2023, Vol. 44
2. 江西省红壤及种质资源研究所国家红壤改良工程技术研究中心, 南昌 331717;
3. 萍乡市农业科学研究中心, 萍乡 337000
, HE Shao-lang2 , WU Duo-ji1 , ZHOU Li-jun2 , WU Lin2 , PENG Jun3 , HUANG Shang-shu2 , WANG Bin-qiang2 , HUANG Qian-ru2 , WU Jian-fu1
2. National Red Soil Improvement Engineering Technology Research Center, Jiangxi Institute of Red Soil and Germplasm Resources, Nanchang 331717, China;
3. Agricultural Science Research Center of Pingxiang, Pingxiang 337000, China
随着国民经济的快速发展, 工矿企业活动、大气沉降、土壤酸化和农业投入品不合理使用等人类活动导致土壤重金属问题日益严重[1, 2].据报道, 我国耕地土壤点位超标率为19.4%, 其中以重金属镉(Cd)超标最为突出, 点位超标率高达7.0%[3], 其中南方水稻主产区酸性农田土壤Cd污染问题更为突出[4].土壤Cd不仅会对农作物的生长和品质产生消极影响, 还能通过食物链在人体富集引起各种疾病[5, 6], 影响着农业的可持续发展.因此, 土壤Cd污染已成为当前迫切需要解决的环境问题和国内外研究热点.
如何解决土壤重金属污染, 尤其大面积的Cd污染农田, 是一个严峻且棘手的问题.在不同的修复技术中, 植物修复具有成本低且来源广等特点[7, 8], 尤其适用于中高浓度重金属污染土壤的修复.在植物修复中, 由于其农业生产条件要求太苛刻, 大部分超富集植物难以野外规模化种植, 生物产量亦比较小[9], 而且超富集植物如东南景天等经济价值较低, 种植推广困难[10].开发具有Cd富集能力的经济作物(指具有某种特定经济用途的农作物)对重金属Cd污染农田进行绿色修复, 可以在收获经济作物的同时治理污染土壤, 协同满足生态、经济和社会效益[11, 12].
粉葛(Pueraria thornsonii Benth.)为豆科葛属多年生藤本植物[13], 是一种特色经济作物, 享有“南葛北参”的美誉, 且已被列入国家“药食两品”名录.陆金等[14]调查发现矿区周边葛根对土壤重金属Cd的富集系数为4.37, 转运系数高达11.33, 说明粉葛对土壤Cd具有较强富集性.笔者团队前期研究发现粉葛是典型的Cd富集植物[15], 粉葛对Cd生物富集系数和生物量均较大, 且葛粉中Cd含量极低, 经济价值高.针对当前土壤Cd总量去除技术中富集植物生物量小、去除效率低和经济价值低等问题, 结合江西省区域红壤特点、气候条件和环境因素等, 有必要筛选适宜本土种植的Cd富集和超富集植物.目前关于粉葛对重金属Cd的吸收富集研究较少, 同时江西也是粉葛种植主产区之一, 种葛历史悠久, 种植和加工技术成熟.因此, 利用粉葛种植为修复Cd污染土壤开拓新思路, 旨在为构建“边修复边创效”的经济生态模式提供数据支撑和理论依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区1位于江西省宜春市樟树市州上乡上胡村附近(28°01′35″N, 115°26′54″E), 供试土壤为Cd轻度污染, 种植面积为8.00 hm2, 选择其中的0.13 hm2进行采样; 研究区2位于江西省新余市渝水区珠珊镇埠下村附近(27°46′36″N, 114°58′25″E), 供试土壤为Cd中度污染, 试验面积约为0.13 hm2; 研究区3位于江西省萍乡市湘东区湘东镇美健村附近(27°39′32″N, 113°42′27″E), 供试土壤为Cd重度污染, 试验面积约为0.13 hm2, 试验前土壤Cd含量和基本化学性质见表 1.
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表 1 研究区试验前土壤基本化学性质 Table 1 Basic chemical properties of soils before remediation in the study area |
1.2 试验设计
供试粉葛品种为“赣葛1号”, 由江西省红壤研究所苗圃基地培育.粉葛种植采用传统的起垄种植方式, 人工起垄, 垄宽90 cm, 垄高40 cm, 沟宽60 cm, 株距40 cm, 种植密度约为18 000株·hm-2.于2020年3月底至4月初移栽, 基肥施有机肥(枯饼)5 400 kg ·hm-2和45%硫酸钾复合肥2 400 kg ·hm-2, 其他措施按粉葛高产栽培方法进行.
