野生大豆重金屬含量及富集特征

吳東麗 張金屯

摘要 [目的]研究野生大豆不同部分對重金屬的積累和轉(zhuǎn)移能力。[方法]通過用重鉻酸鉀容量法、酸度計法、中和滴定法，測得有機質(zhì)、pH和碳酸鹽含量。[結果]野生大豆對Cu、Zn、Cd、Pb這4種重金屬富集特征都呈現(xiàn)出地下部分明顯大于地上部分，且野生大豆生長越旺盛，積累重金屬的量越多。野生大豆各部分在不同群落對Cu和Cd的積累規(guī)律是一致的，表現(xiàn)為地下>種子>土壤>地上，對Pb的積累表現(xiàn)為地下>土壤>地上>種子。Cd的富集系數(shù)最高，因為Cd是水易溶性元素。[結論]該研究為野生大豆的重金屬富集規(guī)律提供理論依據(jù)。

關鍵詞 野生大豆；重金屬；富集；轉(zhuǎn)移

中圖分類號 S181.3文獻標識碼 A文章編號 0517-6611（2018）16-0071-04

Abstract [Objective] The research aimed to study accumulation and transfer ability of different parts for Glycine soja.[Method] The content of organic matter，pH and carbonate were measured by the method of potassium dichromate capacity，acidity meter and neutralization titration.[Result] Underground part of Glycine soja had a higher capability of accumulating Cu，Zn，Pb，Cd than aboveground did.The metals accumulation by Glycine soja was much higher when it was more flourish.Accumulation of Cu and Cd in different parts of Glycine soja indicated the same degree that was underground part>seeds>soils>aboveground part，while the degree accumulation of Pb was that underground part> soils>aboveground part>seeds.BCF of Cd was the highest value because Cd was dissolvent.[Conclusion] The study provides the theoretical basis for the accumulation of heavy metal of Glycine soja.

Key words Glycine soja；Heavy metal；Accumulation；Translocation

土壤-植物系統(tǒng)是陸地生態(tài)系統(tǒng)最基本的結構單元，也是生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)能量循環(huán)的樞紐。土壤圈物質(zhì)循環(huán)研究是當今土壤學和環(huán)境科學的重要課題，土壤-植物系統(tǒng)中重金屬污染物遷移轉(zhuǎn)化則是這一領域的重要內(nèi)容[1-4]。由于該系統(tǒng)具有轉(zhuǎn)化貯存太陽能量為生物化學能的功能，在該系統(tǒng)中發(fā)生重金屬污染，不但影響植物產(chǎn)量與品質(zhì)，而且也影響大氣和水環(huán)境質(zhì)量，并通過食物鏈危害人類的生命和健康。更為嚴重的是這種污染具有隱蔽性、長期性和不可逆性，因此對土壤-植物系統(tǒng)重金屬污染進行深入研究尤為重要[5]。

重金屬在環(huán)境中很難降解，并能通過食物鏈富集放大，因此，其環(huán)境毒性效應的研究受到高度重視。銅和鋅是植物正常生長發(fā)育的必需元素，但濃度超過一定范圍時，會對植物生長產(chǎn)生抑制作用[6-7]。鉛和鎘為植物生長發(fā)育不需要的金屬元素，而且毒性較大；鉛是污染土壤較普遍的元素，污染源主要來自汽油里添加抗爆劑烷基鉛，土壤鉛大多發(fā)現(xiàn)在表土層，表土鉛在土壤中幾乎不向下移動，鉛對植物的危害表現(xiàn)為葉綠素下降，阻礙植物的呼吸和光合作用；土壤的鎘污染主要來源于鎘礦、鎘冶煉，如土壤偏酸性時，鎘溶解度增高，在土壤中易于遷移；土壤處于氧化條件下，鎘也易變成可溶性，被植物吸收也多。這4種重金屬污染在環(huán)境中普遍存在[8]。野生大豆 （Glycine soja）是栽培大豆（G .max）的野生近緣種，具有多種優(yōu)良性狀，營養(yǎng)豐富，其地理分布僅限于東亞中北部地區(qū)，而我國野生大豆資源最為豐富，約占全世界總量的90%以上[9]，但是由于人類的干擾和破壞，導致許多原來大面積分布的野生大豆群落縮減甚至消失，已被列為我國二級瀕危保護植物。筆者探討野生大豆的不同部分對Cu、Zn、Cd、Pb這4種重金屬的積累、轉(zhuǎn)移能力，以期為野生大豆更進一步的研究提供科學依據(jù)。

