湛江沿海鹽漬田土壤-稻米系統重金屬含量與土壤酶活性的特征及其相關分析

王盼盼，郭海峰，許江環，楊善，周鴻凱

廣東海洋大學濱海農業學院，廣東 湛江 524088

土壤環境是國家資源環境安全保障體系的重要部分，直接關系到環境質量、生態安全和人體健康，而農用地環境質量更是與人們的生活息息相關，它不僅是保證食品質量安全的源頭，也是環境污染物暴露的途徑（郎笛等，2020；謝龍濤等，2020）。隨著中國工業化的發展，農田污染問題日趨嚴重，其中重金屬污染是人們關注的焦點（Fang et al.，2017）。在農業生產中，重金屬主要通過大氣沉降、污水灌溉、污泥以及汽車尾氣排放等的方式進入農田，導致土壤污染。由于大多數重金屬元素在土壤中性質相對穩定，土壤自身并不能將其轉化或使其遷出，那么種植在重金屬污染耕地上的農作物會受到不同程度的危害，其籽實會富集一定量的重金屬，進而危害人體健康（王廣林等，2005）。

土壤酶是土壤的組成成分之一，通過催化許多生化反應，參與土壤生態系統中的許多代謝過程，在維持土壤理化性質、肥力和健康方面發揮重要作用，其活性對外界環境因素變化較為敏感（?mejkalová et al.，2003）。有研究者指出土壤酶可以用來反映土壤的健康狀況，可作為評估土壤中重金屬污染生態影響的有效指標（Anna et al.，1999）；但近年來另有一些研究者發現土壤酶不能明確指示土壤重金屬污染狀況（Belyaeva et al.，2005；王啟蘭等，2007）。可見，土壤酶活性與重金屬之間的關系還需進一步探討。

中國的土壤重金屬污染已經威脅到農產品質量安全和人體健康，據統計，目前全國受Cd、As、Cr、Pb等重金屬污染的耕地面積近2000×104hm2，約占總耕地面積的 1/5（植石群等，2003）。湛江市是廣東省重要的糧食基地，年均水稻種植面積超過20×104hm2，約占廣東省水稻種植面積的10%左右，素有“粵西糧倉”之稱，其水稻生產過程中重金屬的安全性關系到廣大群眾的食物安全及身體健康。湛江海岸線長達1400多千米，沿海灘涂面積廣，由于沿海特別地形和臺風造成的海水倒灌，加之海灘涂養殖的過度開發等原因，致使沿海約有4萬hm2農田因鹽漬化而撂荒或半撂荒。如何有效開發利用此類農田不僅是湛江面對的農業發展問題，更是亟待解決的環境問題。

海紅香稻是廣東海洋大學針對沿海鹽漬農田培育的新一代海水稻（耐鹽堿水稻），其中海紅11能耐中高度鹽漬，是沿海鹽漬農田改良的優選先鋒作物品種。而有關耐鹽水稻海紅 11種植的土壤生態效應的報道尚為鮮見。為此，本文以在廉江市營仔鎮、雷州市南興鎮、雷州市紀家鎮、遂溪縣建新鎮、雷州市烏石鎮等湛江5個沿海區域鹽漬農田種植海紅11的土壤-水稻系統為研究對象，采集區域土壤及稻米樣品，分別檢測了土壤中的脲酶、蔗糖酶和過氧化氫酶的活性及土壤和稻米中重金屬鎘（Cd）、鉻（Cr）、銅（Cu）、鉛（Pb）、鋅（Zn）的含量。采用單因子和內梅羅指數法評估土壤重金屬污染狀況，富集系數（BCF）計算稻米對重金屬的富集能力，健康風險指數（HQ）評估稻米重金屬含量對人體攝入稻米所造成的健康風險，分析土壤酶活性與土壤重金屬之間的相關性，以期為沿海鹽漬農田的修復、環境與農產品安全風險管控提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

