2019, Vol. 40
2. 山西师范大学生命科学院, 临汾 041004;
3. 海南大学热带农林学院, 海口 570228;
4. 中国科学院生态环境研究中心, 北京 100085
2. School of Life Science, Shanxi Normal University, Linfen 041004, China;
3. Institute of Tropical Agriculture and Forestry, Hainan University, Haikou 570228, China;
4. Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
农田土壤污染产生的农产品安全问题, 引起人们的普遍关注.笔者的前期研究发现, 煤化工产业区周边农田土壤多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)含量较高, 如某焦化厂周边农田土壤16种PAHs的平均质量分数为3.46×103 μg·kg-1[1], 某化肥厂周边为1.26×104 μg·kg-1[2]. Duan等[3]报道山西某焦炭生产基地周边农田土壤PAHs含量在294~1.67×103 μg·kg-1之间, 60%的样点达到严重污染的水平(>1 000 μg·kg-1). PAHs是环境中广泛分布的一类持久性有机污染物.其中, 16种被美国环保署列为优先控制的污染物类型[4], 8种被国际癌症研究机构证明具有或可能具有潜在致癌作用[5, 6].根据文献[7]提出的农田土壤污染分类标准(大于1.00×103 μg·kg-1严重污染)、文献[8]提出的人类健康土壤质量标准值(1.50×103 μg·kg-1)和生态健康标准值(1.00×103 μg·kg-1)可知, 许多煤化工产业区周边农田土壤PAHs含量已达到严重污染水平.从理论上讲, 这些农田土壤的耕种存在较高的生态与人类健康风险, 但客观上, 许多此类土地仍然被农用, 生产的农产品是否会存在安全风险？本文以某煤化工产业区周边农田污染土壤为研究对象, 选种当地广泛种植的油麦菜, 采用盆栽方式, 探讨PAHs在土壤-油麦菜体系中的迁移、转化与富集特征, 评估污染土壤农用的潜在风险, 以期为农业安全生产提供理论指导, 并为污染土壤生物修复技术的研发提供实践经验.
1 材料与方法 1.1 实验设计供试油麦菜(Lactuca sativa L.)种子购自四川种都种业有限公司, 土壤来源于某煤化工企业周边PAHs污染农田土壤.将取回的土样, 放置在阴凉、通风处自然风干.去除植物残片、石块等过20目金属筛.每盆(直径15 cm、高20 cm)分装1.5 kg干土, 播种油麦菜种子10颗, 出苗后每盆留取3株, 设置5个平行处理, 放置温室培养.实验期从2016年7月20日至9月20日.生长期自然光照、温度25~30℃、自来水浇灌, 土壤湿度40%~60%.生长60 d一次性收获植物样品和根际土壤.植株样品清洗干净放4℃冰箱保存备用, 土壤样品放置阴凉通风处干燥.初始土壤记作(SS), 收获期土壤记作(HS), 油麦菜地下部分记作(GS), 地上部分记作(YS).
1.2 PAHs的提取方法土壤PAHs提取方法根据Jiao等[9]的报道, 即准确称取5.0 g研磨过100目筛的干燥土样和3 g无水Na2SO4(烘箱120℃, 烘干2 h)混合; 丙酮:二氯甲烷(1:1, 体积比)混合溶剂, 30℃条件下, 超声振荡提取30 min, 用干燥无水Na2SO4柱过滤, 重复提取2次, 合并两次滤液; 在40℃下, 氮气吹干; 色谱级甲醇定容到2 mL, 过0.22 μm有机相滤膜于棕色样品瓶, 暂置于-20℃冰箱保存待仪器分析.
