2020, Vol. 39
2. 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室(南京土壤研究所), 南京 210008;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
2. Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
2014年全国土壤污染状况调查公报显示：我国耕地土壤环境质量堪忧，耕地土壤点位超标率为19.4%，主要污染物为镉、镍、铜、砷、汞、铅、滴滴涕和多环芳烃等，其中镉、汞的点位超标率达到7.0%和1.6%。汞具有极强的神经毒性和致畸形，并且累积效应和遗传毒性显著[1]。镉是毒性极大的重金属元素，在土壤、水、大气中具有很高的迁移性[2]。我国贵州省铜仁地区拥有丰富的汞矿资源，长期汞矿开采与冶炼活动不仅导致当地农田土壤汞污染较为严重，土壤汞含量最高可达129.4 mg∙kg-1[3-4]，还导致多种农产品可食部位的汞含量超标。研究表明，铜仁地区空心菜、白菜、辣椒和玉米等农产品中汞的含量分别达到0.168、0.222 9、0.521 9 mg∙kg-1和0.039 7 mg∙kg-1；辣椒中的镉含量为0.065 mg∙kg-1 [4]，远高于《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2012）规定的汞、镉含量限值。种植对重金属具有修复功能的非食用性经济植物，是一种切断重金属从污染农田土壤进入食物链、降低重金属人体健康风险的有效措施。
苎麻又名“中国草”，是多年生草本植物，生长迅速，生物量大，是中国传统的经济作物和重要的纺织原料。研究显示，苎麻具有较强的汞、镉耐受能力和累积能力[5-6]。苎麻对汞的耐受阈值可达到130 mg∙ kg-1，累积系数最高可达0.32，转运系数最高可达0.91[7-8]；苎麻的镉含量是一般植物的2~10倍，对镉的累积系数最高可达2.1，转运系数最高可达3.0[9-10]。但是，苎麻对汞、镉的累积特性研究大部分都是基于盆栽试验和人为制备污染土的研究结果[7, 11-17]，且对汞、镉复合污染的研究较少。
为此，本研究对铜仁地区某乡镇农田种植的苎麻和对应的土壤样品进行采集，定量分析了土壤中汞、镉含量、pH、DOC和对应苎麻根部、麻秆、麻皮及麻叶中的汞、镉含量，在此基础上，计算了苎麻对汞、镉的累积系数和转运系数，以期明确实际田间种植条件下苎麻对汞、镉的吸收累积特征，为苎麻作为汞镉复合污染农田土壤修复植物提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况铜仁地区部分农田汞、镉污染通过食物链对人体健康造成了潜在危害[18]。研究区是位于贵州省铜仁市某乡镇的农田区域，位置坐标为东经109°15′05″，北纬27°27′33.72″，海拔高度为441 m，属于中亚热带季风湿润气候，年平均气温16.1 ℃，年平均降水量1400 mm，常年主导风向为东北风[19]。该农田区域原为水稻种植区，在当地政府引导下进行了种植结构调整，统一种植了约6.67 hm2苎麻。苎麻的移栽种植时间为2018年4月，品种为湘饲苎一号。对研究区的土壤进行调查分析，土壤汞含量0.381~9.040 mg·kg-1，土壤镉含量0.131~7.814 mg · kg-1，有机质含量为15.16~24.14 g∙kg-1，全氮含量为0.96~1.62 g∙kg-1，全磷含量为0.50~0.65 g·kg-1，全钾含量为17.47~24.51 g·kg-1，阳离子交换量为7.82~10.66 cmol·kg-1。
1.2 样品的采集与测定采样时间为2018年11月22—23日，多云，气温为20 ℃/6 ℃，此前一周天气为小雨。此时为苎麻移栽后的第7个月，属当年二麻收获前夕，株高约为80 cm。整个研究区有140余个零散小田块，按照灌溉地形将其划分为46个地块，每个地块面积区间为800~ 1200 m2。每个地块采用5点采样法采集5穴的苎麻样，采样面积为2 m × 2 m。同时，在采集每穴苎麻时收集该穴根部0~20 cm的土壤，5穴混合均匀后采用四分法分样，每地块最后获得1000 g新鲜土壤样品。一共采集苎麻样品46份，对应的土壤样品46份。图 1为采样点位示意图。
