粉葛对农田土壤镉的富集特征

林小兵，武琳，周利军，黄欠如，刘少华，陈锋，欧阳国平，张秋梅*

1.国家红壤改良工程技术研究中心, 江西省红壤研究所

2.江西省新余市农业科学研究所

随着工业化、城市化和集约化农业的快速发展，工业三废（废水、废渣、废气）、农药及化肥、生活垃圾等导致的土壤重金属污染问题日益突出[1]。2014年全国土壤污染状况调查公报[2]显示我国耕地土壤环境质量堪忧，耕地土壤点位超标率为19.4%，其中镉（Cd）超标最为严重，达7.0%。土壤中过量的Cd会抑制农作物的生长，造成作物减产甚至绝收，还能通过食物链严重危害人体健康[3-5]。植物修复主要是利用对重金属具有特殊耐性和富集能力的植物来修复污染土壤，具有绿色、经济且能大面积原位实施的特点[6]。选用生物量大、能够忍耐Cd污染并能大量富集Cd的植物是植物修复技术的关键[7]，同时种植经济作物也成为Cd污染地区产业结构调整的一个重要方向。大部分富集植物因为生长速度缓慢、生物产量低、经济价值低等特点[8]，极大地制约了其修复重金属污染土壤的效率。

粉葛（Pueraria thomsoniiBenth）属豆科，多年生落叶草质藤本植物[9]，可以形成粗大肥硕块根，富含淀粉和人体必需营养成分及具有生理功能的活性成分[10]，在我国主要分布于广西、江西、湖南、湖北、安徽等地[11]。研究显示[12]，种植在矿区周边重金属污染农田的粉葛，粉葛生长不受重金属Cd的影响，且葛根产量达到正常水平。陆金等[13]研究发现，葛根对Cd的富集系数为4.37，转运系数为11.33，粉葛能够将根部吸收的重金属元素转移至其作物地上部，从而达到降低土壤重金属浓度的目的。江西省粉葛资源丰富，但粉葛对重金属的适应能力及吸收累积能力的差异研究较少[14]，同时不同污染地区的粉葛体内Cd浓度及粉葛植株各器官对Cd的累积也存在很大差异，尤其是葛根（葛粉）对Cd的累积状况尚不清楚。为此，笔者通过不同污染小区田间种植试验，探讨粉葛在不同污染条件下对土壤Cd的耐性和积累量，探明Cd在粉葛植株体内的转运、分布及富集特征。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

试验地位于江西省新余市渝水区珠珊镇（114°58′25″E，27°46′41″N），属亚热带湿润季风气候，年平均气温为17.7 ℃，年平均降水量为1 600 mm。在前期调查基础上，在珠珊镇埠下村范围内选择了3块不同Cd污染程度农田进行小区试验，试验区土壤理化性质及Cd污染程度见表1。

表 1 土壤理化性质及Cd污染程度Table 1 Physiochemical properties and Cd pollution level in soil

1.2 试验设计

供试粉葛品种为德兴市宋氏葛业有限公司所选育的“赣葛1号”。每块试验小区约666.67 m2，采用传统的起垄作种植方式，垄宽90 cm，垄高40 cm，沟宽60 cm，株距40 cm，种植密度约为18 000株/hm2。粉葛起垄时施有机肥（枯饼）5 400 kg/hm2和45%硫酸钾复合肥2 400 kg/hm2用作基肥。粉葛种苗于2019年4月1日进行移栽，2019年12月28日进行取样。

1.3 样品采集与分析

于粉葛成熟可收获阶段，采取“S”形布点采样，每块试验田采集长势相对一致的5株粉葛混合，每个试验小区重复3次。每株采集葛根（块根）、葛头（粉葛栽培后形成的结构）、主藤（由种茎上直接着生的藤蔓）、侧枝（由主藤上生长的藤蔓）和叶片，同时相应采取0～20 cm土壤。一部分葛根处理为葛粉和葛渣，将葛根切碎、打浆、去离子水洗沉淀后，经晒干或烘干所得的淀粉为葛粉，而生产葛粉过程中的副产物为葛渣。将粉葛植株进行烘干和称重，并采用HNO3-H2O2消解-电感耦合等离子体质谱仪（iCAP-Qc，美国）测定粉葛各部位的Cd浓度，植株分析方法参考DZ/T 0253.1—2014《生态地球化学评价动植物样品分析方法 第1部分：锂、硼、钒等19个元素量的测定 电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)法》[15]，检出限为0.000 24 mg/kg。土壤总Cd和有效态Cd浓度采用电感耦合等离子体光谱仪测定。土壤常规理化性质参照文献[16]的方法测定，土壤pH采用电位法测定；有机质浓度采用重铬酸钾容量法测定；阳离子交换量采用1 mol/L乙酸铵交换法测定。

