 h時(shí)對(duì)DBP和DEP的平均吸收速率均顯著下降；8 h時(shí)培雜泰豐與豐優(yōu)絲苗根系對(duì)DBP的吸收速率分別為2 h時(shí)的35.7%和41.9%，此時(shí)的平均降低速率為0.29、0.20mg·（kg·h2）-1；對(duì)DEP吸收速率的平均降低速率為0.20、0.17 mg·（kg·h2）-1。至36 h時(shí)，培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗根系對(duì)DBP的吸收速率分別為2 h時(shí)的9.6%和11.6%。

采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合水稻根系對(duì)DBP 和DEP吸收速率與時(shí)間的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)吸收速率消減速率常數(shù)為k 培雜泰豐gt;k 豐優(yōu)絲苗（表1），說明培雜泰豐根系對(duì)DBP和DEP的吸收速率較豐優(yōu)絲苗的高。

兩種水稻地上部DBP和DEP的含量在0～36 h內(nèi)隨時(shí)間的延長而呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)（圖5），在0～2 h時(shí)，培雜泰豐與豐優(yōu)絲苗地上部DBP 含量增量分別為4.12 mg·kg-1 和3.77 mg·kg-1，DEP 含量增量分別為3.23 mg·kg-1 與2.88 mg·kg-1，但2 h 后DBP 與DEP 含量的增加幅度隨吸收時(shí)間延長而呈現(xiàn)減少的趨勢(shì)。在各時(shí)間段內(nèi)培雜泰豐地上部DBP和DEP的含量總體上大于豐優(yōu)絲苗的，說明培雜泰豐地上部對(duì)DBP和DEP的積累量高于豐優(yōu)絲苗的。

2.3 營養(yǎng)液DBP濃度對(duì)水稻根系吸收DBP的影響

在0～40 mg·L-1 DBP濃度范圍內(nèi)，兩種水稻根系對(duì)DBP的吸收速率隨營養(yǎng)液DBP濃度的增加而增大（圖6a）。低濃度下（0～10 mg·L-1），單位濃度DBP 增加帶來的根系DBP 吸收速率的增率較大，培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗根系的分別為0.021 h-1和0.017 h-1，即低濃度下兩種水稻根系DBP的吸收速率隨著DBP濃度升高增加較快。中、高濃度下（10～40 mg·L-1），單位濃度DBP 帶來的吸收速率的增率放緩，為0.001～0.002 h-1，明顯比低DBP 濃度時(shí)的慢，說明二者根系對(duì)DBP 的吸收差異主要體現(xiàn)在低濃度下，總體上培雜泰豐根系對(duì)DBP的吸收速率均大于豐優(yōu)絲苗的。

傳統(tǒng)酶學(xué)研究中，Michaelis-Menten方程的Km值是用來表征酶和底物親和力的參數(shù)，僅與酶和底物種類有關(guān)，與底物濃度無關(guān)。通常，Km 越小，酶與底物的親和力越大[21]。本研究采用Michaelis-Menten雙倒數(shù)方程能很好地?cái)M合水稻對(duì)DBP 的吸收過程（擬合方程的R2為0.989～0.996），可用Km值來表征水稻根系吸收DBP時(shí)細(xì)胞膜上DBP的轉(zhuǎn)運(yùn)載體與DBP的親和力，即Km值越小，根系細(xì)胞膜轉(zhuǎn)運(yùn)載體對(duì)DBP的轉(zhuǎn)運(yùn)能力越強(qiáng)。對(duì)比發(fā)現(xiàn)，培雜泰豐根系的Km值（10.90）小于豐優(yōu)絲苗的（11.71），培雜泰豐根系的Vmax（0.388mg·kg-1·h-1）大于豐優(yōu)絲苗的（0.354 mg·kg-1·h-1），說明培雜泰豐根系細(xì)胞膜轉(zhuǎn)運(yùn)載體對(duì)DBP的親和力強(qiáng)于豐優(yōu)絲苗的。

