鎘在桑樹體內的遷移與分布特征研究

潘雨齊，黃仁志，雷　鳴*，顏新培，龔　昕，蔣詩夢，賈超華（.湖南農業大學資源環境學院，長沙 408；.湖南省蠶桑科學研究所，長沙 407）

鎘在桑樹體內的遷移與分布特征研究

潘雨齊1，黃仁志2，雷鳴1*，顏新培2，龔昕2，蔣詩夢2，賈超華2
（1.湖南農業大學資源環境學院，長沙 410128；2.湖南省蠶桑科學研究所，長沙 410127）

為研究品種和種植密度對桑樹吸收土壤鎘及在其體內運轉規律的影響，選擇湖南邵陽洞口和岳陽臨湘兩地的重金屬污染區為研究區，按照不同種植密度（15 000、30 000、45 000株·hm-2）種植三個品種桑樹（粵桑11號、農桑14號和強桑1號），并對桑樹植株中鎘的含量與分布進行分析。結果表明：兩個污染區的土壤受到鎘的重度污染，其中岳陽臨湘污染區土壤中重金屬的潛在風險高于邵陽洞口污染區；在試驗設置的種植密度范圍內，桑樹地上部（莖、枝、葉）鎘含量隨著種植密度的增加而升高，高密度的種植方式有利于提高桑樹對鎘污染土壤的修復效率；在整個桑樹植株中，根部鎘的平均含量約占總量的40%，莖部和枝部鎘的平均含量約占44%，葉片鎘的平均含量約占16%；土壤Cd污染程度的增加提升了桑樹根向上運輸Cd的能力，桑樹在洞口試驗區根-莖、根-枝、根-葉的轉運系數分別為0.37～0.46、0.38～0.51、0.37～0.49，臨湘試驗區分別為0.50～0.83、0.42～0.61、0.54～0.64。研究進一步表明，桑樹可種植于重金屬污染的土壤。

土壤污染；鎘；桑樹；品種；種植密度

潘雨齊，黃仁志，雷鳴，等.鎘在桑樹體內的遷移與分布特征研究［J］.農業環境科學學報，2016，35（8）：1480-1487.

PAN Yu-qi，HUANG Ren-zhi，LEI-Ming，et al.Transportation and distribution of Cd in different varieties of mulberry（Moms alba L.）［J］.Journal of Agro-Environment Science，2016，35（8）：1480-1487.

目前我國正面臨著相當嚴峻的土壤重金屬污染問題。調查表明，湖南省被重金屬污染的耕地面積高達71.52萬hm2，占全省耕地總面積的23.7%［1］。土壤中過量的重金屬抑制植物的生長，造成作物減產甚至絕收，而重金屬還能通過食物鏈嚴重危害人體健康［2-4］，因此土壤重金屬污染修復是環境科學研究的熱點。在不同的修復技術中，植物修復技術以其特有的優勢而被人們青睞。但是，由于普通植物生物量小且不具備經濟價值而難以推廣，人們開始關注用經濟作物修復土壤污染［5-9］（經濟作物是指具有某種特定經濟用途的農作物），尤其是用不被人攝入體內的、宜于集中進行專門化生產的經濟作物治理環境污染可以達到修復和獲利兩全其美的效果。