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图 1 采样点位示意图 Figure 1 The sampling sites of research area |
植物样品先用蒸馏水冲洗掉泥土后，再将其所有的根部、麻秆、麻皮和麻叶样品分开收集，随后自然风干再进行冷冻干燥。用粉碎机将植物样品进行粉碎，过60目筛。土壤样品经冷冻干燥后研磨过100目筛。
土壤汞的测定：称取0.200 0 g土壤样品于具塞试管中加入5 mL王水（盐酸:硝酸:水=3:1:4）沸水浴消解2 h，每30 min摇晃一次试管，消解完后用5%盐酸定容至25 mL[20]。结果显示，空白加标回收率为86.2%~113.8%，符合质量控制标准。
植物样品汞的测定：称取0.200 0 g植物样品于聚四氟乙烯罐中，加入5 mL HNO3和3 mL H2O2，放入烘箱140 ℃下消解4 h，自然冷却后，超声脱气2 min，将消化液用5%盐酸定容到25 mL。结果显示，空白加标回收率为83.6%~116.4%，符合质量控制标准。
土壤镉的测定：称取0.200 0 g土壤样品于聚四氟乙烯罐中加入4 mL王水（盐酸:硝酸=3:1）和1 mL HClO4，在105 ℃下消解6 h，冷却后在电炉上赶酸至1 mL，消解液用5%盐酸定容至25 mL[5, 21]。结果显示，空白加标回收率为80%~120%，符合质量控制标准。
植物样品镉的测定：称取0.200 0 g植物样品于聚四氟乙烯罐中，加入6 mL HNO3和2 mL H2O2，放入烘箱140 ℃下消解6 h，冷却后在电炉上赶酸至1 mL，将消化液用5%盐酸定容到25 mL[18]。结果显示空白加标回收率为93.5%~106.5%，符合质量控制标准。
通过原子荧光光度计（北京宝德-AFS-2000）和石墨炉原子吸收光谱法（PerkinElmer-PinAAcle900Z）分别测定汞和镉的含量，消解过程中选用生物成分分析标准物质-芹菜[GBW10048（GSB26）]和土壤成分分析标准物质[GBW07405（GSS-5）]进行消解质量控制，每10个样品加入一个平行样进行质量控制，测定过程中则采用每10个样品加入一个标准单位样品（1 μg·kg-1）进行质量控制，采用平均值表示测定结果。结果显示，重复样品的变异系数为0.4%~6.9%。
参照鲍士旦的《土壤农化分析》进行土壤理化性质测定。土壤pH采用1:2.5土液比浸提，pH计测定；土壤有机质含量采用重铬酸钾外加热法测定；全氮含量采用半微量开氏法测定；全磷含量采用HClO4-HF消解-钼锑抗比色法测定；全钾含量采用火焰光度计测定。土壤阳离子交换量（CEC）采用乙酸铵交换法-中和滴定法测定。
土壤溶解性有机碳（DOC）测定：称取10 g新鲜土壤样品至50 mL离心管中，加入40 mL蒸馏水，常温下振荡提取40 min，5000 r·min-1离心15 min，上清液过0.45 μm滤膜后，用Multi N/C 3100总有机碳（TOC）测定仪测定DOC含量。每个处理重复测定3次，采用平均值表示测定结果[22]。
1.3 数据处理数据采用Excel进行常规分析。用SPSS 24数据软件进行统计分析，用Spearman相关系数进行显著性分析。采用OriginPro 2017版本进行绘图。
累积系数代表了植物从土壤中吸收重金属到植物体的能力，也有研究称其为生物富集系数（Bioaccumulation factor，BAF）或生物浓缩系数（Bioconcentration factor，BCF）。转运系数（Translocation factor，TF）代表了植物将重金属从根部转移到地上部分的能力，可用于评估植物的重金属累积潜力[2, 23-25]。采用单因子污染指数法计算土壤中重金属污染[26]。
