不同牧草品種對Cd、As元素轉運富集特性的差異性研究

徐建永 孔輝 胡飛 黃志紅

(圣清環保股份有限公司，云南 昆明 650100)

隨著工農業的快速發展和城市化進程的加快，重金屬污染已成為危害全球環境質量的主要問題之一[1]。重金屬通過各種不同的途徑進入土壤[2]，對種植作物產生毒害，極大地影響著土壤環境質量、作物生長、產量、品質與安全性[3,4]，嚴重制約農業可持續發展，最終經食物鏈在人體內富集，對人體健康造成危害[5]。

個舊礦區歷史悠久，礦業活動頻繁，在礦區繁榮發展的同時，個舊及周邊地區的生態環境已經遭到嚴重破壞[7]，當地重金屬污染嚴重。如何有效減少重金屬在農作物中的富集和累積，從而保障農業安全生產，已成為當前農業和環境科學交叉領域的研究熱點之一[7]。

目前，對于控制重金屬向食物鏈中轉移主要從2方面著手：通過化學固定降低土壤中重金屬的活性使其鈍化[8]；通過篩選出對于重金屬抗性強、累積量低的農作物品種進行種植[9]。研究證實，植物吸收和累積重金屬不僅存在顯著的植物種間差異，同時存在種內差異[10]。近年來，對不同作物品種間的重金屬低累積品種篩選的研究眾多。然而研究大多都是基于各地不同條件下進行的，其研究結果具有很強的地區性。針對個舊市乍甸農田土壤污染特性和乍甸農場“糧改飼”種植試點示范要求及發展規劃，開展重金屬低累積牧草品種的篩選研究是十分必要的。

本試驗以個舊市雞街鎮乍甸的農田為試驗地，結合片區原有種植結構和牧草品種，以初步篩選出的26個不同牧草品種為試驗材料，在Cd-As復合污染條件下，開展田間小區試驗，綜合考慮牧草生物學特性、適口性、株高、生物量、產量，Cd、As含量及累積量等指標，通過試驗對牧草安全進行探索，提出適合種植的牧草種類，旨在篩選出適合個舊地區種植的具有Cd、As低累積潛力的牧草品種，既為培育Cd、As低累積牧草品種提供科學依據，也可為其它作物的重金屬低累積品種篩選提供參考。

1 材料和方法

1.1 供試材料

試驗選擇可連片種植的農田，地址位于云南省個舊市雞街鎮乍甸牛奶小鎮附近，海拔1362m，面積約1hm2。

試驗檢測了試驗地0～20cm耕作層土壤樣品，其土壤基本理化性質pH為7.35～8.22，總Cd鎘、總As的含量分別為1.43～3.75mg·kg-1、95.7～146mg·kg-1，參照國家《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB/15618-2018)，土壤中的Cd超篩選值1.43～3.75倍，超管制值0.01～0.25倍；As超篩選值2.83～4.84倍，超管制值0.07～0.46倍。

供試牧草品種26個，見表1，均為云南省廣泛種植的牧草品種，購自云南省及國內各種子供應商。

表1 供試牧草品種

1.2 試驗設計

以26個牧草品種為供試材料，采用隨機播種的方法進行種植，每種牧草設3次重復，共78個小區，種植區塊隨機布置，每個小區面積15m2(3m×5m)，小區間隔0.3m，區組間隔1.0m，同時在試驗區四周設置2m保護帶，種植一年生黑麥草，以消除邊際效應。

試驗于2019年10月15—17日整地和劃分小區，10月19日完成牧草種植。播種前施“肥力”復合肥(15-15-15，總養分I>45%)做基肥，施用量50kg·667m-2；拔節期追施尿素，施用量50kg·667m-2。種植后按大田常規操作持續進行牧草田間管理。2020年4月3—8日，完成試驗區樣品采集，開展樣品檢測分析。

1.3 樣品采集與分析

牧草種植前和牧草收獲后(以小區為取樣單元)分別采用梅花型五點取樣法采集耕層0～20cm土壤樣品。土壤中Cd全量檢測方法采用《土壤質量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法(GB/T17141-1997)》，土壤中As全量檢測方法采用《土壤質量總汞、總砷、總鉛的測定 原子熒光法 第2部分土壤中總砷的測定(GB/T22105.2-2008)》；土壤中Cd、As有效態按《土壤中重金屬可提取態(有機態)測試方法研究》(環境保護部南京環境科學研究所)中的氯化鈣法(0.01mol·L-1氯化鈣溶液提取)測定，消解液和提取液中As、Cd含量采用ICP-MS和原子熒光進行測定。

