鉛-砷交互作用影響小白菜生長(zhǎng)及鉛砷積累的效應(yīng)研究

黎 森 ，王敦球，于煥云*

1. 桂林理工大學(xué)，廣西 桂林 541006；2. 廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境污染綜合治理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510650

社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，尤其是工業(yè)化進(jìn)程的加速，造成中國(guó)嚴(yán)重的土壤重金屬污染。農(nóng)田土壤重金屬的累積影響到食品安全和人體健康，因而其越來越受到人們的關(guān)注（Kramer，2010）。土壤重金屬污染具有隱蔽性、長(zhǎng)期性和不可逆性，其不僅會(huì)改變土壤正常的組成、結(jié)構(gòu)和功能，還會(huì)影響植物的生長(zhǎng)和光合作用，造成農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量和質(zhì)量下降（雷凌明等，2014；王麗華等，2017）。其中重金屬鉛（Pb）和類金屬砷（As）均是毒性較大的環(huán)境污染物，且二者的污染往往同時(shí)存在（趙秀峰等，2017）。美國(guó)20世紀(jì)上半葉曾將砷酸鉛（PbHAsO4）作為果樹殺蟲劑而廣泛施用，導(dǎo)致土壤As和Pb嚴(yán)重污染（胡瑩等，2012）。中國(guó)的農(nóng)田土壤也同時(shí)存在著嚴(yán)重的 As和 Pb污染（Chang et al.，2014；Xenidis et al.，2010）。重金屬復(fù)合污染已然成為環(huán)境科學(xué)研究的熱點(diǎn)之一（王恒，2016）。

土壤中含有多種重金屬時(shí)，土壤膠體表面會(huì)發(fā)生不同重金屬間的相互作用（吸附、解吸、氧化、還原、配位等），從而影響各自在土壤中的形態(tài)分布及生物有效性（Wang et al.，2009），其影響方式和影響程度與重金屬種類、濃度、土壤類型、植物種類等有關(guān)（周東美等，2004）。Bliss在 1939年提出了污染物間的相互作用存在3種效應(yīng)，即協(xié)同作用、加和作用和拮抗作用（何勇田等，1994）。比如Pb-Zn對(duì)小白菜（Brassica campestris L.）根系生長(zhǎng)表現(xiàn)為協(xié)同作用；Cd-As對(duì)苜蓿（Medicago ruthenica）生長(zhǎng)表現(xiàn)為加和作用；Pb-Cd對(duì)冬瓜（Benincasa hispida）生長(zhǎng)表現(xiàn)為拮抗作用（郭關(guān)林等，2003）。Pb、Cd復(fù)合污染條件下，低濃度Pb、Cd促進(jìn)甜高粱（Sorghum Saccharatum）生長(zhǎng)，而高濃度Pb、Cd抑制甜高粱生長(zhǎng)（秦華等，2018）。Cd、Zn協(xié)同污染降低油菜（Brassica napus）產(chǎn)量，且Zn含量的增加顯著降低油菜可食部位對(duì)Cd的吸收（楊志新等，2000）。目前針對(duì) Pb-As交互作用及其對(duì) Pb、As生物有效性的影響報(bào)道還較少，已有的研究主要集中在 Pb、As單一元素在土壤中的存在形態(tài)、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律、對(duì)植物的毒害作用及機(jī)理等方面（趙巍等，2011；Kushwaha et al.，2018；Zhu et al.，2014；Khan et al.，2010）。Pb 和 As在土壤中分別以陽離子和陰離子形式存在，二者的交互作用可能和目前國(guó)內(nèi)外有關(guān)復(fù)合污染研究較多的 Zn與 Cd、Pb等陽離子不同（王林等，2011；Huang et al.，2009；郭關(guān)林等，2003）。胡瑩等（2012）研究發(fā)現(xiàn)Pb-As交互作用可促進(jìn)水稻根系對(duì)Pb及As的吸收；Pb-As對(duì)于大豆生長(zhǎng)表現(xiàn)為協(xié)同作用（郭關(guān)林等，2003）。