本研究所選取的5處沿海鹽漬田采樣點包括廉江市營仔鎮、雷州市南興鎮、雷州市紀家鎮、遂溪縣建新鎮及雷州市烏石鎮，位于雷州半島的北部至南部各處沿海區域。雷州半島位于中國大陸最南端，為全國三大半島之一，三面環海，屬熱帶和亞熱帶季風氣候；土壤類型分別是砂頁巖和花崗巖磚紅壤、淺海沉積物磚紅壤、玄武巖磚紅壤熱帶土壤特征明顯，是湛江市最主要的土壤類型。水稻土分布較為廣泛，在廉江市至安鋪港、吳川市西南部、雷州市一帶均大片分布。半島地勢平坦、氣候濕潤，具有高溫多雨、雨熱同期的氣候特點，是中國菠蘿、香蕉、甘蔗等農產品重要產地，農業活動強烈，其氣候資源十分珍貴，為當地農業發展提供了優越條件。本研究所選取的5個研究區域均為湛江重要糧食生產基地，土壤類型主要為淺海沉積物磚紅壤，土壤環境的質量狀況與湛江農產品的質量安全和當地人民的健康狀況息息相關，因此，本文5個研究區域具有一定的代表性和典型性。

1.2 樣品采集與處理

本次研究樣品均為沿海鹽漬田耕作層土壤，于 7月水稻成熟期進行樣品采集，土壤樣品采用多點同層混合采土法；根據地理面積大小在每個區域均勻布設采樣點，結合區域特點，共設置了71個采樣點，其中營仔鎮設17個采樣點，南興鎮設13個采樣點，紀家鎮設14個，建新鎮設13個采樣點，烏石14個。采樣時先剝除表面浮土，每個土壤樣品采集深度0—20 cm的耕作層，每個采樣點隨機采集 3—5個等量土樣混勻后裝入采樣袋，共得到71份混合土樣，立即帶回實驗室。在篩除大礫石、雜草、植物根和各種其他材料后，用白色瓷研缽磨碎，過20目尼龍篩，取其中一部分放于0—4 ℃冰箱，用于檢測土壤酶活性，另一部分進一步剔除雜質研磨至全部通過 150目尼龍篩，用于測定土壤重金屬含量及理化性質。土壤理化性質如表1所示。

表1 供試土壤的基本理化性質Table 1 Basic soil properties of 5 study areas

水稻材料為耐鹽水稻新品種“海紅 11”，于2020年3月18日進行播種，4月15日進行機械插秧，按照本團隊制定的《耐鹽水稻 (海紅香米) 生產技術規程》（該規程按照制定標準與發布程序，于2020年12月作為湛江市團體標準發布，標準號為T/ZJBX 07—2020）進行農事管理。水稻籽粒在每個土樣采集點同步采集，每個樣區隨機抽取5株水稻植株等量采集籽實，避開病蟲害及其他特殊植株，共得到71份混勻稻米樣品，裝袋帶回實驗室，經清水清洗后，再用去離子水沖洗3次，放入牛皮紙信封袋中105 ℃烘箱中烘烤至恒重，冷卻后脫殼為糙米，研磨過 60目篩，研磨樣品存儲在牛皮紙袋中保存用于金屬含量的測定。

1.3 測定方法與質量控制

土壤脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶活性的測定依次采用苯酚鈉比色法、磷酸苯二鈉比色法、3, 5-二硝基水楊酸比色法以及高錳酸鉀滴定法，每個樣品重復3次。比色法所用儀器為TU-1901紫外可見分光光度計（關松蔭，1986；周禮愷等，1980；周禮愷，1987）。

土壤pH值采用電位法測定，土水比1∶5；土壤質地采用簡易比重法測定；全鹽采用土壤鹽度計測定；土壤有機質采用重鉻酸鉀-硫酸消化法測定；堿解氮采用堿解擴散法測定；速效鉀采用乙酸銨浸提-火焰光度法測定（魯如坤，2000）。

