豆瓣菜在镉铅复合污染条件下的镉铅积累特性

王建兵, 王金涛,颜可昕,郭小兰,王 盾,戴洪文

(1.惠州学院 生命科学学院,广东 惠州 516007; 2.中山大学 生命科学学院,广东 广州 510631; 3.肇庆学院 生命科学学院,广东 肇庆 526061)

豆瓣菜(NasturtiumofficinaleR. Br.),又名西洋菜,是我国从国外引进的适生湿地叶类蔬菜,原产于地中海东部,是十字花科豆瓣菜属草本植物,其主要食用部分为嫩茎叶,质地脆嫩多汁,富含人体所必需的18种氨基酸和9种微量元素,具有清热解燥、润肺止咳、平肝火、利尿、清除疲劳等食疗作用,以及重要的药用价值。Cruz等[1]认为,豆瓣菜具有重要的防癌功能。豆瓣菜对土壤的要求不严,叶菜供应期为每年的10月—次年6月,产量一般在60～75 t·hm-2,经济效益良好,在我国各地均有种植。

多年来,由于使用受污染地表水甚至生活污水或工业废水灌溉农田,以及“三废”(废气、废水、固体废弃物)、农业化学品、大气沉降等所带来的污染影响,珠江三角洲有将近40%的农田土壤受到各种程度的污染,而生长在这些污染农田土壤上的蔬菜极易吸收其中的重金属,并转移到植物体积累[2～8]。2007年广东省江门市发生豆瓣菜地受Pb污染事件[9],蔬菜的重金属污染风险引起社会各界的广泛关注。Zhou等[10]在广州市抽测591个叶用蔬菜样品,分析Cd、Pb含量,发现对照国家标准GB 18406.1—2001《农产品安全质量 无公害蔬菜安全要求》和国际食品法典委员会(CAC)的标准,豆瓣菜的Cd超标率分别为21.43%和7.14%,最大超标倍数分别为10.19倍和2.55倍,Cd、Pb综合污染指数达重度污染等级[10]。由此可见,选育豆瓣菜重金属低积累的品种、研究其相关机理,兼具理论意义和应用价值[11-13]。

作者团队前期研究了不同基因型豆瓣菜对土壤Cd不同暴露水平的响应,并筛选获得了豆瓣菜镉低积累基因型,即镉污染安全品种(Cd-PSC)。将Cd-PSC种植在低浓度Cd污染的土地地上,其可食部分的重金属含量低于国家食品安全标准,可降低因土壤重金属超标而对食物链造成的污染风险[14]。众所周知,农田土壤的重金属污染一般都不是单一元素污染,而是由多种元素构成的复合污染,其中,Cd、Pb的复合污染尤为严重[2,15-16]。筛选得到的Cd-PSC是否能够应对Cd、Pb复合污染,还取决于其是否同时也是铅污染安全品种(Pb-PSC)。为此,特开展盆栽试验,以前期筛选得到的部分Cd低积累和高积累基因型豆瓣菜为对象[14],在Cd、Pb复合污染条件下,探讨其地上部生物量、Cd含量、Pb含量的基因型差异,以期筛选、鉴定可食部位Cd、Pb含量能满足CAC标准(Cd含量不超过0.2 mg·kg-1,Pb含量不超过0.3 mg·kg-1)的镉、铅污染安全品种(Cd+Pb-PSC),为Cd、Pb复合污染农田土壤上豆瓣菜的安全生产提供种质资源。

1 材料与方法

1.1 供试豆瓣菜基因型

以前期试验筛选得到的8个Cd低积累基因型(G11、G14、G16、G17、G18、G19、G20、G25),和作为对照的2个Cd高积累基因型(G4、G5)作为试验材料[14]。

1.2 试验处理

供试土壤为前期试验[14]中的镉处理土壤,Cd含量在0.56～0.58 mg·kg-1,属于中度污染,与多数污染农田的土壤Cd含量相近[6-7,17],根据试验设计,补充少量原对照土壤,风干碾碎后过5 mm筛备用。在此基础上,设置3个Pb水平:低Pb(LPb),不外源添加Pb;中Pb(MPb),外源添加Pb污染土壤,土壤中Pb的目标含量为60 mg·kg-1;高Pb(HPb),外源添加Pb污染土壤,土壤中Pb的目标含量为100 mg·kg-1。