小白菜作為一種葉菜類蔬菜，其生長(zhǎng)快、產(chǎn)量高、適應(yīng)性廣，口感好，在中國(guó)各地被廣泛種植，深受人們喜愛。Pb、As復(fù)合污染條件下，Pb-As交互作用對(duì)小白菜的生長(zhǎng)及 Pb、As積累是否也呈現(xiàn)協(xié)同效應(yīng)值得探討。本研究以 Pb、As復(fù)合污染土壤為研究對(duì)象，以小白菜為供試作物，通過盆栽試驗(yàn)研究 Pb-As交互作用對(duì)小白菜生長(zhǎng)及小白菜中Pb、As生物有效性的影響，為土壤重金屬復(fù)合污染防治和保護(hù)人體健康提供科學(xué)依據(jù)，同時(shí)為農(nóng)田-植物系統(tǒng)中復(fù)合污染土壤重金屬安全閾值研究提供支撐。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

供試土壤類型為粉砂壤土，采自湖北咸寧旱稻輪作田，其基本理化性質(zhì)為：pH 5.61，陽離子交換量（CEC）9.81 cmol·kg-1，黏粒 24.44%，碳酸鈣4.69 g·kg-1，有機(jī)質(zhì) 29.48 g·kg-1，總氮 1.81 g·kg-1，總鉛 32.54 mg·kg-1，總砷 7.19 mg·kg-1。供試砷為Na3AsO4.12H2O，供試鉛為Pb(NO3)2，均為分析純。盆栽作物為小白菜，品種為上海青。

表1 不同處理下外源鉛、砷添加量Table1 Additive amount of exogenous sources Pb and As under different treatments

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 砷鉛污染土壤的制備

分別以 Na3AsO4.12H2O和 Pb(NO3)2作為污染土壤的砷源和鉛源，以溶液形式均勻噴灑至土壤并充分混勻，用0.12 mm厚的塑料膜包裹，在自然條件下平衡90 d。平衡過程中保持土壤含水量為田間持水量的80%。重金屬添加量參照《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618－1995）二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限值（As：40 mg·kg-1，Pb：250 mg·kg-1）。設(shè)置 As添加量分別為二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值的 0、0.75、1.5 倍，即 0、30、60 mg·kg-1；Pb添加量分別為標(biāo)準(zhǔn)值的0、0.5、1倍，即0、125、250 mg·kg-1，共 9個(gè)處理（表 1）。底肥 N、P、K肥分別以尿素、磷酸鈣及硫酸鉀形式于平衡結(jié)束前一周施加，施加量分別為 N-0.15 g·kg-1，P-0.05 g·kg-1，K-0.1 g·kg-1（呂業(yè)成等，2009）。試驗(yàn)用盆直徑為20 cm，每盆裝2.5 kg干土，2017年11月9號(hào)育苗，待長(zhǎng)至兩片真葉進(jìn)行移苗，每盆移植3株，隔天稱質(zhì)量澆水，保持土壤含水量為田間持水量的 70%（李勇等，2011）。于2018年 1月 17日收獲，移苗后生長(zhǎng)期40 d。

1.2.2 土壤孔隙水的提取

土壤孔隙水的提取采用Thibault et al.（1992）的方法，在25 ℃條件下，將所采集的土壤置于25 mL過濾管中，添加去離子水至土壤最大田間持水量，放置24 h，然后把過濾管放置在50 mL離心管中，在3500 g下離心45 min，取上層清液再次在12500 g下離心45 min，過0.45 μm濾膜后上機(jī)測(cè)定。

