镉（Cd）是一种常见的重金属污染物，具有较强的移动性和生物富集性。据2014年《全国土壤污染状况调查公报》显示Cd污染物点位超标率达到7.0%。土壤中Cd的形态有离子态、可交换态、吸附态、化学沉淀态和难溶络合态等，它们随环境条件的变动而互相转化，对作物起危害作用的主要是水溶性和交换态Cd。Cd活性明显受酸碱度影响，pH值越高活性越低^[1]。土壤中可溶性Cd沿食物链逐级往上传递，不易随水移动或生物体分解，在生物体内浓缩放大，最终产生毒性效应，且具有长期性、隐蔽性和不可逆性等特点^[2-4]。土壤Cd污染的主要来源是采矿、冶炼、电镀及基础化工行业的废水、废渣和废气，同时施用含Cd的农药、化肥以及污泥也是土壤Cd污染的重要来源^[5]。

目前，土壤污染治理常用的方法有物理及物理化学法、化学法、生物治理法和农业治理法^[6]。采用生物治理法，不仅成本低廉，也可边生产边修复，同时对于环境的破坏程度较小。伴矿景天（Sedum plumbiz-incicola）是已被证实的在我国境内生长的Zn和Cd的超富集植物^[7]，已被应用到Cd污染土壤的植物修复中^[8-10]。但当超积累植物与作物间作时，超积累植物根系分泌物是否会影响作物产量？其对土壤中Cd形态的影响如何？相关报道鲜见。研究已经表明瓜类为重金属低积累型蔬菜^[13]，如王钢军等^[14]利用受不同重金属污染的土壤栽培不同的蔬菜发现，叶菜类不适宜种植在重金属污染的土壤上，瓜类相对安全。可食部分Cd的富集能力是叶菜类>茄果类>瓜类，普通植物体内Cd分布顺序为根＞叶＞茎^[15-16]。因此，本文通过盆栽实验进行丝瓜和超积累植物伴矿景天间作，并向土壤添加钙镁磷肥或向丝瓜根际添加固镉菌剂，研究间作对土壤Cd的形态及丝瓜重金属积累性的影响。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤采自浙江省杭州市郊区某电镀厂附近农田。该地区属亚热带季风气候，年均气温16.1 ℃，最热月为7-8月，最冷月为1月，年均日照时数1 927.7 h，无霜期约231 d，年均降雨量1 441.9 mm。从污染点的农田到距离镀锌厂不同距离进行分别采样作为供试土壤。采样深度0~20 cm，采多点进行混合，土壤风干后去除草根，过2 mm筛，测定土壤的重金属含量，结果见表 1。

1.2 试验设计

盆栽试验于2015年在大棚中开展。选用70 cm×40 cm×27 cm长形花盆，取T1（离电镀厂较近点的土壤）和T2（离电镀厂较远点的土壤）不同污染程度的土壤分别设置表 2各处理，重复三次。

具体做法为：在花盆内装50 kg风干土并以1 g·kg^-1土的量施入三元复合肥（15-15-15）混匀作为基肥。供试蔬菜选择管理较为粗放、重金属低积累型的丝瓜（杭州农家品种）。超积累植物伴矿景天采自富阳基地，由中科院与富阳土肥站共同种植，与丝瓜幼苗同时进行移栽。本实验室在前期已分离获得固Cd能力达33%的K1菌（Micrococcineae Arthrobacter）^[17]作为固镉菌，将K1菌制成菌悬液（cfu≥10⁸个·mL^-1）。在丝瓜营养繁殖期，固镉菌以菌液的形式直接施加于丝瓜根际土壤表面，每次每株作物施加量为300 mL，每周一次，一共施用8次；钙镁磷肥的添加量为4 g·kg^-1土，以基肥的形式施入。在生长期间根据需要浇水、搭架子，前期对因病虫害而死亡的苗及时补苗，中后期发生病害及时用药。整个生长期不追肥。在丝瓜开花结果期间进行定期采摘、记录，试验结束后，对丝瓜茎叶部和景天地上部的生物量进行收获，测定各种植物中Cd含量，同时取土分析土壤重金属含量及形态。

1.3 测定方法

土壤中重金属Cd的不同存在形态（即水溶态、可交换态、铁锰氧化物结合态、有机态、残渣态）采用改进的Tessier多级连续提取法^[18-19]测定；土壤有效态Cd采用DTPA浸提火焰原子吸收分光光度法。植株重金属测定：经105 ℃杀青并于80 ℃烘干至恒重，经HClO₄:HNO₃（优级纯，V:V=13:87）消煮后用ICP-MS测重金属离子浓度，丝瓜果实Cd浓度分别以鲜重和干重进行计算。Varian 820-MS电感耦合等离子体质谱仪（美国瓦里安公司），配置碰撞/反应接口及ICPMSExpert工作站。选择土壤标样作为样品制备的质量控制标样，用相同的制备方法处理标样。每测10个样品检测质控样，以检验仪器是否正常，误差是否在允许范围内。如果系统误差在控制范围之外，仪器须重新标准化，以保证分析数据的可靠与准确。

