銻對甘藍(lán)的毒性閾值研究

何 飛， 趙 龍， 孫在金， 林祥龍， 侯 紅*， 張乃明

1.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院， 云南 昆明 650201

2.中國環(huán)境科學(xué)研究院， 環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100012

Sb(銻)是一種與砷同族的金屬元素，一些Sb化合物對人體和環(huán)境有機(jī)體有害，甚至致癌[1-2]. 自然土壤中Sb的背景值為0.3～8.6 mgkg[3]，但隨著Sb的使用和需求的增加，環(huán)境中的w(Sb)也隨之增加，Sb及其合金廣泛應(yīng)用于采礦、阻燃劑、剎車片、子彈殼、電池制造等生產(chǎn)活動[4-5]. 我國是Sb的主要供應(yīng)國，Sb產(chǎn)量及儲量均居世界第一，我國擁有世界最大的銻礦山，土壤Sb污染尤其不容忽視[6]. 在受采礦活動影響的地區(qū)，土壤Sb污染嚴(yán)重，湖南錫礦山附近土壤中w(Sb)為100.6～5 045 mgkg[7]，廣西河池鉛銻礦冶煉區(qū)土壤中w(Sb)為155～30 439 mgkg[8]. 汽車剎車片中Sb的使用導(dǎo)致路邊土壤Sb污染顯著增加[9]，Sb污染越來越受到人們的關(guān)注. Sb及其化合物已被US EPA(美國環(huán)境保護(hù)局)列入優(yōu)先控制污染物，同時(shí)也被EU(歐盟)巴塞爾公約列為危險(xiǎn)廢物[10-11]. 雖然Sb不是植物體必需的元素，但它可以被植物吸收. 在Sb污染土壤上生長的植物會積累大量的Sb，進(jìn)而對人類食物鏈產(chǎn)生不利影響[12]. 由于Sb主要是鉛和砷的共生污染物，其生物地球化學(xué)和生態(tài)毒性的研究在早期一直被忽視[13]. WHO(世界衛(wèi)生組織)于2002年提出，土壤中Sb的環(huán)境質(zhì)量指導(dǎo)值為36 mgkg[14]. 2003年，加拿大建立了保護(hù)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的Sb的土壤修復(fù)標(biāo)準(zhǔn)，w(Sb)限值為20 mgkg[15]. 近年來，Sb污染雖已引起學(xué)術(shù)界的廣泛關(guān)注，但Sb毒性閾值的研究相對較少. 目前，我國已開展土壤毒性閾值的相關(guān)研究，并陸續(xù)推導(dǎo)出了部分污染物的毒性閾值[16]，但是Sb的生態(tài)毒理資料積累較少，對其毒性閾值的研究也較為缺乏.

迄今為止，已有很多研究報(bào)道，土壤理化性質(zhì)對重金屬的毒性具有顯著影響[17-18]，土壤pH、CEC(陽離子交換量)、w(OM)(OM為有機(jī)質(zhì))等是預(yù)測重金屬植物毒性的重要因素[19-21]. 土壤pH、氧化還原電位、黏粒含量等土壤因子也會影響Sb的遷移率[22]. Fe(鐵)、Mn(錳)、Al(鋁)礦物中的氫氧化物被認(rèn)為是天然存在于環(huán)境中的Sb螯合劑[23]. 因此，考慮土壤性質(zhì)對Sb毒性的影響尤為重要.

合理、規(guī)范的毒理學(xué)數(shù)據(jù)可為土壤環(huán)境質(zhì)量管理提供科學(xué)依據(jù). 甘藍(lán)是我國各地的重要蔬菜之一，該研究以甘藍(lán)為供試植物，利用我國具有代表性的農(nóng)田土壤和標(biāo)準(zhǔn)試驗(yàn)方法，研究Sb對甘藍(lán)的毒性，旨在推導(dǎo)出Sb對植物的毒性閾值，并基于土壤理化性質(zhì)建立Sb的毒性閾值預(yù)測模型，明確影響Sb對植物毒性的土壤主控因子，以期為我國土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制定與修訂提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試土壤和植物

根據(jù)我國土壤的地帶性分布規(guī)律，采集了17個地區(qū)具有代表性的農(nóng)田耕層(0～20 cm)土壤，裝入布袋中運(yùn)回，土壤經(jīng)自然風(fēng)干后，剔除其中雜質(zhì)并過2 mm篩備用，土壤理化性質(zhì)見表1. 供試植物為甘藍(lán)(極早40甘藍(lán))，種子購自北京四海種業(yè)有限責(zé)任公司.

