野生大豆重金属含量及富集特征

吴东丽 张金屯

摘要 [目的]研究野生大豆不同部分对重金属的积累和转移能力。[方法]通过用重铬酸钾容量法、酸度计法、中和滴定法，测得有机质、pH和碳酸盐含量。[结果]野生大豆对Cu、Zn、Cd、Pb这4种重金属富集特征都呈现出地下部分明显大于地上部分，且野生大豆生长越旺盛，积累重金属的量越多。野生大豆各部分在不同群落对Cu和Cd的积累规律是一致的，表现为地下>种子>土壤>地上，对Pb的积累表现为地下>土壤>地上>种子。Cd的富集系数最高，因为Cd是水易溶性元素。[结论]该研究为野生大豆的重金属富集规律提供理论依据。

关键词 野生大豆；重金属；富集；转移

中图分类号 S181.3文献标识码 A文章编号 0517-6611（2018）16-0071-04

Abstract [Objective] The research aimed to study accumulation and transfer ability of different parts for Glycine soja.[Method] The content of organic matter，pH and carbonate were measured by the method of potassium dichromate capacity，acidity meter and neutralization titration.[Result] Underground part of Glycine soja had a higher capability of accumulating Cu，Zn，Pb，Cd than aboveground did.The metals accumulation by Glycine soja was much higher when it was more flourish.Accumulation of Cu and Cd in different parts of Glycine soja indicated the same degree that was underground part>seeds>soils>aboveground part，while the degree accumulation of Pb was that underground part> soils>aboveground part>seeds.BCF of Cd was the highest value because Cd was dissolvent.[Conclusion] The study provides the theoretical basis for the accumulation of heavy metal of Glycine soja.

Key words Glycine soja；Heavy metal；Accumulation；Translocation

土壤-植物系統是陆地生态系统最基本的结构单元，也是生态系统物质能量循环的枢纽。土壤圈物质循环研究是当今土壤学和环境科学的重要课题，土壤-植物系统中重金属污染物迁移转化则是这一领域的重要内容[1-4]。由于该系统具有转化贮存太阳能量为生物化学能的功能，在该系统中发生重金属污染，不但影响植物产量与品质，而且也影响大气和水环境质量，并通过食物链危害人类的生命和健康。更为严重的是这种污染具有隐蔽性、长期性和不可逆性，因此对土壤-植物系统重金属污染进行深入研究尤为重要[5]。

重金属在环境中很难降解，并能通过食物链富集放大，因此，其环境毒性效应的研究受到高度重视。铜和锌是植物正常生长发育的必需元素，但浓度超过一定范围时，会对植物生长产生抑制作用[6-7]。铅和镉为植物生长发育不需要的金属元素，而且毒性较大；铅是污染土壤较普遍的元素，污染源主要来自汽油里添加抗爆剂烷基铅，土壤铅大多发现在表土层，表土铅在土壤中几乎不向下移动，铅对植物的危害表现为叶绿素下降，阻碍植物的呼吸和光合作用；土壤的镉污染主要来源于镉矿、镉冶炼，如土壤偏酸性时，镉溶解度增高，在土壤中易于迁移；土壤处于氧化条件下，镉也易变成可溶性，被植物吸收也多。这4种重金属污染在环境中普遍存在[8]。野生大豆 （Glycine soja）是栽培大豆（G .max）的野生近缘种，具有多种优良性状，营养丰富，其地理分布仅限于东亚中北部地区，而我国野生大豆资源最为丰富，约占全世界总量的90%以上[9]，但是由于人类的干扰和破坏，导致许多原来大面积分布的野生大豆群落缩减甚至消失，已被列为我国二级濒危保护植物。笔者探讨野生大豆的不同部分对Cu、Zn、Cd、Pb这4种重金属的积累、转移能力，以期为野生大豆更进一步的研究提供科学依据。

1 资料与方法

1.1 研究区域自然概况

北京位于华北平原的最北端（39°38′～41°05′N、115°24′～117°30′E），西北高、东南低，西部和北部为山区，分属太行山脉和燕山山脉，东南部属华北平原，海拔差异较大。该区域内东灵山最高，海拔2 303 m，而平原地区较低，平均海拔为15～50 m[10]。北京地区属于温带大陆性季风气候，冬季寒冷干燥，夏季炎热多雨，水热时空分配不平衡。年平均温度11.8 ℃，平均年较差可达31.0 ℃。年平均降雨量565 mm，大部分集中在7和8月，由于地形的影响，山区的降水和平原地区也有很大差异[11]。