兩種水稻地上部DBP含量也隨培養(yǎng)液中DBP濃度的增加而增大（圖6b），說明水培條件下水稻地上部的DBP含量受營養(yǎng)液中DBP濃度的影響。總體而言，培雜泰豐地上部的DBP 含量在各營養(yǎng)液濃度范圍內(nèi)均比豐優(yōu)絲苗的大，且在低、中濃度（0～20 mg·L-1）下差異較為明顯，而在高濃度（20～40 mg·L-1）下差異變化不大。這些結(jié)果說明兩種水稻地上部對(duì)DBP積累差異主要體現(xiàn)在低、中濃度下，且培雜泰豐地上部對(duì)DBP的富集能力強(qiáng)于豐優(yōu)絲苗的。

2.4 營養(yǎng)液DEP濃度對(duì)根系吸收DEP的影響

與DBP相似，隨營養(yǎng)液DEP濃度的增加，水稻根系對(duì)DEP的吸收速率也總體呈增大的趨勢(shì)。在低濃度（0～10 mg·L-1）下，根系對(duì)DEP 吸收速率的增率較大，培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗根系的分別為0.012 h-1 和0.011 h-1（圖7a）。在中、高濃度（10～40 mg·L-1）下，兩種水稻根系DEP吸收速率的增率放緩至0.003～0.004h-1，說明兩種水稻根系對(duì)DEP 的吸收差異主要體現(xiàn)在DEP 低濃度，培雜泰豐根系對(duì)DEP 的吸收速率總體上均比豐優(yōu)絲苗的大。

采用Michaelis-Menten雙倒數(shù)方程也能很好地?cái)M合水稻根系對(duì)DEP 的吸收過程（擬合方程的R2 為0.974～0.997），培雜泰豐根系對(duì)DEP的Km值（117.38）小于豐優(yōu)絲苗的（126.43），培雜泰豐的Vmax（1.389 mg·kg-1·h-1）大于豐優(yōu)絲苗的（1.125 mg·kg-1·h-1），表明培雜泰豐根系細(xì)胞膜轉(zhuǎn)運(yùn)載體對(duì)DEP的親和力也強(qiáng)于豐優(yōu)絲苗的。而且，兩種水稻根系對(duì)DEP的Km值和Vmax是對(duì)DBP 的約10 倍和3 倍，說明根系細(xì)胞膜轉(zhuǎn)運(yùn)載體對(duì)DEP的親和力強(qiáng)于對(duì)DBP的。另外，相同營養(yǎng)液濃度下，培雜泰豐地上部的DEP含量均比豐優(yōu)絲苗的高（圖7b），說明培雜泰豐莖葉可以比豐優(yōu)絲苗積累更多的DEP。

2.5 水稻根系吸收PAEs時(shí)介質(zhì)pH的變化

兩種水稻根系對(duì)PAEs 吸收36 h 后營養(yǎng)介質(zhì)的pH升高（圖8）。種植培雜泰豐的DBP營養(yǎng)液的ΔpH（即36 h時(shí)營養(yǎng)液pH減去營養(yǎng)液初始pH）為0.87，顯著大于種植豐優(yōu)絲苗的ΔpH（0.64）（Plt;0.05）；含DEP的營養(yǎng)液中，種植培雜泰豐和豐優(yōu)絲苗的營養(yǎng)液ΔpH分別為0.61和0.54，即培雜泰豐吸收PAEs所產(chǎn)生的營養(yǎng)液ΔpH均大于豐優(yōu)絲苗的。

