不同秈稻品種對土壤釩的富集

孫佩 周志強 鐘應聲 王茹 劉翔麟 王果 陳炎輝

摘 要 以15種秈稻品種為研究對象，對福建省典型秈稻種植區進行表層樣品土壤和稻米的協同采樣，并研究釩（V）在表層樣品土壤和稻米中的遷移特性。結果顯示：調查區域樣品土壤全V、有效V、稻米V含量分別為9.31～123.9 mg/kg、0.3～41.16 mg/kg、18～449 ?g/kg。15.63%的樣品土壤超過了福建省樣品土壤V背景值，10.63%的樣品土壤超過了我國樣品土壤V背景值。糙米V與有機質、游離鐵含量呈極顯著負相關（p<0.01），與粘粒、CEC呈極顯著正相關（p<0.01），與有效度達到了顯著正相關（p<0.05），三系、二系、常規秈稻糙米之間并沒有出現顯著性差異（p>0.05）。雜交秈稻有效基富集系數是常規秈稻的2.66倍。常規秈稻耐受性最強，是適宜耕種的品系，特優009是適宜耕種的品種。研究區域V的最大攝入量（0.19 kg/d）遠遠大于口服參考計量，該地區食用糙米攝入量風險較大。該結果可為福建省不同地區水稻的安全種植提供參考。

關鍵詞 環境；釩；富集；土壤；秈稻

中圖分類號 S511.2+1 文獻標識碼 A

Abstract The accumulating ability and transfer characteristics of vanadium （V） from soil-to-rice grain by different indica rice cultivars were studied. A total of 15 cultivars and the corresponding surface soil samples were collected from the main rice planting areas in Fujian Province. The results showed that the contents of total soil V， available soil V and rice grain V ranges from 9.31–123.9 mg/kg， 0.3–41.16 mg/kg and 18–449 ?g/kg. In addition， 15.63% of the soil V exceeded the background value of soil V in Fujian Province and 10.63% of the soil V were higher than the background value for Chinas soil. The brown rice V exhibited a significantly negative correlations with organic matter and free iron content （p<0.01）. There was no significant differences between the three-line hybrid rice， two-line hybrid rice and conventional Indica rice （p<0.05）. The enrichment coefficient of Indica hybrid rice were 2.66 times that of conventional indica rice. Also， the conventional Indica rice was the most tolerant and suitable for cultivation， of which Teyou 009 showed the lowest accumulating ability. The maximum intake of V in the studied area （0.19 kg/d） was far greater than the oral reference measurement， and the risk of eating brown rice intake was higher in the region. The results of this study could provide references for practical application and safe planting of rice in different areas of Fujian Province.

Keywords environment； vanadium； accumulation； soil； indica rice

DOI 10.3969/j.issn.1000-2561.2018.09.004

釩化合物對人和動物均具有毒性，其毒性隨著價態以及溶解度的增大而增強，如V2O5為高毒，可引起呼吸系統、神經系統、腸胃和皮膚的改變[1]。因此釩（V）被聯合國環境規劃署列為環境優先污染物[2]。化石燃料、燃煤、城鎮廢水、化肥、農藥等都會引起環境的V污染[3]。中國的釩礦主要是以釩鈦磁鐵礦為主（50%），釩鈦磁鐵礦的沉降被認為是樣品土壤中V的一個重要來源[4]。樣品土壤中V含量受多種因素影響，包括母質、有機質含量、樣品土壤質地等。全國樣品土壤污染調查結果表明，中國西南部以及全國分別有26.49%和8.6%的樣品土壤受到V的污染[5-6]。

