鲍广灵，陶荣浩，张慧敏，叶文玲，胡兆云，周彩玲，马友华*

（1.农田生态保育与污染防控安徽省重点实验室，安徽农业大学资源与环境学院，合肥 230036；2.铜陵市义安区农业技术推广中心，安徽 铜陵 244000）

我国硫铁矿产资源丰富，其开采会使周围生态环境受到破坏，采矿过程中排放的废水、废气和废渣等重金属污染物会通过大气沉降、污水灌溉以及地表径流等方式进入矿区周边农田[1]。现阶段国内对硫铁矿区土壤重金属污染研究主要体现在重金属含量、空间分布等方面，而有关硫铁矿区对周边农田土壤质量的影响、筛选高富集植物的系统性研究报道较少[2−3]。针对污染物含量高于农用地土壤污染风险筛选值（管制值）的土壤，2018年8月国家生态环境部发布的《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中提及了替代种植、退耕还林等严格管控措施[4]，高富集植物的筛选和种植适用于重度污染矿区周边农田的修复利用[5]。

蓖麻被认为是一种潜在的修复土壤重金属污染的植物，其根系较广、生物量大、生长势强，能够充分适应广泛的环境条件[6−7]。同时，蓖麻是一种非食用的经济作物，是生物燃料和生物柴油生产所需的能源作物。因此，蓖麻在解决日益增加的能源需求和Cd污染农田的修复这两个全球难题方面具有很好的研究价值[8−9]。不同品种的蓖麻对重金属的累积存在较大的差异，因此，筛选具有实际应用价值的Cd、Pb 超富集植物具有非常重要的意义[10−11]。研究发现，不同蓖麻品种对Cd的富集能力也存在巨大差异。王沛琦等[12]的研究结果表明，在Cd 污染农田中不同蓖麻品种农艺性状表现各异，生物量不同，蓖麻吸收的Cd主要集中在地上部分，不同品种均有一定的Cd 富集和转移能力。尹明等[13]的研究结果表明，7 种红麻在重度污染耕地中的Cd移除量为72.49～149.17 g·hm−2，在轻微污染耕地中的Cd 移除量为25.95～49.91 g·hm−2，红麻各部位Cd 的富集能力为叶＞根＞茎，转移能力为叶＞茎。目前全国各区域均开展了重金属高富集植物品种修复筛选工作，明确当地主要重金属累积的品种差异、阐明制约重金属累积的关键过程和因素是筛选适配区域条件的高富集植物品种的重要基础[14]。另外，目前的品种筛选通常是以特定污染元素为目标，缺乏针对多种污染元素的多目标筛选[15]。

本研究在安徽省铜陵市义安区某大型硫铁矿区周边农田建立试验小区，以18 个蓖麻品种为材料，筛选Cd、Pb 高富集蓖麻品种。周边耕地土壤普遍遭受到Cd、Pb复合污染，大部分农产品中Cd、Pb含量超过食品安全国家标准。本研究旨在探讨Cd、Pb 胁迫对重金属的累积转运及蓖麻生长情况的影响，以期筛选出适宜推广种植的Cd、Pb高富集蓖麻品种，为我国矿区Cd、Pb 复合污染农田土壤安全利用提供有效的参考依据。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

试验地为安徽省铜陵市义安区东部某严格管控类耕地，距铜陵市区约30 km。当地属于北亚热带季风过渡区，四季分明，年平均气温16.1 ℃，雨量适中，湿度较大，日照充足，无霜期长，季风气候显著。铜陵是我国重要的产矿地区之一，试验地周围有1 个大型硫铁矿，矿区周边农田已遭受不同程度的Cd、Pb复合污染，其中农田土壤Cd 存在重度污染，Pb 存在中度污染的情况。