土壤中重金屬（Cd、Cr、Cu、Pb和Zn）采用HNO3-HClO4-HF聯合消煮，消解液經0.45 μm濾膜過濾后，用2% HNO3溶液定容。稻米中重金屬（Cd、Cr、Cu、Pb 和 Zn）采用 3∶1 HNO3-H2O2法進行消解，消解液經0.45 μm濾膜過濾后，用2% HNO3溶液定容。消解完成后待測液中的Cd、Pb采用石墨爐原子吸收分光光度法測定；Cr、Cu、Zn采用火焰原子吸收分光光度法測定。所用試劑均為相應國標規定的優級純或分析純。重金屬提取進行全程同步試劑空白控制，測試時以國家標準土壤標樣和大米國家標準參比物以及平行樣進行質量控制，其結果符合質控要求（魯如坤，2000）。

1.4 評價方法

1.4.1 土壤污染評估

采用單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法和潛在生態風險指數法對研究區湛江沿海農田重金屬污染進行評價。

單因子污染指數法可以對土壤中某一重金屬在各土壤樣品中的污染水平作出直觀反應，快速確定主要重金屬的污染和危害程度。計算公式為：

式中，Pi為樣品中i污染物的污染分指數；Ci為土壤污染物實測值；Si土壤環境質量標準值；

綜合污染指數法體現了各污染物對土壤的綜合作用，著重突出了高濃度重金屬對環境的影響，可描述土壤質量的總體水平。計算公式為：

式中，Pcom為采樣點的綜合污染指數；Pmaxi為i采樣點重金屬污染單項污染指數的最大值；P為各單因子評價指數的平均值。

上述兩種方法的評價等級及描述如表2所示。

表2 土壤重金屬環境質量等級劃分及其表達Table 2 Classification and expression of heavy metal environmental quality in soil

1.4.2 稻米重金屬生物富集系數

生物富集系數可用來評價植物從土壤中吸收某種重金屬并累計在植物體內的能力，其公式為：

式中，BCF表示稻米中重金屬富集系數，CG表示稻米中重金屬含量，CT表示土壤中重金屬含量。

1.5 數據處理

對同一樣品的重復測定值求平均值，采用Excel 2010進行數據的常規分析，采用SPSS 25.0軟件對數據進行方差性分析、相關性分析及回歸分析。計量資料采用均數±標準差來表示，組間比較采用單因素ANOVA檢驗，采用Pearson相關分析和一元線性及非線性回歸分析（劉樹慶，1996）進行多因素分析。P＜0.05表示差異有統計學意義。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬含量特征與污染評估

2.1.1 土壤重金屬含量特征

對照《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準 (試行)》（GB 15618—2018），如表3所示，本研究鹽漬田土壤中5種重金屬含量均未超標。同時，與 1996年研究者（許煉烽等，1996）所調查的雷州半島磚紅壤背景值比較，除了龍營圍和港東北村采樣點的金屬 Cr含量以及港東北村、鹽灶仔村和烏石采樣點的金屬 Pb含量以外，其他采樣點的重金屬含量有大于原背景值，說明研究區域鹽漬田土壤存在著重金屬富集的趨勢。5個區域土壤重金屬Cd、Cr、Pb、Zn的變異系數分別為16.5%、35.7%、33.3%、22.5%，屬于中度變異，Cu的變異系數為44.5%，是高度變異，空間變異相對顯著，可能受人為活動的影響。說明研究區域土壤重金屬不僅受土壤母質值的影響，還和外界隨機因素（人類、動物活動）有很大關系。

表3 土壤重金屬含量統計Table 3 Statistics of heavy metal contents mg·kg?1

2.1.2 土壤重金屬污染評估

根據《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準 (試行)》（GB 15618—2018），計算了湛江沿海5個研究區域鹽漬田土壤重金屬污染指數，如表4所示，每個區域的Pi值與重金屬濃度的變化趨勢相同。其中，采樣點PCd值最高，其次是Cu＞Pb＞Zn＞Cr。用內梅羅綜合污染指數評估，本研究5處采樣點綜合污染指數分別為0.467、0.538、0.546、0.659、0.580，即Pcom≤0.7。以上可得，本次研究所選取的5處沿海鹽漬田土壤屬于Ⅰ級安全標準。然而，值得注意的是重金屬Cd將是影響研究區土壤重金屬污染的主要因子。

