含铅、镉重金属细颗粒物对几种陆生植物的暴露危害

杨帆，王樱芝，杨和行，张瑛，杨婧，刘敏

1. 上海市检测中心，上海 201203 2. 墨尔本大学，墨尔本 3010

大气颗粒物是指大气与悬浮在其中的固体和液体微粒共同组成的多相体系。颗粒物研究已经成为全世界公众、科学家和各国政府及联合国组织关注的焦点[1-2]。大气颗粒物按粒径大小可分为总悬浮颗粒物(TSP，total suspended particles)(粒径φ<100 μm，几乎都可被鼻腔和咽喉捕获)、可吸入颗粒物(PM10，particulate matter)(粒径φ<10 μm，可进入肺泡)和PM2.5(粒径φ<2.5 μm，可以通过血液循环流遍全身)。来源的不同决定了大气颗粒物本身的理化特性、污染特征和对环境的影响程度。细颗粒物，尤其是PM2.5及以下粒径细颗粒物的不断增加，已成为目前环境领域关注的焦点和研究的难点[3-4]。随着研究的深入，细颗粒物中不同污染组分的协同生物效应正在成为大气环境科学、毒理学、免疫学等学科研究的交叉和热点领域[5]。

大气细颗粒物比表面积大，结构复杂，通常富集有多种重金属元素和有机污染物。由于理化性质的特殊性，来源的广泛性以及较大的生态毒性，含重金属细颗粒物污染对环境质量的影响和对生态安全的危害日益受到重视[6-7]。重金属污染物具有不可降解性及生物富集性，对环境和人类健康造成极大的潜在威胁。如铅、汞、镉对人具有化学毒性，细颗粒物通过呼吸进入人体后，其中的重金属可造成各种人体机能障碍，导致身体发育迟缓，甚至引发各种癌症和心脏病[8-11]等。除此以外，王友保和张莉[12]认为大气细颗粒物，尤其含有持久性有机物及重金属等有害物质的细颗粒物，会对植物造成直接或间接的伤害。常静等[13]对上海市地表灰尘重金属的污染粒级效应和生物有效性也做了比较深入的调查。在真实环境中，大气颗粒物通过干湿沉降汇集在土壤和植物的陆上部分，而植物通过根系或叶片直接或间接吸附了这些物质。植物的陆上部分被认为是富集大气颗粒物的被动采样平台(植物陆上部分的叶片面积、蜡质层、以及呼吸气孔等生理结构，都使得细颗粒物可通过干湿沉降进入植物系统并对其生长产生毒性影响)[14-15]。同时，植物的地下部分(根)与地上部分对某些污染物的吸收转化机制完全不同。有些研究表明，对于某类环境污染物，植物通过根系的吸收再经过木质部的传输进入植物生长系统的途径所产生的毒性影响与陆上部分的茎叶吸收产生的毒性影响有很大区别[16]。

大气细颗粒污染物大多以低浓度混合物形式暴露于水体、土壤、沉积物等各种环境介质之中，多种化合物混合暴露时会产生相互作用。其中, 协同作用往往使混合化合物的毒性明显增强，带来更大的环境与健康危害[17-19]。传统的风险评价体系多是在实验室模拟条件下以单一物质的急性或慢性毒性试验为依据，往往很难正确反映实际环境中污染物混合存在时的生态行为及环境危害[20-21]。随着科学的发展和人们认识事物本质能力的提高，低剂量复合污染的生态毒理与风险评价研究的重要性得到深刻认识, 并正在成为环境与生态学的一个研究重点[22-23]。鉴于此，本文选择铅、镉作为2种目标物，混合适当的大气环境中常见的硝酸盐、硫酸盐等其他化合物，通过气溶胶发生器及密闭培养装置，模拟大气细颗粒物重金属污染，在一个特定周期内，评价其对不同种类植物幼苗及早期生长的影响。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 实验材料

镉ICP标准液1 000 mg·L-1，Sigma-Aldrich；铅ICP标准液1 000 mg·L-1，Sigma-Aldrich；人工土壤(石英砂(0.5～1 mm)：高岭土：草炭，质量配比为70%：20%：10%，有机质含量为4.9%，pH为6.52)；高纯氮气，纯度99.99%；一次性花盆(直径12 cm, 深度10 cm)若干；不锈钢托盘(100 cm×25 cm)若干；超纯水；浓硝酸(for trace analysis，Sigma，德国)；氢氟酸(for trace analysis，Sigma，德国)；双氧水(AR, Sigma，德国)。

