水淹生境下秋華柳對鎘污染土壤的修復能力

曾成城, 陳錦平, 馬文超,劉媛, 賈中民, 魏　虹, 王　婷

三峽庫區生態環境教育部重點實驗室, 重慶市三峽庫區植物生態與資源重點實驗室, 西南大學生命科學學院, 重慶　400715

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水淹生境下秋華柳對鎘污染土壤的修復能力

曾成城, 陳錦平, 馬文超,劉媛, 賈中民, 魏虹*, 王婷

三峽庫區生態環境教育部重點實驗室, 重慶市三峽庫區植物生態與資源重點實驗室, 西南大學生命科學學院, 重慶400715

以耐水淹和耐重金屬的秋華柳(Salixvariegata)作為試驗材料，從土壤角度出發，探究秋華柳在水淹條件下對鎘污染土壤的修復能力。設置無植物和種植秋華柳兩個處理組，分別對兩組設置兩個水分處理組：正常供水組(CK)及土壤水淹組(FL)，4個鎘濃度處理組：對照組(0 mg/kg)、低濃度(0.5 mg/kg)、中濃度(2 mg/kg)及高濃度(10 mg/kg)。分別于處理后的第30天和第60天對各處理組的土壤和水淹組水樣進行取樣。試驗結果表明：(1)鎘處理濃度越高，土壤中鎘活性態濃度越高，生物毒性越強。(2)水淹顯著降低土壤活性態Cd濃度(P<0.05)，增大土壤修復難度。(3)種植秋華柳對30d土壤Cd全量及各形態鎘濃度均無顯著影響(P>0.05)；對第60天正常供水和水淹組土壤中交換態、碳酸鹽結合態的鎘濃度以及60d水淹組土壤Cd全量均有顯著影響(P<0.05)。(4)秋華柳種植顯著降低土壤Cd 遷移系數，30d 正常供水組、水淹組以及60d 正常供水組和水淹組平均降幅分別為2.0%、4.12%、9.71%、9.32%。處理時間過短和試驗用苗生物量小可能是秋華柳對土壤全量Cd影響不大的主要原因，但秋華柳均顯著降低正常供水和水淹組土壤遷移系數且二組降幅差異不大。研究表明：水淹生境下，秋華柳對Cd污染的土壤仍有較好的修復能力。

秋華柳；水淹；Cd；植被修復

三峽工程完成蓄水后，庫區水位每年在145 m與175 m之間變化，導致庫區周邊形成面積達349 km2，反復經歷“淹沒-干旱-淹沒”過程的消落帶[1]。在外界脅迫持續存在的情況下，受損的消落帶生態系統很難通過自身恢復。相對于工程措施，采用植被重建的方式治理受損的消落帶生態系統是更合理有效的方法。此外，由于水庫蓄水，江水流速降低，水體對污染物的稀釋擴散能力下降，污染物在水體中滯留時間加長，并在消落帶土壤中富集，導致消落帶既可能是污染物的源頭也可能是污染物的匯集地，對水庫水質產生重要影響[2]。研究表明，三峽庫區消落帶土壤重金屬污染處于警戒狀態，主要生態風險元素為Cd[3]，消落帶Cd污染治理顯得極為重要。植物修復是通過種植植物將土壤中的重金屬提取，富集并轉移到地上部分儲存，以達到降低土壤污染物濃度，進而提高土壤安全性的一種廉價、綠色的重金屬修復技術[4]。在對三峽庫區消落帶進行植被重建的同時，聯合重金屬植物修復將達到事半功倍的效果。

重金屬離子進入土壤后，經過吸附、絡合、淋溶和還原等一系列的反應，以不同形態結合在土壤中[5]。一般情況下，土壤重金屬全量越大，對環境危害越大，但土壤中重金屬對環境的危害性除了與其在土壤中總量有關，還與其活性密切相關。水分條件是控制土壤物理、化學及生物性狀的重要因素，能影響土壤pH、Eh、有機質等，進而影響土壤重金屬的活性。目前，土壤中重金屬形態分布的研究已成熱點，有關水淹對土壤重金屬形態影響的研究當中，以水稻土壤和無植物土壤為研究對象的報道居多。研究表明，稻田淹水階段土壤交換態鎘含量和水稻吸收的鎘比排水時低[6-7]；而其它的淹水還原性土壤，例如城市污泥[8]、渠道淤泥[9]、海灣沉積物[10]、林間漬地[11]等，其鎘活性也較低。但在水淹脅迫下，植物對土壤重金屬形態分布及轉移特征的研究還鮮有報道。

