2024, Vol. 45
2. 中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心, 北京 100101
, WEI Yue-xing1 , WANG Liu-yue1 , LIU Xiao-na1 , QIAN Tian-wei1 , ZHENG Guo-di2 , YANG Jun-xing2
, CHEN Tong-bin2 , GUO Bing-xin1
2. Center for Environmental Remediation, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China
土壤重金属污染是全球范围内重大环境问题之一[1]. 我国土壤环境质量状况不容乐观, 矿山开采、金属冶炼和污水灌溉等工农业活动导致重金属通过各种途径在土壤尤其是农田生态系统中不断积累, 严重威胁我国粮食安全和人体健康[2]. 我国受重金属污染耕地面积达2 000万hm2, 其中Cd和Pb点位超标率分别达7%和1.5%, 是环境中污染较为严重的有毒元素[3]. 针对Cd和Pb等重金属污染土壤治理国内外已开展大量研究工作, 其中植物萃取技术具有环境友好、成本低、土壤扰动小且操作性强等优势, 在农田土壤重金属污染修复方面极具潜力[4, 5].
三七景天（Sedum aizoon L.）是一种生物量大且繁殖迅速的景天属多年生草本植物, 具有良好的药用价值和观赏价值. 三七景天对土壤Cd/Pb污染具有较强的耐性和富集能力[6 ~ 8], 且生态幅度广, 在我国南北方土壤上均可正常生长. 鉴于我国农田土壤Cd/Pb污染以轻中度为主, 土壤中生物可利用的Cd/Pb含量较低, 三七景天在Cd/Pb污染土壤上修复效率仍需进一步加强. 施用重金属螯合剂是提高土壤Cd/Pb生物有效性, 进而促进植物修复效率的良好措施[9].
目前国内外研究较多的螯合剂主要包括人工合成氨基多羧酸类和天然小分子有机酸类螯合剂[9 ~ 11]. 合成螯合剂如乙二胺四乙酸（EDTA）、二乙三胺五乙酸（DTPA）和乙二胺二琥珀酸（EDDS）等, 与土壤中重金属可以形成高溶解性和迁移性的络合物, 在促进植物修复领域已被广泛研究应用[9, 10]. 添加EDTA显著促进了伴矿景天、蓖麻和苍耳等植物对土壤中Cd的吸收[9, 11, 12]. 但是, 人工合成螯合剂生物毒性强, 施入土壤可能对植物生长产生抑制作用, 而且其自然降解速率慢, 可能对土壤和地下水环境造成威胁[9, 11]. 有研究发现合成螯合剂主要通过其分子链上氨基和羧基等与重金属进行配合, 因而可采用含有以上官能团的柠檬酸和果酸等天然小分子有机酸来活化土壤重金属[9]. 但是由于小分子有机酸太易降解或被微生物和植物吸收分解, 与重金属形成的络合物不稳定, 其对土壤中重金属活化效果不明显[11, 13]. 因此, 有必要选取一种环境风险小且活化能力强的螯合剂以实际应用于促进植物修复重金属污染土壤. 其中尤其以生物基来源且成本较低的重金属螯合剂成为研究热点, 如以植物再生原料谷氨酸制备而成的可生物降解螯合剂谷氨酸二乙酸（GLDA）, 其在低剂量条件下可显著提高东南景天和三叶草等植物Cd和Zn等提取量[14, 15].
水溶性壳聚糖是一种可降解且无毒的天然氨基多糖化合物, 主要以虾蟹等为原料获取的甲壳素经脱乙酰化处理以及化学修饰从而获得, 具有较强的水溶性. 其克服了一般壳聚糖在中性或碱性溶液中溶解度低的缺陷, 同时在聚合链上保存大量氨基和羟基等官能团, 为重金属提供了大量结合点位, 因而具有较强的重金属配位能力. Guo等[16]研究结果发现水溶性壳聚糖显著提高土壤中生物可利用Cd含量, 从而使八宝景天Cd修复效率提高56.1%~115.7%. 相比于其他人工合成螯合剂以及小分子有机酸类螯合剂, 水溶性壳聚糖可以兼具较高的重金属螯合能力和较低的环境风险[16]. 此外, 壳聚糖还具有一定的抑菌特征和提供一定养分从而起到促进植物生长的作用[17]. 因此, 水溶性壳聚糖可能适用于强化三七景天修复Cd/Pb污染土壤.
