香蕉對(duì)砷鎘鉛的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征及土壤重金屬安全閾值

潘攀 劉貝貝 吳琳 符旖晴 武春媛 李勤奮 范成五

摘? 要：建立土壤重金屬安全閾值是保障我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的一道重要屏障。本研究通過(guò)盆栽模擬實(shí)驗(yàn)研究香蕉對(duì)砷（As）、鎘（Cd）、鉛（Pb）3種重金屬的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特點(diǎn)，進(jìn)一步通過(guò)建立香蕉莖葉與土壤As、Cd、Pb總量和有效態(tài)含量的關(guān)系，推導(dǎo)香蕉種植系統(tǒng)的土壤As、Cd、Pb的安全閾值。結(jié)果顯示，Cd、Pb對(duì)香蕉生物量表現(xiàn)出“低促高抑”的作用。香蕉各組織對(duì)As的富集規(guī)律為：根>葉>莖;而對(duì)Cd、Pb的富集規(guī)律表現(xiàn)為：根>莖>葉。根莖向葉轉(zhuǎn)運(yùn)As的能力強(qiáng)于轉(zhuǎn)運(yùn)Cd和Pb。采用回歸分析方法，建立香蕉莖葉中重金屬與土壤重金屬總量和有效態(tài)含量之間的回歸模型共12個(gè)，根據(jù)GB 13078—2017《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》中對(duì)原料As、Cd、Pb的限量規(guī)定推導(dǎo)出香蕉土壤中As、Cd、Pb總量安全閾值分別為102.40、0.46、15.39 mg/kg，有效態(tài)含量安全閾值分別為4.77、0.10、5.27 mg/kg。

關(guān)鍵詞：香蕉;重金屬;安全閾值;富集轉(zhuǎn)運(yùn)

中圖分類(lèi)號(hào)：S668.1; X26? ? ? 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

Abstract： Heavy metal safety threshold is important for the control of the quality and safety of agricultural products. In this study， banana （Musa spp.） seedlings were planted in a pot experiment with soils contaminated by different concentrations of arsenic （As）， cadmium （Cd） and lead （Pb） to determine the accumulation and transformation characteristics of As， Cd and Pb by banana， and the heavy metal safety thresholds were calculated by the regression models between the concentrations of heavy metals in banana stems and soils. Low concentrations of Cd and Pb showed positive promoting effect on the growth of banana， while high concentrations of Cd and Pb inhibited the growth of banana. Accumulation of As in banana tissues decreased in the order of root > leaf > shoot， while the accumulation of Cd and Pb in banana tissues decreased in the order of root > shoot > leaf. The transportation of As from root and shoot to leaf was higher than Cd and Pb. Twelve regression models between the concentrations of heavy metals in banana stems and the concentrations of total and available heavy metals in soil were built. According to the criterion of Standard of Feed Hygiene （GB 13078—2017） in China， the safety threshold of heavy metals in banana planting soils was calculated as 102.40， 0.46 and 15.39 mg/kg respectively for total As， Cd and Pb， and 4.77， 0.10， 5.27 mg/kg respectively for available As， Cd and Pb.

Keywords： banana （Musa spp.）; heavy metal; safety threshold; accumulation and transformation

DOI： 10.3969/j.issn.1000-2561.2021.01.036

近年來(lái)，土壤重金屬污染問(wèn)題受到了極大的關(guān)注。2014年的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》[1]，報(bào)道了我國(guó)耕地土壤污染超標(biāo)率達(dá)19.4%，其中以砷（As）、鎘（Cd）、鉛（Pb）無(wú)機(jī)物為主。耕地土壤環(huán)境中的重金屬污染不僅會(huì)影響農(nóng)作物的產(chǎn)量和品質(zhì)，更可能通過(guò)食物鏈危害人體健康[2]。2019年1月1日正式實(shí)施的《中華人共和國(guó)土壤污染防治法》明確規(guī)定了實(shí)施農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全風(fēng)險(xiǎn)管控、保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)環(huán)境安全等制度。而建立土壤重金屬安全閾值是保障我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的一道重要屏障，根據(jù)土壤重金屬安全閾值，合理布局種植區(qū)域能夠確保食品安全。