1 資料與方法

1.1 研究區(qū)域自然概況

北京位于華北平原的最北端（39°38′～41°05′N、115°24′～117°30′E），西北高、東南低，西部和北部為山區(qū)，分屬太行山脈和燕山山脈，東南部屬華北平原，海拔差異較大。該區(qū)域內(nèi)東靈山最高，海拔2 303 m，而平原地區(qū)較低，平均海拔為15～50 m[10]。北京地區(qū)屬于溫帶大陸性季風氣候，冬季寒冷干燥，夏季炎熱多雨，水熱時空分配不平衡。年平均溫度11.8 ℃，平均年較差可達31.0 ℃。年平均降雨量565 mm，大部分集中在7和8月，由于地形的影響，山區(qū)的降水和平原地區(qū)也有很大差異[11]。

1.2 研究方法

1.2.1 取樣及原始數(shù)據(jù)處理。

在分布有野生大豆群落的北沙河流域，根據(jù)微地形和群落分布特點，共設置了5個樣方，垂直于河流，離河由遠及近，土壤水分含量逐漸增多，為了反映群落環(huán)境的變化趨勢，每隔3 m設置一個樣方，樣方大小為1 m×1 m。記錄物種組成（類型）、高度、蓋度，同時記錄每個樣方的環(huán)境因子特征，如土壤厚度、石頭蓋度、坡度、坡向、坡位、小地形、經(jīng)緯度、離水的距離、野生大豆纏繞的植物、人為干擾、放牧情況等。采集每個樣方內(nèi)的野生大豆種群（包括地下部分），同時采集混合土樣帶回室內(nèi)分析，采樣深度為0～20 cm，每個樣品3個重復。土樣分析測了3個土壤指標，分別用重鉻酸鉀容量法、酸度計法、中和滴定法測得有機質(zhì)、pH和碳酸鹽含量（表1）。

在野生大豆成熟的季節(jié)，按照原來的取樣位置，以樣方1 m×1 m為單位，分別采集5個樣方內(nèi)的野生大豆豆莢，帶回實驗室做室內(nèi)分析。

1.2.2 樣品處理。將野生大豆種子、植物體地上部分和地下部分分開，以自來水充分沖洗去除黏附于樣品上的泥土和污物后再用去離子水洗凈，瀝水烘干，于105 ℃下殺青30 min 后在70 ℃下烘干至恒重，再用植物粉碎機分別將各種樣品粉碎。準確稱取1 g樣品置入100 mL高腳燒杯內(nèi)，加入5 mL HNO3 +1 mL HClO4在130 ℃電熱板上進行消解，如樣品未完全消解至透亮，冷卻后再次加入3 mL HNO3 +1 mL HClO4消解，反復操作直至溶液至透亮，加熱至溶液小于1 mL 左右后冷卻，以5%HNO3進行溶解并轉(zhuǎn)移至25 mL容量瓶定容待測。土壤樣品經(jīng)室內(nèi)自然風干，研磨后過100目尼龍篩，準確稱取1 g土壤樣品，以2 mL HClO4+10 mL HF進行消解，待冷卻后再次加入2 mL HClO4+10 mL HF消解，再次冷卻后加入1 mL HClO4 消解至冒白煙，冷卻后以5%HNO3進行溶解并轉(zhuǎn)移至25 mL容量瓶定容待測。儀器使用日立公司產(chǎn)Z-5000型原子吸收分光光度計，采用原子分光光度法測定植物和土壤消解樣品中Cu、Pb、Zn元素，采用原子吸收石墨爐法測定Cd。