表4 重金屬的單因子污染指數和綜合污染指數Table 4 Single contamination index and Nemerow multi-factor index of heavy metal

2.2 稻米重金屬含量特征與污染評估

2.2.1 稻米重金屬含量特征

從表5可知，本研究中5處農田稻米中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn等5種重金屬含量分別為：0.036—0.090、0.103—0.150、1.996—2.863、0.032—0.087、14.705—25.299 mg·kg?1。參照食品安全國家標準（GB 2762—2017和NY 861—2004）標準限值，研究區稻米中的5種重金屬元素均未超過食品安全標準。稻米中Cd、Cr、Cu、Zn的變異系數分別為30.8%、19.2%、16.9%、20.0%，屬于中度變異；Pb的變異系數為37.9%，屬高度變異。說明這5種重金屬在稻米中的含量分布不均勻。除Zn以外，其他4種重金屬變異系數與土壤重金屬變異系數相差都很大，說明稻米中的重金屬含量不僅與土壤中重金屬相關外，還與其他因素相關。

表5 稻米重金屬含量統計Table 5 Statistics of heavy metal contents in rice mg·kg?1

2.2.2 稻米重金屬生物富集系數

從表6可知，5個研究區域稻米對Cd、Cr、Cu、Pb、Zn等重金屬的生物富集系數分別為：0.1722—0.3389、0.0021—0.0035、0.1105—0.2211、0.0021—0.0036、0.4673—0.5826，平均值為0.3183、0.0031、0.1608、0.0031、0.5179，由此表明，稻米對重金屬的富集能力由高到低排列為Zn＞Cd＞Cu＞Cr=Pb。

表6 稻米重金屬的生物富集系數Table 6 The accumulation coefficients of heavy metals in rice

2.3 土壤和稻米重金屬含量的相關性分析

如表7所示，分析土壤中重金屬含量與稻米中重金屬含量的簡單相關分析結果，土壤中 Cr與稻米中Cd、Cu相關系數分別為0.454*、0.555*，呈顯著正相關，與稻米中的Cr則達0.764**，達到極顯著正相關關系；土壤中 Cu含量與稻米中 Cr、Cu含量分別呈0.764**、0.829**的極顯著正相關關系，與稻米中Pb的相關系數則為?0.545*，呈顯著負相關；土壤中 Pb含量與稻米中 Cr、Cu含量分別呈?0.493*的顯著負相關和?0.601**的極顯著負相關，與稻米中Pb含量呈0.765**的極顯著正相關；土壤中Zn含量與稻米中Zn含量相關系數為0.669**，呈極顯著正相關；而土壤中Cd含量與稻米中的重金屬含量均未達到顯著相關。由此表明，土壤中重金屬含量與稻米中重金屬含量關系緊密，土壤中重金屬含量直接影響稻米重金屬含量。

表7 土壤和稻米重金屬之間的簡單相關分析Table 7 Simple correlation analysis between heavy metals in soil and rice

2.4 土壤酶活性特征及與土壤重金屬含量的關系

2.4.1 土壤酶活性特征

由表8可知，在5個研究區中，土壤脲酶、土壤蔗糖酶均未達到顯著性差異。然而，過氧化氫酶在有些研究區域中存在一定差異，在烏石鎮與紀家鎮之間達到了顯著性差異。土壤脲酶活性、蔗糖酶活性、過氧化氫酶活性的變異系數（CV）分別是33.33%、49.05%、31.07%，表明蔗糖酶活性變異較大。