在我國(guó)土壤重金屬安全閾值研究領(lǐng)域中，夏增祿[3]首先確定了我國(guó)主要土壤類(lèi)型Cr、Pb、Cu、As的臨界值。但不同作物類(lèi)型和品種對(duì)重金屬吸收會(huì)存在差異，如糧食作物中，水稻是比較容易富集Cd和As的作物[4]，蔬菜對(duì)As吸收能力的順序?yàn)槿~菜類(lèi)>根莖類(lèi)>茄果類(lèi)>鮮果類(lèi)[5]，因此不能僅參考一套重金屬安全閾值指導(dǎo)作物的安全種植。近年來(lái)，研究者們針對(duì)不同的作物種植系統(tǒng)進(jìn)行土壤重金屬安全閾值的推導(dǎo)。孟媛等[6]利用線性回歸模型確定了7種葉類(lèi)蔬菜的土壤Cd和As臨界閾值，分別為0.33～17.11 mg/kg、62.31～ 105.06 mg/kg。重金屬安全閾值與特定的土壤條件也有密切的關(guān)系[7-8]。Lu等[9]推導(dǎo)了大白菜在8種土壤Cd安全閾值，范圍為0.12～1.7 mg/kg?？梢?jiàn)不同的土壤類(lèi)型計(jì)算出的安全閾值差異很大。此外，土壤重金屬有效態(tài)量直接關(guān)系到其對(duì)植物的毒害效應(yīng)[10]，劉青棟[11]推導(dǎo)了辣椒安全生產(chǎn)的土壤總Cd閾值為2.06 mg/kg（P<0.01），而有效Cd的閾值為0.1099 mg/kg（P<0.01）。因此在安全閾值的推導(dǎo)中，有效態(tài)重金屬含量也需要重點(diǎn)考慮。

目前對(duì)土壤重金屬安全閾值的研究越來(lái)越全面，不僅考慮了作物種類(lèi)、品種，還考慮了特定的土壤類(lèi)型以及重金屬總量和有效態(tài)量，但目前研究對(duì)象主要還是集中在蔬菜和大宗糧食作物，鮮有對(duì)水果作物的重金屬閾值研究，特別是熱帶水果。

香蕉（Musa paradisiaca）是我國(guó)南方四大水果，在熱帶地區(qū)，香蕉是第一大水果、農(nóng)民增收的主要來(lái)源[12-13]。香蕉生物量大，在果實(shí)采收后，留下大量的莖葉副產(chǎn)物，據(jù)統(tǒng)計(jì)國(guó)內(nèi)每年產(chǎn)香蕉莖葉副產(chǎn)物在4200萬(wàn)t以上[14]，其豐富的資源量有較大的利用前景。香蕉莖葉的營(yíng)養(yǎng)成分豐富，葉片中含較高的粗蛋白質(zhì)、莖葉中的可溶性碳水化合物及多種維生素[15]，因此莖葉飼料化是其副產(chǎn)物利用開(kāi)發(fā)的主要方向[16]。然而重金屬污染是限制資源飼料化應(yīng)用的一個(gè)重要因素。香蕉生長(zhǎng)于熱帶亞熱帶地區(qū)，土壤類(lèi)型以磚紅壤、紅壤等酸性土壤為主，較低的pH使得這些土壤中的重金屬活性增加，導(dǎo)致香蕉存在富集重金屬的風(fēng)險(xiǎn)。因此，了解香蕉對(duì)重金屬富集的規(guī)律、推導(dǎo)其安全種植的土壤重金屬安全閾值，是保障香蕉產(chǎn)業(yè)健康持續(xù)發(fā)展的重要基礎(chǔ)。

本文選擇3種報(bào)道較多的重金屬元素As、Cd、Pb為研究對(duì)象，采用盆栽模擬實(shí)驗(yàn)，通過(guò)人工添加不同濃度的重金屬進(jìn)行老化平衡后，移栽香蕉，種植3個(gè)月后收獲，分析香蕉不同部位對(duì)重金屬的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征，利用回歸分析建立各部位與土壤中重金屬之間的關(guān)系，結(jié)合GB 13078—2017《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》進(jìn)一步推導(dǎo)香蕉種植體系中土壤As、Cd、Pb的安全閾值，旨在為香蕉安全生產(chǎn)及飼料化應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1? 材料與方法

1.1? 材料

1.1.1? 材料與試劑? 供試土壤：本研究盆栽實(shí)驗(yàn)所用土壤采自海南省澄邁縣香蕉園耕層土壤（0～20 cm），土壤類(lèi)型為磚紅壤。去除土壤中根系石礫等雜質(zhì)，經(jīng)自然風(fēng)干后磨細(xì)過(guò)20目和少量過(guò)100目的樣品，取部分樣品測(cè)定其基本理化性質(zhì)及重金屬含量，其余作為盆栽試驗(yàn)備用。其基本理化性質(zhì)如下：pH為4.86±0.02，總氮、總磷、總鉀分別為（1.32±0.11）g/kg，（1.18±0.03）g/kg，（17.1±0.01）g/kg，有機(jī)質(zhì)為（3.56±0.22）g/kg，陽(yáng)離子交換量為（0.75±0.11）cmol/kg，重金屬總量分別為As （10.07±0.56）mg/kg、Cd （0，01± 0.00）mg/kg、Pb （4.49±0.18）mg/kg。

