不同黃麻品種對重金屬污染農田鎘的富集和轉移效率研究

郭 媛，邱財生，龍松華，王玉富

（中國農業科學院麻類研究所/中國農業科學院南方經濟作物研究中心，長沙 410205）

我國農田重金屬污染日趨嚴重，原國土資源部于2015年6月發布的《中國耕地地球化學報告》調查表明，我國重金屬污染或超標的耕地面積為759.1萬hm2，占調查耕地面積的8.22%。耕地污染嚴重威脅農產品的安全，以“鎘米”為代表的污染食品給人體健康、區域經濟發展和社會穩定造成了巨大沖擊。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，尤其大面積的農田土壤重金屬污染，是一個十分嚴峻且棘手的問題。植物修復具有成本低、來源廣等特點，尤其適用于低濃度重金屬污染土壤的修復[2]。在植物修復中，超富集植物如東南景天等經濟價值較低，且種植推廣困難。利用經濟作物對重金屬污染農田進行綠色修復，可以在收獲經濟作物的同時治理污染土壤，同時滿足環境效益、經濟效益和社會效益[3-5]。因此，種植非食用或非飼用的經濟作物成為重金屬污染地區產業結構調整的基本方向。

黃麻（Corchorus capsularis L.）為椴樹科黃麻屬一年生草本植物，在我國南方有廣泛種植，具有生物量大、生長速度快等特點，其纖維具有較高的經濟價值。研究表明，黃麻是一種潛在的修復土壤輕、中度Cd污染的植物材料[6]。黃麻的產品主要涉及韌皮纖維，不進入食物鏈，有一定的經濟效益，是一種比較理想的重金屬污染耕地修復作物。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中有以下優勢：第一，農民種植黃麻的經驗豐富，為實現重金屬污染耕地邊修復邊利用的戰略打下良好的技術基礎；第二，經長期種植以及品種選育，黃麻對南方的高溫、多雨天氣和漬水稻田環境已基本適應；第三，黃麻對重金屬有較強的耐受性，在一定程度的污染環境下，植株可以正常生長[7]，同時，黃麻的生物產量很高，干物質最高產量在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領域發揮重要作用[10]，是重金屬植物修復后再利用的適宜材料。

研究發現，黃麻對Cd具有較強的富集和轉運能力，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]。有機酸和EGTA等螯合劑可以促進黃麻光合色素的合成，進而增加黃麻的干物質積累[12]。然而，目前關于黃麻對重金屬污染農田修復的研究多集中在盆栽試驗，而針對重金屬污染大田的試驗研究較少。另外，目前對于黃麻植株中的各個器官，尤其是韌皮部的重金屬積累狀況尚不清楚。本研究采用3個在生產上大面積種植的黃麻品種，研究其在中度Cd污染農田中的生物量和Cd累積及Cd在其植株體內的富集和轉移特征，為利用黃麻進行重金屬污染農田的大面積修復及后續的安全再利用提供理論和實踐基礎。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

試驗選用生產上大面積使用的3個黃麻品種，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花園村重金屬污染農田，播種前在試驗區采用五點取樣法取0～20 cm剖面土樣進行Pb、Cd和As的測定，測定結果見表1。根據2018年發布的《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）[13]，確定該農田屬于中度Cd污染農田。試驗采用隨機區組排列，3次重復，小區面積2 m×3 m，行距為0.4 m。播種量按照各品種的發芽率以40株·m2進行計算。田間栽培按照大田常規措施進行。

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

1.2 測定指標與方法

2017年10月收獲，每小區隨機選取10株均勻一致的植株，測定其株高、莖粗和皮厚。然后將6個植株器官（根部、韌皮部、木質部、葉柄、葉和蒴果）進行分離。其中根部用鍘刀分離，用自來水沖洗至表面無泥土和雜質，然后再用去離子水反復沖洗3～5次，用吸水紙將樣品表面水分吸干。韌皮部（麻皮）進行人工剝取，收集莖稈剝皮后的木質部（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℃下烘干至恒質量，稱質量后用不銹鋼粉碎機粉碎備用。

土壤pH值測定：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復合電極測定pH值。

土壤和植物樣品中重金屬元素測定：土壤樣品風干后磨細過2 mm網篩備用。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（Z2310，Hitachi，日本）進行Cd和Pb含量的測定。As含量的測定采用3HCl·HNO3消解，用原子吸收光譜儀（AFS-8230，Titan，中國）測定[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為內標控制分析質量。

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

BCF=植株Cd含量（mg·kg-1）/土壤Cd含量（mg·kg-1）

轉移系數（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移到地上部的能力。其計算公式為：

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

本試驗以黃麻植株地上部5個器官（韌皮部、木質部、葉柄、葉和蒴果）的干質量為權重計算植株地上部的Cd含量加權平均值，以此作為黃麻植株地上部的平均Cd含量，從而計算黃麻地上部的轉移系數。器官間的轉移系數計算公式為：

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 數據統計分析

試驗數據采用Microsoft Excel 2013進行處理，計算平均值和標準差，用IBM SPSS Statistics V 21.0數據處理軟件進行統計分析，用Duncan法檢驗各處理平均值在0.05水平的差異性。

2 結果與分析

2.1 Cd污染農田中黃麻的農藝性狀和生物量積累

在Cd污染農田種植的3個黃麻品種中，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個供試黃麻品種在Cd污染農田中的農藝表現Table 2 Agronomic performance of the tested jute cultivars planting in Cd contaminated paddy soil

