20世纪以来，随着工业的发展、城市人口的密集、煤炭和石油燃料的迅猛增长，大气环境质量日趋恶化，大气污染已成为影响生态环境的主要危害因素之一^[1-2]。近年来，随着我国灰霾污染程度和范围的日益严重，大气颗粒物，尤其是大气细颗粒物(粒径小于2.5 μm)污染问题受到广泛关切^[3-4]。大气细颗粒物比表面积巨大，结构复杂，通常富集有多种重金属元素和有机污染物。其中含重金属细颗粒物由于其理化性质的特殊性、来源的广泛性以及较大的生态毒性，对环境质量的影响和对生态安全的危害不容忽视^[5-6]。

大气细颗粒污染物大多以低浓度混合物形式暴露于水体、土壤、沉积物等各种环境介质之中，土壤环境成为大气细颗粒污染物重要的汇，同时也充当了大气污染物与生态系统交互影响的重要介质。在真实环境中，大气颗粒物通过干湿沉降汇集在土壤和植物的陆上部分，而植物通过根系或叶片直接或间接吸附了这些物质。植物的陆上部分被认为是富集大气颗粒物的被动采样平台，植物陆上部分的叶片面积、蜡质层、以及呼吸气孔等生理结构，都使得细颗粒物可通过干湿沉降进人植物系统并对其生长产生毒性影响^[7-8]。同时，植物的地下部分(根)与地上部分对某些污染物的吸收转化机制完全不同。有些研究表明，对于某类环境污染物，植物通过根系的吸收再经过木质部的传输进人植物生长系统的途径所产生的毒性影响与陆上部分的茎叶吸收产生的毒性影响有很大区别^[9]。王友保等^[10]认为大气细颗粒物，尤其含有持久性有机物及重金属等有害物质的细颗粒物，会对植物造成直接或间接的伤害。

大气复合污染发生时，多种化合物混合暴露会产生相互作用。其中，协同作用往往使混合化合物的毒性明显增强，带来更大的环境与健康危害^[11-13]。传统的风险评价体系多是在实验室模拟条件下以单一物质和单一介质的急性或慢性毒性试验为依据，往往很难正确反映实际环境中污染物混合存在时的生态行为及环境危害^[14-15]。随着科学的发展和人们认识事物本质能力的提高，低剂量复合污染的生态毒理与风险评价研究的重要性得到深刻认识，并正在成为环境与生态学的一个研究重点^[16]。鉴于此，本文选择Pb、Cd作为2种目标化合物，通过气溶胶发生器及密闭培养装置，模拟含两种重金属细颗粒物复合污染情景，在一个特定周期内，评价其对水稻、马铃薯早期生长的危害。

镉ICP标准液1 000 mg·L^-1，Sigma-Aldrich; 铅ICP标准液1 000 mg·L^-1，Sigma-Aldrich; 人工土壤[质量配比:石英砂(0.5~1 mm)70%，高岭土(进口)20%，草炭(进口)10%;有机质含量4.9%，pH6.52];高纯氮气，纯度99.99%;—次性花盆(直径12 cm，深度10 cm)若干；不镑钢托盘(100 cm×25 cm)若干；硝酸钠(AR，上海试剂，中国)；硫酸钠(AR，上海试剂，中国); 碳酸氢铵(AR，上海试剂，中国); 超纯水; 浓硝酸(AR, Sigma, 德国); 氢氟酸(AR，Sigma, 德国); 双氧水(AR，Sigma，德国)。

电感耦合等离子质谱仪X Series 2(ICP-MS，Thermo Fisher，美国)；微波消解仪Multiwave 3000 (Anton-paar，奥地利)；气溶胶发生器9302(AT0MIZ-ER)，TSI，美国；气溶胶粒径谱仪3321(APS TSI，美国); 玻璃转子流量计0~100 mL·min^-1 (双环，中国)；自制密闭花架(不镑钢5层框架，长宽高各为：2 m×1.2 m×1.5 m，四周及顶端覆膜，温湿度及光照可控，移动拉门)；电感耦合等离子质谱仪ICP-MS; 带压力阀高纯氮钢瓶(A-1H，中国); 水分仪HG63(METTLER TOLEDO，美国)；电子分析天平AL204(METTLER TOLEDO，美国)；土壤搅拌器KMM700series(KEN-WOOD，英国)；照度计LX100(KIMO，法国); 便携式温湿度计(TES610, 德国)；标准量尺(Deli 50 cm，中国)。