樣品土壤中的V可以被富集到植物的可食用部分，進而引起健康風險。不同作物品種對V的耐性程度不同。水培試驗表明，油菜、蘿卜和向日葵的幼苗根系對V脅迫敏感，0.05～1.0 mol/ L條件下，其耐性指數均小于0.5；其次為水稻，再次為玉米、豆角[7]。植物中有效V>0.5 mg/kg會損害玉米的生長，顯著影響其品質[8]。鄒寶方等[9]最先提出過量V影響大豆結瘤，造成單株結莢數減少，Wang等[10]研究認為全V（>30 mg/kg）過量時，潮土中大豆幼苗的干物質量顯著減少。水溶液中V濃度與樣品土壤中V含量分別達到0.5、140 ?g/g時，植物受到毒害[11]。不同作物品種對V的富集能力不同。張志專等[12]最先提出甜608玉米對V的富集能力較強，而V在甜糯玉米體內更容易發生轉運。侯明等[13]研究發現，枸杞幼苗對V具有良好的富集作用，但富集的V主要累積在根組織，可以減輕過量V對枸杞莖葉的毒害。Anke[14]研究表明，蘑菇和綠葉蔬菜含有較高含量的V。富含V的食物不僅包括蘑菇，還有貝類、蒔蘿種子、香菜、黑胡椒等[15]。在陜西伴生硒、鉬、釩礦的石煤地區還發現V的富集植物群落，主要有薇菜（28 μg/g）、紫陽春茶（21 μg/g）、菜根（21 μg/g）、紫陽毛尖茶（17 μg/g）、油菜籽（13 μg/g）、大葉絞股藍（18 μg/g）[16]。林海等[17]指出，田字草對V、鉻均具有一定的富集能力，且對鉻的富集能力強于V。根據俄羅斯聯邦的毒理學標準（第二危害類別）以及荷蘭的污染物標準，提出有效V的最大允許濃度（MPC）為1.1 mg/kg[18]。因此對于中度和輕度污染的農田樣品土壤，根據作物對樣品土壤重金屬的富集能力而合理選種農作物，是降低農產品污染的有效途徑之一。水稻是我國的主要糧食作物，尤其是南方地區，然而目前關于不同品種的水稻對樣品土壤V富集能力的研究較少。鑒于此，本研究選取福建省主要種植秈稻地區，研究稻米對樣品土壤V的富集特征并進行風險評估，以期為水稻的合理種植以及農產品的質量安全提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集及處理

從福建省南安市、龍海市、福清市、泰寧縣等地采集了160個秈稻和相對應的表層樣品土壤（0～20 cm）。秈稻品種分別為：二系雜交秈稻（豐Ⅱ優1號、培雜泰豐、揚兩優6號）、三系雜交秈稻（甬優9號、Ⅱ優3301、Ⅱ優673、天優998、宜香2292、宜優115、岳優9113、宜優673、特優009、特優627）、常規秈稻（東聯5號、佳福占）。采樣時，先選擇采樣小區，在采樣區內采集3～5個樣品土壤分樣，形成混合土樣；然后在同樣位置采集稻穗，形成混合稻谷樣品。采集的樣品土壤和稻谷樣自然風干，去殼研磨過0.5 mm尼龍篩備用。樣品土壤樣充分混合后研磨過2 mm尼龍篩。用四分法取出部分樣品土壤過0.149 mm尼龍篩備用。

1.2 測定指標及方法

樣品土壤pH（土：液=1：2.5）采用pH計（GB/T 11165梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司）測定；陽離子交換量（CEC）采用中性醋酸銨淋洗法測定；樣品土壤有機質（OM）采用重鉻酸鉀外加熱法測定；游離鐵采用DCB提取-鄰啡羅啉比色法，樣品土壤顆粒分析采用吸管法測定[19]。全V采用HNO3-HClO4-HCl-HF消解[20]，有效V采用草酸-草酸銨溶液（Tamm）浸提[21]，糙米采用HNO3消解[22]，上電感耦合等離子質譜（ICP-MS，PE，NexION 300，USA）測定。測定過程中用樣品土壤標準樣品（GSS-6）和大米標準樣品（GSB1）進行質量控制，樣品土壤全V標樣的回收率為96%～105%，稻米V的回收率為95%～102%。

1.3 數據處理

統計分析采用SPSS 19.0中的單因素方差分析（ANOVA），并用LSD法進行顯著性檢驗。數據處理采用Excel 2010，應用Sigmaplot12.5軟件作圖。樣品土壤V的有效度、生物富集系數計算公式如下：

樣品土壤V的有效度=有效V含量/樣品土壤全V含量×100%

全量基富集系數（BCF全量）=糙米V含量/樣品土壤全V含量

有效量基富集系數（BCF有效量）=糙米V含量/樣品土壤有效V含量

2 結果與分析

2.1 采樣區樣品土壤的基本理化性質

從表1可見，采樣區樣品土壤pH均值為5.55。pH<4.5的樣品土壤占1.25%，4.5≤pH<5.5的樣品土壤占48.75%，5.5≤pH<6.5的樣品土壤占40%，6.5≤pH<7.5的樣品土壤占6.88%，7.5≤pH<8.5的樣品土壤樣品占1.25%，可見采樣區樣品土壤總體呈酸性。樣品土壤CEC介于1.47～ 30.18 cmol（+）/kg，均值為11.9 cmol（+）/kg，保肥力中等偏低。有機質含量介于7.81～68.76 g/kg，均值為29.76 g/kg，屬于中高范圍。游離鐵的濃度為1.82～ 31.82 g/kg，均值為12.64 g/kg。粘粒（<0.002 mm）范圍為1.88%～59.34%，均值為20.95%。