3 討論

兩種水稻品種的根系對(duì)脂溶性PAEs（DEP、DBP、DEHP）的吸收量隨時(shí)間的延長而增加，整個(gè)吸收過程可分為快速和慢速兩個(gè)階段。這與小麥、胡蘿卜、大豆等作物根系對(duì)脂溶性多環(huán)芳烴和有機(jī)磷酸酯的吸收過程相似，即化合物能從營養(yǎng)液中快速向根部擴(kuò)散并在根系組織中逐步地分配和富集[21，23，25]。兩種水稻相比，培雜泰豐根系對(duì)3種PAEs的吸收能力、吸收速率常數(shù)、根系載體對(duì)PAEs的親和力均大于豐優(yōu)絲苗的，這可能與不同基因型水稻品種的根系形態(tài)、根系分泌物、光合速率、蒸騰速率和抗氧化酶系統(tǒng)等的響應(yīng)差異有關(guān)[26-28]。前期研究表明，培雜泰豐的根表面積、根體積與總根長均顯著大于豐優(yōu)絲苗的[26]，因此更有利于捕獲PAEs[18，26]；而且兩種水稻的低分子有機(jī)酸存在顯著差異[28]。PAEs脅迫會(huì)對(duì)水稻根系形態(tài)與低分子有機(jī)酸分泌產(chǎn)生影響，進(jìn)而使水稻對(duì)PAEs的吸收積累受到影響[26]。在PAEs脅迫下，培雜泰豐與豐優(yōu)絲苗抗氧化酶系統(tǒng)響應(yīng)的差異可能也會(huì)影響水稻吸收積累PAEs的能力。有研究表明，不同基因型水稻和菜心品種對(duì)PAEs的脅迫響應(yīng)不同，其株高、光合速率、蒸騰速率、可溶性糖含量和丙二醛含量等的響應(yīng)存在基因型差異[18，26]，這些生理生化過程會(huì)對(duì)水稻根系吸收積累PAEs有一定影響。另外，兩種水稻根系對(duì)PAEs 的吸收積累還受水稻代謝過程的影響[20]。前期研究發(fā)現(xiàn)，低積累品種豐優(yōu)絲苗對(duì)DBP的體內(nèi)代謝及其粗酶液對(duì)DBP的代謝能力比培雜泰豐的更強(qiáng)，這可能會(huì)使豐優(yōu)絲苗的積累量更低[20]。

植物根系對(duì)多環(huán)芳烴等新污染物的吸收方式有主動(dòng)吸收和被動(dòng)吸收兩種（即共質(zhì)體和質(zhì)外體）[23，25]，其吸收量受營養(yǎng)液污染物濃度影響，符合Michaelis-Menten方程擬合曲線[21，25]。本研究中，隨著PAEs濃度的增加，兩種水稻根系對(duì)PAEs的吸收量增加，但是隨著時(shí)間的延遲，水稻根系對(duì)PAEs吸收量的增幅呈愈來愈小的趨勢(shì)。這與水稻根系主動(dòng)吸收PAEs有關(guān)，因該過程會(huì)消耗代謝能量[21，23，25]。通常，如果根系對(duì)PAEs等污染物的吸收過程僅有被動(dòng)吸收，那么根系對(duì)污染物的吸收速率會(huì)被營養(yǎng)液與根系中污染物的濃度差所驅(qū)動(dòng)，根系對(duì)污染物的吸收速率隨其初始濃度的變化會(huì)表現(xiàn)為線性分配的直線，如小麥根系吸附有機(jī)磷酸酯是線性關(guān)系[25]。但在本研究中水稻根系對(duì)PAEs的吸收呈現(xiàn)飽和曲線，說明其吸收過程包括主動(dòng)吸收過程[21，23]。有研究發(fā)現(xiàn)，作物根系對(duì)多環(huán)芳烴的主動(dòng)吸收過程是以H+共運(yùn)方式進(jìn)行的[23]。營養(yǎng)介質(zhì)pH的變化能反映不同作物根系吸收多環(huán)芳烴能力的大小，其中介質(zhì)pH升高幅度越大則表明根系對(duì)多環(huán)芳烴吸收越多[23]。如小麥幼苗根系氫質(zhì)子內(nèi)流率提高了根系對(duì)多環(huán)芳烴的吸收，且H+-ATP酶活性也提高[23]，這表明H+和轉(zhuǎn)運(yùn)載體參與了脂溶性PAEs、多環(huán)芳烴等吸收過程。根系吸收能力愈強(qiáng)，共運(yùn)吸收消耗介質(zhì)的H+亦愈多，pH上升幅度亦愈大[29]。本研究中培雜泰豐根系吸收DBP后營養(yǎng)液ΔpH顯著高于豐優(yōu)絲苗的（圖8），說明培雜泰豐對(duì)DBP等的吸收能力更強(qiáng)。關(guān)于不同品種水稻吸收積累PAEs差異的過程和分子機(jī)制有待進(jìn)一步研究。