表1 供試土壤理化性質(zhì)

土壤pH采用土水比為1∶2.5電位法測定；w(OM)采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定；w(TN)(TN為全氮)采用半微量凱氏法測定；w(TP)(TP為全磷)采用硫酸-高氯酸消化-鉬銻抗比色法測定；w(TK)(TK為全鉀)采用氫氟酸消解法測定；EC(電導(dǎo)率)采用土水比為1∶5電極法測定；CEC采用非緩沖硫脲銀法[24]測定；w(Al)、w(Fe)、w(Mn)采用HCl-HNO3-HF- H2O2消化-ICP-AES法測定.

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1土壤樣品制備

土壤中外源Sb以酒石酸銻鉀(C8H4K2O12Sb2·3H2O, 優(yōu)級純)水溶液形式加入，根據(jù)土壤Sb毒性效應(yīng)預(yù)試驗(yàn)結(jié)果，試驗(yàn)設(shè)置6個酒石酸銻鉀處理濃度，w(Sb)分別為0、100、400、800、1 600、3 200 mgkg(以干質(zhì)量計(jì)，下同)，每個處理設(shè)置3次重復(fù). 參照土壤容重和最大持水量(WHC)的70%，計(jì)算溶解酒石酸銻鉀所需去離子水的體積，再將酒石酸銻鉀溶解在相應(yīng)的去離子水中. 溶解完全后，用噴壺均勻噴施入土壤，邊噴邊攪拌，混合均勻后置于溫室中老化90 d，老化期間土壤含水量保持在65%～70%之間.

老化90 d后采集土壤樣品，并測定土壤Sb的全量和有效態(tài)的濃度. 土壤使用HNO3-HClO4-HF(體積比為2∶2∶1)消解后過濾，使用ICP-OES(電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀，Optima 5300 DV，美國)測定全量Sb[25]，土壤有效態(tài)Sb的提取采用0.1 molL Na2HPO4提取法，使用ICP-MS(電感耦合等離子體質(zhì)譜儀，ELAN DRC-e，美國)測定有效態(tài)Sb含量[26].

1.2.2甘藍(lán)早期生長毒性試驗(yàn)

根據(jù) ISO 11269-2∶2013植物毒性試驗(yàn)的標(biāo)準(zhǔn)方法[27]，取4 kg經(jīng)老化的風(fēng)干土壤樣品于花盆(內(nèi)口徑18 cm，外口徑21 cm，高20 cm)中，種植預(yù)發(fā)芽(胚根<5 mm)的甘藍(lán)種子(每盆4株)后置于溫室內(nèi)生長，生長條件為白天14～16 h(26～32 ℃)，夜間8～10 h(18～24 ℃)，保持整個試驗(yàn)過程中土壤含水量為最大持水量的65%～70%，21 d后收獲并進(jìn)行冷凍干燥，然后稱量植株莖葉生物量.

1.3 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2013軟件和SPSS 24.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，利用Origin 2018軟件制圖. 為推導(dǎo)甘藍(lán)的毒性閾值，采用Log-Logistic分布模型擬合土壤中Sb對植物毒性的劑量-效應(yīng)曲線，該模型擬合參數(shù)均與實(shí)際生物效應(yīng)有關(guān)，在劑量-效應(yīng)曲線擬合中得到了廣泛應(yīng)用[28].

式中：Y為生物量相對于對照的百分比，%；y0和b為曲線擬合參數(shù)；X為w(Sb)的自然對數(shù)；M為ECx(抑制x%甘藍(lán)生物量的Sb濃度)的自然對數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤全量Sb對甘藍(lán)的毒性閾值

