不同黃麻品種對(duì)重金屬污染農(nóng)田鎘的富集和轉(zhuǎn)移效率研究

郭 媛，邱財(cái)生，龍松華，王玉富

（中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院麻類研究所/中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院南方經(jīng)濟(jì)作物研究中心，長(zhǎng)沙 410205）

我國(guó)農(nóng)田重金屬污染日趨嚴(yán)重，原國(guó)土資源部于2015年6月發(fā)布的《中國(guó)耕地地球化學(xué)報(bào)告》調(diào)查表明，我國(guó)重金屬污染或超標(biāo)的耕地面積為759.1萬hm2，占調(diào)查耕地面積的8.22%。耕地污染嚴(yán)重威脅農(nóng)產(chǎn)品的安全，以“鎘米”為代表的污染食品給人體健康、區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展和社會(huì)穩(wěn)定造成了巨大沖擊。目前，污染水稻的重金屬有鉛（Pb）、鎘（Cd）、汞（Hg）和銅（Cu）等，其中Pb和Cd是最主要的重金屬污染物[1]。如何解決土壤重金屬污染，尤其大面積的農(nóng)田土壤重金屬污染，是一個(gè)十分嚴(yán)峻且棘手的問題。植物修復(fù)具有成本低、來源廣等特點(diǎn)，尤其適用于低濃度重金屬污染土壤的修復(fù)[2]。在植物修復(fù)中，超富集植物如東南景天等經(jīng)濟(jì)價(jià)值較低，且種植推廣困難。利用經(jīng)濟(jì)作物對(duì)重金屬污染農(nóng)田進(jìn)行綠色修復(fù)，可以在收獲經(jīng)濟(jì)作物的同時(shí)治理污染土壤，同時(shí)滿足環(huán)境效益、經(jīng)濟(jì)效益和社會(huì)效益[3-5]。因此，種植非食用或非飼用的經(jīng)濟(jì)作物成為重金屬污染地區(qū)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整的基本方向。

黃麻（Corchorus capsularis L.）為椴樹科黃麻屬一年生草本植物，在我國(guó)南方有廣泛種植，具有生物量大、生長(zhǎng)速度快等特點(diǎn)，其纖維具有較高的經(jīng)濟(jì)價(jià)值。研究表明，黃麻是一種潛在的修復(fù)土壤輕、中度Cd污染的植物材料[6]。黃麻的產(chǎn)品主要涉及韌皮纖維，不進(jìn)入食物鏈，有一定的經(jīng)濟(jì)效益，是一種比較理想的重金屬污染耕地修復(fù)作物。與其他重金屬超富集植物相比，黃麻在重金屬污染耕地修復(fù)中有以下優(yōu)勢(shì)：第一，農(nóng)民種植黃麻的經(jīng)驗(yàn)豐富，為實(shí)現(xiàn)重金屬污染耕地邊修復(fù)邊利用的戰(zhàn)略打下良好的技術(shù)基礎(chǔ)；第二，經(jīng)長(zhǎng)期種植以及品種選育，黃麻對(duì)南方的高溫、多雨天氣和漬水稻田環(huán)境已基本適應(yīng)；第三，黃麻對(duì)重金屬有較強(qiáng)的耐受性，在一定程度的污染環(huán)境下，植株可以正常生長(zhǎng)[7]，同時(shí)，黃麻的生物產(chǎn)量很高，干物質(zhì)最高產(chǎn)量在25 t·hm-2以上[8]，是針葉木材的3～4倍，其CO2吸收率是森林的4倍[9]；第四，黃麻制成的粉末對(duì)廢水中的Cr、Cd、Pb、Ni和Cu等重金屬具有很好的吸附性能，可在水體重金屬污染修復(fù)領(lǐng)域發(fā)揮重要作用[10]，是重金屬植物修復(fù)后再利用的適宜材料。