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式中：Pi代表污染物单因子指数，Ci为土壤实测含量，mg∙kg-1；S为《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618—2018）中的风险筛选值（表 1）。
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表 1 农用地土壤汞、镉污染风险筛选值（mg·kg-1） Table 1 Soil mercury and cadmium pollution screening values in agricultural land(mg·kg-1) |
本研究区土壤中的镉、汞含量分布情况如图 2所示。研究区表层土壤中汞含量分布范围为0.381~9.040 mg·kg-1，中间值为0.819 mg·kg-1，变异系数为1.165；镉含量分布范围为0.131~7.814 mg·kg-1，中间值为0.362 mg·kg-1，变异系数为1.773，由变异系数可知研究区土壤中汞、镉的空间分布差异大。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）（GB15618—2018）》中列出的汞、镉的风险管制值，计算研究区土壤汞、镉污染情况，结果显示土壤中汞超过风险管控值的样品数为10.87%，镉超过风险管控值的样品数为67.39%。
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图 2 研究区各地块汞、镉含量 Figure 2 Distribution of mercury and cadmium in the research area |
苎麻各部位的汞、镉含量分布如图 3所示。从图 3（a）看出，根部汞含量分布范围为58.02~136.97 μg· kg-1，中间值为86.02 μg·kg-1；麻秆汞含量分布范围为60.6~560.45 μg·kg-1，中间值为99.60 μg·kg-1；麻皮汞含量分布范围为113.26~3 860.51 μg·kg-1，中间值为284.43 μg·kg-1；麻叶汞含量分布范围为446.1~1 686.3 μg·kg-1，中间值为886.63 μg·kg-1。麻皮和麻叶中的汞含量明显高于根部。文献报道，苎麻在汞污染土壤中生长时，各部位汞含量表现为麻皮>麻叶>麻秆[27]。本研究结果与盆栽条件下苎麻的汞累积部位相近，这表明麻皮和麻叶可能为苎麻对汞的主要储存部位。
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图 3 汞和镉在苎麻各部位的分布情况（n=46） Figure 3 Distribution of mercury and cadmium in different parts of ramie(n=46) |
从图 3（b）看出，根部镉含量分布范围为10.1~1 527.8 μg·kg-1，中间值为98.35 μg·kg-1；麻秆镉含量分布范围为7.17~1 203.63 μg·kg-1，中间值为154.67 μg·kg-1；麻皮镉含量分布范围为11.57~1 838.14 μg· kg-1，中间值为179.96 μg·kg-1；麻叶镉含量分布范围为77.12~842.41 μg·kg-1，中间值为212.64 μg·kg-1。根部、麻秆、麻皮、麻叶中镉含量的范围十分接近。有研究结果表明，镉对叶绿素存在低促高抑现象[10-12, 16, 28-29]。当土壤镉含量低于5 mg·kg-1时，会促进苎麻根系及叶片生长，增强光合速率，但镉含量超过25 mg·kg-1时，镉会破坏叶绿体结构，抑制叶绿素的生成，减低叶片中叶绿素含量，影响苎麻生长[10]。并且，只有土壤镉含量超过20 mg·kg-1时，苎麻地上部分镉含量才会出现达到饱和并开始下降的现象[29]。综合研究区的镉污染情况，该农田97%的土壤镉含量均低于2 mg·kg-1，苎麻受到的镉毒害较低，镉对苎麻的根部及地上部均为促生作用。所以，镉较均匀分布在苎麻各个部位。
