2017, Vol. 36文章信息
- 曾露苹, 秦俊豪, 董淑玉, 张润涵, 黎华寿
- ZENG Lu-ping, QIN Jun-hao, DONG Shu-yu, ZHANG Run-han, LI Hua-shou
- 不同木薯品种对重金属Cu Zn Cd累积差异及健康风险分析
- Accumulation of heavy metals copper, zinc, and cadmium in cassava varieties and the associated human health risk
- 农业环境科学学报, 2017, 36(6): 1044-1052
- Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(6): 1044-1052
- http://dx.doi.org/10.11654/jaes.2017-0075
文章历史
- 收稿日期: 2017-01-13
2. 农业部华南热带农业环境重点实验室, 广州 510642;
3. 华南农业大学广东省高等学校农业生态与农村环境重点实验室, 广州 510642
2. Ministry of Agriculture Key Laboratory of Agro-Environment in the Tropics, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China;
3. Key Laboratory of Agroecology and Rural Environment of Guangdong Regular Higher Education Institutions, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China
随着工业化和城市化进程的快速发展，土壤重金属污染日益受到关注。当前，土壤污染治理难度大，采用超富集植物提取重金属的效果不理想[1]，而且由于其农业生产条件要求太苛刻，大部分超富集植物难以野外规模化种植，生物产量亦比较小，土壤中过高浓度的重金属也会使植物出现中毒现象，影响植物修复工作的开展[2-4]。应用能兼顾农业生产的能源植物修复成为一条重要途径。目前，一些大生物量的植物已经被用于治理重金属中度污染的土壤，在治理重金属污染的同时这些植物还可用作生物燃料，带来了额外的收益[5-7]，被誉为廉价的“绿色修复技术”[8]。例如天绿香（Sauropus androgynus（L.）Merr.）和木薯（Manihot esculenta Crantz）不仅能够在重金属重度污染的土壤上生长并获得可观的生物量，同时还能对其中的重金属有效地进行提取[9]，柳枝稷（Panicum virgatum L.）是多年生草本C4能源植物，对Cd有一定的耐受性和吸收能力[10]，须芒草（Andropogon yunnanensis Hack.）对Al有很强的耐受性[11]，此外，象草（Pennisetum purpureum Schum）、香根草（Vetiveria zizanioides L.）、芦苇（Phragmites communis Trin.）均对Cu具有较强的耐受性[12]。这些研究都证明了能源植物具有修复土壤重金属污染的潜力。
木薯是抗逆性强、相对耐污和易累积提取重金属的大生物量能源植物，在植物修复和能源植物利用方面潜力巨大[13-14]。木薯具有淀粉之王和地下粮食的美誉，在我国的热带地区，木薯是仅次于水稻、甘薯、甘蔗和玉米的第五大作物，而且在饲料业、淀粉行业、作物布局及工业应用等方面都起着重要的作用[15-17]，在生物质能源开发上被列为理想的能源植物[18-19]。近年来，有关木薯对重金属的耐性和吸取积累能力已有一些研究[9, 20]，但木薯不同品种对重金属的适应能力及其吸收累积能力的差异还缺少研究。为此，本文通过污染小区田间种植试验，研究华南地区目前广泛种植的三个木薯品种对土壤铜、锌、镉的吸收富集与转运能力差异，以期为评价和选择高累积重金属的木薯品种提供理论参考。
