預估作物於銅汙染土壤生長之植體銅含量

(1)

國立臺灣大學生物資源暨農學院園藝暨景觀學系碩士論文

Department of Horticulture and landscape Architecture College of Bioresources and Agriculture

National Taiwan University Master Thesis

預估作物於銅汙染土壤生長之植體銅含量 Estimation of Copper Content in Crops Cultivated in

Copper Contaminated Soil

邱維揚 Wei-Yang Chiou

指導教授：許富鈞博士 Advisor: Fu-Chiun Hsu, Ph.D.

中華民國 108 年 2 月

February, 2019

(2)

誌謝

論文的完成，首要感謝的就是我的指導教授許富鈞老師。想起口試當天，老師為了緩解我緊張的情緒，在介紹我時這樣說了「維揚當初考上研究所來找我時，

說他什麼都不會，後來我也發現，他真的什麼都不會。」語畢後眾人皆忍俊不禁，

輕描淡寫的這幾句話緩解了當時的緊張氣氛，但這幾句話也正顯露了老師需要投注在我身上的心力，會是其他同學的數倍。上研究所前未扎實的受過學術訓練，而使得我在實驗的操作到數據的判讀，而至最後論文書寫的過程都是顢頇學步、舉步維艱，而老師不遺餘力的指導，才讓論文得以順利完成。除了學術的訓練外，老師也常分享對於做事的態度，邏輯的思辨，以及時常鼓勵我的話語，這些都猶言在耳。

老師，真的非常感謝您。

也感謝台灣大學生物環境系統工程學系范致豪教授與園藝暨景觀學系林淑怡教授對於本論文的悉心審閱及斧正，並且給予我許多建議，讓我有更多想法與收穫，使本論文的內容更加完善。

剛上台北時人生地不熟，對未來充滿期待卻又迷惘，實驗室的大家給了我很多支持與幫助。宏林，謝謝你帶著我做實驗，並且分享許多統計上的知識；敬儒，謝

謝你任何事上的carry，因為你讓我視野更寬廣，心態更樂觀；匡易是同梯好夥伴，

我們都一起挺過來了，花也是你種的最美；大寶、周林和子慶雖是學弟，但學識上卻像巨人讓我受益良多，你們真的好棒；旂萱謝謝妳在實驗上的幫助，沒有妳我真的會因為課業和實驗的拉鋸而焦頭爛額，希望這個過程也有讓妳學到東西；多多即時的加入讓實驗室更上軌道，也讓大家有規矩可循；中研院之花琪姊對我這個學弟照顧有加，總是鼓勵我讓我不再害怕；鈞皓的加入讓實驗室充滿積極的氛圍，做事的效率與自信我非常需要學習；岳穎、芷凌和宣廷雖然我們相處的時間不長，但我知道你們都是很棒的學弟妹，祝你們未來一切順利。還有生工系的博士生雅甄，

謝謝妳的任何幫助，因為與妳的討論也讓我對實驗有更多的想法。

有幸能來臺大我認識了許多傑出的人，學到了許多事情，雖然未來同樣還不確定，但內心已經踏實許多。最後謹以此論文感謝支持我的父母及這兩年半以來所有幫助我的人們!

(3)

中文摘要

臺灣農地銅汙染案件數量多，可能造成作物食用安全問題。藉由調查於銅汙染土壤栽培之作物其生長及銅累積，可評估農產品的食用安全性，另外建立植體銅濃度預估模型則可達到預警的效果。本研究將台灣重要的四種食用蔬菜，蕹菜

（Ipomoea aquatic F.）、白莧（Amaranthus inamoenus W.）、小白菜（Brassica rapa L. ssp. chinensis）及茼蒿（Chrysanthemum coronarium L.）種植於人工銅汙染之土 壤中，調查各項生長指標以觀察作物受銅之危害，並量測植體銅濃度來評估作物食用安全性。

食用安全評估的試驗結果，在12-518 mg·kg^-1的土壤銅濃度生長下的蕹菜、白莧、小白菜及茼蒿，外表型態、株高及鮮重會隨著土壤銅濃度的增加而下降，植體銅濃度則會隨之上升，以 409-518 mg·kg^-1的土壤銅濃度處理下有最高的植體銅濃度結果。小白菜在四種作物中有最高植體銅濃度為 122 mg·kg^-1，經過計算超過銅的每日建議攝取濃度，但由於生長被嚴重抑制，因此流入市面對人體的食用安全威脅較低。

植體銅濃度預估模型的建立依據，是各項的生物有效性因子(bioavailability)，

除了蒐集上述四種蔬菜於人工銅汙染土壤試驗中所記錄的資料外，也為臺灣重要糧食作物－水稻（Oryza sativa L.）的田間資料來建立預估模型。

套用已建立的植體銅濃度預估模型的公式計算，得到的植體銅濃度推估值，與

實際值以迴歸驗證，得知蕹菜、白莧、小白菜及茼蒿最高的R²值分別為0.8319、

0.8473、0.6340 及 0.7617，皆有高的植體銅濃度預估能力。當水稻銅濃度預估模型的土壤銅全量，以王水消化及X-ray Fluorescence Spectrometer(XRF)分析時，最高的R²值分別為0.2855 和 0.2981，兩者預估能力相近，因此未來可以選擇檢測需時較少的XRF 作為分析方法。

關鍵字: 生物有效性、單一化學萃取法、蕹菜、白莧、小白菜、茼蒿

(4)

Abstract

Large number of copper pollution cases in Taiwan's agricultural land may cause crop food safety problems. By investigating the growth and copper accumulation of crops grown in copper contaminated soils, the food safety of agricultural products can be assessed, and the early warning effect can be achieved by establishing a model for estimating the plant copper concentration. In this study, four important edible vegetables in Taiwan, including water spinach（Ipomoea aquatic F.）, amaranth（Amaranthus inamoenus W.）, pakchoi（Brassica rapa L. ssp. chinensis）and garland chrysanthemum

（Chrysanthemum coronarium L.）, were planted in artificial copper contaminated soil.

Various growth indicators were utilized to evaluate the damage of crops to copper, and the plants copper concentration was measured to assess crop food safety.

The results of the food safety assessment of the four vegetables showed that the growth in plant height and fresh weight of the crops grown in the soil containing 12 to 518 mg·kg^-1 decreased with the increase of soil copper concentration, while the plant copper concentration increased. The highest concentration of copper in the plant was obtained by the soil containing 409 to 518 mg·kg^-1. Among the four crops, pakchoi had the highest copper concentration of plant in 122 mg·kg^-1 , which was calculated to exceed the daily recommended intake of humans in copper, but it was less likely to enter the market due to severe suppression of growth.

The prediction model of the plant copper concentration is based on the bioavailability factors. In addition to collecting the data recorded in the artificial copper contaminated soil test of the above four crops, the field data was also used to establish a prediction model for a Taiwan's important food crop, rice (Oryza sativa L.).

Based on the formula of the established copper concentration prediction model,

(5)

The estimated copper concentration of the plant was calculated by the formula of the established copper concentration prediction model, and then the estimated and actual values of the plant were analyzed by regression. The highest R² values of water spinach, amaranth, pakchoi and garland chrysanthemum were 0.8319, 0.8473, 0.6340 and 0.7617, respectively, all of which had high ability to predict copper concentration in the plant. In the part of the rice copper concentration prediction model, the total amount of soil copper was analyzed by aqua regia digestion and X-ray Fluorescence Spectrometer (XRF), and the highest R² values were 0.2855 and 0.2981, respectively. Because estimates using two methods are similar, the efficient and nondistructive detection approach using XRF is recommended.