桑樹（Moms alba L.），屬桑科桑屬。桑樹的適應能力非常強，抗鹽堿、耐瘠薄，對土壤酸堿度適應性強，在pH 4.5～9.0、土壤含鹽量0.2%的條件下都能生長。桑樹能保水固土防沙，成片桑樹林的保水保土能力優于其他樹種和植被［10］。桑樹對于重金屬有較強的耐性，唐翠明等［11］研究表明，種植在大寶山礦區周邊重金屬污染農田的桑樹，重金屬污染程度不影響桑樹的生長，且桑葉產量達到正常水平。譚勇壁［12］調查表明，桑樹在 Pb、Zn、As含量分別高達734、1194、53 mg·kg-1的污染土壤上仍然可以正常生長發育，并且在外觀上沒有表現出明顯的受脅迫現象。此外，蠶桑產業是公認的生態循環產業，湖南蠶桑發展具有較強的區域特色，歷史悠久，2004年省政府已將蠶桑產業列入湖南省八大特色農產品發展規劃。因此，以種植桑樹發展蠶桑產業來對重金屬污染、尤其對中度以上重金屬污染的耕地進行治理和產業結構調整，一方面可以較大地降低政府對重金屬污染土壤治理投入，引導農民參與修復治理；另一方面，在修復過程中，可增加農民收入，具有良好的經濟效益。目前，重金屬對桑樹生理特性、蠶桑產量及品質的影響有較多研究［13-17］，但關于品種、種植密度對桑樹體內重金屬的遷移影響及其對污染農田修復效果報道較少。本研究分別在湖南邵陽洞口和岳陽臨湘兩個重金屬污染區土壤種植3個桑樹品種，同時結合不同種植密度，研究桑樹對土壤Cd的吸收與分布，以期為利用桑樹修復重金屬污染土壤開拓新思路，為構建“邊修復邊創效”的經濟生態模式提供科學依據。

1　材料與方法

1.1試驗材料

1.1.1土壤樣品

試驗田分別位于湖南邵陽洞口某污染區（簡稱洞口）和岳陽臨湘某污染區（簡稱臨湘）。洞口位于26° 51′38″～27°22′23″N、110°8′40″～110°57′10″E之間，屬亞熱帶季風氣候，年均氣溫16.6℃，年日照百分率為32%，全年無霜期290 d左右，年平均降水量1491 mm，洞口污染區位于洞口縣寶灣村鐵錳成礦區，該區域是洞口縣重要的鐵、錳、鎢礦開采區。臨湘位于29° 10′～29°52′N、113°15′～113°45′E之間，年平均氣溫16.4℃，無霜期259 d，日照率41%，降水量1 469.1 mm，臨湘污染區位于臨湘縣忠防鎮漁潭村桃林鉛鋅礦采礦場。現場調查表明，兩個污染區農田土壤由于受到重金屬嚴重污染，已經無法利用而廢棄，雜草叢生。在種植桑樹之前，按照梅花型采樣法分別在兩個污染區采集5個表層土壤（0～20 cm）樣品并設置位置標記，土壤經自然風干后，磨細過100目尼龍篩，存儲于密封袋內備用。兩污染區土壤均為紅壤，土壤基本理化性質和重金屬含量見表1。

1.1.2桑樹品種

（1）粵桑11號（簡稱粵桑-11），選育單位為廣東省農業科學院蠶業與農產品加工研究所，為多倍體雜交品種，樹形稍開展，群體整齊，枝條直，發條數多，再生能力強，耐剪伐。產量高，葉質好，發芽早，群體整齊，葉大而厚［18］。

表1　污染區土壤基本理化性質和重金屬含量Table 1 Basic physicochemical properties and content of heavy metals of soil

（2）農桑14號（簡稱農桑-14），選育單位為浙江省農業科學院蠶桑研究所，早生中熟豐產品種，屬魯桑系。其形直立稍開展，發條數多，枝條粗長而直，無側枝，開雄花，花穗均較多，產葉量2700 kg·667 m-2，屬于農桑系列的高產、高抗品種［19］。

（3）強桑1號（簡稱強桑-1），選育單位為浙江省農業科學院蠶桑研究所，產葉量高、抗逆性較強的優良桑樹品種。其樹形直立，樹冠緊湊，枝條粗長，側枝少，產量超高，抗旱，耐寒，秋葉硬化晚，生長期長［20］。