为进一步分析汞和镉在苎麻各部位的转运分布情况，本研究继续将苎麻各部位的汞、镉含量进行Spearman相关性分析（图 4）。从图 4（a）看出，根部、麻皮与麻秆中的汞含量呈显著正相关，但麻叶只与麻皮存在显著正相关。根部、麻皮和麻秆是苎麻对汞的吸收转运通道，所以具有显著正相关。麻叶代谢速度快，生命周期短于茎和根[16]，所以不可能是长时间累积导致汞含量偏高。此结果可能是麻叶在生长过程中从苎麻体根部吸收转运累积的汞以及麻叶从大气吸收和吸附汞的共同作用。从图 4（b）看出，苎麻各部位镉含量间都存在显著相关性，证明镉在苎麻体内可能是通过单一且相同的通道进行体内运输并且未受到根部累积生理防线的影响。
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图 4 苎麻各部位汞、镉含量间的相关系数 Figure 4 Correlation coefficient between mercury and cadmium contents in different parts of ramie |
苎麻各部位对汞的累积系数、转运系数如图 5所示。从图 5（a）中可看出，根部对汞的累积系数范围为0.008~0.256，中间值为0.099；麻秆对汞的累积系数范围为0.017~0.805，中间值为0.113；麻皮对汞的累积系数范围为0.040~4.826，中间值为0.378；麻叶对汞的累积系数范围为0.126~2.762，中间值为1.016。从图 5（b）中可看出，麻秆对汞的转运系数范围为0.583~4.931，中间值为1.173；麻皮对汞的转运系数范围为1.579~33.969，中间值为3.236；麻叶对汞的转运系数范围为5.452~22.595，中间值为10.015。麻叶对汞的累积系数明显高于根部、麻秆；苎麻地上部对汞的转运系数分布为麻叶>麻皮>麻秆。韩少华等[7]研究表明，在2 mg·kg-1汞污染水平下，苎麻对汞的累积系数范围为0.06~0.32，对汞的转移系数范围为0.67~0.80。其研究与本文的汞污染程度相近，但其累积系数范围较本研究略低，其转运系数远低于本研究。唐贵才等[30]通过研究苎麻在铅、镉复合污染条件下重金属的吸收累计特征，发现镉会促进苎麻对铅的吸收。所以，可能是土壤中的镉促进了苎麻对汞的吸收，提升了苎麻对汞的累积转运能力。
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图 5 苎麻各部位对汞的累积、转运系数（n=46） Figure 5 The BAF and TF of mercury in different parts of ramie(n=46) |
苎麻各部位对镉的累积系数、转运系数如图 6所示。从图 6（a）中可看出，根部对镉的累积系数范围为0.003~5.993，中间值为0.311；麻秆对镉的累积系数范围为0.011~3.592，中间值为0.383；麻皮对镉的累积系数范围为0.015~3.725，中间值为0.527；麻叶对镉的累积系数范围为0.015~2.451，中间值为0.645。从图 6（b）中可看出，麻秆对镉的转运系数范围为0.055~8.000，中间值为1.818；麻皮对镉的转运系数范围为0.089~10.830，中间值为2.255；麻叶对镉的转运系数范围为0.283~16.175，中间值为2.216。苎麻各部位对镉的累积转运系数无明显差别。佘玮等[31]在对矿区的苎麻进行调查发现，苎麻地上部对镉的累积系数范围为0.09~2.06，地下部对镉的累积系数范围为0.03~1.59，转运系数范围为0.69~3.00。对比其研究结果，本研究区苎麻对镉的累积能力较低，但转运能力较强。唐贵才等[30]通过研究苎麻在铅、汞复合污染条件下重金属的吸收累计特征，发现汞会抑制苎麻对铅的吸收。所以，可能是土壤中汞抑制了苎麻对镉的吸收，造成苎麻对镉的累积能力下降。
