铅-砷交互作用影响小白菜生长及铅砷积累的效应研究

2019-02-26王敦球于焕云

生态环境学报 2019年1期

黎森，王敦球，于焕云*

1. 桂林理工大学，广西桂林 541006；2. 广东省生态环境技术研究所/广东省农业环境污染综合治理重点实验室，广东广州 510650

社会经济的发展，尤其是工业化进程的加速，造成中国严重的土壤重金属污染。农田土壤重金属的累积影响到食品安全和人体健康，因而其越来越受到人们的关注（Kramer，2010）。土壤重金属污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性，其不仅会改变土壤正常的组成、结构和功能，还会影响植物的生长和光合作用，造成农产品的产量和质量下降（雷凌明等，2014；王丽华等，2017）。其中重金属铅（Pb）和类金属砷（As）均是毒性较大的环境污染物，且二者的污染往往同时存在（赵秀峰等，2017）。美国20世纪上半叶曾将砷酸铅（PbHAsO4）作为果树杀虫剂而广泛施用，导致土壤As和Pb严重污染（胡莹等，2012）。中国的农田土壤也同时存在着严重的 As和 Pb污染（Chang et al.，2014；Xenidis et al.，2010）。重金属复合污染已然成为环境科学研究的热点之一（王恒，2016）。

土壤中含有多种重金属时，土壤胶体表面会发生不同重金属间的相互作用（吸附、解吸、氧化、还原、配位等），从而影响各自在土壤中的形态分布及生物有效性（Wang et al.，2009），其影响方式和影响程度与重金属种类、浓度、土壤类型、植物种类等有关（周东美等，2004）。Bliss在 1939年提出了污染物间的相互作用存在3种效应，即协同作用、加和作用和拮抗作用（何勇田等，1994）。比如Pb-Zn对小白菜（Brassica campestris L.）根系生长表现为协同作用；Cd-As对苜蓿（Medicago ruthenica）生长表现为加和作用；Pb-Cd对冬瓜（Benincasa hispida）生长表现为拮抗作用（郭关林等，2003）。Pb、Cd复合污染条件下，低浓度Pb、Cd促进甜高粱（Sorghum Saccharatum）生长，而高浓度Pb、Cd抑制甜高粱生长（秦华等，2018）。Cd、Zn协同污染降低油菜（Brassica napus）产量，且Zn含量的增加显著降低油菜可食部位对Cd的吸收（杨志新等，2000）。目前针对 Pb-As交互作用及其对 Pb、As生物有效性的影响报道还较少，已有的研究主要集中在 Pb、As单一元素在土壤中的存在形态、迁移转化规律、对植物的毒害作用及机理等方面（赵巍等，2011；Kushwaha et al.，2018；Zhu et al.，2014；Khan et al.，2010）。Pb 和 As在土壤中分别以阳离子和阴离子形式存在，二者的交互作用可能和目前国内外有关复合污染研究较多的 Zn与 Cd、Pb等阳离子不同（王林等，2011；Huang et al.，2009；郭关林等，2003）。胡莹等（2012）研究发现Pb-As交互作用可促进水稻根系对Pb及As的吸收；Pb-As对于大豆生长表现为协同作用（郭关林等，2003）。

小白菜作为一种叶菜类蔬菜，其生长快、产量高、适应性广，口感好，在中国各地被广泛种植，深受人们喜爱。Pb、As复合污染条件下，Pb-As交互作用对小白菜的生长及 Pb、As积累是否也呈现协同效应值得探讨。本研究以 Pb、As复合污染土壤为研究对象，以小白菜为供试作物，通过盆栽试验研究 Pb-As交互作用对小白菜生长及小白菜中Pb、As生物有效性的影响，为土壤重金属复合污染防治和保护人体健康提供科学依据，同时为农田-植物系统中复合污染土壤重金属安全阈值研究提供支撑。

