楠竹笋对土壤中铅和镉的吸收特征分析

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(1.贵州省林业科学研究院,贵州贵阳 550005; 2.贵州农业职业技术学院,贵州贵阳 551400)

铅(Pb)、镉(Cd)在自然环境中本底含量较低,通常不会影响人体健康,它们并非生物生长的必需元素,却可在生物体内富集。食物一旦被铅、镉污染,通过食物链的传递,人类健康将受到极大的威胁。Pb和Cd污染主要来源于铅锌矿,以及有色金属冶炼、电镀等工厂排放的大气固体颗粒物[1],这些含有高含量Pb、Cd的颗粒物,通过沉降作用会对土壤环境造成污染,通过径流和淋洗作用,还会进一步危害地下水环境[2]。

近年来,Pb和Cd的环境生物学效应,尤其是在食用农产品的累积特性方面已成为研究热点[3-4]。Pb、Cd主要集中在土壤表层1～10 cm,随着时间的推移有向下迁移的趋势[5],土壤—作物—食物间的迁移分配,是土壤重金属影响人体健康的主要途径之一[6]。有研究表明:玉米对Cd的富集和转运特性表现为,从玉米地下部向地上部迁移的能力较弱[7]。水稻地上部不同器官对土壤Pb和Cd的富集特征差异显著,总体上呈现茎鞘>叶片>大米的趋势,当土壤Cd的含量为100 mg·kg-1时,Cd在水稻中的含量在0.22～2.86 mg·kg-1之间[8]。研究发现,通过品种选育或基因改良,可以有效降低水稻对土壤中Cd的富集能力[9]。西兰花是一种对重金属低积累的蔬菜作物,根部对Cd和Pb的富集系数要远远超过花球,说明Cd和Pb在西兰花体内的迁移能力较低,从土壤中吸收的Cd和Pb大部分被根部吸收固定,向地上部转移的量较少[10]。花生对Pb的吸收主要集中在茎叶,其次为果仁、籽壳和根系,对Cd的吸收主要为茎叶,其次为仁籽、根系和果壳[11]。大量的研究表明,很多蔬菜都具有吸收Pb、Cd的能力,若产地环境存在Pb、Cd的污染,将对食品造成重大安全隐患。

楠竹笋作为广泛食用的菜肴,具有丰富的营养成分,是传统的森林蔬菜之一,被列为“素食第一品”。近年来还发现材楠竹笋具有减肥、降血脂、抗衰老等多种保健功能,是一种新型的保健食品。但关于楠竹笋对Pb和Cd吸收富集方面的相关研究却鲜有报道。本研究以楠竹笋为试材,选择原生态的楠竹林,在竹笋生长期,施加外源硝酸铅和硝酸镉混合液,模拟重金属Pb和Cd的污染,研究不同Pb和Cd污染水平下,楠竹笋对Pb和Cd的吸收能力和各器官的富集特征,以期进一步阐明在不同污染浓度上,楠竹笋对土壤中Cd和Pb富集的差异性,从而为竹笋产地安全适宜性评价提供参考。

1 材料与方法

1.1 材料与仪器

Pb和Cd标准品 规格均为1000 μg·mL-1,北京坛墨质检科技有限公司;硝酸铅、硝酸镉 分析纯,上海迈瑞尔化学技术有限公司;浓硫酸、硝酸 分析纯,国药集团化学试剂有限公司;高氯酸 分析纯,天津市鑫源化工有限公司。

GST-马弗炉 上海广树机电有限公司;不锈钢蒸馏水器 上海技舟化工科技有限公司;K20A-铝模块消解仪 上海晟声自动化分析仪器有限公司;Ice 3000 series-火焰原子吸收光谱仪 赛默飞科技有限公司。