供試樣品土壤全V含量為9.31～123.9 mg/kg，均值為61.96 mg/kg，略高于Yang等[5]關于福建地區的調查結果（54.6 mg/kg）。15.63%的供試樣品土壤V含量超過了福建省樣品土壤V的背景值（79.5 mg/kg），10.63%的樣品土壤超過了我國樣品土壤V的背景值（82.4 mg/kg）。不同水稻品種的樣品土壤全V平均含量依次為：岳優9113>特優009>佳福占> II優673>宜優115>宜優673>東聯5號>II優3301>培雜泰豐>豐II優1號>宜香2292>特優627>甬優9號>揚兩優6號>天優998。樣品土壤全V與pH呈顯著正相關（R=0.159*）（圖1），這是由于樣品土壤pH的升高會提高樣品土壤吸附無機V的能力[23]，因此pH高的樣品土壤V含量相對較高。全V與游離鐵含量呈極顯著正相關（R=0.607**），V是一種親氧、鐵的元素，鐵鋁氧化物對V有較強的吸附力，所以游離鐵含量高的樣品土壤全V含量也較高[24]。

樣品土壤有效V的含量介于0.3～41.16 mg/kg，均值為8.71 mg/kg。統計顯示樣品土壤有效V與游離鐵含量（0.470**）、粘粒含量（0.341**）、CEC（0.296**）和全V（0.430**）呈極顯著正相關（圖2）。Gabler等[25]也認為樣品土壤粒徑越細，有效V的含量就越高。樣品土壤V有效度是樣品土壤有效V含量占樣品土壤全V含量的百分數。供試樣品土壤中V有效度介于0.02%～90.84%，均值為13.65%。不同水稻品種樣品土壤V的平均有效度依次為：天優998>甬優9號>豐II優1號>特優009=佳福占>宜優115>II優673>岳優9113>宜優673>東聯5號> II優3301>培雜泰豐>宜香2292>特優627>揚兩優6號。統計顯示，樣品土壤V有效度與CEC（0.407**）、粘粒含量（0.542**）呈極顯著正相關（圖3）。

2.2 不同品種糙米中V含量及其影響因素

由表2可知，所有糙米中V含量介于18～449 ?g/kg，平均含量為29 ?g/kg。不同水稻品種的糙米V平均含量依次為：宜優673>揚兩優6號>岳優9113>東聯5號>佳福占>甬優9號>特優627>Ⅱ優3301>天優998>宜香2292>培雜泰豐>特優009>宜優115>Ⅱ優673>豐Ⅱ優1號。糙米V含量最高的品種（宜優673）是糙米V含量最低品種（豐Ⅱ優1號）的21.8倍。與雜交稻相比，常規秈稻（東聯5號，佳福占）糙米V含量中等偏高。宜優673糙米V含量顯著高于其他品種的糙米，并且與其他品種顯著相關（p<0.05），其他品種之間并沒有相關性（p>0.05）。

統計結果顯示（表3），糙米V含量與樣品土壤有機質（–0.274**）、樣品土壤游離鐵（–0.232**）呈極顯著的負相關。糙米V含量與樣品土壤粘粒（0.358**）、樣品土壤CEC（0.314**）以及樣品土壤V有效度（0.180*）之間呈顯著的正相關。三系、二系、常規秈稻V含量之間沒有出現顯著性差異，雜交與常規秈稻之間也沒有顯著性差異（p>0.05）。上述結果說明樣品土壤理化性質對糙米中V的含量有重要影響。腐殖酸能與V絡合，使V轉化為更為穩定的有機物結合態V，降低了樣品土壤V的有效性[26]，因此也降低了水稻對V的吸收。此外，水稻根對V有很強的固定作用[27-28]，也使得V主要蓄積在根組織，不容易向上轉運。也可能因為植物與樣品土壤的交互作用，植物受到V毒害時，會把過量的V存儲在細胞壁或者液泡中，其他研究表明V被認為是CaVO3沉淀[29]。