秋華柳(Salixvariegata)為楊柳科柳屬多年生灌木，在三峽庫區長江及其支流江岸有自然分布，對河流自然汛期水位漲落有較好的適應能力[1]。研究表明，秋華柳在水淹(植株頂部距水面2m)120d后存活率達100%[12]，其在水淹環境下的光合作用強于耐水濕環境的垂柳(Salixbabylonica)[1]。相關研究表明，秋華柳植株具有很好的鎘耐性、轉移能力以及地上部分富集能力，適用于鎘污染區域的植物修復[13]。但秋華柳種植后污染土壤中重金屬Cd含量及形態分布的變化情況，尤其是水淹條件下的變化還沒有系統的研究。

本試驗以秋華柳扦插苗和紫色土壤為研究對象，通過盆栽試驗，研究秋華柳對水淹土壤中重金屬Cd的形態遷移和轉化特征，以期回答科學問題：秋華柳是否適用于三峽庫區消落帶以及濕地生境中重金屬Cd污染土壤的修復治理？

1　材料與方法

1.1試驗材料

本試驗于2013年10月于嘉陵江邊采集當年生且未萌發的秋華柳枝條，剪成長約17 cm，直徑0.8—1.0 cm的插條進行扦插，每盆種植1株，花盆高17 cm, 盆底直徑15 cm，盆口直徑22 cm，每盆均裝入經風干后過1 mm篩的紫色土壤2 kg。

2014年4月29日選取生長旺盛，且大小均勻一致的秋華柳扦插苗作為試驗材料。種植后將所有盆栽試驗用苗置西南大學生態試驗園(海拔249 m)的遮雨棚下(棚頂透明，四面敞開)進行相同條件的適應生長，并給與除草等常規管理。試驗用土壤基本理化性質見表1。

表1　土壤基本理化性質Table 1　The basic physico-chemical characteristics of soils

1.2試驗設計

試驗采用三因素完全隨機試驗設計，共16個處理(表2)。按0、0.5、2、10 mg/kg設置4個鎘處理濃度。將CdCl2·2.5H2O按濃度梯度配成水溶液后，均勻澆灌于盆土中，將滲出液反復回收澆灌，直到Cd離子與盆缽中土壤均勻混合[14-15]；水分處理有2種：(1)正常供水CK-保持田間持水量的60%—63%[16](土壤含水量采用稱重法測定)(2)水淹組FD-土壤表面以上5cm積水，水淹組將花盆放入水桶(上徑26 cm×下徑19.5 cm×高17 cm)進行水淹處理；所有處理組均包括秋華柳種植組和無植物組(表2)。從試驗處理第一天開始，每天對試驗材料進行觀察，并確保各處理組保持設定的土壤含水量。根據三峽庫區消落帶秋華柳生長季的可能水淹時間，本試驗分別于處理后第30天和60天對各處理組土壤及水淹組水樣進行取樣，以探究秋華柳及水淹脅迫對土壤重金屬形態分布及轉移的影響趨勢。每個處理設10次重復，每次取樣取5個重復，共采集160個土壤樣本，80個水樣。

表2　試驗設計Table 2　Experimental design

1.3土壤以及水體中總的Cd含量的測定

土壤樣品帶回實驗室自然風干后，過100目篩，加入HNO3-HClO4-HF[15]，用微波消解儀(Leeman SW-4, Germany)進行消解，電熱爐趕酸，定容待測。水樣用硝酸消解法處理后待測[17]。土壤和水樣中Cd全量均采用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-OES, ThermoFisher Icap 6300, UK)測定。