1.2 实验仪器

电感耦合等离子质谱仪X Series 2(ICP-MS)，Thermofisher，美国；微波消解仪Multiwave 3000，Anton-paar，奥地利；气溶胶发生器9302(ATOMIZER)，TSI，美国；气溶胶粒径谱仪3321(APS)，TSI，美国；玻璃转子流量计0～100 mL·min-1，双环，中国；自制密闭花架(不锈钢5层框架，长宽高各为2 m×1.2 m×1.5 m，四周及顶端覆膜，温湿度及光照可控，移动拉门)；ICP-MS，带压力阀高纯氮钢瓶A-1H，中国；水分仪HG63，METTLER TOLEDO，美国；电子分析天平AL204， METTLER TOLEDO，美国；土壤搅拌器KMM700series，KENWOOD，英国； 照度计LX100，KIMO，法国；便携式温湿度计TES610，德国；标准量尺Deli 50 cm，中国。

1.3 受试植物

单子叶植物小麦、玉米；双子叶植物西红柿、黄瓜。其来源为上海科园种业公司，生产日期为2015年6月，发芽率>90%；经前期试验，所有种子出苗率均>80%，满足试验需求。

1.4 气溶胶制备及粒径

9302型气溶胶发生器可产生多分散高浓度气溶胶，粒径范围是0.01～2 μm。它通过雾化溶液产生多分散系气溶胶，也可以通过雾化悬浮的单分散粒子来产生单分散气溶胶，粒子浓度可以调节雾化器的流量来改变。本试验通过超纯水稀释，将重金属标液配制成浓度为10 mg·L-1溶液浓度，后通过气溶胶发生器产生分散系气溶胶，进气溶胶粒径谱仪进行粒径测定，经检测，以此方式产生的10 mg·L-1混合标样颗粒粒径均在2.5 μm以内，峰值约为0.8～0.9 μm之间，符合小于PM2.5细颗粒物标准。

1.5 实验方法

建立合理的暴露场景，通过气溶胶发生器产生一定量浓度重金属细颗粒物作为目标暴露污染物，模拟特定大气污染指数条件下(AQI，Air Quarity Index)细颗粒物浓度变化。当空白对照组的植物出苗率达到50%以上时，将土壤、陆上部分的植株和叶片暴露于模拟条件下，在21 d内，通过与未暴露的空白对照组相比较，用来评价重金属细颗粒物暴露后对植物出苗和早期生长活力的影响。

1.5.1 试验装置

本研究采用的试验装置为自制搭建装置，由以下几个部分组成：A密闭花架(hermetic flower shelf)、B纯氮气钢瓶(pure nitrogen cylinder)、C转子流量计(rotor flowmeter)、D气溶胶发生器(aerosol generator)。氮气经钢瓶吹入气溶胶发生器，由钢瓶压力表和转子流量计同时调节流量，控制颗粒物喷出浓度。花架四周及顶面为塑料薄膜包裹，采用拉门闭合方式控制密闭性并保持暴露浓度。

1.5.2 模拟参数的选择

试验所用密闭花架的长宽高分别为2 m×1.2 m×1.5 m，因此空间体积为3.6 m3，按照中国环保部的标准，当AQI指数达到500时，大气环境细颗粒物(PM2.5)浓度24 h平均值为500 μg·m-3，细颗粒物达到严重污染水平[24]。照此标准，以10 mg·L-1标准溶液浓度，按照20 mL·min-1的流量计算，假设颗粒物没有逃逸及吸附的损失，则气溶胶发生器工作1 min即可使花架空间颗粒物浓度达到500 μg·m-3。在实际操作中，从模拟严重污染当天开始，到21 d后结束试验，每隔72 h进行一次模拟过程。模拟时，即时制备样品溶液，并通过气溶胶发生器喷洒至密闭花架内，持续时间1 min，停止后到下1 h重复进行一次喷洒，1 d内共计8次重复，用以保持花架内污染物浓度在较高水平。因此，受试组植物暴露天数分别为0、3、6、9、12、15、18 d。

图1 10 mg·L-1 Pb、Cd混合标准溶液粒径分布图Fig. 1 Particle size distribution of mixed standard solution (10 mg·L-1 Pb, Cd)

图2 试验装置示意图注：A密闭花架，B 纯氮气钢瓶，C 转子流量计，D 气溶胶发生器。Fig. 2 Test unit diagramNote: A, hermetic flower shelf; B, pure nitrogen cylinder; C, rotor flowmeter; D, aerosol generator.

