全 文 ：镉在土壤鄄蔬菜鄄昆虫食物链的传递特征*
丁摇 平1,2 摇 庄摇 萍1,2 摇 李志安1,2 摇 夏汉平1,2**摇 邰义萍1,2 摇 卢焕萍1,2
( 1中国科学院华南植物园, 广州 510650; 2中国科学院退化生态系统植被恢复与管理重点实验室, 广州 510650)
摘摇 要摇 通过温室盆栽试验,以两种蔬菜(小白菜和苋菜)和一种昆虫(斜纹夜蛾)幼虫为对
象,研究了重金属镉(Cd)在土壤鄄蔬菜鄄昆虫食物链的传递特征以及两种蔬菜中 Cd 化学形态
分布特征.结果表明: 随着土壤 Cd处理浓度的升高,两种蔬菜生物量均显著下降(P<0郾 05),
而其各器官中的 Cd含量均显著上升(P<0. 05),两种蔬菜各器官 Cd含量大小顺序为苋菜茎>
根>叶,小白菜茎>叶>根;食用小白菜和苋菜的斜纹夜蛾幼虫体内 Cd 含量随着土壤 Cd 处理
含量的升高而升高,最高分别为 36. 7 和 46. 3 mg·kg-1,但粪便中 Cd 含量分别高达 190郾 0 和
229. 8 mg·kg-1,表明斜纹夜蛾幼虫食入的 Cd大部分通过粪便排泄出体外.小白菜和苋菜各
器官 Cd化学形态均以氯化钠提取态为主(>70% ),其次为无机态和有机水溶态 Cd(乙醇提
取态和去离子水提取态),而不溶性 Cd 磷酸盐(醋酸提取态)、草酸盐结合态 Cd(盐酸提取
态)和残渣态均极低,这有利于重金属 Cd在食物链中传递.斜纹夜蛾幼虫通过粪便排泄大量
Cd以缓解 Cd对自身的毒害,可有效限制 Cd 向下一营养级传递.小白菜和苋菜对 Cd 的富集
性均较高,不宜在 Cd高污染土壤种植.
关键词摇 食物链摇 镉摇 化学形态摇 斜纹夜蛾摇 生物富集
*国家自然科学基金项目(40871221,30670393)资助.
**通讯作者. E鄄mail: xiahanp@ scib. ac. cn
2012鄄01鄄13 收稿,2012鄄07鄄30 接受.
文章编号摇 1001-9332(2012)11-3116-07摇 中图分类号摇 X53, X503. 2摇 文献标识码摇 A
Transfer characteristics of cadmium in soil鄄vegetable鄄insect food chain. DING Ping1,2,
ZHUANG Ping1,2, LI Zhi鄄an1,2, XIA Han鄄ping1,2, TAI Yi鄄ping1,2, LU Huan鄄ping1,2 ( 1South Chi鄄
na Botanical Garden, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510650, China; 2Key Laboratory of
Vegetation Restoration and Management of Degraded Ecosystems, Chinese Academy of Sciences,
Guangzhou 510650, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(11): 3116-3122.
Abstract: Taking two kinds of vegetables (Brassica rapa and Amaranthus mangostanus) and one
insect species (Prodenia litura) as test materials, a greenhouse pot experiment was conducted to
study the transfer characteristics of cadmium (Cd) in soil鄄vegetable鄄insect food chain and the distri鄄
bution patters of different Cd chemical forms in the organs of the two vegetables. With the increas鄄
ing concentration of applied Cd in soil, the biomass of the two vegetables decreased significantly,
while the Cd concentration in the vegetables had a significant increase. The Cd concentration in the
vegetable organs decreased in the order of stem > root > leaf for A. mangostanus, and of stem >
leaf > root for B. rapa. The Cd concentration in P. litura larvae also increased with the increasing
concentration of Cd in soil, and the maximum Cd concentration in the P. litura larvae on B. rapa
and A. mangostanus was 36. 7 and 46. 3 mg·kg-1, respectively. In the feces of the larvae on B.
rapa and A. mangostanus, the Cd concentration was up to 190 and 229. 8 mg·kg-1, respectively,
suggesting that the most part of Cd absorbed by P. litura larvae was excreted out of their bodies via
feces. In the organs of the two vegetables, NaCl鄄extractable Cd was the dominant Cd form
(>70% ), followed by d鄄H2O鄄 and ethanol鄄extractable Cd, while the HAc鄄extractable Cd (insolu鄄
ble cadmium phosphate), HCl鄄extractable Cd (insoluble cadmium oxalate), and residual Cd only
had a very low concentration. Such a present pattern of different Cd forms in vegetable organs could
be conducive to the Cd transfer in the food chain. P. litura could ease Cd poison by excreting large
amount of absorbed Cd via feces, and effectively restrict the transfer of Cd to next trophic level.
