楠竹筍對土壤中鉛和鎘的吸收特征分析

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(1.貴州省林業科學研究院,貴州貴陽 550005; 2.貴州農業職業技術學院,貴州貴陽 551400)

鉛(Pb)、鎘(Cd)在自然環境中本底含量較低,通常不會影響人體健康,它們并非生物生長的必需元素,卻可在生物體內富集。食物一旦被鉛、鎘污染,通過食物鏈的傳遞,人類健康將受到極大的威脅。Pb和Cd污染主要來源于鉛鋅礦,以及有色金屬冶煉、電鍍等工廠排放的大氣固體顆粒物[1],這些含有高含量Pb、Cd的顆粒物,通過沉降作用會對土壤環境造成污染,通過徑流和淋洗作用,還會進一步危害地下水環境[2]。

近年來,Pb和Cd的環境生物學效應,尤其是在食用農產品的累積特性方面已成為研究熱點[3-4]。Pb、Cd主要集中在土壤表層1～10 cm,隨著時間的推移有向下遷移的趨勢[5],土壤—作物—食物間的遷移分配,是土壤重金屬影響人體健康的主要途徑之一[6]。有研究表明:玉米對Cd的富集和轉運特性表現為,從玉米地下部向地上部遷移的能力較弱[7]。水稻地上部不同器官對土壤Pb和Cd的富集特征差異顯著,總體上呈現莖鞘>葉片>大米的趨勢,當土壤Cd的含量為100 mg·kg-1時,Cd在水稻中的含量在0.22～2.86 mg·kg-1之間[8]。研究發現,通過品種選育或基因改良,可以有效降低水稻對土壤中Cd的富集能力[9]。西蘭花是一種對重金屬低積累的蔬菜作物,根部對Cd和Pb的富集系數要遠遠超過花球,說明Cd和Pb在西蘭花體內的遷移能力較低,從土壤中吸收的Cd和Pb大部分被根部吸收固定,向地上部轉移的量較少[10]。花生對Pb的吸收主要集中在莖葉,其次為果仁、籽殼和根系,對Cd的吸收主要為莖葉,其次為仁籽、根系和果殼[11]。大量的研究表明,很多蔬菜都具有吸收Pb、Cd的能力,若產地環境存在Pb、Cd的污染,將對食品造成重大安全隱患。

楠竹筍作為廣泛食用的菜肴,具有豐富的營養成分,是傳統的森林蔬菜之一,被列為“素食第一品”。近年來還發現材楠竹筍具有減肥、降血脂、抗衰老等多種保健功能,是一種新型的保健食品。但關于楠竹筍對Pb和Cd吸收富集方面的相關研究卻鮮有報道。本研究以楠竹筍為試材,選擇原生態的楠竹林,在竹筍生長期,施加外源硝酸鉛和硝酸鎘混合液,模擬重金屬Pb和Cd的污染,研究不同Pb和Cd污染水平下,楠竹筍對Pb和Cd的吸收能力和各器官的富集特征,以期進一步闡明在不同污染濃度上,楠竹筍對土壤中Cd和Pb富集的差異性,從而為竹筍產地安全適宜性評價提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料與儀器

Pb和Cd標準品 規格均為1000 μg·mL-1,北京壇墨質檢科技有限公司;硝酸鉛、硝酸鎘 分析純,上海邁瑞爾化學技術有限公司;濃硫酸、硝酸 分析純,國藥集團化學試劑有限公司;高氯酸 分析純,天津市鑫源化工有限公司。

GST-馬弗爐 上海廣樹機電有限公司;不銹鋼蒸餾水器 上海技舟化工科技有限公司;K20A-鋁模塊消解儀 上海晟聲自動化分析儀器有限公司;Ice 3000 series-火焰原子吸收光譜儀 賽默飛科技有限公司。