本研究以三七景天为试验对象, 选取我国南北方4种典型Cd/Pb单一或复合污染土壤, 采用盆栽试验, 研究水溶性壳聚糖对土壤Cd/Pb的活化效果以及对三七景天生长和Cd/Pb吸收的影响, 进一步分析其活化土壤Cd/Pb并促进三七景天富集能力的内在机制, 以期为水溶性壳聚糖应用于强化三七景天修复Cd/Pb污染土壤提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试水溶性壳聚糖（WSC）为采用化学降解法制备而成的壳聚糖盐酸盐[18], 其相对分子质量在10 000~50 000之间, 具有生物可降解性和无毒害性, 同时克服了常规大分子壳聚糖水溶解能力差的缺陷. 壳聚糖脱乙酰度决定了其大分子链中氨基数量, 对其水溶性和金属螯合能力有重要影响, 本研究选择脱乙酰度为90.5%的壳聚糖作为供试材料. 将WSC溶于水中[ρ（WSC）为20 mg·mL-1], 采用Ubbelohde毛细管黏度计和pH计于25℃下测得其黏度和pH值分别为13 mPa·s和3.9.
供试植物为三七景天, 获取自我国华北平原某土壤修复基地, 由中国科学院地理科学与资源研究所位于提供. 供试土壤从河南省、河北省、湖南省以及四川省选取4种不同类型的Cd/Pb单一或复合污染土壤, 土壤基本信息如表 1所示. 根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）, 4种土壤Cd含量均超过相应pH条件下Cd风险筛选值, 且JY土壤中Pb含量也超过风险筛选值.
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表 1 供试土壤中Cd、Pb含量和pH值1） Table 1 Concentrations of Cd, Pb, and pH value of tested soils |
1.2 试验设计
采用根际袋盆栽试验, 研究WSC对4种污染土壤中Cd/Pb活化效果及对三七景天Cd/Pb富集能力的影响. 试验设3个梯度的WSC添加量, 即CK（未添加）、C1（1 g·kg-1）和C5（5 g·kg-1）, 分别在JY、LC、SM和MZ 4种土壤上开展试验, 共设置12个处理, 每个处理4个重复.
盆栽在中国科学院地理科学与资源研究所温室内进行, 将风干研磨混匀的4种供试土壤分别装入15 cm×15 cm塑料盆中, 每盆装1 kg土壤, 同时将10 cm×11 cm的根际袋放入盆中, 袋内装400 g土壤, 保持根际袋内外土壤同一水平, 袋口高出土壤表面1.5 cm. 然后选取长势一致的10 cm长的健壮幼苗移栽入盆中, 每盆移栽3株. 试验周期为60 d, 期间昼夜环境温度为20~30℃, 添加超纯水保持土壤水分含量在60%田间持水量左右. 培养30 d后将WSC溶于水后施入盆中, 继续培养30 d后分别收获三七景天地上部和根部样品以及根际和非根际土壤样品.
1.3 样品采集与分析收获的三七景天地上部和根部用清水冲洗3次, 再用超纯水洗净后烘干（105℃杀青30 min, 65℃至恒重）, 测定各部位生物量. 然后将地上部和根部样品分别磨碎混匀后, 准确称取0.5 g植物样品到50 mL消解管中, 采用HNO3-HClO4（5∶1, 体积比）体系进行消解, 消解完全后定容至25 mL, 采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS, Elan DRC-e, Perkin Elmer, 美国）测定Cd和Pb含量, 同时设置空白对照和国家标准物质（GBW07603）进行质量控制（96%±4%）.
根际和非根际土壤样品自然风干后, 研磨并分别过10目与100目筛. 采用电极法（ISO 10390 2005）在土水比1∶5（质量浓度比）下测定土壤pH值. 采用土壤农化分析常规方法分别测定碱解氮、有效磷、速效钾和有机质等土壤理化性质[19]. 采用优化的BCR连续提取法分级提取根际土壤中Cd/Pb不同形态, 分为弱酸提取态、可还原态、可氧化态以及残渣态. 不同提取态Cd/Pb含量均采用ICP-MS测定. 采用傅里叶红外光谱仪（Nicolet 8700, Thermo Fisher Scientific, 美国）对添加不同梯度WSC后根际土壤的红外光谱特征进行分析, 光谱测量范围为4 000~400 cm-1, 分辨率为4 cm-1, 扫描次数为32次.