1.3 測(cè)定指標(biāo)和方法

小白菜葉片葉綠素相對(duì)含量（SPAD）于移栽后第 7、14、21、40天測(cè)定（Markwell et al.，1995）。第 40天（成熟期）收獲小白菜地上、地下部后用去離子水沖洗干凈，再用吸水紙擦干，分別測(cè)定株高和根長(zhǎng)；然后將鮮樣在105 ℃下殺青30 min后，于 70 ℃烘箱中干燥至恒質(zhì)量，分別測(cè)定其地上、地下部干質(zhì)量，粉碎過0.5 mm篩后放入封口塑料袋中，于干燥處保存?zhèn)溆谩Ｖ参飿悠酚皿w積比為3∶1的HCl-HNO3溶液進(jìn)行微波消煮（Codling et al.，2015），為保證As和Pb分析的準(zhǔn)確度，分析過程中采用了空白樣品和標(biāo)準(zhǔn)樣品進(jìn)行質(zhì)量控制，所有樣品中As和Pb的回收率均在95%以上。植物樣品消煮液和空隙水中 As含量采用原子熒光光譜法測(cè)定（Codling et al.，2015）；植物樣品消煮液和孔隙水中 Pb含量采用石墨爐原子吸收光譜法測(cè)定（Nolan et al.，2003）。孔隙水中陽離子（K+、Na+、Ca2+和 Mg2+）和陰離子（）分別采用原子吸收分光光度法（ICP-OES）（Zarcinas et al.，1996）和離子色譜法測(cè)定；孔隙水中可溶性有機(jī)碳（DOC）利用TOC/TNA分析儀測(cè)定（Li et al.，2017）。土壤理化性質(zhì)采用常規(guī)方法測(cè)定（鮑士旦，2000）。

1.4 富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移因子的計(jì)算

鉛、砷在小白菜體內(nèi)的分布特征由富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)移因子（TF）來表征。其中：

式中，Cp為植物地上/地下部分重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg-1；干質(zhì)量，下同）；Cs為土壤中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg-1）；BCF反映小白菜對(duì)兩種元素的吸收富集能力（周靜等，2018）。

式中，Cp-shoot為植物地上部分重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg-1）；Cp-root為植物地下部分重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg-1）；TF反映了小白菜根部吸收鉛、砷后轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分的能力（Arvy，1993）。

1.5 數(shù)據(jù)處理分析

運(yùn)用SPSS 20.0進(jìn)行分析，在95%置信水平下，采用 LSD法進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA）。運(yùn)用OriginPro 8進(jìn)行線性回歸分析及繪圖。

圖1 不同處理下小白菜干物質(zhì)累積量、株高（h）及根長(zhǎng)（l）Fig.1 Dry biomass, plant height (h) and root length (l) of Brassica campestris L. under different treatments

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛砷復(fù)合污染對(duì)小白菜生長(zhǎng)的影響

由圖1a可知，Pb125及As60處理下，小白菜地上部干質(zhì)量較對(duì)照顯著降低（P＜0.05）。外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·kg-1條件下，外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高對(duì)小白菜地上部及地下部干質(zhì)量均無顯著影響（P＞0.05）。外源 As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 60 mg·kg-1條件下（As60、As60Pb125和As60Pb250），小白菜地上部干質(zhì)量較對(duì)照顯著下降（P＜0.05）。與CK相比，As60、As60Pb125和As60Pb250處理下，小白菜地上部干質(zhì)量分別下降了7.9%、6.0%和15%；As60Pb250處理下，小白菜地下部干質(zhì)量較對(duì)照顯著下降了33%。說明較高濃度的Pb-As復(fù)合污染能抑制小白菜地上部和地下部干物質(zhì)累積。類似地，由圖1b可知，單一Pb、As污染對(duì)小白菜的株高和根長(zhǎng)無顯著影響（P＞0.05）。外源 As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·kg-1條件下，外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高對(duì)小白菜的株高和根長(zhǎng)也無顯著影響（P＞0.05），而外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為60 mg·kg-1條件下，隨外源Pb濃度的升高小白菜的株高呈降低趨勢(shì)，特別在As60Pb250復(fù)合污染條件下，小白菜株高和根長(zhǎng)顯著受到抑制（P＜0.05）。說明相較 Pb、As單一污染，復(fù)合污染特別是高濃度Pb-As復(fù)合污染可顯著抑制小白菜的生長(zhǎng)（P＜0.05）。

由表2可知，在移苗后的第7天，9種處理下小白菜SPAD值無顯著變化（P＞0.05）。第14、21、40天，在高質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb（Pb250）條件下，添加外源砷會(huì)降低小白菜 SPAD值，而在低質(zhì)量分?jǐn)?shù) Pb（Pb125）條件下，添加外源砷對(duì)小白菜SPAD值無顯著影響（P＞0.05）。第14、21天相同As質(zhì)量分?jǐn)?shù)條件下，添加外源Pb對(duì)小白菜SPAD值無顯著影響（P＞0.05），而第40天（成熟期）外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·kg-1下，小白菜SPAD值隨外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高呈降低趨勢(shì)，說明外源 As質(zhì)量分?jǐn)?shù)30 mg·kg-1下，Pb-As交互作用可抑制小白菜葉綠素的合成。