1.2 材料

1.2.1 土壤

试验前期采用五点取样法采集蓖麻相应生长土壤表层土样（0～20 cm）约500 g，混合均匀装入样品袋，用于土壤本底值检测。土壤基本性状：Cd 全量为1.64 mg·kg−1，有效态Cd 为0.828 mg·kg−1，Cd 含量高于农用地土壤污染风险管制值，属于重度污染；Pb 全量为208 mg·kg−1，有效态Pb 为55.2 mg·kg−1，Pb 含量高于农用地土壤污染风险筛选值，低于农用地土壤污染风险管制值，属于轻度污染。试验小区土壤pH 为4.89，有机质含量为32.81 g·kg−1，有效磷含量为43.17 mg·kg−1，全氮含量为1.16g·kg−1，碱解氮含量为189.21mg·kg−1。

1.2.2 蓖麻品种

供试蓖麻（Ricinus communisL.）共有18 个品种，分别用BM−1～BM−18 表示，均由淄博市相关试验站提供，在试验地生长良好。

1.3 试验设计

试验采取随机区组的方式进行，18 个蓖麻品种为18 个不同处理，每个处理3 个重复，共54 个小区，小区面积为24 m2，每个品种每个小区栽种3 行，每行3 穴，每穴一粒，栽种9 粒，共栽种27 粒。蓖麻使用中等种植密度（15万株·hm−2），行距100 cm，株距60 cm。本试验于2020 年5 月份在安徽省铜陵市义安区某严格管控类耕地上进行大田试验，在蓖麻播种前一周进行基肥的播撒（50 kg·hm−2的氮磷钾三元素复合肥），播种1 个月后进行田间除草，及时进行田间排水和除虫等工作，3个月后再次进行除草后及时补肥（15 kg·hm−2的氮肥）。2020 年10 月19 日（生长周期大约5 个月后）进行采样，测定各小区产量，并采集各试验小区的根际土样[16]及蓖麻品种植株样。

1.4 样品处理与分析

采集的蓖麻样品分为根、茎、叶、壳和籽粒5 个部分。植株先清洗干净，再用去离子水清洗；根部使用10 mmol·L−1的乙二胺四乙酸溶液清除Cd 离子，最后用去离子水清洗。对样品进行称量，得到其相关部分的鲜质量。将样品放入105 ℃烘箱中进行杀青，30 min后再调至80 ℃的烘箱内烘干并称质量，最后利用不锈钢粉碎机进行粉碎。土壤、植株干样品经微波消解后，用原子吸收分光光度计测定，得出Cd 和Pb 含量。

参照相关标准（GB 23739—2009）测定土壤有效态Cd（DTPA−Cd）、有效态Pb（DTPA−Pb），用德国耶拿Z700P 原子吸收分光光度计火焰法测定[17]。蓖麻不同组织中Cd、Pb 的测定参照标准GB/T 500915—2003，用德国耶拿Z700P原子吸收分光光度计石墨炉法测定[18]。土壤常规指标按照国标方法和《土壤农化分析》[19]进行测定，土壤蔗糖酶活性采用3,5−二硝基水杨酸比色法测定，过氧化氢酶活性采用重铬酸钾滴定法测定，脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定[20],土壤蛋白酶活性采用加勒斯江法测定[21]。土壤pH 用去CO2蒸馏水浸提（土水比1∶2.5），而后用精密pH 计（TARTER2100）测定。以国家标准参比物质土壤样品（GBW07461）和植物样品（GBW10045）进行质量控制，国标样分析结果均在允许误差范围内。根据以下公式计算相关指标：

转运系数（TF）=植株地上部重金属含量（mg·kg−1）/植株地下部重金属含量（mg·kg−1）[22]

富集系数（BCF）=植株重金属含量（mg·kg−1）/土壤重金属含量（mg·kg−1）[23]

提取总量（EA）是评估蓖麻植株对Cd、Pb 的提取能力的指标[24]，计算公式如下：

式中：QRoot为根的生物量，g；CCd-Root、CPb-Root为根中Cd、Pb 的浓度，mg·kg−1；QStem为茎的生物量，g；CCd-Stem、CPb-Stem为茎中Cd、Pb 的浓度，mg·kg−1；QLeaf为叶的生物量，g；CCd-Leaf、CPb-Leaf为叶中Cd、Pb 的浓度mg·kg−1；QFruit为果实的生物量，g；CCd-Fruit、CPb-Fruit为果实中Cd、Pb的浓度，mg·kg−1。