1.3 样品采集与分析粉葛植株样品分别于2020年5月初(苗期)、7月初(膨大初期)、8月底(膨大期)和12月底(收获期)这4个时期进行采集.采取“S”型布点采样, 每个试验点采集长势相对一致的5株粉葛混合一个样, 每个试验点共采集4个样.每株粉葛采集块根、葛头(粉葛栽培后形成的结构)、主藤(由种茎上直接着生的藤蔓)、侧枝(由主藤上生长的藤蔓)和叶片等5个部位[15], 收获期采集植株样品同时相应采取0~20 cm土壤, 将取回来的粉葛植株进行烘干和称重(生物量).粉葛植株Cd含量采用HNO3-H2 O2消解, 土壤总Cd含量用HF-HNO3-HClO4法消解, 土壤有效态Cd含量用DTPA浸提剂浸提, 均采用电感耦合等离子体光谱仪(iCAP-RQ)测定, 检出限分别为0.002、0.025和0.007 mg ·kg-1.设置空白对照并使用国家标准物质[植株标准物质为GBW07602、GBW(E)100349和GBW(E)100351; 土壤总Cd标准物质为GBW07378和GBW07456; 土壤有效态Cd标准物质为GBW 07498和GBW 07459]进行质量控制, 测定样品回收率均在92.2% ~102.6%之间.土壤常规化学性质参照鲁如坤[16]的方法测定, 土壤pH测定采用电位法; 有机质测定采用重铬酸钾容量法; 阳离子交换量测定采用1mol ·L-1乙酸铵交换法.
1.4 数据处理试验数据为4次重复的平均值, 通过R语言(www.r-project.org, R 4.2.2)统计软件对试验数据进行方差分析和相关性分析, 所有制图采用R语言软件程序包ggplot2进行制图.
镉的生物富集、转运系数按以下公式计算[17]:
生物富集系数(BCF)=粉葛各部位Cd含量(mg ·kg-1)/土壤全Cd含量(mg ·kg-1)
转运系数(TF)=粉葛地上各部位Cd含量(mg ·kg-1)/粉葛地下部位Cd含量(mg ·kg-1)
Cd积累量按以下公式计算[18]:
Cd积累量＝粉葛各部位Cd含量(mg ·kg-1)×相应各部分的干重(g)
2 结果与分析 2.1 污染程度对粉葛生物量、镉含量及Cd积累量的影响由图 1可知, 在苗期, 中度污染葛头、主藤、叶片和总生物量(干重)分别较轻度污染降低了27.27%(P < 0.05)、5.73%、29.74%(P < 0.05)和23.67%(P < 0.05), 重度污染葛头、叶片和总生物量分别较轻度污染降低了23.64%(P < 0.05)、30.24%(P < 0.05)和20.86%(P < 0.05), 而主藤增加了3.22%.在膨大初期, 中度污染葛头、主藤、叶片和总生物量分别较轻度污染降低了66.81%(P < 0.05)、48.84%(P < 0.05)、14.14%和41.95%(P < 0.05), 重度污染葛头、主藤和总生物量分别较轻度污染降低了64.85%(P < 0.05)、8.53%和8.58%, 而叶片增加了93.99%(P < 0.05).在膨大期, 中度污染块根、葛头、主藤、叶片和总生物量分别较轻度污染降低了29.86%、5.80%、44.59%(P < 0.05)、46.82%(P < 0.05)和37.84%, 重度污染块根、葛头、主藤、叶片和总生物量分别较轻度污染降低了19.90%、5.84%、38.49%(P < 0.05)、1.12%和22.49%.在收获期, 中度污染块根、葛头、侧枝、叶片和总生物量分别较轻度污染降低了27.58%、9.79%、71.56%(P < 0.05)、55.45%(P < 0.05)和44.53%(P < 0.05), 而主藤增加了12.06%, 重度污染块根、侧枝、叶片和总生物量分别较轻度污染降低了57.92%(P < 0.05)、72.11%(P < 0.05)、53.19%(P < 0.05)和54.57%(P < 0.05), 而葛头和主藤分别增加67.73%和4.92%.在整个生育期, 粉葛生物量整体上随着Cd污染程度的加重而降低, 说明在土壤重金属的Cd胁迫下, 抑制了粉葛的生长发育.
