下载:
-
随着国家工业化和城市化的发展，农业、工业和交通运输业等人为活动导致重金属在土壤中有较高程度的积累[1−4]，导致土壤质量降低。重金属在土壤中具有毒性强、隐蔽性强、生物降解性弱等特点，是环境污染防治的重点和难点[5]，同时对食品安全和人类健康构成严重威胁[6−10]。重金属经食物链在生物体内富集[11]，导致慢性铅中毒，表现为神经学缺陷、肾机能障碍和贫血，环境中高含量的铅(Pb)在儿童体内积累后会影响智力发育及注意力等[12]。土壤 Pb 来源有自然来源和外源输入。自然来源主要是成土母质，外源输入相对复杂，主要包括大气降尘、汽车尾气排放、燃油燃煤、含铅矿山的开采与冶炼等工业排放[13−14]。
针对污染现状了解污染物来源是防止污染的最根本措施，土壤重金属源解析包括对污染来源的定性分析以及污染源对土壤重金属贡献的定量计算[15−16]。同位素示踪法是源解析的一种有效方法[17−19]，精准度和识别能力较高[20−22]。自然界中 Pb 同位素主要由有204Pb、206Pb、207Pb和208Pb等4种。环境样品形成时间的不同导致了 Pb 稳定同位素组成的显著差异[23]，因此，利用 Pb 同位素组成特征能很好地区分自然源和外源输入。曾志刚等[24−25]研究表明：在大西洋洋中脊海底表层热液沉积物中，同一热液区的 Pb 同位素组成变化不大，但不同热液区之间有着明显的变化；刘子宁等[26]对珠江三角洲第四纪沉积物 Pb 同位素组成进行分析，结果表明：第四纪沉积物基本不受人为源影响，物质来源稳定；李锋[27]对中国北方沙尘源区风成沙 Pb 同位素分布特征的研究表明：塔克拉玛干沙漠可能是中国黄土、格陵兰冰芯粉尘和北太平洋深海沉积物主要有效源区，对整个亚洲地区有着显著影响。
诸多研究已阐明Pb 在全球范围内的污染分布及危害，但对其污染来源的研究尚未完善，基于 Pb 稳定同位素源解析能够对土壤中 Pb 污染物来源及污染程度进行定性定量分析[28−31]。在中国东部地区广泛分布着新生代玄武岩发育土壤[32−33]，在自然来源和外源输入共同作用下，外源输入对土壤 Pb 的贡献尚未得到明确的结论，因此，制定合理的污染防治措施具有重要的理论意义和应用价值[34]。本研究以新嵊盆地为研究对象，分析不同剖面以及环境中潜在污染源的 Pb 同位素组成特征，定量计算外源输入对土壤中 Pb 的贡献率，进行风险评价，并利用 Pb 同位素指纹特征辨识沉积物中 Pb 污染来源，以期为中国东部土壤重金属污染防治提供理论依据。
-
新嵊盆地位于中国东部浙江省绍兴市。浙江省地势自西南向东北方向倾斜，以丘陵和低山为主，属亚热带季风区，高温多雨，年平均气温为16.5 ℃，年平均降水量为1 500.0 mm。浙江省广泛分布着以玄武岩为主的火山岩，其中以绍兴市新嵊盆地玄武岩较为典型且分布面积较广。在少有土壤堆积和搬运，且远离交通干线的玄武岩集中分布区台地中央区域布设研究样点，以减少人为活动和侵蚀的影响。以新昌县上市场村(SSC剖面，29°16′27″N， 120°49′02″E)，挂帘山村(GLS剖面，29°28′57″N，120°54′09″E)以及嵊州市浦桥村(PQ剖面，29°34′47″N，120°45′55″E)等3个采样点的剖面作为研究对象，所有剖面的母岩均为新鲜拉斑玄武岩，采集深度1 m以上，层次完整，土壤样品按发生层从下到上采集。
-
土壤样品在通风无阳光直射处自然风干，挑出砾石并去除枯枝落叶、根系、虫卵等非土壤成分；对土壤样品进行研磨，分别过10、60、100和200目尼龙筛；用孟塞尔比色卡进行比色。土壤的基本理化性质按照常规分析方法测定，具体实验步骤见土壤调查实验室分析方法[35]。痕量元素用Finnigan Element Ⅱ型高分辨率电感耦合等离子质谱仪(HR-ICP-MS)测定，检测限低于0.5×10−9，相对标准偏差小于5%。分析在南京大学内生金属矿床成矿机制研究国家重点实验室完成。
Pb 同位素测定主要分为分解样品、分离纯化过程和质谱测定3个步骤。①对样品带进行预处理。将样品带放入盐酸中浸洗，再用高纯水冲洗至中性，烘干，然后将样品带点焊在插件上，置于高真空设备中，在1 800 ℃除气0.5 h。称取过200目筛的土样0.25 g至聚四氟乙烯坩埚，加入20 mL浓硝酸，在电热板上加热1 h，接着加入30 mL氢氟酸与1 mL高氯酸，蒸干至样品完全溶解，再加入5 mL 硝酸，转移到250 mL容量瓶中，定容后摇匀。②用高纯水溶解已制备好的锶试样，用微量注射器分3~4次，每次2~3 μL将试样溶解液分别滴加于处理好的样品带的中心区域，蒸干并红化样品带，将插件放入质谱计。③待质谱计的真空达到要求后，打开通往分析管道的隔离阀，给蒸发带灯丝加上电流，缓慢升温，当达到1 000~2 000 ℃时，寻找208Pb的电子流，并小心调节加到蒸发带上的电流，使离子流达到足够的强度并保持稳定，质谱分析采用多接受杯同时接收，数据取多次测定的平均值。 Pb 同位素测定在中国科学技术大学壳幔物质与环境重点实验室完成。实验仪器为高分辨率热电质谱仪(TIMS)。由美国国家标准与技术研究院(NIST981)测定的207Pb/206Pb和208Pb/206Pb值分别校准为0.914 7±0.008 4和2.168 3±0.009 9。
-
迁移率是土壤中Pb的物质来源的重要指标。研究土壤元素的迁移特征不能直接用元素的绝对质量分数变化，需采用稳定元素作为参照，计算土壤样品中强活动性元素在土壤中的真实迁移或富集程度。铌(Nb)作为土壤中流动性最小的元素[36−37]，将其作为计算公式中的指标元素综合估算土壤中 Pb 质量分数变化，探究不同深度 Pb 的迁移率(τPb,h)。计算公式如下：
$$ {\tau }_{\mathrm{P}\mathrm{b},h}=\left[\left(\frac{{C}_{\mathrm{P}\mathrm{b},h}}{{C}_{\mathrm{P}\mathrm{b},\mathrm{p}}}\right)\left/{\left(\frac{{C}_{\mathrm{N}\mathrm{b},h}}{{C}_{\mathrm{N}\mathrm{b},\mathrm{p}}}\right)} \right.\right]-1。 $$ (1) 式(1)中：CPb,h为土壤层 h 中元素Pb的质量分数，CPb,p为母岩中元素Pb的质量分数，CNb,h为土壤层 h 中元素Nb的质量分数，CNb,p为母岩中元素Nb的质量分数。
以估算人为源对土壤中 Pb 的贡献为目的，基于同位素质量平衡构建自然-人为两元模型[28]。计算公式如下：
$$ {f}_{\mathrm{人}\mathrm{为}\mathrm{源}}^{\mathrm{P}\mathrm{b}}=\frac{{R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{土}\mathrm{壤}}-{R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{自然}\mathrm{源}}}{{R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{人}\mathrm{为}\mathrm{源}}-{R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{自然}\mathrm{源}}} 。 $$ (2) 式(2)中$ {：f}_{\mathrm{人}\mathrm{为}\mathrm{源}}^{\mathrm{P}\mathrm{b}} $为人为源对土壤中 Pb 的贡献百分比，$ {R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{土}\mathrm{壤}} $、${R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{自然}\mathrm{源}}$和$ {R}_{\mathrm{P}\mathrm{b}}^{\mathrm{人}\mathrm{为}\mathrm{源}} $分别为土壤、自然源和人为源206Pb/207Pb值，自然源和人为源的206Pb/207Pb值分别为1.196 0和1.172 0[38−39]。
采用ArcGIS、Excel、Origin等软件进行相关分析、统计分析、数据处理和作图等。
-
研究区剖面的基本理化性质见表1。土壤剖面自下而上，颜色由7.5YR5/6向7.5YR3/3过渡；土壤结构由块状逐渐变化为团粒结构；根系逐渐增加。研究区土壤样品大部分呈弱酸性，pH为5.59~6.65，且pH随剖面深度的增加而略有升高，最大值出现在PQ剖面的底土层，最低值出现在SSC剖面的表土层。土壤有机质为1.30~49.60 g·kg−1，SSC、GLS、PQ剖面的最大值分别为37.10、27.30、49.60 g·kg−1，最小值分别为4.20、1.30、6.30 g·kg−1，最大值出现在PQ剖面的表土层，最小值出现在GLS剖面的底土层，土壤有机质质量分数沿剖面自下而上呈现增加趋势。
表 1 土壤剖面描述与部分基础理化性质
Table 1. Soil profile description and some basic physical and chemical properties