Since B. rapa and A. mangostanus could accumulate large amount of Cd in their biomass, the two
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 11 月摇 第 23 卷摇 第 11 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Nov. 2012,23(11): 3116-3122
vegetables were suggested not to be planted in highly Cd鄄contaminated soil.
Key words: food chain; Cd; chemical form; Prodenia litura; bioaccumulation.
摇 摇 重金属污染因其分布范围广、污染途径多、不易
治理以及对动物和人体的严重危害,已经成为当今
学术界的研究热点[1-3] . Cd 是农作物生长的非必需
元素,其化合物毒性强,易于被植物富集,过量积累
能导致农产品安全问题,并通过食物链危及动物和
人体健康[4-5] .食物链是 Cd 进入动物及人体的重要
途径,Cd在食物链中的迁移特征受到土壤 Cd浓度、
动植物种类、营养级水平等多方面影响. 有研究表
明,随着土壤重金属浓度的升高,桑(Morus alba)的
富集系数呈下降趋势[6];而对 Cd 在大蜗牛(Helix
aspersa)鄄甲虫(Chrysocarabus splendens)传递过程的
研究表明,即使在高 Cd 浓度污染时,甲虫的幼虫也
能调控体内 Cd 浓度,并且在从幼虫向成虫发育过
程中通过代谢排出 Cd[7] .生物放大作用(Biomagni鄄
fication)指的是某种元素或难分解的化合物在生物
体内的浓度随着食物链营养级的提高而逐步增大的
现象.一种重金属在食物链中是否被生物放大与食
物链种类及营养级浓度相关[8] .在土壤鄄荨麻(Urtica
dioica)鄄蜗牛(Cepaea nemoralis)食物链研究中发现,
蜗牛 Cd 含量明显高于荨麻叶[9],而对土壤鄄植物鄄
虫鄄鸡食物链研究表明,Cd 浓度随营养级的升高而
降低[10] .然而,有关 Cd 在土壤鄄蔬菜鄄昆虫中的传递
特征还少见报道.
植物体中重金属的化学形态能反映其对自身的
毒性及向下一营养级迁移的难易程度. Cd 敏感植物
中的 Cd更多地以无机态及水溶态 Cd 形式存在,而
Cd抗性植物中的 Cd则更多地储存于果胶及蛋白结
合态中,Cd抗性植物可能诱导了更多的金属结合蛋
白,金属结合蛋白能结合 Cd 从而降低其对植物体
的毒害[11-12] .也有研究表明,植物根中较高的乙醇
提取态和地上部较高的氯化钠提取态更有利于美洲
商陆(Phytolacca ameriacana)适应高 Cd 环境[13] .植
物中 Cd形态分布受供试 Cd 浓度及植物种类的影
响[13-14],然而还少有研究利用 Cd 在植物中的化学
形态分布分析其在食物链的传递特征.为此,本试验
拟通过人工致污土壤设置 Cd 浓度,并利用两种不
同蔬菜研究 Cd 在土壤鄄蔬菜鄄昆虫食物链的传递过
程,旨在揭示重金属 Cd在土壤鄄蔬菜鄄昆虫食物链的
传递特征以及探究迁移过程中植物体各部分 Cd 化
学形态特征,为控制 Cd 通过食物链传递而毒害动
物与人类提供理论依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试材料
1郾 1郾 1 供试土壤摇 试验用土采自华南植物园耕作土
壤(0 ~ 20 cm),经风干后过 1 cm筛,混匀备用.其基
本理化性质: pH 为 5郾 3, 有机质含量为 35郾 2
mg·kg-1,全 N 为 1郾 47 mg · kg-1,全 P 为 0郾 34
mg·kg-1,Cd 全量为 0郾 22 mg·kg-1,DTPA 提取态
Cd为 0郾 07 mg·kg-1 .
1郾 1郾 2 供试蔬菜 摇 供试蔬菜品种为正泰圆叶苋菜
(Amaranthus mangostanus)及甜脆小白菜 (Brassica
rapa),均购于广东省农业科学院. 小白菜和苋菜是
两种广泛种植的蔬菜,有研究表明,苋菜对 Cd 具有
抗性强、高富集的特点,而小白菜抗性较弱、富集量
也较低,但不同品种间差异较大[15-16] .