Key word: bioavailability, single chemical extraction, water spinach, amaranth, pakchoi, garland chrysanthemum

(6)

誌謝 ... I 中文摘要 ... II Abstract ... III 目錄 ... V 圖目錄 ... VIII 表目錄 ... XI

第一章、前言 ... 1

第二章、作物食用安全性 ... 4

第一節前人研究 ... 4

一、銅在土壤中的來源 ... 4

二、銅在土壤中的特性與生物有效性 ... 4

三、植物銅的吸收、運移及累積 ... 6

四、銅對植物生長的影響 ... 7

第二節材料與方法 ... 8

一、試驗土壤 ... 8

二、土壤理化性質分析 ... 8

(一) 土壤粒徑分析 ... 8

(二) 有機質含量 ... 9

(三) pH 值 ... 9

(四) 陽離子交換容量 ... 9

(五) 土壤銅全量分析 ... 10

(六) 品保品管 ... 10

三、土壤人工添加銅處理 ... 10

(一) 硫酸銅溶液添加量 ... 10

(二) 添加方法 ... 12

四、盆栽試驗 ... 12

(一) 作物選擇 ... 12

(二) 土壤施肥 ... 12

(7)

(三) 栽培 ... 12

(四) 紀錄 ... 13

(五) 植體前處理 ... 13

(六) 植體銅濃度分析 ... 13

(七) 品保品管 ... 13

(八) 統計分析 ... 13

第三節結果與討論 ... 14

一、土壤理化性質 ... 14

二、人工添加硫酸銅溶液之土壤銅濃度在四次盆栽試驗後無明顯差異 14 三、四種作物之生長指標隨著銅處理濃度的增加而下降 ... 18

(一) 外表型態 ... 18

(二) 株高 ... 23

(三) 鮮重 ... 28

四、植體銅濃度隨著土壤處理銅濃度的增加而上升 ... 34

(一) 蕹菜及白莧 ... 34

(二) 小白菜及茼蒿 ... 34

五、土壤銅汙染未造成四種作物之植體銅濃度超出食用安全性 ... 34

(一) 蔬菜銅含量規範 ... 34

(二) 蕹菜、白莧、小白菜及茼蒿之食用安全性 ... 39

第三章、植體銅濃度預估模型的建立 ... 41

第一節、前人研究 ... 41

單一萃取法 ... 41

(一)交換性試劑 ... 43

(二)酸性試劑 ... 43

(三)有機螯合劑 ... 45

第二節材料與方法 ... 45

一、試驗土壤 ... 45

二、土壤理化性質分析 ... 45

三、土壤銅全量測量(X 射線螢光光譜儀) ... 45

(8)

四、植體銅濃度分析 ... 46

五、土壤生物有效性銅濃度測定 ... 46

(一)EDTA 0.05 M 萃取法 ... 46

(二)HCl 0.1 M 萃取法 ... 46

(三)NaNO3 0.1 M 萃取法 ... 46

(四)CaCl2 0.01 M 萃取法 ... 47

六、植體銅濃度預估模型之建立 ... 47

第三節結果與討論 ... 47

一、供試土壤的基本理化性質皆相似 ... 47

二、土壤銅全量以XRF 測量之數據，與王水消化法相關性高 ... 48

三、現地試驗之土壤與植體銅濃度的相關性不高 ... 48

四、銅可被EDTA 及 HCl 有效萃取，與銅在土壤的結合型態有關 ... 55

五、植體銅濃度預估模型中，以盆栽試驗的模型預測性較佳 ... 65

(一)蕹菜 ... 65

(二)白莧 ... 65

(三)小白菜 ... 73

(四)茼蒿 ... 83

(五)水稻(土壤銅全量以王水消化法測量) ... 83

(六)水稻(土壤銅全量以 XRF 測量) ... 90

第四章、結論 ... 100

第五章、參考文獻 ... 101

附錄 ... 107

(9)

圖目錄

圖1. 臺灣農地八大重金屬佔總汙染件數比例 ... 2

圖2. 硫酸銅溶液濃度與經硫酸銅溶液處理之土壤銅濃度迴歸分析 ... 11

圖3. 蕹菜種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形 ... 19

圖4. 白莧種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形 ... 20

圖5. 小白菜種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形 ... 21

圖6. 茼蒿種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形 ... 22

圖7. 蕹菜種植於不同銅濃度土壤之株高變化 ... 24

圖8. 白莧種植於不同銅濃度土壤之株高變化 ... 25

圖9. 小白菜種植於不同銅濃度土壤之株高變化 ... 26

圖10. 茼蒿種植於不同銅濃度土壤之株高變化 ... 27

圖11. 蕹菜種植於不同銅濃度土壤對鮮重之影響 ... 29

圖12. 白莧種植於不同銅濃度土壤對鮮重之影響 ... 30

圖13. 小白菜種植於不同銅濃度土壤對鮮重之影響 ... 31

圖14. 茼蒿種植於不同銅濃度土壤對鮮重之影響 ... 32

圖15. 蕹菜種植於不同銅濃度土壤之地上部銅累積量 ... 35

圖16. 白莧種植於不同銅濃度土壤之地上部銅累積量 ... 36

圖17. 小白菜種植於不同銅濃度土壤之地上部銅累積量 ... 37

圖18. 茼蒿種植於不同銅濃度土壤之地上部銅累積量 ... 38

圖19. 使用王水消化和 XRF 分析土壤銅濃度之迴歸分析 ... 54

圖20. 稻米與土壤銅濃度的迴歸分析 ... 56

圖21. 蕹菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 68

圖22. 蕹菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以 NaNO3、CaCl2、HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 69

圖23. 蕹菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量和 NaNO3、CaCl2、 HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 70 圖 24. 蕹菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值 NaNO3、HCl、EDTA 萃取的

(10)

土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 71

圖25. 白莧銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量為方程式的變量

所建構之模型所計算) ... 75 圖26. 白莧銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量和 NaNO3、CaCl2、 HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 76 圖 27. 白莧銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以 HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 77

圖28. 小白菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量為方程式的變

量所建構之模型所計算) ... 80 圖 29. 小白菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量和 NaNO3、 CaCl2、HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) 81 圖30. 小白菜銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量和 HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 82

圖31. 茼蒿銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量為方程式的變量

所建構之模型所計算) ... 86 圖32. 茼蒿銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以土壤銅全量和土 CaCl2、HCl、

EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 87

圖33. 茼蒿銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以 HCl 萃取的土壤銅濃度為方

程式的變量所建構之模型所計算) ... 88

圖34. 水稻銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以王水消化測得的土壤銅全量

為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 92

和土壤CEC、pH 值、黏土含量、有機質以及 NaNO3、CaCl2、HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 93

和 NaNO3、CaCl2、HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 94

圖 37. 水稻銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以 XRF 測得的土壤銅全量為

方程式的變量所建構之模型所計算) ... 97

(11)

圖 38. 水稻銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以 XRF 測得的土壤銅全量和土壤CEC、pH 值、黏土含量、有機質以及 NaNO3、CaCl2、HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 98

圖 39. 水稻銅濃度實際值與預測值的關係(預測值以 XRF 測得的土壤銅全量和

NaNO3、CaCl2、HCl、EDTA 萃取的土壤銅濃度為方程式的變量所建構之模型所計算) ... 99

(12)