1.4 数据统计采用Excel软件进行数据相关计算, 用SPSS statistics 26软件进行数据统计分析, 不同处理间采用最小显著差数法（LSD法）进行差异显著性检验（P < 0.05）, 采用OriginPro 2019软件进行作图.
采用生物富集系数（bioconcentration factor, BCF）评价三七景天富集Cd/Pb的能力, 采用转运系数（transfer factor, TF）评价三七景天Cd/Pb向地上部转运能力, 其计算公式如下：
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式中, Cave表示三七景天体内平均Cd/Pb含量, 由地上部和根部Cd/Pb富集量总和除以总生物量所得, Csoil表示根际土壤中Cd/Pb含量.
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式中, Cshoot和Croot分别表示三七景天地上部和根部Cd/Pb含量.
2 结果与分析 2.1 WSC对土壤理化性质的影响WSC对供试土壤理化性质的影响如图 1所示, 4种污染土壤中碱解氮和有机质含量均随着WSC的施加而呈增加的趋势, 而其有效磷和速效钾含量则无明显变化. 4种污染土壤pH均随WSC添加呈显著下降的趋势, 在C5处理下, JY、LC、SM和MZ根际土壤pH较CK处理分别显著下降3.07%、7.68%、6.84%和6.38%. 此外, 在不同WSC处理下, 根际土壤pH较非根际土壤pH均更低.
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不同字母表示同一土壤中不同处理间差异显著（P < 0.05） 图 1 水溶性壳聚糖对4种供试土壤理化性质的影响 Fig. 1 Physicochemical properties of four tested soils with different level of water-soluble chitosan |
WSC对三七景天根际土壤中Cd/Pb形态的影响如图 2所示. 4种污染土壤中Cd形态占比由高到低均为：可还原态 > 弱酸提取态 > 可氧化态 > 残渣态. 随着WSC的添加, 4种土壤中弱酸提取态Cd含量均呈显著增加的趋势, C5处理下分别提高了16.3%、34.3%、15.8%和34.5%, 而可还原态Cd则均存在不同程度的下降. WSC添加对土壤中可氧化态和残渣态Cd含量均无显著影响. 4种土壤中Pb形态分布由高到低依次为：可还原态 > 残渣态 > 可氧化态 > 弱酸提取态, 其中可还原态Pb占比达50.54%~85.73%. 弱酸提取态Pb占比均极低, 其随WSC添加的变化趋势与Cd一致, C5处理下显著增加88.9%~272.4%, 而可还原态Pb则均存在不同程度的下降.
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图 2 水溶性壳聚糖对4种供试土壤中Cd/Pb形态分布的影响 Fig. 2 Chemical forms of Cd and Pb of four tested soils with different levels of water-soluble chitosan |
图 3为WSC处理下4种供试土壤FTIR特征. 4种土壤的FTIR中存在几个共有的特征吸收峰, 分别为位于3 620 cm-1的糖类—OH伸缩振动峰、3 433 cm-1的糖类—NH2和—OH伸缩振动峰、1 633 cm-1的酰胺Ⅰ基团的C=O伸缩振动峰和1 020 cm-1的糖类C—O伸缩振动峰. 这几个特征峰强度均随WSC施加而增强.
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图 3 水溶性壳聚糖对三七景天根际土壤红外光谱特征的影响 Fig. 3 Fourier transform infrared spectra characteristics in rhizosphere soils of S. aizoon with different levels of water-soluble chitosan |
由于土壤成分复杂且官能团种类繁多, 导致部分官能团FTIR吸收峰叠加而形成如本研究中3 433 cm-1和1 020 cm-1等位置宽而强的红外光谱吸收带[20]. 为进一步对WSC添加后土壤中相关官能团变化进行半定量分析, 以JY为例, 采用多峰高斯拟合模型对其FTIR光谱图进行分峰, 将JY土壤红外光谱吸收曲线分为15个吸收峰, 所有FTIR光谱分峰拟合的相关系数（R 2）均 > 0.98, 表明拟合曲线良好（图 4）. 位于3 340、3 433和3 570 cm-1处的3个吸收峰分别与酰胺基—NH2、—OH和—NH2以及糖类—OH伸缩振动有关, 其对应峰面积均随着WSC施加而增大, 在C5处理下较CK分别提高了32.12%、72.76%和99.60%. 位于1 110 cm-1和1 020 cm-1处的吸收峰对应C—O—C和C—OH伸缩振动, C5处理下其峰面积分别增加了68.07%和218.33%.