研究發(fā)現(xiàn)，黃麻對(duì)Cd具有較強(qiáng)的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力，高濃度的Cd脅迫（100 mg·kg-1）下，黃麻植株地上部Cd含量可達(dá)232.46 mg·kg-1[8]。黃麻植株中Cd的積累特性為根＞葉（籽粒）＞莖稈[11]。有機(jī)酸和EGTA等螯合劑可以促進(jìn)黃麻光合色素的合成，進(jìn)而增加黃麻的干物質(zhì)積累[12]。然而，目前關(guān)于黃麻對(duì)重金屬污染農(nóng)田修復(fù)的研究多集中在盆栽試驗(yàn)，而針對(duì)重金屬污染大田的試驗(yàn)研究較少。另外，目前對(duì)于黃麻植株中的各個(gè)器官，尤其是韌皮部的重金屬積累狀況尚不清楚。本研究采用3個(gè)在生產(chǎn)上大面積種植的黃麻品種，研究其在中度Cd污染農(nóng)田中的生物量和Cd累積及Cd在其植株體內(nèi)的富集和轉(zhuǎn)移特征，為利用黃麻進(jìn)行重金屬污染農(nóng)田的大面積修復(fù)及后續(xù)的安全再利用提供理論和實(shí)踐基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)選用生產(chǎn)上大面積使用的3個(gè)黃麻品種，分別為連紅黃麻、閩侯紅皮和黃麻179，所選材料均為本課題組保存。

參試品種于2017年5月種植于湖南省株洲縣淥口鎮(zhèn)花園村重金屬污染農(nóng)田，播種前在試驗(yàn)區(qū)采用五點(diǎn)取樣法取0～20 cm剖面土樣進(jìn)行Pb、Cd和As的測(cè)定，測(cè)定結(jié)果見表1。根據(jù)2018年發(fā)布的《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）[13]，確定該農(nóng)田屬于中度Cd污染農(nóng)田。試驗(yàn)采用隨機(jī)區(qū)組排列，3次重復(fù)，小區(qū)面積2 m×3 m，行距為0.4 m。播種量按照各品種的發(fā)芽率以40株·m2進(jìn)行計(jì)算。田間栽培按照大田常規(guī)措施進(jìn)行。

表1 供試重金屬污染農(nóng)田的相關(guān)重金屬元素含量Table 1 Heavy metal concentrations in the tested paddy soil

1.2 測(cè)定指標(biāo)與方法

2017年10月收獲，每小區(qū)隨機(jī)選取10株均勻一致的植株，測(cè)定其株高、莖粗和皮厚。然后將6個(gè)植株器官（根部、韌皮部、木質(zhì)部、葉柄、葉和蒴果）進(jìn)行分離。其中根部用鍘刀分離，用自來水沖洗至表面無泥土和雜質(zhì)，然后再用去離子水反復(fù)沖洗3～5次，用吸水紙將樣品表面水分吸干。韌皮部（麻皮）進(jìn)行人工剝?nèi)?，收集莖稈剝皮后的木質(zhì)部（麻骨），葉柄和葉用剪刀分離，蒴果手工摘取。分離后的各器官分別放入紙袋中，于105℃烘箱中殺青30 min，75℃下烘干至恒質(zhì)量，稱質(zhì)量后用不銹鋼粉碎機(jī)粉碎備用。

土壤pH值測(cè)定：稱取過100目篩的土樣20 g，放入50 mL的燒杯中，加入去離子水20 mL，以玻棒攪拌1 min，使水土充分混合，靜置30 min后用pHS-3C復(fù)合電極測(cè)定pH值。