1 材料与方法 1.1 供试材料试验在广州市岑村样地（23°16′，113°37′）和宁西样地（23°24′，113°64′）进行，土壤基本理化性质见表 1。镉全量均超过（GB 15618—1995）土壤环境质量二级标准（Cd≤0.6 mg·kg-1），而铜、锌全量均未超标（Cu≤100 mg·kg-1，Zn≤250 mg·kg-1），两个样地均属于重金属中轻度污染区域。岑村样地和宁西样地供试木薯品种均为广东常见木薯种，分别为华南5号（SC5）、华南205号（SC205）、华南8号（SC8）。
岑村样地及宁西样地设计每块小区面积为20 m2（5 m×4 m）。每个小区种植25株木薯种苗，株行距为0.8 m×1 m，每个品种设置3个重复（即3个小区）并进行随机布置，试验区周边设置保护行。选择大小相对均匀的木薯种茎，2015年3月6日种植，生长9个月后于12月25日收获。试验前每小区施用有机肥500 kg·hm-2为底肥，下种后60 d进行第一次追肥，施用复合肥120 kg·hm-2（N:P:K=15:15:15），并结合中耕除草培土；第一次追肥后60 d进行第二次追肥，施复合肥200 kg·hm-2，并结合中耕除草培土。
1.3 样品处理与分析 1.3.1 木薯各部位生物量及产量测定收获期于每个小区随机挖取5株木薯进行单株的鲜薯产量测定，计算平均产量，按1.25万株·hm-2折算单位面积产量，同时分茎、叶、块根三部分对植株生物量鲜重进行称重，然后取混合样分析测试重金属含量等指标。
1.3.2 木薯和土壤重金属测定将供试木薯样品先用自来水冲洗，再用蒸馏水洗涤，除去样品表面附着的杂质，分割根、茎、叶三部分，置于烘箱中105 ℃杀青，60 ℃烘干至恒重，称重并折算各部分生物量干重，将样品粉碎备用。土壤按五点法取混合样后经风干并过100目筛后备用。采用消解法预处理土样和植物样，准确称取0.2 g植物样或土样放入聚四氟乙烯消解管中。其中，木薯消解加酸方法为8 mL优级纯HNO3，2 mL分析纯H2O2，而土样法消解加酸方法为6 mL优级纯的HNO3，2 mL优级纯HF，2 mL分析纯H2O2，加盖后放入CEM Mars6高通量密闭微波消解系统中进行消解。消解程序如下：首先选择1000 W，保持5 min；接下来选择1600 W，保持20 min，然后逐渐冷却至室温后取出用超纯水稀释定容至25 mL。同时做样品空白及质量控制样，用火焰石墨炉原子吸收光谱仪（Z700P，德国耶拿公司）测定Cu、Zn、Cd三种重金属全量含量，土壤基本性质参照文献[21]的方法测定。
1.3.3 木薯各部位的重金属富集量系数和转运量系数测定一般来说，在评价植物对重金属富集转运时，富集系数（BF）和转运系数（TF）是衡量植物提取重金属潜力的常用指标[22-23]，但生物富集系数和转运系数仅从元素质量分数角度考虑植物对重金属的富集转运能力，忽略了植物吸收总量与生物量的关系，木薯作为大生物量植物，在评价重金属富集转运效应时，生物量应作为一个重要参考因素。基于此，本文采用植物富集量系数和转运量系数，作为反映木薯对土壤重金属元素提取和富集转运能力的评价指标[24]。
生物富集量系数=（植物某部位元素质量分数×植物该部位生物量）/土壤中元素质量分数
转运量系数=（地上部植物中元素质量分数×地上部生物量）/（地下部植物中元素质量分数×地下部生物量）
1.3.4 经木薯块根摄入重金属的人体健康风险评价THQ（Target hazard quotients）靶标危害系数方法是一种用于评估人体通过食物摄取重金属风险的方法，是依据US EPA[25]提出的按成人及儿童的平均体重建立的风险分析方法。木薯块根是主要的粮食和食品工业原料，为此采用国际上公认的可以量化风险的靶标危害系数方法对木薯块根重金属风险进行评估，分别就Cu、Zn、Cd的风险计算了不同品种木薯块根重金属膳食风险商。该方法公式表达如下：
式中：EFr为接触频率，d·a-1，取值为国际通用做法350 d·a-1；ED为平均人寿，取值为72岁[26]；FIR为消化食物的比率，g·人-1·d-1，根据2004年“中国健康与营养调查”结果，儿童和成人取值分别为223.4、355.0 g·d-1·人-1 [27]；C为食物中重金属含量，mg·kg-1；Fp为加工因子，是指经烹调等加工环节其浓度下降的比例，采用国际通用做法，默认为1[28-30]；Fm为变异因子，是指单位食物中的变异程度，采用国际通用做法，默认为1[31]；RfD为参比剂量（mg·kg-1·人-1），依据USEPA（2000）标准，Zn、Cd、Cu分别为0.3、0.001、0.04 mg·kg-1·d-1；WAB为人体平均体质量（kg·人-1），采用国际通用标准，成人为55.9 kg，儿童为32.7 kg；ATn为平均无癌症反应时间，假定平均无癌症反应时间为72 a×365 d·a-1，取值为26 280 d。