1.5 数据分析

采用Excel 和SPSS 23.0 软件，用方差分析和相关分析的方法进行统计分析。数据表示为平均值±标准差，用Duncan′s检验显著性差异（P＜0.05）。

2 结果与分析

2.1 不同品种蓖麻生物量及产量的差异性

生物量的变化程度可有效地反映植物对重金属Cd、Pb 的耐性情况。由图1 可知，本研究中，不同品种蓖麻植株生长受到不同程度的抑制作用，对重金属胁迫具有一定的耐性。18 个蓖麻品种全株生物量为166.75～1 267.30 kg·hm−2，平均值为599.68 kg·hm−2；产量为33.35～633.65 kg·hm−2，平均值为143.28 kg·hm−2。其中，BM−2、BM−3、BM−4、BM−12、BM−14、BM−17、BM−18 的生物量大于平均值；BM−2、BM−3、BM−4、BM−9、BM−11、BM−12、BM−14 的产量大于平均值。

2.2 不同品种蓖麻对Cd、Pb吸收、富集、转运及提取量

2.2.1 不同品种蓖麻植株Cd、Pb含量的差异

由表1 可以看出，Cd、Pb 在蓖麻不同组织的分布情况均为根＞茎＞叶＞壳＞籽粒。其中，根、茎、叶、壳和籽粒中Cd 质量分数变化范围分别是1.05～1.50、0.66～0.97、0.51～0.93、0.23～0.90 mg·kg−1和0.18～0.63 mg·kg−1，平均值分别为1.29、0.80、0.68、0.59 mg·kg−1和0.47 mg·kg−1，变异系数分别为11.97%、6.65%、19.05%、2.86%和30.86%；品种BM−1 和BM−12 的指标均大于平均值。根、茎、叶、壳和籽粒中Pb 质量分数变化范围分别是103.74～131.99、8.53～34.44、0.43～2.97、0.34～2.03 mg·kg−1和0.27～0.49 mg·kg−1，平均值分别为117.81、21.93、1.26、0.95 mg·kg−1和0.34 mg·kg−1，变异系数分别为8.77%、34.76%、54.42%、52.98%和16.36%；BM−3的各项指标均大于平均值。

表1 不同品种蓖麻植株Cd、Pb含量（mg·kg−1）Table 1 Contents of Cd and Pb in castor bean plants of different varieties（mg·kg−1）

2.2.2 不同品种蓖麻对Cd、Pb 的富集和转运系数的差异

富集系数（BCF）和转运系数（TF）是衡量植物对重金属积累转运能力的重要指标。由表2可知，18个蓖麻品种对Cd 的富集系数均大于1，对Pb 的富集系数均小于1。其中对Cd 的富集系数为1.66～2.82，对Pb 富集系数为0.61～0.77，富集能力最强的品种是BM−12，最弱的品种是BM−17；18个蓖麻品种茎叶Cd转运系数为0.92～1.46，籽粒Cd 转运系数为0.37～0.87，茎叶Pb转运系数为0.12～0.32，籽粒Pb转运系数为0.03～0.22。

2.2.3 不同品种蓖麻对Cd、Pb提取能力的差异

蓖麻植株Cd、Pb 提取量受蓖麻品种的影响。由表3 可知，在农田Cd、Pb 污染胁迫下，18 个品种蓖麻Cd 的提取量范围为7.86～42.67 mg·株−1，Pb 的提取量范围为353.81～1 482.22 mg·株−1，平均值分别为21.42 mg·株−1和904.05 mg·株−1。BM−2、BM−3、BM−12、BM−14 和BM−18 具有较强的Cd 提取能力，BM−2、BM−3、BM−12、BM−17 和BM−18 具有较强的Pb 提取能力。

表3 不同品种蓖麻对Cd、Pb的提取量Table 3 Extraction amount of Cd and Pb by different varieties of castor bean

