貢曉飛，鄂爾丁夫，王琪，黃青青，李花粉

中國農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，北京 100193

不同價態(tài)鉻在不同水分條件下的生物有效性及其對水稻的毒性

貢曉飛，鄂爾丁夫，王琪，黃青青，李花粉*

中國農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，北京 100193

氧化還原過程在鉻的形態(tài)轉(zhuǎn)化中起了重要作用，而鉻形態(tài)的轉(zhuǎn)化能夠影響其生物有效性及毒性。通過溫室土培試驗研究了六價鉻(Cr(VI))與三價鉻(Cr(III))在淹水與不淹水條件下在土壤溶液中的動態(tài)變化及水稻對其吸收的變化。結(jié)果表明，土壤中添加Cr(III)時，土壤溶液中檢測不出Cr；而隨著土壤中添加Cr(VI)濃度的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度增加，但是溶液中檢測不出Cr(III)；淹水處理總體上降低了土壤溶液中Cr(VI)的濃度。而土壤添加Cr(III)、Cr(VI)和水分處理對土壤溶液pH沒有顯著影響，pH在7.08.0之間變動。土壤添加Cr(VI)處理的水稻中，只有90 mg·kg-1Cr(VI)淹水處理的水稻成活，而其余處理水稻沒有成活。土壤中添加Cr(III)處理，水稻幼苗生物量隨Cr(III)濃度的增加而顯著降低；除了200 mg·kg-1Cr(III)處理外，其余淹水處理的水稻幼苗生物量明顯高于不淹水處理的。土壤添加Cr(III)處理的水稻，在不淹水條件下水稻空殼率比較高，淹水條件下，隨著土壤中添加Cr(III)濃度水平的增加，水稻各部位Cr含量有增加的趨勢，但增加不顯著，秸稈最高Cr含量達到33.80 mg·kg-1，籽粒中Cr含量最高0.30 mg·kg-1。土壤固定Cr(III)的能力遠強于Cr(VI)，添加Cr(VI)處理的土壤溶液中Cr(VI)的濃度很高，對水稻表現(xiàn)出較強的生長抑制。

六價鉻；三價鉻；水稻；生物有效性；水分條件

鉻(Cr)在冶金、電鍍、制革、油漆、顏料等領域廣泛應用，而各種含Cr的污水排放到環(huán)境中會造成土壤和水的污染。由于現(xiàn)代Cr工業(yè)的快速發(fā)展，Cr的污染也日趨嚴重。有研究表明，在我國黃海北部，在過去的幾年中，鉻的污染呈現(xiàn)顯著上升的趨勢[1]。微量的Cr是人體必需的，但攝入過量的Cr，尤其是Cr(VI)會對人體健康產(chǎn)生影響[2]。水稻是我國的主要糧食作物之一，因此，水稻的重金屬健康風險研究受到學者的廣泛關注。

Cr對植物有一定的毒害作用，影響植物體的正常生長，抑制植物根部的正常發(fā)育等[3]。有研究表明在受到一定程度Cr污染的土壤附近種植水稻，Cr會對水稻的生長造成影響，并且Cr在水稻籽粒中累積[4]。高濃度的Cr(VI)會影響水稻的正常生長和養(yǎng)分吸收，并且減少根尖細胞的存活率，破壞葉綠素以及根部細胞[5]。而土壤條件的改變，可以影響植物對Cr元素的吸收、轉(zhuǎn)運以及影響植物的正常生長[6]。在自然界土壤中的Cr主要是Cr(III)和Cr(VI)[7]，而進入土壤中的Cr(III)和Cr(VI)由于其化學特性不同，與土壤膠體的吸附特性和化學轉(zhuǎn)化也表現(xiàn)出不同的特性[8]。土壤中pH、有機物含量、以及鈣離子等很多因素可以影響Cr的形態(tài)轉(zhuǎn)化[9]，而土壤中Cr的價態(tài)轉(zhuǎn)化依賴于土壤中的氧化還原平衡。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試土壤與水稻

