长株潭地区果桑种植的安全性评价

蒋诗梦，蒋勇兵，黄仁志，曹 慧，李章宝

（湖南省蚕桑科学研究所，湖南 长沙 410127）

2014年以来，湖南省在长株潭地区实施种植结构调整试点，蚕桑产业作为可持续发展的特色农业产业受到了广泛关注。栽植桑树，不仅仅具有较高的生态价值，同时也能带来可观的经济收益。研究表明，在Cd含量为2.93 mg/kg的耕地污染区种植桑树，春季桑树吸收的Cd有51%集中在根部，38%集中在枝干，11%集中在叶片中[1]；用镉污染土壤中种植的桑叶养蚕，蚕的全茧量、茧层率与对照（用正常土壤中种植的桑叶养蚕）相比无显著差异[2]，经检测，茧丝中的Cd含量均值为0.183 mg/kg，符合生态纺织品技术要求（GB/T 18885—2009），蚕蛹中的Cd含量均值为0.035 mg/kg[3]，符合食品安全国家标准（GB2762—2017）。ZHANG等[4]的研究表明，在Cd浓度均值为1.03 mg/kg的农田中种植饲料桑，桑叶年产量可达4665.6 kg/667m2，地上部枝叶Cd含量均值低于饲料卫生标准（GB 13078—2017）中的Cd限量值（1.0 mg/kg）。这些数据表明，蚕桑产业是污染区替代种植的适宜产业。随着长株潭种植结构调整区面积的扩大，以果桑为主的休闲采摘模式悄然兴起，但果桑在污染耕地安全利用的研究尚未见报道，因此对其进行安全性评价十分必要。

根据用途桑树可分为蚕桑、饲料桑、果桑、菜用桑等。桑葚为桑树的果穗，以收获桑葚为主、果叶兼用的桑树品种即为果桑[5]。高产果桑品种的桑葚产量可达1600 kg/667m2，目前各地选育出的果桑品种已超过30个[6]。桑葚含有丰富的酚类、黄酮类、花青素类等活性物质[7]，用途广泛，可以作为天然色素的原料，也可以做成桑葚汁、桑葚酒、桑葚醋等食品。研究表明，桑葚提取物或桑葚冻干粉具有抗氧 化[8]、抗菌[9]、降糖[10]、抑制肿瘤生长[11]等功效。因此，果桑是一种食药用价值极高的经济作物。

笔者调查了长株潭地区现有果桑基地的土壤污染状况，并采集了多处土壤和桑葚样品，测定了不同污染程度土壤中种植出的桑葚Cd含量，以期为果桑在重金属污染耕地的安全利用提供依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

调查作物为果桑，共3个品种，分别为大10（图1A）、白玉王（图1B）和长果桑（图1C）。基地中桑树按照宽行密株原则栽植，行距3 m，株距1 m。定期做好桑园除草、施肥、治虫等工作，春季发芽前离地面35~40 cm处剪掉干端，养成主干，第二年春季桑树发芽前，离地面60 cm处剪枝，每株培育8~10根枝条。

图1 果桑品种

1.2 样品采集

2018年底，前往长株潭地区已栽种果桑的部分基地（见表1）随机采集耕作层（0~20 cm去掉表土）土样，同一个基地最少取3个点的土壤样品，每个点取土样1 kg，于实验室自然晾干后，挑除杂质，研磨后送检，检测土壤中镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、汞（Hg）的含量，以评价果桑基地土壤污染状况。

2019年5月上旬待桑葚成熟后，前往部分试验基地（见表1）采集桑树种植后第2年的土壤及成熟桑葚样品；2020年5月上旬待桑葚成熟后，前往部分试验基地（见表1）采集桑树种植第3年的土壤及成熟桑葚样品。2019和2020年采集的桑葚样品用于Cd含量检测，以评价果桑在污染耕地种植的安全性；土壤样品检测pH值、有机质含量、全Cd和有效Cd含量，用于相关性分析。

