全 文 ：第 ３６ 卷第 １３ 期
２０１６年 ７月
生 态 学 报
ＡＣＴＡ ＥＣＯＬＯＧＩＣＡ ＳＩＮＩＣＡ
Ｖｏｌ．３６，Ｎｏ．１３
Ｊｕｌ．，２０１６
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
基金项目：国家林业公益性行业科研专项（２０１００４０３９）；重庆市自然科学基金资助（ ｃｓｔｃ２０１２ｊｊＡ８００３）；重庆市基础与前沿研究计划重点项目
（ＣＳＴＣ２０１３ＪＪＢ００００４）； 中央高校基本科研业务费专项资金（ＸＤＪＫ２０１３Ａ０１１）
收稿日期：２０１５⁃０６⁃２３； 网络出版日期：２０１６⁃０３⁃３０
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ．Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｗｅｉｈｏｎｇ＠ ｓｗｕ．ｅｄｕ．ｃｎ．
ＤＯＩ： １０．５８４６ ／ ｓｔｘｂ２０１５０６２３１２６７
曾成城， 陈锦平， 马文超，刘媛， 贾中民， 魏虹， 王婷．水淹生境下秋华柳对镉污染土壤的修复能力．生态学报，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 ｏｆ Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔｅ ｆｏｒ Ｃｄ⁃ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｕｎｄｅｒ ｆｌｏｏｄｉｎｇ
ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ，２０１６，３６（１３）：３９７８⁃３９８６．
水淹生境下秋华柳对镉污染土壤的修复能力
曾成城， 陈锦平， 马文超，刘媛， 贾中民， 魏 虹∗， 王 婷
三峡库区生态环境教育部重点实验室， 重庆市三峡库区植物生态与资源重点实验室， 西南大学生命科学学院， 重庆 ４００７１５
摘要：以耐水淹和耐重金属的秋华柳（Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔａ）作为试验材料，从土壤角度出发，探究秋华柳在水淹条件下对镉污染土壤
的修复能力。 设置无植物和种植秋华柳两个处理组，分别对两组设置两个水分处理组：正常供水组（ＣＫ）及土壤水淹组（ＦＬ），４
个镉浓度处理组：对照组（０ ｍｇ ／ ｋｇ）、低浓度（０．５ ｍｇ ／ ｋｇ）、中浓度（２ ｍｇ ／ ｋｇ）及高浓度（１０ ｍｇ ／ ｋｇ）。 分别于处理后的第 ３０ 天和
第 ６０天对各处理组的土壤和水淹组水样进行取样。 试验结果表明：（１）镉处理浓度越高，土壤中镉活性态浓度越高，生物毒性
越强。 （２）水淹显著降低土壤活性态 Ｃｄ浓度（Ｐ＜０．０５），增大土壤修复难度。 （３）种植秋华柳对 ３０ｄ土壤 Ｃｄ全量及各形态镉浓
度均无显著影响（Ｐ＞０．０５）；对第 ６０天正常供水和水淹组土壤中交换态、碳酸盐结合态的镉浓度以及 ６０ｄ 水淹组土壤 Ｃｄ 全量
均有显著影响（Ｐ＜０．０５）。 （４）秋华柳种植显著降低土壤 Ｃｄ 迁移系数，３０ｄ 正常供水组、水淹组以及 ６０ｄ 正常供水组和水淹组
平均降幅分别为 ２．０％、４．１２％、９．７１％、９．３２％。 处理时间过短和试验用苗生物量小可能是秋华柳对土壤全量 Ｃｄ 影响不大的主
要原因，但秋华柳均显著降低正常供水和水淹组土壤迁移系数且二组降幅差异不大。 研究表明：水淹生境下，秋华柳对 Ｃｄ污染
的土壤仍有较好的修复能力。
关键词：秋华柳；水淹；Ｃｄ；植被修复
Ｔｈｅ ｒｅｍｅｄｉａｌ ｃａｐａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔｅ ｆｏｒ Ｃｄ⁃ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｕｎｄｅｒ
ｆｌｏｏｄｉｎｇ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ
ＺＥＮＧ Ｃｈｅｎｇｃｈｅｎｇ， ＣＨＥＮ Ｊｉｎｐｉｎｇ， ＭＡ Ｗｅｎｃｈａｏ，ＬＩＵ Ｙｕａｎ， ＪＩＡ Ｚｈｏｎｇｍｉｎ， ＷＥＩ Ｈｏｎｇ∗， ＷＡＮＧ Ｔｉｎｇ
Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｅｃｏ⁃ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ｉｎ ｔｈｅ Ｔｈｒｅｅ Ｇｏｒｇｅｓ Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ Ｒｅｇｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ， Ｃｈｏｎｇｑｉｎｇ Ｋｅｙ ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｐｌａｎｔ Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ
Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｉｎ ｔｈｅ Ｔｈｒｅｅ Ｇｏｒｇｅｓ Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ Ｒｅｇｉｏｎ， Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｌｉｆｅ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｓｏｕｔｈｗｅｓｔ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｃｈｏｎｇｑｉｎｇ ４００７１５， Ｃｈｉｎａ
Ａｂｓｔｒａｃｔ： 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 ｔｈａｔ Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔａ ｃａｎ ｔｏｌｅｒａｔｅ
ｂｏｔｈ ｆｌｏｏｄｉｎｇ ａｎｄ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｓｔｒｅｓｓ． Ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ， Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ ｃｏｕｌｄ 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 ｂｙ Ｓ．
ｖａｒｉｅｇａｔａ ｕｎｄｅｒ 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 ｐｌａｎｔｅｄ Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ ｓｈｏｏｔｓ ａｎｄ ａ ｒｅｆｅｒｅｎｃｅ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔｓ． Ｓｏｉｌ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｓａｍｐｌｅｓ ｗｅｒｅ
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
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． ｖａｒｉｅｇａｔａ ｄｉｄ 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 ｂｙ Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ． （ ４） Ｔｈｅ ＭＦ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｓａｍｐｌｅｓ ｗａｓ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｒｅｄｕｃｅｄ ｂｙ Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ
ｃｏｍｐａｒｅｄ 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 ｂｙ Ｓ．
ｖａｒｉｅｇａｔａ ｓｈｏｏｔｓ： （１） Ｔｈｅ ｄｕｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｉｎｃｕｂａｔｉｏｎ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ ｗａｓ ｔｏｏ ｓｈｏｒｔ； （２） ｔｈｅ ｂｉｏｍａｓｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ ｓｈｏｏｔｓ
ｗａｓ ｒｅｌａｔｉｖｅｌｙ ｓｍａｌｌ． Ｈｏｗｅｖｅｒ， Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｒｅｄｕｃｅｄ ｔｈｅ ＭＦ ｖａｌｕｅ ｂｏｔｈ ｉｎ ｔｈｅ ａｍｂｉｅｎｔ ｗａｔｅｒ ａｎｄ ｆｌｏｏｄｉｎｇ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ， ｂｕｔ ｄｉｄ ｎｏｔ ｄｉｆｆｅｒ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｂｅｔｗｅｅｎ ｂｏｔｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ． Ｉｎ ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎ， Ｓ． ｖａｒｉｅｇａｔａ ｃｏｕｌｄ ｂｅ ａ ｓｕｉｔａｂｌｅ ｓｐｅｃｉｅｓ
