納米銀顆粒對生菜吸收重金屬鎘的影響

李昊洋 王棋 談廣才 許楠

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納米銀顆粒對生菜吸收重金屬鎘的影響

李昊洋 王棋 談廣才 許楠?

北京大學深圳研究生院環境與能源學院, 深圳市重金屬污染控制與資源化重點實驗室, 深圳 518055; ?通信作者, E-mail: xunan@pkusz.edu.cn

采用水培試驗方法, 對比研究納米銀顆粒及其溶出的銀離子對生菜()鎘的吸收以及生理生化特性的影響。將生菜分別置于含或不含50 μg/L鎘離子的0, 10, 100和1000 μg/L 納米銀懸濁液或0.1, 1和 10 μg/L 銀離子溶液中暴露 35 天, 測定生菜葉子和根部的鎘濃度、干重和鮮重、葉綠素含量及丙二醛(MDA)含量。結果表明, 納米銀只在 1000 μg/L的最高濃度組引起生菜根部鎘含量的顯著上升(約 200%,<0.001), 其他濃度下, 無論是生菜葉子或根部鎘含量變化都不顯著。納米銀和鎘對生菜生物量和含水率沒有顯著影響, 生菜中的葉綠素和丙二醛含量也沒有統計學上的顯著變化, 納米銀的影響不能完全由溶出的銀離子解釋。由此可見, 在農業生產實際應用的濃度水平下, 納米銀沒有引起鎘在生菜中積累的顯著增加, 在可食用部分鎘含量有所減少, 納米銀的存在未帶來額外的食品安全風險。

納米銀; 生菜; 鎘; 生物量; 葉綠素; 丙二醛

納米材料是至少有一維尺度在 1~100 nm, 因而具有特殊功能的材料。納米材料產業規模龐大, 截至 2011 年, 在已商品化的 1317 種納米材料中, 納米銀占 313 種, 在納米材料中排名第一, 遠遠高于文獻大量報道的碳納米管(91種)和納米二氧化鈦(59種)[1]。農業上, 納米銀廣泛用于殺滅真菌與細菌[2], 已在大米、玉米、高粱[3]、黃瓜、南瓜[4]和辣椒[5]等農作物上得到應用, 最大用量可達 5.4 μg/kg 土壤[6]。此外, 某些農作物(如辣椒[7]、菠蘿[8]等)還可在體內合成納米銀, 是公認符合綠色化學的合成方式。納米銀與農作物的相互作用不僅可能造成納米銀通過農作物的經口暴露, 也可能間接通過農作物影響其他污染物對人體的暴露。

眾所周知, 鎘通過稻米進入人體導致八大公害事件中的“痛痛病”。鎘還可以在腎臟內積累致病, 而且很可能導致肺癌風險上升[9]。在 2012 年的一項調查中, 從廣東省的 10 個地市采集 12 種蔬菜的共 1117 個樣品, 檢測到蔬菜中鎘的平均濃度為0.0766mg/kg (鮮重), 超過國家標準21.2%, 在鎘、鉛、砷、汞、鉻5種重金屬中危害最大, 健康風險貢獻率為58.3%[10]。

生菜()在國內外均為重要蔬菜, 既可有土栽培, 也可無土栽培。生菜為美國環境保護署(USEPA)規定的研究污染物的植物吸收與遷移的 18 種標準植物之一, 并且, 由于根部以上均為可食用部位, 實驗只需進行至葉片質量滿足分析需要即可, 周期較短[11]。納米銀對生菜的毒性[12]以及鎘對生菜的毒性[13]已有文獻報道。納米材料對植物的間接影響是一個新興研究領域, 但納米銀對生菜吸收鎘的影響尚無文獻報道。納米銀作為商業化產品最多的納米材料, 在環境中特別是農田中已經廣泛存在。鎘是廣東省超標最嚴重、健康風險最大的重金屬, 應該得到充分關注。納米銀與鎘在農業環境中的共存已是現實, 研究二者對生菜的聯合毒性對評估和保障環境與食品安全有重要意義。