1.5.3 试验操作

试验设置共计2个组别，即空白对照组和样品处理组，每个组别均包含4种植物，每种植物30粒种子，分种在10个花盆内，每个花盆3粒种子，每10个花盆放在同一个不锈钢托盘内。空白对照组和样品处理组分别放置在2个不同的密闭花架内。试验开始前，先将人工土壤按照水分含量约20%±2%加纯水配制50 kg，后装入花盆，并按种类摆入托盘中。将预先筛选的合格种子分别种入花盆中，种植深度<1 cm，表面浮土覆盖。然后按照空白对照组和样品组区别对待，分别将种好的种子放入密闭花架中，在未进行暴露前均不做密封处理。利用大功率空调控制玻璃阳光房内环境温度范围为(25±5) ℃，利用加湿器控制花架内环境湿度范围为50%±10%，利用日光灯和自然光的配比控制光照范围为16 000～21 000 lux。每日观察并记录生长情况，并在托盘中添加适当纯水(约2 L/盘/72 h)以保持土壤湿度和植物生长所需水分。当空白对照组出苗率均达到50%后(约10 d)开始进行暴露模拟试验，花架密闭。21 d后结束试验，并记录空白对照组、样品组中每种植物的出苗个数、茎高、鲜重等信息，评估暴露后的毒理学效应。

1.5.4 数据处理

采用Excel软件计算样品组及空白对照组的出苗数、鲜重及茎高的平均值。采用Toxcal软件计算出苗、鲜重及茎高与空白对照组相比较的统计学差异。

1.6 化学分析方法

1.6.1 分析测定

微波消解进行试验样品的制备：土壤空白和试验样品105 ℃烘干2 h，冷却后研磨，搅匀，称取约0.1 g(精确到0.0001 g)加入3 mL浓硝酸、3 mL氢氟酸和1 mL双氧水后进行微波消解(消解程序见表1)，结束后转移至赶酸管，水润洗，145 ℃赶酸至1 mL，用水定容至25 mL，得样品消解液。

表1 微波消解程序Table 1 Microwave digestion procedure

表2 电感耦合等离子体质谱仪器条件Table 2 Instrument conditions of ICP-MS

用电感耦合等离子质谱仪(ICP-MS)方法分析试验样品中Cd和Pb浓度(仪器条件见表2)。

1.6.2 方法验证结果

用ICP-MS方法测定样品中各元素实际浓度，Cd元素的LOD1和LOQ1分别为0.003 ng·mL-1和0.01 ng·mL-1；Pb元素的LOD2和LOQ2为0.039 ng·mL-1和0.13 ng·mL-1；对试验基质(空白)进行样品加标回收测试，空白样品中，Cd元素平均浓度为0.0257 mg·kg-1；0.25 mg·kg-1和5.00 mg·kg-1加标样品的平均回收率分别为88.7%和86.0%，精密度RSD值分别为3.89%和1.12%；Pb元素平均浓度为2.86 mg·kg-1；2.50 mg·kg-1和5.00 mg·kg-1加标样品的平均回收率分别为99.9%和84.5%，精密度RSD值分别为8.76%和13.1%。

2 结果(Results)

2.1 化学分析结果

对于Cd元素，从表3中可知，试验结束时测定空白对照组人工土壤Cd含量变化范围为0.018～0.022 mg·kg-1，平均值为0.020 mg·kg-1；暴露处理组人工土壤Cd含量变化范围为0.015～0.021 mg·kg-1，平均值为0.018 mg·kg-1。相比空白对照组来说，暴露处理组人工土壤Cd元素含量均有所降低，差异变化范围为0.001～0.003 mg·kg-1。对于4种受试植物陆上部分的检出结果，空白对照组Cd含量变化范围为0.020～0.767 mg·kg-1，其中西红柿含量最高为0.767 mg·kg-1，玉米最低为0.020 mg·kg-1；暴露处理组Cd含量变化范围为0.033～0.789 mg·kg-1，其中西红柿含量最高为0.789 mg·kg-1，玉米最低为0.033 mg·kg-1。与空白对照组相比，黄瓜、小麦2种植物陆上部分Cd检出含量没有变化，而西红柿和玉米分别增加了0.025 mg·kg-1和0.013 mg·kg-1。