将准备好的土壤置于温室中,浇水,平衡2周后,再次混匀,采集土样,测定土壤理化性质(表1)。除土壤Pb含量外,各处理的其余理化性状基本一致。对照HJ 332—2006《食用农产品产地环境质量评价标准》,3个处理的土壤Cd含量均超过了种植叶用蔬菜土壤Cd含量的最大限值(0.3 mg·kg-1);MPb、HPb处理的土壤Pb含量也超过了种植叶用蔬菜土壤中Pb含量的最大限值(50 mg·kg-1),属于Cd、Pb复合污染土壤[15]。

表1 供试土壤的基本理化性质

1.3 植物栽培和取样

栽培试验在广东省惠州市蔬菜科学研究所的蔬菜种植大棚内进行,全光,无遮阴。试验采用盆栽方法(盆底不漏水),塑料盆直径25 cm,高20 cm,每盆装土2 kg。为提供足够肥力,每盆施入复合肥(N、P2O5、K2O的含量分别为15%、15%、15%)4 g。施肥后混匀土壤,浇水,保持土面上有1～2 cm的水,平衡2周。所有处理(10个豆瓣菜基因型×3个Pb水平)均采用随机区组设计,每个处理设置3次重复。

5月10日从母本采枝扦插育苗,5月13日每盆挑选扦插成活的健康均一的幼苗3株移入平衡后的土壤中,5月17日间苗,最后每盆保留1棵长势健壮的幼苗。整个生长过程中适时浇水,并进行1次追肥,(每盆加质量分数0.2%的尿素水溶液100 mL)。6月7日收获全部地上部植株。

1.4 指标测定

参照《土壤农业化学分析方法》[18],采用常规方法检测土壤理化性质:土壤pH值采用雷磁PHS-3C型酸度计(上海仪电科学仪器股份有限公司)测量,浸提液的土水质量体积比为1∶2.5;土壤全N含量采用凯氏定氮法测定;土壤有机质含量采用湿消化法测定;土壤速效磷含量采用钼锑抗比色法测定(UV-1700型紫外-可见分光光度计,上海美析仪器有限公司);土壤速效钾含量采用Hitachi Z-5300型火焰原子吸收分光光度计(日本Hitachi)测量;土壤全Cd、全Pb含量用HNO3-HClO4-HF消解,火焰原子吸收分光光度计测量[19];土壤有效态Cd、Pb含量采用DTPA浸提[20],火焰原子吸收分光光度计测定。

用自来水将收集的植物样品冲洗干净,再用超纯水润洗3次,晾干后称量鲜重,105 ℃杀青30 min,70 ℃烘至恒重,称量干重。样品粉碎后待用。称取0.200 0 g粉碎后的样本用MDS-2002A型微波消解系统(上海新仪微波化学科技有限公司)消解,消解试剂为5 mL 65%(体积分数)HNO3(优级纯)和1.5 mL 30%(体积分数)H2O2(优级纯)。用火焰原子吸收分光光度计测定Cd、Pb含量。采用国家标准参比物质(植物GBW-07605)进行分析质量控制。参比物质Cd含量的标准值为0.057 mg.kg-1,测量值为0.059 mg.kg-1,经t检验,二者无显著差异(P>0.05),表明本研究所采用的样本处理方法和仪器精度能够满足检测要求(表1)。

1.5 数据分析

为了比较供试豆瓣菜地上部生物量对Cd、Pb复合污染的响应,基于鲜重计算其相对生物量(BRS),即豆瓣菜在高铅水平(HPb)和低铅水平(LPb)下生物量的差值与低铅水平(LPb)下生物量之比[21]。

为了评价Cd、Pb从土壤向豆瓣菜可食部位转移的能力,引入富集系数(AF)作为评价指标,即豆瓣菜可食部位的Cd/Pb含量(以干重计)与对应土壤的全Cd/全Pb含量(以干重计)之比[22]。