1.2.3 計算方法 。轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）和富集系數(shù)（BCF）的計算分別如下[12]：

TF=地上部分重金屬濃度/地下部分該元素濃度

BCF=植物體各部分重金屬的濃度/土壤背景值

1.2.4 5個群落的特征。

垂直于河流的方向，離河由遠及近依次為樣方1～5，代表不同的群落類型，分別為①野生大豆+野艾蒿+長萼雞眼草+早開堇菜群落（Comm.Glycine soja+Artemisia lavandulaefolia+Kummerowia stipulacea+viola prionantha）、②野生大豆+野艾蒿+狗尾草群落（Comm.Glycine soja+Artemisia lavandulaefolia+Setaria viridis ）、③野生大豆群落（Comm. Glycine soja）、④野生大豆+藎草群落（Comm.Glycine soja+Arthraxon hispidus）、⑤野生大豆+藎草+水芹群落（Comm.Glycine soja+Arthraxon hispidus+Oenanthe decumbens），這5種群落的分布特征呈明顯的水分生態(tài)梯度，隨土壤水分逐漸增加，群落優(yōu)勢種由旱中生向中生、濕生過渡。

隨著生境水分逐漸濕化，土壤水分含量增加，野生大豆逐漸成為優(yōu)勢種，說明其適應生長在較濕環(huán)境中，但是隨著土壤水分的繼續(xù)增加直到有積水出現(xiàn)，野生大豆又逐漸被藎草和水芹所代替，說明野生大豆喜濕，但最適宜環(huán)境不是積水的生境。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬污染情況

由表2～3可知，5個群落土壤中的Cu、Cd、Pb均未超過國家一級標準值，Zn除第2個群落沒有超過一級標準值，其余4個群落都超過了國家一級標準值，但仍低于國家二級標準值。說明土壤沒有受到重金屬的污染。

2.2 野生大豆中重金屬的含量

2.2.1 Cu的積累。從圖1a可看出，5個群落土壤中Cu的濃度基本一致，沒有明顯差異。而前3個群落野生大豆的地上、地下和種子中Cu的濃度明顯高于后2個群落，地上、地下Cu的濃度最高值出現(xiàn)在第3個群落。說明野生大豆對Cu的積累與土壤含水量有關系，因為后2個群落在生長過程中有較長時間浸泡在水中。在5個群落中，野生大豆對Cu的富集呈現(xiàn)了一致的變化趨勢，每個群落中Cu含量從高到低依次為地下部分、種子、土壤、地上部分。地下部分對Cu的富集明顯高于地上部分，且地下部分Cu的濃度高于土壤中Cu的濃度，地上部分Cu的濃度低于土壤Cu的濃度。種子Cu的濃度低于地下部分的濃度，高于土壤和地上部分的濃度。

2.2.2 Zn的積累。從圖1b可看出，前3個群落野生大豆地下部分和地上部分Zn的濃度明顯高于后2個群落。在5個群落中，除第3個群落外，其余4個群落都表現(xiàn)出野生大豆地下部分Zn的濃度高于地上部分。

2.2.3 Cd的積累。

從圖1c可看出，前3個群落土壤Cd的濃度明顯低于后2個群落的濃度；前3個群落地下部分Cd的濃度明顯高于后2個群落的濃度，前3個群落地上部分Cd的濃度明顯低于后2個群落。在第2個群落中，Cd含量從高到低依次為地下、種子、地上、土壤，其他群落Cd含量從高到低依次為地下、種子、土壤、地上。地下部分對Cd的富集遠大于地上部分，其濃度高于土壤、地上部分和種子。種子中Cd的濃度低于地下部分而高于地上部分。除了第2個群落外，其他群落地上部分Cd的濃度均低于土壤中Cd的濃度。