1.2 研究方法

1.2.1 取样及原始数据处理。

在分布有野生大豆群落的北沙河流域，根据微地形和群落分布特点，共设置了5个样方，垂直于河流，离河由远及近，土壤水分含量逐渐增多，为了反映群落环境的变化趋势，每隔3 m设置一个样方，样方大小为1 m×1 m。记录物种组成（类型）、高度、盖度，同时记录每个样方的环境因子特征，如土壤厚度、石头盖度、坡度、坡向、坡位、小地形、经纬度、离水的距离、野生大豆缠绕的植物、人为干扰、放牧情况等。采集每个样方内的野生大豆种群（包括地下部分），同时采集混合土样带回室内分析，采样深度为0～20 cm，每个样品3个重复。土样分析测了3个土壤指标，分别用重铬酸钾容量法、酸度计法、中和滴定法测得有机质、pH和碳酸盐含量（表1）。

在野生大豆成熟的季节，按照原来的取样位置，以样方1 m×1 m为单位，分别采集5个样方内的野生大豆豆荚，带回实验室做室内分析。

1.2.2 样品处理。将野生大豆种子、植物体地上部分和地下部分分开，以自来水充分冲洗去除黏附于样品上的泥土和污物后再用去离子水洗净，沥水烘干，于105 ℃下杀青30 min 后在70 ℃下烘干至恒重，再用植物粉碎机分别将各种样品粉碎。准确称取1 g样品置入100 mL高脚烧杯内，加入5 mL HNO3 +1 mL HClO4在130 ℃电热板上进行消解，如样品未完全消解至透亮，冷却后再次加入3 mL HNO3 +1 mL HClO4消解，反复操作直至溶液至透亮，加热至溶液小于1 mL 左右后冷却，以5%HNO3进行溶解并转移至25 mL容量瓶定容待测。土壤样品经室内自然风干，研磨后过100目尼龙筛，准确称取1 g土壤样品，以2 mL HClO4+10 mL HF进行消解，待冷却后再次加入2 mL HClO4+10 mL HF消解，再次冷却后加入1 mL HClO4 消解至冒白烟，冷却后以5%HNO3进行溶解并转移至25 mL容量瓶定容待测。仪器使用日立公司产Z-5000型原子吸收分光光度计，采用原子分光光度法测定植物和土壤消解样品中Cu、Pb、Zn元素，采用原子吸收石墨炉法测定Cd。

1.2.3 计算方法 。转移系數（TF）和富集系数（BCF）的计算分别如下[12]：

TF=地上部分重金属浓度/地下部分该元素浓度

BCF=植物体各部分重金属的浓度/土壤背景值

1.2.4 5个群落的特征。

垂直于河流的方向，离河由远及近依次为样方1～5，代表不同的群落类型，分别为①野生大豆+野艾蒿+长萼鸡眼草+早开堇菜群落（Comm.Glycine soja+Artemisia lavandulaefolia+Kummerowia stipulacea+viola prionantha）、②野生大豆+野艾蒿+狗尾草群落（Comm.Glycine soja+Artemisia lavandulaefolia+Setaria viridis ）、③野生大豆群落（Comm. Glycine soja）、④野生大豆+荩草群落（Comm.Glycine soja+Arthraxon hispidus）、⑤野生大豆+荩草+水芹群落（Comm.Glycine soja+Arthraxon hispidus+Oenanthe decumbens），这5种群落的分布特征呈明显的水分生态梯度，随土壤水分逐渐增加，群落优势种由旱中生向中生、湿生过渡。

随着生境水分逐渐湿化，土壤水分含量增加，野生大豆逐渐成为优势种，说明其适应生长在较湿环境中，但是随着土壤水分的继续增加直到有积水出现，野生大豆又逐渐被荩草和水芹所代替，说明野生大豆喜湿，但最适宜环境不是积水的生境。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属污染情况

由表2～3可知，5个群落土壤中的Cu、Cd、Pb均未超过国家一级标准值，Zn除第2个群落没有超过一级标准值，其余4个群落都超过了国家一级标准值，但仍低于国家二级标准值。说明土壤没有受到重金属的污染。