1.4 数据处理

试验数据处理和统计分析通过R语言（www.rproject.org，R 4.0.4）完成，方差分析采用R语言程序包vegan完成，并通过Tukey HSD检验法进行差异显著性检验（P＜0.05），相关性分析（Pearson 相关系数）采用R语言程序包psych完成，所有制图通过R语言软件完成。

计算植株对土壤Cd的富集系数和转运系数[17-18]，其公式分别为：富集系数=植物各部分Cd浓度/土壤中Cd浓度；转运系数=植物各部分Cd浓度/植物根部Cd浓度。可收获的Cd总量=植物地上部分Cd浓度×地上部分生物量[18]；净化率=植株Cd积累量/土壤有效态Cd溶度×100%[19]；分配率=（粉葛各部位中Cd浓度×各部位生物量）/单株可移除Cd浓度×100%。

2 结果与分析

2.1 土壤污染程度对粉葛不同部位Cd浓度的影响

土壤污染程度对粉葛植株不同部位中Cd浓度的影响见图1。从图1可以看出，葛根、葛粉、葛渣、葛头、主藤、侧枝、叶片中Cd浓度随土壤污染程度增加而增加，具体表现为中、高污染土壤中葛根、葛粉、葛渣、葛头、主藤、侧枝、叶片Cd浓度显著高于低污染土壤（P＜0.05），其中高污染土壤中主藤Cd浓度显著高于中污染土壤。与低污染土壤粉葛中Cd浓度相比，中、高污染土壤粉葛中Cd浓度分别增加了118.63%～266.89%和183.79%～415.80%，粉葛中Cd浓度随土壤污染程度增加而递增。试验区葛根中Cd平均浓度为0.59～1.19 mg/kg，均超过GB 2762—2017《食品安全国家标准 食品中污染物限量》[20]中蔬菜及其制品中块根和块茎蔬菜标准限值（≤0.10 mg/kg），但葛粉中Cd平均浓度为0.07～0.25 mg/kg，均未超过WM/T 2—2004《药用植物及制剂外经贸绿色行业标准》[21]中的标准限值（≤0.30 mg/kg）。

2.2 Cd在粉葛不同部位的分布特征

由图2可见，Cd在粉葛植株不同部位间的分布存在显著差异（P＜0.05），其平均浓度表现为侧枝（8.96 mg/kg）＞主藤（6.85 mg/kg）＞叶片（5.22 mg/kg）＞葛头（2.80 mg/kg）＞葛根（1.21 mg/kg），且侧枝中Cd浓度显著高于葛头和葛根，主藤中Cd浓度显著高于葛根。在整个粉葛植株中，根部中Cd约占总量的4.83%，葛头中Cd约占11.18%，主藤中Cd约占27.36%，侧枝中Cd约占35.78%，叶片中Cd约占20.85%。

图 2 粉葛不同部位Cd浓度比较Fig.2 Comparison of Cd contents in different parts of Pueraria thomsonii