1郾 1郾 3 供试昆虫摇 斜纹夜蛾(Prodenia litura)幼虫购
于华南农业大学. 斜纹夜蛾是昆虫纲鳞翅目(Lepi鄄
doptera)夜蛾科(Noctuidae)世界性分布的一种作物
害虫,也是很多鸟类的食物来源.
1郾 2摇 试验设计
采用盆栽试验,在华南植物园科研温室中进行,
设置一个不添加 Cd 的对照及添加 Cd 浓度为 5 和
10 mg·kg-1的两个土壤处理(分别标记为 Cd0、Cd5
和 Cd10),并分别种植小白菜和苋菜,共 6 个处理组,
每组 3 个重复(为了提供足够的叶喂养斜纹夜蛾,
每个重复均种植 3 盆蔬菜),共 54 盆. 用 30 cm(直
径)伊15 cm(高)的圆形塑料盆,每盆装供试土壤 5
kg,按试验设计加入以分析纯 CdCl2·2郾 5H2O 配好
的 Cd溶液,4 次干湿交替,平衡 1 个月后同时施入
N、P、 K 底肥: ( NH4 ) 2 SO4 ( 0郾 2 g N · kg-1 土)、
Ca(HPO4) 2H2CaSO4(0郾 15 g P2O5·kg-1土)、K2 SO4
(0郾 2 g K2O·kg-1土),并将同一重复的 3 盆土壤混
匀后再装盆.平衡 7 d后播种,播种 15 d 后间苗,每
盆保留长势相近的 5 株,间苗 30 d 后收获,种植期
间每天浇水以保持土壤 70% ~85%含水量.
1郾 2郾 1 样品采集及处理摇 同一重复的 3 盆蔬菜合并
为一个样品,并采集土壤和植物样品.土壤样品自然
风干、磨碎,过 2 mm 筛,再取一部分过 100 目筛备
用.植物样品分成 3 组,第 1 组分为根、茎、叶,洗净
后于液氮中带回实验室,储存于-80 益冰箱;第 2 组
分为根、茎、叶,先用自来水清洗,再用去离子水冲洗
711311 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 丁摇 平等: 镉在土壤鄄蔬菜鄄昆虫食物链的传递特征摇 摇 摇 摇 摇 摇
后称鲜质量,于 75 益烘箱烘干,称干质量;第 3 组只
取叶,洗净后储存于 4 益冰箱,以饲养斜纹夜蛾.因
斜纹夜蛾幼虫很少食用叶柄部分,所以植物的叶只
取叶片部分,叶柄部分归入茎中.
1郾 2郾 2 饲养斜纹夜蛾摇 3 龄左右(约 1 cm)斜纹夜蛾
幼虫于塑料培养盒中饲养,放置于人工气候箱中,培
养箱的条件为:(26依1) 益、50%湿度、12 h / 12 h(白
天 /黑夜) [10] . 按照试验处理及重复,共饲养 18 盒
(每盒 25 条)斜纹夜蛾幼虫. 根据幼虫食用量每天
添加蔬菜叶片,隔日收集残叶及虫粪便. 6 d 后停止
饲养,第 2 天将虫子用液氮致死,并冷冻干燥. 收集
的粪便于 75 益烘箱烘干.
1郾 3摇 测定方法
1郾 3郾 1 Cd含量摇 土壤 Cd有效性采用 DTPA提取法.
土壤 Cd全量的测定:过 100 目筛的待测土壤先用
HNO3 颐 HF 颐 HClO4(4 颐 2 颐 1,v 颐 v 颐 v)消煮完全,
然后定容至 25 mL 待测. 植物及虫粪中 Cd 含量的
测定:过 100 目筛的样品,加入 HNO3 颐 HClO4(3 颐
1,v 颐 v)消煮完全后定容至 25 mL待测.斜纹夜蛾幼
虫 Cd 含量的测定:过 100 目筛的样品,先用 HNO3
消煮完全,然后定容至 25 mL待测.