表目錄

表1. 盆栽試驗土壤基本物理化學性質 ... 15

表2. 硫酸銅溶液處理後之土壤銅濃度 ... 16

表3. 盆栽試驗期間之土壤銅濃度 ... 17

表4. 蕹菜、白莧、小白菜及茼蒿在試驗期間所測得之最高植體銅濃度 ... 40

表5. 王水消化與 XRF 之優缺點比較 ... 42

表6. 以不同萃取劑評估土壤重金屬之生物有效性案例 ... 44

表7. 現地試驗土壤基本物理化學性質及不同單一化學萃取方法萃取重金屬銅之濃度 ... 49

表8. 蕹菜盆土以不同單一化學萃取方法萃取銅之濃度 ... 57

表9. 白莧盆土以不同單一化學萃取方法萃取重金屬銅之濃度 ... 59

表10. 小白菜盆土以不同單一化學萃取方法萃取重金屬銅之濃度 ... 61

表11. 茼蒿盆土以不同單一化學萃取方法萃取重金屬銅之濃度 ... 63

表12. 蕹菜銅濃度預估模型之植體銅濃度與各項自變數相關性 ... 66

表13. 蕹菜銅濃度預估模型 ... 67

表14. 白莧銅濃度預估模型之植體銅濃度與各項自變數相關性 ... 72

表15. 白莧銅濃度預估模型 ... 74

表16. 小白菜銅濃度預估模型之植體銅濃度與各項係數相關性 ... 78

表17. 小白菜銅濃度預估模型 ... 79

表18. 茼蒿銅濃度預估模型之植體銅濃度與各項係數相關性 ... 84

表19. 茼蒿銅濃度預估模型 ... 85

表20. 水稻銅濃度預估模型(土壤銅全量以王水消化分析)之植體銅濃度與各項係數相關性 ... 89

表21. 水稻銅濃度(土壤銅全量以王水消化分析)預估模型 ... 91

表22. 水稻銅濃度預估模型(土壤銅全量以 XRF 分析)之植體銅濃度與各項係數相關性 ... 95

表23. 水稻銅濃度(土壤銅全量以 XRF 分析)預估模型 ... 96

(13)

第一章、前言

由於工業的發展，環境汙染問題日益嚴重。世界各地的工業區常發現其周圍土壤的金屬含量有所增加，其中鎘、鉛、鎳、鋅、鉻及銅等重金屬含量已經達到對人類健康和生態系統造成風險的水準(Dudka and Miller, 1999)。在台灣，工業和城市排放未經處理的廢水對西部地區造成廣泛的重金屬汙染(Chen, 1991; Lu et al., 2007)。

根據行政院環境保護署2018 年的統計，銅占台灣重金屬總汙染案件的比例最高(圖

1)。銅若在土壤及作物中的濃度過高會影響食品安全並對人類健康構成威脅 (Kabata-Pendias, 2010)。銅是生物必需的微量營養元素，過多或缺乏都會造成植物生長抑制，當植物在適合的銅濃度區間時，產量會隨著濃度的增加而上升，當濃度超過最高臨界值後則植物被毒害，生長受到抑制(Taiz et al., 2015)。有些植物即使重金屬累積濃度較高時，植物外觀也看不出受毒害的徵狀，但其濃度卻足以威脅到人體或動物的健康(許，2011)。因此不同種類的食用作物在銅汙染農地之生長徵狀需要被確認，以確保人們的食用安全。在台灣土壤汙染管制標準是以重金屬全量作為依據，依照土壤及地下水汙染整治法規定，農地土壤經檢驗確定汙染物濃度已達土壤汙染管制標準者，將會剷除銷燬原本農地上的農作物，並限制耕種作物種類 (行政院環境保護署，2018)。但影響植物吸收重金屬的因子並不只有土壤重金屬全量，還包括了陽離子交換容量、有機質、及pH 值等生物有效性因子(Bravin et al., 2009; Chaignon et al., 2002; Wu et al., 2010)。生物有效性因子影響了重金屬在土壤 中的型態，其中植物可利用的重金屬型態大多是可溶解、易於交換或吸附的部分 (李，2003)。因此調查並了解重金屬在土壤中的型態，以及與植體吸收的相關性有其必要性。過去常以單一萃取法(single extraction)來進行土壤重金屬型態分析(Lo and Yang, 1998; Rao et al., 2008; Zhang et al., 2010)。單一萃取法以若干不同化學性 質的藥劑進行土壤重金屬萃取，主要分為中性鹽類、弱酸及螯合劑，其概念是模擬植物根系吸收重金屬的模式，例如中性鹽類在性質上代表了金屬元素的陽離子可交換部分；弱酸在性質上模擬了植物根系有機酸分泌所造成的微酸環境；螯合劑在性質上模擬了植物根系有機酸分泌物對金屬元素吸附的部分(Wang et al., 2009)。為了瞭解各項生物有效性因子與植體吸收累積的銅濃度關係，可利用多元迴歸分析

(14)

Heavy metal

Cu Ni Zn Cr Cd Pb As Hg

Percentage of field pollution

0 20 40 60 80

圖1. 臺灣農地八大重金屬佔總汙染件數比例

Fig. 1. The proportion of eight major heavy metals in Taiwan's agricultural land as a percentage of total pollution. The environmental protection administraction (EPA) statistics on heavy metal pollution in agricultural land from 2002 to 2017, totaling 2792 pieces of pollution, and there may be more than two heavy metal complex pollution in a single pollution case. Retrieved from https://goo.gl/kqvrIc (January 5, 2019)

(15)

(multiple regression analysis)，建立出植體銅濃度預估模型，進一步達到銅汙染農地種植的作物食用安全評估。目前也已有許多利用多元迴歸分析建立的植體重金屬濃度預估模式(Feng et al., 2005; Guo et al., 2007; Gupta and Aten, 1993; Romkens et al., 2009; Tipping et al., 2003)。

基於上述議題，本論文將探討土壤銅汙染對四種蔬菜及水稻食用部位之影響，

研究目的與策略如下：

1. 提出可安全食用之栽培土壤銅濃度區間：利用不同土壤銅濃度區間為變因，量測作物、土壤之銅含量，與生長情形，提出建議栽培之條件。

2. 建立植體銅濃度預估模型，可用於評估受銅汙染農地種植的作物食用安全風險：

利用量測土壤中多項銅的生物有效性因子，配合植體可食用部位之銅累積含量，建立多元迴歸模型。

(16)

第二章、作物食用安全性

在重金屬汙染地區中，影響作物食用安全性的因素並不只有植體重金屬濃度而已，還必須考量作物的商品價值，商品價值意即本試驗所記錄的外表型態。不同重金屬對植物及人體的健康有不同的威脅性，例如鎘最容易被作物給吸收，即使累積濃度較高時，植物外觀也看不出受毒害的徵狀，但其濃度卻足以威脅到人體或動物的健康(許，2011)。在某些可以累積高量重金屬濃度的植物種類，其統稱為重金屬富集植物(hyperaccumulator)(Van Der Ent et al., 2013)。然而，重金屬富集植物也與食用作物有所重疊，例如向日葵及許多十字花科植物(Belimov et al., 2005; Turgut et al., 2004; Xiong, 1998)。這些植物的特性有生長快速、根系能深植土壤、易收割、

能夠容忍並累積多樣化重金屬等特性。因此為避免食用作物在累積了對人體健康有害的重金屬濃度後，其生長外觀卻無顯著的毒害症狀，進而流入市場對消費者健康造成威脅，土壤銅濃度、植體銅濃度及植體外表型態間的關聯性必須一同探討。

第一節前人研究 一、銅在土壤中的來源

銅是一種天然存在的微量元素，存在於岩石、土壤、火山噴灰、植物及動物中

（ATSDR, 2004）。銅在土壤中的來源可以分為天然及人為來源，在地殼中岩石中的平均濃度為 50 ppm，土壤中約為 20 ppm，海水為 20 ppb (Emsley and Emsley, 2001)。銅在農耕土壤常見的人為來源之一是為了控制病蟲害，含銅的殺蟲殺菌劑過量使用，導致銅在農業土壤表層(葡萄園)累積(Mackie et al., 2012)。在歐洲，未受汙染的土壤銅濃度在 14-29 mg·kg^-1之間，但長期施用含銅殺真菌劑的葡萄園土壤濃度在31-251 mg·kg^-1 之間(Brun et al., 1998)。臺灣除了殺蟲殺菌劑外，燃燒廢電纜、銅的冶煉及銅製品生產等廢水也是銅的汙染來源(林和張，2006)。行政院農業委員會主管科技計畫報告(2016)也指出台灣桃園地區最嚴重的銅汙染案例更高達 1140 mg·kg^-1(附表 1)。