表8 研究區土壤酶活性Table 8 Soil enzyme activites in the study area

2.4.2 壤酶活性與重金屬的關系

通過對稻田土壤Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量與土壤酶活性之間的一元線性及非線性七種函數回歸擬合尋優結果發現，過氧化氫酶與 Cu、Zn，脲酶與Cu、Pb之間具有良好的相關性關系，鑒于回歸擬合方程過多，表9中僅列出具有顯著性相關的4組之間的回歸分析。而Cd、Cr與脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶，Cu與蔗糖酶，Pb與蔗糖酶、過氧化氫酶，Zn與脲酶、蔗糖酶之間的回歸分析均無顯著相關關系。由表 9可知，過氧化氫酶與土壤 Cu、Zn含量負相關顯著性較好，由r2可判斷出，Cu與過氧化氫酶之間的線形方程為最優方程，方程式為：y=36.68?12.29x（r= ?0.856**，r2=0.733），其次為指數曲線方程和復合指數方程，且相關系數和決定系數均分別為?0.849**、0.721，方程式分別為：y=45.69e-0.64x；y=45.69·(0.53)x；Zn 與過氧化氫酶之間的指數相關關系和復合相關系數最高，且相關系數與決定系數也均為?0.849**和0.721，最優方程分別為y=73.30e-0.45x；y=73.30·(0.64)x，而其他曲線方程的相關關系雖然也達到了極顯著水平，但均不是最優方程。脲酶與Pb在S曲線方程中也達到了?0.592*的負顯著相關關系，但沒有冪函數曲線、指數曲線和復合曲線方程的r2大，不是最優關系。脲酶與土壤Cu含量之間的回歸關系也均達到了極顯著負相關水平，其中線性關系的相關性最好，最優方程為：y=36.72?10833.33x（r=?0.886**，r2=0.785）。由此表明，過氧化氫酶和脲酶對重金屬反應最敏感，過氧化氫酶受土壤重金屬Cu、Zn，脲酶受Cu的抑制作用明顯。

表9 土壤重金屬含量與土壤酶活性之間的關系及其回歸擬合尋優結果Table 9 Correlation between heavy metals concents and soil enzyme activities soil and their regressive fitting result

3 討論

3.1 土壤、稻米重金屬污染評估及相關性特征

經研究表明，湛江市沿海鹽漬田的重金屬含量均未超標，均在安全標準之內。土壤、稻米中重金屬的變異系數較大，說明受人為因素干擾較大，這可能由于農戶在規模化種植過程中，為了提高產量，長期施用大量農藥、化肥、有機肥導致。土壤重金屬污染評估結果證明，Cd是研究區生態風險最大的元素。這與蔣璇等（2019）和姚波等（2020）對云貴、湖北地區農田土壤重金屬的研究結果相似。這可能與土壤本身屬于紅壤土，pH值偏低有關。

研究區稻米從土壤中積累重金屬能力大小的順序為Zn＞Cd＞Cu＞Cr=Pb，與前人研究大致一致（曾曉舵等，2020；鄒家素等，2020）。與其他重金屬相比，稻米從土壤中富集 Zn的能力最強，這可能與 Zn遷移到水稻后主動由根部傳輸到地上部位，為植物提供營養有關，因為 Zn的生理毒性很弱，而且是水稻生長發育所必需的營養元素。Cd遷移至稻米中的能力僅次于Zn，同時有研究表明，水稻籽實能選擇性地“優先”吸收Cd（魏建宏等，2013），但值得注意的是，Cd對水稻無任何營養意義，且有很強的生理毒性。其次，Cu也易從土壤中遷移到稻米中，它可以通過暫存于水稻葉片中，從葉部遷移至稻米中（Yan et al.，2006）。Cr和Pb遷移至稻米的能力幾乎為零，不易從土壤遷移到稻米中，這可能是因為水稻籽粒在生長過程中，從水稻根部積累重金屬的能力有限，Cr和Pb被根部截留，較少遷移到稻米中（Mao et al.，2019）。

土壤和稻米中各元素的簡單相關分析顯示，土壤中Cr、Cu、Pb和Zn都與稻米中自身元素呈極顯著正相關，而Cr、Cu、Pb與稻米中其它重金屬也達到了顯著性水平，說明土壤中Cr、Cu、Pb除了會對稻米中對應重金屬元素含量造成影響之外，還會對稻米中其他重金屬元素造成影響，水稻對重金屬的吸收和積累受土壤中重金屬互作的影響比較大。5種元素中，只有重金屬Cd在土壤和稻米中的含量沒有相關性。說明稻米中Cd含量可能并不只取決于土壤中的含量，還可能受到土壤理化性質和土壤中重金屬賦存形態等各方面的影響（韓娟英等，2018）；并且，本研究 Cd元素在稻米中的變異系數最大，這也證實了其受其他因素影響較大。