对于Pb元素，从表4中可知，重金属Pb含量在空白对照组人工土壤中的背景浓度要远高于Cd含量，试验结束时测定空白对照组人工土壤Pb含量变化范围为3.350～4.935 mg·kg-1，平均值为3.954 mg·kg-1；暴露处理组人工土壤Pb含量变化范围为3.330～3.930 mg·kg-1，平均值为3.510 mg·kg-1。相比空白对照组来说，暴露处理组人工土壤Pb元素含量均有所降低，差异变化范围为0.020～0.990 mg·kg-1。对于4种受试植物陆上部分的检出结果，空白对照组Pb含量变化范围为0.126～1.020 mg·kg-1，其中小麦含量最高为1.020 mg·kg-1，玉米最低为0.126 mg·kg-1；暴露处理组Pb含量变化范围为0.146～1.235 mg·kg-1，其中西红柿含量最高为1.235 mg·kg-1，玉米最低为0.146 mg·kg-1。与空白对照组相比，黄瓜、小麦、西红柿和玉米暴露后Pb元素含量分别增加了0.029、0.020、0.292和0.020 mg·kg-1。

2.2 出苗及幼苗生长

试验开始时每种植物种植的平行数为30粒种子，试验结束时，分别记录每种植物的出苗个数、陆上部分鲜重及茎高。由表5可知，试验结束时，空白对照组4种植物的出苗率均达到100%，满足质量通过要求，试验有效。对于暴露处理组，西红柿、小麦、玉米和黄瓜的出苗率分别为80%、70%、100%和90%。除此以外，对于平均茎高和平均鲜重等生物量指标，空白对照组和处理组也有差异。从表6各指标抑制率可看出，与空白对照组相比，出苗抑制率小麦最高为30%，玉米抑制率为0%；平均茎高抑制率黄瓜最高为14%，西红柿和小麦为负值；平均鲜重抑制率除玉米为3%外，西红柿、小麦和黄瓜均为负值。通过Toxcal软件Homoscedastic t Test检验结果，对比空白对照组和暴露处理组数据，小麦出苗和西红柿茎高具有统计学显著性差异(P < 0.05)，其余指标均无显著性差异。

表3 镉元素在土壤、植物中的检出浓度(mg·kg-1)Table 3 Detection concentration of cadmium in soil and plant (mg·kg-1)

表4 铅元素在土壤、植物中的检出浓度(mg·kg-1)Table 4 Detection concentration of lead in soil and plant (mg·kg-1)

3 讨论(Discussion)

3.1 重金属吸收途径及富集效应

本研究是从空白对照组出苗率达到50%后(约播种后10 d)开始进行暴露模拟试验的，因此暴露后细颗粒物的干沉降作用对土壤和植物茎叶部分的浓度均有影响。对于2种重金属元素的迁移转化吸附，需同时考虑土壤—植物、大气—植物2种途径。在复合污染条件下，共存元素在植物体内的迁移分布，除受本元素性质和添加量影响外，还受元素相互作用的影响，重金属在作物体内分布，一般为根> 茎叶> 籽实，呈宝塔状[25]。