ｆｏｒ ｔｈｅ ｐｈｙｔｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｄ⁃ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ａｒｅａｓ ｕｎｄｅｒ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｆｌｏｏｄｉｎｇ．
Ｋｅｙ Ｗｏｒｄｓ： Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔａ； ｆｌｏｏｄｉｎｇ； Ｃｄ； ｐｈｙｔｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ
三峡工程完成蓄水后，库区水位每年在 １４５ ｍ与 １７５ ｍ之间变化，导致库区周边形成面积达 ３４９ ｋｍ２，反
复经历“淹没⁃干旱⁃淹没”过程的消落带［１］。 在外界胁迫持续存在的情况下，受损的消落带生态系统很难通过
自身恢复。 相对于工程措施，采用植被重建的方式治理受损的消落带生态系统是更合理有效的方法。 此外，
由于水库蓄水，江水流速降低，水体对污染物的稀释扩散能力下降，污染物在水体中滞留时间加长，并在消落
带土壤中富集，导致消落带既可能是污染物的源头也可能是污染物的汇集地，对水库水质产生重要影响［２］。
研究表明，三峡库区消落带土壤重金属污染处于警戒状态，主要生态风险元素为 Ｃｄ［３］，消落带 Ｃｄ污染治理显
得极为重要。 植物修复是通过种植植物将土壤中的重金属提取，富集并转移到地上部分储存，以达到降低土
壤污染物浓度，进而提高土壤安全性的一种廉价、绿色的重金属修复技术［４］。 在对三峡库区消落带进行植被
重建的同时，联合重金属植物修复将达到事半功倍的效果。
重金属离子进入土壤后，经过吸附、络合、淋溶和还原等一系列的反应，以不同形态结合在土壤中［５］。 一
般情况下，土壤重金属全量越大，对环境危害越大，但土壤中重金属对环境的危害性除了与其在土壤中总量有
关，还与其活性密切相关。 水分条件是控制土壤物理、化学及生物性状的重要因素，能影响土壤 ｐＨ、Ｅｈ、有机
质等，进而影响土壤重金属的活性。 目前，土壤中重金属形态分布的研究已成热点，有关水淹对土壤重金属形
态影响的研究当中，以水稻土壤和无植物土壤为研究对象的报道居多。 研究表明，稻田淹水阶段土壤交换态
镉含量和水稻吸收的镉比排水时低［６⁃７］；而其它的淹水还原性土壤，例如城市污泥［８］、渠道淤泥［９］、海湾沉积
物［１０］、林间渍地［１１］等，其镉活性也较低。 但在水淹胁迫下，植物对土壤重金属形态分布及转移特征的研究还
鲜有报道。
秋华柳（Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔａ）为杨柳科柳属多年生灌木，在三峡库区长江及其支流江岸有自然分布，对河流自
然汛期水位涨落有较好的适应能力［１］。 研究表明，秋华柳在水淹（植株顶部距水面 ２ｍ） １２０ｄ 后存活率达
１００％［１２］，其在水淹环境下的光合作用强于耐水湿环境的垂柳（Ｓａｌｉｘ ｂａｂｙｌｏｎｉｃａ） ［１］。 相关研究表明，秋华柳植
９７９３ １３期 曾成城 等：水淹生境下秋华柳对镉污染土壤的修复能力
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株具有很好的镉耐性、转移能力以及地上部分富集能力，适用于镉污染区域的植物修复［１３］。 但秋华柳种植后
污染土壤中重金属 Ｃｄ含量及形态分布的变化情况，尤其是水淹条件下的变化还没有系统的研究。
本试验以秋华柳扦插苗和紫色土壤为研究对象，通过盆栽试验，研究秋华柳对水淹土壤中重金属 Ｃｄ 的
形态迁移和转化特征，以期回答科学问题：秋华柳是否适用于三峡库区消落带以及湿地生境中重金属 Ｃｄ 污
染土壤的修复治理？
１ 材料与方法
１．１ 试验材料
本试验于 ２０１３年 １０月于嘉陵江边采集当年生且未萌发的秋华柳枝条，剪成长约 １７ ｃｍ，直径 ０．８—１．０
ｃｍ的插条进行扦插，每盆种植 １株，花盆高 １７ ｃｍ， 盆底直径 １５ ｃｍ，盆口直径 ２２ ｃｍ，每盆均装入经风干后过
１ ｍｍ筛的紫色土壤 ２ ｋｇ。
２０１４年 ４月 ２９日选取生长旺盛，且大小均匀一致的秋华柳扦插苗作为试验材料。 种植后将所有盆栽试
验用苗置西南大学生态试验园（海拔 ２４９ ｍ）的遮雨棚下（棚顶透明，四面敞开）进行相同条件的适应生长，并
给与除草等常规管理。 试验用土壤基本理化性质见表 １。
表 １ 土壤基本理化性质