土壤和植物樣品中重金屬元素測(cè)定：土壤樣品風(fēng)干后磨細(xì)過2 mm網(wǎng)篩備用。稱取0.5 g土壤樣品采用HCl-HNO3-HF·H2O-HClO4全消解的方法，用原子吸收分光光度計(jì)（Z2310，Hitachi，日本）進(jìn)行Cd和Pb含量的測(cè)定。As含量的測(cè)定采用3HCl·HNO3消解，用原子吸收光譜儀（AFS-8230，Titan，中國(guó)）測(cè)定[14]。植物樣品采用HNO3-HClO4消解，植物樣品中的Cd元素采用石墨爐原子吸收分光光度法（Z2000，Hitachi，日本）測(cè)定。土壤樣品和植物樣品分別以GB/T 17141—1997和GB/T 5009.15—2003為內(nèi)標(biāo)控制分析質(zhì)量。

富集系數(shù)（Bioconcentration factor，BCF）是植物體內(nèi)的重金屬含量與土壤中相應(yīng)重金屬含量的比值，反映植物從土壤中吸收重金屬的能力。其計(jì)算公式為：

BCF=植株Cd含量（mg·kg-1）/土壤Cd含量（mg·kg-1）

轉(zhuǎn)移系數(shù)（Transportation factor，TF）是植物地上部重金屬含量和植物地下部重金屬含量的比值，反映植物吸收重金屬后從根部轉(zhuǎn)移到地上部的能力。其計(jì)算公式為：

TF=植株地上部Cd含量（mg·kg-1）/植株根部Cd含量（mg·kg-1）

本試驗(yàn)以黃麻植株地上部5個(gè)器官（韌皮部、木質(zhì)部、葉柄、葉和蒴果）的干質(zhì)量為權(quán)重計(jì)算植株地上部的Cd含量加權(quán)平均值，以此作為黃麻植株地上部的平均Cd含量，從而計(jì)算黃麻地上部的轉(zhuǎn)移系數(shù)。器官間的轉(zhuǎn)移系數(shù)計(jì)算公式為：

TFrp=韌皮部 Cd含量（mg·kg-1）/根部 Cd含量（mg·kg-1）

TFrx=木質(zhì)部 Cd含量（mg·kg-1）/根部 Cd含量（mg·kg-1）

TFpc=蒴果 Cd含量（mg·kg-1）/韌皮部 Cd含量（mg·kg-1）

TFxc=蒴果 Cd含量（mg·kg-1）/木質(zhì)部 Cd含量（mg·kg-1）

TFpp=葉柄 Cd含量（mg·kg-1）/韌皮部 Cd含量（mg·kg-1）

TFxp=葉柄 Cd含量（mg·kg-1）/木質(zhì)部 Cd含量（mg·kg-1）

TFpl=葉 Cd含量（mg·kg-1）/葉柄 Cd含量（mg·kg-1）

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2013進(jìn)行處理，計(jì)算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差，用IBM SPSS Statistics V 21.0數(shù)據(jù)處理軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用Duncan法檢驗(yàn)各處理平均值在0.05水平的差異性。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cd污染農(nóng)田中黃麻的農(nóng)藝性狀和生物量積累

在Cd污染農(nóng)田種植的3個(gè)黃麻品種中，連紅黃麻的株高和莖粗最大，其株高顯著大于閩侯紅皮，莖粗顯著大于黃麻179。3個(gè)黃麻品種的韌皮皮厚介于0.59～0.65 mm，三者間無顯著差異（表2）。

表2 3個(gè)供試黃麻品種在Cd污染農(nóng)田中的農(nóng)藝表現(xiàn)Table 2 Agronomic performance of the tested jute cultivars planting in Cd contaminated paddy soil

3個(gè)黃麻品種植株不同器官的生物量見圖1，木質(zhì)部、葉和蒴果的生物量在3個(gè)黃麻品種間存在顯著差異，其他器官的生物量積累在3個(gè)黃麻品種間均無顯著差異。在6個(gè)不同的植株器官中，黃麻木質(zhì)部的生物量最高，介于0.15～0.22 kg·10株-1，韌皮部次之，介于0.07～0.09 kg·10株-1，其他4個(gè)器官的生物量積累均在0.05 kg·10株-1以下。3個(gè)黃麻品種葉的生物量積累差異較大，其中黃麻179最高，為0.04 kg·10株-1，閩侯紅皮最低，為0.02 kg·10株-1。