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苗期和膨大初期将块根计入葛头; 苗期、膨大初期和膨大期将侧枝计入主藤; 不同小写字母表示同一生育期不同处理间差异显著(P < 0.05), 下同 图 1 土壤Cd污染程度对粉葛生物量(干重)的影响 Fig. 1 Effects of soil Cd pollution levels on biomass (dry wight) in Pueraria thomsonii |
随着污染程度的增加, 粉葛根系和地上部Cd含量均呈增加趋势(图 2), 在苗期, 重度污染葛头、主藤和叶片ω(Cd)分别为8.82、10.12和13.53 mg ·kg-1, 显著高于轻、中度污染(P < 0.05).在膨大初期, 重度污染葛头、主藤和叶片ω(Cd)分别为6.12、10.89和9.41 mg ·kg-1, 显著高于轻、中度污染(P < 0.05).在膨大期, 重度污染块根、葛头、主藤和叶片ω(Cd)分别为3.30、8.54、16.67和12.60 mg ·kg-1, 显著高于轻、中度污染(P < 0.05).在收获期, 重度污染块根、葛头、主藤、侧枝和叶片ω(Cd)分别为2.81、5.30、9.44、10.85和17.21 mg ·kg-1.与重度污染相比, 轻、中度污染块根Cd含量分别降低了86.86%和63.35%, 葛头分别降低了64.72%和46.60%, 主藤分别降低了87.18%和31.89%, 侧枝分别降低了96.50%和14.29%, 叶片分别降低了90.28%和68.62%.试验区粉葛块根ω(Cd)为0.22~4.63 mg ·kg-1, 均超过《食品安全国家标准: 食物中污染物限量》(GB 2762-2017)[19]中蔬菜及其制品中块根和块茎蔬菜标准限值(≤0.10 mg ·kg-1).
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图 2 土壤Cd污染程度对粉葛Cd含量的影响 Fig. 2 Effects of soil Cd pollution levels on Cd content in Pueraria thomsonii |
由图 3可知, 粉葛Cd积累量随着土壤Cd污染程度的加重而增大.在苗期, 重度污染葛头、主藤、叶片和整株Cd积累量分别为1.60、1.84、3.53和6.97 g ·hm-2, 显著高于轻、中度污染(P < 0.05).在膨大初期, 重度污染葛头、主藤、叶片和整株Cd积累量分别为5.56、30.03、25.56和61.16 g ·hm-2, 显著高于轻、中度污染(P < 0.05).在膨大期, 重度污染块根、葛头、主藤、叶片和整株Cd积累量分别为14.41、3.77、47.05、38.76和103.99 g ·hm-2, 显著高于轻、中度污染(P < 0.05).在收获期, 重度污染块根、葛头、主藤、侧枝、叶片和整株Cd积累量分别为15.28、8.37、11.86、22.01、50.58和108.10 g ·hm-2.与重度污染相比, 轻、中度污染块根Cd积累量分别降低了71.74%和42.09%, 葛头分别降低了79.78%和73.12%, 主藤分别降低了87.56%和29.59%, 侧枝分别降低了84.79%和8.75%, 叶片分别降低了90.36%和71.14%, 整株分别降低了85.16%和50.99%.
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图 3 土壤Cd污染程度对粉葛Cd积累量的影响 Fig. 3 Effects of soil Cd pollution levels on Cd accumulation in Pueraria thomsonii |
为了研究块根淀粉和副产物葛渣对重金属Cd的富集情况, 分析了不同污染程度下葛粉和葛渣的Cd含量(图 4).不同污染程度下葛粉ω(Cd)分别为0.08、0.17和0.40 mg ·kg-1, 葛粉Cd含量随土壤Cd含量的增加显著增加(F=7.08, P=0.02), 其中重度污染中葛粉Cd含量显著高于轻度.不同污染程度下葛渣ω(Cd)分别为0.52、1.38和3.74 mg ·kg-1, 葛渣Cd含量也随土壤Cd含量的增加显著增加(F=16.08, P=0.001), 其中重度污染葛渣Cd含量显著高于轻、中度.调查区域葛粉ω(Cd)为0.03~0.76 mg ·kg-1, 其中轻度污染[葛粉ω(Cd) 0.03~0.13 mg ·kg-1]和中度污染[葛粉ω(Cd) 0.11~0.22 mg ·kg-1]均未超过《药用植物及制剂外经贸绿色行业标准》(WM/T 2-2004)[20]中的标准限值(≤0.30 mg ·kg-1), 而重度污染[葛粉ω(Cd) 0.19~0.76 mg ·kg-1]仅有50%样品超过标准限值.说明在轻、中度Cd污染土壤上种植粉葛能实现Cd污染土壤的安全利用以及获取粉葛的药用和经济价值.
