锑对甘蓝的毒性阈值研究

何 飞， 赵 龙， 孙在金， 林祥龙， 侯 红*， 张乃明

1.云南农业大学资源与环境学院， 云南 昆明 650201

2.中国环境科学研究院， 环境基准与风险评估国家重点实验室， 北京 100012

Sb(锑)是一种与砷同族的金属元素，一些Sb化合物对人体和环境有机体有害，甚至致癌[1-2]. 自然土壤中Sb的背景值为0.3～8.6 mgkg[3]，但随着Sb的使用和需求的增加，环境中的w(Sb)也随之增加，Sb及其合金广泛应用于采矿、阻燃剂、刹车片、子弹壳、电池制造等生产活动[4-5]. 我国是Sb的主要供应国，Sb产量及储量均居世界第一，我国拥有世界最大的锑矿山，土壤Sb污染尤其不容忽视[6]. 在受采矿活动影响的地区，土壤Sb污染严重，湖南锡矿山附近土壤中w(Sb)为100.6～5 045 mgkg[7]，广西河池铅锑矿冶炼区土壤中w(Sb)为155～30 439 mgkg[8]. 汽车刹车片中Sb的使用导致路边土壤Sb污染显著增加[9]，Sb污染越来越受到人们的关注. Sb及其化合物已被US EPA(美国环境保护局)列入优先控制污染物，同时也被EU(欧盟)巴塞尔公约列为危险废物[10-11]. 虽然Sb不是植物体必需的元素，但它可以被植物吸收. 在Sb污染土壤上生长的植物会积累大量的Sb，进而对人类食物链产生不利影响[12]. 由于Sb主要是铅和砷的共生污染物，其生物地球化学和生态毒性的研究在早期一直被忽视[13]. WHO(世界卫生组织)于2002年提出，土壤中Sb的环境质量指导值为36 mgkg[14]. 2003年，加拿大建立了保护农业生产的Sb的土壤修复标准，w(Sb)限值为20 mgkg[15]. 近年来，Sb污染虽已引起学术界的广泛关注，但Sb毒性阈值的研究相对较少. 目前，我国已开展土壤毒性阈值的相关研究，并陆续推导出了部分污染物的毒性阈值[16]，但是Sb的生态毒理资料积累较少，对其毒性阈值的研究也较为缺乏.

迄今为止，已有很多研究报道，土壤理化性质对重金属的毒性具有显著影响[17-18]，土壤pH、CEC(阳离子交换量)、w(OM)(OM为有机质)等是预测重金属植物毒性的重要因素[19-21]. 土壤pH、氧化还原电位、黏粒含量等土壤因子也会影响Sb的迁移率[22]. Fe(铁)、Mn(锰)、Al(铝)矿物中的氢氧化物被认为是天然存在于环境中的Sb螯合剂[23]. 因此，考虑土壤性质对Sb毒性的影响尤为重要.

合理、规范的毒理学数据可为土壤环境质量管理提供科学依据. 甘蓝是我国各地的重要蔬菜之一，该研究以甘蓝为供试植物，利用我国具有代表性的农田土壤和标准试验方法，研究Sb对甘蓝的毒性，旨在推导出Sb对植物的毒性阈值，并基于土壤理化性质建立Sb的毒性阈值预测模型，明确影响Sb对植物毒性的土壤主控因子，以期为我国土壤环境质量标准的制定与修订提供依据.

1 材料与方法

1.1 供试土壤和植物

根据我国土壤的地带性分布规律，采集了17个地区具有代表性的农田耕层(0～20 cm)土壤，装入布袋中运回，土壤经自然风干后，剔除其中杂质并过2 mm筛备用，土壤理化性质见表1. 供试植物为甘蓝(极早40甘蓝)，种子购自北京四海种业有限责任公司.

表1 供试土壤理化性质

土壤pH采用土水比为1∶2.5电位法测定；w(OM)采用重铬酸钾氧化-外加热法测定；w(TN)(TN为全氮)采用半微量凯氏法测定；w(TP)(TP为全磷)采用硫酸-高氯酸消化-钼锑抗比色法测定；w(TK)(TK为全钾)采用氢氟酸消解法测定；EC(电导率)采用土水比为1∶5电极法测定；CEC采用非缓冲硫脲银法[24]测定；w(Al)、w(Fe)、w(Mn)采用HCl-HNO3-HF- H2O2消化-ICP-AES法测定.

1.2 试验方法

1.2.1土壤样品制备

土壤中外源Sb以酒石酸锑钾(C8H4K2O12Sb2·3H2O, 优级纯)水溶液形式加入，根据土壤Sb毒性效应预试验结果，试验设置6个酒石酸锑钾处理浓度，w(Sb)分别为0、100、400、800、1 600、3 200 mgkg(以干质量计，下同)，每个处理设置3次重复. 参照土壤容重和最大持水量(WHC)的70%，计算溶解酒石酸锑钾所需去离子水的体积，再将酒石酸锑钾溶解在相应的去离子水中. 溶解完全后，用喷壶均匀喷施入土壤，边喷边搅拌，混合均匀后置于温室中老化90 d，老化期间土壤含水量保持在65%～70%之间.