表2 不同處理下小白菜的SPAD值Table2 SPAD values of Brassica campestris L.under different treatments

2.2 鉛砷復(fù)合污染對(duì)土壤孔隙水中鉛砷濃度變化的影響

由圖 2a可知，小白菜成熟期時(shí)，同一外源 Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，孔隙水中Pb濃度隨外源As濃度的增加而升高。在外源Pb125 mg·kg-1下，與不添加外源As相比，添加 30 mg·kg-1和 60 mg·kg-1外源 As處理孔隙水中Pb濃度分別上升了2.8倍和3.7倍。說明外源As的添加可顯著促進(jìn)土壤中Pb的釋放（P＜0.05）。類似地，同一外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，外源Pb的添加可顯著提高孔隙水中Pb的濃度（P＜0.05）。單一As污染條件下，外源As濃度的增加對(duì)土壤中Pb的釋放無影響（P＞0.05）；單一Pb污染條件下，隨外源Pb的增加，孔隙水中Pb濃度增加。

圖2 不同處理下孔隙水中鉛、砷的質(zhì)量濃度Fig.2 Mass concentrations of Pb and As in pore water under different treatments

同一外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，外源Pb的添加則可顯著提高孔隙水中As的濃度（As60Pb250處理除外）（P＜0.05）。在外源As 30 mg·kg-1下，與不添加外源 Pb相比，添加 125 mg·kg-1和 250 mg·kg-1外源Pb處理孔隙水中As濃度都上升了1.2倍。同一外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，外源As的添加也可顯著提高孔隙水中As的濃度（P＜0.05）（圖2b）。單一Pb污染條件下，外源 Pb濃度的增加對(duì)土壤中 As的釋放無顯著影響（P＞0.05）；單一 As污染條件下，隨外源As的增加孔隙水中As濃度增加。

2.3 鉛砷復(fù)合污染對(duì)小白菜鉛、砷積累的影響

單一Pb污染處理下，小白菜地上、地下部Pb積累量均隨外源Pb濃度的增加而增加（圖3a）。外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為125 mg·kg-1下，外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 30 mg·kg-1時(shí)（As30Pb125）可顯著抑制小白菜地上、地下部對(duì)Pb的積累（P＜0.05），比Pb125處理小白菜地上和地下部 Pb的積累量分別下降了42.9%、54.2%。外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為250 mg·kg-1條件下，外源 As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 30 mg·kg-1時(shí)（As30Pb250）可顯著促進(jìn)小白菜地上及地下部對(duì)Pb的積累（P＜0.05），地上部分累積量增加了27.4%。同一外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，隨外源Pb的增加小白菜地上和地下部Pb的積累量顯著增加。

圖3 不同處理下小白菜地上部及地下部鉛、砷的積累量Fig.3 Mass fractions of Pb and As in aboveground and underground parts of Brassica campestris L. under different treatments

圖4 不同處理下小白菜中鉛、砷的富集系數(shù)Fig.4 Bioconcentration factor (BCF) of Pb and As in Brassica campestris L. under different treatments

單一As污染處理下，小白菜地上、地下部As積累量均隨外源 As濃度的增加而增加且同一外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，外源As的添加可顯著促進(jìn)小白菜地上、地下部As的積累（P＜0.05）（圖3b）。同一外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，外源Pb的添加也可促進(jìn)小白菜地上、地下部As的積累。As30Pb125處理下，小白菜地下部As的積累增加最為顯著，比As30處理小白菜地下部對(duì) As的積累量增加了 42.3%。說明Pb-As交互作用可促進(jìn)小白菜對(duì)砷的吸收。

圖5 不同處理下小白菜中鉛、砷轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)Fig.5 Translocation factor of Pb and As in Brassica campestris L. under different treatments

2.4 鉛砷復(fù)合污染對(duì)小白菜鉛、砷富集和轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