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将粉葛块根切碎、打浆和水洗沉淀后, 经晒干或烘干所得的淀粉为葛粉, 而生产葛粉过程中产生的副产物为葛渣 图 4 土壤Cd污染程度对粉葛葛粉和葛渣Cd含量的影响 Fig. 4 Effects of soil Cd pollution levels on Cd accumulation of arrowroot and Radix puerariae in Pueraria thomsonii |
从图 5中可以看出, 粉葛总生物量和Cd积累量均随着生育期增长而显著增加, 其中重度污染粉葛生物量较轻、中度污染比随生育期增加而增长缓慢.在轻度污染, 收获期粉葛总生物量较苗期、膨大初期和膨大期分别增加了35.03、2.89和1.12倍, 收获期粉葛Cd积累量较苗期、膨大初期和膨大期分别增加了15.09、1.06和0.50倍.在中度污染, 收获期粉葛总生物量较苗期、膨大初期和膨大期分别增加了24.13、2.89和0.82倍, 收获期粉葛Cd积累量较苗期、膨大初期和膨大期分别增加了63.51、6.28和3.50倍.在重度污染, 收获期粉葛总生物量较苗期、膨大初期和膨大期分别增加了19.67、0.93和0.24倍, 收获期粉葛Cd积累量较苗期、膨大初期和膨大期分别增加了14.21、0.73和0.20倍.
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图 5 粉葛总生物量和Cd积累随生育期的动态变化 Fig. 5 Changes in total biomass and Cd accumulation in Pueraria thomsonii with growing period |
由图 6可以看出, 粉葛各部位生物量所占比例由大到小为: 块根(38.16% ~53.78%)>侧枝(15.36% ~29.97%)>叶片(17.25% ~22.13%)>主藤(4.20% ~9.71%)>葛头(3.14% ~11.58%).粉葛地上部Cd含量显著高于地下部, 其分布规律主要表现为: 主藤(20.70% ~26.39%)>叶片(16.81% ~37.72%)>侧枝(8.24% ~37.23%)>葛头(11.32% ~40.57%)>块根(4.12% ~7.99%).粉葛各部位对Cd的积累量所占比例由大到小为: 叶片(28.32% ~47.71%)>侧枝(18.79% ~42.68%)>块根(14.41% ~27.43%)>主藤(9.43% ~16.20%)>葛头(4.37% ~10.76%).总体上, 随着土壤污染程度的增加, 粉葛地上部Cd含量及Cd积累量所占比例也随之增加, 而降低了粉葛地下部Cd含量及Cd积累量占比; 同时粉葛块根生物量呈现出随污染程度先增加而又下降的趋势.
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(a)生物量; (b)Cd含量; (c)Cd积累量 图 6 粉葛各部位生物量、Cd含量和积累量分配格局 Fig. 6 Distribution pattern of biomass, Cd content, and accumulation in Pueraria thomsonii tissues |
从表 2可以看出, 本试验区, 粉葛各部位对Cd的生物富集系数为0.08~7.97, 其中BCF块根/土壤和BCF葛头/土壤随污染程度的增加而显著降低(P < 0.05), 而BCF主藤/土壤、BCF侧枝/土壤和BCF叶片/土壤均为中等污染明显高于轻度和重度污染.从表 3可以看出, TF块根-葛头随污染程度的增加而显著降低(P < 0.05), TF块根-叶片随污染程度的增加而显著增加(P < 0.05), 而TF块根-主藤和TF块根-侧枝均为中等污染高于轻度和重度污染.总体上, 块根和葛头对土壤Cd的生物富集系数随污染程度降低, 主藤、侧枝和叶片呈现随污染程度先增加后降低的趋势; 污染程度的增加降低了块根向葛头重金属Cd的转运, 而增加了重金属Cd向叶片的转运能力, 主藤和侧枝呈现随污染程度先增加后降低的趋势.