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采用高斯反卷积方法进行分峰拟合；（a）、（d）和（g）分别为CK、C1和C5处理下土壤在4 000~2 400 cm-1的分峰拟合, （b）、（e）和（h）分别为CK、C1和C5处理下土壤在1 800~800 cm-1的分峰拟合, （c）、（f）和（i）分别为CK、C1和C5处理下土壤在800~400 cm-1的分峰拟合 图 4 水溶性壳聚糖不同添加量下JY土壤红外光谱特征分峰分析 Fig. 4 Peak fitting analysis of Fourier transform infrared spectra of soil samples in JY with different level of water-soluble chitosan |
三七景天在4种供试土壤地上部和根部生长表现出一定差异, LC土壤各部位生物量均显著高于JY和MZ土壤（图 5）. 此外, 随着WSC添加, 三七景天在LC和MZ土壤上各部位生物量呈增加的趋势, 而在JY和SM土壤上则表现为先升高后下降的趋势, 但与CK相比, WSC对不同土壤上三七景天生长均无显著的抑制作用.
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不同大写字母表示同一土壤中不同处理间差异显著, 不同小写字母表示同一处理不同土壤间差异显著（P < 0.05） 图 5 水溶性壳聚糖对不同土壤上三七景天生长的影响 Fig. 5 Shoot and root biomass of S. aizoon in four tested soils with different levels of water-soluble chitosan |
WSC对三七景天Cd/Pb吸收与转运的影响如图 6所示. 不同土壤上三七景天地上部和根部Cd和Pb含量均随WSC添加而呈增加趋势, 且C5处理下在MZ和SM土壤上均达到显著水平（图 6）. 此外, 各污染土壤上三七景天Cd富集系数在1.86~11.56, 不同污染土壤间存在显著差异, 但均随WSC的添加而提高, 且在MZ和SM土壤上差异达到显著水平. 各污染土壤上三七景天Cd和Pb转运系数分别在0.44~0.78和0.06~0.25, 在不同WSC处理下均无显著变化.
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不同大写字母表示同一土壤中不同处理间差异显著, 不同小写字母表示同一处理不同土壤间差异显著（P < 0.05） 图 6 水溶性壳聚糖对不同土壤上三七景天各部位Cd/Pb吸收转运的影响 Fig. 6 Absorption and translocation of Cd and Pb by S. aizoon for four tested soils with different levels of water-soluble chitosan |
三七景天各部位Cd和Pb积累量均表现为根部高于地上部[6], 尤其是根部Pb积累量占总积累量的94.74%~98.66%（图 7）. 除JY土壤外, 各污染土壤上三七景天地上部和根部Cd/Pb积累量均随WSC添加而显著提高, Cd和Pb总积累量分别显著增加14.5%~72.1%和55.0%~128.5%. JY土壤上, 三七景天根部Cd/Pb积累量随WSC添加先增加后下降.
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不同字母表示同一土壤中不同处理间差异显著（P < 0.05） 图 7 水溶性壳聚糖对不同供试土壤上三七景天Cd/Pb积累量的影响 Fig. 7 Accumulation amount of Cd and Pb in S. aizoon for four tested soils with different levels of water-soluble chitosan |
为进一步分析WSC对三七景天Cd/Pb富集能力的影响, 对三七景天地上部和根部生长、Cd/Pb吸收转运相关指标以及土壤Cd/Pb形态和理化性质等相关指标进行主成分分析（图 8）, 首先对其进行KMO检验和Bartlett球度检验, Cd和Pb分析数据的KMO分别为0.615和0.568, 均 > 0.5, Bartlett球度检验显著性均小于0.001, 说明适宜进行主成分分析. 提取特征根大于1的2个主成分, 对三七景天Cd和Pb吸收影响2个主成分的累积方差贡献率分别达67.8%和66.1%, 可知2个主成分已可解释上述指标的大部分信息. 如图 8（a）所示, 横坐标为第1主成分, 可解释40.4%的变量, 主要解释了WSC对土壤理化性质、三七景天Cd吸收转运以及根部生长等的影响, 其中土壤碱解氮、有机质、速效磷、三七景天地上部和根部Cd含量、积累量、转运系数以及根部生物量都对WSC表现出积极响应, 土壤根际和非根际pH对其则表现出负响应, 说明了WSC施加对土壤酸化以及对理化性质的改善, 进一步刺激了三七景天根系生长和对Cd的吸收, 以及促进Cd向地上部的转运, 从而使各污染土壤上三七景天在第1主成分上得分均随WSC的添加而增加. 纵坐标为第2主成分, 解释了27.4%的变量, 主要解释了WSC对土壤Cd形态的影响, 土壤弱酸溶解态和可还原态Cd均对WSC表现出积极响应, 而可氧化态和残渣态Cd则均表现出负相关, 可知WSC有效促进了土壤中Cd的活化, 其中弱酸溶解态Cd与土壤pH向量相关性较弱, 也从侧面揭示了WSC与Cd络合可能是除酸化根际土壤外的一个重要活化机制.