Ｔａｂｌｅ １ Ｔｈｅ ｂａｓｉｃ ｐｈｙｓｉｃｏ⁃ｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｓｏｉｌｓ
ｐＨ值
ｐＨ ｖａｌｖｅ
有机质
Ｏｒｇａｎｉｃ
ｍａｔｔｅｒ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
全氮
Ｔｏｔａｌ Ｎ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
全磷
Ｔｏｔａｌ Ｐ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
全钾
Ｔｏｔａｌ Ｋ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
碱解氮
Ａｌｋａｌｉ
ｈｙｄｒｏｌｙｓａｂｌｅ
Ｎ ／ （ｍｇ ／ ｋｇ）
有效磷
Ａｖａｉｌａｂｌｅ Ｐ ／
（ｍｇ ／ ｋｇ）
速效钾
Ａｖａｉｌａｂｌｅ Ｋ ／
（ｍｇ ／ ｋｇ）
总 Ｃｄ
Ｔｏｔａｌ Ｃｄ ／
（ｍｇ ／ ｋｇ）
７．８３ １５．２３ ０．９９ ０．７８ １２．２１ ８１．２７ １１．８３ １８６．２７ ０．５３
１．２ 试验设计
试验采用三因素完全随机试验设计，共 １６ 个处理（表 ２）。 按 ０、０．５、２、１０ ｍｇ ／ ｋｇ 设置 ４ 个镉处理浓度。
将 ＣｄＣｌ２·２．５Ｈ２Ｏ按浓度梯度配成水溶液后，均匀浇灌于盆土中，将渗出液反复回收浇灌，直到 Ｃｄ 离子与盆
钵中土壤均匀混合［１４⁃１５］；水分处理有 ２种：（１）正常供水 ＣＫ⁃保持田间持水量的 ６０％—６３％［１６］（土壤含水量采
用称重法测定）（２）水淹组 ＦＤ⁃土壤表面以上 ５ｃｍ积水，水淹组将花盆放入水桶（上径 ２６ ｃｍ×下径 １９．５ ｃｍ×高
１７ ｃｍ）进行水淹处理；所有处理组均包括秋华柳种植组和无植物组（表 ２）。 从试验处理第一天开始，每天对
试验材料进行观察，并确保各处理组保持设定的土壤含水量。 根据三峡库区消落带秋华柳生长季的可能水淹
时间，本试验分别于处理后第 ３０天和 ６０天对各处理组土壤及水淹组水样进行取样，以探究秋华柳及水淹胁
迫对土壤重金属形态分布及转移的影响趋势。 每个处理设 １０次重复，每次取样取 ５个重复，共采集 １６０ 个土
壤样本，８０个水样。
表 ２ 试验设计
Ｔａｂｌｅ ２ Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｄｅｓｉｇｎ
Ｃｄ浓度处理
Ｃｄ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
植物与水分处理 Ｐｌａｎｔ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
无植物正常供水 ＣＫ 无植物水淹 ＦＬ 有植物正常供水 ＰＣＫ 有植物水淹 ＰＦＬ
Ｔ０（０ｍｇ ／ ｋｇ） ＣＫ０ ＦＬ０ ＰＣＫ０ ＰＦＬ０
Ｔ１（０．５ｍｇ ／ ｋｇ） ＣＫ１ ＦＬ１ ＰＣＫ１ ＰＦＬ１
Ｔ２（２ｍｇ ／ ｋｇ） ＣＫ２ ＦＬ２ ＰＣＫ２ ＰＦＬ２
Ｔ３（１０ｍｇ ／ ｋｇ） ＣＫ３ ＦＬ３ ＰＣＫ３ ＰＦＬ３
１．３ 土壤以及水体中总的 Ｃｄ含量的测定
土壤样品带回实验室自然风干后，过 １００ 目筛，加入 ＨＮＯ３⁃ＨＣｌＯ４⁃ＨＦ［１５］，用微波消解仪（Ｌｅｅｍａｎ ＳＷ⁃４，
０８９３ 生 态 学 报 ３６卷
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Ｇｅｒｍａｎｙ）进行消解，电热炉赶酸，定容待测。 水样用硝酸消解法处理后待测［１７］。 土壤和水样中 Ｃｄ 全量均采
用电感耦合等离子体发射光谱仪（ＩＣＰ⁃ＯＥＳ， ＴｈｅｒｍｏＦｉｓｈｅｒ Ｉｃａｐ ６３００， ＵＫ）测定。
１．４ 土壤中 Ｃｄ形态的提取和测定
重金属形态提取参考 Ｔｅｓｓｉｅｒ法［１８］，分别提取为：可交换态（ＥＸＣ）、碳酸盐结合态（ＣＡＲ）、铁锰氧化物结合态
（ＯＸ）、有机物结合态（ＯＭ）和残渣态（ＲＥＳ）。 提取过程参考文献［１９⁃２０］进行，各形态重金属活性随提取的步骤逐
渐降低。 各提取态含量均采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ＩＣＰ⁃ＯＥＳ， ＴｈｅｒｍｏＦｉｓｈｅｒ Ｉｃａｐ ６３００， ＵＫ）测定。
１．５ 数据分析
采用迁移系数（ｍｏｂｉｌｉｔｙ ｆａｃｔｏｒ， ＭＦ）对土壤中活性态的重金属形态进行度量［２１］，计算公式如下：
ＭＦ＝（ＥＸＣ＋ＣＡＲ） ／ （ＥＸＣ＋ＣＡＲ＋ＯＸ＋ＯＭ＋ＲＥＳ）
利用 ＳＰＳＳ ２０．０软件采用三因素方差分析（Ｔｈｒｅｅ ｆａｃｔｏｒｓ ｖａｒｉａｎｃｅ ａｎａｌｙｓｉｓ）来揭示不同水分、秋华柳种植以
及 Ｃｄ浓度梯度处理对土壤中总 Ｃｄ含量及不同形态 Ｃｄ含量的影响，运用双因素方差分析（Ｔｗｏ⁃ｗａｙ ＡＮＯＶＡ）