1.2試驗設計

在湖南邵陽洞口和岳陽臨湘選擇重金屬污染農田作為試驗區，洞口試驗區面積為24.8 m×25.6 m，臨湘試驗區面積為23.5 m×31.6 m。于2013年2月15日前翻耕土地，旋耕2次。四周挖好排水溝，排水溝深不低于40 cm，對排水不暢的田塊中間增加排水溝，確保田塊內無積水。按1 m的行距挖栽植溝，溝寬深30 cm×30 cm，覆土10 cm，留5～10 cm溝深栽植桑樹。3個桑樹品種均按照3種密度即15 000、30 000、45 000 株·hm-2種植，每個品種10次平行。全年施肥2次，分別是春季施尿素150 kg·hm-2，夏季施復合肥225 kg· hm-2。在桑樹生長過程中，為避免交通及其他因素的影響，在試驗田四周設置保護行。

1.3樣品采集

2013年10月，在每個試驗區按照不同桑樹品種隨機選取三株桑樹平行樣（共54株），桑樹樣品采集后，用自來水洗凈泥土，并分為根、莖、枝、葉等4部分置于103℃烘箱內殺青1 h，調至65℃烘至恒重后，稱取并記錄其各部位干重（表2），然后用植物粉碎機粉碎植物樣品后，裝入密封袋保存待用。同時分別在兩個試驗田使用不銹鋼鏟采集桑樹相應生長土壤表層0～20 cm處的土壤，自然風干，碾磨，過100目篩后貯存。

1.4分析測定

采用pH計（水土比為2.5∶1）［21］測定土壤pH值。土壤重金屬采用王水（HNO3∶HCl=3∶1）+高氯酸消化法消煮，同時用土壤國家標準參比物質（GSS-5）和空白樣進行分析質量控制。土壤重金屬元素含量采用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES iptima 8300 Perkinelmer）測定。桑樹樣品（根、莖、枝、葉）采用HNO3消煮，用原子吸收分光光度計-石墨爐法（GTA120，美國Varian）測定植株中Cd含量。

1.5數據處理方法

本研究數據處理與差異分析采用Excel 2003和SPSS 12.0。

1.6土壤重金屬潛在生態風險評價

按照Hakanson［22］潛在生態危害指數法定量劃分出潛在生態危害的程度，該指數不僅反映了某一特定環境中每種污染物的影響，而且也反映了多種污染物的綜合影響。污染土壤中污染物的潛在風險參數和潛在生態危害指數法按下式可表示為：

式中：Fi為污染因子；Ci為其污染物實測平均含量，mg·kg-1；Ce為某污染物參比值，mg·kg-1，本研究以國家土壤環境質量標準（GB15618—1995，二級）為參比值，如表1所示；Ei為潛在風險參數（Ei＜40為低潛在生態風險，40≤Ei＜80為中潛在生態風險，80≤Ei＜160為較高潛在生態風險，160≤Ei＜320為高潛在生態風險，Ei≥320為很高潛在生態風險［22］）；Ti為單個污染物毒性響應參數，Cd、Cu、Zn和Pb的毒性響應參數分別為30、5、1和5［22］。

RI為潛在生態風險指數：RI＜150，表示低潛在生態風險；150≤RI＜300，表示中潛在生態風險；300≤RI＜600，表示較高生態風險；RI≥600，表示很高潛在生態風險［22］。

1.7桑樹對Cd的轉運系數

表2　試驗區單株桑樹各部位平均干重Table 2 Average dry weights of mulberry

重金屬對植物的毒害是因為它被植物吸收并向植株地上部運輸［23］，研究Cd在桑樹體內的轉運特征有助于探究Cd在桑樹體內的分布規律，為降低桑樹體內Cd的毒害提供科學依據。在本研究中以轉運系數代表植物根向地上部運輸重金屬元素的能力［24］，本試驗中轉運系數T1、T2、T3分別表示莖與根、枝與根、葉與根中Cd含量之比。公式如下：