培雜泰豐與豐優(yōu)絲苗對(duì)3種PAEs的吸收量都表現(xiàn)為DEHPgt;DBPgt;DEP（圖2、圖5），這可能與PAEs的理化性質(zhì)有關(guān)[13，30-31]。DEHP的水溶性（0.4 mg·L-1）較DBP（12.1 mg·L-1）和DEP（928.0 mg·L-1）（表1）的低，而且DEP較易揮發(fā)和降解[30]。同種水稻根系的DBP與DEP 的Km 值大小為DEPgt;DBP。已有研究表明Km值能表征植物根系吸收污染物時(shí)細(xì)胞膜上污染物的轉(zhuǎn)運(yùn)載體對(duì)污染物的親和力[23]，即水稻根系對(duì)3 種PAEs 的親和力大小為DEHPgt;DBPgt;DEP。而3 種PAEs 的正辛醇-水分配系數(shù)（Kow）的lg Kow 大小為DEHP（9.64）gt;DBP（4.57）gt;DEP（3.30）（表1）?？梢园l(fā)現(xiàn)，水稻根系細(xì)胞膜主動(dòng)運(yùn)輸載體Km值的大小順序與污染物Kow的順序相反，而載體親和力大小和Kow順序一致。這與已報(bào)道的小麥根系吸收萘、菲、芘的規(guī)律類似[29]。另外，長鏈且存在支鏈的DEHP代謝/降解率比短直鏈的DBP 和DEP 的低[32]?？赡芤?yàn)镈EHP比DBP 和DEP 更難被水稻在體內(nèi)進(jìn)行代謝，所以其更容易在水稻體內(nèi)積累。

4 結(jié)論

（1）酞酸酯（PAEs）高、低積累水稻品種根系的PAEs吸收量隨時(shí)間的延長而增加，可分為快速吸收和慢速吸收兩個(gè)階段，且以主動(dòng)吸收（即共質(zhì)體途徑）為主。培雜泰豐根系對(duì)PAEs的吸收能力較豐優(yōu)絲苗的強(qiáng)。

（2）水稻根系對(duì)PAEs吸收速率與其含量之間的關(guān)系可用Michaelis-Menten方程來擬合，培雜泰豐的米氏常數(shù)小于豐優(yōu)絲苗的，而兩者對(duì)PAEs吸收載體親和力的大小卻相反，為培雜泰豐大于豐優(yōu)絲苗，這進(jìn)一步說明培雜泰豐根系對(duì)PAEs的吸收能力比豐優(yōu)絲苗的強(qiáng)，導(dǎo)致培雜泰豐可積累更多的PAEs。

（3）水稻根系吸收PAEs會(huì)導(dǎo)致其周圍介質(zhì)pH升高，兩種水稻根系吸收PAEs所引起介質(zhì)pH升高幅度（ΔpH）表現(xiàn)為培雜泰豐gt;豐優(yōu)絲苗，佐證培雜泰豐根系吸收轉(zhuǎn)運(yùn)載體親和力比豐優(yōu)絲苗大，通過共質(zhì)體途徑吸收積累更多PAEs。

參考文獻(xiàn)：

[1] 丁偉麗， 劉琪， 劉秋云， 等. 中國地膜產(chǎn)品塑化劑特點(diǎn)及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2021， 40（5）：1008-1016. DING W L， LIU

Q， LIU Q Y， et al. Characteristics and safety of phthalates（PAEs）for

plastic mulch films in China[J]. Journal of Agro - Environment Science，

2021， 40（5）：1008-1016.

[2] Lü H X， MO C H， ZHAO H M， et al. Soil contamination and sources of

phthalates and its health risk in China：a review[J]. Environmental

Research， 2018， 164：417-429.

[3] RAMANAYA S， ZHANG H， SEMPLE K T. Environmental fate of

microplastics and common polymer additives in non-biodegradable

plastic mulch applied agricultural soils[J]. Environmental Pollution，

2024， 363：125249.

[4] 國家統(tǒng)計(jì)局農(nóng)村社會(huì)經(jīng)濟(jì)調(diào)查司. 中國農(nóng)村統(tǒng)計(jì)年鑒[M]. 北京：中

國統(tǒng)計(jì)出版社， 2022. Department of Rural Survey National Bureau

of Statistics of China. China rural statistical yearbook[M]. Beijing：

China Statistics Press， 2022.

[5] 孫源辰， 何文清， 靳拓， 等. 西北六省區(qū)農(nóng)田地膜殘留特征與關(guān)鍵影

響因素[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2024， 43（6）：1260-1270. SUN Y

C， HE W Q， JIN T， et al. Characteristics and key influencing factors of

farmland plastic film residual in six provinces of northwest China[J].

Journal of Agro-Environment Science， 2024， 43（6）：1260-1270.