1 材料与方法

1.1 实验材料

供试土壤类型为粉砂壤土，采自湖北咸宁旱稻轮作田，其基本理化性质为：pH 5.61，阳离子交换量（CEC）9.81 cmol·kg-1，黏粒 24.44%，碳酸钙4.69 g·kg-1，有机质 29.48 g·kg-1，总氮 1.81 g·kg-1，总铅 32.54 mg·kg-1，总砷 7.19 mg·kg-1。供试砷为Na3AsO4.12H2O，供试铅为Pb(NO3)2，均为分析纯。盆栽作物为小白菜，品种为上海青。

表1 不同处理下外源铅、砷添加量Table1 Additive amount of exogenous sources Pb and As under different treatments

1.2 试验设计

1.2.1 砷铅污染土壤的制备

分别以 Na3AsO4.12H2O和 Pb(NO3)2作为污染土壤的砷源和铅源，以溶液形式均匀喷洒至土壤并充分混匀，用0.12 mm厚的塑料膜包裹，在自然条件下平衡90 d。平衡过程中保持土壤含水量为田间持水量的80%。重金属添加量参照《土壤环境质量标准》（GB15618－1995）二级标准限值（As：40 mg·kg-1，Pb：250 mg·kg-1）。设置 As添加量分别为二级标准值的 0、0.75、1.5 倍，即 0、30、60 mg·kg-1；Pb添加量分别为标准值的0、0.5、1倍，即0、125、250 mg·kg-1，共 9个处理（表 1）。底肥 N、P、K肥分别以尿素、磷酸钙及硫酸钾形式于平衡结束前一周施加，施加量分别为 N-0.15 g·kg-1，P-0.05 g·kg-1，K-0.1 g·kg-1（吕业成等，2009）。试验用盆直径为20 cm，每盆装2.5 kg干土，2017年11月9号育苗，待长至两片真叶进行移苗，每盆移植3株，隔天称质量浇水，保持土壤含水量为田间持水量的 70%（李勇等，2011）。于2018年 1月 17日收获，移苗后生长期40 d。

1.2.2 土壤孔隙水的提取

土壤孔隙水的提取采用Thibault et al.（1992）的方法，在25 ℃条件下，将所采集的土壤置于25 mL过滤管中，添加去离子水至土壤最大田间持水量，放置24 h，然后把过滤管放置在50 mL离心管中，在3500 g下离心45 min，取上层清液再次在12500 g下离心45 min，过0.45 μm滤膜后上机测定。

1.3 测定指标和方法

小白菜叶片叶绿素相对含量（SPAD）于移栽后第 7、14、21、40天测定（Markwell et al.，1995）。第 40天（成熟期）收获小白菜地上、地下部后用去离子水冲洗干净，再用吸水纸擦干，分别测定株高和根长；然后将鲜样在105 ℃下杀青30 min后，于 70 ℃烘箱中干燥至恒质量，分别测定其地上、地下部干质量，粉碎过0.5 mm筛后放入封口塑料袋中，于干燥处保存备用。植物样品用体积比为3∶1的HCl-HNO3溶液进行微波消煮（Codling et al.，2015），为保证As和Pb分析的准确度，分析过程中采用了空白样品和标准样品进行质量控制，所有样品中As和Pb的回收率均在95%以上。植物样品消煮液和空隙水中 As含量采用原子荧光光谱法测定（Codling et al.，2015）；植物样品消煮液和孔隙水中 Pb含量采用石墨炉原子吸收光谱法测定（Nolan et al.，2003）。孔隙水中阳离子（K+、Na+、Ca2+和 Mg2+）和阴离子（）分别采用原子吸收分光光度法（ICP-OES）（Zarcinas et al.，1996）和离子色谱法测定；孔隙水中可溶性有机碳（DOC）利用TOC/TNA分析仪测定（Li et al.，2017）。土壤理化性质采用常规方法测定（鲍士旦，2000）。

1.4 富集系数和转移因子的计算

铅、砷在小白菜体内的分布特征由富集系数（BCF）和转移因子（TF）来表征。其中：

式中，Cp为植物地上/地下部分重金属质量分数（mg·kg-1；干质量，下同）；Cs为土壤中重金属质量分数（mg·kg-1）；BCF反映小白菜对两种元素的吸收富集能力（周静等，2018）。