单子叶植物:水稻(南粳9108);双子叶植物：马铃薯(中薯17号)。购自上海科园种业公司(生产日期:2015年6月，发芽率 > 90%); 经前期试验，所有种子出苗率均 > 80%，满足试验需求。

9302型气溶胶发生器可产生多分散高浓度气溶胶，粒径范围是0.01~2 μm。它通过雾化溶液产生多分散系气溶胶，也可以通过雾化悬浮的单分散粒子来产生单分散气溶胶，粒子浓度可以调节雾化器的流量来改变。将Pb、Cd重金属标样(1 000 mg·L^-1)各10 mL，同时加人980 mL纯水中，搅拌均勻后配制成浓度为10 mg·L^-1的含Pb、Cd重金属混合溶液，同理，将Pb、Cd重金属标样(1 000 mg·L^-1)各2 mL，同时加人996 mL纯水中，搅拌均勻后配制成浓度为2 mg·L^-1的含Pb、Cd重金属混合溶液。后通过气溶胶发生器产生分散系气溶胶，进气溶胶粒径谱仪进行粒径测定。经检测，以此方式产生的10 mg·L^-1混合标样颗粒粒径绝大部分在2.5 μm以下，峰值约为0.7~0.9 μm之间(图 1)，符合小于PM1的细颗粒物标准。

图 1 10 mg·L-1 Pb、Cd混合标准溶液粒径分布图 Figure 1　Particle size distribution of Pb, Cd mixed standard solution(10 mg·L-1)

图选项

建立合理的暴露场景，通过气溶胶发生器产生一定量浓度重金属细颗粒物作为目标暴露污染物，模拟特定大气污染指数条件下(AQI, Air quality index)土壤、陆上部分的植株和叶片的暴露环境。在试验周期内，通过与未暴露的空白对照组相比较，评价重金属细颗粒物暴露后对水稻、马铃薯早期生长以及地上、地下生物量的影响。

本研究采用的试验装置为自制搭建装置，由以下几个部分组成(图 2):A密闭花架(Hermetic flower shelf)、B纯氮气钢瓶(Pure nitrogen cylinder)、C转子流量计(Rotor flowmeter)、D气溶胶发生器(Aerosol generator)。氮气经钢瓶吹人气溶胶发生器，由钢瓶压力表和转子流量计同时调节流量，控制颗粒物喷出浓度。花架四周及顶面为塑料薄膜包裹，采用拉门闭合方式控制密闭性并保持暴露浓度均匀。

图 2 试验装置示意图 Figure 2　Test unit diagram

图选项

试验所用密闭花架的长宽高分别为:2 m×1.2 m×1.5 m，绝对体积为3.6 m³。按照中国环保部的标准，当AQI指数达到500时，大气环境细颗粒物(PM_2.5)浓度24 h平均值为500 μg·m-³, 达到严重污染水平^[17]。照此标准，10 mg·L^-1溶液浓度，按照20 mL·min^-1的流量计算，假设颗粒物没有逃逸及吸附的损失，则气溶胶发生器工作1min即可使花架空间颗粒物浓度达到500 μg·m^-3。在我国污染严重的京津冀地区，大气中Pb浓度较高，均值约为100 ng·m^-3, Cd浓度较低约为10 ng·m^-3[18]。在实际操作中，从试验0 d(种子种人人工土壤当天)开始，模拟严重污染(500 μg·m^-3)环境条件，每隔48 h进行1次模拟过程，分别为:试验第0、2、4、6 d共计4次。到空白对照组出苗率达到50%后(约第7 d)，降低污染物浓度至100 μg·m^-3(轻度污染环境条件)^[17]，同样每隔48 h进行1次模拟过程，分别为：试验第8、10、12、14、16、18、20、22、24、26、28 d共计11次。模拟时，即时制备样品溶液(严重污染环境溶液配制浓度10 mg·L^-1，轻度污染情况溶液配制浓度2 mg·L^-1)，通过气溶胶发生器喷洒至密闭花架内，持续时间1 min，停止后到下1 h重复进行1次喷洒，1 d内共计8次重复，用以保持花架内污染物浓度保持相对水平。