剖面 地理位置 深度/cm 颜色 pH 有机质/(g·kg−1) 结构 根系 SSC 新昌县上市场村 0~10 7.5YR3/3 5.59 37.1 团粒状 大量 10~25 7.5YR3/4 5.79 28.5 弱块状 中量 25~60 7.5YR4/4 6.11 13.8 弱块状 少量 60~90 7.5YR4/4 6.18 4.2 块状 无 90~120 7.5YR5/6 6.33 5.8 块状 无 GLS 新昌县挂帘山村 0~15 7.5YR3/4 5.79 27.3 团粒状 大量 15~45 7.5YR4/4 6.42 4.9 弱块状 中量 45~75 7.5YR4/6 6.49 1.3 块状 少量 75~110 7.5YR5/6 6.35 5.6 块状 无 PQ 嵊州市浦桥村 0~10 7.5YR3/4 6.49 49.6 团粒状 大量 10~25 7.5YR4/4 6.28 20.2 弱块状 中量 25~65 7.5YR4/6 6.65 6.3 弱块状 少量 65~120 7.5YR5/6 6.52 9.2 块状 无 -
本研究剖面的元素 Nb 和 Pb 质量分数见表2，通过公式(1)计算 Pb 在土壤中的迁移率得到图1。当τPb,h＞0时，表示 Pb 在土壤中相对于母岩的富集，当τPb,h＜0时，表示 Pb 在土壤中相对于母岩的淋失。研究剖面自上而下，土壤中 Pb 的迁移率由正转负，整体呈逐渐下降的趋势，在底土层趋近于0，研究区表层土壤 Pb 质量分数的富集最高达到母岩的1.5倍以上。
表 2 土壤样品与人为源同位素比值及样品痕量元素质量分数
Table 2. Isotopic ratios of soil samples to anthropogenic sources and trace element contents of samples
剖面 深度/cm Nb/(mg·kg−1) Pb/(mg·kg−1) 208Pb/206Pb 206Pb/207Pb SSC 0~10 31.2±0.2 15.6±0.7 2.103 9±0.006 3 1.176 3±0.003 4 10~25 30.6±0.1 10.6±0.6 2.094 1±0.003 9 1.183 2±0.004 8 25~60 23.4±0.1 3.9±0.5 2.093 9±0.004 6 1.185 5±0.003 9 60~90 18.9±0.1 4.3±0.4 2.100 0±0.003 5 1.185 7±0.002 4 90~120 21.4±0.1 3.2±0.2 2.099 1±0.004 2 1.184 9±0.005 3 GLS 0~15 47.2±0.3 22.4±0.7 2.101 5±0.006 2 1.179 5±0.004 9 15~45 40.0±0.2 10.8±0.5 2.102 3±0.005 7 1.184 8±0.003 3 45~75 37.6±0.1 3.9±0.3 2.099 9±0.005 2 1.185 9±0.006 1 75~110 37.1±0.1 5.0±0.2 2.100 7±0.004 8 1.186 5±0.003 2 PQ 0~10 42.3±0.2 17.3±0.6 2.099 1±0.005 4 1.176 1±0.004 6 10~25 40.2±0.1 7.3±0.5 2.101 0±0.005 8 1.179 4±0.003 6 25~65 38.9±0.1 6.3±0.2 2.100 9±0.004 1 1.179 2±0.005 2 65~120 36.6±0.1 9.9±0.1 2.090 6±0.002 9 1.186 7±0.004 5 母岩(本研究) − 20.0±0.1 3.9±0.1 2.082 0±0.003 1 1.196 0±0.001 5 人为源 − − − 2.112 0±0.048 4 1.172 0±0.031 0 说明：−表示无此项。人为源数据来源于文献[38, 40−42]。 
图 1 各剖面Pb在土壤中的迁移率
Figure 1. Mobility of Pb in soil from different profiles
-
研究区土壤样品的206Pb/207Pb和208Pb/206Pb值见表2，206Pb/207Pb的变化范围为1.176 1~1.186 7。本研究母岩206Pb/207Pb均值为1.196 0。人为源206Pb/207Pb值为1.172 0。研究剖面自下而上206Pb/207Pb值均呈递减的趋势，表土层的低206Pb/207Pb值更接近人为源均值，随着剖面深度的不断增加，底土层更靠近自然背景。研究区土壤样品的208Pb/206Pb为2.090 6~2.103 9，且样品的208Pb/206Pb值变化范围在自然源和人为源这2个端元值之间(图2)。
图 2 土壤与环境样品Pb同位素组成
Figure 2. Pb isotopic composition of soil and environmental samples
-
剖面土壤的pH随着土层深度增加呈现增大再降低的趋势，表层pH较低。当表层土 Pb 质量分数较高时，有机质质量分数也相对较高，有机质结合态重金属是常见的重金属形态，—SH、—NH2等基团形态能够与土壤中的 Pb 形成相对稳定的络合物，降低 Pb 在土壤中的迁移能力[43]。Pb 质量分数随着剖面深度的递增总体呈逐渐减小趋势，说明外源输入对土壤表层 Pb 富集的影响。ZHAO等[44]和FANG等[45]采用斯皮尔曼相关分析法对土壤中的重金属与理化性质进行相关性分析，结果表明：土壤pH与 Pb 质量分数呈负相关，土壤有机质与 Pb 质量分数呈正相关。本研究中土壤剖面pH变化主要是由于表层土壤样品的重金属离子较多，可与阴离子发生反应，使得土壤中的氢离子游离，土壤呈酸性，因此 Pb 在土壤表层的迁移率较大。随着剖面深度的增加，pH呈现增大趋势是由于土壤中存在的大量非金属离子可以与氢离子发生反应。随着pH变化趋于稳定，Pb 在土壤中的迁移能力逐渐下降。有机质对重金属既有吸附作用，同时也可能活化重金属。当活化作用超出吸附钝化能力时，重金属可利用性会随有机质质量分数的升高而提高，因此，也会出现GLS、PQ剖面的底土层中有机质质量分数明显高于上一层的情况。可见，除外源输入外，母岩发育也会向土壤输入一定的有机质。
-
研究区土壤样品Pb同位素组成特征变化范围在自然源和人为源有效源区之间(图2)，表明其受到自然源和人为源 Pb 输入的共同影响。李峰[27]研究表明：受西北季风影响，研究区的干降尘主要来自于北方黄土，而中国北方黄土与塔克拉玛干沙漠同属于一个有效源区。有理由认为：研究区大气降尘的206Pb/207Pb与塔克拉玛干沙漠 Pb 同位素特征相似，塔克拉玛干沙漠的206Pb/207Pb为1.187 1~1.204 6，均值为1.196 0，与研究区母岩206Pb/207Pb十分接近。土壤样品206Pb/207Pb值在近地表层更靠近人为源的端元值，说明人为活动对近地表 Pb 的输入。随着剖面深度的不断增加，206Pb/207Pb更接近自然背景值，说明土壤在底土层沿袭母岩发育的特征。
前人研究表明：塔克拉玛干沙漠 Pb 同位素特征与研究区的粉尘物质极为相似，且塔克拉玛干沙漠206Pb/207Pb均值与研究区测得的母岩206Pb/207Pb均值一致，因此将大气降尘与母岩作为自然源。人为源主要包括燃油燃煤、含铅矿山的开采、冶炼企业排放的“三废”(废水、废气和固体废弃物)、尾砂以及汽车排放尾气[37]，其中尾砂206Pb/207Pb为1.165 2~1.166 1，208Pb/206Pb为2.104 0~2.105 0[43]。由于研究区远离砂厂等工业区域，因此尾砂不是主要人为来源。汽车尾气的206Pb/207Pb为1.150 3~1.162 1，208Pb/206Pb为2.105 9~2.114 8[44−45]。HUANG等[46]在对市郊农田土壤的污染源解析过程中发现：道路扬尘、固体废弃物、有机肥料的 206Pb/207Pb、208Pb/206Pb存在严重的信号重叠，SHETAYA等[47]研究表明：尽管 Pb 同位素被广泛应用于污染源解析，但不同潜在污染源的信号重叠是一个经常遇到的问题，仅通过 Pb 同位素分析无法将2种污染源区分。秦莹等[48]对沈哈高速公路两侧农田土壤重金属的调查研究表明：土壤 Pb 有效态质量分数总体上均呈随距离增加而降低的趋势。由于研究区位于远离交通干线的乡村区域，交通源的影响很小，并且自21世纪以来，中国全面实行汽油无铅化，因此同样排除了汽车尾气作为研究区的主要人为源。
中国煤炭的使用历史已有几千年，大型煤矿主要分布在山西太原、山东枣庄以及江苏徐州等地。有研究表明：2001—2005年，中国燃煤造成的大气 Pb 排放量累积超过1 900 t，年增长率为14.5%[49]。在北方的冬季，来自高纬度地区的冷空气受大陆高压系统控制向南传播，形成世界上最强的北方干冷冬季季风。这些地区的 Pb 排放物随西北季风沉积在研究区，因此燃煤是研究区 Pb 污染的主要来源。中国煤炭的206Pb/207Pb为1.141 0~1.177 0，208Pb/206Pb为2.068 8~2.160 4[50]，其中距研究区最近的长兴煤矿是浙江省最大的煤矿，该地土壤样品的206Pb/207Pb为1.164 0~1.274 0，均值为1.172 0，208Pb/206Pb为1.936 0~2.114 0[38−39]，均值为2.112 0。在自然源和人为源的双端元影响下，研究区的土壤样品的206Pb/207Pb为1.176 3~1.186 7和2.090 6~2.103 9(图2)。SSC、GLS和PQ这3个剖面母岩的206Pb/207Pb均值为1.196 0，208Pb/206Pb为2.082 0。同时，土壤样品中低206Pb/207Pb表明了燃煤对研究区域 Pb 的输入[51]。
综上所述，对 Pb 同位素组成特征进行定性分析后，确定燃煤是研究区的主要人为源。
-