2 结果与分析 2.1 不同处理对土壤中Cd浓度和形态的影响

从图 1可以看出，试验前T1土壤的有效态Cd的含量明显高于T2土壤，但T1土壤有效态Cd含量变异较大。通过不同的丝瓜间作处理之后，土壤中的有效态Cd含量有不同程度的降低，土壤中Cd有效态减少率范围在20%~80%之间（图 2）。从图 2可以看出，各个处理对土壤有效态Cd的减少率T1土壤明显高于T2土壤，说明污染较严重的土壤中Cd有效态减少率相对更高。从各处理来看，不管是T1还是T2土壤，丝瓜单作（S处理）对Cd有效态减少率最低；T1土壤添加固镉菌的丝瓜和景天间作处理（SJ+B）的土壤Cd有效态减少率高达80%以上，说明工程菌通过对土壤有效态Cd进行吸附并钝化，减少了土壤中有效态Cd的含量。相比SJ处理，SJ+F处理土壤中Cd有效态减少率增加了50%。

由表 3可见，不同处理后土壤中Cd的存在形态明显不同。各处理土壤重金属Cd各形态大多表现为铁锰氧化物结合态>残渣态>可交换态>有机态>水溶态。T1中S和J的土壤中Cd可交换态含量仅低于铁锰氧化物结合态，在丝瓜与景天间作、添加固镉菌和钙镁磷肥后，土壤中Cd残渣态含量增加，可交换态含量降低；T2中SJ+B和SJ+F的土壤中残渣态Cd含量分别为2.70%和8.55%，低于同组的S、J，但铁锰氧化物结合态Cd含量很高。不管是T1还是T2土壤，相比SJ，经过添加菌液或钙镁磷肥的丝瓜与伴矿景天间作后，发现土壤中Cd铁锰氧化物结合态比例增加，而有机态明显减少，说明菌液和钙镁磷肥一样可使土壤中有效态Cd向难溶态Cd转化。这可能就是引起土壤Cd有效态去除的主要原因。

2.2 不同处理对丝瓜结果率的影响

各处理的丝瓜果实数见图 3，不同处理对丝瓜的果实数量影响十分明显。在T1、T2的S处理中，T1的丝瓜果实数量明显小于T2，说明土壤严重Cd污染会影响丝瓜的果实数量。T1土壤中，与S相比，其他处理丝瓜的果实数量均有增加，其中丝瓜植株土壤表面施加固镉菌液后丝瓜果实数量增加最多，与S和SJ处理达到极显著性差异（P < 0.01）；T2土壤中，与其他处理相比，SJ不同程度地降低了丝瓜的果实数量。无论T1、T2，添加钙镁磷肥使丝瓜果实数量增多，但在Cd污染程度低的土壤中丝瓜果实数增加的更多。

2.3 不同处理对丝瓜吸收Cd的影响

不同处理后丝瓜果实中Cd含量列于表 4和表 5。在T2土壤中种植的丝瓜果实中，Cd含量平均值为0.146 mg·kg^-1，最高值为0.227 mg·kg^-1，最低值为0.051 mg·kg^-1；T1土壤中种植的丝瓜果实中，Cd含量平均值为0.277 mg·kg^-1，最高值为0.411 mg·kg^-1，最低值为0.087 mg·kg^-1。根据试验测定，丝瓜果实的平均含水量为93.2%，因此T2和T1的丝瓜果实中Cd平均含量分别为0.009 92 mg·kg^-1 FW和0.018 89 mg·kg^-1 FW。土壤Cd污染较严重的土壤，施加固镉菌和钙镁磷肥可降低丝瓜果实中Cd含量，在Cd污染较轻的土壤中，施加固镉菌和钙镁磷肥反而具有增加瓜果实中Cd含量的风险。

为了解丝瓜植株对土壤中Cd的去除能力，分别对CK、T1和T2土壤中的丝瓜单作处理的所有植株地上部分进行混合，测定地上部茎叶Cd浓度。丝瓜地上部Cd浓度及其对土壤中Cd去除能力见表 6。丝瓜地上部（包括茎叶）Cd浓度与土壤中有效态Cd浓度相关，在T1土壤中生长的丝瓜地上部Cd含量是T2土壤中丝瓜的近4倍。相对于表 4，丝瓜茎叶中Cd浓度高于其果实。本试验中，丝瓜地上部对土壤T2和T1中Cd去除量分别为0.181、0.528 mg·株^-1。

已有研究表明，植物中Cd含量与土壤中有效态重金属相关^[20-21]。由于供试土壤取自污染点的土壤，其中Cd含量各异，为了便于比较，将“果实中Cd含量与土壤中Cd有效态含量的比例”定义为丝瓜果实对土壤中有效态Cd的转移率，以此来比较各种处理对丝瓜果实中Cd吸收量的影响（图 4）。在土壤有效态Cd较低（T2）时，相对于丝瓜单作，间作、间作施加微生物或钙镁磷肥处理中丝瓜果实中的Cd转移率差别不大；但是在土壤有效态Cd含量较高（T1）时，丝瓜与景天间作大幅增加了丝瓜对Cd的转移率，转移率达到40.5%。有研究表明土壤中活性态Cd含量越高，植物吸收量越大^[21-22]，可见受污染土壤Cd的赋存形态与生物有效性密切相关。本研究表明丝瓜与伴矿景天间作存在增加丝瓜果实Cd含量的风险，说明在污染土壤中应用超富集植物和农作物间作的方法进行边修复边生产存在较高食品安全风险，必须在间作的同时，采取相应措施降低农作物中Cd浓度。