表1 取样基地基本信息

1.3 样品检测方法

土壤样品的pH值参照NY/T 1121.2—2006中的方法测定，有机质含量参照NY/T 1121.6—2006中的方法测定，铅、镉含量参照GB/T 17141—1997中的方法测定，有效态镉参照GB/T 23739-2009中的方法测定，铬含量参照HJ 491—2009中的方法测定，汞含量参照GB/T 22105.1—2008中的方法测定，砷含量参照22105.2—2008中的方法测定；桑葚样品的镉含量参照GB 5009.268—2016中的方法测定。

1.4 评价方法

采用单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法对取样点土壤进行污染评价，并结合标准农用地土壤污染风险管控标准（GB 15618—2018）与食品安全国家标准食品中污染物限量（GB 2762—2017）对取样点桑葚进行安全性评价，成熟桑葚中Cd含量的限定值参考GB 2762—2017中的标准（0.05 mg/kg）。

单因子污染指数（Pi）、内梅罗综合污染指数（P综）和生物富集系数（BCF）分别使用公式（1）、（2）、（3）计算。

式中，Ci为农作物或土壤中污染物的浓度（mg/kg）；Si为农作物或土壤中污染物的标准值，该文采用GB 15618—2018中的数值。

式中，Pmax为土壤中重金属污染指数最大值；Pave为土壤中各污染指数的平均值。

1.5 数据分析

采用Excel和SPSS 17.0软件对数据进行整理分析，以2019年和2020年采集的土壤和桑葚样品所测得的相关指标进行Spearman相关性分析。

2 结果与分析

2.1 长株潭地区果桑基地土壤重金属污染状况

2018年底，随机采集长株潭已栽植果桑的10个基地34个样点的耕作层土样进行镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、汞（Hg）5种重金属含量的检测，结果如表2所示。由表2计算可知，果桑基地土壤单因子污染指数PCd最大值为2.43，PCd最小值为0.30，平均值为0.90；PPb最大值为1.01，PPb最小值为0.37，平均值为0.66；PPb最大值为0.49，PPb最小值为0.18，平均值为0.32；PAs最大值为1.11，PAs最小值为0.25，平均值为0.53；PH值g最大值为0.66，PH值g最小值为0.09，平均值为0.33。

表2 长株潭地区果桑基地土壤重金属污染状况

根据GB 15618—2018中的规定，农用地土壤中Cd、Pb、Cr、As、Hg的最低污染风险筛选值分别为0.3、70、150、20和0.5 mg/kg。根据计算，调查点Cd、 Pb、Cr、As、Hg的单因子污染指数平均值分别为0.90、0.66、0.32、0.53和0.33，平均污染指数均小于1，属于清洁水平，但根据元素不同污染程度的点位占比和综合污染指数（表3）可知，综合污染指数Cd＞As＞ Pb＞Hg＞Cr，已栽果桑基地不存在Cr和Hg的污染情况；2.9%的点位Pb、As的单因子污染指数大于1，Pb、As综合污染指数大于0.7，处于警戒水平；5.9%的点位Cd的单因子污染指数大于2，Cd元素综合污染指数大于1.0，属于轻度污染状态。上述结果表明，果桑基地的Cd、Pb、As污染应引起重视，需严格监测，防范土壤Cd、Pb、As含量的持续累积；果桑基地Cd的综合污染指数为1.76，达到轻度污染水平，需要严格监测成熟桑葚中的Cd含量。

表3 果桑基地土壤重金属污染程度

2.2 Cd污染耕地种植果桑第2年土壤及成熟桑葚中的Cd含量

由表4可知，在23个取样点中，土壤pH值≤ 5.5的共有10个，其中土壤全Cd含量＜0.3 mg/kg（该pH值条件下的风险筛选值）的有7个，属于优先保护类农田。但检测数据显示，7个取样点中有2个点的桑葚PCd＞1（分别为1.54和1.92），处于轻度污染等级。而pH值≤5.5、土壤全Cd含量＞0.3 mg/kg的3个取样点，桑葚PCd分别为2.10、7.50和1.74，分别处于轻、中、重度污染等级。