本研究地点位于远离城市的乡村地区，相对于汽车尾气、含铅矿石的开采以及尾矿对土壤中 Pb 的输入，煤炭是Pb 输入主要的人为源。确定燃煤为主要人为来源后，根据人为源的206Pb/207Pb为1.172 0，利用公式(2)计算3个剖面的人为源贡献率(图3)。由图3可知：SSC剖面的人为源贡献率为42.9%~82.1%，GLS剖面的人为源贡献率为39.6%~68.8%，PQ剖面的人为源贡献率在38.8%~82.9%。剖面自下而上，人为源对土壤中 Pb 的贡献率逐渐增大，且3个剖面的最大值均为表层土，说明各种来源的 Pb 在表层土中富集达到峰值，随着剖面深度的不断增加，人为源贡献率逐渐降低。
图 3 人为源对土壤 Pb 的贡献率
Figure 3. Contribution rate of anthropogenic sources to soil Pb
-
新嵊盆地表层土 Pb 质量分数异常增高，且迁移率最高，达到母岩背景值的1.5倍。3个土壤剖面均呈现出近表层 Pb的明显富集，到中间层出现Pb的淋失，在最底层 Pb 质量分数与母岩接近的基本特性。206Pb/207Pb值的变化范围越大指示外源输入对土壤 Pb 质量分数影响越显著， Pb 质量分数较高的样品，其对应的206Pb/207Pb值相对较低，因此，燃煤是研究区 Pb 污染的主要来源。研究区域人为源 Pb 对土壤的贡献率最高达到82.9%，表明新嵊盆地土壤中有大量人为 Pb 的输入。
Estimation of Pb provenance contribution in basalt-developed soils in Xinsheng Basin based on Pb isotope
-
摘要:
目的 土壤铅(Pb)污染有着严重的生态和健康风险。探究Pb污染来源对防治土壤污染，保障土地资源健康可持续发展意义重大。 方法 以浙江省新嵊盆地为研究区域，采集人为活动较少的乡村地区土壤和母岩样品，测定研究区的痕量元素质量分数，分析Pb质量分数变化及在土壤中的迁移规律，利用Pb同位素示踪方法定性分析研究区的Pb污染来源，并且定量分析污染源对研究区的物源贡献。 结果 研究区土壤Pb质量分数在表土层出现明显富集，最高达到土壤背景值的1.5倍，并随剖面深度的递增而逐渐减小，表明近地表层的外源输入影响显著，且研究区域的Pb质量分数较高时，其206Pb/207Pb值相对较低。研究区土壤样品的206Pb/207Pb和208Pb/206Pb值变化范围分别是1.176 3~1.186 7和2.090 6~2.103 9，206Pb/207Pb值的变化范围越大说明人为活动对土壤Pb质量分数的影响越大。Pb同位素示踪表明：研究区母岩的206Pb/207Pb端元值为1.196 0，人为源的206Pb/207Pb端元值为1.172 0，燃煤是研究区 Pb 污染的主要人为源，人为源贡献率为38.8%~82.9%。 结论 低206Pb/207Pb值表明燃煤对研究区域 Pb 的输入。颗粒污染物通过源源不断的沉降过程进入土壤表层，因此，降低颗粒污染物排放量是减轻当地 Pb 污染的重要途径。图3表2参51 Abstract:Objective Soil lead (Pb) pollution has serious ecological and health risks. This study tries to explore the source of Pb pollution to prevent and control soil pollution and ensure the healthy and sustainable development of soil resources. Method Taking Xinsheng Basin in Zhejiang Province as the research object, soil and parent rock samples were collected from rural areas with less anthropogenic activities. The content of trace elements in the study area was measured, and the changes in Pb content and its migration patterns in soil were analyzed. Pb isotope tracer method was used to qualitatively analyze the Pb pollution sources in the study area, and quantitatively analyze the contribution of Pb to the pollution sources in the study area. Result The Pb content was significantly enriched in the topsoil layer, up to 1.5 times the soil background value, and gradually decreased with the increase of the profile depth, indicating a significant impact of the exogenous input near the surface layer. When the Pb content in the site was high, its 206Pb/207Pb value was relatively low. The variation ranges of 206Pb/207Pb and 208Pb/206Pb values in the soil samples were 1.176 3−1.186 7 and 2.090 6−2.103 9, respectively. The larger the variation range of 206Pb/207Pb value, the greater the impact of human activities on soil Pb content. Pb isotope tracers indicated that the 206Pb/207Pb end member value of the parent rock was 1.196 0, and the 206Pb/207Pb endmember value of anthropogenic source was 1.172 0. Coal burning was the main anthropogenic source of Pb pollution in the study area, with a contribution rate of 38.8%−82.9% from anthropogenic sources. Conclusion The low 206Pb/207Pb value indicates the input of Pb from coal burning to the study area, and particulate pollutants enter the soil surface through continuous deposition process. Therefore, reducing the emission of particulate pollutants is an important way to reduce local Pb pollution. [Ch, 3 fig. 2 tab. 51 ref.] -
Key words:
- lead /
- isotope /
- anthropogenic source /
- Xinsheng Basin
-
DNA拓扑异构酶(DNA topoisomerase，TOP)是一类能够改变DNA拓扑结构的酶，在细胞的一系列基础生命活动如DNA复制、转录和染色体分离等过程中发挥着重要作用[1−2]。DNA拓扑异构酶在1971年被首次发现，命名为ω蛋白，即DNA拓扑异构酶Ⅰ，是大肠埃希菌Escherichia coli中能够特异性地将负超螺旋DNA解旋的一种拓扑异构酶[3−4]。根据DNA拓扑异构酶的功能和作用机制，可以将其分成Ⅰ型和Ⅱ型DNA拓扑异构酶，Ⅰ型TOP只切割DNA的1条链，不具有腺苷三磷酸(ATP)依赖性，Ⅱ型TOP能切割DNA的2条链并形成双链断裂，具有ATP依赖性[5]。真核生物中，Ⅱ型DNA拓扑异构酶包括ⅡA型DNA拓扑异构酶和ⅡB型DNA拓扑异构酶：ⅡA型DNA拓扑异构酶在高等真核生物(如哺乳动物)中有2种异构体，分别为TOP2α和TOP2β，在低等真核生物中通常只有1种；ⅡB型DNA拓扑异构酶在真核生物中主要是与酵母Spo11同源的ⅡB型DNA拓扑异构酶，以及植物中与古细菌ⅡB型DNA拓扑异构酶同源的TOPⅥ[6]。
在动物细胞中的研究表明：Ⅱ型DNA拓扑异构酶主要在复制和转录过程中对DNA双链进行解旋，并且确保有丝分裂过程中姐妹染色单体的正确分离，对染色质的结构和凝缩也有重要作用[7]。TOP2α对细胞周期起重要调节作用，保证分裂旺盛细胞的活性，不分裂细胞中则没有TOP2α；TOP2β对小鼠Mus musculus胚胎发育过程中神经元的形成具有重要影响，缺失TOP2β的小鼠出生后无法存活[6, 8]。DNA拓扑异构酶还常被作为抗癌药物的靶标蛋白，通过抑制DNA拓扑异构酶活性导致复制叉停滞，形成双链断裂并干扰细胞周期，进而抑制肿瘤细胞的快速增殖[9−11]。植物中已对拟南芥Arabidopsis thaliana、小麦Triticum aestivum、花椰菜Brassica oleracea var. botrytis等的DNA拓扑异构酶进行了分离和生化性质等方面的研究[12−17]，但DNA拓扑异构酶的作用机制研究大多集中在动物和酵母系统里，关于植物DNA拓扑异构酶作用机制的研究较少。研究表明：在烟草Nicotiana tabaccum中过表达Ⅱ型DNA拓扑异构酶能够改变烟草植株形态，提高烟草的盐胁迫耐受性[18]。关于拟南芥中DNA拓扑异构酶Ⅱ的研究表明：TOPⅡ和染色体运动有助于消除减数分裂过程中纠缠染色体之间的连锁[19]。研究发现：topⅡ突变体拟南芥幼苗的根生长受到明显抑制，表明TOPⅡ在根生长和细胞周期调控中发挥作用，还可通过同源重组的方式进行有丝分裂中的DNA修复和减数分裂中的DNA双链断裂(DSBs)修复[20]，并与TOPⅡ结合蛋白(TopBP1)在DNA修复、有丝分裂和减数分裂过程中共同发挥作用[21]。