Sb不是植物必需的營養(yǎng)元素，過量的Sb會對植物產(chǎn)生毒害作用，抑制其生長. Sb在不同性質(zhì)土壤中的毒性差異僅有少數(shù)學(xué)者使用有限的土壤類型進(jìn)行報(bào)道[29-32]，為明確不同土壤中Sb對植物的毒性效應(yīng)，該研究以甘藍(lán)早期生長生物量(以干質(zhì)量計(jì))為評價(jià)終點(diǎn)，采用Log-Logistic分布模型擬合不同土壤中Sb對植物毒性的劑量-效應(yīng)曲線. Sb對甘藍(lán)毒性的劑量-效應(yīng)曲線如圖1所示，隨著土壤中w(Sb)的增加，甘藍(lán)的相對生物量總體呈“S型”降低，但不同土壤中相同w(Sb)表現(xiàn)出的毒性大小有顯著差異，表現(xiàn)在劑量-效應(yīng)曲線的下降幅度及在X軸出現(xiàn)拐點(diǎn)的位置不同，這主要與不同土壤的性質(zhì)差異有關(guān)[33-34]. Tschan等[35]研究表明，在土壤中添加高濃度的鉀，對植物生長不會產(chǎn)生消極影響，因此甘藍(lán)生長受到抑制，主要是由于Sb對其產(chǎn)生毒害. 土壤環(huán)境基準(zhǔn)是土壤環(huán)境質(zhì)量管理的基礎(chǔ)，根據(jù)全量Sb對甘藍(lán)生物量的劑量-效應(yīng)關(guān)系，推導(dǎo)出全量Sb對甘藍(lán)的毒性閾值EC10(見表2). 不同地區(qū)土壤中Sb的毒性閾值有很大差異，其中黑龍江省的全量EC10最高，為656.65 mgkg，新疆維吾爾自治區(qū)的全量EC10最低，為100.55 mgkg，最大值與最小值相差6.53倍，說明土壤理化性質(zhì)對Sb的毒性產(chǎn)生了顯著影響.

表2 全量Sb對甘藍(lán)生物量的毒性閾值

圖1 土壤全量Sb對甘藍(lán)生物量毒性的劑量-效應(yīng)曲線

2.2 土壤有效態(tài)Sb對甘藍(lán)的毒性閾值

重金屬的有效態(tài)是真正對生物有機(jī)體產(chǎn)生毒害的部分，它可以反映土壤重金屬污染程度以及對生態(tài)系統(tǒng)的潛在危害[36]. 基于全量推導(dǎo)的毒性閾值在高背景地區(qū)存在一定的局限性，所以在進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)時(shí)，考慮重金屬的生物有效性尤為重要[37]. 經(jīng)過90 d的老化，土壤有效態(tài)Sb含量大幅降低，不同地區(qū)土壤中有效態(tài)Sb對甘藍(lán)的毒性閾值見表3. 有效態(tài) EC10的變化范圍為8.28～24.05 mgkg，與全量EC10相比，縮小了土壤間毒性閾值的差異，說明有效態(tài)Sb是引起土壤間植物毒性表達(dá)變化的重要原因[34]. 然而，有效態(tài)EC10在土壤中仍然存在較大的變化，說明除有效態(tài)Sb外，其他因素也會影響Sb的毒性，Sb的毒性也可能取決于其他土壤性質(zhì)，如土壤無定型氧化物含量，因?yàn)闊o定形氧化物可以提供很多的吸附位點(diǎn)，促進(jìn)Sb在土壤上的吸附，從而降低Sb的毒性[38-39].

表3 有效態(tài)Sb對甘藍(lán)生物量的毒性閾值

2.3 土壤理化性質(zhì)對毒性閾值的影響

土壤理化性質(zhì)通過影響重金屬的生物有效性進(jìn)而對生物毒性產(chǎn)生較大影響[35]. 為了解EC10與土壤性質(zhì)的相關(guān)性，運(yùn)用SPSS 24.0軟件進(jìn)行了相關(guān)性分析，結(jié)果見表4. Sb的全量EC10與w(OM)、w(TN)及CEC均呈極顯著強(qiáng)相關(guān)，而Sb的有效態(tài)EC10與w(Mn)呈極顯著強(qiáng)相關(guān)，與w(Fe)呈中等程度相關(guān). 其中，w(OM)、w(TN)、CEC、w(Fe)和w(Mn)均與EC10呈正相關(guān)，說明w(OM)、w(TN)、CEC、w(Fe)和w(Mn)越高，EC10也越高，意味著Sb的毒性越低. Baek等(2013)[30]和LIN等(2019)[32]報(bào)道均顯示，高w(OM)土壤中Sb的毒性較低.w(TN)與毒性閾值的相關(guān)性鮮見報(bào)道，NH4+-N(銨態(tài)氮)和NO3--N(硝態(tài)氮)對重金屬的毒性起拮抗作用，可顯著降低重金屬的生物毒性[40]，故w(TN)越高，Sb的EC10越高. 何孟常等[41]研究顯示，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等溫吸附模型，這在一定程度上解釋了該研究的結(jié)果.