表4 2019年各取样点土壤与成熟桑葚中的Cd含量

取样点中，土壤pH值处于（5.5，6.5]范围的共有7个，其中土壤全Cd含量＜0.4 mg/kg（该pH值条件下的风险筛选值）的6个点属于优先保护类农田，其桑葚PCd均＜1，处于清洁等级；而pH值处于（5.5，6.5]、土壤全Cd含量＞0.4 mg/kg的1个取样点，其桑葚PCd也低于1，处于清洁等级。

取样点中，土壤pH值处于（6.5，7.5] 范围的共有3个，其中1个点土壤全Cd含量高于此pH值条件下的风险筛选值（0.6 mg/kg），桑葚PCd为3.30，处于重度污染等级；另外2个点土壤全Cd含量高于此pH值条件下的风险管制值3.0 mg/kg，桑葚PCd分别为1.84和2.90，分别处于轻、中度污染等级。

土壤pH值≥7.5的有3个取样点，其土壤全Cd含量均低于此pH值条件下的风险筛选值（0.8 mg/kg），属于优先保护类农田，3个取样点的桑葚PCd均低于1，处于清洁等级。

综合来看，23个取样点的桑葚BCF均值为0.18（＜1），但桑葚中的Cd含量是否超标不能通过土壤Cd含量是否超标来判断，取样点1和样点3的土壤PCd均＜1，处于清洁等级，但是其桑葚PCd显示有轻度污染；取样点13的土壤PCd显示达重度污染等级，但其桑葚PCd却＜1，处于清洁等级。

2.3 Cd污染耕地种植果桑第3年土壤及成熟桑葚中的Cd含量

由表5可知，8个取样点中，土壤pH值≤5.5的有2个，其土壤全Cd含量均位于该pH值条件下风险筛选值（0.3 mg/kg）与风险管控值（1.5 mg/kg）之间，桑葚PCd分别为2.80、3.98，分别处于中、重度污染等级。

8个取样点中，土壤pH值处于（5.5，6.5]范围的共有6个，其中土壤全Cd含量＞0.4 mg/kg的有3个，这3个取样点中有2个点的桑葚PCd＜1，处于清洁等级；另外1个点的桑葚PCd为1.18，处于轻度污染等级。而土壤pH值处于（5.5，6.5]、全Cd含量＞风险管控值（2.0 mg/kg）的3个取样点桑葚PCd均＞1，处于轻、中度污染等级。

综合来看，8个取样点的土壤PCd均大于1，处于不同程度污染等级，但桑葚中Cd的富集系数均值为0.09（＜1），其中仅有2个点的桑葚PCd＜1，该结果同样表明桑葚中的Cd含量是否超标不能通过土壤Cd含量是否超标来判断。

2.4 土壤全Cd、有效Cd、pH值、有机质对桑葚Cd含量的影响

由表4和表5可知，土壤样品的pH值范围为4.37~8.23，平均值为5.88，土壤整体偏酸性；全Cd含量范围在0.11~7.91 mg/kg之间，平均为1.50 mg/kg；有效Cd含量范围为0.03~5.79 mg/kg，平均为1.03 mg/kg；有机质含量范围为11.9~47 g/kg，平均为29.33 g/kg；桑葚BCF范围为0.01~1.01，平均为0.16，桑葚Cd含量范围为0.01~0.38 mg/kg，平均为0.07 mg/kg。如表6所示，桑葚中的Cd含量与土壤中有效Cd/全Cd显著正相关，桑葚对Cd的BCF与土壤pH值极显著负相关。

