降雨导致铅从土壤向水体迁移过程中对小球藻的生物有效性和毒性降低

《Journal of Environmental Chemical Engineering》：Reduced bioavailability and toxicity of lead to Chlorella during rainfall-induced transport from soil to water

　　

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  F_v/F_m是铅毒性在小球藻中敏感的指示指标。
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  在等效浓度下，铅在水中的毒性大于在土壤中的毒性。
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  土壤释放的铅的生物有效性低于离子态铅，具体取决于土壤类型。
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  铅会破坏光合电子传递以及碳和能量代谢。
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  预测黑土中铅的无影响浓度为13.78 mg/kg。

引言

有毒金属在低纬度欧亚大陆的土壤中广泛富集，估计有9亿至14亿人暴露于高水平的金属污染中[1]。由采矿、冶炼和电子废物回收等人为活动导致的铅（Pb）土壤污染是一个重大的环境问题[2]。一旦铅沉积在土壤中，它可以长期存在，并对土壤生态系统的多个组分产生不利影响。例如，铅会降低土壤微生物量及其多样性，抑制关键酶活性（如脲酶和脱氢酶），并破坏碳、氮和磷的循环[3]。此外，铅会抑制种子萌发、根系伸长和光合作用，导致作物产量显著下降[4]。此外，铅还会损害土壤生态系统服务，并通过食物链传递对更高营养级生物构成潜在风险[5]。为缓解铅污染风险，中国已针对不同的土地利用类型建立了监管阈值。《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（GB 15618-2018）》对pH值高于7.5的农业土壤设定了170 mg/kg的风险筛选值[6]。对于建设用地，《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准（试行）（GB 36600-2018）》规定住宅、医疗和公园地情景下铅的筛选值为400 mg/kg[7]。2024年，美国更新了其《CERCLA场地和RCRA纠正措施设施的住宅土壤铅指导方针》。此次更新将住宅土壤中铅的区域筛选水平从400 mg/kg降低至200 mg/kg[8]。

在降雨条件下，铅可从土壤迁移至地表水和地下水，对水质和环境构成风险。根据一次56毫米降雨事件，喀斯特地下水中铅浓度增加了7.6倍[9]。多项研究表明，土壤通常具有吸附和固定铅的强能力，导致铅的迁移性和生物有效性相对较低。例如，在含1%有机质的铅污染土壤（2000 mg/kg）中，淋洗过程中铅浓度随迁移深度增加而降低。超过20 cm深度时，铅浓度为1 mg/kg[10]。然而，降雨引起的淋洗和径流可以通过胶体促进运输以及与溶解性有机质络合，促进铅从土壤向水体迁移，从而带来生态风险。例如，在一个典型的矿区，降雨强度从40 mm/h增加到120 mm/h时，地表径流中铅的迁移量增加了438.1%。Zhou等[11]在铅锌矿区观察到降雨引发的铅向地下水迁移，地下水铅浓度达到103.00 μg/L。铅在跨介质运输过程中的迁移和释放取决于铅总浓度、降雨强度、pH值和铅形态。这些过程还受到土壤有机质、粘土矿物和铁/锰氧化物的影响[12]。在降雨引起铅从土壤向水体迁移过程中，铅的形态和生物有效性可能显著变化[13]。尽管如此，目前的铅污染风险评估大多局限于单一环境介质。基于土壤的评估通常考虑铅总浓度和形态[14]，而基于水体的评估则主要依赖总溶解态铅浓度[15]。因此，这些单介质方法无法充分捕捉降雨驱动的土壤到水体跨介质铅迁移过程中生态风险的变化。目前土壤和水体中的毒性评估通常使用不同的测试生物和终点。土壤毒性主要通过陆生植物和土壤无脊椎动物来评估[16]，阈值受土壤性质影响[5]，而水体毒性则广泛使用发光细菌、鱼类和其他水生生物来评估[17]。这些在环境介质、测试生物和毒性终点方面的差异使得难以直接确定在降雨条件下污染物从土壤向水体迁移过程中毒性的变化。