植物样品中PAHs提取方法, 根据Nicola等[10]的方法稍加改进, 即准确称取5.0 g植物样品(鲜重), 同时, 通过烘干法测定植物样品的含水率, 样品PAHs含量换算成样品干重.研磨后用30 mL丙酮二氯甲烷混合溶剂(1:1, 体积比)冲洗至锥形瓶中, 通过超声振荡提取2次, 用无水Na2SO4(用前烘干)过滤, 合并滤液; 加入50 mL超纯水充分混合, 静置至分层, 保留有机相, 重复两次; 将有机相加入2.5%的KOH乙醇溶液50 mL, 80℃水浴条件下磺化2 min, 然后加入2%的Na2SO4水溶液50 mL, 混匀、静置分层, 保留有机相, 重复此步骤直到水层为中性; 将有机相过硅胶柱, 用丙酮二氯甲烷混合溶剂洗脱, 收集洗脱液至KD浓缩器, 氮气吹干.用色谱级甲醇定容2 mL, 过0.22 μm有机相滤膜至棕色进样瓶, 放置-20℃冰箱保存待仪器分析.
1.3 分析方法与质量控制采用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS, QP2010Ultra), HP-5MS毛细柱长30 m×0.25 mm直径×0.25 μm厚度(Shimadzu enterprise management(China)Co. Ltd.)检测样品中PAHs.氦气作为载体气体, 载气流量1.2 mL·min-1, 进样体积为1 μL, 不分流模式.升温程序：起始温度50℃(保持1 min), 以20℃·min-1升温至200℃, 保持1 min; 以6℃·min-1升温至260℃并保持1 min; 20℃·min-1升温至290℃, 保持10 min.
不同组份的定性检测通过保留时间和2个提取离子的丰富度识别. 16种PAHs的基本信息和识别离子信息(表 1), 不同组分的定量采用外标法16种PAHs混合标样(纯度99.9%), 0.01、0.1、0.5、1.0、5.0、10.0、50 μg·kg-1(美国AccuStandard公司)以峰面积大小与标样峰面积的比值计算. 16种PAHs的回收率在87%~108%.采用3个重复计算标准差.
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表 1 16中优先控制的16种PAHs基本信息[4] Table 1 Basic information of the 16 priority controlled species of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) |
1.4 数据处理
本实验结果采用Orgion 8.5作图, 用Microsoft Excel 2007以及SPSS 16.0进行数据处理和统计分析.
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(1) |
富集系数越大, 表示油麦菜积累PAHs能力越强.
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(2) |
转移系数表示PAHs由地下部分转运、分配到地上部位的能力, 其值越高, 表示PAHs从根部转运到地上部位的能力越强.
1.5 风险评价根据Nisbet等[13]提出的Bap等效毒性系数法评估油麦菜富集PAHs的潜在致癌风险.油麦菜中不同类型PAHs的Bap等效浓度(Bapeq)根据式(3)计算：
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(3) |
式中, Ci是油麦菜中某一类型PAHs(i)的含量(μg·kg-1), TEFi是i的等效毒性系数, 16种PAHs的TEF值见表 1.
油麦菜的潜在致癌风险是各个PAH的Bap等效浓度的总和(∑16PAHsBapeq).所有PAHs总的Bap等效浓度计算公式：
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(4) |
由表 2可知, 油麦菜地上部分PAHs的总量(YS, ∑16PAHs, 0.446×103 μg·kg-1)大于地下部分(GS, 0.192×103 μg·kg-1), 其中, 高分子量PAHs (苯环数≥4, HMWPAHs)含量是GS的2.05倍; 低分子量PAHs (苯环数≤3, LMWPAHs)含量是GS的3.22倍; 致癌性PAHs (∑BPAHs)含量是GS的1.90倍.同时可知, 同一组织对不同类型PAHs的富集量有较大的差异, 如YS中单一PAHs的含量在7.18(Ant)~59.0(Baa) μg·kg-1之间; GS的含量在1.39(Fla)~63.7(Bap) μg·kg-1之间.