供試作物：選擇我國(guó)主栽香蕉品種‘巴西蕉作為供試作物，由海南文昌的永灃植物組培廠提供。選擇苗齡40 d左右，大小均勻、無(wú)病蟲(chóng)害、無(wú)損傷的幼苗進(jìn)行盆栽實(shí)驗(yàn)。

主要試劑：硝酸（HNO3，優(yōu)級(jí)純）、鹽酸（HCl，優(yōu)級(jí)純）、氫氟酸（HF，優(yōu)級(jí)純）、重鉻酸鉀（K2Cr2O7，分析純）、硫酸亞鐵（FeSO4，分析純）、三氯化六氨合鈷[Co（NH3）6Cl3，優(yōu)級(jí)純]。

1.1.2? 儀器與設(shè)備? FiveEasy plus pH計(jì)，瑞士Mettler;PinAAcle900T 原子吸收光譜儀，美國(guó)Perkin Elmer公司;AFS-8220原子熒光光度計(jì);北京吉天;MARS6 微波消解儀，美國(guó)CEM公司;Centrifuge 5810R 離心機(jī)，德國(guó)Eppendorf公司。

1.2? 方法

1.2.1? 試驗(yàn)設(shè)計(jì)? 本研究主要采用溫室大棚盆栽實(shí)驗(yàn)進(jìn)行香蕉種植的閾值研究。試驗(yàn)容器為內(nèi)徑21 cm、高24 cm的塑料花盆，每盆裝土5 kg。重金屬As、Cd、Pb分別以分析純NaAsO2，Cd（NO3）2 4H2O，Pb（NO3）2水溶液的形式施入土壤中，分別設(shè)計(jì)5個(gè)濃度處理。其中水平1代表不添加外源重金屬的處理，數(shù)值等于土壤原始重金屬濃度，

其他4個(gè)水平的濃度根據(jù)GB15618—2018《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)》農(nóng)用地風(fēng)險(xiǎn)篩選值進(jìn)行設(shè)置。供試土壤pH為4.86，故參考pH≤5.5的風(fēng)險(xiǎn)篩選值，其中As、Pb 4個(gè)水平分別按照風(fēng)險(xiǎn)篩選值的0.5、1、2、5倍添加、Cd的4個(gè)水平分別按照風(fēng)險(xiǎn)篩選值的1、2、5、10倍添加，實(shí)際濃度以老化平衡后的為準(zhǔn)。具體老化過(guò)程如下：計(jì)算配置相應(yīng)濃度所需試劑質(zhì)量和土壤70%田間持水量所需水量，將試劑和水進(jìn)行混合溶解于噴壺中，少量多次地噴灑于土壤中，并進(jìn)行充分?jǐn)嚢?。攪拌均勻后，用扎有?xì)孔的保鮮膜蓋住盆口，在室溫下進(jìn)行老化平衡2個(gè)月，期間采用稱(chēng)重法補(bǔ)充丟失的水分。老化平衡后取部分樣品測(cè)定重金屬總量和有效態(tài)含量（表1），并向盆中施入底肥（1.73 g/kg的N-P2O5-K2O= 15-15-15復(fù)合肥），1周后移栽香蕉苗，每盆種植1株，種植3個(gè)月后收獲，分別采集土壤和植物樣品，其中土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干、磨細(xì)、過(guò)10目和100目篩，植物樣品洗凈后，分成根、莖、葉3個(gè)部分，烘干稱(chēng)量其干重，再粉碎備用。

1.2.2? 土壤基本理化性質(zhì)? 土壤pH采用去離子水按照水土比2.5∶1浸提后，用pH計(jì)測(cè)定;土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法測(cè)定，陽(yáng)離子交換量采用標(biāo)準(zhǔn)HJ 889—2017中的三氯化六氨合鈷浸提-分光光度法測(cè)定。

1.2.3? 重金屬含量測(cè)定? （1）土壤總As、Cd、Pb[17]：稱(chēng)取一定量過(guò)100目的風(fēng)干土壤，其中土壤總As和總Cd、Pb分別采用6 mL HNO3 + 2 mL HCl和6 mL HNO3 + 3 mL HCl + 2 mL HF的混合酸分別進(jìn)行微波消解，均以標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07407（GSS-7）作為質(zhì)控樣品，消解后定容至50 mL容量瓶待測(cè)。其中GSS-7的As、Cd、Pb回收率為90.5%～103.7%。

（2）土壤有效態(tài)As、Cd、Pb[18-19]：稱(chēng)取一定量過(guò)10目的土壤，其中有效態(tài)As采用0.5 mol/L NaHCO3以1∶10土液比進(jìn)行浸提，于室溫下振蕩2 h后離心過(guò)濾，濾液待測(cè);有效態(tài)Cd、Pb采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）以1∶5土液比進(jìn)行浸提，于室溫下振蕩2 h后離心過(guò)濾，濾液待測(cè)。