二、銅在土壤中的特性與生物有效性

在臺灣，銅被列為環境管制的八大重金屬之一。重金屬進入土壤後會發生離子

(17)

交換、吸附、氧化還原、水解、錯合、沉澱、溶解或被植物所吸收等物理化學反應，

當重金屬經由植物吸收累積於植體中或因擴散移動至地下水時，人類或動物可能經由食物鏈之關係，而受到重金屬之毒害使健康受到影響(賴，2008)。在土壤中銅來源的型態主要包括水溶性、可交換性和複合性的次生礦物，如黏土、鐵及錳所構成的氫氧化合物，有機質、原生矽酸鹽礦物及碳酸鹽及磷酸鹽的共同沉澱物 (Kabata-Pendias, 2010)。根據李(2003)將土壤重金屬型態分為下列幾項 :

1、可交換型態(exchangeable fraction)

重金屬離子主要是被土壤黏粒、有機物質或非結晶礦物的負電荷靜電吸引力所吸附，屬於鍵結能較弱之部分，容易受到環境中離子強度改變而影響其吸脫附行為。

2、碳酸鹽聯結型態(carbonate fraction)

此型態為金屬離子與碳酸鹽類作用而結合，容易受到環境中pH 值的改變而釋出。

3、鐵錳氧化物聯結型態(Fe-Mn oxide fraction)

重金屬離子與氧化物表面產生共價鍵或配位鍵而將重金屬牢牢吸附在土壤表面，

鍵結能強，但是在低還原電位或低pH 值環境下較不穩定。

4、有機物聯結型態(organic fraction)

重金屬與多種形式有機物形成鍵結，有機物以複合（complex）或螯合（chelate）作用將重金屬固定在有機分子內，此部份重金屬可溶性則要視與重金屬結合之有機物分子結構而定。在氧化條件下，有機物可能被破壞而釋放金屬離子。

5、殘餘物型態(residue fraction)

係指存在於土壤原生或次生礦物晶格中的重金屬而言，此部份重金屬除非破壞礦物晶格構造，否則難以釋出。

重金屬在不同性質的土壤中有不同的型態比例，對於生存在土壤中的動植物而言，重金屬型態的利用難易度分別是可溶性型態>可交換性型態>碳酸鹽聯結型態>鐵-錳氧化物聯結型態>有機物聯結型態>殘餘物型態。因此儘管土壤中銅的濃度約為20 mg·kg^-1，但植物可利用的重金屬型態大多是可溶解，易於交換或吸附的部分(李，2003)。經上述可以得知，由於總量的重金屬在土壤中有不同的型態，並且不同型態的重金屬可以被釋放至土壤溶液的能力也有高有低，植物根部吸收重金屬的來源即是土壤溶液，因此土壤重金屬全量並不等於生物可以完全利用的量，

這個概念就稱為生物有效性(Bioavailability)，此一專有名詞在環境科學的定義是生

(18)

物在生理條件下通過脫附(desorption)土壤中的化合物含量，而使生物得以吸收利用 (Semple et al., 2004)。本篇研究則特別指重金屬銅可以被植物吸收利用的含量。

三、植物銅的吸收、運移及累積

植物可藉由氣孔和根來吸收營養物質，其中植物所吸收之重金屬通常是以離子態存在於土壤溶液中或吸附於膠體上。重金屬由土壤輸送至植物根部主要的過程為：(1)根部攔截-植物根部的根毛因細胞壁上羧基和酚基脫氫之後帶負電而能吸附陽離子，因此可與土壤膠體上之陽離子直接交換，將膠體上之離子吸收至根部裡；

(2)質流(mass flow)-植物吸收水分時，因蒸散作用使得水分會經由根部往莖、葉移動，土壤溶液中之重金屬同時亦往根內移動；(3)擴散作用-植物自土壤溶液中吸取營養離子後，這些離子濃度隨之降低，而高濃度之離子因擴散定律而往低濃度之處所移動，接著被植物所吸收(莊，2004)。細胞壁由纖維素、果膠及醣蛋白組成，並可作為特定的離子交換者，使銅以陽離子的型態吸附在根表面上(Allan and Jarrell, 1989)。銅的吸附及運移始由植物根部開始至木質部、韌皮部的導管和篩管，接著轉送到枝條(Ando et al., 2013)。根細胞吸收銅的方式是通過不同的轉運蛋白來達成，

目前發現的轉運蛋白有copper transporter 1 (COPT1)、copper transporter 3 (COPT3)、

copper transporter 5 (COPT5)、P-type ATP-ase 1 (PAA1)、P-type ATP-ase 2 (PAA2)及 copper-exporting ATPase / responsive-to-antagonist 1 / copper-transporting ATPase (RAN1)(Yruela, 2005)。與銅轉運蛋白相互作用的銅伴侶蛋白(Copper chaperones)，

其位於細胞溶質，特性為可溶的低分子量金屬受體蛋白(metal receptor proteins)，在銅被轉運蛋白移入細胞後，會藉由銅伴侶蛋白運輸至所需的組織，或者將銅插入銅依賴性脢(Cu dependent proteins)的活性位點來進行生化反應，copper chaperones (CCH)、cytochrome c oxidase 17 (COX17)及 copper chaperone for SOD1 (CCS)皆屬於此類的金屬受體蛋白(Sancenón et al., 2004)。銅的運輸除了轉運蛋白的共質體運輸外，也能藉由質外體的方式運輸，在銅以土壤溶液的形式被根吸收後，沿著細胞壁中的空隙從表皮、皮層、內皮層接著至木質部，直到卡氏帶後在繼續藉由共質體進行運輸(Adrees et al., 2015)。銅在植物中的移動性不佳，因此與植物地上部相比，

植物根部有最高的銅濃度，例如葡萄(Vitis L.)及玉米(Zea mays L.)(Benimeli et al., 2010; Guan et al., 2011; Wang et al., 2011)。作物的種類、品種及器官都會影響銅的

(19)

吸收與累積，例如綠豆兩個品種間的銅吸收及葉片累積能力不同(Ahmad et al., 2008)。洋蔥(Allium cepa L.)和番茄(Solanum lycopersicum L.)之根莖葉吸收累積銅的 能力不同(Badilla-Ohlbaum et al., 2001)。在銅汙染的農地上，作物銅累積的情形分別為洋蔥(Allium cepa L.)>大豆葉(Glycine max L.)>紫蘇葉(Perilla frutescens L.)辣椒(Capsicum annuum L.)>玉米粒(Zea mays L.)棗粒(Zizyphus jujuba M.)(Jung, 2008)。

四、銅對植物生長的影響

銅是一種過渡金屬，為生物組織中濃度非常低的必需微量元素，過高或過低都會造成植物生長的抑制。在植物對銅離子反應的假設上，劑量反應曲線顯示出植體乾重與植體地上部銅濃度之相對關係，當植體中銅濃度低於下限時，植物顯示銅缺乏的徵狀，並且隨著銅濃度降低使植物生長受到更嚴重的抑制，但是當植體中的銅濃度超過臨界上限時，植物則顯現銅毒害徵狀，植物必須處在合適的銅濃度範圍中才能獲得良好的生長和發育(Adrees et al., 2015)。銅在植物細胞內的角色與鐵類似，