土壤采自北京市中國農(nóng)業(yè)大學上莊實驗站0～20 cm的耕層土，質(zhì)地為砂壤土，基本理化性質(zhì)如下： pH 8.13，有機質(zhì)10.19 g·kg-1，總氮0.97 g·kg-1，有效磷5.56 mg·kg-1，速效鉀88.16 mg·kg-1，全鉻46.90 mg·kg-1。供試植物為水稻(Oryza sativa L.品種為準兩優(yōu)608)，南方超級稻品種，該品種屬于秈稻兩系雜交水稻，由湖南省農(nóng)業(yè)科學院提供。

1.2 試驗處理

采集的土壤經(jīng)自然風干后過3 mm篩，施入底肥，其中氮((NH4)2CO3)、磷(K2HPO4)、鉀(KH2PO4)分別為300、200、300 mg·kg-1。土壤中添加鉻的水平分別為0、90、150、200 mg·kg-1(Cr濃度水平的設置參考GB 15618—1995土壤環(huán)境質(zhì)量標準中的一級和二級標準限值)，不同價態(tài)鉻的形態(tài)分別為CrCl3或K2Cr2O7溶液，混勻后裝入內(nèi)徑18 cm，深度20 cm的塑料盆中，每盆裝土2 kg。土壤溶液取樣管(Rhizon MOM 10 cm長，內(nèi)徑2.5 mm,Rhizosphere Research Products,Wageningen,The Netherlands)對角埋入土壤中央，澆適量去離子水保持土面濕潤，平衡1周。每個濃度水平和價態(tài)處理設置淹水和不淹水2個水分管理，淹水處理保持2～3 cm的水層，不淹水處理保持70%田間持水量。每個處理設置3個重復。

水稻種子用30%H2O2消毒15 min，去離子水洗凈后在飽和CaSO4溶液中浸泡過夜，放在有濕潤濾紙的培養(yǎng)皿中避光發(fā)芽。發(fā)芽后選取大小一致的幼苗轉(zhuǎn)移至土壤中，到幼苗長勢均勻時，每盆保留5株水稻幼苗。每天補充去離子水，淹水處理保持2～3 cm水層，不淹水處理保持70%田間持水量。植物生長在25 ℃/14 h光照和20 ℃/10 h 黑暗條件下、相對濕度為60%～70%、光照強度為240～350 μmol·m-2·s-1的人工氣候室中。

1.3 土壤溶液分析

水稻播種后第7、13、21、29、45、60、90天通過土壤溶液取樣管抽取土壤溶液2030 mL，用酸度計(HI98103)測定溶液pH值。采用EDTA配合、紫外-可見分光光度法，同時測定土壤溶液中Cr(III)和Cr(VI)的含量，Cr(III)和Cr(VI)的最大吸收波長分別為540 nm和350 nm[10]。在50 mL的刻度試管中加入5 mL土壤溶液，再加入0.020 mol·L-1硫酸0.2 mL和0.050 mol·L-1EDTA溶液3.0 mL，用去離子水稀釋，在70～80 ℃的水浴中加熱15 min，冷卻定容。試劑空白作參比，分別在波長540 nm與350 nm處測定吸光值，通過線性方程計算Cr(III)和Cr(VI)的含量。

(2) 稀疏性因子及迭代次數(shù)的選擇.稀疏因子的作用是SNMF分解過程中控制稀疏矩陣的稀疏性,圖7給出了不同稀疏因子所對應的目標函數(shù)誤差(特征維數(shù)選為24,迭代次數(shù)為200).圖7中可以看出:當系數(shù)因子等于0時,SNMF等價于NMF,會產(chǎn)生較大的目標函數(shù)誤差;當目標因子不等于0時,雖然在理論上越大的稀疏因子就對應著更稀疏的稀疏矩陣,即得到最精煉的故障特征信息;目標函數(shù)的誤差也隨著稀疏因子的增大而增大,說明隨著稀疏因子的增加,原始時頻圖像中所蘊含的故障特征信息損失也隨之增加.