1.2 實驗方法

1.2.1 實驗設計及樣品采集 竹筍品種選擇楠竹,在竹筍生長期,挑選大小一致且健康的竹筍,劃定實驗區和空白區域。在選定的試驗點,外源施加不同濃度梯度的硝酸鉛和硝酸鎘溶液,來模擬重金屬Pb和Cd的污染。在楠竹林中選取三個實驗點,楠竹筍的根部主要向下生長,根部主要集中在土壤深度10 cm左右,采取空白土壤運回實驗室后,在陰暗處自然風干,除雜,過20目篩備用。在楠竹筍長出地面約5 cm高時,篩選長勢一致的楠竹筍,每個試驗點的處理以15 cm為半徑圓的面積,能保證覆蓋到每根竹筍的根部,每個試驗點設置隔離帶。分別向三個實驗地點的土壤表面緩慢均勻噴施5、50、500 mg·m-2的硝酸鉛(Pb(NO3)2)和硝酸鎘(Cd(NO3)2)混合溶液100 mL,每個處理設置三個重復,同時設置對照樣地。分別在添加外源Pb和Cd后的第7、14、21 d采集竹筍樣品和土壤樣品。根據竹筍結構(圖1)上的差異,分別將竹筍的各個部位(A(筍根)、B(筍底)、C(筍中)、D(筍尖)、E(筍皮))分開,其中,根部用蒸餾水清洗干凈并晾干。其他部位樣品切碎后,于80 ℃烘干,再粉碎過100目篩待測。

圖1 楠竹筍結構圖Fig.1 The structure of bamboo shoot

1.2.2 標準曲線的制作 分別從Pb和Cd標準液1000 μg·mL-1中移取一定體積,并配制成50 μg·mL-1的混合標準液,分別從混合標準液中移取一定量的體積,配置成0.2、0.6、0.8、1.2、1.6和2.0 μg·mL-1系列混合標準液,待原子吸收光譜儀檢測。以污染濃度為橫坐標,竹筍中Pb、Cd含量為縱坐標,通過線性擬合,得到標準曲線方程。

1.2.3 樣品分析檢測 分別根據國標[12-14]方法測定樣品中的鉛、鎘。土壤樣品:稱取1.0 g(精確到0.001 g)土壤樣品于消解管中,并用去離子水潤濕,加入10 mL HNO3+HClO4(4∶1,v/v),在鋁模塊上利用程序升溫進行消化:以15 ℃/min升溫至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,冷卻后定容至50 mL的容量瓶中,待原子吸收光譜儀檢測。竹筍樣品:準確稱取2.000 g的干燥樣品于瓷坩堝中,放置在電爐上將樣品完全碳化,然后轉移至馬弗爐中,于550 ℃的高溫下灰化完全,待冷卻后加入5 mL[HNO3+HClO4(3∶1,v/v)]的混合酸,在電爐上消解至清澈,定容至10 mL。火焰原子吸收分光光度法檢測樣品中Pb、Cd含量,每個樣品重復測定三次。

1.2.4 樣品中Pb、Cd含量的計算 按式(1)計算樣品中Pb、Cd的含量。

式(1)

式中,c為標準曲線上計算的濃度(μg·mL-1),m為樣品干重(g);

植株中Pb和Cd的積累總量(mg·kg-1)=[Si]筍根+[Si]筍皮+[Si]筍底+[Si]筍中+[Si]筍頂;

生物富集系數(BCF)=[Si總]/[Si土壤],富集系數越大,表示竹筍積累重金屬能力越強;

轉移系數(TF)=([Si]筍皮+[Si]筍底+[Si]筍中+[Si]筍頂)/[Si]根;

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

1.2.5 數據處理 采用Excel進行數據處理,Origin 8.0進行繪圖,IPM SSP Statistics進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 楠竹筍對Pb和Cd的富集及轉移

2.1.1 楠竹筍對Pb和Cd的富集特征及影響 由圖2可知,隨著外源濃度的增加,竹筍中各部分的Pb、Cd含量和生物富集系數均隨著污染程度的提高而呈上升趨勢。由表1可見,楠竹筍對Pb、Cd的富集與污染濃度呈正相關,與蓮藕中金屬含量與濃度呈正相關的報道一致[15]。