2.2.4 Pb的積累。從圖1d可看出，前3個群落土壤、地下部分和地上部分Pb濃度明顯高于后2個群落Pb的濃度，且在第3個群落值最高。在5個群落中，野生大豆對Pb的富集呈現(xiàn)一致的變化趨勢，每個群落中Pb含量從高到低依次為地下、土壤、地上、種子。地下部分對Pb的富集比地上高很多。地下部分Pb的濃度高于土壤的濃度，而地上部分Pb的濃度低于土壤的濃度。種子中Pb的濃度很低，說明野生大豆種子對Pb積累很少。

2.3 野生大豆中重金屬的富集

2.3.1 地下部分。由圖2可見，對于4種重金屬，野生大豆都呈現(xiàn)出地下部分富集能力是最強的，遠大于地上部分和種子。野生大豆地下部分對Cd的富集能力最強，富集系數(shù)最大值達18.00，對Zn的富集能力最弱，富集系數(shù)最大值僅為1.24，對Cu和Pb的富集介于二者之間，說明野生大豆對重金屬的富集具有選擇性。野生大豆地下部分對4種重金屬的富集呈現(xiàn)一致的規(guī)律，即前3個群落的富集系數(shù)明顯大于后2個群落，這可能與野生大豆的長勢和土壤水分有關。后2個群落土壤水分含量特別高，而且在生長期內(nèi)有較長時間根部被水浸泡，這可能影響地下部分對重金屬的累積。富集系數(shù)最高值出現(xiàn)在第2和第3個群落，這2個群落中野生大豆生長情況最好，說明野生大豆生長的越好，對重金屬的富集能力也最強。

2.3.2 地上部分。由圖2可見，野生大豆地上部分對Cd的富集能力最強。地上部分對4種重金屬的富集系數(shù)基本上都小于1，說明野生大豆從根部向上運輸這4種重金屬的能力比較差。地上部分對于重金屬的富集表現(xiàn)了與地下部分相似的趨勢，即前3個群落的富集系數(shù)大于后2個群落的富集系數(shù)。

2.3.3 種子。由圖2可見，野生大豆種子對4種重金屬的富集能力從強到弱依次為Cd、Cu、Zn、Pb。種子對Cd的富集能力最強，富集系數(shù)最大值為9.00，最小值為1.00；其次為Cu，富集系數(shù)最大值為1.41，最小值為0.76；對Pb的富集能力最弱，最大值為0.14，最小值為0.03；對Zn的富集系數(shù)都小于1.00，最大值為0.71，最小值為0.30。種子對Cd的富集表現(xiàn)出前3個群落富集系數(shù)大于后2個群落，而對其他3種重金屬的富集并沒有表現(xiàn)出類似的規(guī)律。

2.4 野生大豆中重金屬的運輸

轉(zhuǎn)移系數(shù)是植物地上部分和根部重金屬含量的比值，可以體現(xiàn)植物從根部向上部運輸重金屬的能力，揭示了重金屬被根吸收進入植物后在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)移特征。比值越大，說明植物在體內(nèi)運輸重金屬的能力越強。根據(jù)參考文獻[13]，轉(zhuǎn)移系數(shù)的臨界值為0.5，如果植物的臨界值超過0.5，則說明該植物具備了修復重金屬污染的能力。而如果轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1.0的話，則該植物具備超富集植物的一個特征。由圖3可見，野生大豆運輸重金屬的效率因野生大豆長勢和重金屬類型而異。Zn在第3個群落轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1.0，第1和第2個群落的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于0.5；Cu在第2個群落轉(zhuǎn)移系數(shù)大于0.5，Cd和Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)都小于0.5。說明野生大豆對Zn的轉(zhuǎn)移能力最強。

野生大豆對Cu和Zn的轉(zhuǎn)移能力表現(xiàn)了相同的規(guī)律，即前3個群落的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于后2個群落，說明野生大豆的長勢越好，其從地下向地上轉(zhuǎn)移Cu和Zn的能力越強。而Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)明顯是前3個群落小于后2個群落，這可能與后2個群落土壤的含水量大有關，因為Cd是水易溶性元素，在這4種重金屬中Cd的水溶性是最大。Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)是第3個群落最小，說明長勢越好，從地下向地上轉(zhuǎn)移Pb的能力越弱。