1.4 植物樣品的分析

水稻生長30 d后收獲3株水稻幼苗，剩余2株成熟后收獲。采集的植株樣品用去離子水洗凈，放入烘箱將樣品在105 ℃殺青0.5 h，然后75 ℃烘干至恒重，稱量干重。水稻幼苗及秸稈用粉碎機粉碎，籽粒用自動脫殼機脫殼后，糙米用研磨機磨成粉，保存?zhèn)溆?。稱取0.2500 g左右植物樣品，加入優(yōu)級純HNO3浸泡過夜，密閉式微波消解(CEM，MARS5)，消解液用ICP-MS (Agilent ICP-MS 7700,Agilent Technologies,Santa Clara,CA,USA)測定。整個測定過程中加入菠菜葉(GBW10015，GSB-6)標準物質(zhì)和空白進行質(zhì)量控制。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)取3次重復的平均值和標準差，采用Excel軟件分析數(shù)據(jù)，SPSS軟件進行顯著性檢驗。單因素方差分析，采用LSD 法進行顯著性檢驗(顯著性水平設為0.05)。

2 結(jié)果(Results)

2.1 土壤溶液中Cr濃度變化

土壤添加Cr(III)的處理溶液中用選定的測定方法檢測不出Cr(III)和Cr(VI)，同樣添加Cr(VI)的處理溶液中檢測不出Cr(III)。淹水處理顯著降低了土壤溶液中Cr(VI)的濃度(圖1a、b)，但Cr(VI)處理濃度在200 mg·kg-1時，淹水和不淹水處理后期土壤溶液中Cr(VI)的濃度差異不大(圖1c)。隨著土壤中添加Cr(VI)濃度的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著增加；然而，隨著土壤培養(yǎng)時間的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著降低。

土壤添加Cr(VI)濃度為200 mg·kg-1時，在淹水條件下，初次取樣(7 d)水稻土壤溶液中Cr(VI)的濃度為40.96 mg·L-1，在最后一次取樣(90 d)時Cr(VI)濃度降低到10.38 mg·L-1，比初次取樣降低了75%；在不淹水條件下，初次取樣土壤溶液中Cr(VI)的濃度為52.03 mg·L-1，在最后一次取樣時Cr(VI)濃度降低到9.11 mg·L-1，比初次取樣降低了82%(圖1c)。同樣，在土壤添加Cr(VI) 90 mg·kg-1和150 mg·kg-1時，淹水與不淹水處理土壤溶液中Cr(VI)濃度變化趨勢與200 mg·kg-1處理的變化趨勢基本相似，只有在200 mg·kg-1處理，第60 天取樣時，淹水條件下土壤溶液Cr(VI)含量比不淹水條件下的高4.7 mg·kg-1。

圖1 不同濃度Cr(VI)在不同水分條件下土壤溶液中Cr(VI)隨時間的動態(tài)變化

2.2 土壤溶液pH的變化

與不添加Cr的對照處理相比，土壤添加Cr(III)和水分處理對土壤溶液pH沒有顯著影響；在水稻的整個生育期內(nèi)土壤溶液pH先下降，之后稍有回升，隨后緩慢降低，pH在7.0～8.0之間變動(圖2a、b)。可能的原因是植物生長過程中分泌的有機酸而使土壤溶液中的pH降低。而土壤添加Cr(VI)的處理，由于Cr(VI)的毒性，植物生長很差，其分泌的有機酸對土壤溶液pH的影響不大，pH在7.5～8.0之間變動，并且在生育期內(nèi)變化不大(圖2c、d)。