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表 2 不同土壤Cd污染程度下粉葛各部位生物富集系数1) Table 2 Bioconcentration factor in Pueraria thomsonii tissues under different soil Cd pollution levels |
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表 3 不同土壤Cd污染程度下粉葛各部位转运系数 Table 3 Transport factor in Pueraria thomsonii tissues under different soil Cd pollution levels |
2.3 相关性分析
为进一步了解土壤环境因子与粉葛各部分Cd含量以及粉葛各部分间Cd含量的相互关系, 对2019~2021年的3年间共80份土壤及对应粉葛植株数据进行分析.土壤pH、有机质、阳离子交换量、有效态镉、总镉和粉葛各部位Cd含量等12个指标相关性分析结果表明, 粉葛块根、葛头、主藤和叶片Cd含量与土壤总Cd含量、土壤有效态Cd含量、土壤有机质含量和土壤阳离子交换量呈显著正相关(P < 0.05, 图 7).而土壤pH对粉葛各部位中Cd含量影响均较小(P>0.05), 侧枝中Cd含量受土壤环境因子影响较小(P>0.05, 图 7).粉葛块根、葛粉、葛渣、葛头、主藤、侧枝和叶片中镉含量等7个指标相关性分析结果表明, 粉葛块根与葛粉、葛渣、葛头、主藤、侧枝和叶片中Cd含量均呈显著正相关(P < 0.05, 图 8), 葛头与主藤、侧枝和叶片, 主藤与侧枝和叶片, 侧枝与叶片间也均呈显著正相关(P < 0.05).
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点表示因变量(y值), 线表示拟合最好的直线(回归线), 阴影表示置信区间, 下同 图 7 土壤环境因子与粉葛Cd含量相关性分析 Fig. 7 Correlation analysis of soil environmental factors and Cd content in Pueraria thomsonii |
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图 8 粉葛各部分Cd含量间的相关性分析 Fig. 8 Correlation analysis of Cd content in Pueraria thomsonii tissues |
重金属Cd会引起植物生理特征的改变, 并对植物产生一定的毒害作用[21], 但也有部分植物对重金属Cd具有一定耐性甚至富集作用.龙玉梅等[22]研究发现, 籽粒苋、龙葵、商陆和青葙等对Cd均有较强的耐受能力, 均未出现叶片失绿、叶片卷曲等现象.生物量的大小是影响重金属植物修复的关键[23], 本文发现粉葛产量和生物量均随着土壤镉Cd含量的增加而显著降低, 高浓度的Cd会限制富集植物如龙葵的生长[24].陈迪等[25]研究发现在高Cd含量下植物的生命活动受到抑制, 导致生物量降低.高昆等[26]研究发现, 随着土壤铜浓度的增加, 粉葛叶尖及叶缘逐渐变黄、焦枯, 甚至脱落死亡.田晓锋等[27]试验发现长时间高浓度的Cd胁迫对梧桐幼苗根系生长表现出强烈抑制作用.李希铭等[28]也发现随着Cd浓度增加, 紫花苜蓿根系生物量明显下降, Cd浓度越高对紫花苜蓿生长产生的伤害越严重.本试验中粉葛产量(块根干重)为5.04~11.98 t ·hm-2, 生物量为13.21~29.07 t ·hm-2, 粉葛生物量较大, 在不同程度Cd污染[ω(Cd) 0.32~38.08 mg ·kg-1]条件下粉葛均能正常生长, 且生长较快, 均未出现肉眼可见的Cd中毒现象, 说明粉葛对重金属Cd具有很强的耐受能力.
重金属Cd在作物体内的积累和分布, 反映着作物对Cd的耐受性和富集能力[29].本研究发现随着土壤Cd含量的增加, 粉葛地上部和地下部Cd含量和Cd积累量均呈现增加趋势, 表现为地上部>地下部, 且粉葛地上部Cd主要积累在主藤和叶片内.有研究表明, 植物对Cd的吸收量与土壤Cd含量呈显著正相关[30], 与本文的结果相似.李俊凯等[31]研究发现Cd富集型植物能够从土壤中主动吸收并富集Cd, 并将地下部吸收的Cd转移至地上部.粉葛地上部对Cd富集能力最强, 而强大的木质部装载能力提高了镉从根到地上部的转运效率[32].不同部位对Cd的累积存在基因型差异也是造成粉葛各部位Cd含量差异的因素之一[33].曾春阳等[34]研究发现苦荬菜和油葵根际分泌的有机酸可以通过改变土壤pH和溶解性有机碳来影响土壤溶液中Cd的溶解性和形态, 从而影响Cd土壤中的生物有效性, 促进植物对重金属Cd的吸收.有研究表明植物细胞壁上的果胶和蛋白能够与Cd结合, 有利于Cd向上转移至液泡浓度更高的叶片中[35].土壤中Cd含量越高, 粉葛各部位Cd含量也较高, 土壤中重金属Cd被粉葛的块根吸收后, 首先在块根和葛头中积累, 然后被转运到其他部位.由于大田环境条件复杂, 不同试验点天气状况、土壤肥力水平、灌溉及排水等措施和土壤微生物活动等因素也能影响粉葛的Cd积累转运能力.