1郾 3郾 2 Cd在植物体内的化学形态摇 Cd 在植物体内
的化学形态分析选用化学试剂逐步提取法 [11,17] .称
取约 2 g 冷冻蔬菜样品于 50 mL 离心管中,加入
37郾 5 mL提取剂,用玻璃匀浆机匀浆后 30 益恒温震
荡 18 h,5000伊g离心 10 min,将上清液倒于 150 mL
烧杯中;再向离心管中加入 37郾 5 mL 相同提取剂,
30 益恒温震荡 2 h,5000伊g 离心 10 min,倒出上清
液;加入提取剂重复上次操作 2 次;收集 4 次离心上
清液约 150 mL,沉淀进行下一提取剂的提取. 重复
上述操作,直至以下 5 种提取剂全部提取为止.提取
剂依次为:1) 80%乙醇,提取硝酸盐、氯化物为主的
无机盐以及氨基酸盐结合态;2) 去离子水,提取水
溶性有机酸盐及重金属一代磷酸盐结合态;3) 1
mol·L-1氯化钠,提取果胶盐及蛋白质结合态;4)
2%醋酸,提取包括二代磷酸盐在内的难溶性重金属
磷酸盐;5) 0郾 6 mol·L-1盐酸,提取草酸盐.最后沉
淀为残渣态.所有上清液于电热板上 70 益蒸干,加入
HNO3 颐 HClO4(3 颐 1,v 颐 v)消煮完全,定容待测.所有
土壤、蔬菜、昆虫及虫粪样品的 Cd含量均用火焰原子
吸收分光光度计(FAAS, Cd 0郾 008 mg·L-1)测定.
1郾 3郾 3 质量控制摇 化学形态提取试验设 3 个空白、3
个重复,每批消煮设 2 个空白、2 个重复、2 个标准样
品,土壤所用的标准物质为 GBW08303,植物及虫粪
所用标准物质为 GBW07604,斜纹夜蛾幼虫所用标
准物质为 GBW ( E) 080193. 标准物质回收率在
96%~114% .
1郾 4摇 数据分析
所有数据用 Microsoft excel 2003 及 SPSS 18郾 0
进行统计分析,用 LSD 方法进行多重比较 ( 琢 =
0郾 05).
Cd的传递过程分为 5 个阶段:i)土鄄根,ii)根鄄
茎,iii)茎鄄叶,iv)叶鄄虫,v)虫鄄虫粪.分别计算 5 个阶
段的移动指数(mobility index,MI),并计算植物富集
系数 ( bioconcentration factor, BCF) [6] . 移动指数
MIA鄄B =B的浓度(mg·kg-1) / A的浓度(mg·kg-1);
富集系数(BCF)=植物地上部(茎+叶)Cd 平均浓度
(mg·kg-1) /土壤中 Cd浓度(mg·kg-1);植物地上
部 Cd平均浓度(mg·kg-1)= (茎浓度伊茎生物量+
叶浓度伊叶生物量) / (茎生物量+叶生物量);植物提
取量(mg·plant-1)=根浓度伊根生物量+茎浓度伊茎
生物量+叶浓度伊叶生物量.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同处理土壤 Cd全量及有效态含量
表 1 显示,人工致污的土壤中 DTPA 提取态 Cd
比例较高(77% ~82% ),因此易被植物吸收富集.
2郾 2摇 不同处理蔬菜生物量
图 1 显示,两种蔬菜各部分生物量随着土壤 Cd
处理浓度的升高而下降 . 对照组和Cd5组苋菜各部
表 1摇 供试土壤 Cd全量及 DTPA提取态含量
Table 1摇 Concentrations of total and DTPA鄄extractable Cd in soil (mean依SE, mg·kg-1 DM)
处理
Treatment
甜脆小白菜 Brassica rapa
全量
Total
(T)
DTPA提取态 Cd
DTPA鄄extractable
Cd (D)
D / T
(% )
圆叶苋菜 Amaranthus mangostanus
全量
Total
(T)
DTPA提取态 Cd
DTPA鄄extractable
Cd (D)
D / T
(% )
Cd0 0郾 20依0郾 01 0郾 08依0郾 00 37 0郾 20依0郾 01 0郾 07依0郾 00 32
Cd5 4郾 36依0郾 09 3郾 50依0郾 07 80 3郾 96依0郾 10 3郾 05依0郾 16 77
Cd10 8郾 23依0郾 47 6郾 70依0郾 22 81 8郾 29依0郾 24 6郾 81依0郾 04 82
Cd0:0 mg·kg-1 Cd; Cd5:5 mg·kg-1 Cd; Cd10:10 mg·kg-1 Cd. 下同 The same below郾
8113 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
图 1摇 不同 Cd处理蔬菜各器官的生物量
Fig. 1摇 Dry biomass of two vegetables growing in the Cd con鄄
taminated soils郾
a)甜脆小白菜 Brassica rapa; b)圆叶苋菜 Amaranthus mangostanus.
Cd0:0 mg·kg-1 Cd; Cd5:5 mg·kg-1 Cd; Cd10:10 mg·kg-1 Cd.