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表 2 不同样品中多环芳烃的含量/μg·kg-1 Table 2 Contents of the polycyclic aromatic hydrocarbons in the different samples/μg·kg-1 |
由图 1(a)可知, GS中相对含量(质量分数)较高的是Bap(31.2%)、Baa(7.60%)、Bghip(7.41%), YS中是Baa(13.2%)、Bap(13.2%)和Ind(12.0%); SS中相对含量较高的是Bap(19.3%)、Ind(12.5%)、Baa(10.8%); HS中较高的是Bap(17.0%)、Daa(13.7%)、Baa(12.7%).根据GS和YS的相对含量可分为2类, GS含量大于YS, 包括Daa(GS 5.75%, YS 4.09%)、Bbf(GS 4.96%, YS 3.47%)、Bap(GS 33.2%, YS 13.2%)、Bkf(GS 4.90%, YS 3.86%); GS含量小于YS, 包括Nap(GS 2.78%, YS 2.94%)、Acel(GS 2.80%, YS 3.47%)、Ace(GS 7.30%, YS 10.7%)、Ant(GS 1.33%, YS 1.61%)、Flu(GS 6.83%, YS 10.9%)、Phe(GS 2.56%, YS 2.94%)、Fla(GS 0.73%, YS 1.7%)、Pye(GS 1.04%, YS 2.33%)、Chr(GS 4.73%, YS 5.64%)、Baa(GS 7.60%, YS 13.2%)、Ind(GS 7.41%, YS 12.0%)、Bghip(GS 6.13%, YS 7.98%).
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图 1 不同样品中多环芳烃(PAHs)所占质量分数 Fig. 1 Relative contents of the polycyclic aromatic hydrocarbon (PAHs) in the samples |
由图 1(b)可知, YS中3环PAHs的相对含量最高(29.6%), 其次是5环(24.5%)和4环(23.0%); 而GS中5环PAHs的相对含量最高(48.8%), 其次是3环(20.8%)、4环(14.1%)、6环(13.5%)PAHs.总体来看, 油麦菜地下部分HMWPAHs相对含量较高, 地上部分LMWPAHs的相对含量较高.
2.2 富集系数根据公式(1)计算油麦菜对不同种类PAHs的富集系数(图 2).由图 2可知, 油麦菜YS对不同PAHs的富集系数在0.458~2.41之间, 其中, Ant最大, Fla最小, 除Fla (0.458)、Bbf (0.558)、Pyr (0.600)、Phe (0.809)、Bap (0.862)、Baa (0.953)之外, 富集系数均大于1; GS对不同PAHs的富集系数在0.130~0.870之间, Fla最小, Bap最大, 富集系数均小于1.由此可知, 油麦菜地上部分对PAHs的富集能力大于地下部分, 且不同类型之间有较大的差异, 同时可知, 无论油麦菜的地上还是地下部分对Fla的富集能力均最小.
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图 2 油麦菜地上(YS)、地下部分(GS)对不同PAHs的富集系数 Fig. 2 Ratio of the accumulation of the individual PAHs in the aboveground (YS) or underground (GS) fractions of Lactuca sativa L. |
根据公式(2)计算不同种类的PAHs在油麦菜体内的转移系数(TF).由图 3可知, 不同PAHs从地下向地上部分的TF在1.42~16.5之间, 其中, Fla的转移系数最高(16.5), Bap的转移系数最低(1.42).依据TF的大小可以分为3个等级：① TF < 5.00, 包括Baa (4.64)、Bghip (4.63)、Nap (3.60)、Acel (3.79)、Ant (3.73)、Bkf (3.37)、Bbf (3.49)、Phe (2.85)、Ind (2.05)、Bap (1.42); ② 5.00≤ TF < 10.0, 包括Flu (7.61)、Pyr (5.69)、Daa (5.87)、Chr (5.01)和Ace (9.13); ③ TF ≥ 10.0, 只有Fla (16.5).结果表明, 不同种类的PAHs在油麦菜体内的转运能力差异较大, 最大的转移系数(Fla)是最小的Bap的11.6倍, 62.5%的种类转运系数小于5.00.