（3）植物As、Cd、Pb[20]：稱(chēng)取一定量烘干的植物樣品，加入5 mL的HNO3進(jìn)行微波消解，同時(shí)以標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07603（GSV-2）作為質(zhì)控樣品，消解后定容至50 mL容量瓶待測(cè)。其中，GSV-2的As、Cd、Pb回收率為91.2%～ 102.4%。

1.3? 數(shù)據(jù)處理

富集系數(shù)（Bioconcentration factor， BF）為香蕉各部位重金屬含量與土壤中該重金屬含量之比，用于表示香蕉對(duì)重金屬的吸收能力;轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（Translocation factor， TF）為香蕉某組織的重金屬含量與另一組織中該重金屬含量之比，用于表示香蕉對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。計(jì)算公式如下：

式中：Ci和Cj分別為香蕉各組織內(nèi)某重金屬含量，i和j代表不同的香蕉組織;Si為土壤中某重金屬含量。

數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel軟件進(jìn)行預(yù)處理，應(yīng)用SPSS 20.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析和LSD差異顯著性檢驗(yàn)，利用Origin Pro 2016軟件進(jìn)行回歸分析和作圖。

2? 結(jié)果與分析

2.1? 香蕉生物量對(duì)As、Cd、Pb脅迫的響應(yīng)特征

香蕉生物量隨重金屬濃度的變化情況如圖1所示。在As的5個(gè)濃度水平下，即10.07～ 103.90 mg/kg的濃度范圍內(nèi)，香蕉生物量并無(wú)顯著性差異。但在Cd和Pb的脅迫下，香蕉生物量變化有個(gè)共同特點(diǎn)，即低濃度促進(jìn)生長(zhǎng)，高濃度抑制生長(zhǎng)。當(dāng)土壤Cd濃度為0.42 mg/kg時(shí)，香蕉生物量最大，為30.10 g/株，但當(dāng)濃度增加到2.79 mg/kg時(shí)，香蕉生物量下降到25.08 g/株，與最大值存在顯著性的差異（P<0.05）。當(dāng)土壤Pb濃度為53.39 mg/kg時(shí)香蕉的生物量最大，為31.73 g/株，但當(dāng)土壤Pb濃度增加到356.17 mg/kg時(shí)，香蕉生物量顯著降低（P<0.05），為25.82 g/株。

2.2? 香蕉各組織對(duì)As、Cd、Pb的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)特征

分析香蕉各組織對(duì)As、Cd、Pb的富集系數(shù)發(fā)現(xiàn)，As和Cd、Pb在各部位的富集規(guī)律存在差異（表2）。香蕉各組織對(duì)As的富集規(guī)律為：根>葉>莖，而對(duì)Cd、Pb的富集規(guī)律表現(xiàn)為：根>莖>葉。其共同點(diǎn)是，根是富集重金屬的主要部位;區(qū)別是，莖和葉相比，As更易富集在香蕉葉中，而Cd、Pb更易富集在莖稈中。而從富集系數(shù)大小來(lái)看，香蕉根對(duì)Cd的富集系數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于Pb和As，說(shuō)明Cd是容易被香蕉吸收的重金屬，其次為Pb，最后為As。

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)包括根轉(zhuǎn)運(yùn)到莖（TF1），根轉(zhuǎn)運(yùn)到葉（TF2），莖轉(zhuǎn)運(yùn)到葉（TF3）。香蕉各組織對(duì)As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大小為T(mén)F3>TF2>TF1，說(shuō)明莖和根將As轉(zhuǎn)運(yùn)到葉的能力強(qiáng)，這也是香蕉葉中As富集量較大的原因。在低濃度Cd處理中，香蕉各組織對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大小為T(mén)F1>TF3>TF2，說(shuō)明根部Cd向上遷移的能力最強(qiáng);隨著Cd濃度的增加表現(xiàn)為T(mén)F3>TF1>TF2，說(shuō)明根向其他組織轉(zhuǎn)運(yùn)Cd的能力下降。不同Pb濃度處理下，香蕉對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大小均為T(mén)F1>TF3>TF2，表現(xiàn)為根向莖轉(zhuǎn)運(yùn)能力最強(qiáng)。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)縱向?qū)Ρ劝l(fā)現(xiàn)，在As、Cd、Pb高濃度（水平5）脅迫下，TF1分別為0.036、0052、0.144，TF2分別為0.049、0.006、0.009，2種轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均達(dá)到最低值，說(shuō)明根部向其他組織轉(zhuǎn)運(yùn)能力下降。而不同元素間轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相比，As處理下的TF2和TF3均高于Cd、Pb的TF2和TF3，說(shuō)明根和莖向葉轉(zhuǎn)運(yùn)As的能力強(qiáng)于轉(zhuǎn)運(yùn)Cd和Pb。