2.2 野生大豆中重金属的含量

2.2.1 Cu的积累。从图1a可看出，5个群落土壤中Cu的浓度基本一致，没有明显差异。而前3个群落野生大豆的地上、地下和种子中Cu的浓度明显高于后2个群落，地上、地下Cu的浓度最高值出现在第3个群落。说明野生大豆对Cu的积累与土壤含水量有关系，因为后2个群落在生长过程中有较长时间浸泡在水中。在5个群落中，野生大豆对Cu的富集呈现了一致的变化趋势，每个群落中Cu含量从高到低依次为地下部分、种子、土壤、地上部分。地下部分对Cu的富集明显高于地上部分，且地下部分Cu的浓度高于土壤中Cu的浓度，地上部分Cu的浓度低于土壤Cu的浓度。种子Cu的浓度低于地下部分的浓度，高于土壤和地上部分的浓度。

2.2.2 Zn的积累。从图1b可看出，前3个群落野生大豆地下部分和地上部分Zn的浓度明显高于后2个群落。在5个群落中，除第3个群落外，其余4个群落都表现出野生大豆地下部分Zn的浓度高于地上部分。

2.2.3 Cd的积累。

从图1c可看出，前3个群落土壤Cd的浓度明显低于后2个群落的浓度；前3个群落地下部分Cd的浓度明显高于后2个群落的浓度，前3个群落地上部分Cd的浓度明显低于后2个群落。在第2个群落中，Cd含量从高到低依次为地下、种子、地上、土壤，其他群落Cd含量从高到低依次为地下、种子、土壤、地上。地下部分对Cd的富集远大于地上部分，其浓度高于土壤、地上部分和种子。种子中Cd的浓度低于地下部分而高于地上部分。除了第2个群落外，其他群落地上部分Cd的浓度均低于土壤中Cd的浓度。

2.2.4 Pb的积累。从图1d可看出，前3个群落土壤、地下部分和地上部分Pb浓度明显高于后2个群落Pb的浓度，且在第3个群落值最高。在5个群落中，野生大豆对Pb的富集呈现一致的变化趋势，每个群落中Pb含量从高到低依次为地下、土壤、地上、种子。地下部分对Pb的富集比地上高很多。地下部分Pb的浓度高于土壤的浓度，而地上部分Pb的浓度低于土壤的浓度。种子中Pb的浓度很低，说明野生大豆种子对Pb积累很少。

2.3 野生大豆中重金属的富集

2.3.1 地下部分。由图2可见，对于4种重金属，野生大豆都呈现出地下部分富集能力是最强的，远大于地上部分和种子。野生大豆地下部分对Cd的富集能力最强，富集系数最大值达18.00，对Zn的富集能力最弱，富集系数最大值仅为1.24，对Cu和Pb的富集介于二者之间，说明野生大豆对重金属的富集具有选择性。野生大豆地下部分对4种重金属的富集呈现一致的规律，即前3个群落的富集系数明显大于后2个群落，这可能与野生大豆的长势和土壤水分有关。后2个群落土壤水分含量特别高，而且在生长期内有较长时间根部被水浸泡，这可能影响地下部分对重金属的累积。富集系数最高值出现在第2和第3个群落，这2个群落中野生大豆生长情况最好，说明野生大豆生长的越好，对重金属的富集能力也最强。

2.3.2 地上部分。由图2可见，野生大豆地上部分对Cd的富集能力最强。地上部分对4种重金属的富集系数基本上都小于1，说明野生大豆从根部向上运输这4种重金属的能力比较差。地上部分对于重金属的富集表现了与地下部分相似的趋势，即前3个群落的富集系数大于后2个群落的富集系数。

2.3.3 种子。由图2可见，野生大豆种子对4种重金属的富集能力从强到弱依次为Cd、Cu、Zn、Pb。种子对Cd的富集能力最强，富集系数最大值为9.00，最小值为1.00；其次为Cu，富集系数最大值为1.41，最小值为0.76；对Pb的富集能力最弱，最大值为0.14，最小值为0.03；对Zn的富集系数都小于1.00，最大值为0.71，最小值为0.30。种子对Cd的富集表现出前3个群落富集系数大于后2个群落，而对其他3种重金属的富集并没有表现出类似的规律。

2.4 野生大豆中重金属的运输

转移系数是植物地上部分和根部重金属含量的比值，可以体现植物从根部向上部运输重金属的能力，揭示了重金属被根吸收进入植物后在植物体内的转移特征。比值越大，说明植物在体内运输重金属的能力越强。根据参考文献[13]，转移系数的临界值为0.5，如果植物的临界值超过0.5，则说明该植物具备了修复重金属污染的能力。而如果转移系数大于1.0的话，则该植物具备超富集植物的一个特征。由图3可见，野生大豆运输重金属的效率因野生大豆长势和重金属类型而异。Zn在第3个群落转移系数大于1.0，第1和第2个群落的转移系数大于0.5；Cu在第2个群落转移系数大于0.5，Cd和Pb的转移系数都小于0.5。说明野生大豆对Zn的转移能力最强。