分生物量大于小白菜,但 Cd10处理时,苋菜各部分生
物量小于小白菜.除小白菜茎外,两种蔬菜其他器官
的生物量均随着土壤中 Cd 浓度的增加而显著下降
(P<0郾 05);小白菜茎处理组干质量显著低于对照,
但处理间无显著差异.土壤 Cd为 10 mg·kg-1时,小
白菜根、茎、叶生物量比对照分别下降了 60郾 7% 、
70郾 9% 和 61郾 8% , 苋菜组分别下降了 84郾 0% 、
93郾 3%和 85郾 5% .
2郾 3摇 不同处理蔬菜、幼虫和虫粪中 Cd含量
随着土壤中 Cd浓度的升高,小白菜和苋菜根、
茎、叶、斜纹夜蛾幼虫和虫粪中Cd含量均显著上升
(P<0郾 05)(表 2).小白菜组中,各器官 Cd含量大小
顺序为:虫<根<叶<茎<虫粪,茎和叶中的 Cd含量显
著高于根部,虫粪中的 Cd 含量为幼虫体内含量的
3郾 6 ~ 5郾 7 倍. 苋菜组中,各器官 Cd 含量大小顺序
为:虫<叶<虫粪<根<茎,虫粪含量为幼虫体内含量
的 4郾 0 ~ 5郾 4 倍.
2郾 4摇 不同处理植物 Cd提取量
小白菜和苋菜均表现出富集 Cd的特征(表 3).
两种蔬菜 BCF均远大于 1,且苋菜高于小白菜,表明
苋菜 Cd提取量高于小白菜,前者最高 Cd 提取量达
129郾 7 mg·kg-1,而后者最高仅为 37郾 9 mg·kg-1 .小
白菜提取量在处理间无显著差异,但苋菜 Cd 提取
量在处理间差异显著(P<0郾 05).两种蔬菜均将更多
的 Cd 储存于地上部分,其中小白菜表现得更加明
显,所吸收的 Cd大部分都转移到了地上部分.
2郾 5摇 Cd沿食物链的移动指数
移动指数(MI)因土壤处理浓度、植物种类及营
养级水平不同而不同(表 4).随着土壤 Cd浓度的升
高,小白菜 MI土鄄根逐渐增大,而苋菜 MI土鄄根先升高后
降低,且苋菜 MI土鄄根显著大于小白菜(P<0郾 05). 小
白菜组的MI根鄄茎和MI茎鄄叶均略高于苋菜组,且随着土
壤 Cd浓度的升高,两种蔬菜 MI根鄄茎均表现出先增高
后降低的特征.两种蔬菜 MI叶鄄虫相近,均小于 1,而相
应的 MI虫鄄虫粪均明显大于 MI叶鄄虫 .
2郾 6摇 蔬菜中 Cd化学形态分布
小白菜和苋菜根、茎、叶中 Cd 各化学形态含量
随土壤 Cd处理浓度的升高而升高(表 5、表 6). 两
种蔬菜均以氯化钠提取态的 Cd 为主导形态
(>70% ),盐酸提取态和残渣态的 Cd 极少(两者之
和小于 1% ).苋菜各器官中氯化钠提取态 Cd 略高
于小白菜,而去离子水提取态 Cd 略低于小白菜,两
种蔬菜各形态 Cd 的大小顺序为:氯化钠>去离子
水>乙醇、醋酸>盐酸、残渣态.