2.3? 香蕉莖葉重金屬與土壤重金屬總量和有效量的關(guān)系及安全閾值

香蕉飼料化主要使用的是莖和葉，因此本研究首先采用回歸分析方法，建立香蕉莖葉中重金屬與土壤重金屬總量和有效態(tài)含量之間的線性、多項(xiàng)式、指數(shù)、對(duì)數(shù)等回歸模型，選擇擬合相關(guān)系數(shù)R2最大的方程，確定為擬合最優(yōu)方程（表3）;進(jìn)一步根據(jù)GB 13078—2017《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》中規(guī)定的飼料原料中重金屬限量值（As、Cd、Pb分別為2、1、10 mg/kg），對(duì)應(yīng)帶入回歸方程中，推導(dǎo)出土壤中As、Cd、Pb總量和有效量的安全閾值（表3）。

當(dāng)香蕉莖稈中As限量值為2 mg/kg時(shí)，得到土壤中As總量和有效態(tài)含量的安全閾值分別為102.40、6.98 mg/kg;當(dāng)香蕉葉中As限量值為2 mg/kg時(shí)，得到土壤As總量和有效態(tài)含量的安全閾值分別為106.56、4.77 mg/kg。

當(dāng)香蕉莖稈中Cd限量值為1 mg/kg時(shí)，得到土壤中Cd總量和有效態(tài)含量的安全閾值分別為0.46、0.10 mg/kg;當(dāng)香蕉葉中Cd限量值為1 mg/kg時(shí)，得到土壤Cd總量的安全閾值分別為9.01 mg/kg。但未得到其對(duì)應(yīng)的土壤Cd有效態(tài)含量安全閾值，其主要原因是，本研究設(shè)計(jì)的濃度范圍內(nèi)，香蕉葉Cd富集的最大量為0.515 mg/kg，并未超過(guò)1 mg/kg的飼料原料限量值，且葉中Cd與土壤有效態(tài)Cd含量符合一元二次擬合函數(shù)，擬合的最大值也是小于1 mg/kg。

當(dāng)香蕉莖稈中Pb限量值為10 mg/kg時(shí)，得到土壤中Pb總量和有效態(tài)含量的安全閾值分別為15.39、5.27 mg/kg;當(dāng)香蕉葉中Pb限量值為10 mg/kg時(shí)，得到土壤Pb總量和有效態(tài)含量的安全閾值分別為46.42、38.44 mg/kg。

對(duì)比莖和葉獲得的土壤重金屬總量和有效態(tài)含量安全閾值發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤有效態(tài)As含量在4.77 mg/kg時(shí)，葉中As就達(dá)到了2 mg/kg，而土壤有效態(tài)As含量在6.68 mg/kg時(shí)，才能導(dǎo)致莖稈中As濃度達(dá)到2 mg/kg，由此也能說(shuō)明香蕉葉對(duì)As的富集能力強(qiáng)于莖稈。然而，由莖獲得的Cd總量安全閾值和Pb總量、有效態(tài)含量安全閾值均小于通過(guò)葉獲得的安全閾值，與As的規(guī)律相反，說(shuō)明香蕉莖稈對(duì)Cd、Pb的富集能力強(qiáng)于葉。上述2個(gè)結(jié)論可與表2中富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)得到的結(jié)論相互印證。

在實(shí)際生產(chǎn)的資源化應(yīng)用中，時(shí)常將莖稈和葉一起進(jìn)行飼料化，此時(shí)則使用最低的安全閾值，即土壤As總量和有效態(tài)含量安全閾值分別為102.40、4.77 mg/kg;Cd總量和有效態(tài)含量安全閾值分別0.46、0.10 mg/kg;Pb總量和有效態(tài)含量安全閾值分別為15.39、5.27 mg/kg。