式中，Cp-shoot为植物地上部分重金属质量分数（mg·kg-1）；Cp-root为植物地下部分重金属质量分数（mg·kg-1）；TF反映了小白菜根部吸收铅、砷后转运到地上部分的能力（Arvy，1993）。

1.5 数据处理分析

运用SPSS 20.0进行分析，在95%置信水平下，采用 LSD法进行单因素方差分析（One-way ANOVA）。运用OriginPro 8进行线性回归分析及绘图。

图1 不同处理下小白菜干物质累积量、株高（h）及根长（l）Fig.1 Dry biomass, plant height (h) and root length (l) of Brassica campestris L. under different treatments

2 结果与分析

2.1 铅砷复合污染对小白菜生长的影响

由图1a可知，Pb125及As60处理下，小白菜地上部干质量较对照显著降低（P＜0.05）。外源As质量分数为30 mg·kg-1条件下，外源Pb质量分数的升高对小白菜地上部及地下部干质量均无显著影响（P＞0.05）。外源 As质量分数为 60 mg·kg-1条件下（As60、As60Pb125和As60Pb250），小白菜地上部干质量较对照显著下降（P＜0.05）。与CK相比，As60、As60Pb125和As60Pb250处理下，小白菜地上部干质量分别下降了7.9%、6.0%和15%；As60Pb250处理下，小白菜地下部干质量较对照显著下降了33%。说明较高浓度的Pb-As复合污染能抑制小白菜地上部和地下部干物质累积。类似地，由图1b可知，单一Pb、As污染对小白菜的株高和根长无显著影响（P＞0.05）。外源 As质量分数为30 mg·kg-1条件下，外源Pb质量分数的升高对小白菜的株高和根长也无显著影响（P＞0.05），而外源As质量分数为60 mg·kg-1条件下，随外源Pb浓度的升高小白菜的株高呈降低趋势，特别在As60Pb250复合污染条件下，小白菜株高和根长显著受到抑制（P＜0.05）。说明相较 Pb、As单一污染，复合污染特别是高浓度Pb-As复合污染可显著抑制小白菜的生长（P＜0.05）。

由表2可知，在移苗后的第7天，9种处理下小白菜SPAD值无显著变化（P＞0.05）。第14、21、40天，在高质量分数Pb（Pb250）条件下，添加外源砷会降低小白菜 SPAD值，而在低质量分数 Pb（Pb125）条件下，添加外源砷对小白菜SPAD值无显著影响（P＞0.05）。第14、21天相同As质量分数条件下，添加外源Pb对小白菜SPAD值无显著影响（P＞0.05），而第40天（成熟期）外源As质量分数为30 mg·kg-1下，小白菜SPAD值随外源Pb质量分数的升高呈降低趋势，说明外源 As质量分数30 mg·kg-1下，Pb-As交互作用可抑制小白菜叶绿素的合成。

表2 不同处理下小白菜的SPAD值Table2 SPAD values of Brassica campestris L.under different treatments

2.2 铅砷复合污染对土壤孔隙水中铅砷浓度变化的影响

由图 2a可知，小白菜成熟期时，同一外源 Pb质量分数下，孔隙水中Pb浓度随外源As浓度的增加而升高。在外源Pb125 mg·kg-1下，与不添加外源As相比，添加 30 mg·kg-1和 60 mg·kg-1外源 As处理孔隙水中Pb浓度分别上升了2.8倍和3.7倍。说明外源As的添加可显著促进土壤中Pb的释放（P＜0.05）。类似地，同一外源As质量分数下，外源Pb的添加可显著提高孔隙水中Pb的浓度（P＜0.05）。单一As污染条件下，外源As浓度的增加对土壤中Pb的释放无影响（P＞0.05）；单一Pb污染条件下，随外源Pb的增加，孔隙水中Pb浓度增加。

图2 不同处理下孔隙水中铅、砷的质量浓度Fig.2 Mass concentrations of Pb and As in pore water under different treatments