銅參與了酵素的氧化還原，原理是藉由Cu⁺氧化為Cu²⁺的可逆反應，如質體藍素，

其參與光合作用光反應的電子傳遞過程(Marschner, 2011)。在許多植物種類中，缺乏銅的初始徵狀為產生暗綠色的葉子，並可能有壞死的斑點，壞死的斑點最初顯現在新葉的尖端，並沿著葉緣擴展至葉子基部，葉子也可能扭曲或畸形，穀類植物則顯現白化褪綠徵狀，並且葉尖端呈現滾筒狀捲曲，另外在極端嚴重的銅缺乏下，葉片可能提早掉落或造成花器不稔(Taiz et al., 2015)。高濃度的銅也會造成植物褪綠現象，在這種生長條件下會使葉片的葉綠素含量減少，葉綠體和類囊體膜構造的改變或降解(Baszynski et al., 1988; Pätsikkä et al., 1998; Quartacci et al., 2000)。銅的缺乏也會導致兩種重要的含銅脢－酚脢(phenolase)和漆脢(laccase)含量下降，而使木質素合成效率降低(Pandey, 2015)。高濃度的銅會對植物造成毒害，如小麥(Triticum L.)、綠豆(Vigna radiate L.)種子的發芽率隨著銅處理濃度的增加而下降(Gang et al., 2013; Singh et al., 2007; Verma et al., 2011)。在養液中施用較高的銅會減少玉米(Zea mays L.)植物的根、芽及葉長(Benimeli et al., 2010)。玉米(Zea mays L.)株高也會隨 著銅濃度的增加而減少(Barbosa et al., 2013)。小麥(Triticum L.)以相同濃度之銅、鋅及鎳處理後發現，枝條及根長對銅過量的敏感性較高(Gajewska and Skłodowska, 2010)。銅濃度過高也會造成葉片黃化的現象，如印度芥菜(Brassica juncea L.)、大

(20)

白菜(Brassica rapa pekinensis)及甘藍(Brassica oleracea L.)等皆有此現象(Ali et al., 2015; Feigl et al., 2013; Shahbaz et al., 2010)。銅過量也會降低小麥(Triticum L.)和玉 米(Zea mays L.)的根莖葉鮮重(Al-Hakimi and Hamada, 2011; Dresler et al., 2014)。水稻(Oryza sativa L.)和玉米(Zea mays L.)籽粒的產量也因銅過量因而下降(Barbosa et al., 2013; Xu et al., 2006)。

第二節材料與方法 一、試驗土壤

根據行政院環境保護署資料統計，全國列管的重金屬汙染農地總件數為 3742

件，其中銅汙染又占總件數最高的比例，為 77.5%(圖 1)。重金屬汙染件數最高的

縣市為彰化縣和桃園市，分別佔有49%和 48%。本章盆栽試驗使用桃園市之田土，

在第三章之現地試驗以彰化縣之田土作為試驗材料。採集表土經風乾磨碎後以 2

mm 篩網過篩去除雜物和有機質，後續進行土壤性質分析。

二、土壤理化性質分析 (一) 土壤粒徑分析

土壤樣本乾重(W)，一般土壤採用 50 g (砂土則用 100 g)，置於 1 L 量筒中，加純水200 mL 充分攪拌，再加入 10 mL 5%偏磷酸鈉(NaPO3)6水溶液後加純水至體

積約650 mL 刻度之間，以電動土壤攪拌器攪拌 10 分鐘並確認土樣與水溶液均勻

混合。將攪拌器以純水沖洗懸濁液至燒杯中，並加純水至1 L。以攪拌槳上下攪動

20 次後，待 20 秒液面平穩時，輕放入土壤比重計與溫度計，待 40 秒時記錄比重

(Ps)與溫度讀值，此為黏粒及坋粒含量之合量。重新上下攪動，靜置 2 小時後以相

同方法測定比重與溫度讀值，此為黏粒含量。同時量測未添加土壤之讀值作為空白樣本。比重計讀值校正方法有1. 空白校正，扣除每 1000 mL 純水中含 10 mL 偏磷

酸鈉溶液之比重計讀數；2. 溫度校正，每次測定比重時，應同時測定懸液之溫度，

如高於 19.4ôC，每增高 1ôC，比重計之讀數應加 0.3，如低於 19.4ôC，每減低 1ôC 應減0.3，校正後之讀數為 P’s、P’c。以下式求得三種土壤質地之百分比 :

砂粒% = 100% - (P’s/W) × 100%

黏粒% = (P’c/W) × 100%

(21)

坋粒% = 100% - (砂粒%+黏粒%) (二) 有機質含量

本試驗的土壤須再以0.5 mm 標準篩網過篩。供試樣本約 20 g 置於坩鍋，並以 105^oC 2 小時去除水分記錄乾重(A)，在高溫爐內以 375^oC 加熱灰化四小時後，灰分置於乾燥箱待其冷卻並秤重(B)，計算公式 : 有機質含量(%) = B / A × 100%

(三) pH 值

本試驗的土壤須再以 0.5 mm 標準篩網過篩。取 20 g 供試樣本置於 50mL 離心

管，加入20mL 去離子水充分混勻，將離心管置於試管架上後，再水平放置於水震

盪器，於25^oC 下以 200 rpm 震盪 30 分鐘。靜置懸液 1 小時，以 pH 計測定。

(四) 陽離子交換容量

本試驗的土壤須以0.5 mm 標準篩網過篩。實驗原理是利用銨離子交換土壤中

的陽離子，再以呈色法定量交換出的銨離子濃度，便可回推土樣的陽離子交換容量。

取1 g 供試樣本置於 15 mL 離心管，加入 10 mL 之 1 M NH4OAc pH 7.0 水溶液充分混勻，再於25^oC 下以震盪器 200 rpm 震盪 1 小時。震盪後的樣本以 5390 xg 離心10 分鐘後移除丟棄上清液，接著加入 10 mL 75%酒精使之與土樣混合均勻，並再次離心將上清液丟棄，此步驟重複三次。後續要以1 M MgCl2水溶液將土樣中的 NH4OAc 置換出來，加入 MgCl2 10m L 使之與土樣混勻，離心後蒐集置換液，此步

驟重複兩次。加入去離子水定量置換液至50 mL。

置換液內的銨濃度，以靛藍法( Indophenol blue )法測定，原理是銨離子與酚在適當氧化情況下會形成藍色的Indophenol 化合物。以硫酸銨(NH4)2SO4配置濃度為 0、15.625、31.25、62.5、125、250、500 及 1000 μM 等九個點的 NH4+之標準品。

標準品與樣本皆定量1 mL 至離心管中，接著加入 40 μL 的 0.1% phenol solution 及 40 μL 的 0.005% nitroferricyanide solution、40 μL oxidizing solution，混合均勻後放置1 小時，接著取 100 μL 以分光光度計(630 nm)測定吸光值。以標準品之吸光值製作檢量線並計算銨離子濃度，銨離子濃度回乘稀釋濃度及除以樣本乾重後即為土壤陽離子交換能力。藥劑配置如下 :

1. Phenol solution：0.5 g 的 phenol(C6H5OH)溶於 95%酒精定量至體積 5 mL。

2. Nitroferricyanide solution：0.025 g 的 sodium nitroferricyanide(Na2[Fe(CN)5NO]·

2H2O)溶於去離子水定量至 5 mL。

(22)