3? 討論

3.1? 香蕉對(duì)不同重金屬的富集轉(zhuǎn)運(yùn)規(guī)律

重金屬濃度對(duì)作物的脅迫起著關(guān)鍵作用，在本研究中Cd、Pb對(duì)香蕉生長(zhǎng)的脅迫表現(xiàn)出“低促高抑”的現(xiàn)象。黃月華等[21]研究表明，當(dāng)土壤Cd濃度<3 mg/kg時(shí)，香蕉維生素含量隨Cd濃度增加而增加，但當(dāng)土壤Cd濃度>3 mg/kg時(shí)，其維生素含量隨Cd濃度增加而降低，同樣表現(xiàn)出“低促高抑”的現(xiàn)象。在高濃度重金屬脅迫下，重金屬與必需營(yíng)養(yǎng)元素發(fā)生競(jìng)爭(zhēng)導(dǎo)致作物對(duì)必需營(yíng)養(yǎng)元素吸收不足，或者重金屬影響了植物體內(nèi)的水分平衡，可能是其對(duì)作物生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用的原因[22]。相對(duì)Cd、Pb，As對(duì)香蕉的脅迫相對(duì)較小，在10.07～103.90 mg/kg的As濃度范圍內(nèi)，香蕉生長(zhǎng)并未表現(xiàn)出顯著差異。同樣的，表2中的香蕉各組織中As富集系數(shù)也都低于Cd、Pb。香蕉富集As的量少，因此As對(duì)香蕉脅迫小，未造成生長(zhǎng)受阻。作物對(duì)重金屬富集量與土壤中該重金屬活性顯著相關(guān)[23-24]。本文供試土壤為磚紅壤，pH為4.86±0.02，呈酸性，Cd、Pb為陽(yáng)離子型重金屬，隨著pH的降低，其活性增加，而As為陰離子型類(lèi)金屬，pH降低，其活性也降低[25]。根據(jù)表1中As、Cd、Pb總量和有效態(tài)，可以計(jì)算有效態(tài)的占比，對(duì)比發(fā)現(xiàn)Cd、Pb有效態(tài)占總量的百分比平均值分別為18.22%、49.87%，遠(yuǎn)高于As（3.25%），說(shuō)明As在磚紅壤中活性較低，因此香蕉吸收得較少，這也佐證了上述文獻(xiàn)中的觀點(diǎn)。

在As、Cd、Pb高濃度脅迫時(shí)，雖然香蕉生物量與低濃度處理（水平1）并無(wú)顯著差別，但此時(shí)轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)有明顯降低。As、Cd、Pb的根向莖的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF1分別由最高的0.251、0.326、0.283降至0.036、0.052、0.144，降幅分別為86%、84%、49%。TF2為根向葉的轉(zhuǎn)移系數(shù)，同樣在高濃度脅迫下降為最低。Romanowska等[26]認(rèn)為，當(dāng)根際附近重金屬含量超過(guò)某一臨界值時(shí)，就會(huì)影響植物根尖細(xì)胞有絲分裂，進(jìn)而造成細(xì)胞分裂速度減慢，并通過(guò)改變植物的生理生化過(guò)程而影響其生長(zhǎng)發(fā)育。在本研究中，最高濃度的As、Cd、Pb處理下香蕉生物量雖與其他處理無(wú)顯著差異，但Cd、Pb高濃度處理下的生物量是所有處理中最低的，說(shuō)明高濃度對(duì)香蕉幼苗的生長(zhǎng)有一定的抑制作用，只是在表觀的生物量上表現(xiàn)不顯著，但可能內(nèi)部生物化學(xué)和細(xì)胞層面上已經(jīng)受到相對(duì)嚴(yán)重的抑制效果，因此造成根部代謝受損、對(duì)重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)能力下降。

3.2? 香蕉種植體系土壤重金屬安全閾值

本研究結(jié)果推導(dǎo)出的香蕉種植系統(tǒng)中土壤As、Cd、Pb總量的安全閾值分別為102.40、0.46、15.39 mg/kg（以莖葉推導(dǎo)值中的最小計(jì)算），而GB 15618—2018《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）》中對(duì)pH<5.5的旱地土壤中As、Cd、Pb的風(fēng)險(xiǎn)篩選值分別為40、0.3、70 mg/kg。其中As、Cd的安全閾值高于標(biāo)準(zhǔn)中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值，而Pb的安全閾值低于標(biāo)準(zhǔn)中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值，說(shuō)明該標(biāo)準(zhǔn)能有效保證香蕉中As、Cd不超過(guò)飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)的限量值，但對(duì)Pb元素就不能保證。對(duì)特定區(qū)域或特定作物的重金屬安全閾值研究往往與標(biāo)準(zhǔn)存在一定的差異，其主要原因是土壤性質(zhì)和作物類(lèi)型差異[27]。Lu[9]等對(duì)8種土壤類(lèi)型上小白菜種植的Cd安全閾值進(jìn)行推導(dǎo)，其中5種土壤類(lèi)型的Cd安全閾值高于現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)，另外3中土壤的Cd安全閾值則低于現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)。土壤pH、有機(jī)質(zhì)和黏土含量導(dǎo)致不同土壤安全閾值差異的主要因素，隨著pH、有機(jī)質(zhì)和黏土含量的增加，推導(dǎo)的土壤Cd安全閾值越高[9， 28]。在同類(lèi)型土壤中對(duì)不同作物Cd安全閾值的推導(dǎo)，其中菠菜、油菜、生菜的閾值與現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)相當(dāng)，但莧菜、空心菜和茼蒿的閾值則高于標(biāo)準(zhǔn)[6]。說(shuō)明作物土壤安全閾值必須同時(shí)考慮作物種類(lèi)和土壤條件，為特定區(qū)域的種植作物制定合理、科學(xué)的土壤限量值標(biāo)準(zhǔn)。此外，國(guó)內(nèi)的土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)僅對(duì)重金屬總量限量值進(jìn)行規(guī)定，尚未考慮重金屬有效態(tài)含量，而有效量可避免因土壤類(lèi)型和土壤理化性質(zhì)等不同帶來(lái)的有效性差異，在重金屬限量值的制定方面更優(yōu)于全量[29]，因此在制定當(dāng)?shù)氐淖魑镏亟饘傧蘖恐禃r(shí)，可以考慮將有效量也納入相關(guān)規(guī)定或標(biāo)準(zhǔn)。