牧草生長期間觀察各作物生育期、生長特性；收獲季節按對應的位置選取正常長勢且均勻的牧草，每個小區收取3m2樣品，測定生物量或產量，同時測定牧草中重金屬含量。采集牧草植株樣品整體(根、莖、葉部分),將樣品用清水洗凈后晾干，放入烘箱80℃(12h)，在干燥器中冷卻到室溫后用天平測干重(精確到0.01g)為生物量(g/株)。在105℃烘箱中殺青30min，再調至80℃烘24h至樣品完全烘干，粉碎，過100目篩，待測。牧草中As、Cd含量測定：硝酸-高氯酸消解植物樣品后，用火焰原子吸收分光光度計對植物樣品重金屬含量進行測定。

1.4 數據處理

所有數據的平均值、標準差等常規分析采用Microsoft Excel 2016軟件處理；數據的方差分析、相關性分析及聚類分析等數據相關性分析采用IBM SPSS 25.0軟件。

由于試驗區種植的牧草用作奶牛飼料，所以牧草中Cd、As的參考《飼料衛生標準》(GB13078-2017)中重金屬As、Cd在飼料中的限量值作為評價標準值來評價牧草中各重金屬含量狀況。

牧草富集系數(BCF)=牧草地上部分重金屬含量(mg·kg-1)/土壤相應元素含量(mg·kg-1)

莖葉轉運系數(TF)=莖葉重金屬含量(mg·kg-1)/根中相應元素含量(mg·kg-1)

采用牧草富集系數(BCF)來反映牧草對土壤重金屬的吸收累積能力，富集系數越大表明牧草對重金屬的吸收能力越強。采用牧草莖葉轉運系數(TF)用于表征重金屬通過牧草根部向地上部分不同器官轉運的能力，轉運系數越大表明重金屬從牧草根系向地上部器官轉運能力越強，或在牧草器官之間的轉運能力越強。若重金屬元素的富集系數<1.0，同時作物對重金屬元素的轉運系數<1.0，即地上部重金屬含量與根部重金屬含量的比值<1.0，即為低累積牧草。

2 結果與分析

2.1 牧草生長及產量差異分析

在土壤相同Cd-As污染復合脅迫下，不同牧草品種的生長情況、產量差異顯著(P<0.05)。

由表2可知，26個牧草品種的產量范圍為1.71～19.11t·667m-2，平均產量8.90t·667m-2，產量排名前3的分別是19號牧草、17號牧草和16號牧草，產量順序為19號牧草(巨菌草“綠舟一號”，產量19.11t·667m-2)>17號牧草(皇竹草，產量17.57t·667m-2)>16號牧草(象草，產量14.77t·667m-2)。受季節因素影響，26個牧草品種的667m2產量屬于正常產量水平；其中，多年生牧草的667m2產量大都低于常規產量水平，多年生牧草種植后首先經歷新苗營養生長期，根系尚未發育完全，667m2產量偏低且差異顯著(P<0.05)。在一定的氣候土壤條件下，多年生牧草在第2年返青后的生長高度和產量有一定幅度增加。按照本試驗結果，巨菌草、皇竹草、甜象草、王草、高丹草、玉米草、蘇丹草、飼用高粱等牧草，可劃分為試驗區高產量牧草。

表2 牧草產量統計

2.2 牧草根、莖葉中Cd、As含量差異分析

由表3可知，26個牧草品種在相同重金屬Cd-As污染的復合脅迫下，各器官中Cd、As含量差異顯著(P<0.05)。

表3 不同牧草品種根、莖葉中重金屬Cd、As含量及莖葉達標率

Cd在試驗牧草體內的分配規律，除6種牧草為莖葉>根部外(葦狀羊茅、紫花苜蓿、菊苣、小冠花、提摩西、苦荬草)，其余20種牧草Cd在其體內的分配規律為根>莖葉。牧草莖葉中Cd含量范圍為0.09～2.45mg·kg-1，平均值為0.69mg·kg-1；牧草根部Cd含量范圍為0.24～5.89mg·kg-1，平均值為1.69mg·kg-1。在重金屬Cd-As復合脅迫下，參試牧草中有5個品種莖葉中的Cd含量超過了《飼料衛生標準》(GB13078-2017)，占所有供試品種的19.23%，超標率33.33%～100%。其余21個品種的莖葉中的Cd含量達標，占所有供試品種的80.77%。