揭示秋华柳种植和 Ｃｄ 浓度梯度对水淹组水样中 Ｃｄ 含量的影响。 并运用 Ｄｕｎｃａｎ（Ｄｕｎｃａｎ′ｓ ｍｕｌｔｉｐｌｅ ｒａｎｇｅ
ｔｅｓｔ）检验法检验不同处理的各个指标差异显著性。 利用软件 Ｏｒｉｇｉｎ８．５绘图，Ｍｉｃｒｏｓｏｆｔ ｗｏｒｌｄ制表。
２ 试验结果
２．１ 水淹、秋华柳种植以及 Ｃｄ处理浓度对土壤中 Ｃｄ全量的影响
方差分析结果表明植物、水分以及 Ｃｄ浓度处理对土壤 Ｃｄ 浓度的交互作用均不显著。 水分处理对 ３０ ｄ
和 ６０ ｄ土样中 Ｃｄ全量均有极显著影响（Ｐ＜０．０１），３０ ｄ ＦＬ３和 ＰＦＬ３土壤 Ｃｄ 浓度分别显著低于 ＣＫ３和 ＰＣＫ３
组，６０ｄ ＦＬ２、ＦＬ３、ＰＦＬ３和 ＰＦＬ３组分别显著低于 ＣＫ２、ＣＫ３、ＰＣＫ２以及 ＰＣＫ３组（图 １）。 植物处理对 ３０ ｄ 土样中
Ｃｄ全量无显著影响（Ｐ＞０．０５），处理 ６０ ｄ后，ＰＦＬ３组显著低于 ＦＬ３组（Ｐ＜０．０５）（图 １）。
图 １ 不同处理土壤中 Ｃｄ含量
Ｆｉｇ．１ Ｃｄ ｃｉｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｏｆ ｅａｃｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ＣＫ： 正常供水组 ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ； ＦＬ： 水淹组 ｆｌｏｏｄｉｎｇ；ＰＣＫ： 种植秋华柳正常供水组 ｐｌａｎｔ ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ； ＰＦＬ： 种植秋华柳水淹组 ｐｌａｎｔ
ｆｌｏｏｄｉｎｇ；不同小写字母分别表示各处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５）
２．２ 水淹、植物以及 Ｃｄ处理浓度对土壤中各形态 Ｃｄ含量的影响
由表 ３可知，植物处理对 ３０ ｄ土样中各形态含量均无显著影响（Ｐ＞０．０５），显著降低了 ６０ ｄ 土壤中可交
换态和碳酸盐结合态 Ｃｄ含量（Ｐ＜０．０１）（图 ２）；３０ ｄ和 ６０ ｄ土样中，水淹组可交换态和碳酸盐结合态均极显
著低于相对应 Ｃｄ浓度处理的正常供水组（Ｐ＜０．０１）（图 ２）；如表 ３所示：Ｃｄ处理浓度对 ３０ ｄ和 ６０ ｄ土样中各
形态 Ｃｄ含量均有极显著影响（Ｐ＜０．０１）；除 ３０ ｄ土样的碳酸盐结合态（Ｐ＞０．０５），水分与 Ｃｄ 处理浓度均极显
著影响 ３０ ｄ及 ６０ ｄ的各形态 Ｃｄ含量（Ｐ＜０．０１）；植物与水分交互作用，植物与 Ｃｄ 处理浓度交互作用以及三
１８９３ １３期 曾成城 等：水淹生境下秋华柳对镉污染土壤的修复能力
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者交互作用对土壤中不同形态 Ｃｄ含量影响不大（表 ３）。
表 ３ 植物、水分以及 Ｃｄ浓度对土壤各形态 Ｃｄ含量的影响
Ｔａｂｌｅ ３ Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｓａｌｉｘ ｖａｒｉｅｇａｔｅ， ｆｌｏｏｄｉｎｇ ａｎｄ Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｎ ｓｐｅｃｉａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｄ ｉｎ ｓｏｉｌ
Ｃｄ形态
Ｆｏｒｍ
时间
Ｔｉｍｅ ／ ｄ
植物处理
Ｐｌａｎｔ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
水分处理
Ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
Ｃｄ浓度处理
Ｃｄ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
植物×水分
Ｐｌａｎｔ×Ｗａｔｅｒ
植物×Ｃｄ浓度
Ｐｌａｎｔ×Ｃｄ
水分×Ｃｄ浓度
Ｗａｔｅｒ×Ｃｄ
植物×水分×Ｃｄ
Ｐｌａｎｔ×Ｗａｔｅｒ×Ｃｄ
Ｆ Ｐ Ｆ Ｐ Ｆ Ｐ Ｆ Ｐ Ｆ Ｐ Ｆ Ｐ Ｆ Ｐ
ＥＸＣ ３０ ｄ １．１ ０．３０９ ３３．１ ＜０．００１ ６４８．７ ＜０．００１ １．５ ０．９２９ ０．３ ０．７６６ ２０．１３ ＜０．００１ ０．８ ０．９９７
ＣＡＲ ０．８ ０．３６９ ２．１ ０．００１ ６８２．６ ＜０．００１ ２．４ ０．８５１ ０．５ ０．６５５ １．６１ ０．２０５ １．２ ０．９８０
ＯＸ ０．６ ０．４１０ ３．８ ０．０５８ ２０３０．８ ＜０．００１ １．０ ０．３１２ １．２ ０．３０６ ７．４９ ０．００１ １．８ ０．１５６