同一外源As质量分数下，外源Pb的添加则可显著提高孔隙水中As的浓度（As60Pb250处理除外）（P＜0.05）。在外源As 30 mg·kg-1下，与不添加外源 Pb相比，添加 125 mg·kg-1和 250 mg·kg-1外源Pb处理孔隙水中As浓度都上升了1.2倍。同一外源Pb质量分数下，外源As的添加也可显著提高孔隙水中As的浓度（P＜0.05）（图2b）。单一Pb污染条件下，外源 Pb浓度的增加对土壤中 As的释放无显著影响（P＞0.05）；单一 As污染条件下，随外源As的增加孔隙水中As浓度增加。

2.3 铅砷复合污染对小白菜铅、砷积累的影响

单一Pb污染处理下，小白菜地上、地下部Pb积累量均随外源Pb浓度的增加而增加（图3a）。外源Pb质量分数为125 mg·kg-1下，外源As质量分数为 30 mg·kg-1时（As30Pb125）可显著抑制小白菜地上、地下部对Pb的积累（P＜0.05），比Pb125处理小白菜地上和地下部 Pb的积累量分别下降了42.9%、54.2%。外源Pb质量分数为250 mg·kg-1条件下，外源 As质量分数为 30 mg·kg-1时（As30Pb250）可显著促进小白菜地上及地下部对Pb的积累（P＜0.05），地上部分累积量增加了27.4%。同一外源As质量分数下，随外源Pb的增加小白菜地上和地下部Pb的积累量显著增加。

图3 不同处理下小白菜地上部及地下部铅、砷的积累量Fig.3 Mass fractions of Pb and As in aboveground and underground parts of Brassica campestris L. under different treatments

图4 不同处理下小白菜中铅、砷的富集系数Fig.4 Bioconcentration factor (BCF) of Pb and As in Brassica campestris L. under different treatments

单一As污染处理下，小白菜地上、地下部As积累量均随外源 As浓度的增加而增加且同一外源Pb质量分数下，外源As的添加可显著促进小白菜地上、地下部As的积累（P＜0.05）（图3b）。同一外源As质量分数下，外源Pb的添加也可促进小白菜地上、地下部As的积累。As30Pb125处理下，小白菜地下部As的积累增加最为显著，比As30处理小白菜地下部对 As的积累量增加了 42.3%。说明Pb-As交互作用可促进小白菜对砷的吸收。

图5 不同处理下小白菜中铅、砷转运系数Fig.5 Translocation factor of Pb and As in Brassica campestris L. under different treatments

2.4 铅砷复合污染对小白菜铅、砷富集和转运的影响

小白菜地上、地下部分Pb、As的BCF和TF如图4和图5所示。小白菜地上部55.5%的BCFPb大于1，77.8%的BCFAs小于0.5，地下部66.7%的BCFPb大于1，而77.8%的BCFAs小于1，说明小白菜对Pb的富集能力强于As（图4）。外源As质量分数为30 mg·kg-1条件下，小白菜地上部及地下部BCFPb随外源Pb添加量的增加而增加，而外源As质量分数60 mg·kg-1下，小白菜地上部BCFPb随外源 Pb添加量的增加无显著变化（P＞0.05），地下部BCFPb在As60Pb125处理下显著降低（P＜0.05），As60Pb250处理下无显著变化（P＞0.05）。说明在低质量分数（30 mg·kg-1）As污染条件下，外源Pb的添加可促进小白菜对 Pb的富集，而高质量分数（60 mg·kg-1）As污染条件下，Pb-As交互作用可抑制小白菜地下部对Pb的富集。同一外源Pb质量分数下，小白菜地上部和地下部BCFPb随外源As添加量的增加无显著变化（P＞0.05）。同一外源 As质量分数下，添加外源 Pb对小白菜地上部和地下部 BCFAs均无显著影响（P＞0.05）。同一外源 Pb质量分数下，小白菜地上、地下部 BCFAs随外源As特添加量的增加呈降低趋势。说明同一外源Pb质量分数下，外源 As的添加可降低小白菜地上部和地下部对As的富集能力。

