栽種柳樹修復鎘污染土壤的研究

廖啟林，劉 聰，華 明，金 洋，朱伯萬，范 健

(1.國土資源部地裂縫地質災害重點實驗室，江蘇 南京 210018;2.江蘇省地質調查研究院，江蘇南京 210018;3.江蘇省國土資源廳，江蘇 南京 210017)

0 引言

重金屬污染對環境的影響一直是生態學領域的研究熱點，鎘污染相對更引人關注(韋朝陽等，2001;陳懷滿，2002;李培軍等，2006;王曉蓉等，2006;Singh et al，2003;Murakami et al，2009;Cao et al，2010;Teuchies et al，2013)。針對 Cd 等重金屬污染土壤的植物修復技術研究更是人們關注的重點(韋朝陽等，2001;蘇德純等，2002;龍新憲等，2002;李培軍等，2006;Kumar et al，1995;Ebbs et al，1997;Sanità di Toppi et al，1999;Singh et al，2003;Pulford et al，2003;Rosa et al，2004;Ghosh et al，2005;Licht et al，2005;Teuchies et al，2013)。目前，國內所報道的鎘污染土壤植物修復技術研究主要集中在對超累積植物，如冬藍景天、遏藍菜、籽粒莧等的研究，盡管這些植物富集土壤中的鎘均取得過顯著效果(龍新憲等，2008;李凝玉等，2012)。但由于超累積植物的生物量較小，修復效果還難以保證，因此在野外大面積推廣應用的先例并不太多。與超累積植物不完全相同的高生物量植物修復技術也是目前國內研究比較看好的一個方向，柳樹就是一種高生物量植物，生長過程中能吸收重金屬鎘也被前人所證實，但并非所有的柳樹都能用于修復鎘等重金屬污染土壤，而且國內目前關于運用柳樹修復技術成功修復鎘污染農田的實例并不多。

針對江蘇典型鎘等重金屬農田土壤污染防治的現實需要，選擇蘇柳795、蘇柳172這2種高生物量喬木型柳樹作為修復植物，采用小規模室內盆栽試驗及一定規模的大田修復試驗研究相結合，初步研究柳樹對鎘污染土壤的去除效果，期望所獲結果能為防治農田土壤中鎘等重金屬污染提供新的借鑒。

1 研究方法

1.1 盆栽試驗

依據江蘇全省國土資源1∶25萬多目標地球化學調查結果和相關地區土壤Cd含量分布特征，在蘇錫常地區新發現了數片土壤Cd含量＞3.0 mg/kg的農田，從中優選出數處鎘污染明顯的耕地用于修復試驗。在所選定的田塊上實地取回約1 000 kg土壤分裝在20個陶盆中，每盆盛土約50 kg、厚度40～50 cm，經初步細碎、除雜(草)、整平、壓實、濕水后，于植樹節期間插上柳樹枝條(插柳前保留少量原土供后面對比用)。柳樹枝條長15～20 cm、入土5 cm以上，由園藝技師專門剪成(江蘇省林業科學研究院指定苗圃銷售)。每盆土中插柳枝3根、盆土表面積約0.15 m2，保證3根柳枝中至少能長成1棵柳樹。栽種的柳樹為蘇柳795、172(皆為喬木類品種)，盆栽柳樹全部在露天環境生長，安排有園藝經驗的管護人員定期對成活柳樹澆水、防病蟲害等，確保柳樹正常生長，柳樹生長到一定規模后分不同時間段定期取樣分析化驗。