除土壤和作物因素外，選擇的限量標(biāo)準(zhǔn)對(duì)閾值推導(dǎo)結(jié)果也是不容忽視。本研究從香蕉莖葉飼料化的角度出發(fā)，采用的是GB 13078—2017《飼料衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》中的限量值，As、Cd、Pb的限量值分別為2、1、10 mg/kg。但如果從食品安全的角度，采用GB 2762—2017《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》標(biāo)準(zhǔn)，其中對(duì)Cd、Pb的限量值（該標(biāo)準(zhǔn)未規(guī)定水果中As的限量值）分別為0.05、0.1 mg/kg，遠(yuǎn)低于飼料標(biāo)準(zhǔn)限量值，若按照此標(biāo)準(zhǔn)推算，重金屬閾值應(yīng)該會(huì)偏小，可能低于現(xiàn)行土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。但由于盆栽模擬實(shí)驗(yàn)難以獲得香蕉果實(shí)，因此本研究未從食品安全角度推導(dǎo)安全閾值。在后續(xù)的研究中，可通過(guò)大量的野外調(diào)查數(shù)據(jù)或者田間微區(qū)試驗(yàn)進(jìn)一步完善香蕉種植系統(tǒng)的重金屬安全閾值研究。

4? 結(jié)論

（1）在10.07～103.90 mg/kg的As濃度范圍內(nèi)，香蕉生物量不存在顯著的差異;低濃度Cd、Pb對(duì)香蕉生物量有促進(jìn)作用，高濃度時(shí)表現(xiàn)出一定的抑制作用。

（2）香蕉根是富集As、Cd、Pb的主要部位;葉和莖相比，Cd、Pb更易富集在莖中，As更易富集在葉中，且根、莖向葉轉(zhuǎn)運(yùn)As的能力強(qiáng)于轉(zhuǎn)運(yùn)Cd、Pb。

（3）通過(guò)建立回歸模型推導(dǎo)出香蕉莖葉飼料化應(yīng)用時(shí)土壤中As、Cd、Pb總量安全閾值分別為102.40、0.46、15.39 mg/kg，有效態(tài)含量安全閾值分別為4.77、0.10、5.27 mg/kg。

參考文獻(xiàn)

中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部， 國(guó)土資源部. 全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)[R]. 2014.

Zhou H， Zeng M， Zhou X， et al. Heavy metal translocation and accumulation in iron plaques and plant tissues for 32 hybrid rice （Oryza sativa L.） cultivars[J]. Plant and Soil， 2015， 386：317-329.

夏增祿. 中國(guó)主要類(lèi)型土壤若干重金屬臨界含量和環(huán)境容量區(qū)域分異的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)， 1994， 31（2）： 161-169.

Chen H， Tang Z， Wang P， et al. Geographical variations of cadmium and arsenic concentrations and arsenic speciation in Chinese rice[J]. Environmental Pollution， 2018， 238： 482-490.

肖細(xì)元， 陳同斌， 廖曉勇， 等. 我國(guó)主要蔬菜和糧油作物的砷含量與砷富集能力比較[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2009， 29（2）： 291-296.

孟? 媛， 張? 亮， 王林權(quán)， 等. 復(fù)合污染土壤上幾種葉類(lèi)蔬菜對(duì)Cd和As的富集效應(yīng)[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 2019， 25（6）： 972-981.

Ji W， Chen Z， Li D， et al. Identifying the criteria of cadmium pollution in paddy soils based on a field survey[J]. Energy Procedia， 2012， 16： 27-31.

Zhang W L， Du Y， Zhai M M， et al. Cadmium exposure and its health effects： A 19-year follow-up study of a polluted area in China[J]. Science of the Total Environment， 2014， 470-471： 224-228.