表 2摇 土壤 Cd处理对两种蔬菜各器官、斜纹夜蛾幼虫和虫粪中 Cd含量的影响
Table 2摇 Effects of Cd treatments on the Cd contents in tissues of two vegetables, corresponding larva and feces (mean依SE,
mg·kg-1 DM)
蔬菜
Vegetable
处理
Treatment
Cd含量 Cd content
根 Root 茎 Stem 叶 Leaf 幼虫 Larva 虫粪 Feces
甜脆小白菜 Cd0 1郾 07依0郾 14 1郾 96依0郾 03 2郾 40依0郾 04 0郾 92依0郾 05 3郾 34依0郾 42
Brassica rapa Cd5 50郾 67依2郾 10 104郾 30依3郾 25 92郾 36依1郾 57 20郾 79依4郾 22 120郾 50依1郾 06
Cd10 100郾 50依7郾 12 168郾 30依11郾 30 160郾 70依16郾 60 36郾 67依2郾 50 190郾 00依10郾 40
圆叶苋菜 Cd0 3郾 16依0郾 11 3郾 25依0郾 60 2郾 20依0郾 09 0郾 80依0郾 13 3郾 23依0郾 10
Amaranthus Cd5 162郾 80依20郾 50 199郾 90依13郾 70 143郾 50依8郾 73 29郾 74依2郾 47 161郾 90依11郾 20
mangostanus Cd10 278郾 60依15郾 30 280郾 10依11郾 70 213郾 70依9郾 48 46郾 33依6郾 24 229郾 80依14郾 10
911311 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 丁摇 平等: 镉在土壤鄄蔬菜鄄昆虫食物链的传递特征摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 3摇 不同 Cd浓度处理后两种蔬菜的 Cd提取总量
Table 3摇 Cd uptake of two vegetables (mg·plant-1)
处理
Treatment
甜脆小白菜 Brassica rapa
BCF 提取量
Uptake
EAA / EAB
圆叶苋菜 Amaranthus mangostanus
BCF 提取量
Uptake
EAA / EAB
Cd0 10郾 99 1郾 45 14郾 46 12郾 37 3郾 16 6郾 87
Cd5 22郾 08 37郾 90 11郾 90 39郾 35 129郾 70 11郾 32
Cd10 19郾 79 37郾 98 10郾 00 27郾 19 35郾 28 5郾 23
EAA:地上部分 Cd提取总量 Extraction amount of aboveground; EAB:地下部分 Cd提取总量 Extraction amount of belowground郾
表 4摇 Cd 在食物链中的转运
Table 4摇 Mobility index (MI) of Cd in food chain
处理
Treatment
甜脆小白菜 Brassica rapa
印 英 樱 婴 鹰
圆叶苋菜 Amaranthus mangostanus
印 英 樱 婴 鹰
Cd0 5郾 25 1郾 83 1郾 22 0郾 38 3郾 64 15郾 40 1郾 03 0郾 68 0郾 36 4郾 04
Cd5 11郾 60 2郾 06 0郾 89 0郾 23 5郾 80 41郾 10 1郾 23 0郾 72 0郾 21 5郾 44
Cd10 12郾 20 1郾 67 0郾 95 0郾 23 5郾 18 33郾 60 1郾 01 0郾 76 0郾 22 4郾 96
印:土鄄根 Soil鄄root; 英:根鄄茎 Root鄄stem; 樱:茎鄄叶 Stem鄄leaf; 婴:叶鄄虫 Leaf鄄larva; 鹰:虫鄄虫粪 Larva鄄feces郾
表 5摇 小白菜根、茎、叶中 Cd化学形态的含量
Table 5摇 Cd chemical fractions of Brassica rapa in roots, stems and leaves (mg·kg-1 FM)
部位
Tissue
处理
Treatment
Cd 含量 Cd content
F(i) F(ii) F(iii) F(iv) F(v) F(vi)
根 Root Cd5 0郾 14依0郾 03 (2郾 5) 1郾 06依0郾 27 (18郾 7) 4郾 34依0郾 48 (76郾 4) 0郾 09依0郾 01 (1郾 5) 0郾 021依0郾 004 (0郾 4) 0郾 025依0郾 002 (0郾 44)
Cd10 0郾 21依0郾 03 (2郾 0) 1郾 61依0郾 30 (15郾 7) 8郾 22依0郾 39 (79郾 9) 0郾 19依0郾 01 (1郾 9) 0郾 026依0郾 001 (0郾 3) 0郾 025依0郾 001 (0郾 24)
茎 Stem Cd5 0郾 18依0郾 01 (4郾 1) 0郾 89依0郾 07 (20郾 5) 3郾 15依0郾 43 (72郾 3) 0郾 10依0郾 02 (2郾 4) 0郾 010依0郾 005 (0郾 2) 0郾 022依0郾 005 (0郾 51)
Cd10 0郾 50依0郾 03 (6郾 1) 1郾 40依0郾 23 (16郾 9) 5郾 91依0郾 17 (71郾 6) 0郾 38依0郾 06 (4郾 7) 0郾 038依0郾 002 (0郾 5) 0郾 020依0郾 003 (0郾 24)
叶 Leaf Cd5 0郾 25依0郾 06 (3郾 2) 1郾 43依0郾 22 (18郾 3) 5郾 76依0郾 15 (73郾 6) 0郾 37依0郾 14 (4郾 7) 0郾 015依0郾 003 (0郾 2) 0郾 008依0郾 001 (0郾 10)
Cd10 0郾 50依0郾 04 (4郾 6) 1郾 92依0郾 05 (17郾 9) 7郾 58依0郾 26 (70郾 7) 0郾 71依0郾 03 (6郾 6) 0郾 014依0郾 001 (0郾 1) 0郾 012依0郾 001 (0郾 11)
F(i):80%乙醇提取态 Extracted by 80% ethanol; F(ii):d鄄H2O提取态 Extracted by deionized water; F(iii):1 mol·L-1 NaCl 提取态 Extracted by 1 mol·L-1 NaCl;
F(iv):2%醋酸提取态 Extracted by 2% acetic acid; F(v): 0郾 6 mol·L-1 HCl提取态 Extracted by 0郾 6 mol·L-1 HCl; F(vi):残渣态 Residual form郾 括号中为该提取
形态占总提取量的百分比(% ) Number in the bracket was the percentage of the chemical fraction to total Cd content.下同 The same below.