2.2 不同器官的Cd含量

以品種為A因素，植株器官為B因素進(jìn)行雙因素隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)方差分析。由表3可知，3個(gè)黃麻品種間和6個(gè)植株器官間的Cd含量均呈極顯著差異，而品種和器官的互作間差異不顯著。

6個(gè)植株器官的Cd含量測(cè)定結(jié)果見表4。從不同的植株器官來看，3個(gè)品種的植株Cd含量均為蒴果和葉柄最高，且與其他器官的Cd含量差異顯著。蒴果的 Cd 含量為 3.97～6.14 mg·kg-1，平均為 4.75 mg·kg-1，葉柄次之，介于 3.27～6.06 mg·kg-1，平均為 4.27 mg·kg-1。其他器官的Cd含量平均值從高到低依次為葉＞根部＞木質(zhì)部＞韌皮部。從不同的黃麻品種來看，連紅黃麻的所有植株器官Cd含量平均值最高為3.55 mg·kg-1。

圖1 供試黃麻品種6個(gè)不同植株器官的生物量Figure 1 Biomass of 6 plant organs in the tested jute cultivars

表3 供試黃麻品種6個(gè)植株器官Cd含量的方差分析Table 3 Variance analysis of Cd concentration in 6 plant organs of the tested jute cultivars

2.3 地下部和地上部的Cd富集能力及轉(zhuǎn)運(yùn)特征

由表5可知，3個(gè)黃麻品種地上部和地下部的干質(zhì)量均無顯著差異，地上部的干質(zhì)量是地下部的6.4～8.5倍。連紅黃麻的地上部和地下部Cd富集量在3個(gè)品種中均為最高，其中地上部Cd富集量顯著大于閩侯紅皮和黃麻179，地下部Cd富集量顯著高于黃麻179。富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)在3個(gè)黃麻品種之間均無顯著差異，其中連紅黃麻地上部和地下部的富集系數(shù)最高，均在3以上。這3個(gè)黃麻品種的地上部轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于1，說明黃麻對(duì)重金屬Cd有較好的轉(zhuǎn)移能力。

3個(gè)黃麻品種植株地上部器官間的轉(zhuǎn)移系數(shù)見圖2。各器官的轉(zhuǎn)移系數(shù)在黃麻品種間的差異均不顯著，均為韌皮部/蒴果的轉(zhuǎn)移系數(shù)最高，木質(zhì)部/蒴果、韌皮部/葉柄和木質(zhì)部/葉柄的轉(zhuǎn)移系數(shù)次之，根部/韌皮部、根部/木質(zhì)部和葉柄/葉的轉(zhuǎn)移系數(shù)最小。說明Cd在黃麻植株中從木質(zhì)部和韌皮部到葉柄和蒴果的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)，從根部到木質(zhì)部和韌皮部以及從葉柄到葉的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱。

2.4 不同品種黃麻Cd提取量的評(píng)估

根據(jù)黃麻植株不同器官干質(zhì)量和Cd含量計(jì)算的黃麻品種每公頃重金屬Cd提取量見圖3。3個(gè)黃麻品種的提取量為37.8～53.3 g·hm-2，其中連紅黃麻的提取量顯著高于閩侯紅皮和黃麻179。在大面積的中度Cd污染農(nóng)田植物修復(fù)應(yīng)用中，連紅黃麻可作為候選的作物進(jìn)行替代種植。

從黃麻植株體6個(gè)器官的提取量來看，木質(zhì)部提取的Cd最多，占植株提取Cd總量的33.11%～42.99%。連紅黃麻和閩侯紅皮的蒴果提取量?jī)H次于木質(zhì)部，分別占總提取量的17.06%和21.57%，根部、韌皮部和葉柄的提取量占比為9.28%～14.83%，葉的提取量最小，僅占這2個(gè)品種植株總提取量的6.46%和4.47%。而在黃麻179中，韌皮部占總提取量的20.28%，其他器官占比均在15%以下。