Lu J， Yang X， Meng X， et al. Predicting cadmium safety thresholds in soils based on cadmium uptake by Chinese cabbage[J]. Pedosphere， 2017， 27（3）： 475-481.

韋東普， 馬義兵. 科技部“十三五”農(nóng)業(yè)面源和重金屬污染農(nóng)田綜合防治與修復(fù)技術(shù)研發(fā)重點(diǎn)專(zhuān)項(xiàng)“農(nóng)田系統(tǒng)重金屬遷移轉(zhuǎn)化和安全閾值研究”項(xiàng)目正式啟動(dòng)[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2016， 24（11）： 1577-1578.

劉青棟. 鎘在土壤-辣椒體系遷移富集及其耦合關(guān)系探究[D]. 貴陽(yáng)： 貴州大學(xué)， 2019.

朱月季， 黃予宣， 王睿子， 等. 中國(guó)內(nèi)地香蕉市場(chǎng)與海南市場(chǎng)價(jià)格“倒掛”問(wèn)題[J]. 熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2018， 38（12）： 109-114.

顧天竹， 周啟凡. 中國(guó)香蕉生產(chǎn)布局的時(shí)空演變分析[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2017， 45（5）： 315-319.

楊永智， 王樹(shù)明， 楊? 芩. 香蕉莖葉資源的開(kāi)發(fā)利用研究[J]. 現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技， 2012（4）： 294-295.

程? 宣， 王洪榮， 趙芳芳， 等. 香蕉副產(chǎn)物的飼用價(jià)值及其在反芻動(dòng)物生產(chǎn)中的應(yīng)用前景[J]. 中國(guó)畜牧雜志， 2018， 54（7）： 18-22.

郭志祥， 曾? 莉， 何成興， 等. 香蕉莖葉中青貯飼料對(duì)肉牛育肥效能研究[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)， 2019， 35（8）： 97-101.

環(huán)境保護(hù)部. 土壤和沉積物 金屬元素總量的消解 微波消解法： HJ 832-2017[S]. 北京： 中國(guó)環(huán)境出版社， 2017.

Woolson E A， Axley J H， Kearney P C. The chemistry and phytotoxicity of arsenic in soils. I. Contaminated field soils[J]. Soil Science Society of America Journal， 1971， 35（6）： 938-943.

環(huán)境保護(hù)部. 土壤 8種有效態(tài)元素的測(cè)定 二乙烯三胺五乙酸浸提-電感耦合等離子體發(fā)射光譜法： HJ 804-2016[S]. 北京： 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社， 2016.

Eva S， Maria G. Accumulation properties of As， Cd， Cu， Pb and Zn by four wetland plant species growing on submerged mine tailings[J]. Environmental and Experimental Botany， 2002， 47（3）： 271-280.

黃月華， 付芝紅， 余舒舒， 等. 重金屬Cd對(duì)香蕉幼苗生理生化指標(biāo)的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2011， 39（5）： 2742- 2744.

Asif N， Mehwish Z， Hinnan K， et al. Chapter 12-Cadmium- induced imbalance in nutrient and water uptake by plants[M]//Mirza H， Majeti N Vara P， et al. Cadmium toxicity and tolerance in plants. Academic Press， 2019： 299-326.

Bolan N， Kunhikrishnan A， Thangarajan R， et al. Remediation of heavy metal（loid）s contaminated soils – To mobilize or to immobilize？[J]. Journal of Hazardous Materials， 2014， 266： 141-166.

Fu Q L， Weng N， Fujii M， et al. Temporal variability in Cu speciation， phytotoxicity， and soil microbial activity of Cu-polluted soils as affected by elevated temperature[J]. Chemosphere， 2018， 194： 285-296.

Yu H Y， Wang X， Li F， et al. Arsenic mobility and bioavailability in paddy soil under iron compound amendments at different growth stages of rice[J]. Environmental Pollution， 2017， 224： 136-147.

Romanowska E， Wrblewska B， Drozak A et al. Effect of Pb ions on superoxide dismutase and catalase activitics in leaves of pea plants grown in high and low Irradiance[J]. Biologia Plantarum， 2008， 52： 80.

Zhao F J， Ma Y B， Zhu Y G， et al. Soil contamination in China： current status and mitigation strategies[J]. Environ mental Science and Technology， 2015， 49（2）： 750-759.

Ye X， Li H， Ma Y， et al. The bioaccumulation of Cd in rice grains in paddy soils as affected and predicted by soil prop erties[J]. Journal of Soils and Sediments， 2014， 14（8）： 1407-1416.

周東美， 王玉軍， 陳懷滿. 論土壤環(huán)境質(zhì)量重金屬標(biāo)準(zhǔn)的獨(dú)立性與依存性[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2014， 33（2）： 205-216.

責(zé)任編輯：崔麗虹