轉運系數（T1、T2、T3）=桑樹地上部分（莖、枝和葉）中Cd的平均含量（mg·kg-1）/桑樹根中Cd的平均含量（mg·kg-1）

2　結果與討論

2.1土壤重金屬潛在生態風險評價

邵陽洞口與岳陽臨湘兩個試驗區重金屬Cd、Cu、Zn、Pb含量如表1所示。兩個污染區土壤中重金屬Cu、Zn、Pb的含量都低于國家土壤環境質量標準（GB15618—1995），但是Cd的含量明顯高于土壤標準限量值（0.3 mg·kg-1）；就兩個試驗區相比，岳陽臨湘試驗區土壤中重金屬Cd、Cu、Zn、Pb含量明顯高于邵陽洞口試驗區。根據公式（1）、（2）和（3），兩個試驗區土壤中Cd、Cu、Zn、Pb潛在風險參數和潛在生態風險指數計算結果見表3。可以看出，兩個試驗區土壤中Cd潛在風險參數最高，屬于很高潛在生態風險。這不僅與其土壤中含量高有關，也與其毒性響應參數較高有關，而其他元素均屬于低潛在生態風險。岳陽臨湘試驗區土壤中Cd的潛在生態風險參數明顯高于邵陽洞口試驗區，也明顯高于雷鳴等［25］（Cd的潛在生態風險參數為99）的報道。

2.2洞口試驗區桑樹體內Cd含量與分布

洞口試驗區桑樹體內Cd含量與分布如圖1所示。圖1（a）中，當種植密度從15 000株·hm-2增加至45 000株·hm-2，強桑-1根部Cd含量減少，葉部Cd含量增加，莖部與枝部Cd含量無顯著性差異（P＞0.05）。從圖1（b）中發現，種植密度的變化對農桑-14根部、莖部和枝部Cd含量影響不大，三個部位Cd含量差異不顯著，而葉部Cd含量隨著種植密度的增加而升高。圖1（c）中，隨著種植密度的增加，粵桑-11根部、莖部、枝部和葉部Cd含量均有升高趨勢。研究表明，種植密度也會影響植物對重金屬污染土壤的修復效果，如劉玲等［26］在研究種植密度對Cd、Zn污染土壤伴礦景天植物修復效率的影響時發現，適宜的密度種植伴礦景天有利于增大植株地上部Cd、Zn吸取量，從而縮短修復時限，但魯雁偉等［27］認為對于不同品種的苧麻，高密度的種植方式減少了苧麻單株地上部Pb、As的含量。對于桑樹而言，不同的種植密度會影響桑樹對重金屬的吸收能力與遷移能力，同時還會影響其桑葉產量以及蠶繭質量［28］。在洞口試驗區，高密度的種植方式增加了桑樹地上部（莖、枝、葉）Cd的含量，表明在重金屬污染區按照高密度種植模式種植桑樹有利于其吸收重金屬。

表3　試驗區土壤重金屬的潛在生態風險評價Table 3 Assessment of potential ecological risks of heavy metals in both contaminated soils

圖1　洞口試驗區不同種植密度下桑樹體內Cd含量分布Figure 1 Cadmium content in Qiangsang 1，Nongsang 14 and Yuesang 11 under different planting pattern condition in Dongkou area

2.3臨湘試驗區桑樹體內Cd含量與分布

臨湘試驗區桑樹體內Cd含量與分布如圖2所示。從圖2（a）可知，當種植密度從15 000株·hm-2增加至45 000株·hm-2，強桑-1莖部與葉部Cd含量升高，根部與枝部Cd含量無顯著性差異（P＞0.05）。由圖2（b）中發現，農桑-14根部、莖部和枝部Cd含量在種植密度增加后無明顯變化，葉部Cd含量在種植密度為30 000株·hm-2時最高。而圖2（c）表明，隨著種植密度增加，粵桑-11根部和葉部Cd含量升高，莖部和枝部Cd含量無顯著性差異。