本文以納米銀可溶出的銀離子濃度水平為對照, 在接近污染物環境濃度水平的條件下研究納米銀對生菜吸收鎘的影響, 同時考察葉綠素濃度、丙二醛產生量、根長、株高、含水率等體現植物受損的指標, 進一步討論納米銀和鎘共存條件下對生菜的聯合毒性以及對食品安全的影響。

1 材料與方法

1.1 儀器與材料

儀器: 電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS, X seriesⅡ, 美國 Thermo Fisher公司)、可見分光光度計(UV-1800, 上海美普達儀器有限公司)、冷凍離心機(MIKRO 200R, Germany Hettich)、恒溫光照培養箱(LRH-250-G韶關市泰宏醫療器械有限公司)、微波消解儀(ETHOS 1, 意大利 Milestone 公司)、玻璃勻漿器(2 mL, 樂倍實驗器材有限公司)等。

試劑: 納米銀 (粒徑 20 nm, 購自北京鳳翔科技有限公司); 銀標準溶液、鎘標準溶液(GSB04-1712-2004和GSB04-1721-2004, 購自國家標準物質中心), BV-Ⅲ級濃硝酸(69.9%/), 其他藥品均為分析純。丙二醛(MDA)試劑盒購于南京建成生物工程研究所。

Hoagland 培養液[14]由如下配方組成: KNO31.5 mmol, Ca(NO3)2·4H2O 1.0 mmol, NH4H2PO4·7H2O 0.5 mmol, MgSO4·7H2O 0.5 mmol, Fe-EDTA 0.044 mmol, MnCl2·4H2O 0.009 mmol, H3BO30.046 mmol, ZnSO4·7H2O 0.0008 mmol, CuSO4·5H2O 0.0003 mmol, H2MoO4·H2O 0.0001 mmol, 用0.01 mol/LNaOH溶液和0.01 mol/L HNO3溶液調節pH至5.8。

生菜()種子購自廣東省農業科學院。生菜種子在 10% (/)過氧化氫溶液中消毒 10分鐘, 然后用 Milli-Q 超純水洗凈。在 150 mm×25 mm培養皿中放入一層濾紙, 滅菌后將消毒好的生菜種子放在濾紙上, 放入培養皿中, 置于 25 oC 恒溫光照培養箱, 黑暗中催芽 48 小時。種子出芽后, 將其播于搪瓷托盤里進行砂基培養, 托盤預先用超純水洗凈并裝有分析純石英砂。根據生長狀況, 每天適時適量向砂基中噴淋 Hoagland 營養液, 溫度調到 23 oC, 每天光照16小時。

1.2 暴露實驗

生菜幼苗沙基培養 14 天后, 長出第 5 片葉子。將42個500 mL燒杯用10%的濃硝酸浸泡24小時, 然后用自來水和超純水洗凈, 加入 500 mL Hoagland營養液。在燒杯杯口罩一層紗布, 紗布上打孔, 起植株固定作用, 小心地將在砂基中培養的幼苗連根取出, 清洗根部后移植于燒杯中, 每杯 3株, 此后適時向燒杯中補充植物營養液。水培 7 天后開始暴露實驗。將燒杯分為兩組, 向其中的 21個燒杯加入鎘標準溶液, 使得鎘濃度為50 μg/L, 其余 21 個燒杯未添加鎘。兩組分別設置 3 個燒杯作為不加銀離子/納米銀的空白對照, 其余分別加入0.1, 1和10 μg/L的硝酸銀或10, 100和1000 μg/L的納米銀顆粒, 每個濃度的銀離子或納米銀設置3個平行樣, 共 9 株生菜(=9)。所有燒杯在 35 kHz頻率下超聲 1 小時, 每 20 分鐘取出攪拌使之均勻分散。根據De La Torre-Roche等[15]的研究結果, 納米銀溶解少于 1%, 因此每組納米銀均設置濃度為其1%的銀離子組作為對照, 以表征由納米銀溶出的銀離子的影響。