表1 竹筍中Pb、Cd含量與土壤污染濃度之間的相關性Table 1 Correlation between of content Pb,Cd in bamboo shoots and pollution concentration in soil

圖2 竹筍對土壤中Pb和Cd的富集系數(BCF)Fig.2 The enrichment coefficient of lead and cadmium from soil by bamboo shoots(BCF)

表2表明,隨著時間的推移和濃度的增大,楠竹筍各器官中Pb、Cd富集與外施Pb、Cd濃度呈正相關,呈現明顯的“累積效應”。有研究表明:農作物對Pb、Cd的積累主要集中的根、莖、葉,可食部分積累量相對較低:水稻地上部不同器官對土壤Cd、Pb的富集總體上呈現莖鞘>葉片>大米的趨勢[8];玉米根、莖、葉、籽粒部位Cd的富集系數范圍分別為1.076～1.991、0.093～0.430、0.068～0.902和0.004～0.081,呈現根>莖>葉>籽粒[7]。竹筍根部Pb和Cd含量均遠大于筍皮、筍底、筍中和筍尖的含量,在可食部分Pb和Cd含量較低,與上述研究結果相似。

從表2可見,當土壤中外源Pb污染濃度為5～50 mg·m-2時,Pb在各器官間的分布總體呈現為筍根>筍底>筍尖>筍中>筍皮,但污染程度提高至500 mg·m-2時,筍根>筍皮>筍底>筍尖>筍中。由于污染程度不同,富集量變化最大的是筍皮,輕度、中度污染時,含量約為0.06～0.36 mg·kg-1,重度污染時含量由0.68上升至3.67 mg·kg-1,這可能與筍皮類似于植物韌皮部,一般水分、養分等吸收速度均高于其他部位有關。Pb主要集中在筍根和筍底,同時向筍尖轉運能力大于筍的中部。表明農作物的根、莖、葉和果實等各器官對Pb、Cd的積累和轉運能力存在顯著差異[16]。隨著富集量的提升,Pb、Cd可能會夠誘導大量活性氧(ROS)的產生,引起膜脂過氧化,產生細胞毒性物質[17]。也有研究表明,Pb、Cd能夠抑制植物的株高和地徑[18]。本實驗中,與對照組相比,噴施5～500 mg·m-2的Pb、Cd對竹筍生長的抑制效果較為明顯,表現為隨著污染程度的遞增,竹筍生長緩慢甚至停滯。

從表2可知,GB2762-201對蔬菜類Pb最大限量是1.0 mg·kg-1,當外源濃度為500 mg·m-2以下,竹筍可食部分的組織中筍底、筍中、筍尖中Pb含量均小于1.0 mg·kg-1(除了高濃度第21 d,筍底的積累為1.59 mg·kg-1,略超過了1.0 mg·kg-1),筍尖和中部食用是安全的,鉛主要富集于根部,少量富集于底部、中部和頂部,可見楠竹筍對鉛是一種低富集作物。GB2762-201對蔬菜類Cd最大限量是0.2 mg·kg-1,當外源濃度為5 mg·m-2,輕度、中度污染的竹筍可食部分Cd含量在0.02～0.14 mg·kg-1,重度污染在第14 d以后筍底含量大于0.2 mg·kg-1,但筍中和筍尖Cd含量低于0.2 mg·kg-1,故當土壤Cd污染濃度為500 mg·m-2及以上時,竹筍已不適合食用,低于500 mg·m-2以下外源Cd污染可以安全食用。