老化90 d后采集土壤样品，并测定土壤Sb的全量和有效态的浓度. 土壤使用HNO3-HClO4-HF(体积比为2∶2∶1)消解后过滤，使用ICP-OES(电感耦合等离子体发射光谱仪，Optima 5300 DV，美国)测定全量Sb[25]，土壤有效态Sb的提取采用0.1 molL Na2HPO4提取法，使用ICP-MS(电感耦合等离子体质谱仪，ELAN DRC-e，美国)测定有效态Sb含量[26].

1.2.2甘蓝早期生长毒性试验

根据 ISO 11269-2∶2013植物毒性试验的标准方法[27]，取4 kg经老化的风干土壤样品于花盆(内口径18 cm，外口径21 cm，高20 cm)中，种植预发芽(胚根<5 mm)的甘蓝种子(每盆4株)后置于温室内生长，生长条件为白天14～16 h(26～32 ℃)，夜间8～10 h(18～24 ℃)，保持整个试验过程中土壤含水量为最大持水量的65%～70%，21 d后收获并进行冷冻干燥，然后称量植株茎叶生物量.

1.3 数据处理

试验数据采用Excel 2013软件和SPSS 24.0软件进行统计分析，利用Origin 2018软件制图. 为推导甘蓝的毒性阈值，采用Log-Logistic分布模型拟合土壤中Sb对植物毒性的剂量-效应曲线，该模型拟合参数均与实际生物效应有关，在剂量-效应曲线拟合中得到了广泛应用[28].

式中：Y为生物量相对于对照的百分比，%；y0和b为曲线拟合参数；X为w(Sb)的自然对数；M为ECx(抑制x%甘蓝生物量的Sb浓度)的自然对数.

2 结果与讨论

2.1 土壤全量Sb对甘蓝的毒性阈值

Sb不是植物必需的营养元素，过量的Sb会对植物产生毒害作用，抑制其生长. Sb在不同性质土壤中的毒性差异仅有少数学者使用有限的土壤类型进行报道[29-32]，为明确不同土壤中Sb对植物的毒性效应，该研究以甘蓝早期生长生物量(以干质量计)为评价终点，采用Log-Logistic分布模型拟合不同土壤中Sb对植物毒性的剂量-效应曲线. Sb对甘蓝毒性的剂量-效应曲线如图1所示，随着土壤中w(Sb)的增加，甘蓝的相对生物量总体呈“S型”降低，但不同土壤中相同w(Sb)表现出的毒性大小有显著差异，表现在剂量-效应曲线的下降幅度及在X轴出现拐点的位置不同，这主要与不同土壤的性质差异有关[33-34]. Tschan等[35]研究表明，在土壤中添加高浓度的钾，对植物生长不会产生消极影响，因此甘蓝生长受到抑制，主要是由于Sb对其产生毒害. 土壤环境基准是土壤环境质量管理的基础，根据全量Sb对甘蓝生物量的剂量-效应关系，推导出全量Sb对甘蓝的毒性阈值EC10(见表2). 不同地区土壤中Sb的毒性阈值有很大差异，其中黑龙江省的全量EC10最高，为656.65 mgkg，新疆维吾尔自治区的全量EC10最低，为100.55 mgkg，最大值与最小值相差6.53倍，说明土壤理化性质对Sb的毒性产生了显著影响.

表2 全量Sb对甘蓝生物量的毒性阈值

图1 土壤全量Sb对甘蓝生物量毒性的剂量-效应曲线

2.2 土壤有效态Sb对甘蓝的毒性阈值

重金属的有效态是真正对生物有机体产生毒害的部分，它可以反映土壤重金属污染程度以及对生态系统的潜在危害[36]. 基于全量推导的毒性阈值在高背景地区存在一定的局限性，所以在进行生态风险评价时，考虑重金属的生物有效性尤为重要[37]. 经过90 d的老化，土壤有效态Sb含量大幅降低，不同地区土壤中有效态Sb对甘蓝的毒性阈值见表3. 有效态 EC10的变化范围为8.28～24.05 mgkg，与全量EC10相比，缩小了土壤间毒性阈值的差异，说明有效态Sb是引起土壤间植物毒性表达变化的重要原因[34]. 然而，有效态EC10在土壤中仍然存在较大的变化，说明除有效态Sb外，其他因素也会影响Sb的毒性，Sb的毒性也可能取决于其他土壤性质，如土壤无定型氧化物含量，因为无定形氧化物可以提供很多的吸附位点，促进Sb在土壤上的吸附，从而降低Sb的毒性[38-39].