试验设置共计2个组别，即空白对照组和暴露处理组，每个组均包含2种植物，其中水稻30粒种子，分种在10个花盆内，每个花盆3粒种子; 马铃薯因体积较大，共使用20颗块茎，每个花盆2颗带芽块茎。每10个花盆放在同一个不镑钢托盘内。空白对照组和暴露处理组分别放置在2个不同的密闭花架内。试验开始前，先将人工土壤按照水分含量约(20±2)%加纯水配制50 kg，后装人花盆，并按种类摆人托盘中。将预先筛选的合格种子和块茎分别种人花盆中，种植深度臆1 cm，表面浮土覆盖。然后按照空白对照组和样品组区别对待，分别将种好的种子和块茎放人密闭花架中，在试验0 d开始第1次密闭暴露试验。利用大功率空调控制玻璃房内环境温度范围为25±5℃，利用加湿器控制花架内环境湿度范围为(50±10)%，利用日光灯和自然光的配比控制光照范围为16000~ 21 000lux。每日观察并记录生长情况，在托盘中持续添加纯水(约1 L·盘^-1·48 h^-1)以保持土壤湿度和植物生长所需水分。从种子种人人工土壤开始计算直至试验结束，共计32 d。结束时记录空白对照组、暴露处理组中每种植物的出苗个数、茎高、水稻地上部分鲜重、马铃薯地下块茎鲜重等信息，用以评估重金属细颗粒物暴露后对2种植物的毒理学效应。试验结束时，用剪刀将水稻露出土壤的所有陆上鲜重(茎叶)部分全部同时采集，收集后整体送样干燥研磨后分析; 马铃薯地下块茎部分在实验结束时不分大小全部从土里挖出后整体送样分析，同样干燥研磨后分析测定。

微波消解进行试验样品的制备:土壤空白和试验样品105℃烘干2 h，冷却后研磨，搅匀，称取约0.1 g (精确到0.000 1 g)加人3 mL浓硝酸、3 mL氢氟酸和1 mL双氧水后进行微波消解(消解程序见表 1)，结束后转移至赶酸管，水润洗，145℃赶酸至1 mL，用水定容至25 mL，得样品消解液。

表 1　微波消解程序 Table 1　Microwave digestion procedure

表选项

用电感耦合等离子质谱仪（ICP-MS）分析样品中Cd和Pb浓度（仪器条件见表 2）。

表 2　电感耦合等离子体质谱仪器条件 Table 2　Instrument conditions of ICP-MS

表选项

用电感耦合等离子质谱仪(ICP-MS)测定样品中各元素实际浓度，Cd元素的LOD₁和LOQ₁分别为0.003 ng·mL^-1和0.01 ng·mL^-1; Pb元素的LOD₂和LOQ₂为0.039 ng·mL^-1和0.13 ng·mL^-1; 对试验基质(空白)进行样品加标回收测试，空白样品中，Cd元素平均浓度为0.025 7 mg·kg^-1; 0.25 mg·kg^-1和5.00 mg·kg^-1加标样品的平均回收率分别为88.7%和86.0%，精密度RSD值分别为3.89%和1.12%;Pb元素平均浓度为2.86 mg·kg^-1; 2.50 mg·kg^-1和5.00 mg·kg^-1加标样品的平均回收率分别为99.9%和84.5%，精密度RSD值分别为8.76%和13.1%。