ＯＭ ０．９ ０．３３２ ０．３ ０．２６２ １００５．５ ＜０．００１ ０．２ ０．６３３ １．４ ０．２４１ ４．８６ ０．００７ １．８ ０．９６６
ＲＥＳ ０．８ ０．８８５ １３．１ ０．１５６ ３９０．２ ＜０．００１ ５．０ ０．９６２ ０．０ ０．９８８ ８．６０ ＜０．００１ ０．８ ０．９９３
ＥＸＣ ６０ ｄ １３．８ ０．００１ ３９０．５ ＜０．００１ ６０６４．５ ＜０．００１ ０．６ ０．４３８ ６．６ ０．００１ ２１３．６９ ＜０．００１ ０．３ ０．８１１
ＣＡＲ ０．７ ０．００２ １６４．６ ＜０．００１ ５９７７．３ ＜０．００１ １．５ ０．３５７ ０．１ ０．９１６ ８２．０７ ＜０．００１ ２．３ ０．０８８
ＯＸ １．５ ０．２１６ ４９．６ ＜０．００１ ４４４６．２ ＜０．００１ ０．２ ０．５９９ １．８ ０．１６３ １８８．６２ ＜０．００１ ０．４ ０．９８７
ＯＭ １１．８ ０．３９２ ７５．７４ ＜０．００１ ８０４２．５ ＜０．００１ １６．８ ０．２２１ ６．２ ０．００２ ３７．７７ ＜０．００１ １９．１ ０．２４８
ＲＥＳ ０．９ ０．９９０ ５９．２ ＜０．００１ ２５５０．０ ＜０．００１ ５．０ ０．０３２ ０．６ ０．６０６ ３６．１８ ＜０．００１ ５．１ ０．２４８
２．３ 水淹、植物以及 Ｃｄ处理浓度对土壤重金属迁移系数的影响
植物、水分、Ｃｄ处理浓度以及各一级交互作用和二级交互作用均极显著影响 ３０ ｄ 和 ６０ ｄ 土样的迁移系
数（ＭＦ值）（Ｐ＜０．０１）；植物与水分交互作用对 ３０ ｄ和 ６０ ｄ土壤中 Ｃｄ ＭＦ值无显著影响（Ｐ＞０．０５）。 方差分析
结果表明，６０ ｄ土壤 ＭＦ值极显著低于 ３０ ｄ ＭＦ值（Ｐ＜０．０１）。 由表 ４可知，水淹组显著降低土壤 ＭＦ值，降幅
为 ３．５１％—１８．７５％；除空白组（未添加外源 Ｃｄ），秋华柳种植显著降低土壤 Ｃｄ ＭＦ 值，３０ ｄ ＰＣＫ、ＰＦＬ 组以及
６０ ｄ ＰＣＫ、６０ ｄ ＰＦＬ组平均降幅分别为 ２．０％、４．１２％、９．７１％、９．３２％（表 ４）。
表 ４ 各处理组土壤ＭＦ值
Ｔａｂｌｅ ４ ＭＦ ｖａｌｕｅｓ ｏｆ ｓｏｉｌｓ ｉｎ ｅａｃｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
浓度处理
Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
不同植物和水分处理 Ｐｌａｎｔ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
３０ ｄ ６０ ｄ
ＣＫ ＦＬ ＰＣＫ ＰＦＬ ＣＫ ＦＬ ＰＣＫ ＰＦＬ
Ｔ０ ０．１９±０．０２Ａａ ０．１６±０．０１Ａｂ ０．２０±０．００Ａａ ０．１９±０．００Ａａ ０．２０±０．０２Ａａ ０．１８±０．００Ａｂ ０．２０±０．０１Ａａ ０．１７±０．０１Ａｂ
Ｔ１ ０．４０±０．０３Ｂａ ０．３７±０．０２Ｂｂｃ ０．３９±０．００Ｂａｂ ０．３６±０．０１Ｂｃｄ ０．３９±０．０４Ｂａｂ ０．３６±０．００Ｂｃｄ ０．３９±０．０３Ｂａｂ ０．３４±０．００Ｂｄ
Ｔ２ ０．５９±０．０１Ｃａ ０．５７±０．０１Ｃａｂ ０．５７±０．０１Ｃａｂ ０．５３±０．０２Ｃｃｄ ０．５７±０．０１Ｃｂ ０．５２±０．０１Ｃｄ ０．５４±０．０１Ｃｃ ０．５０±０．００Ｃｅ
Ｔ３ ０．６９±０．０４Ｄａ ０．６２±０．０１Ｄｂ ０．６８±０．０３Ｄａ ０．６１±０．０２Ｄｂ ０．６８±０．０２Ｄａ ０．６１±０．０４Ｄｂ ０．６７±０．０２Ｄａ ０．６０±０．００Ｄｂ
ＣＫ： 无植物正常供水 ＦＬ： 无植物水淹组，ＰＣＫ： 种植秋华柳正常供水组；ＰＦＬ： 种植秋华柳水淹组； 不同小写字母分别表示同一 Ｃｄ处理浓度不同水分和植物处
理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５）；不同大写字母分别表示相同水分和植物处理下不同 Ｃｄ浓度处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５）
２．４ 植物以及 Ｃｄ处理浓度对水样中 Ｃｄ浓度的影响
Ｃｄ处理浓度极显著影响水样中 Ｃｄ浓度（Ｐ＜０．０１）。 随处理浓度增大，水样中 Ｃｄ 浓度显著增加（表 ５）。
植物以及 Ｃｄ浓度和植物的交互作用对水样中 Ｃｄ浓度无显著影响（Ｐ＞０．０５）（表 ５）。
表 ５ 水淹组水样中 Ｃｄ浓度
Ｔａｂｌｅ ５ Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｗａｔｅｒ ｉｎ ｅａｃｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
镉浓度处理
Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