由图5可知，各处理Pb和As的转运系数均小于 1，除As30处理外，其他处理下Pb的转运系数均显著低于对照处理，说明单一及复合Pb、As污染（As30处理除外）均可显著降低小白菜对Pb的转运（P＜0.05）。在外源As质量分数为30 mg·kg-1条件下，外源Pb的添加可降低Pb的转运系数，而外源As质量分数为60 mg·kg-1条件下，外源 Pb的添加对 Pb的转运系数无显著影响（P＞0.05）。单一及复合Pb、As处理下，As的转运系数与对照无显著差异（P＞0.05），说明外源Pb/As的添加对As从小白菜地下部向地上部的转运无显著影响（P＞0.05）。在外源Pb质量分数为125 mg·kg-1条件下，外源 As的添加可显著降低As的转运系数（P＜0.05），说明在 Pb质量分数为125 mg·kg-1条件下，Pb-As交互作用可降低小白菜对As的转运。

2.5 铅砷复合污染条件下土壤、孔隙水和小白菜中铅/砷的相关性分析

由图 6可知，小白菜地上部和地下部对 Pb、As的积累量与土壤中的总Pb、总As含量呈显著正相关（P＜0.05）。随土壤中 Pb、As含量的增加，小白菜的 Pb、As积累量也随之增加。小白菜地上部和地下部对As的积累量与孔隙水中As含量呈显著正相关（P＜0.05），而小白菜地上和地下部对Pb的积累量与孔隙水中 Pb含量无显著相关性（P＞0.05）。

2.6 孔隙水中铅和砷的主要存在形态和丰度

根据孔隙水中 Pb、As浓度，阴阳离子浓度、pH、总有机碳（TOC）（表3），由MINTEQ软件计算得到孔隙水中Pb和As的主要存在形态及丰度（图7）。不同处理下砷在孔隙水中均主要以形态存在，占孔隙水总As的90%以上，而Pb在孔隙水中的主要存在形态及丰度具有差异性。比如，As60Pb125及 As60Pb250处理下，的丰度高于其他处理，而PbCl+及PbCl2的丰度低于其他处理；As60处理下，的丰度高于其他处理。总体上，高质量分数As（60 mg·kg-1）单一及其与Pb的复合污染处理下Pb的存在形态与丰度较其他处理差异大。

图6 土壤、孔隙水及小白菜中铅、砷含量的相关性分析Fig.6 Correlation analyses of mass fractions of Pb and As in soil, pore water, and Brassica campestris L.

表3 孔隙水中pH值及主要阴阳离子和TOC浓度Table3 pH value and concentration of main anion, cations and TOC in pore water

3 讨论

在重金属污染条件下，植物根系首先受到土壤重金属的毒害（韩阳等，2005），当植物体内重金属累积量达到一定程度，重金属能破坏植物细胞结构，抑制细胞分裂和生长（胡斌等，2011）。王丽华等（2017）和陈国梁等（2017）研究发现单一Pb和 As污染对植物生长均表现出低促高抑效应，即低浓度Pb/As对植物的生长发育有促进作用，高浓度Pb/As则对植物生长有抑制作用。这可能是低浓度重金属杀死了危害植物的病菌或提通过影响土壤中其他元素而直接或间接地促进植物生长（陈国梁等，2017），而高浓度重金属损伤植物细胞分子而抑制植物生长（李春烨等，2013）。本研究发现低浓度Pb-As复合污染对小白菜生长无显著影响，而高浓度Pb-As复合污染对小白菜生长抑制明显，这与陈杰（2017）研究发现 Pb在低浓度下对植物生长无显著抑制作用，在高浓度条件下抑制植物根生长的结论相一致。

图7 不同处理下孔隙水中铅的主要存在形态及丰度Fig.7 Percentage of main Pb species in pore water under different treatments