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（a）Cd, （b）Pb；AN、AP、AK、OM、pH（R）和pH（NR）分别表示土壤碱解氮、速效磷、有效钾、有机质含量以及根际和非根际土壤pH；Mshoot和Mroot分别表示三七景天地上部和根部生物量；Cshoot和Croot分别为三七景天地上部与根部Cd/Pb含量；Ashoot和Aroot分别表示三七景天地上部和根部Cd/Pb富集量；F1、F2、F3和F4分别表示土壤中弱酸溶解态、可还原态、可氧化态和残渣态Cd/Pb含量 图 8 水溶性壳聚糖对三七景天Cd/Pb富集能力影响因素的主成分分析 Fig. 8 Principal component analysis (PCA) of factors affecting Cd and Pb accumulation by S. aizoon with different levels of water-soluble chitosan |
WSC对三七景天Pb富集影响的主成分分析如图 8（b）所示, 与Cd分析结果相似, 第1主成分解释了43.2%的变量, 主要解释了水溶性壳聚糖对土壤理化性质、三七景天地上部Pb吸收转运以及根部生长等的影响, 第2主成分解释了22.9%的变量, 主要解释了水溶性壳聚糖对土壤Pb形态的影响. 与Cd分析结果不同的是, 三七景天根部Pb含量与富集量均主要由第2主成分解释, 可知WSC对三七景天根部Pb的吸收和积累的促进主要是依靠对土壤中有效态Pb的活化, 此外, 根部是三七景天Pb积累主要部位, 说明了水溶性壳聚糖与Pb的络合是其促进三七景天Pb富集的主要作用机制.
3 讨论 3.1 WSC促进土壤理化性质改善水溶性壳聚糖基本单元为氨基葡萄糖, 其大分子碳链上富含—NH2和—OH等官能团, 且本研究采用的WSC呈酸性, 施入土壤后可释放大量H+, 导致4种供试土壤根际和非根际pH均随WSC添加而显著降低[21, 22]. 此外, 由于WSC改善了根际土壤养分状况, 刺激植物根系分泌有机酸和促进土壤微生物代谢, 从而进一步酸化根际土壤, 使其pH降低较非根际更明显[21]. 土壤中重金属的有效性受土壤酸碱性的调控, 有研究表明当土壤pH下降0.5单位, 土壤中重金属的有效性提高1倍[23]. pH的下降还可促进WSC-Cd/Pb络合物的形成, 间接提高了土壤中Cd/Pb的迁移性和生物有效性[24 ~ 26].
此外, WSC施加显著增加了土壤中碱解氮和有机质含量. 氮素是影响植物生长最主要营养元素, 有研究发现八宝景天和伴矿景天等超富集植物生长和Cd吸收在一定程度上随施N水平增加而显著提高[27, 28]. 土壤中有机质含量可以直接反映土壤肥力, 同时也是植物营养的主要来源之一, 能促进植物的生长发育. WSC含有丰富的C、N元素, 降解后可为植物提供必要的养分, WSC还可刺激植物根系分泌有机酸、脲酶和蔗糖酶等促进根际土壤养分活化和有机质积累, 改善根际土壤营养条件, 进而可以促进作物生长, 强化三七景天对重金属的积累[29, 30]. 主成分分析结果也揭示了WSC施加对土壤酸化以及对理化性质的改善, 进而刺激三七景天根系生长和Cd的吸收转运. 可知, WSC在强化三七景天修复Cd/Pb污染土壤的同时, 可进一步改善其理化性质并培肥土壤.