表3 有效态Sb对甘蓝生物量的毒性阈值

2.3 土壤理化性质对毒性阈值的影响

土壤理化性质通过影响重金属的生物有效性进而对生物毒性产生较大影响[35]. 为了解EC10与土壤性质的相关性，运用SPSS 24.0软件进行了相关性分析，结果见表4. Sb的全量EC10与w(OM)、w(TN)及CEC均呈极显著强相关，而Sb的有效态EC10与w(Mn)呈极显著强相关，与w(Fe)呈中等程度相关. 其中，w(OM)、w(TN)、CEC、w(Fe)和w(Mn)均与EC10呈正相关，说明w(OM)、w(TN)、CEC、w(Fe)和w(Mn)越高，EC10也越高，意味着Sb的毒性越低. Baek等(2013)[30]和LIN等(2019)[32]报道均显示，高w(OM)土壤中Sb的毒性较低.w(TN)与毒性阈值的相关性鲜见报道，NH4+-N(铵态氮)和NO3--N(硝态氮)对重金属的毒性起拮抗作用，可显著降低重金属的生物毒性[40]，故w(TN)越高，Sb的EC10越高. 何孟常等[41]研究显示，Sb(Ⅲ)化合物容易被MnOOH、Al(OH)3和FeOOH吸附，也容易被胡敏酸吸附并符合Langmuir等温吸附模型，这在一定程度上解释了该研究的结果.

表4 Sb毒性阈值与土壤性质的相关性

为了进一步量化土壤性质对Sb毒性的影响，通过EC10与土壤性质的多元回归分析建立了Sb对甘蓝的毒性阈值预测模型(见表5). 结果显示，w(OM)作为单一预测因子可以解释全量EC10值58.1%的变异，以pH和w(OM)为预测因子的线性回归模型可解释全量EC10值73.2%的变异，pH的引入极大地提高了预测模型的R2(决定系数)，模型中再引入CEC时，R2有小幅提高. 事实上，人们普遍认为pH和w(OM)是影响和预测重金属毒性最重要的因素[42-45]. Leuz等[46-48]研究表明，Sb(Ⅲ)的氧化效率随着pH的增加而增加. 在高pH的土壤中Sb(Ⅲ)易氧化成毒性较小的Sb(V)，进而降低Sb对植物的毒性. 土壤OM对Sb具有较高的亲和力，在促进Sb(Ⅲ)的氧化中起重要作用[49-50]，因此高w(OM)有利于降低土壤中Sb的毒性. CEC与Sb的毒性阈值呈正相关，可以部分解释Sb毒性的变化. 在已有的研究中，CEC也被提出是金属毒性的重要预测因子[42-43,51]，因为CEC可度量土壤吸附位点的多少，并且它是金属氢氧化物、OM和pH等土壤性质的综合反映[52]. 有效态EC10的最佳预测因子为w(OM)和w(Mn)，以二者为预测因子的模型可解释有效态EC10值62.6%的变异，其他因子的加入并不能提高模型的R2，反而对模型产生干扰，使其R2降低.w(Mn)与EC10呈正相关，w(Mn)越高，Sb的毒性越低，因为Mn的氢氧化物易与Sb产生螯合[23]，从而降低Sb的生物有效性. 林祥龙等[18]研究也表明，土壤pH、w(OM)和w(Mn)对Sb的毒性有较大影响，与该研究结论一致.

表5 Sb对甘蓝的毒性阈值预测模型

该研究表明，利用土壤pH、w(OM)、CEC和w(Mn)可以较好地预测Sb对甘蓝的毒性阈值，这为我国土壤环境质量标准的制定与修订及土壤生态风险评价提供了一定的科学依据. 但这仅是该研究现有数据的结论，土壤老化时间、物种(或品种)和评价终点等不同，毒性阈值也不同[53]，故该研究结果不具有普适性，今后应加强Sb对不同个体水平的毒性研究，丰富Sb的毒理学数据. 此外，Sb污染以水溶性差的Sb2O3(三氧化二锑)为主，因此为更好地模拟实际Sb污染土壤，获得更可靠更科学的Sb毒性阈值，使用外源添加Sb2O3研究Sb的毒性是今后研究的重要内容.

3 结论

a) 土壤中高浓度的Sb会对甘蓝产生毒害作用，且土壤理化性质对Sb的毒性有显著影响，不同性质土壤中Sb对甘蓝的毒性阈值不同. 17种土壤中Sb的全量EC10变化范围为100.55～656.65 mgkg，有效态EC10的变化范围为8.28～24.05 mgkg，二者相比，以土壤有效态为表达指标缩小了土壤间毒性阈值的差异. 由于该研究使用的是外源添加的土壤进行毒性试验，其结果可能不够准确，后续研究中应增加大田试验进行验证.

b) Sb的全量EC10与土壤w(OM)、w(TN)和CEC均呈极显著正相关；有效态EC10与土壤w(Mn)呈极显著正相关，与土壤w(Fe)呈显著正相关. 土壤中w(OM)、w(TN)、CEC、w(Fe)和w(Mn)越高，EC10越高，则Sb对甘蓝的毒性越低.

c) Sb全量EC10的最佳预测因子为pH、w(OM)和CEC，以三者为预测因子的线性回归模型可以解释Sb全量EC10值74.6%的变异；有效态EC10的最佳预测因子为w(OM)和w(Mn)，以二者为预测因子的模型可以解释有效态EC10值62.6%的变异. 综上，pH、w(OM)、CEC和w(Mn)是影响Sb对植物毒性的土壤主控因子.