1.3 指標測試方法

暴露 35 天后, 將生菜取出, 用超純水沖洗干凈, 迅速測量每株的株高與根長, 分成葉子和根兩部分, 分別稱量鮮重。準確稱量 0.200 g 葉子用于葉綠素含量測定, 準確稱量 0.500 g 葉子用于丙二醛含量測定, 其余部分在干凈的鋁箔上 100 oC烘箱烘干72小時。稱量干重后裝入塑封袋待測。

葉綠素含量測定: 稱取0.200 g左右葉片(記錄準確值), 避開葉脈, 剪成 2 mm 左右碎條, 加入25 mL 1:1 的丙酮+無水乙醇, 放在暗處萃取, 16 小時后定容搖勻, 盡快在可見光分光光度計上測645 nm和663nm下的吸光度。

丙二醛測定: 稱取剪碎的生菜葉片 0.500 g 于預冷的 2 mL 勻漿器中, 加入 1 mL 預冷的pH為7.8 的磷酸緩沖溶液, 冰浴勻漿 8 分鐘, 之后用 1 mL磷酸緩沖液分 4 次洗入 2.5 mL 塑料離心管中, 在 4 oC, 4000 r/min下離心10分鐘, 上清液轉移至10 mL塑料管中, 4 oC 下冷藏備用。之后按 MDA試劑盒說明操作并用比色法測定。

鎘金屬含量測定: 將烘干后的生菜葉子或根樣品加入 3 mL 超純水、1 mL 優級純過氧化氫(30%/)和5 mL優級純濃硝酸, 200 oC下消解30分鐘, 在通風櫥中 250 oC電熱板上趕酸后用1% BV-Ⅲ硝酸定容到 10 mL, 過 0.45 μm濾膜后用 ICP-MS 測定樣品中的鎘。該方法的鎘檢出限為24.3 ng/g。

組間數據使用 SPSS 11.5 統計軟件和單因素方差分析法(one-way ANOVA, Tukey 檢驗法) 進行差異顯著性分析。

2 結果與討論

2.1 納米銀對生菜中鎘含量的影響

生菜暴露于鎘和納米銀或銀離子 35 天后, 葉子中鎘含量如圖 1 所示, 根部鎘含量如圖 2 所示, 其中空白對照樣品用于反映生菜培養過程中引入的鎘吸收背景值。3 個濃度的納米銀均使生菜根中鎘含量上升, 其中 1000 μg/L納米銀使生菜根部鎘含量上升至超過 7000 ng/g 干重, 幅度約為 200%, 非常顯著地高于其他各組(<0.001)。其他兩個濃度的納米銀引起的變化不顯著。銀離子對生菜根部鎘濃度影響不顯著。納米銀及銀離子在各濃度下引起的鎘含量在葉子中的變化均不顯著, 但從鎘含量平均值上看, 生菜葉子中的鎘離子濃度有不同程度的下降, 幅度從接近 0 到約 40%不等。總的來說, 納米銀的存在引起生菜根部鎘濃度的上升, 且在 1000 μg/L濃度水平上非常顯著。納米銀也造成生菜葉子中的鎘濃度略有下降, 但統計學上不顯著。銀離子沒有引起生菜中鎘濃度的顯著變化。

2.2 納米銀和鎘對生菜生物量及含水率的影響

圖 3 和 4 分別是納米銀/銀離子和鎘單獨存在或共存時對生菜鮮重和干重的影響。可以看出, 50 μg/L 鎘單獨存在時, 生菜鮮重和干重均有一定程度的減少。納米銀單獨存在時, 生物量比空白對照也有所減少; 銀離子單獨存在時, 除 1 μg/L 濃度下的生菜干重外, 生物量也有所減少。但是, 納米銀或銀離子與鎘同時存在時, 生物量減少的幅度比這些金屬單獨存在時小, 納米銀/銀離子與鎘在對生菜生物量的影響方面可能存在拮抗作用, 但統計學上不顯著。Larue等[12]在生菜葉面施加納米銀與銀離子, 同樣觀測到了生物量的減少, 統計學上同樣不顯著。