1.2 实验方法

1.2.1 实验设计及样品采集 竹笋品种选择楠竹,在竹笋生长期,挑选大小一致且健康的竹笋,划定实验区和空白区域。在选定的试验点,外源施加不同浓度梯度的硝酸铅和硝酸镉溶液,来模拟重金属Pb和Cd的污染。在楠竹林中选取三个实验点,楠竹笋的根部主要向下生长,根部主要集中在土壤深度10 cm左右,采取空白土壤运回实验室后,在阴暗处自然风干,除杂,过20目筛备用。在楠竹笋长出地面约5 cm高时,筛选长势一致的楠竹笋,每个试验点的处理以15 cm为半径圆的面积,能保证覆盖到每根竹笋的根部,每个试验点设置隔离带。分别向三个实验地点的土壤表面缓慢均匀喷施5、50、500 mg·m-2的硝酸铅(Pb(NO3)2)和硝酸镉(Cd(NO3)2)混合溶液100 mL,每个处理设置三个重复,同时设置对照样地。分别在添加外源Pb和Cd后的第7、14、21 d采集竹笋样品和土壤样品。根据竹笋结构(图1)上的差异,分别将竹笋的各个部位(A(笋根)、B(笋底)、C(笋中)、D(笋尖)、E(笋皮))分开,其中,根部用蒸馏水清洗干净并晾干。其他部位样品切碎后,于80 ℃烘干,再粉碎过100目筛待测。

图1 楠竹笋结构图Fig.1 The structure of bamboo shoot

1.2.2 标准曲线的制作 分别从Pb和Cd标准液1000 μg·mL-1中移取一定体积,并配制成50 μg·mL-1的混合标准液,分别从混合标准液中移取一定量的体积,配置成0.2、0.6、0.8、1.2、1.6和2.0 μg·mL-1系列混合标准液,待原子吸收光谱仪检测。以污染浓度为横坐标,竹笋中Pb、Cd含量为纵坐标,通过线性拟合,得到标准曲线方程。

1.2.3 样品分析检测 分别根据国标[12-14]方法测定样品中的铅、镉。土壤样品:称取1.0 g(精确到0.001 g)土壤样品于消解管中,并用去离子水润湿,加入10 mL HNO3+HClO4(4∶1,v/v),在铝模块上利用程序升温进行消化:以15 ℃/min升温至100 ℃保持40 min,然后以10 ℃/min升到180 ℃保持60 min,以20 ℃/min升到220 ℃保持60 min,冷却后定容至50 mL的容量瓶中,待原子吸收光谱仪检测。竹笋样品:准确称取2.000 g的干燥样品于瓷坩埚中,放置在电炉上将样品完全碳化,然后转移至马弗炉中,于550 ℃的高温下灰化完全,待冷却后加入5 mL[HNO3+HClO4(3∶1,v/v)]的混合酸,在电炉上消解至清澈,定容至10 mL。火焰原子吸收分光光度法检测样品中Pb、Cd含量,每个样品重复测定三次。

1.2.4 样品中Pb、Cd含量的计算 按式(1)计算样品中Pb、Cd的含量。

式(1)

式中,c为标准曲线上计算的浓度(μg·mL-1),m为样品干重(g);

植株中Pb和Cd的积累总量(mg·kg-1)=[Si]笋根+[Si]笋皮+[Si]笋底+[Si]笋中+[Si]笋顶;

生物富集系数(BCF)=[Si总]/[Si土壤],富集系数越大,表示竹笋积累重金属能力越强;

转移系数(TF)=([Si]笋皮+[Si]笋底+[Si]笋中+[Si]笋顶)/[Si]根;

Pb和Cd在各部位中分配百分比(%)=[Si]/[Si总]×100,其中[Si]表示Pb或Cd含量。

1.2.5 数据处理 采用Excel进行数据处理,Origin 8.0进行绘图,IPM SSP Statistics进行差异显著性分析。

2 结果与分析

2.1 楠竹笋对Pb和Cd的富集及转移

2.1.1 楠竹笋对Pb和Cd的富集特征及影响 由图2可知,随着外源浓度的增加,竹笋中各部分的Pb、Cd含量和生物富集系数均随着污染程度的提高而呈上升趋势。由表1可见,楠竹笋对Pb、Cd的富集与污染浓度呈正相关,与莲藕中金属含量与浓度呈正相关的报道一致[15]。