Ｃｄ浓度 ／ （ｍｇ ／ Ｌ）
３０ ｄ ６０ ｄ
ＦＬ ＰＦＬ ＦＬ ＰＦＬ
Ｔ０ ０．００±０．００Ａａ ０．００±０．００Ａａ ０．００±０．００Ａａ ０．００±０．００Ａａ
Ｔ１ ０．０５±０．０１Ａａ ０．０４±０．０１Ａａ ０．０６±０．０１Ａａ ０．０６±０．０２Ａａ
Ｔ２ ０．３５±０．０５Ｂａ ０．４１±０．０５Ｂａ ０．４６±０．０７Ｂａ ０．４３±０．０８Ｂａ
Ｔ３ ０．９３±０．０６Ｃａｂ ０．７３±０．０１Ｃｂ １．１４±０．１０Ｃａ １．１４±０．１１Ｃａ
ＦＬ：无植物水淹组，ＰＦＬ： 种植秋华柳水淹组； 不同小写字母分别表示同一 Ｃｄ浓度处理不同植物处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５）；不同大写
字母分别表示相同植物处理不同 Ｃｄ浓度处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５）
２８９３ 生 态 学 报 ３６卷
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图 ２ 不同处理土壤中各形态镉含量占 Ｃｄ全量百分比
Ｆｉｇ．２ Ｆｒａｃｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｄ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｏｆ ｅａｃｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ＣＫ： 正常供水组 ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ；ＦＬ： 水淹组 ｆｌｏｏｄｉｎｇ；ＰＣＫ： 种植秋华柳正常供水组 ｐｌａｎｔ ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ；ＰＦＬ： 种植秋华柳水淹组 ｐｌａｎｔ ｆｌｏｏｄｉｎｇ；
字母后面的数字表示处理浓度，如 ＰＣＫ０表示种植秋华柳，正常供水，Ｃｄ处理浓度为 ０ｍｇ ／ ｋｇ处理组，ＰＦＬ０表示种植秋华柳，水淹组，Ｃｄ处理
浓度为 ０ｍｇ ／ ｋｇ处理组；不同小写字母分别表示各处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５）
３ 讨论
外源重金属进入土壤后会很快地被吸附于土壤颗粒表面，并进一步向其它形态转变。 土壤环境比较复
３８９３ １３期 曾成城 等：水淹生境下秋华柳对镉污染土壤的修复能力
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杂，能从多方面影响不同形态的重金属在土壤中的分布。 其中，土壤中重金属总量是决定各形态分布的最重
要的因素，土壤 ｐＨ值、有机质、粘粒、砂粒、粉粒、ＣＥＣ、ＦｅＯｘ含量以及ＭｎＯｘ含量均会影响重金属在土壤中的形
态分布［２２］。 一般情况下，土壤中重金属背景值较小，且活性态重金属含量低，主要以活性较低的形式存在于
土壤中。 本研究中，在未添加外源 Ｃｄ情况下，土壤背景中活性态 Ｃｄ含量很低，可交换态 Ｃｄ 含量只占全量的
６％左右，表明其生物有效性很低，对环境造成的危害很小。 随着外源添加 Ｃｄ 浓度增大，３０ ｄ 和 ６０ ｄ 土样均
表现出活性较大的可交换态和碳酸盐结合态含量显著增大这一趋势，表明其生物有效性以及对环境的危害也
显著增加，这与前人研究一致。 Ｓｕｎ［２１］的研究表明，外源重金属浓度越大，其活性态所占比例越高，说明重金
属污染越严重的土壤，其重金属毒性越强，对环境危害越大，治理也越困难。 本研究结果显示，６０ ｄ ＭＦ 值极
显著低于 ３０ ｄ ＭＦ值，即土壤活性态 Ｃｄ随时间延长而降低，其生物有效性也随之降低，该过程称为老化［２３］，
即随时间延长，Ｃｄ与土壤结合越紧密，其清除难度越大。 土壤重金属老化的机理研究较复杂，目前还处于摸
索与论证阶段，已有研究表明土壤阳离子、有机质络合、表面吸附和共沉淀作用［２４］、微生物与土壤颗粒聚合体
的联合吸附作用［２５］，以及土壤微孔扩散作用、金属间共同沉淀［２６］等都将导致重金属在土壤老化。
本研究中，处理 ３０ ｄ和 ６０ ｄ后土壤 ＭＦ值均表现出水淹组显著低于正常供水组这一结果。 重金属在土
壤中的分配是多因素共同作用的结果，水淹环境下，土壤物理、化学和生物性质都发生了极大的变化，进而导
致了 Ｃｄ 各形态的重新分配。 水淹环境下，兼性厌氧微生物和厌氧微生物将土壤中氧化物作为呼吸作用的电
子受体，形成各种还原性物质，导致土壤 Ｅｈ 迅速下降［２７］，进而导致土壤 ＳＯ２－４ 被还原为 Ｓ２
－，Ｓ２－则可将重金属
结合为难溶的硫化物沉淀［２３］。 Ｅｈ的降低导致氧化铁还原、溶解、恢复其胶体活性，促进土壤表面高活性的功