小白菜地上、地下部分Pb、As的BCF和TF如圖4和圖5所示。小白菜地上部55.5%的BCFPb大于1，77.8%的BCFAs小于0.5，地下部66.7%的BCFPb大于1，而77.8%的BCFAs小于1，說明小白菜對(duì)Pb的富集能力強(qiáng)于As（圖4）。外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·kg-1條件下，小白菜地上部及地下部BCFPb隨外源Pb添加量的增加而增加，而外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)60 mg·kg-1下，小白菜地上部BCFPb隨外源 Pb添加量的增加無顯著變化（P＞0.05），地下部BCFPb在As60Pb125處理下顯著降低（P＜0.05），As60Pb250處理下無顯著變化（P＞0.05）。說明在低質(zhì)量分?jǐn)?shù)（30 mg·kg-1）As污染條件下，外源Pb的添加可促進(jìn)小白菜對(duì) Pb的富集，而高質(zhì)量分?jǐn)?shù)（60 mg·kg-1）As污染條件下，Pb-As交互作用可抑制小白菜地下部對(duì)Pb的富集。同一外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，小白菜地上部和地下部BCFPb隨外源As添加量的增加無顯著變化（P＞0.05）。同一外源 As質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，添加外源 Pb對(duì)小白菜地上部和地下部 BCFAs均無顯著影響（P＞0.05）。同一外源 Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，小白菜地上、地下部 BCFAs隨外源As特添加量的增加呈降低趨勢(shì)。說明同一外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，外源 As的添加可降低小白菜地上部和地下部對(duì)As的富集能力。

由圖5可知，各處理Pb和As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于 1，除As30處理外，其他處理下Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均顯著低于對(duì)照處理，說明單一及復(fù)合Pb、As污染（As30處理除外）均可顯著降低小白菜對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)（P＜0.05）。在外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·kg-1條件下，外源Pb的添加可降低Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，而外源As質(zhì)量分?jǐn)?shù)為60 mg·kg-1條件下，外源 Pb的添加對(duì) Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)無顯著影響（P＞0.05）。單一及復(fù)合Pb、As處理下，As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)與對(duì)照無顯著差異（P＞0.05），說明外源Pb/As的添加對(duì)As從小白菜地下部向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)無顯著影響（P＞0.05）。在外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為125 mg·kg-1條件下，外源 As的添加可顯著降低As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（P＜0.05），說明在 Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)為125 mg·kg-1條件下，Pb-As交互作用可降低小白菜對(duì)As的轉(zhuǎn)運(yùn)。

2.5 鉛砷復(fù)合污染條件下土壤、孔隙水和小白菜中鉛/砷的相關(guān)性分析

由圖 6可知，小白菜地上部和地下部對(duì) Pb、As的積累量與土壤中的總Pb、總As含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）。隨土壤中 Pb、As含量的增加，小白菜的 Pb、As積累量也隨之增加。小白菜地上部和地下部對(duì)As的積累量與孔隙水中As含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），而小白菜地上和地下部對(duì)Pb的積累量與孔隙水中 Pb含量無顯著相關(guān)性（P＞0.05）。

2.6 孔隙水中鉛和砷的主要存在形態(tài)和豐度

根據(jù)孔隙水中 Pb、As濃度，陰陽離子濃度、pH、總有機(jī)碳（TOC）（表3），由MINTEQ軟件計(jì)算得到孔隙水中Pb和As的主要存在形態(tài)及豐度（圖7）。不同處理下砷在孔隙水中均主要以形態(tài)存在，占孔隙水總As的90%以上，而Pb在孔隙水中的主要存在形態(tài)及豐度具有差異性。比如，As60Pb125及 As60Pb250處理下，的豐度高于其他處理，而PbCl+及PbCl2的豐度低于其他處理；As60處理下，的豐度高于其他處理?？傮w上，高質(zhì)量分?jǐn)?shù)As（60 mg·kg-1）單一及其與Pb的復(fù)合污染處理下Pb的存在形態(tài)與豐度較其他處理差異大。

圖6 土壤、孔隙水及小白菜中鉛、砷含量的相關(guān)性分析Fig.6 Correlation analyses of mass fractions of Pb and As in soil, pore water, and Brassica campestris L.