3. Oxidizing solution：Alkaline complexing reagent 和漂白水(6.25%, chlorox)以 1 : 4 的比例配成。

4. Alkaline complexing reagent：2 g 的 trisodium citrate(Na3C6H5O7)和 0.1 g 的 sodium hydroxide(NaOH)溶於去離子水定量至 10 ml。

(五) 土壤銅全量分析

本試驗的土壤須再以0.149 mm 標準篩網過篩。取 1 g 供試樣本置於玻璃消化管中，加7 mL 的鹽酸(32% hydrochloric acid, Emsure for analysis, Merck, Jerman)及 2.3 mL 的硝酸(65% nitric acid, Emsure for analysis, Merck, Jerman)靜置 10 小時。接著加熱溶液至王水沸點108^oC 2 小時。冷卻後加入去離子水定量至 33 mL，接著以針筒濾膜(promax syringe filter, 25 mm 0.45 μm pes,DIKMA)過濾萃取液至 15 mL 塑膠離心管。以感應耦合電漿原子發射光譜儀(Inductively couple plasma optical emission(ICP – OES) Perkin Elmer OPTIMA 5300 DV)測定土壤銅濃度。

(六) 品保品管

各項銅濃度分析項目，測定過程包括空白、重複及標準樣品，重複樣品相對差異百分比須介於 100 ± 20% 之間。以土壤標準品(SRM 2711a - Montana II soil, NIST, U.S.A.)確認回收率，回收率須介於 100 ± 20% 之間，以確保樣本處理、分析技術及儀器系統功能正常。

三、土壤人工添加銅處理 (一) 硫酸銅溶液添加量

為了能控制添加硫酸銅水溶液後的土壤銅濃度，因此利用添加各種濃度的硫酸銅水溶液至土壤中，且建立添加之硫酸銅濃度與土壤中銅累積之迴歸線。後續便

能以此迴歸線為依據，製備特定濃度銅污染之土壤。建構方法是分別澆灌500 mL

之100、200、300、400、500、600、700、800、900、1000、2000、3000、4000 及 5000 mg·kg^-1的硫酸銅水溶液於200 cm³的土壤中進行污染，污染後的土壤銅濃度與添加的硫酸銅水溶液濃度以線性迴歸分析(圖 2)，得到土壤添加硫酸銅水溶液後的銅濃度預估公式，依據此公式決定硫酸銅溶液的添加量。

(23)

圖2. 硫酸銅溶液濃度與經硫酸銅溶液處理之土壤銅濃度迴歸分析

Fig. 2. Regression analysis of cupric sulfate solution concentration and soil copper concentration in soil treated with cupric sulfate solution (A) cupric sulfate solution 0- 1000 mg·kg^-1(B) cupric sulfate solution 1000-5000 mg·kg^-1

(24)

(二) 添加方法

清除供試土壤內的雜物及有機質，在破碎土塊後裝入 5 吋盆。本試驗將土壤

分為5 種銅濃度，分別為 0 (對照組)、120、460、800 及 1140 mg·kg^-1，依據上述

檢量線之迴歸公式（圖 2），可知須加入硫酸銅水溶液濃度分別為 0、370、1546、

2164 及 2783 mg·kg^-1。將5 種銅濃度每盆澆灌 500 mL 上述硫酸銅水溶液，並放置

無孔洞之外盆避免溶液滲漏，靜置16 小時使土壤完全吸收硫酸銅水溶液。風乾後

蒐集相同添加濃度之盆土並確實混合均勻。

四、盆栽試驗 (一) 作物選擇

盆栽試驗的作物選擇臺灣農民經常種植的葉菜類，來探討市面上的葉菜類在種植於銅汙染土壤是否會有重金屬超量而危害國人健康安全的疑慮。本試驗選用蕹菜(Ipomoea aquatic F. ‘白梗青葉種’)和白莧(Amaranthus inamoenus W. ‘白莧 53 號’)在夏季種植，另使用小白菜(Brassica rapa L. ssp. chinensis ‘四季小白菜’) 和茼蒿(Chrysanthemum coronarium L.)在冬季種植。除了白莧訂購自農友種苗股份有限公司外，蕹菜、小白菜及茼蒿均購自新合成種子行(台北)。

(二) 土壤施肥

按照中華肥料協會(2005)之作物施肥手冊葉菜類建議施肥量，換算為每盆所需肥料量。氮磷鉀三要素以尿素480 mg、過磷酸鈣 734 mg 及氯化鉀 306 mg 提

供。將肥料以水溶液的方式加入土壤中混合均勻，風乾後裝入5 吋盆備用。

(三) 栽培

四種葉菜類中，蕹菜及茼蒿在播種時需要進行種子預措。方法如下，初步挑選飽滿無外傷之種子，清洗後置入50 mL 離心管中加水浸泡 8-10 小時，恆溫 25^oC，

待種子均勻吸收水分些微腫裂後即可播種。種子皆均勻撒在盆土上，蕹菜和茼蒿播

入土下 1 公分，小白菜和白莧則薄覆一層土後澆水至盆土濕透。四種葉菜類種子

於發芽第三天和第五天進行間拔，間拔的原則為疏去極端大小的幼苗，並使幼苗生長空間不致過於擁擠。為避免銅處理濃度過高的葉菜因生長不良，而造成後續分析樣本重量不足，因此每盆留2-3 株。

本試驗於臺灣大學生物資源暨農學院附設農業試驗場園藝分場(台北)進行，盆

(25)

栽的擺放採完全隨機設計，5 個銅濃度處理皆為 6 重複，每重複為 1 盆。蕹菜和白莧在2017 年 6-7 月及 9-10 月進行兩次試驗；小白菜和茼蒿在 2017 及 2018 的 2-3

月進行兩次試驗，每次試驗為期28 天。

(四) 紀錄

植株生長情形在第28 天採收前拍照記錄。株高於間拔後每 7 天記錄 1 次，將

植株葉片豎直後，量測自植株底部至最高豎直葉片尖端作為株高長度。為避免採收後蒸散作用的持續進行，因此地上部鮮重在植體採收後立刻秤重。

(五) 植體前處理

地上部植體採收後，先以自來水沖洗乾淨後再以去離子水潤洗 1 次，植體陰

乾後裝入牛皮紙信封袋以烘箱60^oC 烘乾(約 72 小時)，之後以研缽磨碎植體並裝袋保存於防潮箱備用。

(六) 植體銅濃度分析

取0.1 g 磨碎之乾燥植體裝入高壓消化瓶(xpress vessel replacement, 55 mL, CEM, U.S.A.)，加入 5 mL HNO3(65% nitric acid, Tracepur for analysis, Merck, Jerman)及 2 mL H2O2(30% hydrogen peroxide, Suprapur for analysis, Merck, Jerman)，置入微波消化爐(Mars 5, CEM, U.S.A.)以 165^oC 消化 30 分鐘，消化完畢檢查是否消化完全無殘體，冷卻後裝入50 mL 離心管，以去離子水定量至 20 mL，再以針筒濾膜(promax syringe filter, 25 mm 0.45 μm pes, DIKMA)過濾消化液。以感應耦合電漿原子發射光譜儀(ICP - OES, Perkin Elmer OPTIMA 5300 DV)測定植體銅濃度。

(七) 品保品管

各項銅濃度分析項目，測定過程包括空白、重複及標準樣品，重複樣品相對差異百分比須介於100 ± 20% 之間。以植體標準品(SRM 1573a - Tomato Leaves, NIST, U.S.A.)確認回收率，回收率須介於 100 ± 20% 之間，以確保樣本處理、分析技術及儀器系統功能正常。

(八) 統計分析

統計分析的目的是為了瞭解不同土壤銅濃度處理對作物株高、鮮重及植體銅濃度造成的差異性，並且為了避免試驗重複數中的離群值造成統計上的誤差，以盒鬚圖(Boxplot)找出離群值是經常應用於生物統計相關的方法(Frigge et al., 1989; Sun et al., 2010)。以臺灣大學雲端共享軟體 SPSS Statistics 17.0 的盒鬚圖功能找出試驗

(26)