重金属含量超标与否,其中,Cd的最大限值为0.2 mg·kg-1,Pb的最大限值为0.3 mg·kg-1。

采用Excel 2003软件整理数据。采用SPSS 13.0软件进行双因素方差分析,对有显著(P<0.05)差异的,采用最小显著差数法(LSD)进行多重比较。

2 结果与分析

2.1 不同Cd-Pb污染条件下豆瓣菜基因型的地上部生物量

双因素方差分析结果表明,基因型、Cd-Pb处理,及二者的交互作用均对豆瓣菜的地上部生物量(鲜重)有极显著(P<0.01)影响。在LPb水平下,单株豆瓣菜的地上部生物量(鲜重)在8.9～27.4 g(表2),平均值14.7 g;在MPb水平下,单株豆瓣菜的地上部生物量(鲜重)在8.3～21.6 g,平均值16.2 g;在HPb水平下,单株豆瓣菜的地上部生物量(鲜重)在11.1～23.2 g,平均值16.2 g。MPb、HPb水平下单株豆瓣菜地上部生物量的平均值较LPb水平下显著增加,增幅均为10.2%,说明土壤中一定浓度的Pb促进了豆瓣菜的生长,但MPb、HPb水平下单株豆瓣菜地上部生物量的平均值差异不显著。

表2 不同处理下各基因型豆瓣菜的单株地上部生物量(鲜重)

与LPb水平相比,HPb水平下G20、G4、G11、G17基因型的地上部生物量极显著(P<0.01)增高(图1),G19基因型的地上部生物量显著升高。可见,Pb污染并不一定会抑制豆瓣菜的生长,反而可能表现出一定的刺激作用,因此仅凭豆瓣菜的表观形态难以判断其是否受到Pb污染,这与土壤Cd污染的情况是相似的,会导致受污染产品更容易进入食物链。与LPb水平相比,HPb水平下G5、G18基因型的生物量极显著降低,说明其对Cd-Pb复合污染比较敏感。G14、G16、G25基因型豆瓣菜的地上部生物量在LPb、HPb水平下无显著差异。

ns、*和**分别表示地上部生物量在HPb、LPb水平下差异不显著(P>0.05)、显著(P<0.05)和极显著(P<0.01)。

2.2 不同Cd-Pb污染条件下豆瓣菜基因型的Cd含量

双因素方差分析结果表明,基因型、Cd-Pb处理,及二者的交互作用均对豆瓣菜的地上部Cd含量有显著影响。在LPb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Cd含量在0.011～0.066 mg·kg-1(表3),平均值0.030 mg·kg-1;在MPb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Cd含量在0.021～0.085 mg·kg-1,平均值0.043 mg·kg-1;在HPb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Cd含量在0.026～0.092 mg·kg-1,平均值0.048 mg·kg-1。3个Pb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Cd含量差异显著。

表3 不同处理下各基因型豆瓣菜的地上部Cd含量(以干重计)

在3个Pb水平下,供试的8个Cd低积累基因型的地上部Cd含量均显著低于Cd高积累基因型(G4、G5)。值得注意的是,对同一豆瓣菜基因型(G14除外),MPb或HPb水平下的地上部镉含量显著高于LPb水平下,表明土壤中的Pb在一定程度上促进了豆瓣菜对Cd的吸收和积累。

2.3 不同Cd-Pb污染条件下豆瓣菜基因型的Pb含量

双因素方差分析结果表明,基因型、Cd-Pb处理对豆瓣菜的地上部Pb含量有极显著影响,基因型与Cd-Pb处理的交互作用对豆瓣菜的地上部Pb含量有显著影响。在LPb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Pb含量在0.107～0.222 mg·kg-1(表4),平均值0.162 mg·kg-1;在MPb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Pb含量在0.074～0.232 mg·kg-1,平均值0.119 mg·kg-1;在HPb水平下,供试豆瓣菜基因型的地上部Pb含量在0.150～0.276 mg·kg-1,平均值0.197 mg·kg-1。参照HJ 332—2006,本研究中MPb和HPb水平的土壤Pb含量已超过最大限量,但试验条件下供试豆瓣菜基因型的地上部Pb含量均低于CAC标准的限量值(0.3 mg·kg-1),可见,豆瓣菜对Pb的吸收和积累能力较弱。