表3 孔隙水中pH值及主要陰陽離子和TOC濃度Table3 pH value and concentration of main anion, cations and TOC in pore water

3 討論

在重金屬污染條件下，植物根系首先受到土壤重金屬的毒害（韓陽等，2005），當(dāng)植物體內(nèi)重金屬累積量達(dá)到一定程度，重金屬能破壞植物細(xì)胞結(jié)構(gòu)，抑制細(xì)胞分裂和生長(zhǎng)（胡斌等，2011）。王麗華等（2017）和陳國(guó)梁等（2017）研究發(fā)現(xiàn)單一Pb和 As污染對(duì)植物生長(zhǎng)均表現(xiàn)出低促高抑效應(yīng)，即低濃度Pb/As對(duì)植物的生長(zhǎng)發(fā)育有促進(jìn)作用，高濃度Pb/As則對(duì)植物生長(zhǎng)有抑制作用。這可能是低濃度重金屬殺死了危害植物的病菌或提通過影響土壤中其他元素而直接或間接地促進(jìn)植物生長(zhǎng)（陳國(guó)梁等，2017），而高濃度重金屬損傷植物細(xì)胞分子而抑制植物生長(zhǎng)（李春燁等，2013）。本研究發(fā)現(xiàn)低濃度Pb-As復(fù)合污染對(duì)小白菜生長(zhǎng)無顯著影響，而高濃度Pb-As復(fù)合污染對(duì)小白菜生長(zhǎng)抑制明顯，這與陳杰（2017）研究發(fā)現(xiàn) Pb在低濃度下對(duì)植物生長(zhǎng)無顯著抑制作用，在高濃度條件下抑制植物根生長(zhǎng)的結(jié)論相一致。

圖7 不同處理下孔隙水中鉛的主要存在形態(tài)及豐度Fig.7 Percentage of main Pb species in pore water under different treatments

復(fù)合污染條件下，不同重金屬間的相互作用可影響彼此的移動(dòng)性和生物有效性（周婷等，2012）。已有研究表明，Cd和Pb復(fù)合污染條件下，Pb促進(jìn)小白菜對(duì)Cd的積累，而Cd對(duì)Pb在小白菜植株中的積累無顯著影響（王浩等，2009）。也有研究發(fā)現(xiàn)Pb促進(jìn)芝麻菜（Eruca sativ Mil）和甘藍(lán)菜（Brass oleracea var. capitata）對(duì)As的積累（Lim et al.，2015）。本研究表明，單一 Pb、As污染條件下，小白菜對(duì)Pb、As的積累量隨Pb、As濃度的增加而增加。在Pb和As復(fù)合污染條件下，Pb促進(jìn)小白菜對(duì)As積累，不同Pb濃度下，As對(duì)小白菜積累Pb有不同影響，在125 mg·kg-1Pb條件下，As可抑制小白菜地上、地下部對(duì) Pb的積累，而在 250 mg·kg-1Pb條件下，As可促進(jìn)小白菜積累Pb。生物富集系數(shù)（BCF）反映了植物對(duì)重金屬的富集能力，其受到重金屬種類、濃度，土壤和植物類型的影響（唐歡歡等，2015）。已有研究發(fā)現(xiàn)小白菜對(duì)Cd、Pb、As、Cr、Hg的富集能力順序?yàn)椋篊d＞(Cr、Hg、As)＞Pb（文典等，2012）。本試驗(yàn)研究表明，在低濃度As條件下，Pb的增加能提高小白菜地上和地下部對(duì)Pb的富集，而在高濃度As條件下，Pb的增加可抑制小白菜地下部對(duì) Pb的富集。同一外源Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)下，As的增加可抑制小白菜地上部和地下部As的富集。

植物對(duì)重金屬的吸收和累積主要有兩種情況，一種是將大部分重金屬累積在根部而避免植物吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)，稱為外排機(jī)制，另一種是植物主動(dòng)吸收重金屬，并把吸收的重金屬運(yùn)輸和貯存在地上部，其體內(nèi)具有某種特殊的解毒機(jī)制，稱為植物的積累和區(qū)隔化機(jī)制（李影等，2010）。本研究發(fā)現(xiàn)Pb、As單一及復(fù)合污染條件下，小白菜對(duì)Pb、As的累積均表現(xiàn)為根部＞地上部，且小白菜對(duì)Pb的富集能力強(qiáng)于As。說明小白菜體內(nèi)對(duì)Pb、As的解毒以外排機(jī)制為主。單一及復(fù)合Pb、As污染（As30處理除外）均可顯著降低小白菜對(duì) Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)，而外源Pb、As的添加對(duì)As的轉(zhuǎn)運(yùn)無顯著影響。低質(zhì)量分?jǐn)?shù)As（30 mg·kg-1）條件下，Pb的添加可降低 Pb向小白菜地上部轉(zhuǎn)運(yùn)，而在高質(zhì)量分?jǐn)?shù) As（60 mg·kg-1）條件下，Pb的添加對(duì)小白菜Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)無顯著影響。