2.4 不同处理对伴矿景天吸收Cd的影响

不同处理后伴矿景天地上部Cd含量列于表 7。伴矿景天地上部对Cd具有较强的吸收能力，T1中J处理其地上部Cd含量最高，平均值达到64.4 mg·kg^-1 DW，远超过丝瓜果实中含量最高值0.41 mg·kg^-1 DW和丝瓜地上部含量最高值1.93 mg·kg^-1DW。间作会减少伴矿景天地上部Cd含量，施加钙镁磷肥后伴矿景天地上部Cd含量最高减少了44.0 mg·kg^-1。土壤中有效态Cd含量对伴矿景天地上部吸收Cd影响很大，如T2土壤中Cd有效态为0.69 mg·kg^-1时，J伴矿景天地上部Cd含量为8.08 mg·kg^-1；而当T1土壤中Cd有效态为1.74 mg·kg^-1时，J伴矿景天地上部Cd含量上升为64.4 mg·kg^-1，两种土壤其他处理呈现相同的现象，表明伴矿景天对土壤中Cd具有主动富集的能力。

3 讨论

本研究表明，丝瓜-伴矿景天间作与单作相比明显增加了丝瓜对Cd的转移率，同时增大了丝瓜果实中Cd含量风险，虽然经测试所收获的丝瓜果实中Cd的含量均未超过国标的限定值，但是应引起重视。已有研究表明，超积累植物根系分泌的脂肪酸在根际环境中的积累，尤其是在还原条件下的积累会造成局部土壤酸性环境，可以将土壤中重金属从难溶态转化为有效态^[11-12]。因此，本项中丝瓜果实中Cd含量风险的增加，很有可能是因为超积累植物与作物间作时超积累植物根系分泌物造成的酸性环境形成的。

目前，重金属的修复方法主要有化学修复、生物修复和动物修复^[23]。微生物特别是细菌，数量众多、比表面积大、带电、代谢活动旺盛，耐Cd微生物在修复被重金属污染的土壤方面具有独特的作用，可以通过吸附和累积重金属降低土壤中重金属的毒性，并以此来净化有毒金属污染或回收有经济价值的金属^[24]。随着肥料在重金属污染土壤上的应用，钙镁磷肥已成为重要的土壤改良剂。陈晓婷等^[25]对重金属污染土壤上生长的小白菜研究发现，在重金属胁迫下，施用钙镁磷肥可降低重金属对小白菜的毒害作用，使小白菜生长发育增加，并且显著抑制了重金属Cd和Pb等元素向地上叶片部分的迁移。本研究中添加固镉菌的丝瓜和伴矿景天间作处理土壤有效态Cd降低率高达80%以上，说明本研究应用的工程菌对土壤有效态Cd进行了吸附并钝化，减少了土壤中有效态Cd浓度；添加钙镁磷肥处理使土壤中有效态Cd减少率增加了50%，说明钙镁磷肥在一定程度上也降低了土壤中有效态Cd^[26-28]。虽然本研究发现伴矿景天间作可增加丝瓜Cd含量风险，但却增加了丝瓜的结果数量，这可能是超积累植物根系分泌的氨基酸等有机物被土壤微生物利用后活性增加从而促进土壤养分转化、进而增加作物产量引起的。同时本研究表明，菌剂和钙镁磷肥的添加进一步促进了丝瓜结果的数量^[29]。

以GB 2762-2012《食品中污染物限量》的规定，新鲜蔬菜中Cd的限量为0.05 mg·kg^-1FW。根据试验测定，丝瓜果实的平均含水量为93.2%，因此T2和T1的丝瓜果实中Cd平均含量分别为0.010 mg·kg^-1FW和0.019 mg·kg^-1FW，所收获的丝瓜果实Cd浓度均未超过国标限定值。这一结论与所报道的丝瓜是一种Cd低积累蔬菜相吻合^[30]，即使污染点的土壤已经超过国家土壤环境质量标准，但在丝瓜果实中所含有的Cd仍未超过国标食品中污染物限值。分析其中的原因，可能由于植物本能地尽可能少地将有毒物质运送到果实和种子，以保证繁殖，这种现象已有诸多报道^[31-32]。

4 结论

本研究表明丝瓜与伴矿景天间作系统存在增加丝瓜果实Cd浓度的风险，但通过向丝瓜根际添加固镉菌或施加钙镁磷肥并进行间作可使土壤Cd有效态含量降低，而且添加固镉菌和施加钙镁磷肥可显著增加丝瓜结实数量，因此丝瓜与超积累植物伴矿景天间作可用于低污染土壤进行边修复边生产。但鉴于存在较高食品安全风险，在间作的同时可采取施固镉菌剂或钙镁磷肥等措施来降低果实部分Cd含量。