富集系数和转运系数反映了重金属在植物体内的积累能力和重金属从根转运到地上部的能力[36].本研究发现在中度Cd污染条件下粉葛对Cd富集和转运系数极高, 均明显大于1, 富集植物通常能将根系中大量的Cd转移到地上部分, 因而有较高的转运系数.本研究发现粉葛对Cd的积累量大(15.74~106.03 g ·hm-2), 粉葛生物量大、适应性广、对重金属镉耐受性强和具有发达的根系, 说明粉葛是一种潜在的Cd富集植物.粉葛虽然富集能力无法与超富集植物相比[37, 38], 但能蓄积较大量的重金属Cd, 生物量较大且具有经济价值等优点, 表现出了良好的修复Cd污染土壤的潜力.本研究还发现鲜食粉葛块根其Cd含量均超过食品中Cd限量标准, 说明长期食用Cd污染地区块根存在潜在安全风险; 而在中度污染条件下收获的葛粉均符合食品安全, 利用粉葛(用作葛粉)来修复Cd污染农田, 既可以有效移除土壤中重金属Cd, 又能带来良好的经济收益.在重度Cd污染条件下, 粉葛可以用作绿肥和富集作物, 对土壤中重金属Cd生物移除实现修复的目的.针对粉葛秸秆及其废弃物含有大量重金属镉带来的二次污染[15], 可采用以下方式处理: ①送至专门化机构进行植物冶炼; ②秸秆回收利用制造纸板等产品; ③经过生物发酵降解等肥料还田; ④超标严重的块根可用于酒精酿造.因此, 以种植粉葛发展葛粉相关产业来对重金属污染, 尤其对中度Cd污染耕地进行修复治理和种植产业结构调整, 不仅可以较大程度地降低政府对重金属污染土壤治理投入, 引导农民参与修复治理; 而且在修复过程中, 可增加农民收入, 具有良好的经济效益.
由于田间试验条件的限制, 本研究区中度污染ω(Cd)为1.21 mg ·kg-1, 而重度污染ω(Cd) 为38.02 mg ·kg-1, Cd污染程度跨度较大, 目前已通过盆栽梯度试验探讨土壤Cd污染水平会导致粉葛经济产物(葛粉)超标.针对中度镉污染葛粉食用安全问题, 可以通过土壤钝化调酸, 降低粉葛块根对Cd吸收; 针对重度Cd污染(如矿区周边), 可以施用释放剂增加土壤重金属活性[39]或增施有机肥促进粉葛生物量[40], 实现粉葛对重金属Cd的高效快速移除.今后需进一步试验探索粉葛对重金属Cd富集分配的内在机制关系, 特别是生理及分子水平; 寻找Cd高积累或低积累粉葛品种等; 综合其经济价值、食品安全和生物移除(生物量)等挖掘粉葛为潜在的Cd富集植物.
4 结论研究区粉葛生物量和Cd积累量均较大, 粉葛具有很强的Cd积累能力, 在土壤ω(Cd) 为0.32~1.21 mg ·kg-1条件下, 葛粉ω(Cd) 为0.03~0.22 mg ·kg-1, 均低于限量标准值.随着土壤Cd含量不断增加, 粉葛植株Cd含量也显著增加.中度Cd污染粉葛地上部对Cd的富集能力最强, 粉葛从根系向茎叶Cd转运能力较强, 而根部对Cd的积累能力较弱.基于粉葛对重金属Cd耐受性强、生物量大、富集系数高和收获产品具有经济价值等优势, 粉葛是一种适合用作Cd污染土壤修复的潜力植物.
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