2.3 水稻地上部生物量

在本試驗設置的濃度水平下，土壤添加Cr(VI)處理的水稻，除了90 mg·kg-1Cr(VI)淹水處理條件下的水稻成活，而其余處理水稻都沒有成活，即使后續(xù)進行了多次水稻移栽，水稻都無法生長。與對照相比，土壤中加入Cr(III)后，水稻幼苗生物量隨Cr(III)濃度的增加而顯著降低；除了200 mg·kg-1Cr(III)處理外，其余淹水處理的水稻幼苗生物量明顯高于不淹水處理的(圖3a)，主要是由于在這個濃度下，Cr(III)濃度較高，無論是淹水還是不淹水條件下，都對幼苗造成明顯的抑制作用，使幼苗生物量都處于較低的水平。Cr(III)處理濃度在90、150和200 mg·kg-1時，淹水條件下，生物量分別比對照處理降低40%、49%和93%，不淹水條件下，分別降低66%、77%和73%。而水稻在成熟期，Cr(III)處理濃度在90和150 mg·kg-1時，淹水條件下，水稻生物量與對照差異不顯著，不淹水條件下，水稻生物量隨著濃度Cr(III)增大而降低(圖3b)。與苗期生物量相比，Cr(III)處理對水稻成熟期生物量的影響變小，生物量降低的比例在4%～40%之間。

2.4 水稻Cr含量

不淹水條件下，添加Cr(III)的處理水稻籽粒沒有灌漿，說明不淹水條件下，Cr(III)對水稻灌漿表現(xiàn)出較強的毒性；而淹水條件下，土壤添加不同濃度Cr(III)處理水稻籽粒Cr含量差別不大，含量在0.220.30 mg·kg-1之間，都低于國家食品污染物限量標準(1.0 mg·kg-1)(圖4a)，說明土壤中Cr(III)向水稻籽粒中的遷移能力較弱。土壤添加Cr(III)處理水稻在淹水與不淹水條件下，成熟期秸稈中Cr含量差異顯著，Cr(III)添加濃度在90、150和200 mg·kg-1時，淹水處理的水稻秸稈Cr含量比不淹水處理分別增加85%、86%和29%(圖4b)，淹水條件顯著增加了Cr(III)在秸稈中的富集量，促進了Cr(III)向水稻秸稈的運輸。

圖2 不同濃度Cr(VI)和Cr(III)處理在不同水分條件下土壤溶液中pH的變化

圖3 不同濃度Cr(III)處理和不同水分管理對水稻幼苗(a)和成熟水稻(b)生物量的影響

3 討論(Discussion)

圖4 不同濃度Cr(III)處理和不同水分管理對水稻籽粒(a)和秸稈(b)中鉻含量的影響

土壤溶液取樣管提取的土壤溶液檢測結(jié)果表明，隨著土壤中添加Cr(VI)濃度的增加，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著升高(圖1)，但是溶液中檢測不出Cr(III)；而添加Cr(III)的土壤中既檢測不出Cr(III)，也檢測不出Cr(VI)。有研究表明Cr(III)主要以陽離子形式在土壤中存在，進入土壤后，能夠迅速被土壤吸附固定，形成鉻和鐵的氫氧化物沉淀，其活動性較 差[11]。而Cr(VI)以陰離子的形態(tài)存在，一般不易被土壤所吸附，具有較高的活性[12]。土壤對Cr(III) 的吸附量是Cr(VI)吸附量的數(shù)倍，Cr(III)更容易被土壤固定，而Cr(VI)相對于三價鉻在土壤中易于遷移[13]。本實驗的研究結(jié)果也表明土壤對Cr(III)的固定能力比Cr(VI)強，Cr(VI)在土壤中有很強的移動性，因此，土壤溶液中能夠檢測到濃度很高的Cr(VI)。淹水條件下，土壤溶液中Cr(VI)的濃度顯著低于不淹水的處理(圖1)，可能是由于淹水條件下，部分Cr(VI)被還原為Cr(III)而被土壤固定的結(jié)果。有研究表明，氧化還原電位很低時，Cr(VI)可被還原為Cr(III)[14]。

本試驗中土壤添加Cr(III)時，不淹水處理的水稻籽粒都沒有灌漿，影響了水稻的正常生長發(fā)育。而淹水條件下，水稻秸稈和籽粒中Cr含量隨著Cr濃度的升高有增加的趨勢，但是處理間差異不顯著，水稻籽粒Cr含量差別不大，含量在0.22～0.30 mg·kg-1之間，都低于國家食品污染物限量標準(圖4a)。秸稈中Cr濃度要比籽粒中高100倍左右，說明Cr在水稻體內(nèi)的運移較弱，向籽粒中的轉(zhuǎn)移較少。