2.3 生物富集系數（BCF）含量

全量基就是糙米中的V含量與樣品土壤V全量的比值。從表4可知，全量基BCF介于0.0003～0.0048之間，不同品種的全量基BCF依次為：宜優673>東聯5號>甬優9號=特優627>天優998>揚兩優6號>豐II優1號>佳福占= II優673=宜優115>培雜泰豐>II優3301 >宜香2292>岳優9113>特優009。就品種平均值而言，全量基BCF最高的品種是最低品種的18.62倍，雜交秈稻是常規秈稻的43.53倍。品種、品系之間全量基BCF差異較大。大體上看，三系雜交秈稻的全量基BCF大于常規秈稻和二系雜交秈稻，但差異不顯著（p>0.05）。

樣品土壤重金屬的生物有效性及其風險主要決定于其有效量，因此以有效量計算生物富集系數更有意義。有效量基生物富集系數是指糙米中V含量與樣品土壤有效V含量的比值。各水稻品種的有效量基BCF平均值介于0.001 5～0.037 3之間，不同秈稻品種的有效量基BCF平均值依次為：東聯5號>揚兩優6號>宜優673>宜優115>宜香2292>特優627>甬優9號>豐II優1號>II優3301>II優673>天優998>佳福占>岳優9113>培雜泰豐>特優009，有效量基BCF平均值最高的品種是最低品種的24.51倍，品種之間有效量基BCF差異較大。雜交秈稻有效量基BCF是常規秈稻的2.66倍。不同類型水稻的有效量基BCF依次為二系雜交秈稻>三系雜交秈稻>常規秈稻，總體上雜交秈稻有效量基BCF大于常規秈稻，二系雜交與常規秈稻有效量基BCF存在顯著差異性（–0.364*）。

3 結論

（1）樣品土壤全V含量為9.31～123.9 mg/kg，均值為61.96 mg/kg，15.63%的樣品土壤超過了福建省樣品土壤V的背景值，10.63%的樣品土壤超過了我國樣品土壤V的背景值。pH、游離鐵是影響樣品土壤全V含量的主要因素。

（2）樣品土壤有效V含量為0.3～41.16 mg/kg，均值為8.71 mg/kg。有效V與游離鐵、粘粒含量、CEC、全量V呈極顯著的正相關。V有效度范圍為0.02%～90.84%，均值為13.65%。有效度與CEC、粘粒含量呈極顯著正相關。

（3）糙米V的范圍為18～449 ?g/kg，均值為29 ?g/kg。糙米V與有機質、游離鐵含量呈極顯著負相關。全量基與有效量基含量分別為0.000 3～0.004 8、0.001 5～0.037 3。全量基與CEC、粘粒含量呈極顯著正相關，有效量基與游離鐵含量呈極顯著的負相關。二系雜交秈稻有效量基與常規秈稻的有效量基呈顯著的負相關。

（4）全量基富集系數最大的品種是宜優673（耐受性最差），最小的品種是特優009（耐受性最強）。有效基富集系數最大的品種是東聯5號（耐受性最差），最小的品種是特優009（耐受性最強）。研究區域V的最大攝入量（0.19 kg/d）遠遠大于口服參考計量，該地區食用糙米攝入量風險較大。

參考文獻

[1] 滕彥國. 釩的環境生物地球化學[M]. 北京： 科學出版社， 2011.

[2] World Health Organization （WHO）. Environment Health Criteria， 81： Vanadium[S]. Geneva： World Health Organization， 1990： 1-53.

[3] Taner M F， Gattrell P A， Gattrell J E， et al. Vanadium-geology， processing and applications[C]//Proceedings of the International Symposium on Vanadium. Canada： Conference of Metallurgists， 2002： 265.

[4] Evans H T， White J S. The colorful vanadium minerals： A brief review and a new classification[J]. Mineral Resource， 1987， 18： 333-340.

[5] Yang J， Teng Y， Wu J， et al. Current status and associated human health risk of vanadium in soil in China[J]. Chemosphere， 2016， 171： 635-643.

[6] Canadian Council of Ministers of the Environment. Canadian soil quality guidelines for the protection of environmental and human health[R]//Canadian environmental quality guidelines， Winnipeg： Canadian Council of Ministers of the Environment， 1999.