杨树Populus作为研究木本植株生长发育的模式树种，在DNA拓扑异构酶的功能和作用机制等方面仍有许多空白。本研究以银腺杨‘84K’ Populus alba × P. glandulosa ‘84K’(84K杨)为研究对象，利用生物信息学及分子生物学方法，对杨树DNA拓扑异构酶基因功能进行初步探究，以期为DNA拓扑异构酶基因在木本植物中的作用机制和木本植物分子育种提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 植物材料
以84K杨组培苗为研究材料，组培苗生长温度为(24±2) ℃，光照为16 h/8 h (光照/黑暗)。土培苗为将生长约4周的组培苗从1/2 MS培养基移栽至营养土中，在温度(24±2) ℃，光照16 h/8 h (光照/黑暗)，相对湿度60%~80%的土培室中培养。
1.2 RNA提取与cDNA合成
提前高温处理研钵、药匙等直接与样品接触的试验器具。用预冷的研钵将植物材料在液氮中快速研磨成细腻粉末，取约100 mg粉末至RNase-free离心管中，使用商业购买的RNAprep Pure多糖多酚植物总RNA提取试剂盒(TIANGEN #DP441)提取84K杨不同组织的总RNA。提取得到的RNA用商业购买的FastKing cDNA第一链合成试剂盒(TIANGEN #KR116)进行反转录合成cDNA。
1.3 基因克隆与序列分析
84K杨基因组数据来源于国家基因库序列归档系统(CNGB Nucleotide Sequence Archive，CNSA)，项目号为CNP0000339[22]。根据PagTOP2b基因蛋白质编码序列(CDS)，用Oligo 7软件设计基因全长序列克隆扩增引物，以从84K杨中提取的RNA反转录得到的cDNA为模板进行PagTOP2b基因的克隆。
在84K杨基因组数据库的GFF文件中提取PagTOP2b基因非翻译区、外显子和内含子的长度及染色体位置信息，使用TBtools软件绘制基因结构图[23]。在美国国家生物技术信息中心(NCBI)网站(
https://www.ncbi.nlm.nih.gov/ )的保守结构域数据库(conserved domain database，CDD)中搜索蛋白序列的保守结构域[24]。在SOPMA (https://npsa-prabi.ibcp.fr/cgi-bin/npsa_automat.pl?page=npsa%20_sopma.html )网站上进行PagTOP2b蛋白二级结构在线分析。并通过SWISS-MODEL(https://swissmodel.expasy.org/ )在线预测PagTOP2b蛋白三级结构，结合相关注释信息绘图分析[25]。使用ExPASy (
https://web.expasy.org/protparam/ )在线分析网站对PagTOP2b蛋白的序列长度、蛋白分子质量、等电点、亲水性平均系数、脂肪族氨基酸指数、不稳定指数等蛋白质理化性质进行分析[26]。并在Cell-Ploc 2.0网站中(http://www.csbio.sjtu.edu.cn/bioinf/Cell-PLoc-2/ )选择Plant-mPLoc进行PagTOP2b蛋白亚细胞定位预测[27]。1.4 实时荧光定量PCR(RT-qPCR)分析
在Primer3 (
https://bioinfo.ut.ee/primer3-0.4.0/ )网站上以PagTOP2b基因CDS序列为模板设计实时荧光定量PCR特异性引物(表1)。以待分析样品的cDNA为模板，根据商业购买的荧光定量PCR试剂ChamQ SYBR qPCR Master Mix (Vazyme #Q311-02/03)使用说明配置反应体系，选择ACTIN基因为内参基因。在Applied Biosystems QuantStudio 3 (Thermo Fisher Scientific)实时荧光定量PCR系统中进行反应。设置3个生物学重复和4次技术重复，取平均值作为后续计算的阈值循环数(Ct值)，采用$2^{-\Delta\Delta C_{t}}$ 法计算目的基因的相对表达水平。表 1 基因克隆及实时荧光定量PCR (RT-qPCR)引物Table 1 Primers for gene clone and RT-qPCR引物名称 引物序列(5′→3′) PagTOP2b F: ATGGCGGCAGAGACCAAGAAAAT R: GTCAGAGGAAGAGTCAGAATCATCAT PagTOP2b qrtF: AGACTACTGGTGGGAGAAAT qrtR: GTCACCTTGGTCCAATTCTC ACTIN qrtF: AAACTGTAATGGTCCTCCCTCCG qrtR: GCATCATCACAATCACTCTCCGA 说明：F表示基因克隆的正向引物；R表示基因克隆的反向引物；qrtF表示RT-qPCR的正向引物；qrtR表示RT-qPCR的反向引物 1.5 杨树遗传转化
遗传转化所用PagTOP2b基因过表达载体pCAMBIA-S1300-flag-PagTOP2b为实验室保存。农杆菌Agrobacterium tumefaciens GV3101化学感受态细胞购自上海唯地生物(#AC1001)。将载体转化至农杆菌GV3101中，采用农杆菌介导法转化84K杨。对鉴定为阳性的转基因植株及84K杨对照植株的相同组织取材进行RNA提取、反转录及实时荧光定量PCR分析表达量变化。以84K杨植株表达量为对照计算转基因植株相对表达量。
1.6 生长指标测定及组织切片
选取相对表达量较高的株系，组培苗扩繁至每个株系至少15棵重复。生长约4周后选取生长状态良好且长势一致的植株，同具有相同遗传背景的84K杨对照植株一起移栽至营养土中。对移栽后的植株进行表型观察和记录，测定株高和地径。切取新鲜杨树茎段，用速干强力胶固定在样品架上，使用Leica VT1200S振动式切片机，将茎段横切成厚度为40 μm的薄片。切片平铺在载玻片上，滴加质量分数为0.1%的甲苯胺蓝(TBO)染液，染色30~60 s后洗去染液，需根据染色程度调整染色时间。将染色后的切片放在载玻片上，用Leica DM6 B正置荧光显微镜观察并拍照记录，目镜放大倍数为10倍，物镜放大倍数为10倍。使用ImageJ软件测量木质部宽度。
1.7 数据统计
用Excel软件进行数据统计，并对株高、地径和木质部宽度进行显著性分析。
2. 结果与分析
2.1 PagTOP2b基因克隆与序列分析
以84K杨cDNA为模板，克隆得到PagTOP2b基因全长序列，对其进行基因结构、蛋白理化性质、保守结构域及蛋白高级结构的分析。如图1A所示：PagTOP2b基因结构包含19个外显子，蛋白质编码区(CDS)长度为4 449 bp。如图1B所示：蛋白保守结构域主要包括PLN03237，目前被认为是跨越多个结构域的DNA拓扑异构酶Ⅱ模块，此外特定匹配的保守结构域还包括靠近N端的TOP2c，是真核生物中Ⅱ型拓扑异构酶具有的结构域；位于中部靠近C端的TOP4c，是ⅡA亚型拓扑异构酶具有的结构域。如图1C所示：蛋白二级结构中，α-螺旋占40.08%，延伸链占14.51%，β-折叠占5.20%，无规则卷曲占40.22%，即蛋白主要折叠方式为α-螺旋和无规则卷曲。如图1D所示：蛋白三级结构为同型二聚体，包含组氨酸激酶/腺苷三磷酸酶结构域，2个ⅡA型拓扑异构酶功能域，以及拓扑异构酶-引发酶功能域(topoisomerase-primase domain，TOPRIM domain)，该结构域是在Ⅱ型拓扑异构酶等酶类中发现的核苷酸转移酶/水解酶功能域。
图 1 PagTOP2b基因及其编码蛋白的特征分析Figure 1 Characteristics of PagTOP2b gene and its coding protein蛋白理化性质分析结果表明：PagTOP2b蛋白共有1 482个氨基酸，蛋白分子质量为166.1 kDa。理论等电点为7.54，属碱性蛋白。亲水性平均系数为负数，表明蛋白均具有较强的亲水性。脂肪族氨基酸指数(蛋白中脂肪族侧链所占据的相对体积)为77.76，不稳定指数为41.04，大于40，为不稳定蛋白。亚细胞定位预测结果显示：PagTOP2b蛋白具有叶绿体和细胞核定位信号。
2.2 PagTOP2b表达模式分析
为研究PagTOP2b基因在84K杨不同组织的表达情况，分别取84K杨顶芽，第3、5、7、9节间，幼叶，成熟叶和根进行RNA提取，反转录合成cDNA后进行实时荧光定量分析。结果如图2A所示：PagTOP2b在茎顶端分生组织(SAM)表达量最高，其次在第3节间(IN3)表达量较高，在幼叶(YL)中的表达量也高于在成熟叶(ML)，即该基因在84K杨的幼嫩组织中有较高的表达量。同时在杨树资源数据库网站PopGenIE (
https://popgenie.org/gene?id=Potri.009G058900 )中，查找毛果杨P. trichocarpa中Ⅱ类TOP基因PtTOP2b在杨树不同组织中的表达情况，如图2B所示：PtTOP2b在休眠的叶芽、发育过程中的叶芽以及休眠的花芽中有较高的表达量，与84K杨中定量分析结果相一致。