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图 3 不同PAHs在油麦菜体内从地下到地上部分的转移能力 Fig. 3 Transfer coefficients of the different PAHs from the underground (GS) to the aboveground fraction (YS) of Lactuca sativa L. |
依据PAHs各组份在SS-HS-GS-YS的相对含量(%), 16种PAHs在这一体系中的迁移特征可分为4组(图 4)：① GS的相对含量最高, HS最低, 即SS>HS < GS>YS, 包括Bap、Ind和Nap[图 4(a)].表明油麦菜的生长过程中, 对此类型的PAHs有较高的吸收作用, SS与HS差异较大, 从GS向YS的转移能力较低(TF < 5.00), 在GS中富集多. ② HS的相对含量最高, YS最低, 即SS<HS>GS>YS, 表明根部能从土壤中吸收此类PAHs, 但其吸收、富集和转运率均不高, 仅包括Bbf一种类型[图 4(c)]. ③ YS的相对含量最高, HS最低, 即SS>HS < GS < YS.包括Ace、Flu、Ant、Chr[图 4(b)].表明油麦菜GS分吸收并贮存了此类PAHs, 但其吸收能力小于从GS到YS的转运能力, 且YS中富集能力大于GS. ④ HS的相对含量最高, GS最低, 即SS < HS>GS < YS.包括Acel、Phe、Pyr、Fla、Daa、Baa和Bghip[图 4(c)].表明油麦菜根部能够从土壤中吸收此类PAHs, 但吸收能力小于从GS到YS的转运能力, 导致GS < YS, 同时认为植物代谢过程中可能会合成此类PAHs, 通过根的分泌作用进入土壤, 引起HS>SS.由此可知, 油麦菜GS对Nap、Bkf、Bap和Ind吸收与富集能力较高(HS < GS>YS); 对Ace、Flu、Ant、Chr的吸收与转运能力较高(HS < GS < YS); 对Acel、Phe、Pyr、Daa、Baa、Bghip富集能力小于YS.部分种类的PAHs在HS高于SS的原因, 笔者认为可能有外源性进入, 如植物代谢合成或大气沉降, 有待进一步研究.
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图 4 不同类型的PAHs在土壤-油麦菜体系中的迁移特征 Fig. 4 Characteristics of the individual PAHs in the polluted soil-plant (Lactuca sativa L.) system |
依据不同种类PAHs的含量, 对SS-HS、SS-GS、SS-YS、HS-GS、HS-YS和GS-YS进行线性回归分析, 分析不同样品中PAHs的定量关系(图 5).由图 5(a)可知, SS和HS中PAHs的拟合优度为R2=0.46; SS和GS中PAHs的拟合优度为R2=0.71[图 5(b)]; SS和YS中PAHs的拟合优度为R2=1[图 5(c)]; HS和GS中PAHs的拟合优度为R2=0.59[图 5(d)]; HS和YS中的PAHs的拟合优度为R2=0.68[图 5(e)]; GS和YS中PAHs的拟合优度为R2=0.39[图 5(f)].结果表明, SS和HS、GS和YS的拟合优度R2 < 0.5.分析原因, 认为油麦菜选择性吸收某些种类的PAHs, 一些不能被吸收或吸收量较少的类型, 继续留存在HS中, 因此, HS中的PAHs与SS中有较大的差异, 拟合优度较低(R2=0.46);同时认为, 油麦菜吸收的PAHs, 不同类型从地下部分到地上部分的迁移转化能力差异较大, 一些种类被迁移到地上部分, 一些种类在地下部分富集较多, 因而GS和YS的拟合优度较低, 差异最大(R2=0.39).结果分析认为油麦菜地下部分PAHs的来源有3个, 一个是根从SS中吸收, 第二个由于土壤粉尘降落到地上部分通过地上部分的吸收进入体内, 然后选择性转运, 决定其富集部位; 第三个来源于植物代谢合成.同时认为, PAHs被根从土壤中吸收进入体内和从地下向地上部分的运输过程, 是一个选择性过程.这一推论比较合理地解释SS和GS、HS和GS、HS和YS中PAHs的拟合优度在0.5≤ R2≤ 0.8之间的结果.同时认为, 油麦菜体内的PAHs主要来源于根的吸收, 地上部分的PAHs主要来源于GS的迁移转化, SS和YS中PAHs的拟合优度(R2=1.0).