复合污染条件下，不同重金属间的相互作用可影响彼此的移动性和生物有效性（周婷等，2012）。已有研究表明，Cd和Pb复合污染条件下，Pb促进小白菜对Cd的积累，而Cd对Pb在小白菜植株中的积累无显著影响（王浩等，2009）。也有研究发现Pb促进芝麻菜（Eruca sativ Mil）和甘蓝菜（Brass oleracea var. capitata）对As的积累（Lim et al.，2015）。本研究表明，单一 Pb、As污染条件下，小白菜对Pb、As的积累量随Pb、As浓度的增加而增加。在Pb和As复合污染条件下，Pb促进小白菜对As积累，不同Pb浓度下，As对小白菜积累Pb有不同影响，在125 mg·kg-1Pb条件下，As可抑制小白菜地上、地下部对 Pb的积累，而在 250 mg·kg-1Pb条件下，As可促进小白菜积累Pb。生物富集系数（BCF）反映了植物对重金属的富集能力，其受到重金属种类、浓度，土壤和植物类型的影响（唐欢欢等，2015）。已有研究发现小白菜对Cd、Pb、As、Cr、Hg的富集能力顺序为：Cd＞(Cr、Hg、As)＞Pb（文典等，2012）。本试验研究表明，在低浓度As条件下，Pb的增加能提高小白菜地上和地下部对Pb的富集，而在高浓度As条件下，Pb的增加可抑制小白菜地下部对 Pb的富集。同一外源Pb质量分数下，As的增加可抑制小白菜地上部和地下部As的富集。

植物对重金属的吸收和累积主要有两种情况，一种是将大部分重金属累积在根部而避免植物吸收和转运，称为外排机制，另一种是植物主动吸收重金属，并把吸收的重金属运输和贮存在地上部，其体内具有某种特殊的解毒机制，称为植物的积累和区隔化机制（李影等，2010）。本研究发现Pb、As单一及复合污染条件下，小白菜对Pb、As的累积均表现为根部＞地上部，且小白菜对Pb的富集能力强于As。说明小白菜体内对Pb、As的解毒以外排机制为主。单一及复合Pb、As污染（As30处理除外）均可显著降低小白菜对 Pb的转运，而外源Pb、As的添加对As的转运无显著影响。低质量分数As（30 mg·kg-1）条件下，Pb的添加可降低 Pb向小白菜地上部转运，而在高质量分数 As（60 mg·kg-1）条件下，Pb的添加对小白菜Pb的转运无显著影响。

植物根系吸收土壤溶液中的重金属元素而降低土壤中重金属含量，土壤固相便通过解吸作用进行补充。土壤液相中重金属含量和土壤溶液性质决定了土壤中重金属的生物有效性（张晓晴等，2014）。本研究发现As可促进土壤中Pb向孔隙水的释放，Pb亦可促进土壤中As向孔隙水的释放。Pb和As的移动性均与土壤中铁锰氧化物的吸附密切相关（Kushwaha et al.，2018；Liu et al.，2015）。已有研究表明，As可与Pb竞争土壤中的离子交换、Fe-O等的结合位点，从而提高Pb的有效性（孙晓艳等，2018）。这与胡莹等（2012）Pb-As的交互作用促进了水稻根系对 Pb和 As的吸收的研究结果相一致。本研究土壤中Pb和As的交互作用对Pb/As的移动性具有协同影响。

重金属的生物有效性与其形态分析密切相关，且受环境介质影响（林亲铁等，2013；Anawar et al.，2006）。比如，土壤中 As的生物有效性显著低于水中As的生物有效性，并受土壤中As的水溶性影响（Anawar et al.，2006）。有研究表明，As在氧化性（pe+pH＞8）土壤溶液中，以砷酸离子为主要赋存形态；pH＜2.2时，以为主；pH 3－6时，占总砷 80%以上；pH 7－10时，以为主；pH＞12时，以为主（王金翠等，2011）。本研究不同处理下的孔隙水 pH为 3－5，不同处理下As在孔隙水中均主要以形态存在，占孔隙水总As的90%以上，说明孔隙水在pH 3－5条件下，外源Pb的添加不影响As在孔隙水中的存在形态。Pb在不同处理条件下的孔隙水中的主要存在形态及丰度具有差异性，这可能是导致小白菜As的积累量与孔隙水中As含量呈显著正相关（P＜0.05），而小白菜 Pb的积累量与孔隙水中Pb含量无显著相关性（P＞0.05）的原因。