As在試驗牧草體內的分配規律，除7種牧草為根部>莖葉外(蘇丹草“12SU9003”、紫花苜蓿、王草、菊苣、小冠花、苦荬草、紫云英)，其余19種牧草As在其體內的分配規律為莖葉>根。牧草莖葉中As含量范圍為0.06～12.6mg·kg-1，平均值為3.98mg·kg-1；牧草根部As含量范圍為0.18～23.19mg·kg-1，平均值為5.56mg·kg-1。在重金屬As-As復合脅迫下，參試牧草中有13個品種莖葉中的As含量超過了《飼料衛生標準》(GB13078-2017)，占所有供試品種的50%，超標率33.33%～100%。其余13個品種的莖葉中的As含量達標，占所有供試品種的50%。

2.3 牧草中Cd、As累積與轉運的差異分析

由表4中富集系數可知，Cd-As復合脅迫條件下，26個牧草品種對土壤中Cd和As的吸收和累積存在顯著差異(P<0.05)。26個牧草品種對重金屬Cd的富集系數為0.039～1.061，平均值為0.303。其中，“冬牧70”的富集系數>1，說明其對土壤中重金屬Cd的吸收能力較強。其余參試牧草Cd的富集系數均<1，說明其余牧草對土壤中重金屬Cd的吸收能力較弱。牧草對As的富集系數為0.005～0.110，平均值為0.035，均<1，說明所有參試牧草對土壤中重金屬As的吸收能力較弱。

表4 不同牧草品種Cd、As的富集系數(BCF)與轉運系數(TF)

續表 不同牧草品種Cd、As的富集系數(BCF)與轉運系數(TF)

牧草莖葉中Cd、As含量的變化特征與牧草不同部位重金屬的轉運、遷移能力有關。因此，在初步了解各牧草品種對Cd、As累積程度的基礎上，通過轉運系數進一步考查Cd、As由根向莖葉轉運能力的差異。由表4中轉運系數可知，Cd-As復合脅迫條件下，26個牧草品種將Cd、As由根部向莖葉轉運的能力存在顯著差異(P<0.05)。牧草對Cd的莖葉轉運系數為0.030～2.846，平均值為0.681。其中，紫花苜蓿、菊苣、小冠花、提摩西和苦荬草的Cd莖葉轉運系數>1，說明這5個牧草品種的Cd莖葉轉運能力均較強；其余21個牧草品種的Cd莖葉轉運系數均<1，說明Cd莖葉轉運能力均較弱。牧草對As的莖葉轉運系數為0.260～7.712，平均值為1.439。其中，蘇丹草“12SU9003”、紫花苜蓿、王草、菊苣、小冠花、苦荬草、紫云英的As莖葉轉運系數>1，說明這7個牧草品種的As莖葉轉運能力均較強；其余19個牧草品種的As莖葉轉運系數均<1，說明As莖葉轉運能力均較弱。

2.4 牧草中Cd、As含量的聚類分析

為了區分不同牧草品種的莖葉部分對Cd、As的累積能力，從而篩選出具有Cd、As低累積潛力的牧草品種，對26個牧草品種的莖葉中的Cd、As含量分別進行聚類分析，結果見圖1、圖2。參試牧草均種植在同一田間試驗小區，生長環境一致，環境對牧草吸收Cd、As的影響也一致，因此不同牧草品種莖葉中的Cd、As含量的差異主要來自其對Cd、As的吸收、轉運及累積能力。

圖1 不同牧草品種莖葉中的Cd含量聚類分析

圖2 不同牧草品種莖葉中的As含量聚類分析

根據圖1分析，可將參試的26個牧草品種的地上部分對Cd的累積差異劃分為3類，光葉紫花苕“洪章”為第1類，代表地上部分的Cd含量較高，為Cd高累積類群，其莖葉中Cd含量為2.45mg·kg-1，超過國家飼料衛生標準(≤1mg·kg-1)；飼用高粱“12FS9011”、蘇丹草“12US9004”和葦狀羊茅為第2類，地上部分的Cd含量處于中等水平，變化范圍為1.23～1.40mg·kg-1，超過國家飼料衛生標準(≤1mg·kg-1)，為Cd中等累積類群；其余22種牧草為第3類，地上部分的Cd含量變化范圍為0.09～0.83mg·kg-1，屬于Cd低等累積類群。