綜上所述，還原狀態(tài)下的Cr(III)容易被土壤顆粒吸附固定，而氧化狀態(tài)下的Cr(VI)不容易被吸附，比Cr(III)表現(xiàn)出更強的移動性，因此對植物表現(xiàn)出更大的生長抑制。同時，淹水條件下的還原狀態(tài)，可能存在土壤中Cr(VI)的還原，使土壤溶液中Cr(VI)的濃度降低。本試驗土壤中添加鉻的濃度水平是參考GB 15618—1995土壤環(huán)境質(zhì)量標準中的一級和二級標準限值設置的，但是在Cr(III)的添加濃度為200 mg·kg-1已經(jīng)對成熟期的水稻產(chǎn)生了影響；而Cr(VI)在初始添加90 mg·kg-1時，不淹水水稻已經(jīng)不能存活(土壤二級標準限值為250～350 mg·kg-1)。

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◆

Bioavailability and Toxicity of Cr(III) and Cr(VI) to Rice (OryzasativaL.) as Influenced by Water Management

Gong Xiaofei,Er Dingfu,Wang Qi,Huang Qingqing,Li Huafen*

College of Resources and Environmental Sciences,China Agricultural University,Beijing 100193,China

21 August 2014 accepted 22 September 2014

Redox processes play an important role in the form transformation of chromium,which can affect the bioavailability and toxicity of plants.Soil culture experiment was carried out in the greenhouse to study the effect of hexavalent chromium (Cr(VI)) and trivalent chromium (Cr(III)) on the chromium dynamics in soil solution and chromium uptake by rice under flooded and aerobic conditions.The results showed that Cr was not detected in the soil solution in the Cr(III) treatment,while the concentration of Cr(VI) increased with the addition of Cr(VI) in the soil.And the Cr(VI) concentration was generally lower in the flooded treatment than under the aerobic conditions.Cr(III) was not detected in the soil solution in all treatments.pH value in the soil solution ranged from 7.0 to 8.0,which was not significantly influenced by the addition of Cr and water management.In the Cr(VI) treatment,rice seedlings survived only at the treatment of 90 mg Cr(VI) per kg soil,while in the Cr(III) treatment,the biomass of rice seedlings decreased with the increasing concentration of Cr(III).Compared with the aerobic treatment,flooded treatment increased the biomass of rice seedlings with the exception of the treatment of 200 mg Cr(III) per kg soil.Under the aerobic condition,Cr(III) addition affected the rice grain filling,Cr concentrations in all parts of rice showed increasing trend with the increase of Cr(III) addition in soil under the flooded condition.And the highest Cr contents in the straw and brown rice were 33.80 mg·kg-1and 0.30 mg·kg-1,respectively.The results indicated that Cr(VI) is more toxic to rice than Cr(III) because of its high-mobility in the soil.

hexavalent chromium; trivalent chromium; rice; bioavailability; flooded condition; aerobic condition

公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專項(200903015)

貢曉飛(1990-)，男，碩士，研究方向為重金屬污染生態(tài)學，E-mail：289417962@qq.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: lihuafen@cau.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140821001

2014-08-21 錄用日期：2014-09-22

1673-5897(2015)4-170-07

X171.5

A

李花粉(1969-)，女，博士，教授，主要從事重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)運以及污染控制等方面的研究，近年來在國內(nèi)外期刊發(fā)表學術論文60余篇。

貢曉飛,鄂爾丁夫,王琪,等.不同價態(tài)鉻在不同水分條件下的生物有效性及其對水稻的毒性[J].生態(tài)毒理學報，2015,10(4): 170-176

Gong X F,Er D F,Wang Q,et al.Bioavailability and toxicity of Cr(III) and Cr(VI) to rice (Oryza sativa L.) as influenced by water management [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10(4): 170-176 (in Chinese)