1.2 現場試驗

租用上述2塊耕地現場分別栽種蘇柳795、蘇柳172，試驗地占地0.33 hm2。栽柳前先對租用土地進行整理，通過機耕將30 cm深度以上土壤細碎整平，開溝分壟，每塊地分成5壟、每壟寬約2 m、長約80 m(由田塊自然長度限定)，壟與壟之間留排水溝兼管護人員行走通道，按照上述盆栽試驗的方法，于2012年4月初在每壟地上插滿柳樹枝條，2塊地大小基本相同，一塊地全部栽種蘇柳795，另一塊地全部栽種蘇柳172，按照30 cm×40 cm間距插柳、0.33 hm2地一次性插栽柳條2萬余根(每塊地均超1萬根)，每塊試驗地四周用深溝(80 cm以上)與其他土地隔開，四周深溝同時兼做灌溉用水蓄水溝及雨水排水溝。在每塊土地上各留一小塊空白地，用于與種柳土地進行空白對比。自試驗地上插完柳枝開始，聘用專人對試驗地進行維護管理，包括定期澆水、除草、治蟲、移苗與間苗、冬天樹葉回收與定點焚燒等。柳樹生長中，由專業人員定期取樣分析化驗。

1.3 取樣與分析測試

自種柳之日開始，每過0.5年定期采樣1次。每次分別采集柳樹葉及土壤樣品，土壤樣品采集于柳樹生長地20 cm以上表土、每份200 g;樹葉采集同地同類柳樹上若干棵柳樹的新鮮樹葉、樣品質量每份100 g。盆栽試驗以盆為取樣單元，大田試驗以每壟地10 m長范圍為取樣單元，每次都實施土壤與樹葉同步采樣。盆栽試驗滿3年后，將盆中柳樹全部移出，并挑選部分柳樹分別對樹葉、樹枝、樹皮、樹木(樹干去皮)、樹根進行取樣分析。土壤樣品經自然風干后，用石英瑪瑙罐機械磨細到0.075 mm，再送實驗室做Cd等元素含量分析;樹葉等植物樣品先用清水清洗2遍，再用去離子水清洗1次，低溫烘干至植物全部脫水，然后再由實驗人員依據植物樣測試流程進行Cd等元素含量分析。樣品元素含量分析基本手段為ICP－MS(電感耦合等離子體質譜法)、石墨爐原子吸收、AES(原子發射光譜法)。分析中插入5%盲樣和2%國家標準樣品進行質量監控，土壤樣品及植物樣品分析測試均參照中國地質調查局的相關行業技術標準執行。本次試驗累計分析測試土壤樣品300多個，柳樹葉等植物樣品330多個。

2 試驗結果與討論

盆栽與大田試驗的柳樹成活率都在95%以上，1年內每根柳條可長成高3 m、質量3 kg的柳樹，每棵柳樹2年內可長高到5 m、質量約5.5 kg。盆栽試驗因為后期受條件限制，柳樹生長速度放緩。大田栽柳1.5年左右，每棵柳樹即具有一定使用價值，作為苗木出售、其售價約15元/棵。栽種柳樹對除去土壤中殘留的Cd等試驗效果表現在以下幾個方面。

2.1 盆栽試驗結果

表1列出20盆污染土壤栽種柳樹后1年內Cd等元素的含量變化，可以看出土壤中Cd含量相對于未栽種柳樹前都有所降低，最高降幅達31.7%、即從8.73 mg/kg降低到5.96 mg/kg;20盆污染土壤的平均Cd含量從6.37 mg/kg降低到5.26 mg/kg，平均降幅為17%。蘇柳795、172吸收土壤中Cd的差異不明顯，半年時間與1年時間相比，總體趨勢是栽種柳樹1年降低土壤Cd含量的效果比栽種半年更明顯，如有一盆土的Cd含量為8.76 mg/kg，栽種蘇柳172半年后其Cd含量降低到8.10 mg/kg、1年后降低到7.53 mg/kg。栽種蘇柳795、172對降低土壤中的Cd含量有顯著效果，前者平均降幅達16.3%、后者為17.2%，但并沒有改變土壤中的Se、Fe等元素的含量，對Hg、Pb等重金屬元素含量也沒有任何影響，說明栽種蘇柳795、172的修復實效主要針對Cd。

表1 柳樹盆栽試驗土壤樣Cd等元素含量分析結果Table 1 Concentrations of Cd，Se and Fe in pot soil of willows