[7] 楊金燕， 楊 鍇. 釩對作物種子發芽及幼苗生長的影響[J]. 農業環境科學學報， 2013， 32（5）： 895-901.

[8] Singh B B. Effect of vanadium on the growth， yield and chemical composition of maize （Zea mays L.）[J]. Plant and Soil， 1971， 34（1）： 209-213.

[9] 鄒寶方， 何增耀. 釩對大豆結瘤和固氮的影響[J]. 農業環境保護， 1993， 12（5）： 198-200.

[10] Wang J F， Liu Z. Effect of vanadium on the growth of soybean seedings[J]. Plant and Soil， 1999， 216（1-2）： 47-51.

[11] 鮑碧娟. 植物生長的有益元素——釩（V）[J]. 磷肥與復肥， 1996（2）： 15.

[12] 張志專， 韋明奉， 楊心瀚， 等. 不同甜玉米品種對V的積累富集特性[J]. 生態環境學報， 2016， 25（9）： 1 555-1 561.

[13] 侯 明， 胡存杰， 熊 玲， 等. 釩在枸杞幼苗中積累、轉運及亞細胞分布[J]. 農業環境科學學報， 2013， 32（8）： 1 514-1 519.

[14] Anke M. Vanadium： An element both essential and toxic to plants， animals and humans[J]. Anales De La Real Academia Nacional De Farmacia， 2004， 70（4）： 961-999.

[15] Imtiaz M， Rizwan M S， Xiong S， et al. Vanadium， recent advancements and research prospects： A review[J]. Environment International， 2015， 80： 79-88.

[16] Fang W X， Wu P W. Elevated selenium and other mineral element concentrations in soil and plant tissue in bone coal sites in Hao ping area， Zi yang County， China[J]. Plant and Soil， 2004， 261（1-2）： 135-146.

[17] 林 海， 劉璐璐， 董穎博， 等. 田字草對重金屬V、Cr脅迫的生理反應及其富集能力[J]. 環境工程， 2016（s1）： 976-982.

[18] Kashin V K. Vanadium in landscape components of western Transbaikalia[J]. Eurasian Soil Science， 2017， 50（10）： 1 154-1 165.

[19] 魯如坤. 樣品土壤農業化學分析方法[M]. 北京： 中國農業科技出版社， 2000.

[20] Wang C， Ji J， Yang Z， et al. The contamination and transfer of potentially toxic elements and their relations with iron， vanadium and titanium in the soil-rice system from Suzhou region， China[J]. Environmental Earth Sciences， 2013， 68（1）： 13-21.

[21] Adamo P， Iavazzo P， Albanese S， et al. Bioavailability and soil-to-plant transfer factors as indicators of potentially toxic element contamination in agricultural soils[J]. Science of the Total Environment， 2014， 500-501： 11-22.

[22] Giampaoli P， Wannaz E D， Tavares A R， et al. Suitability of Tillandsia usneoides and Aechmea fasciata for biomonitoring toxic elements under tropical seasonal climate[J]. Chemosphere， 2016， 149： 14-23.

[23] Kabata-Pendias A， Pendias H. Rare elements in biological environment[M]. Poland： Geological Publishers， 1979.

[24] Naeem A， Westerhoff P， Mustafa S. Vanadium removal by metal （hydr） oxide adsorbents[J].Water Resource， 2007， 41（7）： 1 596-1 602.

[25] Gabler H E， Gluh K， Bahr A， et al. Quantification of vanadium adsorption by German soils[J]. Journal of Geochemical Exploration， 2009， 103（1）： 37-44.

[26] Mikkonen A， Tummavuori J. Retention of vanadium （V） by three Finnish mineral soils[J]. European Journal Soil Science， 1994， 45（3）： 361-368.

[27] 侯 明， 郭 零， 何劍亮. 不同水稻品種對釩的積累及化學形態[J]. 農業環境科學學報， 2013， 32（9）： 1 738-1 744.

[28] 胡 瑩， 朱永官， 黃益宗， 等. 釩鎘復合污染對水稻吸收積累鎘， 釩和磷的影響[J].環境科學學報， 2005， 25（2）： 198-202.

[29] Yang J， Wang M， Jia Y， et al. Toxicity of vanadium in soil on soybean at different growth stages[J]. Environmental Pollution， 2017， 231（1）： 48-58.