比較圖1和圖2可發現，在整個桑樹植株中，根部Cd的平均含量約占總量的40%，莖部和枝部Cd的平均含量約占總量的44%，葉片Cd的平均含量相對較少，約占總量的16%。不同品種桑樹體內Cd的分布呈現不同規律，其原因可能是桑樹品種的差異以及溫度、濕度、土壤污染程度等環境因素的影響，如張興等［14］研究表明，重金屬復合污染下桑樹體內Cd含量的分布趨勢為根＞葉＞皮＞骨，而陳朝明等［29］認為Cd單一污染下桑樹Cd分布為須根＞主根＞主莖＞葉片＞分枝。桑樹在臨湘試驗區（土壤Cd含量為8.88 mg· kg-1）能夠正常生長，說明桑樹對Cd有較強的耐性。陳朝明等［15］還發現，當土壤中Cd含量≤40.6 mg·kg-1時，桑樹生長正常或基本正常，桑葉品質受Cd影響不大，且用桑葉喂養的家蠶生長發育及產出蠶繭的質量均正常。

圖2　臨湘試驗區不同種植密度下桑樹體內Cd含量分布Figure 2 Cd content in Qiangsang 1，Nongsang 14 and Yuesang 11 under different planting pattern condition in Linxiang area

2.4Cd在桑樹體內的轉運特征

圖3　洞口試驗區和臨湘試驗區桑樹對Cd的轉運系數Figure 3 Translocation factor of Cd in mulberry in Dongkou area and Linxiang area

試驗區桑樹對Cd轉運系數見圖3。桑樹在洞口試驗區T1、T2、T3分別為0.37～0.46、0.38～0.51、0.37～0.49，臨湘試驗區T1、T2、T3分別為0.50～0.83、0.42～0.61、0.54～0.64。從圖3可以看出：臨湘試驗區桑樹對Cd的轉移系數均大于洞口試驗區，說明土壤Cd污染程度的增加提升了桑樹根向上運輸Cd的能力；強桑-1的T2、T3高于農桑-14和粵桑-11，即在洞口試驗區強桑-1中Cd從根部轉移到枝、葉部能力最強；臨湘試驗區三個品種的T1、T2差異顯著（P＜0.05），而T3差異不顯著，說明在該區品種差異對桑樹從根部到葉部運輸Cd的能力影響不大；同一品種的T1、T2、T3存在一定差異，但有的差異不明顯（如洞口試驗區的農桑-14）。不同地區不同品種對Cd的轉運系數有所不同，一方面是因為本研究在大田試驗條件下進行，不可控因素較多，以往也有研究表明植物的生長情況以及對重金屬元素的吸收、積累和轉運在大田試驗條件和室內模擬試驗（盆栽或水培試驗）條件下具有一定的差異［30-32］；另一方面供試土壤屬于礦區重金屬復合污染土壤，成分復雜，各重金屬間存在較為復雜的交互作用，有研究表明復合污染土壤中重金屬在土壤-植物系統中的遷移積累比單一污染要復雜得多，重金屬種類多少以及濃度高低對其在植物體內的積累均有一定影響［33］。

2.5桑樹對土壤Cd的吸收效果

為進一步了解桑樹品種及種植密度對桑樹吸收Cd總質量的影響，分別計算兩個試驗區在不同種植密度下單株桑樹體內Cd的積累總量（mg·株-1），其值為單株桑樹不同部位Cd平均質量的總和。由圖4可以看出，強桑-1體內Cd積累總量存在非顯著性差異，其原因可能是種植密度的增加促進了強桑-1葉部對Cd的吸收但抑制了其根部對Cd的吸收，兩者均衡導致桑樹體內Cd的總質量變化不明顯；農桑-14和粵桑-11體內Cd積累總量隨著種植密度的增加而升高。對比圖4（a）和圖4（b）發現，臨湘試驗區單株桑樹體內Cd積累總量明顯高于洞口試驗區，說明土壤Cd污染程度增加促進了桑樹對Cd的積累。陳朝明等［29］研究發現，土壤Cd濃度增加后桑樹吸收的Cd在根部積累的比例明顯升高。這也是桑樹體內Cd積累總量升高的重要原因。張興等［14］研究表明，桑樹對Cd污染土壤的修復年限為1.26年，故在Cd污染區種植桑樹可較好較快地修復礦區受污染土壤，在獲得生態效應的同時可獲得一定的經濟效益，提高人們改善生態環境的積極性。