3個黃麻品種植株不同器官的生物量見圖1，木質部、葉和蒴果的生物量在3個黃麻品種間存在顯著差異，其他器官的生物量積累在3個黃麻品種間均無顯著差異。在6個不同的植株器官中，黃麻木質部的生物量最高，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個器官的生物量積累均在0.05 kg·10株-1以下。3個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因素進行雙因素隨機區組設計方差分析。由表3可知，3個黃麻品種間和6個植株器官間的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個植株器官的Cd含量測定結果見表4。從不同的植株器官來看，3個品種的植株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富集能力及轉運特征

由表5可知，3個黃麻品種地上部和地下部的干質量均無顯著差異，地上部的干質量是地下部的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。富集系數和轉移系數在3個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最高，均在3以上。這3個黃麻品種的地上部轉移系數均大于1，說明黃麻對重金屬Cd有較好的轉移能力。

3個黃麻品種植株地上部器官間的轉移系數見圖2。各器官的轉移系數在黃麻品種間的差異均不顯著，均為韌皮部/蒴果的轉移系數最高，木質部/蒴果、韌皮部/葉柄和木質部/葉柄的轉移系數次之，根部/韌皮部、根部/木質部和葉柄/葉的轉移系數最小。說明Cd在黃麻植株中從木質部和韌皮部到葉柄和蒴果的轉運能力較強，從根部到木質部和韌皮部以及從葉柄到葉的轉運能力較弱。

2.4 不同品種黃麻Cd提取量的評估

根據黃麻植株不同器官干質量和Cd含量計算的黃麻品種每公頃重金屬Cd提取量見圖3。3個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污染農田植物修復應用中，連紅黃麻可作為候選的作物進行替代種植。

從黃麻植株體6個器官的提取量來看，木質部提取的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僅次于木質部，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 供試黃麻品種對重金屬Cd的富集和轉移特征Table 5 The characteristics of Cd accumulation and transportation of the test jute cultivars

圖2 供試黃麻品種6個不同植株器官對重金屬Cd的轉運特征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

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

前人的研究發現在低濃度的Cd污染土壤中（0.5 mg·kg-1），黃麻植株體內Cd的分布規律為根＞葉（籽粒）＞莖稈[15]。在土壤螯合劑處理下植株體內Cd含量從大到小依次為葉＞莖＞根，Cd積累從根為主轉變為以地上部為主[10]。在高濃度的 Cd（100 mg·kg-1）脅迫下，黃麻各器官Cd含量表現為莖＞根＞葉，且在莖中表現為莖上部＞莖中部＞莖下部[7]。本研究檢測了種植在中度Cd污染農田中的黃麻植株6個器官的Cd含量，發現其富集規律為蒴果≥葉柄＞葉≥根部≥木質部≥韌皮部，蒴果和葉柄的Cd含量顯著高于其他器官。對黃麻植株地上部器官Cd轉運能力的研究發現，Cd從韌皮部和木質部到葉柄和蒴果的轉運能力高于從根部到韌皮部和木質部的轉運能力。前人關于重金屬在植物體內分布的研究中發現，韌皮部是Cd從植物地下部到地上部轉運的重要器官，也是Cd在籽粒和果實富集的基礎[17]。韌皮部對重金屬元素的轉運尤為重要，在對低積累Cd水稻的研究中發現水稻籽粒中的Cd可能先經過木質部運輸到韌皮部，再通過韌皮部轉運到水稻籽粒中[18]。結合前人研究結果可推斷，黃麻韌皮部的Cd富集和轉運能力隨基質中Cd含量的升高而逐漸增強。本研究在中度Cd污染農田中黃麻韌皮部的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Cd的轉運能力較強，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濟作物，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，則可實現黃麻修復后的安全再利用。

迄今為止，紅麻、黃麻、工業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的研究對象進行了修復潛力的研究和評估[15，19-23]。針對黃麻的研究表明，在高濃度的Cd處理下，黃麻植株地上部Cd富集量最高可達3.83 mg·株-1，是一種潛在的土壤Cd污染修復材料。針對亞麻的研究表明，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，工業大麻對Cd的富集量低于亞麻[22]。本研究通過對黃麻各個植株器官的干質量和Cd含量測定，再對其進行Cd的提取量統計，發現黃麻對Cd的提取量最高可達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我國南方的氣候和土壤條件，因此可以作為南方地區重金屬污染土壤的植物修復材料加以利用。

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），發現在輕度Cd污染（0.53 mg·kg-1）土壤中，東南景天對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.），發現其對Cd的提取量為13～39 g·hm-2。和這些超富集植物相比，黃麻對中度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Cd含量最高為5.4 mg·kg-1，關于黃麻在重度Cd污染土壤中的提取潛力還有待于進一步研究。與上述超富集植物相比，黃麻的經濟利用價值較高。本研究中，不同品種的黃麻木質部和韌皮部富集的Cd占植株總提取量的47%～59%，這為黃麻修復后的安全再利用創造了有利條件，如麻骨可以做污水處理的吸附劑，麻皮做工業建筑板材等。

4 結論

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

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

（3）在黃麻地上部的5個器官中，木質部和韌皮部對Cd的轉運能力較高且干物質積累量最大，可以對其進行后續的安全再利用。