表4 供試黃麻品種6個(gè)植株器官中的Cd含量（mg·kg-1）Table 4 Cd concentration in 6 plant organs of the test jute cultivars（mg·kg-1）

表5 供試黃麻品種對(duì)重金屬Cd的富集和轉(zhuǎn)移特征Table 5 The characteristics of Cd accumulation and transportation of the test jute cultivars

圖2 供試黃麻品種6個(gè)不同植株器官對(duì)重金屬Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)特征Figure 2 The characteristics of Cd transportation in six plant organs of the test jute cultivars

圖3 供試黃麻品種種植于Cd重度污染農(nóng)田中的Cd富集量Figure 3 Assessment of Cd uptake of the test jute cultivars planting in Cd contaminate paddy soil

3 討論

研究結(jié)果表明，3種黃麻品種中6個(gè)植株器官的Cd含量存在顯著差異，說明在黃麻植株中不同器官對(duì)重金屬Cd的累積存在基因型差異，這與前人的研究結(jié)果一致[15]。在土壤植物修復(fù)中影響土壤重金屬去除率的因素除了植株的重金屬含量，還有植物的干物質(zhì)積累量[16]。所以在使用黃麻進(jìn)行大面積的農(nóng)田土壤植物修復(fù)前應(yīng)先對(duì)黃麻品種進(jìn)行篩選，選出富集能力較高且生物量大的黃麻品種應(yīng)用于生產(chǎn)實(shí)踐中。

前人的研究發(fā)現(xiàn)在低濃度的Cd污染土壤中（0.5 mg·kg-1），黃麻植株體內(nèi)Cd的分布規(guī)律為根＞葉（籽粒）＞莖稈[15]。在土壤螯合劑處理下植株體內(nèi)Cd含量從大到小依次為葉＞莖＞根，Cd積累從根為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐缘厣喜繛橹鱗10]。在高濃度的 Cd（100 mg·kg-1）脅迫下，黃麻各器官Cd含量表現(xiàn)為莖＞根＞葉，且在莖中表現(xiàn)為莖上部＞莖中部＞莖下部[7]。本研究檢測(cè)了種植在中度Cd污染農(nóng)田中的黃麻植株6個(gè)器官的Cd含量，發(fā)現(xiàn)其富集規(guī)律為蒴果≥葉柄＞葉≥根部≥木質(zhì)部≥韌皮部，蒴果和葉柄的Cd含量顯著高于其他器官。對(duì)黃麻植株地上部器官Cd轉(zhuǎn)運(yùn)能力的研究發(fā)現(xiàn)，Cd從韌皮部和木質(zhì)部到葉柄和蒴果的轉(zhuǎn)運(yùn)能力高于從根部到韌皮部和木質(zhì)部的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。前人關(guān)于重金屬在植物體內(nèi)分布的研究中發(fā)現(xiàn)，韌皮部是Cd從植物地下部到地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的重要器官，也是Cd在籽粒和果實(shí)富集的基礎(chǔ)[17]。韌皮部對(duì)重金屬元素的轉(zhuǎn)運(yùn)尤為重要，在對(duì)低積累Cd水稻的研究中發(fā)現(xiàn)水稻籽粒中的Cd可能先經(jīng)過木質(zhì)部運(yùn)輸?shù)巾g皮部，再通過韌皮部轉(zhuǎn)運(yùn)到水稻籽粒中[18]。結(jié)合前人研究結(jié)果可推斷，黃麻韌皮部的Cd富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力隨基質(zhì)中Cd含量的升高而逐漸增強(qiáng)。本研究在中度Cd污染農(nóng)田中黃麻韌皮部的Cd含量在地上部器官中最小，介于1.76～2.41 mg·kg-1，說明韌皮部雖然對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)，但與其他器官相比其自身的Cd含量較低。黃麻屬于韌皮纖維經(jīng)濟(jì)作物，其韌皮部的Cd含量直接影響到脫膠后纖維的Cd含量，如能在脫膠過程中增加重金屬提取工藝流程，將脫膠液中的Cd元素去除并回收，則可實(shí)現(xiàn)黃麻修復(fù)后的安全再利用。