根據圖2分析，可將參試的26個牧草品種的地上部分對As的累積差異劃分為5類，光葉紫花苕和紫云英為第1類，葦狀羊茅和小冠花為第2類，代表地上部分的As含量較高，為Cd高累積類群，第1類和第2類莖葉中As含量的變化范圍分別為11.45～12.60mg·kg-1和8.70～9.60mg·kg-1，超過國家飼料衛生標準(≤4mg·kg-1)；多年生黑麥草、紫花苜蓿和毛苕子為第3類，地上部分的As含量處于中等水平，變化范圍為4.77～6.13mg·kg-1，超過國家飼料衛生標準(≤4mg·kg-1)，為As中等累積類群牧草；飼用高粱“12FS9011”、蘇丹草“12SU9003”、蘇丹草“12US9004”、高丹草“12SU9001”和提摩西為第4類，地上部分的As含量處于中等水平，變化范圍分別為3.14～4.10mg·kg-1，為As中等累積類群牧草；其余14種牧草品種為第5類，地上部分莖葉的As含量變化范圍為0.60～2.53mg·kg-1，符合國家飼料衛生標準(≤4mg·kg-1)，屬于Cd低等累積類群。

2.5 低富集牧草品種分析

重金屬通過根表皮從土壤溶液中進入植物體內，通過共質體途徑和質外體途徑進入木質部并被轉運到地上部[11]。作物吸收重金屬，主要取決于作物本身的遺傳因素及外界的環境條件[12]。

本試驗在Cd、As的含量分別為1.43～3.75mg·kg-1、95.7～146mg·kg-1的污染農田中進行，旨在探討不同牧草品種對Cd、As積累與轉運的潛力差異，篩選低累積牧草。結果表明，參試的26個牧草品種的生物量、產量，根和莖葉中Cd、As含量，富集系數(BCF)和轉運系數(TF)均存在一定差異。目前，牧草這些方面的研究頗少，但與玉米等其它作物的研究結果一致(劉維濤[10]、杜彩艷[14]等)，主要原因在于牧草品種本身的遺傳背景差異，以及不同品種牧草對重金屬Cd、As復合脅迫下的不同吸收和轉運機制，即不同的耐性差異。

本試驗條件下，參試的26個牧草品種的Cd、As富集系數分別為0.039～1.061、0.005～0.110，見表4。其中，“冬牧70”的富集系數>1，說明其對土壤中重金屬Cd的吸收能力較強；其余參試牧草Cd的富集系數均<1，說明其余牧草對土壤中重金屬Cd的吸收能力較弱；所有參試牧草對As的富集系數均<1，即As的吸收能力較弱。

本試驗條件下，參試的26個牧草品種的Cd、As的莖葉轉運系數分別為0.030～2.846、0.260～7.712，見表4。其中，紫花苜蓿、菊苣、小冠花、提摩西和苦荬草的Cd莖葉轉運系數>1，Cd莖葉轉運能力均較強；其余21個牧草品種的Cd莖葉轉運系數均<1，Cd莖葉轉運能力均較弱。蘇丹草“12SU9003”、紫花苜蓿、王草、菊苣、小冠花、苦荬草、紫云英的As莖葉轉運系數>1，As莖葉轉運能力均較強；其余19個牧草品種的As莖葉轉運系數均<1，As莖葉轉運能力均較弱。莖葉轉運系數越小，說明植物所吸收的重金屬從根部向地上部分莖葉中轉移的量就越少，相應進入飼料的比例就減少，從而保證農作物的飼用安全。