2.3 不同品种蓖麻根际土壤酶及根际土壤有效态Cd、Pb

2.3.1 不同品种蓖麻对根际土壤酶活性变化的影响

由于蓖麻品种不同，对土壤中酶活性的影响也不相同。从表4可以看出，种植18个蓖麻品种的根际土壤中所含的蔗糖酶、蛋白酶、过氧化氢酶和脲酶的含量分别在13.17～30.57 mg·kg−1、0.85～1.68 µg·g−1、1.97～3.93 mg·g−1和0.12～0.26 mg·g−1，平均值分别是21.92 mg·kg−1、1.09µg·g−1、3.03 mg·g−1和0.19 mg·g−1，变异系数分别是22.39%、22.06%、15.49%和19.46%。

表4 不同品种蓖麻对根际土壤酶活性的影响Table 4 Effects of different varieties of castor bean on soil enzyme activities

2.3.2 不同品种蓖麻对根际土壤有效态Cd、Pb含量的影响

由表5 可知，有效态Cd 含量变化范围为1.25～2.82 mg·kg−1，有效态Pb含量变化范围为72.20～108.79 mg·kg−1，与背景土壤的相关数值相比，土壤中有效态Cd、Pb 均有明显的上升，其中BM−5、BM−6、BM−13、BM−16 和BM−17 的土壤有效态Cd 含量提升的幅度最为明显；BM−4、BM−7、BM−8、BM−11和BM−12 的土壤有效态Pb 含量提升的幅度最为明显；BM−11、BM−12、BM−15 和BM−16 的土壤pH 酸化最为明显。

表5 不同品种蓖麻对土壤有效态Cd、Pb含量和pH的影响Table 5 Effects of different varieties of castor bean on soil available Cd，Pb content and pH

2.3.3 根际土壤酶活性与根际土壤有效态Cd、Pb的相关性

蓖麻土壤中有效态Cd、Pb 与土壤中脲酶含量之间没有显著相关性，与土壤中蔗糖酶含量呈显著正相关性，与土壤蛋白酶含量呈现显著正相关性，与土壤中过氧化氢酶含量呈显著负相关关系（表6）。

表6 根际土壤酶活性与根际土壤有效态Cd、Pb的相关性Table 6 Correlation between enzyme activities and available Cd and Pb in rhizosphere soil

2.3.4 不同品种蓖麻植株Cd、Pb 含量与土壤有效态Cd、Pb的相关性

蓖麻根中Cd 含量与叶、壳、籽粒Cd 含量和土壤有效态Cd 含量之间没有显著相关性，与茎Cd 含量之间呈显著正相关。蓖麻茎中Cd 含量与叶、籽粒Cd 含量和土壤有效态Cd 含量之间没有相关性，与壳Cd 含量之间呈极显著正相关。蓖麻叶中Cd 含量和壳、籽粒Cd 含量之间呈显著正相关关系，而与土壤有效态Cd 含量之间呈显著负相关关系；蓖麻籽粒中Cd 含量与土壤有效态Cd之间没有显著相关性（表7）。

表7 蓖麻不同组织Cd含量与根际土壤有效态Cd含量的相关性Table 7 Correlation between Cd content in different tissues of castor bean and available Cd in rhizosphere soil

蓖麻根中Pb 含量与籽粒Pb 含量之间没有显著相关性，与茎、叶、壳Pb 含量和土壤有效态Pb 含量之间呈极显著正相关。蓖麻茎中Pb 含量与叶、壳和籽粒Pb 含量之间没有显著相关性，与土壤有效态Pb 含量之间呈极显著正相关。蓖麻叶中Pb含量与籽粒Pb含量之间没有显著相关性，与壳Pb 含量和土壤有效态Pb 含量之间呈极显著正相关。蓖麻壳中Pb 含量与籽粒Pb 含量之间没有显著相关性，与土壤有效态Pb含量之间呈显著正相关。蓖麻籽粒中Pb含量与土壤有效态Pb含量之间没有显著相关性（表8）。

表8 蓖麻不同组织Pb含量与根际土壤有效态Pb含量的相关性Table 8 Correlation between Pb content in different tissues of castor bean and available Pb in rhizosphere soil