表4 Sb毒性閾值與土壤性質(zhì)的相關(guān)性

為了進(jìn)一步量化土壤性質(zhì)對Sb毒性的影響，通過EC10與土壤性質(zhì)的多元回歸分析建立了Sb對甘藍(lán)的毒性閾值預(yù)測模型(見表5). 結(jié)果顯示，w(OM)作為單一預(yù)測因子可以解釋全量EC10值58.1%的變異，以pH和w(OM)為預(yù)測因子的線性回歸模型可解釋全量EC10值73.2%的變異，pH的引入極大地提高了預(yù)測模型的R2(決定系數(shù))，模型中再引入CEC時(shí)，R2有小幅提高. 事實(shí)上，人們普遍認(rèn)為pH和w(OM)是影響和預(yù)測重金屬毒性最重要的因素[42-45]. Leuz等[46-48]研究表明，Sb(Ⅲ)的氧化效率隨著pH的增加而增加. 在高pH的土壤中Sb(Ⅲ)易氧化成毒性較小的Sb(V)，進(jìn)而降低Sb對植物的毒性. 土壤OM對Sb具有較高的親和力，在促進(jìn)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與Sb的毒性閾值呈正相關(guān)，可以部分解釋Sb毒性的變化. 在已有的研究中，CEC也被提出是金屬毒性的重要預(yù)測因子[42-43,51]，因?yàn)镃EC可度量土壤吸附位點(diǎn)的多少，并且它是金屬氫氧化物、OM和pH等土壤性質(zhì)的綜合反映[52]. 有效態(tài)EC10的最佳預(yù)測因子為w(OM)和w(Mn)，以二者為預(yù)測因子的模型可解釋有效態(tài)EC10值62.6%的變異，其他因子的加入并不能提高模型的R2，反而對模型產(chǎn)生干擾，使其R2降低.w(Mn)與EC10呈正相關(guān)，w(Mn)越高，Sb的毒性越低，因?yàn)镸n的氫氧化物易與Sb產(chǎn)生螯合[23]，從而降低Sb的生物有效性. 林祥龍等[18]研究也表明，土壤pH、w(OM)和w(Mn)對Sb的毒性有較大影響，與該研究結(jié)論一致.

表5 Sb對甘藍(lán)的毒性閾值預(yù)測模型

該研究表明，利用土壤pH、w(OM)、CEC和w(Mn)可以較好地預(yù)測Sb對甘藍(lán)的毒性閾值，這為我國土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制定與修訂及土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)提供了一定的科學(xué)依據(jù). 但這僅是該研究現(xiàn)有數(shù)據(jù)的結(jié)論，土壤老化時(shí)間、物種(或品種)和評價(jià)終點(diǎn)等不同，毒性閾值也不同[53]，故該研究結(jié)果不具有普適性，今后應(yīng)加強(qiáng)Sb對不同個體水平的毒性研究，豐富Sb的毒理學(xué)數(shù)據(jù). 此外，Sb污染以水溶性差的Sb2O3(三氧化二銻)為主，因此為更好地模擬實(shí)際Sb污染土壤，獲得更可靠更科學(xué)的Sb毒性閾值，使用外源添加Sb2O3研究Sb的毒性是今后研究的重要內(nèi)容.

3 結(jié)論

a) 土壤中高濃度的Sb會對甘藍(lán)產(chǎn)生毒害作用，且土壤理化性質(zhì)對Sb的毒性有顯著影響，不同性質(zhì)土壤中Sb對甘藍(lán)的毒性閾值不同. 17種土壤中Sb的全量EC10變化范圍為100.55～656.65 mgkg，有效態(tài)EC10的變化范圍為8.28～24.05 mgkg，二者相比，以土壤有效態(tài)為表達(dá)指標(biāo)縮小了土壤間毒性閾值的差異. 由于該研究使用的是外源添加的土壤進(jìn)行毒性試驗(yàn)，其結(jié)果可能不夠準(zhǔn)確，后續(xù)研究中應(yīng)增加大田試驗(yàn)進(jìn)行驗(yàn)證.

b) Sb的全量EC10與土壤w(OM)、w(TN)和CEC均呈極顯著正相關(guān)；有效態(tài)EC10與土壤w(Mn)呈極顯著正相關(guān)，與土壤w(Fe)呈顯著正相關(guān). 土壤中w(OM)、w(TN)、CEC、w(Fe)和w(Mn)越高，EC10越高，則Sb對甘藍(lán)的毒性越低.

c) Sb全量EC10的最佳預(yù)測因子為pH、w(OM)和CEC，以三者為預(yù)測因子的線性回歸模型可以解釋Sb全量EC10值74.6%的變異；有效態(tài)EC10的最佳預(yù)測因子為w(OM)和w(Mn)，以二者為預(yù)測因子的模型可以解釋有效態(tài)EC10值62.6%的變異. 綜上，pH、w(OM)、CEC和w(Mn)是影響Sb對植物毒性的土壤主控因子.