[6] MONDAL T， MONDAL S， GHOSH S K， et al. Phthalates - A family of

plasticizers， their health risks， phytotoxic effects， and microbial

bioaugmentation approaches[J]. Environmental Research， 2022， 214：

114059.

[7] COTTOM J W， COOK E， VELIS C A. A local-to-global emissions

inventory of macroplastic pollution[J]. Nature， 2024， 633（8028）：101-

108.

[8] KONG X， BARONE G D， JIN D C， et al. Pollution status， ecological

effects， and bioremediation strategies of phthalic acid esters in

agricultural ecosystems：a review[J]. Journal of Agricultural and Food

Chemistry， 2024， 72（50）：27668-27678.

[9] 楊國義， 張?zhí)毂颍?高淑濤， 等. 廣東省典型區(qū)域農(nóng)業(yè)土壤中鄰苯二甲

酸酯含量的分布特征[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 2007， 18（10）：2308-2312.

YANG G Y， ZHANG T B， GAO S T， et al. Distribution of phthalic acid

esters in agricultural soils in typical regions of Guangdong Province[J].

Chinese Journal of Applied Ecology， 2007， 18（10）：2308-2312.

[10] SUI H X， ZHANG L， WU P G， et al. Concentration of di（2-

ethylhexyl）phthalate（DEHP）in foods and its dietary exposure in

China[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health，

2014， 217（6）：695-701.

[11] WANG W， LEUNG A O W， CHU L H， et al. Phthalates contamination

in China：status， trends and human exposure-with an emphasis on

oral intake[J]. Environmental Pollution， 2018， 238：771-782.

[12] 魯磊安， 陳學(xué)斌， 趙海明， 等. 珠三角地區(qū)稻田土壤和谷粒中鄰苯

二甲酸酯（PAEs）的分布特征及人體健康暴露風(fēng)險(xiǎn)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科

學(xué)學(xué)報(bào)， 2016， 35（7）：1242-1248. LU L A， CHEN X B， ZHAO H

M， et al. Distribution of phthalic acid esters（PAEs）in paddy soil and

grains of rice in the Pearl River Delta region and the health risk

assessment[J]. Journal of Agro - Environment Science， 2016， 35（7）：

1242-1248.

[13] 劉憲斌， 衣新悅， 劉青. 植物葉面吸收有機(jī)污染物機(jī)理研究進(jìn)展

[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2025， 44（1）：15-21. LIU X B， YI X Y，

LIU Q. Research progress on foliar uptake mechanisms of organic

pollutants[J]. Journal of Agro-Environment Science， 2025， 44（1）：15-

21.

[14] ZHU C L， Lü H X， HUANG Y H， et al. Rice genotypes and rootassociated

niches shifted bacterial community in response to pollution

of di-（2-ethylhexyl）phthalate（DEHP）for promoting DEHP removal

[J]. Journal of Hazardous Materials， 2023， 452：131227.

[15] YAN H L， XU W X， XIE J Y， et al. Variation of a major facilitator

superfamily gene contributes to differential cadmium accumulation

between rice subspecies[J]. Nature Communications， 2019， 10（1）：

2562.

[16] 陳婷， 龍勝樓， 孫媛媛， 等. 鎘/鉛低積累水稻品種篩選及其人體健

康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J/OL]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 1-19[2024-12-26]. http：//

kns. cnki. net / kcms / detail / 12.1347. S. 20240925.1529.006. html.

CHEN T， LONG S L， SUN Y Y， et al. Screening and human health

risk assessment of rice varieties with cadmium/lead low accumulation

[J/OL]. Journal of Agro - Environment Science， 1-19[2024-12-26].

http：//kns.cnki.net/kcms/detail/12.1347.S.20240925.1529.006.html.

[17] CAI Q Y， XIAO P Y， CHEN T， et al. Genotypic variation in the

uptake， accumulation， and translocation of di -（2-ethylhexyl）

phthalate by twenty cultivars of rice（Oryza sativa L.）[J]. Ecotoxicology

and Environmental Safety， 2015， 116：50-58.

[18] ZHAO H M， HUANG H B， DU H， et al. Global picture of protein

regulation in response to dibutyl phthalate（DBP） stress of two

Brassica parachinensis cultivars differing in DBP accumulation[J].

Journal of Agricultural and Food Chemistry， 2018， 66（18）：4768-

4779.