2.4 不同品种蓖麻植株Cd、Pb含量聚类分析

根据不同品种蓖麻植株中的Cd、Pb含量差异，采用系统聚类分析方法，将不同品种蓖麻分成3 类来表示其对Cd、Pb 的累积能力差异，具体分为Ⅰ类（对Cd、Pb 积累较低的蓖麻品种）、Ⅱ类（对Cd、Pb 积累中等的蓖麻品种）和Ⅲ类（对Cd、Pb 积累较高的蓖麻品种）。具体如图2 所示，品种BM−2、BM−5、BM−6、BM−7、BM−8、BM−9、BM−10、BM−11、BM−12、BM−13、BM−14、BM−15、BM−16 和BM−18 为Cd 积累较高的品种；品种BM−4、BM−6、BM−7、BM−11、BM−13、BM−15、BM−17 和BM−18 为Pb 积累较高的品种。品种BM−6、BM−7、BM−11、BM−13、BM−15 和BM−18 为Cd、Pb积累均较高的品种。

3 讨论

3.1 不同品种蓖麻植株对Cd、Pb的吸收、富集和转运

植物不同组织中重金属含量的不同与植物种类和重金属种类息息相关[25]。不同蓖麻品种由于遗传上的差异对重金属的积累存在差异，不同重金属在蓖麻不同部位的积累也存在一定差异[26]。前人对Cd、Pb 在蓖麻不同器官分布的研究结果也略有差异，张惠[27]的研究表明，在Cd污染浓度为150 mg·kg−1、Pb污染浓度为1 000 mg·kg−1的最高污染土壤中，蓖麻各器官累积Cd、Pb 的顺序均为：根＞茎＞叶。张晗芝等[7]通过盆栽试验表明，蓖麻不同部位Cd 含量为茎＞叶＞果实，重金属大部分累积在蓖麻的根部，少量积累在茎叶中，果实中的含量相对较少。鄢小龙等[28]通过铅锌矿区周边农田42 个Cd、Pb 低累积玉米品种筛选的研究表明，34个玉米品种Cd在植株内的分配规律为根＞叶＞茎＞籽粒，其余玉米品种的分配规律为叶＞根＞茎＞籽粒，42 个品种Pb 在玉米植株内的分配规律为根＞叶＞茎＞籽粒。谌金吾[29]的研究表明，Cd、Pb 在植物各组织的分布基本上是：根＞叶＞枝＞花＞果实＞籽粒，即吸收组织＞同化组织和输导组织＞繁殖组织。本研究中，不同蓖麻品种各组织Cd、Pb 含量的大小顺序均为：根＞茎＞叶＞壳＞籽粒，与前人研究结果相似，但与王沛琦等[12]对蓖麻的研究结果不一致。蓖麻不同组织中Cd、Pb 含量的高低可能与Cd、Pb 在根细胞中的分布及向地上部分转运能力的高低有关，还可能与土壤中的根系分泌物有关[30]。

富集系数和转运系数的高低直接影响果实中重金属的含量，并反映出植物对重金属的富集和转运能力[31−32]。尹明等[13]的研究表明，重度Cd 污染下，不同品种红麻根的富集系数平均值为3.33；不同品种红麻茎转运系数平均值为0.46，叶为2.43。符慧琴等[33]的研究表明，0.41 mg·kg−1（轻微污染）Cd 浓度土壤中20种苎麻的富集系数为0.97～1.58，转运系数为0.66～1.41。杨珍平等[34]的研究表明，当土壤Cd 浓度为5 mg·kg−1时，蓖麻对Cd 的富集系数均大于1。杨惟薇等[35]的研究表明，不同玉米品种中重金属Cd、Pb 的平均转运系数均低于1.00。本研究中，18 个品种蓖麻Cd 的富集系数为1.66～2.82，Pb 富集系数为0.61～0.77，茎叶Cd 转运系数为0.92～1.46，果实Cd 转运系数为0.37～0.87，茎叶Pb 转运系数为0.12～0.32，果实Pb 转运系数为0.03～0.22；不同品种蓖麻对Cd、Pb 的富集系数均大于1，且茎叶Cd 转运系数多数大于1，茎叶Pb 转运系数均小于1，Cd、Pb 富集系数与前人对蓖麻研究结果相似，但转运系数不一致，推测可能与蓖麻不同品种间生理特性差异及Cd、Pb 在蓖麻体内的转运速率等有关，Cd 易与蛋白质结合成有机络合物，在蓖麻植株体内的迁移性比Pb强。