表1 竹笋中Pb、Cd含量与土壤污染浓度之间的相关性Table 1 Correlation between of content Pb,Cd in bamboo shoots and pollution concentration in soil

图2 竹笋对土壤中Pb和Cd的富集系数(BCF)Fig.2 The enrichment coefficient of lead and cadmium from soil by bamboo shoots(BCF)

表2表明,随着时间的推移和浓度的增大,楠竹笋各器官中Pb、Cd富集与外施Pb、Cd浓度呈正相关,呈现明显的“累积效应”。有研究表明:农作物对Pb、Cd的积累主要集中的根、茎、叶,可食部分积累量相对较低:水稻地上部不同器官对土壤Cd、Pb的富集总体上呈现茎鞘>叶片>大米的趋势[8];玉米根、茎、叶、籽粒部位Cd的富集系数范围分别为1.076～1.991、0.093～0.430、0.068～0.902和0.004～0.081,呈现根>茎>叶>籽粒[7]。竹笋根部Pb和Cd含量均远大于笋皮、笋底、笋中和笋尖的含量,在可食部分Pb和Cd含量较低,与上述研究结果相似。

从表2可见,当土壤中外源Pb污染浓度为5～50 mg·m-2时,Pb在各器官间的分布总体呈现为笋根>笋底>笋尖>笋中>笋皮,但污染程度提高至500 mg·m-2时,笋根>笋皮>笋底>笋尖>笋中。由于污染程度不同,富集量变化最大的是笋皮,轻度、中度污染时,含量约为0.06～0.36 mg·kg-1,重度污染时含量由0.68上升至3.67 mg·kg-1,这可能与笋皮类似于植物韧皮部,一般水分、养分等吸收速度均高于其他部位有关。Pb主要集中在笋根和笋底,同时向笋尖转运能力大于笋的中部。表明农作物的根、茎、叶和果实等各器官对Pb、Cd的积累和转运能力存在显著差异[16]。随着富集量的提升,Pb、Cd可能会够诱导大量活性氧(ROS)的产生,引起膜脂过氧化,产生细胞毒性物质[17]。也有研究表明,Pb、Cd能够抑制植物的株高和地径[18]。本实验中,与对照组相比,喷施5～500 mg·m-2的Pb、Cd对竹笋生长的抑制效果较为明显,表现为随着污染程度的递增,竹笋生长缓慢甚至停滞。

从表2可知,GB2762-201对蔬菜类Pb最大限量是1.0 mg·kg-1,当外源浓度为500 mg·m-2以下,竹笋可食部分的组织中笋底、笋中、笋尖中Pb含量均小于1.0 mg·kg-1(除了高浓度第21 d,笋底的积累为1.59 mg·kg-1,略超过了1.0 mg·kg-1),笋尖和中部食用是安全的,铅主要富集于根部,少量富集于底部、中部和顶部,可见楠竹笋对铅是一种低富集作物。GB2762-201对蔬菜类Cd最大限量是0.2 mg·kg-1,当外源浓度为5 mg·m-2,轻度、中度污染的竹笋可食部分Cd含量在0.02～0.14 mg·kg-1,重度污染在第14 d以后笋底含量大于0.2 mg·kg-1,但笋中和笋尖Cd含量低于0.2 mg·kg-1,故当土壤Cd污染浓度为500 mg·m-2及以上时,竹笋已不适合食用,低于500 mg·m-2以下外源Cd污染可以安全食用。

表2 不同生长时期竹笋各部位Pb和Cd的积累总量(mg·kg-1/干重)Table 2 Accumulation and transfer characterization of lead and cadmium in the different growing periods of bamboo shoots(mg·kg-1/dry weight)