图 2 TOP2b基因在毛果杨和84K杨不同组织中的表达情况Figure 2 Expression of TOP2b gene in different tissues of black cottonwood and poplar ‘84K’2.3 转基因杨树PagTOP2b表达水平
为进一步研究PagTOP2b基因对杨树生长发育的影响，通过农杆菌介导的叶盘转化法获得PagTOP2b过表达的转基因84K杨植株。过表达载体图谱见图3A，对转基因植株进行转录水平分析，选择表达量较高的株系用于后续试验。根据目的基因的相对表达量情况(图3B)，选择PagTOP2b过表达株系bOE-28和bOE-30进行后续实验。过表达株系bOE-28中目的基因相对表达量为对照植株中目的基因表达量的8.46倍，bOE-30为13.29倍。
图 3 PagTOP2b过表达载体及转基因植株转录水平分析Figure 3 PagTOP2b overexpression vector and transcriptional level analysis of transgenic plants2.4 过表达PagTOP2b基因对杨树生长发育的影响
将过表达植株和对照植株移栽至土壤培养3个月后观察并记录表型(图4A)。取第7、9、11节间并对其横切面进行切片观察，发现对照与过表达植株相比细胞形态无明显差异(图4B)。相比于对照，PagTOP2b过表达株系bOE-28和bOE-30植株高度显著大于对照(P＜0.05)，相比对照分别增加了17.5%和11.5%(图4C)；过表达株系bOE-28植株的地径显著大于对照(P＜0.05)，bOE-30植株的地径极显著大于对照(P＜0.01)，相比对照分别增加了10.7%和16.3%(图4D)。通过统计其木质部宽度发现：PagTOP2b过表达株系bOE-30自第7节间起木质部宽度极显著大于对照(P＜0.01)，过表达株系bOE-28第11节间木质部宽度极显著大于对照(P＜0.01)(图4E)。
图 4 PagTOP2b过表达转基因杨树表型分析Figure 4 Phenotypic analysis of PagTOP2b overexpression transgenic poplar3. 讨论
植物生长发育的过程，就是植物细胞、组织和器官在数量上不可逆增加以及细胞分化的过程。DNA拓扑异构酶在染色体复制、细胞分裂及基因转录中发挥重要作用。本研究对84K杨中的DNA拓扑异构酶基因PagTOP2b进行克隆及序列分析，对序列长度、保守结构域及蛋白三级结构注释信息的分析显示：该基因包含腺苷三磷酸酶结构域、TOPRIM结构域以及ⅡA亚型拓扑异构酶具有的结构域，与先前研究中总结的动植物ⅡA亚型拓扑异构酶结构相符[5, 28]，因此判断该基因属于ⅡA亚型DNA拓扑异构酶。
对PagTOP2b基因在84K杨不同组织中的表达模式分析表明：该基因在顶端分生组织和第3节间中表达量较高。相比于84K杨，毛果杨具有更丰富的转录组数据，能够对基因在杨树不同组织的表达情况进行详细分析，同时对84K杨中DNA拓扑异构酶基因的表达情况而言具有一定借鉴意义。因此，对毛果杨中直系同源基因PtTOP2b的表达模式进行分析显示：PtTOP2b在叶芽及花芽中具有较高的表达量，即在幼嫩组织具有较高的表达量。有研究表明：豌豆Pisum sativum、玉米Zea mays和拟南芥中发现Ⅱ型DNA拓扑异构酶在生长活跃的植物组织中有较高的表达量[15]。本研究结果与前人研究结果一致，说明PagTOP2b基因主要在细胞活跃分裂、分化的组织中表达，推测其在植物的生长发育中起重要作用。同时，PagTOP2b在杨树的第3节间高表达，表明其可能在杨树的径向生长中发挥作用。因此，需要进一步研究确认PagTOP2b对杨树树高生长和径向生长的影响。
为了进一步确定该基因的作用，采用农杆菌介导的基因转化方法，获得了PagTOP2b基因过表达84K杨植株。与对照植株相比，转基因植株高度显著增加，即促进了杨树生物量的增加，说明该基因具有进行定向分子育种的潜在应用价值。除了促进杨树树高生长外，茎段的直径及木质部宽度的增加，说明该基因还影响了杨树木质部的发育，可能来源于对形成层活动的调控，需要进一步的研究予以证实。有研究表明：过表达Ⅱ型DNA拓扑异构酶NtTopoⅡα会对烟草生长发育及植株形态产生影响，相比于野生型，过表达植株开花结籽提前2~3周，茎长增加但直径减小，节间长度变长，根系更加发达[18]。本研究与其在株高增加上的表型一致，但茎直径变化不同，可能由于草本植物与木本植物的茎段次生生长存在差异。总而言之，PagTOP2b基因能够同时促进杨树径向和纵向的生长。
4. 结论
本研究通过克隆及序列分析确定PagTOP2b是84K杨中的一个ⅡA型DNA拓扑异构酶基因，在幼嫩组织具有较高的表达量。通过转基因技术过表达PagTOP2b基因，能够显著促进植株增高，茎直径增大，促进杨树径向及纵向的生长，增加植株生物量。
-
表 1 土壤剖面描述与部分基础理化性质
Table 1. Soil profile description and some basic physical and chemical properties
剖面 地理位置 深度/cm 颜色 pH 有机质/(g·kg−1) 结构 根系 SSC 新昌县上市场村 0~10 7.5YR3/3 5.59 37.1 团粒状 大量 10~25 7.5YR3/4 5.79 28.5 弱块状 中量 25~60 7.5YR4/4 6.11 13.8 弱块状 少量 60~90 7.5YR4/4 6.18 4.2 块状 无 90~120 7.5YR5/6 6.33 5.8 块状 无 GLS 新昌县挂帘山村 0~15 7.5YR3/4 5.79 27.3 团粒状 大量 15~45 7.5YR4/4 6.42 4.9 弱块状 中量 45~75 7.5YR4/6 6.49 1.3 块状 少量 75~110 7.5YR5/6 6.35 5.6 块状 无 PQ 嵊州市浦桥村 0~10 7.5YR3/4 6.49 49.6 团粒状 大量 10~25 7.5YR4/4 6.28 20.2 弱块状 中量 25~65 7.5YR4/6 6.65 6.3 弱块状 少量 65~120 7.5YR5/6 6.52 9.2 块状 无 
下载: 导出CSV
表 2 土壤样品与人为源同位素比值及样品痕量元素质量分数
Table 2. Isotopic ratios of soil samples to anthropogenic sources and trace element contents of samples
剖面 深度/cm Nb/(mg·kg−1) Pb/(mg·kg−1) 208Pb/206Pb 206Pb/207Pb SSC 0~10 31.2±0.2 15.6±0.7 2.103 9±0.006 3 1.176 3±0.003 4 10~25 30.6±0.1 10.6±0.6 2.094 1±0.003 9 1.183 2±0.004 8 25~60 23.4±0.1 3.9±0.5 2.093 9±0.004 6 1.185 5±0.003 9 60~90 18.9±0.1 4.3±0.4 2.100 0±0.003 5 1.185 7±0.002 4 90~120 21.4±0.1 3.2±0.2 2.099 1±0.004 2 1.184 9±0.005 3 GLS 0~15 47.2±0.3 22.4±0.7 2.101 5±0.006 2 1.179 5±0.004 9 15~45 40.0±0.2 10.8±0.5 2.102 3±0.005 7 1.184 8±0.003 3 45~75 37.6±0.1 3.9±0.3 2.099 9±0.005 2 1.185 9±0.006 1 75~110 37.1±0.1 5.0±0.2 2.100 7±0.004 8 1.186 5±0.003 2 PQ 0~10 42.3±0.2 17.3±0.6 2.099 1±0.005 4 1.176 1±0.004 6 10~25 40.2±0.1 7.3±0.5 2.101 0±0.005 8 1.179 4±0.003 6 25~65 38.9±0.1 6.3±0.2 2.100 9±0.004 1 1.179 2±0.005 2 65~120 36.6±0.1 9.9±0.1 2.090 6±0.002 9 1.186 7±0.004 5 母岩(本研究) − 20.0±0.1 3.9±0.1 2.082 0±0.003 1 1.196 0±0.001 5 人为源 − − − 2.112 0±0.048 4 1.172 0±0.031 0 说明：−表示无此项。人为源数据来源于文献[38, 40−42]。
下载: 导出CSV
-