微藻在水体风险评估中广泛作为模式生物使用[18]，并已被广泛用于评估重金属毒性[19]。微藻在土壤表层0–10 cm中也普遍存在[20]。例如，在菲尔德斯半岛的表面土壤中已鉴定出绿藻门、绿球藻门和绿藻门。特别是，普通小球藻占微生物群落的0.24%[21]。与蚯蚓（ Eisenia fetida）和高等植物（Lactuca sativa）[22]相比，微藻在水土环境中的分布更为广泛[23]，使其成为污染物从土壤向水生环境迁移过程中毒性评估的一种潜在桥梁生物。尽管微藻在土壤中普遍存在，但它们尚未被直接用于评估土壤污染风险。淡水微藻三角褐指藻已被用于评估法国北部铅锌冶炼厂附近采集的Zn-Cd-Pb污染土壤水提物的毒性[24]。然而，这些间接方法可能无法准确反映土壤污染物的实际毒性。由于污染土壤的液体提取物与原位土壤不同，该方法仅提供间接毒性信息，无法追踪污染物从土壤向水体动态运输过程中毒性的变化。为评估土壤铅的跨介质毒性风险，本研究采用单一测试物种来评估铅从土壤向水体迁移过程中铅毒性的变化。小球藻在水生和土壤环境中广泛分布，且具有较短的培养周期[25]。作为水生毒性评估中的常用生物，小球藻对污染物敏感，并通过生长、光合和氧化应激等多个生理参数做出响应[26]，使其成为评估土壤铅跨介质风险的理想候选物种。在微藻毒性测试中，国际标准化化学品测试经济合作与发展组织指导方针（OECD TG 201）采用生长抑制作为监管终点[27]。然而，该方法需要72小时的暴露时间才能产生显著响应，且易受细胞生理状态和实验条件变化的影响[28]。因此，本研究旨在识别一种更快、更敏感的终点来检测铅引起的应激。

本研究以小球藻为测试生物，研究了降雨引起的土壤铅向水体迁移过程中生态风险的变化，比较了土壤和水中铅对小球藻生长和代谢的影响，并识别了敏感终点、毒性参数和铅结合模式。此外，分析了不同类型土壤中铅的形态以及降雨过程中铅的迁移和毒性变化。此外，阐明了小球藻在铅暴露下的应激响应机制，并推导了土壤铅的预测无影响浓度。大多数先前的研究使用不同的测试生物来评估土壤和水中的铅毒性，从而限制了两种介质之间毒性数据的可比性。本研究通过小球藻基础的跨介质毒性评估解决了这一局限性。研究结果可为完善土壤铅风险阈值和改进铅污染土壤的生态安全管理提供科学支持。

章节摘要

土壤来源和藻株

为尽量减少多种污染物干扰并确保土壤性质可比，在中国吉林、江苏和江西省污染场地相邻的未污染区域采集了0–10 cm深度的未污染土壤样本。土壤被分类为黑土（Mollisol）、黄棕壤（Alfisol）和红壤（Ultisol）。土壤的物理化学性质见表S1。土壤pH值范围为7.69至8.83，土壤有机质含量范围为1.82

土壤铅对小球藻的毒性效应及毒性参数

土壤铅以浓度依赖的方式显著抑制了小球藻的生长、叶绿素a含量和光合活性。在铅浓度低于50 mg/kg时，未观察到明显抑制作用。在400 mg/kg铅浓度下，72小时后细胞密度和叶绿素a含量分别降低了8.7%和12.0%。此外，F_v/F_m显著下降了47.0%（图1a–c），表明光合活性对铅应激的敏感性远高于与生长相关的终点。在2500 mg/kg

结论

本研究以小球藻为测试生物，评估了土壤铅向水体跨介质运输过程中毒性的变化。在测试的终点中，F_v/F_m被确定为最敏感的指标。F_v/F_m在1小时内即对铅应激做出响应，且比细胞密度和叶绿素a含量表现出更高的敏感性。铅在水介质中的毒性明显高于在土壤中的毒性，EC₅₀为44.29 mg/L。小球藻通过提高SOD活性来响应铅应激，而

CRediT作者贡献声明

马哲：可视化。陈朴存：写作–初稿撰写，调查研究，形式分析，数据管理。张家童：方法论。付良：写作–审阅与编辑，监督，资源，经费获取，概念化。卢振康：调查研究。李长发：软件。

利益冲突声明

作者声明他们没有已知的竞争性经济利益或个人关系可能影响本文所报告的工作。

致谢

本研究得到了国家重点研发计划（2023YFC3706700）、国家自然科学基金（52470177）、国家顶尖青年人才支持计划（SQ2024QB11839）和吉林省长白山人才计划青年顶尖人才项目（202407211006）的资助。

陈朴存|付良|张家童|李长发|卢振康|马哲