2.1.2 楠竹笋对Pb和Cd的转移 由表3可得,当外源Pb和Cd浓度为5～500 mg·m-2时,竹笋对土壤中的Pb的生物转移系数(TF)随浓度增加,TF值呈“下降”趋势;Cd的生物转移系数(TF)随浓度增加,TF值呈“上升”趋势。随时间的变化呈现为:Pb的TF值从第7 d时TF值降至0.39,第14 d时TF值降至0.24,第21 d时TF值降至0.26;Cd的TF值变化为:第7 d时TF值上升至0.43,第14 d时TF值上升至0.50,第21 d时TF值上升至0.23。总的来看,Pb随时间的推移TF值变小,呈“下降”趋势,Cd呈先“上升”,后“下降”的趋势。可见在同一时间段,竹笋对土壤中低浓度Pb污染的转移能力大于高浓度的,但竹笋对土壤中Cd转移能力随污染浓度的增高而增强,说明了竹笋对Pb的吸收比对Cd的吸收先达到饱和状态。Pb、Cd的转移途径主要从土壤-笋根-笋底和笋皮-笋中-笋尖。

表3 竹笋对土壤中Pb和Cd的转移系数(TF)Table 3 The migration coefficient of lead and cadmium from soil by bamboo shoots(TF)

2.2 楠竹笋对土壤Pb和Cd的吸收规律

2.2.1 楠竹笋对Pb的吸收 由表4可知,随着时间的推移,由于降雨淋洗、植物吸收、微生物分解等原因,土壤中Pb含量逐渐变少的,但这期间超出了食用林产品产地环境通用要求(LY/T 1678-2014)的限值45 mg·kg-1,土壤重金属超标。由竹笋的转运作用导致笋体内受到重金属污染,且随着时间的推移,污染程度的增强,竹笋对Pb的吸收增大。竹笋中三种外源施加浓度5、50、500 mg·m-2的Pb含量分别是对照组的10(第7 d)、21(第14 d)和33(第21 d)倍;3(第7 d)、6(第14 d)和11(第21 d)倍;2(第7 d)、5(第14 d)和8(第21 d)倍。表明同一污染浓度,土壤中的Pb逐步降低,竹笋中的Pb含量不断升高。可见竹笋对土壤中Pb的吸收是导致土壤中Pb含量降低的原因之一。

表4 土壤和竹笋中Pb和Cd含量(mg·kg-1) Table 4 Pb and Cd content in soil and bamboo shoots(mg·kg-1)

2.2.2 楠竹笋对Cd的吸收 喷施硝酸镉后,表层土壤中的Cd随着时间的推移逐步降低(表4),但仍超出了食用林产品产地环境通用要求(LY/T 1678-2014)的限值0.25 mg·kg-1。三种外源施加浓度5、50、500 mg·m-2的Cd含量分别是对照组的35(第7 d)、62(第14 d)和145(第21 d)倍;4(第7 d)、12(第14 d)和17(第21 d)倍;4(第7 d)、6(第14 d)和9(第21 d)倍。楠竹笋对Cd的吸收呈现明显的积累效应。

从研究结果可知,Cd和Pb在楠竹笋体内的迁移能力较低,从土壤中吸收Pb和Cd大部分被根部吸收固定,部分集中在底部,Pb和Cd向竹笋中部和笋尖转移的量较少。任传义等[23]对浙江省和江西省8个竹笋生产基地的土壤和竹笋中5种重金属(Pb、Cr、Cd、As、Cu)污染状况进行调查,发现土壤中重金属的含量超标,但地表的竹笋中重金属含量却并未超出国家规定的限值,可以安全食用,这与本文上述的研究结果相同。

稳定良好的土壤结构,健康环保的土壤化学性质,有利于植物生长和农产品质量安全。土壤理化性质是影响Pb、Cd向农作物体内转移的主要因素[19-20],富集的Pb、Cd对农作物产生毒害[21-22],影响农作物食用安全。本研究表明:喷施外源Pb、Cd后,土壤表层Pb、Cd含量随时间呈现递减的趋势,地表竹笋中Pb、Cd含量随着时间的推移呈现递增的趋势,可见竹笋的吸收是土壤Pb、Cd含量递减的原因之一。

植物对重金属的吸收和富集主要通过:吸附在根的外围;转运进根系中;通过根系继续向上部运输[23]。本试验结果表明:从积累量上看竹笋根部含量最大。Pb、Cd进入根部以后,逐步向笋底部、中部,笋尖及笋皮转运吸收,楠竹笋对Pb、Cd的吸收量随污染浓度增大和时间的延长而增大。