[1] SANTUCCI L, CAROL E, TANJAL C. Industrial waste as a source of surface and groundwater pollution for more than half a century in a sector of the Río de la Plata coastal plain (Argentina) [J]. Chemosphere, 2018, 206: 727 − 735. [2] YASEEN Z M. An insight into machine learning models era in simulating soil, water bodies and adsorption heavy metals: review, challenges and solutions [J/OL]. Chemosphere, 2021, 277: 130126[2022-07-25]. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.130126. [3] SHEN Xing, DAI Min, YANG Jiawei, et al. A critical review on the phytoremediation of heavy metals from environment: performance and challenges [J/OL]. Chemosphere, 2022, 291: 132979[2022-07-25]. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.132979. [4] 周杨, 周文斌, 马嘉伟, 等. 缙云县某复垦地块土壤环境质量调查及生态风险评价[J]. 浙江农林大学学报, 2022, 39(2): 388 − 395. ZHOU Yang, ZHOU Wenbin, MA Jiawei, et al. Soil environmental quality investigation and ecological risk assessment of a reclamation land in Jinyun County [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2022, 39(2): 388 − 395. [5] KUMAR V, SHARMA A, KAUR P, et al. Pollution assessment of heavy metals in soils of India and ecological risk assessment: a state-of-the-art [J]. Chemosphere, 2019, 216: 449 − 462. [6] LIU Shaoheng, ZENG Guangming, NIU Qiuya, et al. Bioremediation mechanisms of combined pollution of PAHs and heavy metals by bacteria and fungi: a mini review [J]. Bioresource Technology, 2017, 224: 25 − 33. [7] LIN Hua, ZHANG Xuehong, CHEN Jun, et al. Phytoremediation potential of Leersia hexandra Swartz of copper contaminated soil and its enhancement by using agronomic management practices [J]. Ecological Engineering, 2019, 127: 561 − 566. [8] SIDHU G P S, BALI A S, SINGH H P, et al. Insights into the tolerance and phytoremediation potential of Coronopus didymus L. (Sm) grown under zinc stress [J/OL]. Chemosphere, 2020, 244: 125350[2022-07-25]. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.125350. [9] 陈莹, 刘汉燚, 刘娜, 等. 农地土壤重金属Pb和Cd有效性测定方法的筛选与评价[J]. 环境科学, 2021, 42(7): 3494 − 3506. CHEN Ying, LIU Hanyi, LIU Na, et al. Screening and evaluation of methods for determining available lead (Pb) and cadmium (Cd) in farmland soil [J]. Environmental Science, 2021, 42(7): 3494 − 3506. [10] 张建云, 高才慧, 朱晖, 等. 生物质炭对土壤中重金属形态和迁移性的影响及作用机制[J]. 浙江农林大学学报, 2017, 34(3): 543 − 551. ZHANG Jianyun, GAO Caihui, ZHU Hui, et al. Mechanism and effects of biochar application on morphology and migration of heavy metals in contaminated soil [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2017, 34(3): 543 − 551. [11] 肖龙恒, 唐续龙, 卢光华, 等. 重毒性铅污染土壤清洁高效修复研究进展[J]. 工程科学学报, 2022, 44(2): 289 − 304. XIAO Longheng, TANG Xulong, LU Guanghua, et al. Research progress in cleaning and efficient remediation of heavy, toxic, lead-contaminated soil [J]. Chinese Journal of Engineering, 2022, 44(2): 289 − 304. [12] 周彤, 周志俊. 铅及与其他重金属联合暴露对儿童神经发育的影响[J]. 环境与职业医学, 2018, 35(1): 73 − 77. ZHOU Tong, ZHOU Zhijun. Effects of lead exposure and co-exposure with other heavy metals on children’s neurodevelopment [J]. Journal of Environmental Occupational Medicine, 2018, 35(1): 73 − 77. [13] WANG Wan, LIU Xiande, ZHAO Liwei, et al. Effectiveness of leaded petrol phase-out in Tianjin, China based on the aerosol lead concentration and isotope abundance ratio [J]. Science of the Total Environment, 2006, 364(1/3): 175 − 187. [14] 刘军, 陈耿, 柯钊跃, 等. 燃煤电厂周边大气重金属污染特征及来源解析[J]. 中国环境监测, 2017, 33(3): 94 − 98. LIU Jun, CHEN Geng, KE Zhaoyue, et al. Pollution characteristics and source apportionment of heavy metals in atmosphere surrounding a coal-fired power plant [J]. Environmental Monitoring in China, 2017, 33(3): 94 − 98. [15] 蒲雅丽, 涂耀仁, 游镇烽, 等. Pb-Zn同位素在沉积物重金属污染源解析方面的应用: 综述与展望[J]. 环境化学, 2017, 36(3): 581 − 590. PU Yali, TU Yaoren, YOU Zhenfeng, et al. Pb-Zn isotopic tracing technique in sediments: review and prospectives [J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(3): 581 − 590. [16] 于旦洋, 王颜红, 丁茯, 等. 近十年来我国土壤重金属污染源解析方法比较[J]. 土壤通报, 2021, 52(4): 1000 − 1008. YU Danyang, WANG Yanhong, DING Fu, et al. Comparison of analysis methods of soil heavy metal pollution sources in China in last ten years [J]. Chinese Journal of Soil Science, 2021, 52(4): 1000 − 1008. [17] NÉGREL P, PETELET-GIRAUD E, GUERROT C, et al. Lead isotopes tracing weathering and atmospheric deposition in a small volcanic catchment [J]. Comptes Rendus Geosciences, 2015, 347(5): 236 − 246. [18] LONGMAN J, VERES D, ERSEK V, et al. Quantitative assessment of Pb sources in isotopic mixtures using a Bayesian mixing model [J/OL]. Scientific Reports, 2018, 8(1): 6154[2022-07-25]. doi: 10.1038/s41598-018-24474-0. [19] 孙亚乔, 王晓冬, 校康, 等. 