表4 不同处理下各基因型豆瓣菜的地上部Pb含量(以干重计)

值得注意的是,2个Cd高积累基因型(G4、G5)的地上部Pb含量在所有供试基因型中是偏低的,而地上部Pb含量超过0.2 mg·kg-1的均是Cd低积累基因型。因此,同一豆瓣菜基因型的Cd、Pb积累能力可能是相反的。

在本研究中,将10个豆瓣菜基因型种在Cd、Pb复合污染土壤(土壤全Cd、全Pb含量分别为0.58、105.56 mg·kg-1)上,其地上部Cd、Pb含量均未超过CAC规定的叶用蔬菜最大限值。参照GB 2762—2022《食品安全国家标准 食品中污染物限量》的相关要求,在LPb、MPb、HPb处理下所有参试基因型的Cd、Pb含量均未超标。因此,所有参试基因型可以认定为典型的Cd+Pb-PSC。

2.4 不同Cd-Pb污染条件下豆瓣菜基因型的Cd、Pb富集系数

在一定程度上,富集系数可以表征蔬菜从土壤中吸收和积累重金属的能力。在LPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Cd富集系数在0.849～4.878(表5),平均值2.221;在MPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Cd富集系数在1.475～6.098,平均值3.127;在HPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Cd富集系数在1.907～6.641,平均值3.425。

表5 不同处理下各基因型豆瓣菜的Cd富集系数

Cd高积累基因型(G4、G5)的Cd富集系数显著高于其他8个Cd低积累基因型。

在LPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Pb富集系数在0.043～0.075(表6),平均值0.056;在MPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Pb富集系数在0.016～0.047,平均值0.025;在HPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Pb富集系数在0.016～0.028,平均值0.023。对同一豆瓣菜基因型来说,3个Pb水平下的Pb富集系数最大值均出现在LPb水平,说明豆瓣菜在低Pb水平下对Pb的吸收和积累能力相对较强。在本试验条件下,豆瓣菜地上部的Pb富集系数均很小,最大值仅为0.075,说明豆瓣菜从土壤中吸收积累Pb的能力很弱,因而在一般情况下豆瓣菜受Pb污染的风险较弱。

表6 不同处理下各基因型豆瓣菜的Pb富集系数

3 讨论

3.1 适当浓度的重金属对豆瓣菜生长有一定的促进作用

本研究结果显示,适当浓度的Cd、Pb复合污染对豆瓣菜的生长有一定的促进作用。关于重金属对植物生长的促进作用已有大量报道[23]。Qiu等[15]在研究镉、铅污染对菜薹(菜心)生长的影响时发现,在一定范围内,单一的Pb处理对菜薹生物量积累具有一定的促进作用。Dai等[24]在研究镉、铅复合污染处理对芥菜的影响时发现,当Cd、Pb处理浓度分别达0.57、116.79 mg·kg-1时,芥菜的地上部生物量积累才受到显著抑制。Tomsett等[25]认为,低浓度的重金属对植物有积极的刺激作用,这是植物的一种适应性反应,植物通过加速生理生化活动产生大量的代谢产物与金属离子络合以解毒,从而导致生长加速。武淑华等[26]的研究也发现,低浓度的Cd处理增强了植物体内的过氧化氢酶、过氧化物酶和酸性磷酸酶等的活性,促进了植物生长。