表2 不同生長時期竹筍各部位Pb和Cd的積累總量(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 楠竹筍對Pb和Cd的轉移 由表3可得,當外源Pb和Cd濃度為5～500 mg·m-2時,竹筍對土壤中的Pb的生物轉移系數(TF)隨濃度增加,TF值呈“下降”趨勢;Cd的生物轉移系數(TF)隨濃度增加,TF值呈“上升”趨勢。隨時間的變化呈現為:Pb的TF值從第7 d時TF值降至0.39,第14 d時TF值降至0.24,第21 d時TF值降至0.26;Cd的TF值變化為:第7 d時TF值上升至0.43,第14 d時TF值上升至0.50,第21 d時TF值上升至0.23。總的來看,Pb隨時間的推移TF值變小,呈“下降”趨勢,Cd呈先“上升”,后“下降”的趨勢。可見在同一時間段,竹筍對土壤中低濃度Pb污染的轉移能力大于高濃度的,但竹筍對土壤中Cd轉移能力隨污染濃度的增高而增強,說明了竹筍對Pb的吸收比對Cd的吸收先達到飽和狀態。Pb、Cd的轉移途徑主要從土壤-筍根-筍底和筍皮-筍中-筍尖。

表3 竹筍對土壤中Pb和Cd的轉移系數(TF)Table 3 The migration coefficient of lead and cadmium from soil by bamboo shoots(TF)

2.2 楠竹筍對土壤Pb和Cd的吸收規律

2.2.1 楠竹筍對Pb的吸收 由表4可知,隨著時間的推移,由于降雨淋洗、植物吸收、微生物分解等原因,土壤中Pb含量逐漸變少的,但這期間超出了食用林產品產地環境通用要求(LY/T 1678-2014)的限值45 mg·kg-1,土壤重金屬超標。由竹筍的轉運作用導致筍體內受到重金屬污染,且隨著時間的推移,污染程度的增強,竹筍對Pb的吸收增大。竹筍中三種外源施加濃度5、50、500 mg·m-2的Pb含量分別是對照組的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。表明同一污染濃度,土壤中的Pb逐步降低,竹筍中的Pb含量不斷升高。可見竹筍對土壤中Pb的吸收是導致土壤中Pb含量降低的原因之一。

表4 土壤和竹筍中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 楠竹筍對Cd的吸收 噴施硝酸鎘后,表層土壤中的Cd隨著時間的推移逐步降低(表4),但仍超出了食用林產品產地環境通用要求(LY/T 1678-2014)的限值0.25 mg·kg-1。三種外源施加濃度5、50、500 mg·m-2的Cd含量分別是對照組的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。楠竹筍對Cd的吸收呈現明顯的積累效應。

從研究結果可知,Cd和Pb在楠竹筍體內的遷移能力較低,從土壤中吸收Pb和Cd大部分被根部吸收固定,部分集中在底部,Pb和Cd向竹筍中部和筍尖轉移的量較少。任傳義等[23]對浙江省和江西省8個竹筍生產基地的土壤和竹筍中5種重金屬(Pb、Cr、Cd、As、Cu)污染狀況進行調查,發現土壤中重金屬的含量超標,但地表的竹筍中重金屬含量卻并未超出國家規定的限值,可以安全食用,這與本文上述的研究結果相同。

穩定良好的土壤結構,健康環保的土壤化學性質,有利于植物生長和農產品質量安全。土壤理化性質是影響Pb、Cd向農作物體內轉移的主要因素[19-20],富集的Pb、Cd對農作物產生毒害[21-22],影響農作物食用安全。本研究表明:噴施外源Pb、Cd后,土壤表層Pb、Cd含量隨時間呈現遞減的趨勢,地表竹筍中Pb、Cd含量隨著時間的推移呈現遞增的趨勢,可見竹筍的吸收是土壤Pb、Cd含量遞減的原因之一。

植物對重金屬的吸收和富集主要通過:吸附在根的外圍;轉運進根系中;通過根系繼續向上部運輸[23]。本試驗結果表明:從積累量上看竹筍根部含量最大。Pb、Cd進入根部以后,逐步向筍底部、中部,筍尖及筍皮轉運吸收,楠竹筍對Pb、Cd的吸收量隨污染濃度增大和時間的延長而增大。