重複數中的離群值並剔除，後續再使用 CoStat 6.4 分析軟體進行數據分析，以 ANOVA 之 LSD(Least significant difference)，顯著差異水準均以 p=0.05 為基準。

第三節結果與討論 一、土壤理化性質

試驗土壤之物理化學性質列於(表 1)。土壤質地分類屬於坋質黏土，砂粒、坋粒及黏粒分別為5.42%、52.60%及 41.98%；pH 值 5.84；有機質 3.91%；陽離子交換能力133 cmol·kg^-1；土壤銅濃度24.12 mg·kg^-1。本試驗土壤母質為砂岩洪積層，

為中質地排水良好紅壤，土壤分類為極育土和氧化物土(行政院農業委員會，2018)。

紅壤的成因為近百萬年來經高溫多雨，乾濕循環交替之條件下，使土壤中之物質淋洗殆盡，僅剩大部份為鋁氧化物和鐵氧化物者，是臺灣最古老的土壤。紅壤土層深厚，一般在 2-5 m，有時厚達 20-30 m 者亦有。此類土壤構造明顯，通氣和排水良好，物理性質絕佳，唯土壤呈強酸性，肥力差，黏性和可塑性佳(行政院環境保護署，2003)。

二、人工添加硫酸銅溶液之土壤銅濃度在四次盆栽試驗後無明顯差異

為了觀察不同的銅濃度對植體造成之影響，本試驗將土壤銅濃度規劃為五個

等級，濃度平均的由低至高。隨著試驗土壤添加的硫酸銅水溶液濃度由 0、370、

1546、2164 及 2783 mg·kg^-1的增加，土壤銅濃度實際測值也觀察到由25.3、78、

272、340 及 479 mg·kg^-1的上升，然而實際量測土壤銅濃度的數值，與利用迴歸線推測出的預測值仍然有差異，預測值分別為24.1、120、460、800 及 1140 mg·kg^-

1，實際測值皆小於預測值，可見預測值會略為高估實際值(表 2)。在土壤銅濃度實

際值中的 272、340 及 479 mg·kg^-1已經超過食用作物農地的銅濃度監測(120 mg·

kg^-1)及管制(200 mg·kg^-1)標準(行政院環境保護署，2018)，由於土壤銅全量不等於植體吸收量，因此本試驗在超過銅的監測(120 mg·kg^-1)及管制(200 mg·kg^-1)標準下種植之作物，在經檢測植體銅濃度，可知是否超過人體每日建議攝取銅含量，以了解種植於銅汙染土壤之作物是否符合食用安全，並提供法規修訂之參考。本試驗硫

酸銅溶液處理後的土壤共經過 4 次盆栽試驗的使用，每次作物栽培結束後，同樣

銅濃度等級的土壤被回收並混合均勻，並在每次盆栽試驗栽培前量測土壤銅濃度。

(27)

表1. 盆栽試驗土壤基本物理化學性質

Table 1. Basic physicochemical properties of soil in pot experiment

Soil property Value

Texture Sand (%) Silt (%) Clay (%) pH

Organic matter (w/w %)

Cation exchange capacity (cmol·kg^-1) Copper in soil (mg·kg^-1)

silty clay 5.42 52.60 41.98 5.84 3.91 133 24.12

(28)

表2. 硫酸銅溶液處理後之土壤銅濃度

Table 2. Soil Cu concentration after treatment with copper sulfate solution CuSO4 solution

concentration (mg·L^-1)

0 370 1546 2164 2783

Expected soil concentration

(mg·kg^-1)

24.1 120 460 800 1140

Observed soil concentration

(mg·kg^-1)

25.3 78 272 340 479

(29)

表3. 盆栽試驗期間之土壤銅濃度

Table 3. Soil Cu concentration during pot experiment

(mg·kg^-1) Soil Cu concentration level*

Number of

experiment 1 2 3 4 5

1 17 78 272 340 479

2 12 81 294 352 518

3 23 80 251 296 409

4 30 86 296 367 484

*本試驗將盆栽土壤銅濃度分為五個等級，每次的盆栽試驗前量測土壤銅濃度

*This experiment divides the Cu concentration of potted soil into five grades, and measures the copper concentration of soil before each pot experiment

(30)

盆栽試驗期間之土壤銅濃度範圍結果顯示，經過 4 次的盆栽試驗，同樣等級的土壤銅濃度範圍差異不大(表 3)。此結果可能就是由於本試驗所用之土壤為坋質黏土，

其中黏土佔總比例 41.98% (表 1)。已知土壤中銅的活動及交換作用較低，易被有

機質及黏土礦物所吸附，且與鐵錳氧化物有良好之親和力，因此銅於黏質土中不易向下移動(郭，1997)。

三、四種作物之生長指標隨著銅處理濃度的增加而下降

本試驗所選用的蕹菜(Ipomoea aquatic F.)、白莧(Amaranthus inamoenus W.)、小白菜(Brassica rapa L. ssp. chinensis)及茼蒿(Chrysanthemum coronarium L.)皆為臺灣重要的經濟食用作物，生長強健易栽培，發芽至採收需23 ~ 35 天 (郭，1995；林，

1995；劉和林，1995；王和王，1995)。另外由於在第三章的現地試驗情況，銅汙染之農地上栽種的主要作物為水稻，雖有其它種類蔬菜，但不是每個採樣點都有蔬菜或蔬菜種類不一，因此為使研究更加全面完整，選擇上述四種臺灣重要的經濟食用葉菜進行盆栽試驗。盆栽試驗可控制許多會造成實驗誤差的變因，如光線、水分及溫度，更重要的是土壤銅的均一性。土壤中的重金屬濃度隨著與汙染源的距離增加而減少，主要受水分運動和地形控制(Jung, 2008)。由於臺灣農地被重金屬汙染的主要原因為灌溉水，在農田的入水口及排水口土壤是銅濃度最高的區域，因此會造成土壤銅濃度不均進而降低試驗結果的準確性，然而盆栽試驗的設計則可避免上述之情況。所有生物體在其生命週期中，都有不同的生長階段，當給予適當的條件，

則會造成尺寸、型態或數量的變化，是生命最重要的現象(Hunt, 2012)。因此本試驗以外表型態、株高及鮮重來調查銅對作物造成的生長影響，並與植體銅濃度共同討論，釐清作物於銅汙染種植之作物食用安全性。

(一) 外表型態

以五個不同的銅濃度處理四種作物第28 天之外表型態之結果表明，不同濃度

銅處理的植株型態差異明顯，皆呈現隨著土壤銅濃度的增加而導致植株生長受阻的趨勢(圖 3-6)。蕹菜及白莧兩批次的試驗結果相似，在等級 2 的銅濃度處理下植

株生長情形最佳，後面接續為等級1、3、4 及 5，這個結果可能是由於銅本來就是

生物所需的微量元素，而等級 2 的銅濃度剛好是適合作物生長的範圍，因此有施

肥的效果。小白菜和茼蒿於2018 年的結果同樣與蕹菜和白莧相似，然而在 2017 年

(31)

1 2 3 4 5 Soil copper concentration level

圖3. 蕹菜種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形

Fig. 3. Growth of water spinach in soil with different copper concentrations for 28 days.

During the test period (A) June to July 2017 (B) September to October 2017. Six replications were used for each treatment, and this picture is one of the six replication.

The scale is equal to 15 cm. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 12, 81, 294, 352 and 518 mg·kg^-1 (B) 23, 80, 251, 296, and 409 mg·kg^-1 respectively

(A)

(B)

(32)

圖4. 白莧種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形

Fig. 4. Growth of amaranth in soil with different copper concentrations for 28 days.

During the test period (A) June to July 2017 (B) September to October 2017. Six replications were used for each treatment, and this picture is one of the six replication.