本試驗表明，6種試驗牧草(葦狀羊茅、紫花苜蓿、菊苣、小冠花、提摩西、苦荬草)的Cd在體內的分配規律為莖葉>根部，另20種為根>莖葉；7種試驗牧草(蘇丹草“12SU9003”、紫花苜蓿、王草、菊苣、小冠花、苦荬草、紫云英)的As在體內的分配規律為根部>莖葉，另19種為莖葉>根。這與以往的試驗研究相似(吳傳星[15]、薛歡[16])，不同牧草品種不同器官重金屬含量的分配規律有所差異，其原因可能與供試品種、重金屬類型和種植土壤等不同有關[7]。本試驗條件下，5個參試牧草品種莖葉中的Cd含量超過國家飼料衛生標準(≤1mg·kg-1)，13個品種莖葉中的As含量超過國家飼料衛生標準(≤4mg·kg-1)。

目前，國內關于重金屬低積累作物的篩選、應用及其積累重金屬機理方面的研究不少，如“低積累品種”、“重金屬排異品種”、“污染預防/對策品種”等[13]，這些概念均體現了重金屬低積累作物的主要特征，即在污染環境中生長時其可食部分重金屬含量明顯低于國家規定的食品或飼料衛生標準，能夠滿足農業安全生產的需求[17]。

據此，本試驗在優先考慮《飼料衛生標準》(GB13078-2017)重金屬元素限值要求的前提下，考慮產量較高且莖葉對Cd、As富集能力和轉運能力均較低的牧草品種作為Cd、As低累積牧草品種。

本試驗結果顯示，編號為1、2、7、13、14、15、16、17、19、22、24的牧草品種對Cd、As的耐性較強，對Cd、As富集能力和轉運能力較弱，莖葉中Cd、As含量范圍分別為0.09～0.83mg·kg-1、0.90～2.53mg·kg-1，均沒有超過國家飼料衛生標準(Cd≤1mg·kg-1，As≤4mg·kg-1)；通過聚類分析可知，均屬于Cd、As低積累類群牧草。然而，牧草種植存在一定的慣性，農戶一般會選擇常年種植的品種，或者從高產的角度選擇種植品種[14]。14、22、24號牧草不屬于高產牧草，同時13號牧草在個舊種植較少，不推薦；1、2、7、號牧草的Cd、As含量較高，接近《飼料衛生標準》(GB13078-2017)限值，故不推薦。此外，牧草的Cd、As低積累特性也受多種因素的影響，實際推廣中，應充分考慮土壤類型和污染程度等。

因此，本試驗篩選出巨菌草“綠舟一號”、皇竹草“12SU9005”、甜象草“彩虹”、玉米草“優-12”作為產量較高且莖葉具有低積累Cd、As潛力性狀的牧草品種。

3 結論

Cd-As復合污染條件下，26個牧草品種的產量存在顯著差異(P<0.05)。

26個牧草品種各器官吸收、積累Cd、As的能力存在明顯的差異(P<0.05)。Cd在6種試驗牧草體內的分配規律為莖葉>根部，另20種為根>莖葉；As在7種試驗牧草體內的分配規律為根部>莖葉，另19種為莖葉>根。

26個牧草品種莖葉轉運Cd、As的能力差異顯著(P<0.05)，5個牧草品種Cd莖葉轉運系數>1，21個牧草品種的Cd莖葉轉運系數<1；7個牧草品種的As莖葉轉運系數>1，19個牧草品種的As莖葉轉運系數<1。

26個牧草品種莖葉中Cd、As含量存在顯著差異。其中，飼用高粱“12FS9003”、飼用高粱“13FB7001”、蘇丹草“12SU9003”、高丹草“12SU9001”、高丹草“超級唐王”、菊苣“大滿貫”、鴨茅草“德娜塔”、玉米草“優-12”、甜象草“彩虹”、皇竹草“12SU9005”、巨菌草“綠舟一號”、狼尾草“御谷”、苦荬草“超勝”13個牧草品種莖葉中Cd、As含量符合國家飼料衛生標準(Cd≤1mg·kg-1，As≤4mg·kg-1)；Cd含量最低的是狼尾草“御谷”，為0.09mg·kg-1；As含量最低的是皇竹草“12SU9005”，為0.60mg·kg-1。

根據參試牧草產量、莖葉中Cd、As含量、富集系數、轉運系數、聚類分析等指標綜合評價，最終認為巨菌草“綠舟一號”、皇竹草“12SU9005”、甜象草“彩虹”、玉米草“優-12”為具有低積累Cd、As的潛力的牧草品種，可在個舊Cd、As輕度和中度土壤污染區推廣種植。