一般而言, 重金屬脅迫會干擾植物的水分代謝, 造成植物含水率的降低。圖5給出各組銀和鎘暴露條件下生菜的含水率。在納米銀、銀離子或鎘單獨存在的情況下, 只有100 μg/L納米銀引起生菜含水率的顯著降低(<0.05), 其他各濃度的鎘、納米銀和銀離子對生菜含水率均沒有顯著影響。10 μg/L納米銀組含水率也略有降低, 但不具有統計學上的顯著性。當納米銀/銀離子與鎘共存時, 生菜含水率與空白對照均沒有顯著差異。從 100 μg/L 納米銀組來看, 納米銀和鎘對生菜含水率的影響也可能存在拮抗關系。總體上, 本實驗濃度下的銀和鎘基本上沒有引起含水率的顯著變化。

2.3 納米銀和鎘對生菜葉綠素含量的影響

葉綠素是評價植物光合作用效率的重要指標[16]。植物在受重金屬脅迫的情況下, 葉綠素可能被破壞, 但低濃度重金屬反而會促進葉綠素產生。徐劼等[17]在 5 mg/L 的鎘濃度下觀察到生菜葉綠素含量的上升。本實驗生菜暴露于銀與鎘后葉綠素含量變化如圖6所示。與空白對照組相比, 50 μg/L鎘單獨存在時, 葉綠素含量上升約 75%; 納米銀單獨存在時, 葉綠素含量也有不同程度的上升, 從 10%到 109%, 納米銀與鎘同時存在時, 葉綠素含量隨加入納米銀濃度的升高而升高, 在 100 和 1000 μg/L納米銀濃度下, 均高于納米銀或鎘離子單獨存在時的含量。與空白對照組相比, 單獨存在的銀離子也使葉綠素含量上升, 但略低于鎘離子單獨存在時的含量, 在銀離子體系中再加入鎘離子對葉綠素含量影響不大。但是, 這些趨勢統計學上不顯著。這一結果可能是由于本實驗采用的納米銀和鎘濃度接近實際環境濃度水平。Falco 等[16]研究了納米銀對大豆葉綠素的影響, 納米銀濃度在 0~1 mg/L 及1~20 mg/L 兩個濃度范圍均使葉綠素呈線性下降。本實驗得到不同結論, 可能由于納米銀濃度較低, 且鎘的存在刺激了葉綠素的產生, 大豆與生菜的種間差異也可能有一定影響。

2.4 納米銀和鎘對生菜丙二醛含量的影響

生物體內的氧自由基會攻擊生物膜上的不飽和脂肪酸, 引起脂質過氧化, 丙二醛是脂質過氧化產物之一, 可以反映細胞受自由基損傷的程度, 常用于衡量重金屬的毒性。本實驗中生菜暴露于銀與鎘后丙二醛的含量變化如圖 7所示。與空白對照組相比, 50 μg/L 鎘單獨存在時, 丙二醛含量下降約10%; 納米銀單獨存在時, 在 10 μg/L濃度下使丙二醛含量下降29%, 在 100 和 1000 μg/L 濃度下使丙二醛含量升高29%和61%, 與鎘共存時丙二醛含量進一步提高。銀離子單獨存在以及與鎘共存時, 丙二醛都有所上升。但是, 以上結果統計學上均不顯著, 表明生菜在接近實際濃度的納米銀和鎘暴露下, 受到一定的過氧化損傷, 但不顯著。De La Torre-Roche 等[15]測定了納米銀和 1,1-雙(對氯苯基)-2,2-二氯乙烯(DDE, 滴滴涕主要降解產物)共同暴露條件下西葫蘆和大豆的丙二醛含量。在 500 和2000 mg/L 的高濃度納米銀下, 大豆根部的丙二醛含量無顯著變化, 但地上部分丙二醛含量顯著上升; 西葫蘆根部和葉子的丙二醛含量均無顯著變化。本實驗中納米銀濃度遠低于 De La Torre-Roche 等[15]采用的濃度, 接近農業生產中實際的環境濃度, 丙二醛含量變化不顯著屬正常現象。