3.2 土壤酶活性與重金屬的關系

重金屬在生態系統中具有長期的毒性作用且對土壤酶催化過程有著負面的影響，它一般通過抑制土壤微生物的生長和繁殖，來減少微生物體內酶的合成與分泌，從而導致土壤酶活性的降低（Kizilkaya et al.，2004）。有研究發現，Cu、Zn、Pb等重金屬對土壤酶都有不同程度的抑制作用（季軼群等，2010；韓桂琪，2010）。

季軼群等（2010）發現過氧化氫酶活性隨Cu、Zn濃度的增加而降低，且Cu對脲酶有顯著的抑制作用；楊志新等（2001）在研究重金屬 Cd、Zn、Pb對土壤酶活性的影響時發現Zn對過氧化氫酶具有極顯著的抑制作用，崔東等（2018）在伊犁河谷煤礦開采對重金屬污染及酶活性的影響中也表示過氧化氫酶活性能在一定程度上反映重金屬 Zn的污染程度。而本實驗通過對土壤重金屬 Cd、Cr、Cu、Pb、Zn與酶活性的回歸分析發現，Cu、Zn與過氧化氫酶、Cu與脲酶之間存在極顯著負相關關系，說明Cu對過氧化氫酶和脲酶以及Zn對過氧化氫酶存在顯著的抑制作用；Pb與脲酶雖然在S曲線方程上達到了顯著負相關水平，但相關系數遠遠小于冪函數回歸方程的正相關水平，可推斷 Pb對脲酶有一定的激活效應，與前人的研究結果一致（楊志新等，2000；季軼群等，2010；張平等，2013），這可能與研究區Pb含量較低有關，也可能是Pb對土壤酶毒性較弱的原因（王涵等，2009）。也有研究表明，在紅壤中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd污染對土壤蔗糖酶影響不大（龍健等，2003），與本次研究結果的表現一致，這可能是由于土壤蔗糖酶直接參與土壤中碳氮有機物的轉化，重金屬刺激了土壤碳氮循環相關酶的活性，導致蔗糖酶對重金屬不敏感。以上結果表明，土壤重金屬對土壤酶活性的影響較為復雜，其中大多為抑制作用，過氧化氫酶和脲酶對重金屬反應最敏感，蔗糖酶對重金屬不敏感，Pb對脲酶有一定的促進效應，而Cu對過氧化氫酶和脲酶、Zn對過氧化氫酶之間則具有顯著的抑制作用，因此，在湛江沿海農田地區，將過氧化氫酶作為判斷 Cu、Zn污染程度，脲酶作為判斷 Cu污染程度的指標具有一定的可行性。

4 結論

研究區土壤-稻米系統中重金屬含量均未超標，但變異系數較大，受外界因素干擾較強。通過Pi、Pcom等土壤評價方法表明，湛江沿海鹽漬田均未超出國家標準，但存在相應的重金屬富集現象，其中Cd將是影響研究區土壤重金屬污染的主要因子，而研究區稻米從土壤中積累重金屬能力大小的順序為Zn＞Cd＞Cu＞Cr=Pb。土壤中重金屬互作作用對海紅11稻米中的重金屬含量影響較大，土壤、稻米中重金屬含量聯系緊密。土壤重金屬含量與土壤酶活性的一元回歸分析結果表明，過氧化氫酶和脲酶的活性對重金屬反應最敏感，土壤重金屬Cu、Zn顯著抑制過氧化氫酶活性，土壤重金屬Cu對脲酶活性也存在顯著抑制作用，因此，在湛江沿海鹽漬田地區，將過氧化氫酶作為判斷Cu、Zn污染程度，脲酶作為判斷Cu污染程度的指標具有一定的可行性。