计算结果THQ < 1则认为人体负荷的重金属对人体健康造成的影响不明显。
1.4 数据统计分析采用Microsoft Excel进行数据处理，以SPSS18.0的单因素方差分析（One-way ANOVA）对每个测定项目统计结果进行显著性方差分析。
2 结果与分析 2.1 不同木薯品种的产量及生物量分析分析表 2结果可知，宁西样地和岑村样地均为SC8木薯品种的单产最高，分别达53 125、31 500 kg·hm-2。宁西样地中木薯品种SC8与SC5的产量差异达显著水平（P < 0.05）；而岑村样地中SC8与另两个品种的单产差异也达到显著水平（P < 0.05）。
由表 3结果可知，宁西样地和岑村样地中SC8的茎、叶与块根生物量在三个木薯品种中均为最高，分别达3.79、1.14、4.25 kg和2.25、0.41、2.52 kg，且均与SC5达显著差异性（P < 0.05）。进一步分析结果显示，岑村样地中SC8块根与SC205块根的生物量差异达显著水平（P < 0.05）。
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岑村样地和宁西样地三个木薯品种各部位重金属Cu、Zn、Cd的含量见表 4。宁西样地中，SC8根部的Cu含量在三个品种中最高，达8.64 mg·kg-1，与其他两个品种存在显著差异性（P < 0.05）；SC8叶部的Cd含量达0.60 mg·kg-1，与SC205叶部Cd含量0.24 mg·kg-1形成显著差异（P < 0.05）。岑村样地中，SC8茎部的Cd含量达0.33 mg·kg-1，与SC205茎部Cd含量0.18 mg·kg-1形成显著差异（P < 0.05）。除此之外，两个样地三个木薯品种各部位同一重金属含量差异并不显著（P>0.05）。
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由表 5可以看出，两个样地的SC8三个部位的Cu、Zn、Cd富集量系数在三个品种中均最高。在宁西样地中，SC8叶部的Cu、Zn、Cd富集量系数分别高达0.55、0.44、0.52，与其他两个品种叶部对应的重金属富集量系数均存在显著差异（P < 0.05），SC8与SC5相比较，叶部的Cu、Zn、Cd富集量系数分别提高了293%、238%、247%。岑村样地中，SC8根部的Cu、Zn、Cd富集量系数分别高达0.46、0.21、0.17，与其他两个品种根部对应的重金属富集量系数均存在显著差异（P < 0.05），SC8与SC5相比较，根部的Cu、Zn、Cd富集量分别提高了207%、200%、143%。
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宁西样地SC8茎部的Cu、Zn、Cd富集量系数分别高达2.01、1.77、1.78，是叶部对应重金属富集量系数的3.65、4.02、3.42倍，是根部对应重金属富集量系数的1.15、2.72、3.56倍。岑村样地SC8茎部的Cu、Zn、Cd富集量系数分别高达0.86、0.78、0.91，是叶部对应重金属富集量系数的7.17、19.5、8.27倍，是根部对应重金属富集量系数的1.86、3.71、5.35倍。两个样地中，重金属生物富集量系数大小顺序均为茎部>块根>叶部。
2.3.2 不同木薯品种重金属总富集量系数由表 6可以看出，宁西样地和岑村样地SC8的Cu、Zn、Cd总富集量系数均是三个品种中最高，均与其他两个品种存在显著差异（P < 0.05）。宁西样地中，SC8的Cu、Zn、Cd总富集量系数分别高达4.30、2.86、2.80，是SC205对应重金属总富集量系数的1.09、1.45、1.78倍，是SC5对应重金属总富集量系数的1.85、1.65、2.07倍。岑村样地中，SC8的Cu、Zn、Cd总富集量系数分别高达1.44、1.03、1.19，是SC205对应重金属总富集量系数的1.56、1.51、2.05倍，是SC5对应重金属总富集量系数的1.97、2.14、2.08倍。此外，两个样地中，各个木薯品种对Cu的总富集量系数均最高。