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图 6 苎麻各部位对镉的累积、转运系数（n=46） Figure 6 The BAF and TF of cadmium in different parts of ramie(n=46) |
本研究区为农田区域，定期定量施加氮、磷、钾等复合肥，各地块营养元素含量相近。土壤pH是土壤重要的理化性质之一，土壤pH的变化不仅会影响土壤肥力及养分，还会影响土壤中重金属的有效性及迁移转化过程[32]；溶解性有机碳（DOC）不仅对土壤营养元素（如碳、氮、磷）和污染物的化学活性与生物活性有直接的影响，还是许多无机污染物的主要迁移载体，同样影响了重金属迁移转化[22]。所以，分析土壤pH、DOC对苎麻吸收转运汞、镉的影响将有助于解释苎麻对农田土壤中汞、镉的吸收累积特征。
本研究将pH值及土壤的溶解性有机碳含量与苎麻不同部位的汞、镉含量进行Spearman相关性分析（表 2）。土壤DOC与麻秆、麻皮中的汞含量呈现显著负相关，表明土壤中的DOC含量上升会导致苎麻麻秆、麻皮中汞含量的下降。土壤pH与麻秆、麻皮中的镉含量呈显著负相关，可能是酸性土壤环境会使得土壤中交换态的镉含量增加[14]，进而促进苎麻的麻秆、麻皮两个部位对镉的吸收储存。
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表 2 土壤pH、DOC与苎麻各部位汞、镉含量的相关性（n=46） Table 2 Correlation between soil characteristics and mercury and cadmium contents in various parts of ramie(n=46) |
为了进一步解释上述结果，对土壤汞含量、镉含量、土壤pH和DOC之间进行Spearman相关性分析，结果如表 3所示。本研究中，研究区pH范围为4.71~ 7.27，在该区间内汞的迁移性较强，利于汞-土壤解吸行为的发生，且汞-甲基化过程会受到一定程度抑制[32]。土壤DOC含量升高导致的土壤pH下降，这可能是土壤腐殖化形成的有机酸为土壤提供了氢离子造成的。土壤氢离子的增加，首先会导致土壤中汞的氢氧化物形态减少，土壤胶体对氢氧化物态汞的吸附量减少，其次还会加强氢离子竞争汞离子吸附点位的能力，降低有机质-汞络合物的稳定性，增强汞在土壤中的迁移能力[32]。但在本pH范围内，pH的下降还会导致土壤Eh的升高，与土壤中的S2-形成HgS[32]，使得土壤中的汞难以被苎麻吸收。所以，土壤DOC含量越高，一方面会使土壤中汞的迁移能力增强，但也有可能会致使汞的生物有效性降低。
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表 3 研究区pH、DOC与土壤汞、镉含量及相互间的相关性（n=46） Table 3 pH，DOC，Hg and Cd contents in soil and their correlation in the study area（n=46） |
有研究表明，当土壤的镉浓度高于10 mg·kg-1时，DOC对土壤中镉的吸附解吸影响将显著强于镉浓度低于10 mg·kg-1时的土壤[22]。本研究区97%的土壤镉含量均低于2 mg·kg-1，DOC对镉的吸附能力相对较弱。所以，Spearman相关性分析会出现土壤DOC与镉含量之间不存在显著相关性的结果。
3 结论（1）苎麻的麻皮、麻叶中的汞含量显著高于根部；根部、麻秆、麻皮与麻叶中的镉含量十分接近。
（2）苎麻麻叶对汞的累积系数明显高于根部、麻秆；苎麻地上部对汞的转运系数分布为麻叶>麻皮>麻秆。苎麻各部位对镉的累积转运系数无明显差别。
（3）土壤中的DOC含量上升会导致苎麻麻秆、麻皮中汞含量的下降，土壤pH的下降会促进苎麻的麻秆、麻皮两个部位对镉的吸收储存。
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