淡水环境中氮污染同位素示踪的研究进展[J]. 生态环境学报, 2020, 29(8): 1693 − 1702. SUN Yaqiao, WANG Xiaodong, JIAO Kang, et al. Research progress of nitrogen pollution isotope tracing in freshwater environment [J]. Ecology and Environment Sciences, 2020, 29(8): 1693 − 1702. [20] CICCHELLA D, HOOGEWERFF J, ALBANESE S, et al. Distribution of toxic elements and transfer from the environment to humans traced by using lead isotopes. a case of study in the Sarno River basin, south Italy [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2016, 38(2): 619 − 637. [21] 宣斌, 王济, 段志斌, 等. 铅同位素示踪土壤重金属污染源解析研究进展[J]. 环境科学与技术, 2017, 40(11): 17 − 21. XUAN Bin, WANG Ji, DUAN Zhibin, et al. Advances in application of lead isotope to tracing soil heavy metal pollution [J]. Environmental Science and Technology, 2017, 40(11): 17 − 21. [22] 张江苏, 林孝先, 朱炳泉. 铅同位素在甘肃格尔珂金矿深部找矿中的应用与实践[J]. 地质学报, 2017, 91(12): 2796 − 2813. ZHANG Jiangsu, LIN Xiaoxian, ZHU Bingquan. Applications and practices of lead isotopes exploration to buried ore-bodies prospecting in Ge’erke Gold Deposit, Gansu Province, China [J]. Acta Geologica Sinica, 2017, 91(12): 2796 − 2813. [23] HOEFS J. Stable Isotope Geochemistry [M]. Cham: Springer International Publishing, 2018. [24] 曾志刚, 秦蕴珊, 翟世奎. 现代海底热液多金属硫化物的成矿物源: 同位素证据[J]. 矿物岩石地球化学通报, 2000, 19(4): 428 − 430. ZENG Zhigang, QIN Yunshan, ZHAI Shikui. Ore-forming sources of modern seafloor hydrothermal polymetallic sulfides: isotopic evidence [J]. Bulletin of Mineralogy,Petrology and Geochemistry, 2000, 19(4): 428 − 430. [25] 曾志刚, 秦蕴珊, 翟世奎. 大西洋洋中脊海底表层热液沉积物的铅同位素组成及其地质意义[J]. 青岛海洋大学学报(自然科学版), 2001, 31(1): 103 − 109. ZENG Zhigang, QIN Yunshan, ZHAI Shikui. Lead isotope compositions of seafloor surface hydrothermal sediments in the TAG hydrothermal dield of Mid-Atlantic Ridge and its geological implications [J]. Journal of Ocean University of Qingdao, 2001, 31(1): 103 − 109. [26] 刘子宁, 张馨, 罗思亮. 珠江三角洲第四纪沉积物铅同位素组成及示踪意义[J]. 现代矿业, 2011, 27(6): 52 − 53, 56. LIU Zining, ZHANG Xin, LUO Siliang. Lead isotopic composition and tracer significance of Quaternary Sediments in the Pearl River Delta [J]. Modern Mining, 2011, 27(6): 52 − 53, 56. [27] 李锋. 中国北方沙尘源区铅同位素分布特征及其示踪意义的初步研究[J]. 中国沙漠, 2007, 27(5): 738 − 744. LI Feng. Distribution characteristics of lead isotope in dust source areas and its trace significance in the North of China [J]. Journal of Desert Research, 2007, 27(5): 738 − 744. [28] LI Hongbo, YU Shen, LI Guilin, et al. Contamination and source differentiation of Pb in park soils along an urban-rural gradient in Shanghai [J]. Environmental Pollution, 2011, 159(12): 3536 − 3544. [29] DAS A, KRISHNA K, KUMAR R, et al. Tracing lead contamination in foods in the city of Kolkata, India [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(22): 22454 − 22466. [30] LEI Kai, GIUBILATO E, CRITTO A, et al. Contamination and human health risk of lead in soils around lead/zinc smelting areas in China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23: 13128 − 13136. [31] KUMAR S, AGGARWAL S G, SRANGI B, et al. Understanding the influence of open-waste burning on urban aerosols using metal tracers and lead isotopic composition [J]. Aerosol and Air Quality Research, 2018, 18(9): 2433 − 2446. [32] 于亚锋, 任钟元, 吴亚东, 等. 浙江新昌-嵊州新生代玄武岩的Ca同位素组成: 对华南新生代玄武岩源区成分的启示[J]. 地球化学, 2020, 49(5): 465 − 478. YU Yafeng, REN Zhongyuan, WU Yadong, et al. Ca isotope composition of Cenozoic basalts from Xinchang-Shengzhou, Zhejiang Province: implications for source compositions of the Cenozoic basalts in the South China [J]. Geochimica, 2020, 49(5): 465 − 478. [33] 胡仲承, 周金洁, 陈吴文涛, 等. 浙江东部玄武岩发育土壤剖面风化特征[J]. 浙江农林大学学报, 2020, 37(2): 259 − 265. HU Zhongcheng, ZHOU Jinjie, CHEN Wuwentao, et al. Weathering characteristics of soil profiles from basalt in eastern Zhejiang Province [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2020, 37(2): 259 − 265. [34] 胡恭任, 于瑞莲, 胡起超, 等. 铅同位素示踪在大气降尘重金属污染来源解析中的应用[J]. 吉林大学学报(地球科学版), 2016, 46(5): 1520 − 1526. HU Gongren, YU Ruilian, HU Qichao, et al. Tracing heavy metal sources in the atmospheric dustfall using stable lead isotope [J]. Journal of Jilin University (Earth Science Edition), 2016, 46(5): 1520 − 1526. [35] 张甘霖, 龚子同. 土壤调查实验室分析方法[M]. 