能基的增大，进而增大了比表面和表面可变电荷［２８］。 在此过程中，随氧化铁溶解、聚合，再至沉淀等活化作用
的快速完成，可交换态 Ｃｄ将更易被土壤表面吸持［２９］，由此带来的 Ｃｄ 再吸附、再沉淀造成了 Ｃｄ 由活性高的
组分往活性低的组分转化［３０］，导致土壤中 Ｃｄ 的生物有效性降低，使更多的 Ｃｄ 以活性低的形态沉淀在土壤
中。 由此可知，水淹生境中的重金属污染土壤的植物修复难度将大于正常土壤水分生境中的土壤。 因此，筛
选能有效地修复水淹生境中的重金属污染土壤的物种显得尤为重要。
本研究结果显示，水淹组水样中 Ｃｄ浓度随处理浓度而显著增加，６０ ｄ 水样中 Ｃｄ 浓度高于 ３０ ｄ（Ｔ３组达
到显著差异），且秋华柳种植对水样中的 Ｃｄ浓度无显著影响。 该结果表明在达到饱和浓度之前，污染土壤中
Ｃｄ２＋从土壤至水分的扩散可能是一个持续的过程，魏世强的研究表明，土壤淹水过程中，土－水体系中 Ｃｄ的迁
移释放可能需要相当长的时间，较高土壤 Ｃｄ浓度处理，淹水 ３月后水样中 Ｃｄ积累浓度仍呈增加趋势［３１］。 对
面临水淹及重金属污染双重胁迫的土壤的治理过程中，对其水体的重金属污染治理也不容忽视。
作为木本植物，柳属植物具有生物量大，生长速度快，对营养元素吸收能力强，根系发达，生存能力强，富
集和耐受能力强等优势［３２］。 目前，用柳属植物作为重金属污染土壤植物修复材料的研究已成为热点。 张
雯［１５］的研究表明，处理 ９０ ｄ后，金丝垂柳木质部和根部对 Ｃｄ 的富集分别达 １７０．６４ ｍｇ ／ ｋｇ 和 ２１２．４９ ｍｇ ／ ｋｇ；
也有研究表明，短期轮作矮林 ８种柳树对重金属污染土壤的修复清除效果可达 ７２ｇＣｄ ｈｍ－２ａ－１和 ２．０ｋｇＺｎ ｈｍ－２
ａ－１，远远高于种植于同种土壤的玉米、油菜等草本植物［３３］；贾中民的研究表明，水培环境下，当 Ｃｄ 处理浓度
为 ５０ ｍｇ ／ Ｌ时，垂柳根部 Ｃｄ富集浓度高达 ２４１７．５９ ｍｇ ／ ｋｇ，旱柳的地上部分富集浓度为 ４３６．６０ ｍｇ ／ ｋｇ［３４］，秋
华柳在正常供水的 Ｃｄ污染土壤中有较好的转移系数和生物富集系数［１３］。 本研究中，从土壤 Ｃｄ 全量的角度
分析，秋华柳对 ３０ ｄ土样 Ｃｄ并未表现出明显清除能力，处理时间过短和秋华柳生物量偏小可能是秋华柳对
土壤 Ｃｄ全量无显著影响的重要因素之一。 与无植物组相比，秋华柳种植 ６０ ｄ 后，土壤中可交换态和碳酸盐
结合态 Ｃｄ含量显著降低，且 ＰＦＬ３组 Ｃｄ全量显著低于 ＦＬ３组，其原因有可能有：（１） 在秋华柳植物体内 Ｃｄ 浓
度达到一定浓度之前，随时间延长，秋华柳在生长过程中会不断地提取土壤里的 Ｃｄ；（２）水淹条件下，Ｃｄ 从土
壤中持续溶出至水中，同时导致秋华柳根部 Ｃｄ溶液浓度增大，其吸收量增大以及土壤 Ｃｄ浓度下降等结果。
Ｅｒｉｋｓｓｏｎ和 Ｌｅｄｉｎ的研究表明［３５］，种植柳树组的土壤中可交换态 Ｃｄ 含量比无植物组土壤低 ３０％—４０％，
而对土壤中 Ｃｄ 全量无显著影响，本研究与该结果一致。 对各处理组土样的研究均发现种植秋华柳对土壤全
４８９３ 生 态 学 报 ３６卷
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量 Ｃｄ影响不大，但是显著降低了土壤 ＭＦ值，秋华柳对活性较大的重金属有较好的清除能力，能达到较好的
修复效果。 水淹环境下，土壤中活性高 Ｃｄ 形态逐渐向活性低的形态转移，其生物有效性逐渐降低，同时秋华
柳根系在水淹环境下也会受到一定负面影响，降低其对土壤重金属的吸收以及向地上部分的转移能力。 本研
究中，秋华柳种植 ６０ ｄ后显著降低了 Ｔ３水淹组土壤 Ｃｄ全量，而未显著降低正常供水组土壤 Ｃｄ 全量，其可能
的原因有：（１）水淹环境下， Ｃｄ从土壤中不断溶出至水中，秋华柳根部 Ｃｄ 溶液浓度较大，更好的提取水溶液
和土壤中的 Ｃｄ，进一步促使土壤 Ｃｄ浓度下降。 （２）正常供水组土壤 Ｃｄ全量显著高于水淹组，秋华柳在较短
时间内对正常供水组土壤 Ｃｄ的提取未能达到显著水平。 此外，对 ＭＦ值的研究发现，植物对水淹组土壤 ＭＦ
值的降低与正常供水组相比差异不大。 以上结果均表明种植秋华柳对水淹环境下的重金属污染土壤可达到
较好的修复效果。
研究结果表明，随外源 Ｃｄ浓度增大，土壤中的 Ｃｄ生物有效性以及对环境的危害增大；水淹环境下，活性
高的 Ｃｄ结合态将向活性低的结合态迁移转化，降低土壤生物有效性，增大其植物修复难度。 处理时间过短
以及本试验用苗生物量小可能是秋华柳对土壤全量 Ｃｄ影响不大的主要原因，但种植秋华柳均显著降低正常
供水和水淹组土壤迁移系数，且二组降幅差异不大。 结合前人对秋华柳修复 Ｃｄ 污染土壤能力的大量研究结
果以及本研究结果，秋华柳适用于三峡库区消落带重金属污染土壤的植物修复。
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６８９３ 生 态 学 报 ３６卷