表 6摇 苋菜根、茎、叶中 Cd化学形态的含量
Table 6摇 Cd chemical fractions of Amaranthus mangostanus in roots, stems and leaves (mg·kg-1 FM)
部位
Tissue
处理
Treatment
Cd 含量 Cd content
F(i) F(ii) F(iii) F(iv) F(v) F(vi)
根 Root Cd5 0郾 43依0郾 07 (3郾 5) 1郾 88依0郾 29 (15郾 4) 9郾 70依0郾 92 (79郾 7) 0郾 12依0郾 03 (1郾 0) 0郾 025依0郾 004 (0郾 2) 0郾 022依0郾 003 (0郾 18)
Cd10 1郾 02依0郾 18 (4郾 3) 3郾 96依0郾 28 (16郾 8) 18郾 11依1郾 40 (76郾 7) 0郾 48依0郾 06 (2郾 0) 0郾 017依0郾 006 (0郾 1) 0郾 025依0郾 003 (0郾 11)
茎 Stem Cd5 0郾 32依0郾 03 (2郾 3) 1郾 01依0郾 24 (7郾 2) 12郾 52依0郾 05 (89郾 0) 0郾 18依0郾 04 (1郾 3) 0郾 019依0郾 004 (0郾 1) 0郾 018依0郾 005 (0郾 13)
Cd10 0郾 68依0郾 04 (3郾 2) 1郾 84依0郾 09 (8郾 6) 18郾 00依0郾 90 (83郾 8) 0郾 86依0郾 04 (4郾 0) 0郾 055依0郾 005 (0郾 3) 0郾 033依0郾 003 (0郾 15)
叶 Leaf Cd5 0郾 73依0郾 12 (4郾 7) 1郾 71依0郾 39 (11郾 0) 12郾 22依0郾 06 (78郾 9) 0郾 81依0郾 02 (5郾 2) 0郾 017依0郾 001 (0郾 1) 0郾 012依0郾 002 (0郾 08)
Cd10 0郾 93依0郾 02 (3郾 5) 2郾 28依0郾 41 (8郾 6) 22郾 54依0郾 11 (85郾 1) 0郾 69依0郾 07 (2郾 6) 0郾 037依0郾 016 (0郾 1) 0郾 012依0郾 001 (0郾 04)
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 土壤 Cd处理对蔬菜生物量及 Cd含量的影响
生物量是反映植物对重金属耐性的重要指标之
一[18-19],不同种类植物对重金属的耐性存在明显差
异[20] .本研究中两种蔬菜生物量随土壤中 Cd 浓度
的升高而显著降低,表现为对 Cd 的耐受性较弱,但
这两种蔬菜各器官 Cd 含量随着土壤中 Cd 处理浓
度的升高而显著升高,苋菜茎部 Cd 含量最高可达
280 mg·kg-1(表 2). Chunilall 等[21]研究发现,苋科
的一种绿苋(Amaranthus hybridus)和一种红苋(A.
dubius)对重金属 Cd 有很强的富集能力. 王激清
等[22]发现,十字花科的油菜(Brassica campestris)富
集 Cd的能力高于印度芥菜(B. juncea). 本试验中
的污染土壤为人工添加 Cd,其 Cd 的有效性较高
(>70% ),也在一定程度上增加了蔬菜对 Cd 的富
集,从而加重了 Cd对蔬菜生物量的影响.
植物中根、茎、叶对 Cd 的吸收累积能力一般表
现为:根>茎>叶,认为是根对重金属进入植物体有
屏障作用[6,23],然而 Sun 等[19]的研究表明,植物体
0213 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
内 Cd富集为:根<茎<叶. 在本试验中,小白菜根部
Cd含量显著低于茎和叶,苋菜根部 Cd 含量也略低
于茎部(表 2),这有利于植物地上部分富集 Cd,地
上部 Cd 浓度高于地下部被认为是超富集植物的一
个条件[24],小白菜和苋菜处理组地上部 Cd 浓度均
大于 100 mg·kg-1,这符合超富集植物的特征.但是
两种蔬菜都表现出受 Cd 污染毒害严重的特征,并
且两种蔬菜富集系数 BCF 均远大于 1,即将更多的
Cd富集在地上部即可食用部分,因而在 Cd 污染土
壤上种植的这两种蔬菜均不适于食用.