迄今為止，紅麻、黃麻、工業(yè)大麻和亞麻等一年生韌皮纖維作物均被作為土壤植物修復(fù)的研究對(duì)象進(jìn)行了修復(fù)潛力的研究和評(píng)估[15，19-23]。針對(duì)黃麻的研究表明，在高濃度的Cd處理下，黃麻植株地上部Cd富集量最高可達(dá)3.83 mg·株-1，是一種潛在的土壤Cd污染修復(fù)材料。針對(duì)亞麻的研究表明，在中度Cd污染土壤中種植亞麻每公頃可清除最高50 g的Cd，工業(yè)大麻對(duì)Cd的富集量低于亞麻[22]。本研究通過對(duì)黃麻各個(gè)植株器官的干質(zhì)量和Cd含量測(cè)定，再對(duì)其進(jìn)行Cd的提取量統(tǒng)計(jì)，發(fā)現(xiàn)黃麻對(duì)Cd的提取量最高可達(dá)53.3 g·hm-2，其富集能力和亞麻相似。黃麻與亞麻相比更適應(yīng)我國(guó)南方的氣候和土壤條件，因此可以作為南方地區(qū)重金屬污染土壤的植物修復(fù)材料加以利用。

朱凰榕等[24]在不同Cd污染程度的土壤中種植超富集植物東南景天（Sedum alfredii），發(fā)現(xiàn)在輕度Cd污染（0.53 mg·kg-1）土壤中，東南景天對(duì)Cd的提取量為40 g·hm-2，在中度Cd污染（1.55 mg·kg-1）土壤中，東南景天對(duì)Cd的提取量為341 g·hm-2。宋波等[25]在Cd含量為0.71 mg·kg-1的土壤中種植籽粒莧（Amaranthus hypochondriacus L.），發(fā)現(xiàn)其對(duì)Cd的提取量為13～39 g·hm-2。和這些超富集植物相比，黃麻對(duì)中度Cd污染土壤中的Cd提取量比東南景天低，連紅黃麻的每公頃總提取量比籽粒莧高。在重度Cd污染土壤（25.6～29.7 mg·kg-1）中種植商陸（Phytolacca acinosa Roxb.），其植株 Cd 含量達(dá)到 8.1～12.1 mg·kg-1[26]。本研究在中度Cd污染土壤中黃麻植株體內(nèi)Cd含量最高為5.4 mg·kg-1，關(guān)于黃麻在重度Cd污染土壤中的提取潛力還有待于進(jìn)一步研究。與上述超富集植物相比，黃麻的經(jīng)濟(jì)利用價(jià)值較高。本研究中，不同品種的黃麻木質(zhì)部和韌皮部富集的Cd占植株總提取量的47%～59%，這為黃麻修復(fù)后的安全再利用創(chuàng)造了有利條件，如麻骨可以做污水處理的吸附劑，麻皮做工業(yè)建筑板材等。

4 結(jié)論

（1）在中度Cd污染農(nóng)田中種植不同品種的黃麻，其地上部對(duì)Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于1；Cd含量在品種間和植株器官間均表現(xiàn)出顯著差異。

（2）在供試的3個(gè)黃麻品種中，連紅黃麻的植株平均Cd含量和提取量均為最高，可以作為土壤修復(fù)的候選植物材料。

（3）在黃麻地上部的5個(gè)器官中，木質(zhì)部和韌皮部對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較高且干物質(zhì)積累量最大，可以對(duì)其進(jìn)行后續(xù)的安全再利用。