大气中细颗粒物的沉降是指细颗粒物撞击后滞留在物体表面，从而脱离大气环境的过程，一般可分为干沉降和湿沉降，在本试验中只考虑干沉降。由于细颗粒物粒径很小，很难靠自身重力沉降，因此湍流是细颗粒物最主要的干沉降方式[26-27]。从本试验的化学分析结果可以看出，对于Cd和Pb 2种浓度，在不同种植人工土壤中的背景浓度值较为均匀，但Pb含量背景值明显高于Cd含量。试验结束时对于处理组的分析可知，不同种植土壤暴露后2种重金属元素浓度比空白对照组均有下降，说明4种植物对于2种重金属元素均有富集效应。但由于富集效应包含了地下根系部分和地上茎叶部分不同部位的富集过程，而本试验并未对植物根系进行化学成分分析，因此推断空白组和处理组土壤中2种元素暴露后浓度差异的产生主要来自于根系对2种重金属的富集固定作用。研究表明，土壤重金属Pb、Cd可被玉米、大豆等作物吸收和积累。一般作物对重金属的吸收积累主要集中在根部，其次是茎叶和果实[28]。植物可通过改变根际环境(pH、Eh)使重金属的形态发生化学改变，通过在植物的根部积累和沉淀，减少重金属在土壤中的移动性，根际分泌物在根际环境中具有降低Cd的有效性，减少植物对Cd吸收的作用[28]。试验结果显示，黄瓜和小麦的地上部分(茎叶)对Cd元素的富集效应不明显，相比之下，西红柿和玉米地上部分(茎叶)对Cd元素的富集效应明显。而4种植物地上部分对Pb的富集作用均有显现，其中西红柿的富集浓度最高，说明低浓度的Cd能促进Pb的迁移和累积[29]。王会霞等[30]研究发现，交通流量大的地区植物叶片中重金属Pb和Cd含量与大气中Pb和Cd 含量呈正相关。Hu等[31]通过同位素跟踪分析，发现大气中Pb主要集中在植物叶片。植物叶片吸附大气颗粒物有滞留(或停着)、附着和粘附3种方式，且不同吸附方式的作用机制存在差异[32-36]。叶片上细颗粒物化学物质的转移主要通过亲水性通道进入细胞内或者亲脂性通道富集在角质层或者表皮蜡质层。本试验中因没有外界雨水和风力的干扰，时间周期也较短，选择的4种植物中黄瓜和西红柿为双子叶植物，小麦和玉米为单子叶植物。重金属在土壤中的存在形态以及在植物体内的迁移转化规律(在试验过程中，土壤—植物、大气—植物通路都存在差异)等均会影响4种受试植物的含量差异。因此，对于土壤来源，不同植物的根系对Cd、Pb的吸收、固定、向上传输等能力均有不同；对于大气来源，需考虑植物早期生长的快慢、茎叶的生物量多寡、面积形态等因素[37-38]。因此，除根部的吸收和向上传输外，认为茎叶部分细颗粒物粘附机制和气孔光合作用的直接吸收为陆上部分吸附的主要方式[39]。

表5 4种植物的平均茎高、鲜重以及出苗情况Table 5 Average stem length, fresh weight, germination of four plant

表6 含Cd,Pb大气颗粒物对4种植物的出苗、平均茎高、鲜重抑制率(%)Table 6 Inhibition rate of fine particulate matter containing Cd, Pb to germination, average stem length, fresh weight of four plant (%)

3.2 对生物量的影响

在通常情况下，重金属Cd和Pb均为危险的环境污染元素，当重金属进入植物并积累到一定程度，就会产生毒害症状。表现出生长受到抑制、植株矮小、失绿、产量下降等症状。在本试验中，因植物生长和暴露时间较短，只对植物在种子萌发和幼苗生长初期的生物量状态进行评估，从出苗率、陆上鲜重和茎高几个方面进行。从表3、4的结果来看，对于西红柿和小麦，出苗的抑制率分别达到了20%和30%，而平均茎高和鲜重抑制率为负值，说明土壤受暴露污染后，对其种子早期的萌芽阶段有胁迫和抑制效应，未出苗但已发芽种子及种子初生根的发育受限，进而影响其出苗率。同时，在低浓度条件下，已出苗的植株受到的胁迫效应不明显，甚至出现了刺激作用，这种情况在黄瓜的平均鲜重上有所表现[40-41]。小麦的种子萌发阶段受到Pb、Cd 2种污染物协同效应较为明显[42]。对于玉米来说，表现出较强的环境适应性，生物量在暴露条件下没有显著变化[43]。

由此可见，相比于试验介质中较高的背景浓度，短期、低剂量的含Pb、Cd重金属大气细颗粒物复合污染对于几种受试植物早期幼苗生长的生物胁迫效应不明显(小麦出苗终点除外)，在某种程度上还有积极的刺激作用。然而，暴露于真实环境中长期性、低剂量、大范围的细颗粒物重金属复合性污染对于植物和作物的影响还有待于进一步研究。

致谢：感谢复旦大学环境科学与工程学院杨新教授课题组各位老师和同学们在细颗粒物粒径检测中所提供的帮助。

感谢上海市自然基金对本研究的资助。

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