1.4土壤中Cd形態的提取和測定

重金屬形態提取參考Tessier法[18]，分別提取為：可交換態(EXC)、碳酸鹽結合態(CAR)、鐵錳氧化物結合態(OX)、有機物結合態(OM)和殘渣態(RES)。提取過程參考文獻[19-20]進行，各形態重金屬活性隨提取的步驟逐漸降低。各提取態含量均采用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-OES, ThermoFisher Icap 6300, UK)測定。

1.5數據分析

采用遷移系數(mobility factor, MF)對土壤中活性態的重金屬形態進行度量[21]，計算公式如下：

MF=(EXC+CAR)/(EXC+CAR+OX+OM+RES)

利用SPSS 20.0軟件采用三因素方差分析(Three factors variance analysis)來揭示不同水分、秋華柳種植以及Cd濃度梯度處理對土壤中總Cd含量及不同形態Cd含量的影響，運用雙因素方差分析(Two-way ANOVA)揭示秋華柳種植和Cd濃度梯度對水淹組水樣中Cd含量的影響。并運用Duncan(Duncan′s multiple range test)檢驗法檢驗不同處理的各個指標差異顯著性。利用軟件Origin8.5繪圖，Microsoft world制表。

2　試驗結果

2.1水淹、秋華柳種植以及Cd處理濃度對土壤中Cd全量的影響

方差分析結果表明植物、水分以及Cd濃度處理對土壤Cd濃度的交互作用均不顯著。水分處理對30 d和60 d土樣中Cd全量均有極顯著影響(P<0.01)，30 d FL3和PFL3土壤Cd濃度分別顯著低于CK3和PCK3組，60d FL2、FL3、PFL3和PFL3組分別顯著低于CK2、CK3、PCK2以及PCK3組(圖1)。植物處理對30 d土樣中Cd全量無顯著影響(P>0.05)，處理60 d后，PFL3組顯著低于FL3組(P<0.05)(圖1)。

圖1　不同處理土壤中Cd含量Fig.1　Cd cincentration in the soil of each treatmentCK: 正常供水組control check; FL: 水淹組flooding;PCK: 種植秋華柳正常供水組plant control check; PFL： 種植秋華柳水淹組plant flooding；不同小寫字母分別表示各處理之間有顯著差異(P<0.05)

2.2水淹、植物以及Cd處理濃度對土壤中各形態Cd含量的影響

由表3可知，植物處理對30 d土樣中各形態含量均無顯著影響(P>0.05)，顯著降低了60 d土壤中可交換態和碳酸鹽結合態Cd含量(P<0.01)(圖2)；30 d和60 d土樣中，水淹組可交換態和碳酸鹽結合態均極顯著低于相對應Cd濃度處理的正常供水組(P<0.01)(圖2)；如表3所示：Cd處理濃度對30 d和60 d土樣中各形態Cd含量均有極顯著影響(P<0.01)；除30 d土樣的碳酸鹽結合態(P>0.05)，水分與Cd處理濃度均極顯著影響30 d及60 d的各形態Cd含量(P<0.01)；植物與水分交互作用，植物與Cd處理濃度交互作用以及三者交互作用對土壤中不同形態Cd含量影響不大(表3)。

表3　植物、水分以及Cd濃度對土壤各形態Cd含量的影響Table 3　Effect of Salix variegate, flooding and Cd concentration on speciation of Cd in soil

圖2　不同處理土壤中各形態鎘含量占Cd全量百分比Fig.2　Fraction of Cd in the soil of each treatmentCK： 正常供水組control check;FL: 水淹組flooding;PCK: 種植秋華柳正常供水組plant control check;PFL: 種植秋華柳水淹組plant flooding；字母后面的數字表示處理濃度，如PCK0表示種植秋華柳，正常供水，Cd處理濃度為0mg/kg處理組，PFL0表示種植秋華柳，水淹組，Cd處理濃度為0mg/kg處理組；不同小寫字母分別表示各處理之間有顯著差異(P<0.05)