2.3 Pb和Cd在楠竹筍各器官中的分配

2.3.1 Pb在楠竹筍各器官中的分配 根據圖3(a1～a3),隨土壤中外源Pb污染濃度的增加,楠竹筍的筍根、筍皮、筍底、筍中、筍尖Pb積累量顯著增加。Pb在楠竹筍生長期各器官中主要分布在根部,低污染濃度5和50 mg·m-2時,楠竹筍對Pb的吸收主要分配在筍根和筍尖上,隨著時間的推移,筍根鉛含量逐步上升,筍底鉛含量逐步降低,可見Pb由筍根向各組織轉移,可食部分約占20.04%～52.85%;高污染濃度500 mg·m-2時,Pb主要分配在筍根上,隨著時間的推移,根部分配比例逐步增大,筍皮分配比例也逐步增大;隨著濃度的增大,Pb在筍尖的分配百分比逐步降低,根部比例逐漸增大,可食部分占11.53%～23.44%。這說明鉛的轉移能力有限,當鉛外源污染濃度達到一定值后,轉運能力達到飽和狀態,體現出低濃度底部鉛占比較低,而高濃度時底部鉛占比增大的現象。

2.3.2 Cd在楠竹筍各器官中的分配 從圖3(b1～b3)中可知,當土壤中外源Cd污染濃度為5～500 mg·m-2時,Cd在各器官間的分布總體呈現為筍根>筍皮>筍底>筍中>筍尖。Cd在楠竹筍生長期各器官中主要分布在根部從數據上看,高污染濃度為500 mg·m-2,筍體中Cd的主要分配在根部和筍皮;隨著時間的推移,筍根、筍底Cd含量逐步增加,可見Cd由筍根逐步向地上部各組織轉移,可食部分約占6.09%～9.44%;外源污染為50 mg·m-2,筍皮分配隨時間的推移而增大,筍根和筍底則逐漸減小,可食部分約占17.21%～29.96%;低污染濃度為5 mg·m-2,Cd主要分布在筍根、筍底和筍尖上,可食部分約占25.16%～35.00%。可見隨著污染程度的減輕,可食部分的分配比例反而變大,輕度的Cd污染可食部分的吸收相對較快,重度污染時Cd主要分配在筍根和筍皮等不可食部分,即隨著污染程度加強,Cd向竹筍地面部位轉運的能力減弱,故根部Cd分配百分比隨著濃度的增大而變大。

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

綜上結果表明:當土壤中外源Pb污染濃度為5～500 mg·m-2時,隨著污染程度的增加,可食部分的含量是增大的,但相對百分含量反而降低,說明隨著Pb和Cd污染濃度增大,竹筍對Pb和Cd的轉運能力到達飽和度后,對Pb和Cd的吸收速率會降低。

3 結論

重金屬Pb和Cd在楠竹筍體內具有明顯的累積效應,對Pb、Cd的富集系數(BCF)與污染濃度與時間呈正相關,并可通過根部轉移到地表的筍莖、筍皮等器官中,導致這些組織中Pb、Cd累積量顯著增加。同一時間段,竹筍對土壤中輕度Pb污染的轉移能力大于重度污染的,對Cd轉移能力隨污染濃度的增高而增強,達到峰值后吸收率顯著降低。與對照組相比,對Cd的轉運能力大于對Pb的。竹筍的根、莖、皮等各器官對Pb、Cd的積累和轉運能力存在顯著差異:筍體中Pb、Cd的主要分配在根部,占整株竹筍約為40%～80%,隨著污染程度的增加,可食部分的含量是增大的,但相對百分含量反而降低。目前,關于重金屬對竹筍毒性的研究還較少,對于重金屬在竹筍各部位的富集、轉移和分配,以及竹筍機體如何調控重金屬脅迫下的生長發育,還有必要做進一步研究。