野生大豆对Cu和Zn的转移能力表现了相同的规律，即前3个群落的转移系数大于后2个群落，说明野生大豆的长势越好，其从地下向地上转移Cu和Zn的能力越强。而Cd的转移系数明显是前3个群落小于后2个群落，这可能与后2个群落土壤的含水量大有关，因为Cd是水易溶性元素，在这4种重金属中Cd的水溶性是最大。Pb的转移系数是第3个群落最小，说明长势越好，从地下向地上转移Pb的能力越弱。

3 小结与讨论

野生大豆对Cu的积累，每个群落中Cu含量从高到低依次为地下部分、种子、土壤、地上部分。对Zn的积累，前3个群落野生大豆地下部分和地上部分Zn的浓度明显高于后2个群落，5个群落之间没有表现出一致的积累特征。对Cd的积累，在第2群落中，Cd的含量从高到低依次为地下、种子、地上、土壤，其他群落Cd含量从高到低依次为地下、种子、土壤、地上。对Pb的积累，每个群落中Pb含量从高到低依次为地下、土壤、地上、种子。由此可见，野生大豆各部分在每个群落中对Cu和Cd的积累规律是一致的；对Pb的积累规律不一致，主要表现在种子对Pb的积累最弱。

第2和第3个群落的野生大豆地上和地下部分富集系数最高，这2个群落野生大豆的长势最好，说明野生大豆生长越旺盛，积累重金属的量越多。第4和第5个群落的富集系数明显低很多，说明土壤中过多的水分影响了根部对重金属的富集。

虽然Cd在野生大豆中的含量比其他3种重金属低，但Cd的富集系数是最高的，说明Cd在野生大豆中的迁移强度和吸收利用程度高于其他3种，Cd更容易从土壤中进入野生大豆体内[13]。Cd的转移系数表现为前3个群落小于后2个群落，这可能与后2个群落土壤的含水量大有关，因为Cd是水易溶性元素，在这4种重金属中Cd的水溶性是最大。

野生大豆对Cu、Zn、Cd、Pb 4种重金屬富集特征都呈现出地下部分明显大于地上部分。这可能是因为土壤中重金属直接与野生大豆根系接触，根部有大量的微生物，能将重金属离子吸收或固定，增强了根部对重金属的吸收和富集能力[14]。

比较野生大豆地上部分与地下部分积累重金属，积累主要集中在根部，这是由于野生大豆对将重金属从地下部转运到地上部的能力较差，它尽量把吸收到体内的重金属束缚在根部，避免地上部茎和叶的细胞受到重金属的直接伤害。野生大豆对Cd的积累很高，但是将Cd运输到地上部的能力较差，从这一点讲，野生大豆只能算是一种富集植物，而不是超富集植物，因为超富集植物的一个主要特征就是植物地上部重金属含量大于根部该重金属含量[15]。野生大豆能够从土壤中吸收重金属，并把它们固定在根部，限制重金属向地上部转移，使重金属污染土壤的植物稳定。植物稳定的作用是通过植物根部积累、沉淀、转化土壤中有毒金属，或通过根部吸附来加强对污染物的固定，以降低其生物有效性和防止其进入地下水和食物链，从而减少其对环境和人类健康的污染风险[16]。野生大豆可以阻止重金属进入地上部分，减少毒害作用，具有对重金属的排斥机制，这可能也是它生态幅大的部分原因。

参考文献

[1] WHITE P J.Cation channels in the plasma membrane of rye roots[J].Journal of experimental botany，1997，48：499-514.

[2] FOX T C，GUERINOT M L.Molecular biology of cation transport in plants[J].Annual review of plant biology，1998，49：669-696.

[3] MORSOMME P，BOUTRY M.The plant plasma membran H（+） ATPase：Structure，function and regulation[J].Biochimical biophysical acta，2000，1465（1/2）：1-16.

[4] WILLIAMS L E，PITTMAN J K，HALL J L.Emerging mechanisms for heavy metal transport in plants[J].Biochimica biophysica acta，2000，1465（1/2）：104-126.