2.3水淹、植物以及Cd處理濃度對土壤重金屬遷移系數的影響

植物、水分、Cd處理濃度以及各一級交互作用和二級交互作用均極顯著影響30 d和60 d土樣的遷移系數(MF值)(P<0.01)；植物與水分交互作用對30 d和60 d土壤中Cd MF值無顯著影響(P>0.05)。方差分析結果表明，60 d土壤MF值極顯著低于30 d MF值(P<0.01)。由表4可知，水淹組顯著降低土壤MF值，降幅為3.51%—18.75%；除空白組(未添加外源Cd)，秋華柳種植顯著降低土壤Cd MF值，30 d PCK、PFL組以及60 d PCK、60 d PFL組平均降幅分別為2.0%、4.12%、9.71%、9.32%(表4)。

表4　各處理組土壤MF值Table 4　MF values of soils in each treatment

2.4植物以及Cd處理濃度對水樣中Cd濃度的影響

Cd處理濃度極顯著影響水樣中Cd濃度(P<0.01)。隨處理濃度增大，水樣中Cd濃度顯著增加(表5)。植物以及Cd濃度和植物的交互作用對水樣中Cd濃度無顯著影響(P>0.05)(表5)。

表5　水淹組水樣中Cd濃度Table 5　Cd concentration of water in each treatment

3　討論

外源重金屬進入土壤后會很快地被吸附于土壤顆粒表面，并進一步向其它形態轉變。土壤環境比較復雜，能從多方面影響不同形態的重金屬在土壤中的分布。其中，土壤中重金屬總量是決定各形態分布的最重要的因素，土壤pH值、有機質、粘粒、砂粒、粉粒、CEC、FeOx含量以及MnOx含量均會影響重金屬在土壤中的形態分布[22]。一般情況下，土壤中重金屬背景值較小，且活性態重金屬含量低，主要以活性較低的形式存在于土壤中。本研究中，在未添加外源Cd情況下，土壤背景中活性態Cd含量很低，可交換態Cd含量只占全量的6%左右，表明其生物有效性很低，對環境造成的危害很小。隨著外源添加Cd濃度增大，30 d和60 d土樣均表現出活性較大的可交換態和碳酸鹽結合態含量顯著增大這一趨勢，表明其生物有效性以及對環境的危害也顯著增加，這與前人研究一致。Sun[21]的研究表明，外源重金屬濃度越大，其活性態所占比例越高，說明重金屬污染越嚴重的土壤，其重金屬毒性越強，對環境危害越大，治理也越困難。本研究結果顯示，60 d MF值極顯著低于30 d MF值，即土壤活性態Cd隨時間延長而降低，其生物有效性也隨之降低，該過程稱為老化[23]，即隨時間延長，Cd與土壤結合越緊密，其清除難度越大。土壤重金屬老化的機理研究較復雜，目前還處于摸索與論證階段，已有研究表明土壤陽離子、有機質絡合、表面吸附和共沉淀作用[24]、微生物與土壤顆粒聚合體的聯合吸附作用[25]，以及土壤微孔擴散作用、金屬間共同沉淀[26]等都將導致重金屬在土壤老化。

本研究結果顯示，水淹組水樣中Cd濃度隨處理濃度而顯著增加，60 d水樣中Cd濃度高于30 d(T3組達到顯著差異)，且秋華柳種植對水樣中的Cd濃度無顯著影響。該結果表明在達到飽和濃度之前，污染土壤中Cd2+從土壤至水分的擴散可能是一個持續的過程，魏世強的研究表明，土壤淹水過程中，土-水體系中Cd的遷移釋放可能需要相當長的時間，較高土壤Cd濃度處理，淹水3月后水樣中Cd積累濃度仍呈增加趨勢[31]。對面臨水淹及重金屬污染雙重脅迫的土壤的治理過程中，對其水體的重金屬污染治理也不容忽視。