北京: 科学出版社, 2012. ZHANG Ganlin, GONG Zitong. Soil Survey Laboratory Methods [M]. Beijing: Science Press, 2012. [36] KURTZ A, DERRY L, CHADWICK O, et al. Refractory element mobility in volcanic soils [J]. Geology, 2000, 28(8): 683 − 686. [37] LIANG Jie, FENG Chunting, ZENG Guangming, et al. Spatial distribution and source identification of heavy metals in surface soils in a typical coal mine city, Lianyuan, China [J]. Environmental Pollution, 2017, 225: 681 − 690. [38] 支裕优. 浙江长兴煤山盆地土壤重金属来源解析及结果可靠性分析研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2017. ZHI Yuyou. Source Apportionment of Soil Heavy Metals and Reliability Research of the Results in Meishan Basin, Changxing County, Zhejiang Province [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2017. [39] WIDORY D, VAUTOUR G, POIRIER A. Atmospheric dispersion of trace metals between two smelters: an approach coupling lead, strontium and osmium isotopes from bioindicators [J]. Ecological Indicators, 2018, 84: 497 − 506. [40] KONG Jing, GUO Qingjun, WEI Rongfei, et al. Contamination of heavy metals and isotopic tracing of Pb in surface and profile soils in a polluted farmland from a typical karst area in southern China [J]. Science and the Total Environment, 2018, 637/638: 1035 − 1045. [41] ZHAO Zhiqi, LIU Congqiang, ZHANG Wei, et al. Historical lead pollution in the central region of Guizhou Province, China: a record of lead stable isotopes of lake sediments [J]. Applied Geochemistry, 2011, 26: 267 − 270. [42] ZHAO Zhiqi, ZHANG Wei, LI Xiaodong, et al. Atmospheric lead in urban Guiyang, Southwest China: isotopic source signatures [J]. Atmoshperic Environment, 2015, 115: 163 − 169. [43] 罗盼军, 马倩倩, 武均, 等. 生物炭与叶面硒肥联合施用对生菜吸收镉及土壤镉形态的影响[J]. 土壤通报, 2022, 53(4): 956 − 964. LUO Panjun, MA Qianqian, WU Jun, et al. Effects of combined application of biochar and foliar selenium spray on Cd uptake by lettuce and Cd forms in soil [J]. Chinese Journal of Soil Science, 2022, 53(4): 956 − 964. [44] ZHAO Keli, FU Weijun, QIU Qiaozhen, et al. Spatial patterns of potentially hazardous metals in paddy soils in a typical electrical waste dismantling area and their pollution characteristics [J]. Geoderma, 2019, 337(3): 453 − 462. [45] FANG Jia, ZHANG Luyao, RAO Shengting, et al. Spatial variation of heavy metals and their ecological risk and health risks to local residents in a typical e-waste dismantling area of southeastern China [J/OL]. Environmental Monitoring and Assessment, 2022, 194(9): 604[2022-07-28]. doi: 10.1007/s10661-022-10296-1. [46] HUANG Ying, LI Tingqiang, Wu Chengxian, et al. An integrated approach to assess heavy metal source apportionment in peri-urban agricultural soils [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 299: 540 − 549. [47] SHETAYA W H, MARZOUK E R, MOHAMED E F, et al. Chemical and isotopic fractionation of lead in the surface soils of Egypt [J]. Applied Geochemistry, 2019, 106: 7 − 16. [48] 秦莹, 娄翼来, 姜勇, 等. 沈哈高速公路两侧土壤重金属污染特征及评价[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28(4): 663 − 667. QIN Ying, LOU Yilai, JIANG Yong, et al. Pollution characteristics and assessment of heavy metals in farm land soil beside Shenyang-Harbin super highway [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(4): 663 − 667. [49] 赵晨辉, 胡佶, 李发明, 等. 广东汕头湾表层沉积物重金属含量分布及风险评价[J]. 应用海洋学学报, 2020, 39(3): 408 − 418. ZHAO Chenhui, HU Ji, LI Faming, et al. Ecological risk assessment on heavy metals in surface sediments of Shantou Bay, Guangdong Province [J]. Journal of Applied Oceanography, 2020, 39(3): 408 − 418. [50] BOLLHOFER A, ROSMAN K J R. Isotopic source signatures for atmospheric lead: the northern Hemisphere [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2000, 64(19): 3251 − 3262. [51] CAI Minggang, LIN Yan, CHEN Meng, et al. Improved source apportionment of PAHs and Pb by integrating Pb stable isotopes and positive matrix factorization application (PAHs): a historical record case study from the northern South China Sea [J]. Science and the Total Environment, 2017, 609: 577 − 586. -
-
链接本文:
https://zlxb.zafu.edu.cn/article/doi/10.11833/j.issn.2095-0756.20220552
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 454
- HTML全文浏览量: 143
- PDF下载量: 25
- 被引次数: 0