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表 7显示，两个样地中SC205茎、叶的三个重金属转运量系数在三个木薯品种中均最高。宁西样地中，SC205茎的Cu、Zn、Cd转运量系数分别为1.91、2.64、3.48，SC205茎的Cu转运量系数是SC8同部位同种重金属转运量系数的1.64倍，两者存在显著差异（P < 0.05）。SC205叶的Cu、Zn、Cd转运量系数分别为0.45、0.82、1.00，SC205叶的Cu、Cd转运量系数与SC8、SC5同部位同种重金属转运量系数均存在显著差异（P < 0.05），与SC8相比较，叶部Cu、Cd转运量系数分别提高了41%、108%，与SC5相比较，叶部Cu、Cd转运量系数分别提高了200%、96%。此外，三个木薯品种茎、叶部的Zn转运量系数差异性不显著（P>0.05）。
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通过木薯块根途径进入人体重金属接触的THQ如表 8所示。宁西样地三个木薯品种块根Cu的THQ、SC205块根Cd的THQ均略大于1，说明宁西样地三个木薯品种通过块根途径暴露接触重金属Cu、SC205通过块根途径暴露接触重金属Cd对成人和儿童均具潜在风险。岑村样地三个木薯品种Cu、Zn、Cd的THQ值均小于1，说明居民经块根途径暴露接触这三种重金属的健康风险很小。此外，从表 7可看出，儿童通过食用木薯块根暴露接触重金属的THQ均高于成人，因而对儿童食品安全应该予以重视。
木薯产量主要与品种、环境条件、栽培措施特别是土壤条件密切相关。相同木薯品种在宁西样地产量高于岑村样地产量，主要是由于宁西样地土壤有机质、全氮、全钾含量均高于岑村样地土壤，宁西样地的土壤肥力要优于岑村样地。在热带地区，木薯的产量在5~20 t·hm-2之间[32]，国内的木薯产量一般为19.5 t·hm-2 [33]，本研究宁西样地和岑村样地大田试验发现，在重金属污染的土壤上，3个木薯品种干重产量均在7 t·hm-2以上，尤其是宁西样地，木薯干重产量均大于22 t·hm-2，高于国内一般水平。这对于华南地区重金属污染土壤而言无疑很有开发利用价值。
宁西样地同一木薯品种各部位生物量要大于岑村样地的木薯，因此宁西样地木薯对重金属的富集效应要强于岑村样地的木薯。以SC8块根为例，宁西样地SC8块根Cu、Zn、Cd富集量系数分别为岑村样地SC8块根的3.78、3.09、2.94倍，进一步说明大生物量对木薯吸收富集土壤重金属极为重要。
3.2 三个木薯品种各部位的重金属含量及富集转运能力差异分析三个木薯品种各部位的Cu、Zn、Cd含量大小均为茎部>叶部>块根，与韦璐阳等[34]研究结论相一致。这进一步表明木薯对重金属的累积与其体内吸收及分配机制有关，茎部对三种重金属的吸收能力明显强于叶部，而根部的三种重金属含量始终处于较低水平，说明块根的重金属通过运输传递向地上部转移，茎部重金属含量高可能是重金属沉积于导管壁及木质部细胞所致[35]。木薯各部位对重金属的吸收效应与大部分植物不一样[36]，可能归因于木薯体内存在良好的运输机制[37]，同时由于木薯块根生物量大，在一定程度上降低了根部重金属的单位含量，导致木薯地下部重金属含量要低于其地上部。
木薯作为大生物量能源植物，考虑生物富集转运能力时生物量是不能忽视的一个因素。本试验中两个样地的SC8各部位对Cu、Zn、Cd富集量系数和总富集量系数均是三个品种中最高的，总富集量系数Cu为4.30、Zn为2.86、Cd为2.80。这主要是由于SC8长势优于其他两个品种，各部位生物量大于其他两个品种，而生物量的品种差异可能与木薯的光合速率、干物质率、干物质累积量、代谢途径中关键基因MeGPSI、MeGBSSI、MeSBE2.2表达量有关[38]，从而导致SC8对土壤重金属的提取富集效果更胜一筹。因此，SC8是三个木薯品种中最适宜种植于污染区域并对土壤重金属进行修复的品种。SC205木薯品种各部位三种重金属转运量系数在三个木薯品种中都是最高的，说明SC205对重金属的转运能力要强于其他两个品种。在实际应用中，SC8对土壤重金属富集能力强，可用于重金属污染土壤的修复，而由于品种差异，SC8体内重金属的转运效率却远不如SC205，在后期的研究中可以SC205为优良材料，进一步探明重金属在植物体内的运输迁移机制，从而为相关研究提供理论依据。