作為木本植物，柳屬植物具有生物量大，生長速度快，對營養元素吸收能力強，根系發達，生存能力強，富集和耐受能力強等優勢[32]。目前，用柳屬植物作為重金屬污染土壤植物修復材料的研究已成為熱點。張雯[15]的研究表明，處理90 d后，金絲垂柳木質部和根部對Cd的富集分別達170.64 mg/kg和212.49 mg/kg；也有研究表明，短期輪作矮林8種柳樹對重金屬污染土壤的修復清除效果可達72gCd hm-2a-1和2.0kgZn hm-2a-1，遠遠高于種植于同種土壤的玉米、油菜等草本植物[33]；賈中民的研究表明，水培環境下，當Cd處理濃度為50 mg/L時，垂柳根部Cd富集濃度高達2417.59 mg/kg，旱柳的地上部分富集濃度為436.60 mg/kg[34]，秋華柳在正常供水的Cd污染土壤中有較好的轉移系數和生物富集系數[13]。本研究中，從土壤Cd全量的角度分析，秋華柳對30 d土樣Cd并未表現出明顯清除能力，處理時間過短和秋華柳生物量偏小可能是秋華柳對土壤Cd全量無顯著影響的重要因素之一。與無植物組相比，秋華柳種植60 d后，土壤中可交換態和碳酸鹽結合態Cd含量顯著降低，且PFL3組Cd全量顯著低于FL3組，其原因有可能有：(1) 在秋華柳植物體內Cd濃度達到一定濃度之前，隨時間延長，秋華柳在生長過程中會不斷地提取土壤里的Cd；(2)水淹條件下，Cd從土壤中持續溶出至水中，同時導致秋華柳根部Cd溶液濃度增大，其吸收量增大以及土壤Cd濃度下降等結果。

Eriksson和Ledin的研究表明[35]，種植柳樹組的土壤中可交換態Cd含量比無植物組土壤低30%—40%，而對土壤中Cd全量無顯著影響，本研究與該結果一致。對各處理組土樣的研究均發現種植秋華柳對土壤全量Cd影響不大，但是顯著降低了土壤MF值，秋華柳對活性較大的重金屬有較好的清除能力，能達到較好的修復效果。水淹環境下，土壤中活性高Cd形態逐漸向活性低的形態轉移，其生物有效性逐漸降低，同時秋華柳根系在水淹環境下也會受到一定負面影響，降低其對土壤重金屬的吸收以及向地上部分的轉移能力。本研究中，秋華柳種植60 d后顯著降低了T3水淹組土壤Cd全量，而未顯著降低正常供水組土壤Cd全量，其可能的原因有：(1)水淹環境下， Cd從土壤中不斷溶出至水中，秋華柳根部Cd溶液濃度較大，更好的提取水溶液和土壤中的Cd，進一步促使土壤Cd濃度下降。(2)正常供水組土壤Cd全量顯著高于水淹組，秋華柳在較短時間內對正常供水組土壤Cd的提取未能達到顯著水平。此外，對MF值的研究發現，植物對水淹組土壤MF值的降低與正常供水組相比差異不大。以上結果均表明種植秋華柳對水淹環境下的重金屬污染土壤可達到較好的修復效果。

研究結果表明，隨外源Cd濃度增大，土壤中的Cd生物有效性以及對環境的危害增大；水淹環境下，活性高的Cd結合態將向活性低的結合態遷移轉化，降低土壤生物有效性，增大其植物修復難度。處理時間過短以及本試驗用苗生物量小可能是秋華柳對土壤全量Cd影響不大的主要原因，但種植秋華柳均顯著降低正常供水和水淹組土壤遷移系數，且二組降幅差異不大。結合前人對秋華柳修復Cd污染土壤能力的大量研究結果以及本研究結果，秋華柳適用于三峽庫區消落帶重金屬污染土壤的植物修復。

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The remedial capability ofSalixvariegatefor Cd-contaminated soil under flooding environments

ZENG Chengcheng, CHEN Jinping, MA Wenchao，LIU Yuan, JIA Zhongmin, WEI Hong*, WANG Ting

KeyLaboratoryofEco-environmentintheThreeGorgesReservoirRegionoftheMinistryofEducation,ChongqingKeylaboratoryofPlantEcologyandResourcesResearchintheThreeGorgesReservoirRegion,CollegeofLifeSciences,SouthwestUniversity,Chongqing400715,China