2.5 納米銀和鎘對生菜聯合影響的環境意義

綜上所述, 1000 μg/L納米銀引起生菜根部鎘含量非常顯著的上升(<0.001), 而生菜葉子中的鎘含量受納米銀或銀離子的影響不顯著。由于生菜根非食用部位, 因此納米銀的添加對食品安全無明顯的直接危害。單獨存在的 100 μg/L 納米銀使生菜含水率顯著降低, 但銀和鎘的存在對生菜的生物量以及葉綠素和丙二醛含量基本上沒有造成統計學上顯著的影響, 這與Larue等[12]的研究結論基本上一致。他們發現在農業實際應用的環境濃度下, 納米銀對生菜不造成顯著的生理毒性。

目前關于納米材料對植物吸收其他污染物影響方面的研究相當有限。De La Torre-Roche等[15]考察了納米銀對西葫蘆()和大豆()吸收 DDE 的影響。納米銀在西葫蘆和大豆的莖葉中都引起 DDE 含量的顯著下降, 在西葫蘆的根中引起 DDE 含量的顯著上升, 這與本文圖 1 和 2 展現的趨勢類似, 但文獻[15]中的結論具有統計學意義。

納米材料對植物吸收其他污染物的影響以及納米材料與植物的相互作用, 仍然是一個新興的研究方向。De La Torre-Roche等[15]認為, 關于納米銀對西葫蘆和大豆造成的生理影響以及對 DDE 在兩種植物體內積累的影響, 其背后的機理尚不明確。納米銀對植物造成的影響是多方面的, 包括植物種子的萌發、苗期的生理生化過程和細胞結構等營養生長, 以及植物的開花、結實等生殖過程[18], 還有DNA 的穩定性[19]。納米銀在小麥(L)[19]和黑麥草(m)[20]的莖與葉中都能檢出, 既可能是納米銀顆粒直接進入, 也可能是銀離子在植物體內直接合成納米銀, 因為在只暴露于銀離子的植物體內也檢出納米銀顆粒。本實驗使用的納米銀顆粒直徑為 20 nm, 與植物細胞壁孔尺寸接近, 甚至可以通過胞間連絲被運輸[18]。Larue等[12]在生菜葉面上直接施用納米銀, 在葉面表面及薄壁組織中檢出銀的多種形態, 包括納米銀單質、與谷胱甘肽結合的銀離子、氧化銀(Ⅰ和Ⅱ)、硫化銀、碳酸銀、磷酸銀、氯化銀以及溶解態的銀離子等。即使在同一組織的不同部位, 各種形態的比例也有很大差別。目前研究表明, 納米銀可對植物產生多種生理影響, 在植物體內也有許多不同形態及變化, 但尚不足以明確納米銀以及共存的其他污染物對植物影響的機理。納米銀對植物多種多樣的生態影響中, 有相當一部分是在高濃度納米銀條件下觀察得到的, 在環境濃度下是否仍有影響尚待 證實。