2.3 粉葛不同部位对Cd富集转运能力的影响

土壤Cd污染程度不同，粉葛不同部位对Cd的富集、转运及分配能力也会有所差别（表2～表4）。由表2可见，葛根/土壤、葛头/土壤的富集系数均随土壤污染程度增加而降低，在低污染时富集能力最强；主藤/土壤的富集系数均随土壤污染程度增加而增加，在高污染时富集能力最强；侧枝/土壤、叶片/土壤均在中污染时富集能力最强。粉葛不同部位的富集系数表现为侧枝＞主藤＞叶片＞葛头＞葛根。除高污染时的葛根/土壤外，其他部位富集系数均大于1，说明粉葛对土壤中Cd的吸收能力较强。由表3可见，主藤/葛根、叶片/葛根的转运系数均随土壤污染程度增加而增加，在高污染时富集能力最强；葛头/葛根在低污染时转运能力最强；侧枝/葛根在中污染时转运能力最强。粉葛不同部位的转运系数为侧枝＞主藤＞叶片＞葛头。总体上，土壤Cd污染程度的增加提升了葛根向上运输Cd的能力。由表4可见，葛根中Cd的分配率为7.03%～9.94%，葛头分配率为5.99%～9.57%，主藤分配率为21.55%～25.49%，侧枝分配率为35.64%～43.81%，叶片分配率为15.40%～23.63%。低污染时葛根和葛头中Cd分配率最高，中污染时侧枝中Cd的分配率最高，高污染时主藤和叶片中Cd的分配率最高。

2.4 不同污染程度下粉葛对Cd的移除量

试验结果表明，粉葛在3种不同污染程度土壤中均能正常生长，未出现肉眼可见的Cd中毒现象，这说明粉葛对Cd均有较强的耐受能力。由表5可知，粉葛不同部位生物量表现为葛根＞侧枝＞叶片＞主藤＞葛头，粉葛不同部位及地上生物量均随土壤污染程度增加而降低。作物对Cd污染土壤修复效果的好坏可用对土壤中Cd的去除率来衡量，本试验中全株净化率随污染程度增加而降低，具体表现为低污染＞中污染＞高污染，Cd移除量是由植株Cd浓度和生物量决定，本试验中移除量随土壤污染程度增加而增加，具体表现为高污染＞中污染＞低污染，高污染时移除量为45.39 g/hm2，中污染时移除量为39.96 g/hm2，低污染时移除量为 16.56 g/hm2（表 6）。

表 5 不同土壤污染程度下粉葛各部位生物量Table 5 Biomass in different parts of Pueraria thomsonii under different soil pollution levels g/株

表 6 不同土壤污染程度下粉葛Cd移除量Table 6 Cd removal amount from Pueraria thomsonii under different soil pollution levels

2.5 相关性分析

对土壤pH、有机质浓度、有效态Cd浓度、总Cd浓度及粉葛不同部位中Cd浓度等9个指标进行相关性分析，结果见图3。从图3可以看出，土壤pH与有机质浓度，总Cd浓度，葛根、主藤和侧枝Cd浓度均呈负相关，其中与主藤和侧枝Cd浓度呈显著负相关（P＜0.05）；土壤有机质、有效态Cd和总Cd浓度与葛根、葛头、主藤、侧枝和叶片Cd浓度均呈显著正相关（P＜0.05）；粉葛不同部位葛根、葛头、主藤、侧枝和叶片间Cd浓度呈显著正相关（P＜0.05）。

图 3 土壤理化性质及Cd浓度与粉葛不同部位中Cd浓度的相关性分析Fig.3 Correlation analysis of physiochemical properties, Cd contents in soil and Cd contents in different parts of Pueraria thomsonii

3 讨论

Cd会对植物产生一定的毒害作用，并引起生理特征的改变[22]，但也有部分作物对Cd具有一定耐性甚至富集作用。龙玉梅等[18]试验表明，籽粒苋、龙葵、商陆、青葙4种植物对Cd均有较强的耐受能力，均未出现叶片失绿、叶片卷曲等现象。本试验中粉葛在3种不同污染程度土壤上均能正常生长，未出现肉眼可见的Cd中毒现象，说明粉葛对Cd有较强的耐受能力。粉葛不同部位及地上生物量均随土壤污染程度增加而降低，全株净化率随污染程度增加而降低。孙正国[23]试验表明，土壤中Cd浓度的增加会导致龙葵生物量的降低；龙玉梅等[18]研究表明，高浓度的Cd会影响富集植物的生长，削弱富集植物对Cd污染土壤修复的优势。而本研究中粉葛对Cd的移除量随土壤污染程度增加而增加，低、中、高污染时移除量分别为16.56、39.96和45.39 g/hm2，土壤Cd浓度的增加使Cd在粉葛植株体内积累升高。潘雨齐等[24]研究发现，土壤Cd污染程度增加促进了桑树对Cd的积累，与本研究类似，说明在Cd污染高土壤中相应的植物吸收和富集的Cd也较高。综上，在Cd污染区种植粉葛可较快地修复受污染土壤，达到环境和经济双赢，提高人们对土壤修复积极性。针对葛渣及其主藤、侧枝、叶片等地上植株含有大量Cd可能带来的二次污染，可采用以下方式处理：1）送至专门化机构进行植物冶炼；2）秸秆回收利用制造纸板等产品；3）经过生物降解（如蚯蚓等）的葛渣肥料还田。