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图 5 土壤和油麦菜中PAHs的相关性 Fig. 5 Correlations among the individual PAHs in the soil and the HS, GS, and YS |
同分异构体如Fla/(Fla+Pyr)、Ind/(Ind+Bghip)、Bap/(Bap+Chr)、Baa/(Baa+Chr)和HMWPAHs/LMWPAHs的比值可以作为环境中PAHs来源指示[14, 15].由图 6 (a)可知, 以HMWPAHs/LMWPAHs与Ant/(Ant+Phe)比值为参照解析其来源, 在SS、HS、GS和YS样品中, 仅有HS中的PAHs来源有一定的差异; 以Ind/(Ind+BghiP)与Fla/(Fla+Pyr)为标准判定其来源, 也仅有HS和GS中的PAHs来源有一定的差异[图 6 (b)]; 以Bap/(Bap+Chr)与Baa/(Baa+Chr)为标准判定其来源可知, 不同样品中100% PAHs属于同一来源[图 6 (c)].
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图 6 土壤和油麦菜中HMWPAHs/LMWPAHs与Ant/(Ant+Phe)、Bap/(Bap+Chr)与Baa/(Baa+Chr)、Fla/(Fla+Pyr)与Ind/(Ind+Bghip)的双变量源解析 Fig. 6 Bivariate plot of the diagnostic ratios HMWPAHs/LMWPAHs against Ant/(Ant+Phe), Bap/(Bap+Chr) against Baa/(Baa+ Chr), and Fla/(Fla+Pyr) against Ind/(Ind+Bghip) in the soil and Lactuca sativa L. |
总体来说, SS、HS、GS、YS样品中的PAHs, 可以认为具有相同的来源, 主要包括煤、化石和生物质燃料燃烧和车辆排放.
2.7 潜在风险根据公式(3)和(4)分别计算油麦菜地上和地下部分PAHs的苯并[a]芘的等效毒性当量(Bapeq)(表 3).由表 3可知在地下部分不同PAHs的Bapeq在1.39×10-3~63.7 μg·kg-1之间, 其中, Bap(63.7 μg·kg-1)、Daa(14.2 μg·kg-1)、Baa(1.46 μg·kg-1)、Ind(1.10 μg·kg-1)的毒性当量较大; 地上部分在7.94×10-3~58.9 μg·kg-1之间, 其中, Bap(58.9 μg·kg-1)、Daa(53.3 μg·kg-1)、Baa(5.90 μg·kg-1)、Ind(1.82 μg·kg-1)、Bkf(1.72 μg·kg-1)、Bbf (1.49 μg·kg-1)较大.总体来看, 主要是5~6环PAHs的毒性, 其中, Fla的毒性当量最小, Bap的最大.
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表 3 油麦菜地上部分(YS)与地下部分(GS)PAHs的Bap等效毒性当量/μg·kg-1 Table 3 Bapeq concentration of the PAHs in the aboveground and underground parts of Lactuca sativa L./μg·kg-1 |
地下和地上部分中∑16PAHs的Bap等效毒性当量(∑16PAHsBapeq)分别为82.6 μg·kg-1、124 μg·kg-1, 其中, 致癌性PAHs的Bap等效毒性当量(∑BPAHsBapeq)分别占到总量的99.8%(GS)和99.5%(YS), 表明油麦菜的潜在风险较高.
3 讨论 3.1 油麦菜对PAHs的吸收和积累油麦菜地上部分3~5环PAHs含量较高, 地下部分4~6环PAHs较高(Baa、Bap、Ace、Flu和Ind), 与报道的国内其它污染区植物的含量相比有一定的差异, 含量处于中等水平.如珠江三角洲典型城市农业土壤种植的蔬菜, 16种PAHs的均值为183 μg·kg-1, 其中, 菜心菜为315 μg·kg-1、生菜为166 μg·kg-1, 而且, 低分子量的Phe、Ant、Pyr、Chr、Nap富集较多[16].东莞市蔬菜中PAHs的含量在26.4~3 748 μg·kg-1之间, 叶菜类的平均含量为730 μg·kg-1, PAHs的类型主要是3~4环, 其中Fla、Pyr、Phe含量较高[17].以制造业为主的顺德周边地区, 蔬菜中PAHs的含量在82~1 258 μg·kg-1之间, 其中Ant、Nap、Phe、Pyr、Chr等含量较高且与土壤PAHs含量没有显著的相关性(P>0.05)[18].南京某工业区周边农田土壤生长的蔬菜中PAHs含量与土壤PAHs有正相关关系, 根的富集量显著高于茎叶(P < 0.05), 认为低分子量PAHs容易被根吸收富集, 但不同蔬菜类型(菜心菜、四季青小白菜、花红苋菜和油麦菜)积累量差异较小[19].山西焦化污染区农产品中PAHs含量在59.5~1.06×103 μg·kg-1之间, 2~4环PAHs是主要富集类型, 但不同种类的农产品富集趋势为叶菜类>根茎类>果实类[20].某钢铁企业周边8种蔬菜可食用部分PAHs含量在227~1.53×103 μg·kg-1之间[21].研究发现焦化厂周边植物叶富集的4~6环较多, 相对含量在50.4%~72.0%之间, 冶炼厂周边3环、4环的相对含量在50.4%~97.0%之间, 煤矿周边为68.6%~89.1%之间, 而且, 植物体内∑16PAHs和土壤∑16PAHs没有显著的相关性(P>0.05), 2, 3环PAHs在植物体内的相对含量大于土壤, 而4, 6环PAHs低于土壤[22].