本實驗采用的納米銀濃度為 10, 100 和 1000 μg/L, 這一濃度梯度是為了更接近農田的實際情況。采用的鎘濃度為 50 μg/L, 在不加銀的對照組生菜中造成的鎘積累量為 0.16 mg/kg (鮮重), 接近文獻中 2012 年在廣東市場 0.0766 mg/kg (鮮重)的采樣結果[10]。Gottschalk 等[21]通過模型預測進入農田的納米銀每年大概為 20 ng/kg土壤, 高暴露情景為 100 ng/kg 土壤。Kim 等[6]使用納米銀作為抗真菌劑, 用量為每年5.4 μg/kg土壤, 是已知文獻報道中最高的實際用量。由于本實驗使用的生菜葉子為可食用部分, 且暴露時間超過一個月, 與實際情況接近, 從風險評估角度看不需要過高的安全系數, 因此以接近Kim等[6]的濃度為最低濃度。實際情況下的納米銀用量并不是無上限的, 農田使用的有機合成的抗真菌劑用量大概在每年 37.8~2160 μg/kg土壤[22]。納米銀用量如果超過相應的有機合成的抗真菌劑, 在成本和效益上都沒有優勢, 因此可以粗略地認為納米銀作為抗真菌劑使用時, 植物在農田中可能的暴露量上限大概在每年 1000 μg/kg 土壤這一數量級。De La Torre-Roche等[15]的實驗中納米銀的暴露量達到500 mg/L和2000 mg/L, 遠遠超過實際水平, 因此可以在植物中觀察到比本實驗的低濃度情景更顯著的變化。

3 結論

納米銀在 1000 μg/L 的最高濃度組引起生菜根部鎘含量的顯著上升, 而其他濃度下, 無論是生菜葉子或根部鎘含量變化都不顯著。納米銀和鎘單獨存在和共存的條件下, 對生菜生物量和含水率均未造成顯著影響, 生菜中的葉綠素和丙二醛含量也沒有統計學上顯著的變化, 納米銀的影響不完全是由溶解的銀離子造成的。在農業生產實際應用的濃度水平下, 納米銀與鎘對生菜沒有造成明顯的食品安全風險。盡管納米銀在生菜內部的分布及存在形態在文獻中已有報道, 但納米銀對植物的生理影響十分復雜, 與重金屬鎘相互作用的關鍵機理仍有待進一步研究。

參考文獻

[1]Project on Emerging Nanotechnologies. Consumer products inventory [EB/OL]. (2013–10–31) [2015–05–08]. http://www.nanotechproject.org/cpi/about/analysis/

[2]Gogos A, Knauer K, Bucheli T D. Nanomaterials in plant protection and fertilization: current state, foreseen applications, and research priorities. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2012, 60(39): 9781?9792

[3]Jo Y K, Kim B H, Jung G. Antifungal activity of silver ions and nanoparticles on phytopathogenic Fungi. Plant Disease, 2009, 93(10): 1037?1043

[4]Lamsal K, Kim S W, Jung J H, et al. Inhibition effects of silver nanoparticles against powdery mildews on cucumber and pumpkin. Mycobiology, 2011, 39(1): 26–32

[5]Lamsal K, Kim S W, Jung J H, et al. Application of silver nanoparticles for the control of Colletotrichum species in vitro and Pepper Anthracnose disease in field. Mycobiology, 2011, 39(3): 194–199

[6]Kim H, Kang H, Chu G, et al. Antifungal effectiveness of nanosilver colloid against rose powdery mildew in greenhouses. Solid State Pheno-mena, 2008, 135: 15?18

[7]Li S, Shen Y, Xie A, et al. Green synthesis of silver nanoparticles usingL extract. Green Chemistry, 2007, 9(8): 852–858

[8]Ahmad N, Sharma S. Green synthesis of silver nanoparticles using extracts of. Green and Sustainable Chemistry, 2012, 2(4): 141–147

[9]US EPA. Cadmium compounds hazard summary [EB/OL]. (2013–10–19) [2015–05–08]. http://www. epa.gov/ttn/atw/hlthef/cadmium.html

[10]王旭. 廣東省蔬菜重金屬風險評估研究[D]. 武漢: 華中農業大學, 2012

[11]US EPA. Ecological effects test guidelines OCSPP 850.4800: plant uptake and translocation test EPA 712-C-002 [EB/OL]. (2012–01–01) [2015–05–08]. http://www.epa.gov