[19] YU P F， LI Y W， ZOU L J， et al. Variety-selective rhizospheric

activation， uptake， and subcellular distribution of

perfluorooctanesulfonate（PFOS） in lettuce（Lactuca sativa L.）[J].

Environmental Science amp; Technology， 2021， 55（13）：8730-8741.

[20] ZHU T K， DU P P， ZENG L J， et al. Variation in metabolism and

degradation of di-n-butyl phthalate（DBP）by high- and low-DBP

accumulating cultivars of rice（Oryza sativa L. ）and crude enzyme

extracts[J]. Science of the Total Environment， 2019， 668：1117-1127.

[21] TARIGHOLIZADEH S， SUSHKOVA S， RAJPUT V D， et al. Transfer

and degradation of PAHs in the soil-plant system：a review[J].

Journal of Agricultural and Food Chemistry， 2024， 72（1）：46-64.

[22] ZHAO H M， DU H， XIANG L， et al. Physiological differences in

response to di-n-butyl phthalate（DBP）exposure between low- and

high-DBP accumulating cultivars of Chinese flowering cabbage

（Brassica parachinensis L.）[J]. Environmental Pollution， 2016， 208：

840-849.

[23] ZHU J H， CHEN R N， FENG Q R， et al. Mechanistic insights into

auxin-enhancing polycyclic aromatic hydrocarbon uptake by wheat

roots：evidence from in situ intracellular pH and root-surface H+ flux

[J]. Journal of Hazardous Materials， 2024， 465：133077.

[24] YANG X J， KHAN Z， MA K X， et al. Stable buffer couple series for

rhizosphere oxidant-reductant potential regulation suitable for rice

hydroponic cultivation experiments[J]. Plant and Soil， 2023， 493（1）：

673-696.

[25] LIU Q， GAO H X， YI X Y， et al. Root uptake pathways and cell wall

accumulation mechanisms of organophosphate esters in wheat

（Triticum aestivum L.） [J]. Journal of Agricultural and Food

Chemistry， 2022， 70（38）：11892-11900.

[26] 陳桐， 蔡全英， 吳啟堂， 等. PAEs脅迫對(duì)高/低累積品種水稻根系形

態(tài)及根系分泌低分子有機(jī)酸的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2015， 24

（3）：494-500. CHEN T， CAI Q Y， WU Q T， et al. Effects of PAE

stress on root morphology and low molecular weight organic acid

（LMWOC）in root exudates of rice（Oryza sativa L.）cultivars with

high - and low - PAE accumulation[J]. Ecology and Environmental

Sciences， 2015， 24（3）：494-500.

[27] XIANG L， CHEN X T， YU P F， et al. Oxalic acid in root exudates

enhances accumulation of perfluorooctanoic acid in lettuce[J].

Environmental Science amp; Technology， 2020， 54（20）：13046-13055.

[28] DU H， HU R W， ZHAO H M， et al. Mechanistic insight into esterasecatalyzed

hydrolysis of phthalate esters（PAEs）based on integrated

multi-spectroscopic analyses and docking simulation[J]. Journal of

Hazardous Materials， 2021， 408：124901.

[29] 梁宵， 占新華， 周立祥. 不同作物根系多環(huán)芳烴吸收特征差異的比

較研究[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2012， 33（7）：2516-2521. LIANG X， ZHAN

X H， ZHOU L X. Characterization comparison of polycyclic aromatic

hydrocarbon uptake by roots of different crops[J]. Environmental

Science， 2012， 33（7）：2516-2521.

[30] LV H J， LIANG C L， LIU W R， et al. Multi-level biological effects of

diverse alkyl chains phthalate esters on cotton seedlings（Gossypium

hirsutum L.）：insights into individual， physiological-biochemical and

molecular perspectives[J]. Journal of Hazardous Materials， 2023， 460：

132352.

[31] WANG Y， GAO F， XU Y， et al. Field study on the uptake pathways

and their contributions to the accumulation of organophosphate esters，

phthalates， and polycyclic aromatic hydrocarbons in upland rice[J].

Science of the Total Environment， 2024， 946：174205.

[32] CHEN Y S， HUANG Y H， Lü H X， et al. Simultaneous

biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons and phthalates by

bacterial consortium and its bioremediation for complex polluted soil

and sewage sludge[J]. Bioresource Technology， 2024， 408：131161.

（責(zé)任編輯：潘淑君）