表5 2020年各取样点土壤与成熟桑葚中的Cd含量

表6 土壤全Cd、有效Cd、pH值、有机质、桑葚Cd含量的相关性分析

3 结论与讨论

试验结果显示，长株潭地区果桑基地的土壤pH值最低为4.37，最高为8.23，变化范围大；各种金属综合污染指数由高到低排列依次为Cd（1.76）＞As（0.87）＞Pb（0.81）＞Hg（0.61）＞Cr（0.52），存在不同程度的Cd、As、Pb污染，应引起关注，严格监测，防范土壤Cd、Pb、As含量的持续累积。

相关性分析结果显示，土壤pH值与桑葚中Cd含量无显著相关性，但土壤pH值与桑葚Cd的BCF表现出极显著负相关性，即桑葚对Cd的BCF表现出随pH值升高而逐渐降低的趋势，这与蓝莓果实在pH值2.5~8.5的基质中对Cd的BCF从0.06降低至0.03的变化趋势一致[12]，表明土壤pH值越低，桑葚对Cd的富集能力越强。

此外，相关性分析结果还显示，土壤pH值与土壤有效Cd与全Cd的比值显著正相关。土壤pH值是影响土壤Cd形态的重要因素之一[13]，土壤pH值与有效态重金属质量分数显著负相关[14]。土壤pH值升高导致土壤中有效Cd质量分数降低，易溶性Cd向难溶态转化，作物可吸收的Cd含量降低，故作物中的Cd含量随之降低[15]；反之土壤pH值低，有效Cd占比高，作物可吸收的Cd含量高，故导致作物中Cd超标[16]。因此，土壤pH值是通过影响土壤有效Cd的占比来影响作物中的Cd含量。由表4可知，pH值≤ 5.5的土壤中，随着pH值的降低，土壤中有效Cd的占比增大，桑葚中的Cd浓度也随之升高。当土壤pH值≤5.5时，无论土壤Cd含量是低于还是高于风险筛选值（0.3 mg/kg），桑葚中的PCd均有大于1的情况出现。由此可知，对于pH值≤5.5的农田，pH值可能是影响桑葚Cd含量的主要因素，在该pH值背景的农田中，栽种果桑的风险较大。

虽然土壤pH值与桑葚的富集能力有极显著的负相关，但并不代表土壤pH值越高，桑葚对Cd的富集能力就越低，桑葚Cd含量就不存在超标的风险。因为，桑中Cd含量与土壤有效Cd占比也存在着显著的正相关关系，而土壤有效Cd含量与土壤全Cd含量极显著正相关。对蜜柑果实[17]、脐橙果实[18]、草莓与蓝莓[19]、无花果[20]的相关研究也表明，果实Cd含量与土壤或者基质中Cd含量呈正相关。当pH值＞ 5.5时，土壤中过高的Cd含量可能会造成桑葚Cd含量超标，使PCd大于1。当土壤pH值处于（5.5，6.5]范围时，超过风险筛值（0.4 mg/kg）的土壤，桑葚中的Cd含量有1个点超标；当土壤pH值处于（6.5，7.5]范围时，超过风险筛选值（0.6 mg/kg）的土壤，桑葚Cd含量均超标。这表明在土壤pH值＞5.5、土壤Cd含量高于风险筛选值的农田，栽植果桑有Cd超标的风险。因此，当农田土壤pH值＞5.5时，土壤Cd含量是否低于对应pH值范围内的风险筛选值是评价桑葚风险的一个重要标准，可用来初步判断该农田是否适宜栽种果桑。

相关性分析结果还显示，土壤有机质含量与土壤全Cd含量、有效Cd含量及有效Cd占比均极显著正相关。有文献就土壤有机质对土壤Cd积累及有效性的影响进行了探讨[21-22]，也有许多文献探讨过施加有机肥对土壤重金属含量的影响，但研究结果因有机肥种类及作物不同而有所差异[23-25]。土壤天然的有机质及人为添加有机肥对土壤及作物重金属积累的影响是一个值得研究的课题，后期课题组也将开展相关试验，通过施加蚕沙有机肥，调查其对桑葚镉含量的影响，以期为重金属污染耕地中桑葚的安全栽培提供指导。