3 小結與討論

野生大豆對Cu的積累，每個群落中Cu含量從高到低依次為地下部分、種子、土壤、地上部分。對Zn的積累，前3個群落野生大豆地下部分和地上部分Zn的濃度明顯高于后2個群落，5個群落之間沒有表現(xiàn)出一致的積累特征。對Cd的積累，在第2群落中，Cd的含量從高到低依次為地下、種子、地上、土壤，其他群落Cd含量從高到低依次為地下、種子、土壤、地上。對Pb的積累，每個群落中Pb含量從高到低依次為地下、土壤、地上、種子。由此可見，野生大豆各部分在每個群落中對Cu和Cd的積累規(guī)律是一致的；對Pb的積累規(guī)律不一致，主要表現(xiàn)在種子對Pb的積累最弱。

第2和第3個群落的野生大豆地上和地下部分富集系數(shù)最高，這2個群落野生大豆的長勢最好，說明野生大豆生長越旺盛，積累重金屬的量越多。第4和第5個群落的富集系數(shù)明顯低很多，說明土壤中過多的水分影響了根部對重金屬的富集。

雖然Cd在野生大豆中的含量比其他3種重金屬低，但Cd的富集系數(shù)是最高的，說明Cd在野生大豆中的遷移強度和吸收利用程度高于其他3種，Cd更容易從土壤中進入野生大豆體內(nèi)[13]。Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)表現(xiàn)為前3個群落小于后2個群落，這可能與后2個群落土壤的含水量大有關，因為Cd是水易溶性元素，在這4種重金屬中Cd的水溶性是最大。

野生大豆對Cu、Zn、Cd、Pb 4種重金屬富集特征都呈現(xiàn)出地下部分明顯大于地上部分。這可能是因為土壤中重金屬直接與野生大豆根系接觸，根部有大量的微生物，能將重金屬離子吸收或固定，增強了根部對重金屬的吸收和富集能力[14]。

比較野生大豆地上部分與地下部分積累重金屬，積累主要集中在根部，這是由于野生大豆對將重金屬從地下部轉(zhuǎn)運到地上部的能力較差，它盡量把吸收到體內(nèi)的重金屬束縛在根部，避免地上部莖和葉的細胞受到重金屬的直接傷害。野生大豆對Cd的積累很高，但是將Cd運輸?shù)降厣喜康哪芰^差，從這一點講，野生大豆只能算是一種富集植物，而不是超富集植物，因為超富集植物的一個主要特征就是植物地上部重金屬含量大于根部該重金屬含量[15]。野生大豆能夠從土壤中吸收重金屬，并把它們固定在根部，限制重金屬向地上部轉(zhuǎn)移，使重金屬污染土壤的植物穩(wěn)定。植物穩(wěn)定的作用是通過植物根部積累、沉淀、轉(zhuǎn)化土壤中有毒金屬，或通過根部吸附來加強對污染物的固定，以降低其生物有效性和防止其進入地下水和食物鏈，從而減少其對環(huán)境和人類健康的污染風險[16]。野生大豆可以阻止重金屬進入地上部分，減少毒害作用，具有對重金屬的排斥機制，這可能也是它生態(tài)幅大的部分原因。

參考文獻

[1] WHITE P J.Cation channels in the plasma membrane of rye roots[J].Journal of experimental botany，1997，48：499-514.

[2] FOX T C，GUERINOT M L.Molecular biology of cation transport in plants[J].Annual review of plant biology，1998，49：669-696.

[3] MORSOMME P，BOUTRY M.The plant plasma membran H（+） ATPase：Structure，function and regulation[J].Biochimical biophysical acta，2000，1465（1/2）：1-16.

[4] WILLIAMS L E，PITTMAN J K，HALL J L.Emerging mechanisms for heavy metal transport in plants[J].Biochimica biophysica acta，2000，1465（1/2）：104-126.