回归性分析表明, 油麦菜地上部分PAHs与初始土壤PAHs的拟合优度最高(R2=1), 地下部分与初始土壤PAH的拟合优度中等(R2=0.71), 主要差异在Bap、Daa、Ind、Baa等种类. YS和GS的拟合优度较低(R2=0.39), 差异类型主要有Bap、Bghip、Daa、Ind、Baa、Phe、Ace、Chr.说明油麦菜PAHs来源于土壤PAHs, 但油麦菜对不同类型PAHs的吸收能力及其体内迁移转化能力有一定的差异.其中, 差异较大的有2类：一类根吸收少而土壤积累多; 另一是从地下部分向地上部分迁移少, 而在地下部分富集多的类型.这一结论与不同种类的富集系数和转移系数具有一致性.如Ind、Baa、Phe、Ace转移系数大于Bap、Bghip、Daa、Chr; 而在YS中Ant的富集系数最大, Fla的最小; 在GS中Bap的富集系数最大, Fla的最小; 从油麦菜的GS到YS的转运系数Fla最大, 而Bap最小.笔者认为油麦菜对不同种类PAHs的吸收与迁移转化能力有一定的差异且受土壤中含量的影响.该结果与王海翠等[23]通过盆栽实验得出的结论相似：Fla和Bap在油麦菜YS积累量随其土壤中的含量增加而增加, 且不同含量之间的差异较为显著(P < 0.05).
关于植物吸收与富集的机制, 目前有较多的观点.有认为富集特征与工业活动引起的环境污染特征正相关[22]、认为低分子量PAHs在土壤中的持久性相对高分子量PAHs较短, 容易通过挥发作用进入大气环境, 后通过干湿沉降降落在叶面, 通过表皮进入叶内, 因此, 植物体富集的低分子量PAHs主要受其溶解性和挥发性影响[23].梁宵等[24]和蓝家程等[25]认为, 在一定温度下植物对污染物的亲和力取决于植物和底物的类型, 而不受底物含量和环境因素的影响; PAHs的正辛醇/水分配系数(Kow)、植物表面角质层等均会影响植物对PAHs的吸收与贮存, 角质层构成了PAHs的天然吸附剂和蓄积池[26, 27].
综上所述, 目前的研究结果存在较大的差异, 而且PAHs在植物体内的富集与迁移转化受多种因素的影响.关于影响PAHs在油麦菜体内富集与迁移转化的因素, 有待进一步深入探讨.
3.2 土壤-油麦菜体系PAHs的迁移特征不同PAHs受其分子量、分子结构、疏水性、浓度和生物毒性等的影响, 在土壤-油麦菜体系的迁移能力有较大的差异.依据PAHs在土壤-油麦菜根系统中的迁移系数可分成3类.第一类低等迁移率(BF < 0.3), 极难溶解或易吸附在土壤颗粒上, 油麦菜根吸收率低, 包括Phe、Pyr、Fla、Baa、Daa; 第二类, 中等迁移率, 从土壤到根的迁移系数(0.3 < BF < 0.5), 包括Chr、Bkf、Bbf、Ace、Bghip; 第三类, 高迁移率, 迁移系数(0.5 < BF < 1.0)在土壤中溶解度高, 容易被油麦菜吸收, 包括Nap、Acel、Flu、Ant、Ind、Bap.