矿区种植的植物生活在重金属含量较高的环境中，对重金属污染产生了适应方式，不同品种蓖麻对重金属的吸收和积累机制存在一定差异[36−37]。张玉芬[38]将12 个蓖麻品种划分为高耐性和低耐性两类，其中5 个蓖麻品种是高耐性品种，7 个蓖麻品种是低耐性品种；根据蓖麻地上部Cd 累积量差异大小可分为高累积性和低累积性两类，再结合蓖麻的耐性分为低耐低累积、低耐高累积、高耐低累积和高耐高累积4 种类型。本研究通过聚类分析把硫铁矿区对重金属有一定耐性的蓖麻品种划分为Cd 和Pb 高、中和低富集品种，比较不同蓖麻植株中重金属含量，筛选品种BM−6、BM−7、BM−11、BM−13、BM−15 和BM−18 为Cd、Pb 积累富集较高的品种。蓖麻与一些生长快、抗性好、具有富集重金属能力的植物，如玉米、水稻、小麦等相比，不仅生物量大，且种子重金属含量低，可用于生产生物能源，不进入食物链，不会对人体产生危害。此外，蓖麻是多年生植物，可以种植在不适合粮食作物生长的贫瘠和重金属污染的土壤上，持续去除污染土壤中的重金属[39]。

3.2 不同品种蓖麻对根际土壤pH及有效态Cd、Pb含量的影响

当受到重金属胁迫时，蓖麻可能会通过改变根系分泌物的组成和数量来改变根际环境，根系分泌物会影响根际土壤重金属的生物有效性，通过改变土壤中重金属的形态，从而改变蓖麻对重金属的富集能力[40]。黄国勇[24]的研究表明，草酸、酒石酸、柠檬酸、琥珀酸和苹果酸是蓖麻根系分泌物中重要的有机酸。姚诗源[41]研究发现根系的分泌活动酸化了根际土壤，增加了酸交换性和可还原态Cu 含量，而其他形态铜含量减少。曹雪莹[42]研究发现土壤重金属总量及pH等因素都对其重金属有效态含量有重要影响。大量研究表明，土壤有效态Cd 含量与其总量呈显著或极显著正相关，与pH 呈显著或极显著负相关[43]（酸性土壤）。在本试验中，土壤pH 均有所下降，且重金属Cd、Pb 的有效态含量有明显提高，不同品种蓖麻的土壤有效态Cd、Pb含量存在明显差异，与前人研究结果一致。根系分泌物可能通过降低土壤pH值及改变氧化还原电位使重金属在土壤中的移动性和有效性发生变化[44]，但分泌物的成分及作用仍待进一步研究。

4 结论

（1）在农田土壤Cd、Pb 胁迫下，供试的18 个蓖麻品种生长及产量差异显著，不同品种蓖麻对Cd、Pb的耐性不同；Cd、Pb 的提取量范围分别为7.86～42.67 mg·株−1和353.81～1 482.22 mg·株−1，品种BM−2、BM−3、BM−12和BM−18具有较强的Cd、Pb提取能力。

（2）田间小区试验表明，土壤中有效态Cd、Pb 均显著上升，BM−11、BM−12、BM−15 和BM−16 的土壤pH 酸化显著。蓖麻不同部位Cd、Pb 含量从大到小依次为：根＞茎＞叶＞壳＞籽粒，根部是Cd、Pb 累积的主要器官；不同品种蓖麻Cd、Pb 的富集系数均大于1，且茎叶Cd 转运系数多数大于1，茎叶Pb 转运系数均小于1，不同蓖麻品种对Cd的富集和转运能力明显高于Pb。

（3）根据蓖麻产量、不同组织Cd、Pb含量、富集系数、转运系数及提取量等指标进行综合评价，BM−2、BM−6、BM−7、BM−15 和BM−18 共5 个品种可作为Cd、Pb 高富集蓖麻品种在严格管控类耕地上推广种植，其中效果最好的品种是BM−18。