采用Excel软件计算暴露处理组及空白对照组的出苗数、鲜重及茎高的平均值。采用Toxcalc软件进行统计学差异比较。

试验0 d土壤即为空白土壤，以此测试元素浓度为土壤背景值。对于Cd元素，从表 3中可知，试验结束时测定人工土壤Cd含量比试验开始时增加了0.169 6 mg·kg^-1，增加了约8.8倍。对于2种受试植物的检出结果，处理组水稻Cd含量变化不明显，为0.0019 mg·kg^-1; 处理组马铃薯地下块茎部分Cd含量比空白对照组增加了近4倍。

表 3　镉元素在土壤、植物中的检出浓度（mg·kg^-1） Table 3　Detection concentration of cadmium in soil and plant (mg·kg^-1)

表选项

对于Pb元素，从表 4中可知，试验结束时测定人工土壤Pb含量比试验开始时增加了0.200 mg·kg^-1，相比人工土壤背景值3.440 mg·kg^-1，其浓度变化不明显。对于2种受试植物的检出结果，处理组水稻Pb含量增加0.054 mg·kg^-1; 处理组马铃薯地下块茎部分Pb含量增加0.074 mg.kg^-1。

表 4　铅元素在土壤、植物中的检出浓度（mg·kg^-1） Table 4　Detection concentration of lead in soil and plant (mg·kg^-1)

表选项

由表 5可知，试验结束时，空白对照组2种植物的出苗率均达到100%，满足质量控制要求，试验有效。与空白对照组相比，平均茎高抑制率水稻为8%，马铃薯为5%;平均鲜重抑制率水稻(地上部分)为0, 马铃薯(地下块茎)为27%;值得注意的是，试验结束时，根据实际观察，空白对照组马铃薯产出16个块茎果实(小马铃薯)，暴露处理组只产出10个块茎果实(小马铃薯)，抑制率达到40%，且从外观判断，空白组和暴露处理组有较大差异。通过Toxcalc软件Homoscedastic t Test检验结果，对比空白对照组和暴露处理组，马铃薯地下块茎鲜重和个数均具有统计学显著性差异(P < 0.05)，水稻各项终点比较均无显著性差异。

表 5　两种植物的平均茎高、鲜重（块茎）以及出苗情况 Table 5　Average stem length, fresh weight, germination of two plants

表选项

本研究是从种子(或块茎)种人人工土壤中即开始进行暴露模拟试验的，直到试验结束，因此暴露后含重金属细颗粒物的干沉降作用对土壤和植物茎叶的浓度变化和受试植物发芽、出苗及早期生长均有连续的影响。对于2种重金属元素的迁移转化，需同时考虑植物根系和茎叶吸收2种途径，以及地下-地上过程。在复合污染条件下，共存元素在植物体内的迁移分布，除受本元素性质和浓度影响外，还受元素相互作用的影响^[19-20]。重金属在作物体内分布，一般为根>茎叶>籽实，呈宝塔状^[21]。