依据PAHs从GS-YS的转移系数, 也可以分为3类.第一类, 低等转移能力, 转移系数TF < 5.0, 如Baa、Bghip、Nap、Acel、Ant、Bkf、Bbf、Phe、Ind、Bap; 第二类中等转移能力, 转移系数5.00≤ TF < 10.0, 包括Flu、Pyr、Daa、Chr和Ace; 第三类, 高转移能力, 转移系数TF≥ 10.0, 仅Fla一种类型.
比较2种转移系数可知, 从地下部分到地上部分的转移能力普遍大于从土壤到根的转移, 转移系数均大于1.0, 且不同类型PAHs从土壤到根际和从根际到茎叶的转移速率有一定的差异.如Flu、Ace、Chr从土壤到根和从根到茎叶的转移系数相对来说均较高; Phe、Baa等从土壤到根和从根到茎叶的转移系数相对均较低; Nap、Acel、Ant、Ind、Bap、Bkf、Bbf、Bghip从土壤到地下部分转运系数较高, 而从地下部分到地上部分的迁移系数相对较低; Fla从土壤到根的转移率最低, 而从根到茎叶系统的迁移系数最高.有研究认为PAHs分子结构决定了其生物毒性和生物可利用性, Nap、Flu、Ant具有“中蒽位/L区”[28], 中间苯环的对位碳上容易发生活性反应, 具有较高的活性, 容易被生物体吸收, 而Acel、Ace、Chr、Fla、Pyr、Phe、Baa具有中菲/K区结构, 不易被植物吸收, 具有慢性毒性效应, 而Bap、Bbf、Bkf、Ind、Bghip既具有L区, 也具有K区, 其活性取决于L区的活性, 因此, 可以很好地解释, 不同类型的PAHs在土壤-油麦菜根部和根部-地上部分的迁移速率.有的容易被吸收, 表现为高吸收率, 同时由于植物自身的免疫机制而迅速向上转移; 有些因为分子量小挥发性强或不易被植物吸收等特性, 导致从土壤到植物的迁移率低.
本研究没有考虑植物代谢特性、土壤微生物代谢和不同类型PAHs之间的相互作用的影响, 因此, 今后需要进一步深入探讨.
3.3 油麦菜的健康风险我国食品污染物限量标准(GB 2762-2017)[29]规定食品中Bap的含量不超过5.0 μg·kg-1.根据此标准可知油麦菜, 具有较高的健康风险. YS和GS的风险值分别超出最大标准值(5.0 μg·kg-1)的1.65和2.47倍.其中, 风险值较高的PAHs类型主要是Daa、Baa、Bbf、Bkf, 均属于典型的致癌性物质.依据∑16PAHsBapeq可知, YS的潜在健康风险是GS的1.50倍.尤其是致癌性PAHs的风险值占总风险值的99.5%以上.根据研究结果可知, 此类土壤如果用于油麦菜的种植将具有较高的致癌风险.
4 结论(1) 油麦菜地上部分(YS)对PAHs的富集能力大于地下部分(GS). GS和YS富集的PAHs主要来源于初始土壤(SS), 拟合优度R2=0.71、R2=1.
(2) 油麦菜地下和地上部分对不同类型的PAHs具有选择富集作用. YS主要富集3~5环PAHs(Ant, Ace、Phe、Baa、Bap), Ant的富集系数最大; 而GS主要是4~6环PAHs(Chr、Daa、Bap、Bghip), Bap的富集系数最大.
(3) 在GS-YS体系中, 不同PAHs的转运能力有一定的差异, Fla的转移系数最大, Bap的转运系数最小.
(4) 地上和地下部分的潜在风险分别是国家食品标准规定的Bap最大限量风险值(5.0 μg·kg-1)的11.8、12.7倍.污染农田土壤种植油麦菜, 存在较高的安全风险.
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