2.3 Pb和Cd在楠竹笋各器官中的分配

2.3.1 Pb在楠竹笋各器官中的分配 根据图3(a1～a3),随土壤中外源Pb污染浓度的增加,楠竹笋的笋根、笋皮、笋底、笋中、笋尖Pb积累量显著增加。Pb在楠竹笋生长期各器官中主要分布在根部,低污染浓度5和50 mg·m-2时,楠竹笋对Pb的吸收主要分配在笋根和笋尖上,随着时间的推移,笋根铅含量逐步上升,笋底铅含量逐步降低,可见Pb由笋根向各组织转移,可食部分约占20.04%～52.85%;高污染浓度500 mg·m-2时,Pb主要分配在笋根上,随着时间的推移,根部分配比例逐步增大,笋皮分配比例也逐步增大;随着浓度的增大,Pb在笋尖的分配百分比逐步降低,根部比例逐渐增大,可食部分占11.53%～23.44%。这说明铅的转移能力有限,当铅外源污染浓度达到一定值后,转运能力达到饱和状态,体现出低浓度底部铅占比较低,而高浓度时底部铅占比增大的现象。

2.3.2 Cd在楠竹笋各器官中的分配 从图3(b1～b3)中可知,当土壤中外源Cd污染浓度为5～500 mg·m-2时,Cd在各器官间的分布总体呈现为笋根>笋皮>笋底>笋中>笋尖。Cd在楠竹笋生长期各器官中主要分布在根部从数据上看,高污染浓度为500 mg·m-2,笋体中Cd的主要分配在根部和笋皮;随着时间的推移,笋根、笋底Cd含量逐步增加,可见Cd由笋根逐步向地上部各组织转移,可食部分约占6.09%～9.44%;外源污染为50 mg·m-2,笋皮分配随时间的推移而增大,笋根和笋底则逐渐减小,可食部分约占17.21%～29.96%;低污染浓度为5 mg·m-2,Cd主要分布在笋根、笋底和笋尖上,可食部分约占25.16%～35.00%。可见随着污染程度的减轻,可食部分的分配比例反而变大,轻度的Cd污染可食部分的吸收相对较快,重度污染时Cd主要分配在笋根和笋皮等不可食部分,即随着污染程度加强,Cd向竹笋地面部位转运的能力减弱,故根部Cd分配百分比随着浓度的增大而变大。

图3 Pb和Cd在竹笋各部位的分配百分比(%)Fig.3 Distribution ratio of lead and cadmium in different organs of bamboo(%)

综上结果表明:当土壤中外源Pb污染浓度为5～500 mg·m-2时,随着污染程度的增加,可食部分的含量是增大的,但相对百分含量反而降低,说明随着Pb和Cd污染浓度增大,竹笋对Pb和Cd的转运能力到达饱和度后,对Pb和Cd的吸收速率会降低。

3 结论

重金属Pb和Cd在楠竹笋体内具有明显的累积效应,对Pb、Cd的富集系数(BCF)与污染浓度与时间呈正相关,并可通过根部转移到地表的笋茎、笋皮等器官中,导致这些组织中Pb、Cd累积量显著增加。同一时间段,竹笋对土壤中轻度Pb污染的转移能力大于重度污染的,对Cd转移能力随污染浓度的增高而增强,达到峰值后吸收率显著降低。与对照组相比,对Cd的转运能力大于对Pb的。竹笋的根、茎、皮等各器官对Pb、Cd的积累和转运能力存在显著差异:笋体中Pb、Cd的主要分配在根部,占整株竹笋约为40%～80%,随着污染程度的增加,可食部分的含量是增大的,但相对百分含量反而降低。目前,关于重金属对竹笋毒性的研究还较少,对于重金属在竹笋各部位的富集、转移和分配,以及竹笋机体如何调控重金属胁迫下的生长发育,还有必要做进一步研究。