植物根系吸收土壤溶液中的重金屬元素而降低土壤中重金屬含量，土壤固相便通過解吸作用進(jìn)行補(bǔ)充。土壤液相中重金屬含量和土壤溶液性質(zhì)決定了土壤中重金屬的生物有效性（張曉晴等，2014）。本研究發(fā)現(xiàn)As可促進(jìn)土壤中Pb向孔隙水的釋放，Pb亦可促進(jìn)土壤中As向孔隙水的釋放。Pb和As的移動(dòng)性均與土壤中鐵錳氧化物的吸附密切相關(guān)（Kushwaha et al.，2018；Liu et al.，2015）。已有研究表明，As可與Pb競(jìng)爭(zhēng)土壤中的離子交換、Fe-O等的結(jié)合位點(diǎn)，從而提高Pb的有效性（孫曉艷等，2018）。這與胡瑩等（2012）Pb-As的交互作用促進(jìn)了水稻根系對(duì) Pb和 As的吸收的研究結(jié)果相一致。本研究土壤中Pb和As的交互作用對(duì)Pb/As的移動(dòng)性具有協(xié)同影響。

重金屬的生物有效性與其形態(tài)分析密切相關(guān)，且受環(huán)境介質(zhì)影響（林親鐵等，2013；Anawar et al.，2006）。比如，土壤中 As的生物有效性顯著低于水中As的生物有效性，并受土壤中As的水溶性影響（Anawar et al.，2006）。有研究表明，As在氧化性（pe+pH＞8）土壤溶液中，以砷酸離子為主要賦存形態(tài)；pH＜2.2時(shí)，以為主；pH 3－6時(shí)，占總砷 80%以上；pH 7－10時(shí)，以為主；pH＞12時(shí)，以為主（王金翠等，2011）。本研究不同處理下的孔隙水 pH為 3－5，不同處理下As在孔隙水中均主要以形態(tài)存在，占孔隙水總As的90%以上，說明孔隙水在pH 3－5條件下，外源Pb的添加不影響As在孔隙水中的存在形態(tài)。Pb在不同處理?xiàng)l件下的孔隙水中的主要存在形態(tài)及豐度具有差異性，這可能是導(dǎo)致小白菜As的積累量與孔隙水中As含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），而小白菜 Pb的積累量與孔隙水中Pb含量無顯著相關(guān)性（P＞0.05）的原因。

4 結(jié)論

（1）低質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb-As復(fù)合污染對(duì)小白菜生長(zhǎng)無顯著影響，高質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb-As復(fù)合污染顯著抑制小白菜的生長(zhǎng)。主要表現(xiàn)為高質(zhì)量分?jǐn)?shù)Pb-As復(fù)合污染條件下小白菜株高、根長(zhǎng)、SPAD值、地上/地下部生物量與CK相比顯著降低。

（2）Pb-As復(fù)合污染條件下，Pb促進(jìn)土壤中As向孔隙水的釋放，As也促進(jìn)土壤中Pb向孔隙水的釋放。表明土壤中Pb和As的交互作用對(duì)Pb/As的移動(dòng)性具有協(xié)同影響。

（3）單一及復(fù)合污染條件下，小白菜對(duì) Pb、As的累積均主要發(fā)生在根部，且對(duì)Pb的富集能力強(qiáng)于As。Pb-As交互作用促進(jìn)小白菜對(duì)As的積累。單一及復(fù)合Pb、As污染（30 mg·kg-1As處理除外）均可顯著降低小白菜對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)，而對(duì)As的轉(zhuǎn)運(yùn)無顯著影響。