The altered water regime in the Three Gorges Reservoir of the Yangtze River, China, has caused many serious environmental problems. Among them, cadmium pollution is serious, so vegetation restoration and phytoremediation of Cd-contaminated soil is fundamental in this region. The soil moisture regime of the soil is an important factor for the physical, chemical, and biological properties of soil. The bioavailability of heavy metals will be reduced under environmental flooding, making it difficult to remove the heavy metals during flooding. Research has shown thatSalixvariegatacan tolerate both flooding and heavy metal stress. Therefore,S.variegatacould be a suitable species to restore the vegetation and remedy Cd-contaminated soil in the Three Gorges Reservoir Region. To explore the phytoremediation of Cd-contaminated soil byS.variegataunder flooding, factorial experimental treatments included two water regimes and four Cd concentrations. The water treatments included ambient water supply (CK) and light flooding (FL). The cadmium additions included control (0 mg/kg), low concentration (0.5 mg/kg), middle concentration (2 mg/kg), and high concentration (10 mg/kg), and each treatment involved a group of plantedS.variegatashoots and a reference group without plants. Soil and water samples were collected 30 and 60 days after the start of the treatments. A sequential extraction was used in this research. The weakly bound fractions of Cd (exchangeable and carbonate-bound) were considered easy to mobilize, so they possibly presented a potential risk to the environment. The mobility factor (MF) was used to describe Cd behavior in soil. The results showed that: (1) With increasing Cd concentration in the soil, the labile fractions of Cd increased significantly, meanwhile the Cd bioavailability increased significantly, and the environmental risk could be increased significantly; (2) Water treatment significantly affected the speciation of Cd in the soil, and the MF values under the flooding treatment were much less than those under the ambient water treatment at days 30 and 60 of the experiment (P< 0.05). Furthermore, the phytoremediation of Cd-contaminated soil under environmental flooding was very different from that of the soil under ambient water supply. (3)S.variegatadid not affect the total Cd concentration or Cd speciation of the soil samples taken on day 30 of the experiment, whereas it significantly reduced the total Cd concentration of the soil day 60 under the FL treatment. The exchangeable and carbonate-bound Cd concentrations of soil from both the CK and FL treatments on day 60 were also significantly affected byS.variegata. (4) The MF value of the soil samples was significantly reduced byS.variegatacompared with the non-planted groups, and the average decline was 2.0%, 4.12% in treatments of PCK and PFL on day 30 of the experiment, and 9.71%, 9.32% in treatments of PCK and PFL on day 60 of the experiment, respectively. There are two primary reasons explaining why the total Cd concentration of the soil samples was not considerably affected byS.variegatashoots: (1) The duration of the incubation experiment was too short; (2) the biomass of theS.variegatashoots was relatively small. However,S.variegatasignificantly reduced the MF value both in the ambient water and flooding treatment, but did not differ significantly between both treatments. In conclusion,S.variegatacould be a suitable species for the phytoremediation of Cd-contaminated areas under environmental flooding.

Salixvariegata; flooding; Cd; phytoremediation

10.5846/stxb201506231267

國家林業公益性行業科研專項(201004039)；重慶市自然科學基金資助(cstc2012jjA8003);重慶市基礎與前沿研究計劃重點項目(CSTC2013JJB00004); 中央高校基本科研業務費專項資金(XDJK2013A011)

2015-06-23; 網絡出版日期:2016-03-30

Corresponding author.E-mail: weihong@swu.edu.cn.

曾成城, 陳錦平, 馬文超,劉媛, 賈中民, 魏虹, 王婷.水淹生境下秋華柳對鎘污染土壤的修復能力.生態學報,2016,36(13):3978-3986.

Zeng C C, Chen J P, Ma W C，Liu Y, Jia Z M, Wei H, Wang T.The remedial capability ofSalixvariegatefor Cd-contaminated soil under flooding environments.Acta Ecologica Sinica,2016,36(13):3978-3986.