植物体内的Cd浓度和植物对Cd的富集系数可作为植物对Cd污染土壤修复的重要指标[18]。本试验中粉葛不同部位中Cd浓度随土壤污染程度递增，且中、高污染显著高于低污染，Cd浓度在粉葛不同部位的大小分布表现为侧枝＞主藤＞叶片＞葛头＞葛根，富集系数表现为侧枝＞主藤＞叶片＞葛头＞葛根，转运系数为侧枝＞主藤＞叶片＞葛头。总体上，土壤Cd污染程度的增加提升了葛根向上运输Cd的能力。作物主要通过地上部分(除作物根系外，主要包括茎秆、叶片、籽粒等)吸收土壤中的重金属，作物的地上部分也反映了作物对重金属的耐性情况[25]。Cd被粉葛的根吸收后，首先在葛根和葛头中积累，然后被转运到其他部位，转运系数表明主藤具有较强的转运能力，容易富集Cd，地上部位也有可能受到大气沉降影响，增加粉葛体内中Cd浓度。相关性表明土壤pH与主藤和侧枝Cd浓度呈显著负相关；土壤有机质、有效态Cd和总Cd浓度与粉葛植株不同部位Cd浓度呈显著正相关；葛根、葛头、主藤、侧枝和叶片间Cd浓度均呈显著正相关。刘冲等[17]研究发现土壤pH与苎麻的Cd浓度呈显著负相关，土壤pH的降低会使土壤有效态Cd浓度增加，进而促进苎麻对Cd的吸收储存[26]。龙新宪等[27]研究表明，植物对Cd的吸收量与土壤中的Cd呈正相关，土壤中的Cd浓度越高，该地植物中的Cd浓度也相对越高。郭媛等[28]以黄麻为例，发现黄麻中的Cd浓度和转运能力随基质中Cd浓度升高而逐渐增强，粉葛不同部位中重金属浓度主要由土壤重金属浓度决定。不同部位对Cd的累积还存在基因型差异也是造成粉葛不同部位Cd浓度差异显著的因素之一[17]。

本试验中鲜食葛根Cd浓度超过GB 2762—2017中的限值（≤0.10 mg/kg），说明鲜食葛根有一定重金属富集，长期食用Cd污染地区葛根存在安全风险，建议降低该地区鲜食葛根在当地居民食品摄入量的比例。对直接食用粉葛的栽种土壤，必须严格控制Cd浓度。但本研究葛粉中Cd浓度远低于WM/T 2—2004中的标准限值（≤0.30 mg/kg），说明在该污染条件下种植的葛粉符合食品安全，与超富集植物相比，利用粉葛(用作葛粉)来修复Cd（＜1.93 mg/kg）污染农田，既可以有效去除土壤中Cd，又能带来经济收益。

4 结论

（1）粉葛不同部位中Cd浓度随土壤污染程度增加而增加，且中、高污染显著高于低污染，粉葛不同部位中Cd浓度表现为侧枝＞主藤＞叶片＞葛头＞葛根，其生物量表现为葛根＞侧枝＞叶片＞主藤＞葛头。

（2）粉葛对Cd的移除量随土壤污染程度增加而增加，在高污染时移除量为45.39 g/hm2，中污染时移除量为39.96 g/hm2，低污染时移除量为16.56 g/hm2。

（3）相关性分析表明，粉葛对Cd的富集受到土壤环境的影响，与土壤Cd浓度呈显著正相关。

（4）本试验中鲜食葛根Cd浓度超过GB 2762—2017中的限值（≤0.10 mg/kg），需要防范其食用安全性，但用作葛粉其Cd浓度低于WM/T 2—2004中的标准限值（≤0.30 mg/kg）。因此，在Cd污染区种植粉葛制作葛粉可以达到环境和经济双赢，提高当地政府和种植户对土壤修复的积极性。