表2是上述20盆土壤栽種柳樹滿3年時對柳樹進行系統采樣所獲取的部分代表性樣品的Cd含量分析結果，從中可看出：柳樹中各部位的Cd含量總體上已明顯高于盆中土壤的Cd含量，以樹根中Cd含量最高，其次為樹皮，再次為樹葉，更次為樹枝，樹木中的Cd含量相對最低。蘇柳795之樹葉吸收土壤Cd的生物富集系數BCF(BCF=植物中元素含量/土壤中相應元素含量)為1.4～3.7，平均為2.3，蘇柳172之樹葉吸收土壤Cd的BCF值平均為1.8，上述2種柳樹之樹皮吸收土壤Cd的BCF值平均為3.8，樹根的BCF值平均為4.2。柳樹生長時間越長，從土壤中吸收的Cd相對越多。

2.2 現場試驗結果

表3是現場試驗所獲取的柳樹葉吸收土壤中Cd的分析結果對比，柳樹生長半年時，蘇柳795樹葉中的平均Cd含量為17.4 mg/kg、平均BCF值為9.2;蘇柳172樹葉中的平均 Cd含量為20.4 mg/kg、平均 BCF值為7.0。生長1年時，蘇柳795樹葉之平均Cd含量為18.4 mg/kg、平均BCF值為15.5;蘇柳172樹葉之平均Cd含量為29.7 mg/kg、平均BCF值為15.9。

現場試驗的柳樹葉分析結果還表明，栽種蘇柳795、172這2種喬木型柳樹，其樹葉從土壤中吸收Cd的效果要比盆栽試驗更顯著，盆栽試驗中柳樹葉從土壤中吸收Cd的BCF值很少超過5.0，而現場試驗柳樹生長1年時其樹葉從土壤中吸收Cd的BCF值正常都在5以上、最高可達40以上。現場試驗指示柳樹葉吸收土壤Cd的能力遠強于盆栽試驗，也說明模擬(盆栽)試驗有一定局限性。現場試驗也重現了柳樹生長時間越長、吸收土壤Cd越多的特點。現場試驗還發現柳樹葉中的Cd含量與Zn含量有一定的共消長關系，柳樹生長1年相比半年而言，柳樹葉中的Cd含量有顯著的增長，Zn含量也隨之顯著增長。柳樹生長半年時，柳樹葉的Zn/Cd比值多穩定在3～6之間;柳樹生長1年時，柳樹葉的Zn/Cd比值多穩定在5～10之間(表3)。

表2 盆栽試驗柳樹不同組織樣品Cd含量分析結果Table 2 Concentrations of Cd and its BCF of some samples from different willow tissues in potting experiment

現場試驗栽種柳樹接近1年時，種柳地與空白地土壤同時采樣分析結果顯示，在栽種蘇柳795的土地上所采集的8個土壤樣品的Cd含量為2.0～4.4 mg/kg、平均2.7 mg/kg，其對應空白地土壤的Cd含量為5.0 mg/kg;在栽種蘇柳172的土地上所采集的8個土壤樣品的 Cd含量為2.2～6.2 mg/kg、平均4.4 mg/kg;其對應空白地土壤的Cd含量為10.8 mg/kg。種柳土地上土壤的Cd含量分布不均勻，但種柳土地相對于空白土地，土壤Cd含量有顯著下降，如圖1所示(S01—S08所代表的8個樣品采自種柳土地、空白樣采自預留下的未種柳空地)。來自現場的土壤Cd含量分析數據也證實在污染土地上栽種柳樹對降低土壤Cd含量有顯著效果，同一塊污染土地，栽種柳樹后的土壤Cd含量明顯低于未種樹的空白土地，2個品種柳樹均如此。