3.2 Cd、Pb复合污染条件下Pb促进了豆瓣菜对Cd的吸收和积累

土壤中的重金属污染常常以复合污染的形式存在,并且重金属之间的交互作用对植物有显著影响[27]。本研究中,随着土壤Pb浓度升高(在一定范围内),豆瓣菜地上部的Cd含量也相应升高,说明适当浓度的Pb可以促进豆瓣菜对Cd的吸收和积累。这与许多研究的结果一致。Dai等[24]在研究镉、铅复合污染处理对芥菜Cd含量的影响时发现,随着土壤Pb处理浓度的升高,芥菜地上部的Cd含量也相应升高。吕建波等[28]发现,当多种重金属元素共存时,其复合作用可以大大改变重金属的生物活性或毒性。Serrano等[29]的研究发现,土壤对Pb的吸持能力要强于Cd,并且Pb能明显降低土壤对Cd的吸附。黎佳佳等[30]研究表明,一定浓度的Cd、Pb同时存在时,Pb可夺取Cd在土壤中的吸附位,使Cd的活性增加,提高土壤中Cd的有效性,而土壤对Pb具有很强的吸附能力,使Pb更易固定在土壤中,难于迁移,不易被植物吸收。Lin等[31]发现,Pb的存在能提高土壤Cd的活性,从而增加水稻植株中的Cd含量。Madyiwa[32]发现,较单施Cd或Pb,同时施加Cd和Pb的处理能增强Cynodonnlemfuensis对Cd的吸收积累,但对Pb无显著影响。Zhou等[10]在对苋菜的研究中也有类似发现。但是,Qiu等[15]在研究镉、铅复合污染处理对菜薹的影响时却发现相反的现象,即随着土壤Pb浓度的提高,供试菜薹品种地上部的Cd含量显著降低。因此,重金属复合污染条件对不同植物生长和重金属积累的影响和规律可能并不完全一致。

3.3 豆瓣菜在Cd、Pb复合污染条件下的镉富集系数大于铅富集系数

生物富集系数常被用来反映土壤-植物体系中元素迁移的难易程度,是评价植物将重金属吸收转移到体内能力的重要指标[22]。在LPb、MPb、HPb水平下,供试豆瓣菜基因型的Cd富集系数大都大于1,且随着Pb浓度升高(在一定范围内)而增加。相比之下,供试豆瓣菜基因型的Pb富集系数却很小,且随着Pb处理浓度的升高(在一定范围内)而下降。这可能是由于过高浓度的Pb抑制了植物正常的生长和代谢,进而影响了植物对Pb的吸收[33]。Dai等[24]在研究镉、铅复合污染处理对芥菜的影响时同样发现,供试芥菜品种的Pb富集系数很小(0.003 6～0.036 4),且同样随着Pb处理浓度的升高而下降。赵小蓉等[34]研究了成都平原6种蔬菜对重金属的富集能力,结果表明,6种蔬菜对重金属的富集能力总体表现为Cd>Hg>Pb>As>Cr,对Pb的富集系数在0.002～0.031,平均值为0.020,6种蔬菜对Pb的富集系数由高到低依次是花菜>白菜>莴笋>莲白>萝卜>马铃薯,花菜是马铃薯的12.9倍。高宗军等[35]在山东省鱼台地区蔬菜上的研究表明,各类蔬菜的Pb富集系数在0.05～0.42,萝卜、白菜、结球甘蓝(卷心菜)的Pb富集系数分别为0.12、0.27、0.42。与现有研究报道的叶菜对Pb的富集系数相比,豆瓣菜对Pb的富集能力处于中等偏下水平。

结合本研究和本课题组前期研究结果判断,总体上豆瓣菜具有相对较强的Cd积累能力,强于葱、韭菜[13],而弱于苋菜[10]、蕹菜[36]、菜薹[15]、小白菜[37]、芥菜[24],而且不同豆瓣菜基因型的Cd积累能力不受土壤Pb含量的影响。豆瓣菜各基因型的Cd积累能力随土壤中Pb浓度的上升而增强,这有利于Cd、Pb复合污染条件下豆瓣菜的应用。豆瓣菜对Pb的积累能力相对较弱,这与以往的调查结果有所不同[9-10]。从本研究结果来看,豆瓣菜受Cd污染的风险要远高于Pb。

致谢：感谢中山大学生命科学学院杨中艺教授对本研究和论文写作的精心指导!