[12]Larue C, Castillo-Michel H, Sobanska S, et al. Foliar exposure of the cropto silver nanoparticles: evidence for internalization and changes in Ag speciation. Journal of Hazardous Materials, 2014, 264: 98?106

[13]Jackson A P, Alloway B J. The bioavailability of cadmium to lettuce and cabbage in soils previously treated with sewage sludges. Plant and Soil, 1991, 132(2): 179–186

[14]Hoagland D R, Arnon D I. The water-culture method for growing plants without soil. California Agricul-tural Experiment Station Circular, 1950, 347(2): 2–32

[15]De La Torre-Roche R, Hawthorne J, Musante C, et al. Impact of Ag nanoparticle exposure on p,p′-DDE bioaccumulation by Cucurbita pepo (Zucchini) and Glycine max (Soybean). Environmental Science & Technology, 2013, 47(2): 718–725

[16]Falco W F, Queiroz A M, Fernandes J, et al. Interaction between chlorophyll and silver nanopar-ticles: a close analysis of chlorophyll fluorescence quenching. Journal of Photochemistry and Photobi-ology A: Chemistry, 2015, 299: 203–209

[17]徐劼, 胡博華, 戈濤, 等. 鎘脅迫對生菜種子萌發及幼苗生理特性的影響. 湖北農業科學, 2014, 53(20): 4892–4896

[18]彭小鳳, 朱敏, 任潔, 等. 納米銀的植物毒性研究進展. 生態毒理學報, 2014, 9(2): 199–204

[19]Dimpka C O, McLean J E, Martineau N, et al. Silver nanoparticles disrupt wheat (L.) growth in a sand matrix. Environmental Science & Technology, 2013, 47(2): 1082?1090

[20]Yin L, Cheng Y, Espinasse B, et al. More than ions: the effects of silver nanoparticles on. Environmental Science & Technology, 2011, 45(6): 2360?2367

[21]Gottschalk F, Sonderer T, Scholz R W, et al. Modeled environmental concentrations of engineered nanoma-terials (TiO2, ZnO, Ag, CNT, fullerenes) for different regions. Environmental Science & Technology, 2009, 43(24): 9216?9222

[22]The Government of British Columbia, Canada. Grape diseases [EB/OL]. (2012–01–16) [2015–05–08]. http:// www.agf.gov.bc.ca/cropprot/grapeipm/mildew.htm

Effects of Silver Nanoparticles on the Accumulation of Cadmium by Lettuce ()

LI Haoyang, WANG Qi, TAN Guangcai, XU Nan?

Shenzhen Key Laboratory for Heavy Metal Pollution Control and Reutilization, School of Environment and Energy, Peking University Shenzhen Graduate School, Shenzhen 518055; ?Corresponding author, E-mail: xunan@pkusz.edu.cn

The effect of nanoparticle or ionic silver on cadmium accumulation by lettuce () was investigated. The lettuce plants were grown in Hoagland solution amended with 0, 10, 100, 1000 μg/Lnanoparticle silver or 0.1, 1, 10 μg/Lionic silver. Half of the lettuce were exposed to 50 μg/L ionic cadmium. After 35 days of exposure, wet weight, dry weight, cadmium, chlorophyll and malondialdehyde of leaves and roots of the lettuces were measured. Results show that except for the 1000 μg/L nanoparticle silver which increased cadmium concentration by about 200% (<0.001) in lettuce roots, other concentrations of nanoparticle or ionic silver do not significantly change the cadmium concentrationin either leaves or roots. Biomass, chlorophyll and malondi-aldehyde of the lettuces are not significantly changed either. Nanoparticle silver applied as agricultural fungicide in practical amounts will not lead to increased cadmium accumulation or detectable phytotoxicity symptoms in lettuce.

nanoparticle silver; lettuce (); cadmium; biomass; chlorophyll; malondialdehyde (MDA)

10.13209/j.0479-8023.2016.114

TX174

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2009ZX07212-001)資助

2015-05-08;

2015-06-05;

網絡出版日期: 2016-11-04