2.3 討論

上述模擬(盆載)及現場試驗的數據都顯示栽種蘇柳795、172這2類喬木型柳樹都能取得降低土壤中殘留Cd的顯著效果，柳樹葉等植物組織持續吸取土壤中的Cd是導致污染土壤中Cd含量顯著下降的直接原因。以前國內外也有人報道過柳樹有吸收土壤Cd的潛能(徐愛春等，2007;汪有良等，2011;Lebeau et al，2008;Wahsha et al，2012;Trakal et al，2013)，但缺乏系統的試驗數據支撐，也很少對柳樹吸收土壤Cd的原因做系統研究。這次試驗不僅獲得了柳樹作為一種高生物量植物能除去土壤殘留Cd的多項直接證據，還掌握了柳樹吸收土壤中Cd的部分機理方面的素材。植物從土壤中吸收Cd的機理研究一直在不斷深化中，基于采礦、冶煉等周邊土壤環境植物吸收重金屬的特點，植物吸收重金屬的原理也屢有新的收獲(崔爽等，2006;魏敏等，2008;劉月莉等，2009;佘瑋等，2011;Millis et al，2004)，對于植物吸收重金屬主要是靠地上部分還是地下部分的爭議從未間斷過。因為污染土壤中Cd含量分布的不均勻性(龍新憲等，2008;Millis et al，2004)，給修復技術的推廣應用帶來了一些不確定因素。試驗數據證實柳樹吸收土壤中的Cd，其樹根、樹皮、樹葉的作用都比較明顯，說明柳樹吸收土壤中的Cd既有地上部分的貢獻、也有地下部分的貢獻。現場試驗還證實僅柳樹葉從土壤吸收Cd的能力就可以與籽粒莧(李凝玉等，2012)相比，而且柳樹葉吸收土壤Cd的生物富集系數(BCF)1年內可達到10以上，現場試驗獲取的柳樹葉BCF比模擬試驗大很多，都說明柳樹作為1種高生物量植物，在修復Cd污染土壤的應用前景上還有諸多未被充分認識到的優勢。

表3 栽種柳樹現場試驗樹葉與土壤樣品Cd、Zn含量分析結果Table 3 Analytical results of Cd and Zn concentrations in leaves and soil samples from experimental sites planted with willows

圖1 種柳試驗地不同區間土壤Cd含量變化趨勢Fig.1 Spatial variations of Cd concentrations in soil from experimental sites planted with willows

柳樹在鎘污染土壤中生長很快，試驗未在柳樹成長中進行任何施肥，這與水稻、小麥、蔬菜等常見農作物從土壤中吸收重金屬受施肥的影響(陳同斌等，2002;李凝玉等，2012)有較大差異。柳樹生長主要靠澆水與治蟲，正常鎘污染農田中的養分已足夠滿足柳樹生長的需求。前3年內，柳樹生長時間越長、吸收土壤中的Cd就越多;柳樹生長得越好，吸收土壤中的Cd也越多。像蘇柳795、172這類柳樹吸收土壤中的一定量Cd后，既不影響柳樹的生長，也不影響柳樹作為苗木等的使用價值，說明利用柳樹這種高生物量植物修復鎘污染土壤具有其他植物難以替代的優勢。我國南方平原地區多不缺水，也存在不少鎘污染農田，預示栽種喬木型柳樹修復鎘污染土壤的應用前景會更廣闊。

關于超累積植物與高生物量植物修復鎘污染土壤的效果比較也是令人關注的問題(楊勇等，2009)，超累積植物從土壤中吸收Cd的BCF值通常很大(韋朝陽等，2001;龍新憲等，2002;Singh et al，2003)，比柳樹的BCF大很多，這點不用質疑，但超累積植物在固定時間內從土壤中除去Cd的總量是否高于柳樹目前還無法比較，因為超累積植物的年產量本身就難以統計、加上有關這方面的公開報道也不多。