The scale is equal o 15 cm. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 12, 81, 294, 352 and 518 mg·kg^-1 (B) 23, 80, 251, 296, and 409 mg·kg^-1 respectively

(A)

(B)

(33)

圖5. 小白菜種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形

Fig. 5. Growth of pakchoi in soil with different copper concentrations for 28 days. During the test period (A) February to March 2017 (B) February to March 2018. six replications were used for each treatment, and this picture is one of the six replication. The scale is equal to 15 cm. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 17, 78, 272, 340 and 479 mg·kg^-1 (B) 30, 86, 296, 367, and 484 mg·kg^-1 respectively

(A)

(B)

(34)

圖6. 茼蒿種植於不同銅濃度土壤 28 天生長情形

Fig. 6. Growth of garland chrysanthemum in soil with different copper concentrations for 28 days. During the test period (A) February to March 2017 (B) February to March 2018.

six replications were used for each treatment, and this picture is one of the six replication.

The scale is equal to 15 cm. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 17, 78, 272, 340 and 479 mg·kg^-1 (B) 30, 86, 296, 367, and 484 mg·kg^-1 respectively

(A)

(B)

(35)

試驗中，等級 2 銅濃度處理下小白菜和茼蒿生長情形則並未顯著的良好。盆栽試

驗結束採收後可以發現，在等級 5 的銅處理下植株葉片與對照組相比有黃化及根

長減少等情形。類似的結果在其它作物也有發現，甘藍(Brassica oleracea L.)以養液培養，加入≥ 2 µM Cu²⁺會使葉綠素下降(Ali et al., 2015)。印度芥菜(Brassica juncea L.)以養液培養，加入 25 和 50 µM Cu²⁺會造成褪綠及根長下降(Feigl et al., 2013)。

大白菜(Brassica rapa pekinensis)以養液培養，加入 1、2、5 及 10 µM Cu²⁺會使葉綠體發育受阻(Shahbaz et al., 2010)。綠豆(Vigna radiate L.)以水耕栽培加入 10、15、

20 及 25 mg·kg^-1的Cu²⁺後，其根重/植體重比會依序下降。小麥(Triticum aestivum L.)在裝有濾紙的培養皿中，加入 50、100、200、300、400 及 500 mg·kg^-1的Cu²⁺

溶液後，根長顯著的減少(Gang et al., 2013)。番茄(Solanum lycopersicum L.)及黃瓜 (Cucumis sativus L.)以養液培養，加入 0-500 mg·kg^-1的Cu²⁺後，根長隨濃度的增加而下降(İşeri et al., 2011)。

(二) 株高

為期二十八天的盆栽試驗期間，四種作物的株高呈現隨著土壤銅濃度的增加而導致降低的趨勢(圖 7-10)。

蕹菜在兩次的試驗中可以發現，土壤銅濃度處理等級 1 和 2 的作物株高，會

隨著試驗時間而增加，然而等級3、4 和 5 的作物株高的增加趨勢則趨於平緩，這

表示高濃度的土壤銅濃度對作物株高造成的抑制效果，並且在種子發芽後第七天，

即發現分別以高和低的土壤銅濃度處理下，其作物株高間就有顯著差異，這顯示銅對蕹菜株高的抑制在發芽後不久就表現，抑制效果持續到試驗結束的第二十八天；

在土壤銅濃度處理對株高減少比例的部分，以最高的土壤銅度處理等級5 與等級 1

相比，試驗第二十八天株高減少的比例大約分別為2017 年 6 至 7 月的 47%，以及同年9 至 10 月的 80%(圖 7)。

白莧在2017 年 6 至 7 月的試驗中，土壤銅濃度處理等級 4 和 5 的作物株高增加趨勢較低，同年9 至 10 月的試驗為等級 3、4 和 5，由此可知若土壤銅濃度過高會降低作物的株高，銅對白莧株高的抑制在發芽後不久就表現，因為種子發芽後第七天，分別以高和低的土壤銅濃度處理下的作物株高間就有顯著差異；在土壤銅濃

度處理對株高減少比例的部分，以最高的土壤銅度處理等級 5 與等級 1 相比，試

驗第二十八天株高減少的比例大約分別為2017 年 6 至 7 月的 74%，以及同年 9 至

(36)

Number of days after germination

7 14 21 28

Plant height (cm)

6 14 22 30 38 46

Level 1 Level 2 Level 3 Level 4 Level 5

a

b c cd

d

Water spinach

Soil Cu concn. level

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 8 16 24 32 40

a b

cdc d

abab bb d

a bb c b

a

b b c b

a

c cd

d b a

b b c a a

bcb c a

圖7. 蕹菜種植於不同銅濃度土壤之株高變化

Fig. 7. Effect of soil copper concentration on copper accumulation in the aerial part of water spinach. The value are means ± standard deviation (n=6). The same letters near error bars indicate that there are no significant differences between concentration levels on each time point at p≤0.05 according to the LSD. During the test period: (A) June to July 2017 (B) September to October 2017. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 12, 81, 294, 352 and 518 mg·kg^-1 (B) 23, 80, 251, 296, and 409 mg·kg^-1 respectively

(B) (A)

(37)

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 6 12 18 24 30

Amaranth

a ab

b

c

d

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 6 12 18 24 30

a b

cdc d

a b c d a

a a abb

c

a a a b c

a cd e b

a b

c d c

a b

c d c

圖8. 白莧種植於不同銅濃度土壤之株高變化

Fig. 8. Effect of soil Cu concentration on copper accumulation in the aerial part of amaranth. The value are means ± standard deviation (n=6). ▲: Delete outliers (n=5) using boxplot method. The same letters near error bars indicate that there are no significant differences between concentration levels on each time point at p≤0.05 according to the LSD. During the test period: (A) June to July 2017 (B) September to October 2017. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 12, 81, 294, 352 and 518 mg·kg^-1 (B) 23, 80, 251, 296, and 409 mg·kg^-1 respectively

(B) (A)

(38)

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 4 8 12 16 20

aa

b b c

Pakchoi

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 3 6 9 12 15

Level 1 Level 2 Level 3 Level 4 Level 5 Soil Cu concn. level

a b

c

d e a

b

d e c a

b

d e a c

b cd b

aa

b c c a

a

b c d aa

bcb c

圖9. 小白菜種植於不同銅濃度土壤之株高變化

Fig. 9. Effect of soil Cu concentration on copper accumulation in the aerial part of pakchoi.

The value are means ± standard deviation (n=6). The same letters near error bars indicate that there are no significant differences between concentration levels on each time point at p≤0.05 according to the LSD. During the test period: (A) Feburary to March 2017 (B) Feburary to March. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 17, 78, 272, 340 and 479 mg·kg^-1 (B) 30, 86, 296, 367, and 484 mg·kg^-1 respectively

(B) (A)

(39)

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 3 6 9 12 15

a b

cdc d

Garland chrysanthemum

7 14 21 28

Plant height (cm)

0 2 4 6 8 10

Level 1 Level 2 Level 3 Level 4 Level 5 Soil Cu concn. level

aa ab

b

c a

ab b

c a ab

a a

b a

aba bcc ab

a b

c cd

d a

a b bc aa

bb c

圖10. 茼蒿種植於不同銅濃度土壤之株高變化

Fig. 10. Effect of soil Cu concentration on copper accumulation in the aerial part of garland chrysanthemum. The value are means ± standard deviation (n=6). The same letters near error bars indicate that there are no significant differences between concentration levels on each time point at p≤0.05 according to the LSD. During the test period: (A) Feburary to March 2017 (B) Feburary to March 2018. The soil copper concentrations of numbers 1 to 5 are (A) 17, 78, 272, 340 and 479 mg·kg^-1 (B) 30, 86, 296, 367, and 484 mg·kg^-1 respectively

(B) (A)