圖4　洞口試驗區與臨湘試驗區單株桑樹Cd總量Figure 4 Cadmium content in mulberry in Dongkou area and Linxiang area

3　結論

（1）通過對邵陽洞口和岳陽臨湘兩個污染區土壤重金屬含量分析與評價，發現土壤中Cd的含量明顯高于土壤環境質量標準值（0.3 mg·kg-1），且兩個污染區土壤中Cd的潛在風險程度很高。

（2）在重金屬污染區按照高密度種植模式種植桑樹有利于桑樹吸收重金屬。在整個桑樹植株中，根部Cd的平均含量約占總量的40%，莖部和枝部約占總量的44%，葉片相對較少，約占總量的16%。

（3）土壤Cd污染程度的增加提升了桑樹根向上運輸Cd的能力，桑樹在洞口試驗區根-莖、根-枝、根-葉的轉運系數分別為0.37～0.46、0.38～0.51、0.37～0.49，臨湘試驗區分別為0.50～0.83、0.42～0.61、0.54～0.64。

（4）經濟植物桑樹能夠種植在重金屬污染土壤上，但是桑樹葉子中Cd的含量是否影響養蠶，還有待進一步研究。

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Transportation and distribution of Cd in different varieties of mulberry（Moms alba L.）

PAN Yu-qi1，HUANG Ren-zhi2，LEI Ming1*，YAN Xin-pei2，GONG Xin2，JIANG Shi-meng2，JIA Chao-hua2
（1.College of Resources and Environment，Changsha 410128，China；2.The Sericultural Research Institute of Hunan Province，Changsha 410127，China）

Mulberry（Moms alba L.）has potential to be used as phytoremediating plant.In this study，three varieties of mulberry（called Yuesang 11，Nongsang 14，and Qiangsang 1）were planted at three planting densities in two heavy metal-contaminated fields named Dongkou in Shaoyang City and Linxiang in Yueyang City in Hunan Province，respectively.The transport，accumulation and distribution of cadmium in the plants were studied.Results showed that both soils were contaminated by heavy metals，especially by Cd.The potential risks of heavy metals in Linxiang soil were higher than those in Dongkou soil.The content of Cd in the aboveground（stem，branch and leaf）of mulberry increased with increasing planting density，implying that high density planting method improved the remediation efficiency of Cd contaminated soil.In the whole mulberry plant，the average Cd content in mulberry roots accounted for about 40%of the total，Cd in stems and branches contributed to about 44%，and Cd in leaves only about 16%.Increased soil Cd pollution promoted mulberry roots to transport Cd. The translocation factors of root-stem，root-branch，and root-leaf of mulberry in Dongkou soil were 0.37～0.46，0.38～0.51 and 0.37～0.49，while 0.50～0.83，0.42～0.61，0.54～0.64 in Linxiang，respectively.Therefore，mulberry can be planted for remediating heavy metals contaminated soils.

soil contamination；cadmium；mulberry；variety；planting density

X503.235

A

1672-2043（2016）08-1480-08

10.11654/jaes.2015-1725

2015-12-29

湖南省教育廳重點項目（14A068）；湖南省科技計劃項目（2013SK5036）；湖南省環境保護廳科技計劃項目（湘財建指［2013］229號）

潘雨齊（1990—），女，湖南長沙人，碩士研究生，從事重金屬污染修復與治理研究。E-mail：59157432@qq.com

雷鳴E-mail：leiming8297@163.com