柳樹無疑是一種高生物量植物，本次試驗沒發現其吸收土壤中Cd的BCF值超過50者，但依據獲取的數據可對柳樹這類高生物量植物提取土壤中Cd的效率做一近似定量測算。以柳樹葉為例，1棵柳樹1年可生產樹葉1 000 g(實際采樣因為落葉沒法精確統計，但實地2棵柳樹上最后能收集的樹葉都在700 g以上)，1 m2土地每年可生長6棵柳樹，年產柳樹葉6 000 g，現場試驗柳樹葉生長1年時的Cd含量都在10 mg/kg以上，可算出柳樹葉每年從土壤中提取的Cd應大于60 g/m2。而本次試驗的土地上，1 m220 cm深度以上土壤的總Cd量約1 500 g(土壤相對密度為 1.5、平均 Cd含量按5 mg/kg計算)，算得僅柳樹葉每年就能提取當地土壤總殘留Cd的4%(假設在完全切斷污染源的情況下，余同)。

再以柳樹為例，盆栽試驗顯示在樹根、樹木、樹皮、樹枝、樹葉這5類柳樹組織中，柳樹葉的Cd含量剛好居中(低于樹跟、樹皮，高于樹枝和樹木)。而實地試驗結果顯示，1棵柳樹年生長質量為3 000 g屬正常，假設柳樹葉的Cd含量與1棵柳樹的整體Cd含量基本相當，按上述推算，柳樹生長1年可從當地土壤中提取總殘留Cd的12%。

從栽種柳樹前后的土壤Cd含量變化數據來看，20個盆栽試驗樣(相當于完全切斷了污染源)栽種柳樹1年從土壤中提取其總殘留Cd的實際量最低為7.6%，平均為16.7%;2塊現場試驗地栽種柳樹1年后從各自土壤中提走Cd的實際量最低也達到12%，說明在試驗區栽種蘇柳795、172這些喬木型柳樹1年內提取土壤殘留Cd達到12%是有充分保障的。實際上，栽種柳樹對土壤Cd的提取效果可能比上述測算還要好。栽種柳樹有把握在一定的時間段內將污染土壤的Cd含量降低到一些大宗農作物生長所允許的水平，這個時間段一般不會超過8年(多數可能為3～5年)，這個能測算的修復期限或是許多超累積植物所難以實現的。

柳樹生長過程中，除了可以提取土壤中的Cd外，還對提取土壤中的Zn也有一定效果。土壤中Zn與Cd的生物地球化學特征有相似性已經為前人所證實(陳懷滿，2002;劉月莉等，2009)，本次現場試驗也證實了柳樹葉中的Cd與Zn含量有相對穩定的比值，樹葉中的Cd、Zn含量的共消長關系比較明顯，可為研究植物從土壤中吸收Cd等重金屬的機理提供相關線索。

3 結論

(1)栽種蘇柳795、172這類喬木型柳樹對鎘污染土壤有顯著的除鎘效果，盆栽試驗結果顯示栽種蘇柳795后，1年可使污染土壤中的Cd含量平均降低16.3%，栽種蘇柳172在1年內使污染土壤中的Cd含量平均下降17.2%。

(2)柳樹各組織中的Cd含量分布不均勻，從高到低排序依次為樹根＞樹皮＞樹葉＞樹枝＞樹木，其中樹葉中Cd的BCF值高達10以上，具備植物修復去除土壤Cd的潛力。大田試驗還表明，隨著柳樹生長年限的增加，樹根向下延伸、深部土壤Cd含量可能趨于正常，從而導致樹葉后期的Cd含量呈逐漸下降趨勢。

(3)實地試驗結果顯示，栽種蘇柳795、172除了能從污染土壤中吸收大量的Cd外，同時還能吸收一定量的 Zn，柳樹葉中存在相對穩定的 Zn/Cd比。

(4)柳樹生物量大、生長區域廣、管養容易，同時還可作為經濟苗木，在修復我國農田土壤鎘污染方面具有較廣闊的前景。如何將特殊品種的柳樹吸收土壤中殘留Cd的植物修復技術與柳樹的苗木用途有機結合起來，是推廣應用這一植物修復技術需要有效解決的另一新課題。

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