3.3 经木薯块根摄入人体的健康风险评价THQ靶标危害系数方法是一种用于评估人体通过食物摄取重金属风险的方法，如付万军等利用THQ方法分析发现城市人群经蔬菜暴露途径摄入铅的潜在健康风险较高[39]，Ping等分析了大宝山附近大米和蔬菜铅的THQ，发现大米铅的THQ>1，蔬菜铅的THQ < 0.5[40]。根据中华人民共和国食品安全卫生标准：标准限值Cd为0.10 mg·kg-1（GB 2762—2012）、Cu为10.00 mg·kg-1（GB15199—1994），Zn为20.00 mg·kg-1（GB13106—1991）。本试验中，除宁西样地三个木薯品种块根Cd含量超过国家食品安全卫生标准（0.10 mg·kg-1）外，两个样地三个木薯品种块根Cu、Zn含量以及岑村样地三个木薯品种块根Cd含量均未超标，与通过木薯块根途径暴露接触重金属THQ评价结论一致，即：宁西样地木薯块根部分重金属THQ略大于1，说明周边居民经块根途径摄入重金属具有潜在风险，而岑村样地木薯三种重金属的THQ值均小于1，说明周边居民经块根途径摄入重金属的健康风险很低，可安全食用。儿童通过木薯块根途径暴露接触重金属的THQ均高于成人，也与类似研究结论一致，如倪玮怡通过对上海市郊土壤蔬菜系统中重金属THQ分析发现，食用同样的蔬菜，幼儿的健康风险相对较大，老年人较低[41]；Nesta Bortey-Sam等也发现，加纳农业土壤种植的木薯食用健康风险评价中，儿童要高于成人[42]。因此，对重金属污染区儿童摄食木薯的安全性应该予以充分重视。此外，利用THQ方法分析食用作物的健康风险时应考虑作物生长的本底环境。本研究宁西样地本底土重金属镉含量为1.31 mg·kg-1，超过国家土壤环境质量（GB 15618—1995）的二级标准限制值（Cd≤0.3 mg·kg-1）4倍，也超出一般植物生长适宜的三级标准（Cd≤1.0 mg·kg-1），导致宁西样地木薯块根部分重金属THQ略大于1。因此，对食用木薯的栽种土壤，必须严格限定重金属含量在污染标准水平之下。
3.4 木薯用于生态修复的可行性利用能源植物修复土壤重金属是兼顾了生态与经济两方面的有效措施。木薯具备大生物量和高淀粉含量的生物特性，是一种潜在的能源植物，木薯块根淀粉含量丰富，是当前加工淀粉和酒精的良好原料[43-44]，其深加工后可产出变性淀粉、山梨醇、柠檬酸、淀粉糖等[45]。根据目前鲜木薯生产乙醇的工艺，1 t木薯可生产160 L乙醇[46]，本试验宁西样地中SC8所生产的生物乙醇产量理论上可达8500 L·hm-2，具有较高的经济效益。同时，木薯大生物量的特征使其对土壤中的重金属富集效果良好。申时立等研究发现，与超富集植物东南景天相比较，木薯提取土壤重金属的BCF低，但提取的重金属总量却更高[9]；吴勇等也提出利用富集效果显著的木薯既可修复土壤镉污染，又具备较高的经济价值[47]，聂发辉认为植物修复土壤污染的核心是提高植物的生物量，所以大生物量的块根类植物是重金属修复研究的重要对象[24]。利用大生物量的木薯进行重金属污染土壤的提取修复，同时科学合理地对其加以利用。其中，健康风险评价重金属THQ小于1未达污染水平的可食用部分可食用或饲用，吸收重金属多的地下部可作为工业酒精和工业淀粉原料，所有木薯的地上部茎叶可进一步作为工业材料或生物质燃料，譬如造纸、纺织、建材、工业酒精、生物碳和直接燃料等[48]。总之，利用木薯治理重金属污染土壤是可行的，具有很高研究价值和广阔发展前景。
4 结论木薯在非食用条件下所吸收的重金属不会造成二次污染，种植木薯可获得可观的能源或淀粉工业原料等收益，利用大生物量木薯作物对重金属污染土壤进行植物修复是值得考虑的边生产边修复途径之一。本文通过两个样地的试验，对三个华南地区常见的木薯品种进行对比研究，发现华南8号产量及各部位的生物量均比华南5号和华南205号高，且各部位Cu、Zn、Cd含量及生物富集量系数均高于其他两个品种，因此华南8号木薯更适宜在华南重金属中轻度污染地区推广种植。
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