大气中细颗粒物的沉降是指细颗粒物撞击后滞留在物体表面，从而脱离大气环境的过程，一般可分为干沉降和湿沉降，在本试验中只考虑干沉降。由于细颗粒物粒径很小，很难靠自身重力沉降，因此湍流是细颗粒物最主要的干沉降方式^[22-25]。对于目标重金属Cd和Pb两种浓度变化，从试验结束时化学分析结果可知，暴露组人工土壤Cd、Pb金属元素浓度比试验开始时均有上升，且变化浓度均勻，说明暴露场景设计合理，污染物在模拟密闭环境中分散均勻，重金属细颗粒物沉降后在土壤中有富集。结束时检测马铃薯地下块茎部分对Cd元素的富集浓度相比水稻地上茎叶部分Cd元素的富集浓度增加90倍。但对于Pb元素的富集效应，水稻地上茎叶部分与马铃薯地下块茎部分差异不大，处于同一个数量级。由此反映出Cd元素易于在马铃薯地下块茎部分富集，同时我们推断此富集效应也由于前期的根系富集后迁移积累导致，而Pb元素到达植物根部后更易被固定在土壤中^[21]。由于植物的富集效应包含了地下根系部分和地上茎叶部分不同部位的富集途径，而本试验并未对植物根系进行化学成分分析，因此推断水稻地上部分和马铃薯地下部分2种元素暴露后检测浓度差异的产生应同时归咎于大气-茎叶-根系-土壤的传输转移及固定富集作用^[26-27]。植物茎叶吸附大气颗粒物有滞留(或停着)、附着和粘附3种方式，且不同吸附方式的作用机制存在差异^[28-29]。细颗粒物化学物质在植物体内的转移主要通过亲水性通道进人细胞内或者亲脂性通道富集在角质层或者表皮蜡质层。本试验中因没有外界雨水和风力的干扰，时间周期也较短，因此推断茎叶部分细颗粒物粘附机制和气孔光合作用的直接吸收可能为陆上部分吸附的主要方式之一^{[25, 30]}。重金属在大气、土壤中的存在形态以及在植物体内的迁移转化规律(在试验过程中，土壤-植物、大气-植物通路都存在差异)等均会影响2种受试植物的含量。因此，对于大气来源，需考虑植物早期生长的快慢、茎叶的生物量多寡、面积形态等因素; 对于土壤来源，不同植物的根系对Cd、Pb的吸收，固定，向上传输等能力均有不同^[31-32]。

在通常情况下，重金属Cd和Pb均为危险的环境污染元素，当重金属进人植物并积累到一定程度，就会产生毒害症状，表现出生长受到抑制、植株矮小、失绿、产量下降等症状。在本试验中，从表 3~表 5的结果来看，对水稻而言，本试验人工土壤的背景浓度和大气污染持续暴露增加的污染浓度对于其出苗、茎高及陆上部分鲜重3个终点的影响均不明显，水稻对该污染条件下Pb-Cd复合污染的胁迫有较好的适应性和耐受性，同时水稻幼苗对2种重金属元素均有富集作用^[33-35]。对于马铃薯，除出苗终点外，地下部分块茎鲜重及个数均受到较大的影响。由于Cd元素在人工土壤中的背景浓度值较低，细颗粒物暴露后Cd污染浓度在土壤中的浓度增加明显，在早期生长过程中马铃薯地下块茎部分对Cd污染表现出较明显的富集效应，在Pb污染同时存在状态下，Pb-Cd复合物污染浓度增加超出了马铃薯的适应性，从而对于地下块茎生物量表现出较为明显的毒性效应^[36]。

由此可见，考虑到试验介质(人工土壤)中存在背景浓度，本试验模拟的Pb、Cd重金属大气细颗粒物污染情况对于2种受试植物早期生长的生物胁迫效应不尽相同，水稻地上部分生长对污染物浓度变化的适应性较好，暴露污染对其早期生长几乎无影响; 马铃薯因其为块茎类植物，暴露污染对其地下部分生物量影响较大，尤其Cd污染浓度的陡然增加，使其生物毒害作用明显。今后，对于暴露于真实环境中长期、低剂量、大范围的重金属细颗粒物复合性污染对于植物整个生命周期以及果实或块茎的危害还有待于进一步细致的研究。

(1) 暴露条件下产生的Cd污染对于人工土壤介质的浓度影响较大，在土壤中有近8.8倍的增长累积；但对于Pb污染则影响较小，因介质中Pb背景浓度值较高。

(2) Pb、Cd2种污染元素在水稻陆上茎叶部分和马铃薯地下块茎部分都有富集，但Cd元素在马铃薯地下块茎部分的富集效应明显。

(3) 在试验条件下，模拟暴露浓度对于水稻的几项终点没有毒害效应，水稻陆上茎叶的早期生长对污染物适应性较强，敏感性较低; 而对于马铃薯地下块茎生物量，2种污染物的富集产生了显著的毒性胁迫效应。