3郾 2摇 Cd沿食物链的传递特征
两种蔬菜 MI土鄄根均大于 1,并且 Cd5 和 Cd10处理
组苋菜 MI土鄄根显著大于小白菜(P<0郾 05),说明小白
菜和苋菜的根都对 Cd 有较强的富集作用,且苋菜
根部的富集作用更强. 植物中 Cd 的含量与土壤中
Cd的有效性有关[25],本试验土壤 DTPA 提取态较
高(>77% ),有利于土壤中 Cd 向植物中转移. 小白
菜的 MI根鄄茎和 MI茎鄄叶均略大于苋菜(表 4),即小白菜
更倾向于将 Cd 向地上部转移[26] . Cd 在两种蔬菜中
的化学形态分布显示,小白菜去离子水提取态 Cd
所占比例略高于苋菜,而氯化钠提取态 Cd 所占比
例相反,表明小白菜各器官中 Cd 更易向下一级转
移.小白菜和苋菜 MI叶鄄虫均小于 1,且两种蔬菜
MI叶鄄虫处理间较稳定,不同蔬菜间也较一致,在一定
范围内斜纹夜蛾幼虫体内 Cd 含量与蔬菜叶中 Cd
含量存在线性关系(y=0郾 215x+0郾 559, r2 = 0郾 993).
各处理中 MI虫鄄虫粪远大于 MI叶鄄虫,即斜纹夜蛾幼虫食
入的 Cd 大部分是由虫粪排出体外,因此由粪便排
出体外是这类昆虫缓解重金属毒害的主要机制之
一.这种机制可能主要通过以下两种方式实现:一方
面,斜纹夜蛾幼虫对食物的利用率和转化率较低,吃
进的食物大部分由粪便排出体外[27];另一方面,两
种蔬菜叶片中的 Cd 主要存在于与蛋白质或果胶结
合的氯化钠提取态中,斜纹夜蛾幼虫在将植物蛋白
转变为动物蛋白时,可能代谢出了一部分 Cd 随粪
便排泄出去[7] .
3郾 3摇 Cd化学形态与植物吸收、转运 Cd的相互关系
植物体内 Cd不同的化学形态分布对植物的毒
害性和向下一级的移动性也不同. 乙醇提取态及去
离子水提取态的 Cd 对植物细胞的毒害性、移动性
最大,氯化钠提取态 Cd 次之,醋酸提取态、盐酸提
取态及残渣态 Cd 被认为是较稳定且对植物毒害最
小的形态[11,28] . Fu等[13]发现,美洲商陆的茎和叶片
中氯化钠提取态 Cd 占主要形式,乙醇提取态次之,
认为 Cd 可能与羟基或羧基等极性物质结合形成无
毒化合物而达到解毒目的. Wang 等[14]研究表明,苎
麻(Bechmeria nivea)各器官中 Cd 化学形态主要为
氯化钠提取态和醋酸提取态,认为这是苎麻忍耐高
Cd毒害的机制.本试验 Cd 化学形态分布的研究结
果显示,小白菜和苋菜各器官中 Cd 主要存在于与
蛋白质或果胶结合态(氯化钠提取态)中,无机盐结
合态(乙醇提取态)和水溶性 Cd(去离子水提取态)
含量次之(表 5 和表 6),这表明在两种蔬菜中,Cd
可能与多种金属配位体结合,达到缓解 Cd 毒性的
作用.但醋酸提取态、盐酸提取态及残渣态 Cd 含量
极低,因此两种蔬菜各器官受 Cd 的毒害较严重,且
Cd由根向茎和叶的移动性均较高. Qiu 等[29]研究认
为,Cd通过与蛋白质或果胶结合或转变为不可溶形
态可以降低对植物各器官的毒害作用.本研究中,小
白菜去离子水提取态 Cd 略高于苋菜,而氯化钠提
取态 Cd略低于苋菜,说明小白菜对 Cd 毒害的耐性
较苋菜低,然而苋菜各器官生物量下降较小白菜更
明显,可能因为苋菜各器官 Cd 含量显著高于小
白菜.
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作者简介摇 丁摇 平,女,1987 年生,硕士研究生. 主要从事恢
复生态学及污染生态学研究. E鄄mail: dingping09@ scbg. ac. cn
责任编辑摇 肖摇 红
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