3.2 WSC提高土壤Cd/Pb生物有效性土壤中重金属不同赋存形态分布对其生物有效性具有显著影响. 本研究中, 4种污染土壤Cd形态占比由高到低依次为：可还原态、弱酸提取态、可氧化态和残渣态, 且WSC施加使土壤弱酸提取态Cd含量显著增加, 而可还原态Cd则呈下降趋势. 弱酸提取态重金属主要为土壤溶液中存在的水溶性金属离子和胶体表面吸附的可交换态, 易被其他阳离子或HAc置换到溶液中, 具有较强的可迁移性和生物有效性[26]. 自然条件下土壤中离子态和酸提取态重金属都会向更稳定的形态转化. 可还原态Cd主要为Fe/Mn氧化物结合态, 可知4种土壤中Fe/Mn氢氧化物对Cd的专项吸附较强, 施加WSC后, 其结合的化学键被还原而将Cd释放, 从而导致可还原态下降, 弱酸提取态Cd增加[31]. WSC添加对土壤中可氧化态和残渣态Cd含量均无显著影响, 可氧化态主要为土壤中有机结合态Cd, 较难为植物利用, 可在碱性或氧化条件下转化为较易为植物利用的形态, 而WSC呈酸性和还原性, 且WSC本身易分解, 现有条件下对有机结合态Cd影响有限. 4种土壤中残渣态Cd含量均较低, 说明4种土壤母质中Cd含量较低, 主要为外源污染导致Cd含量超标.
4种土壤中SM和MZ土壤残渣态占比均较高, 可知本试验选取的2种南方土壤Pb污染可能与其成土母质相关. 土壤中弱酸提取态Pb均占比极低, WSC施加对其影响同Cd一致, 供试土壤中只有JY土壤Pb含量超过了风险筛选值, 其可还原态和弱酸提取态Pb占比相对较高, 且对WSC响应强于其他土壤[32]. 可知WSC对土壤中Cd和Pb含量均有较强的活化能力, 可有效提高土壤中离子态和可交换态Cd/Pb含量[13, 16].
3.3 基于FTIR探究WSC与土壤Cd/Pb络合模式本研究中, 与—OH和—NH2伸缩振动相关的吸收峰（3 620 cm-1和3 433 cm-1）均随WSC施加而显著增强, 反映了WSC施入的主要影响是提高了土壤中—NH2和—OH等官能团的分布[33, 34]. JY土壤FTIR分峰拟合结果表明, 酰胺基—NH2、—OH和—NH2以及糖类—OH伸缩振动（3 340、3 433和3 570 cm-1）和C—O—C、C—OH伸缩振动（1 020 cm-1、1 110 cm-1）是JY污染土壤存在的主要官能团, 分别占所有吸收峰总面积的21.9%~28.0%和47.3%~53.6%, 且随WSC的施入其官能团数量显著提高.
由于相邻—NH2和—OH伸缩振动的叠加效应, WSC在3 700~3 000 cm-1有一个宽而强的吸收峰, 本研究中, 当其施入土壤并与Cd/Pb发生相互作用时, 该峰被分离为3 620 cm-1和3 460 cm-1 2个吸收峰, 且吸收峰强度随WSC添加而增强, 揭示了WSC与土壤中Cd/Pb发生配合作用, 对分子间和分子内配位键相关的氢键产生影响[34]. WSC基础分子单元上存在2个—OH和1个—NH2基团, 酸解聚后分子内和分子间的氢键被打开, 呈疏松的晶体结构, 从而激活了分子链上的—HN2和—OH, 使其具有较强螯合活化土壤中Cd/Pb的能力[24, 35]. 因此, Cd/Pb与WSC分子链上活跃的—NH2和—OH配位形成络合物可能是其活化土壤中Cd/Pb的重要作用机制[25, 35 ~ 37]. 同样的, 如EDTA、DTPA和EDDS等传统的氨基多羧酸类螯合剂, 其重金属螯合能力也多归因于氨基和羧基等官能团的存在[9].
WSC分子链上游离—NH2是与金属离子反应的主要基团, 其反应主要受壳聚糖脱乙酰度的调控[36]. WSC与Cd/Pb配合过程中, 其氨基上N原子可与Cd/Pb形成固定的共价键, 其分子链上—OH还可释放出部分质子参与配位[36]. 目前发现水溶液条件下WSC与金属存在2种配位模式, 包括金属与WSC同一或不同分子链上的2个—NH2配合的1∶2型配位模式和金属只与WSC分子上1个—NH2发生配位, 同时其他单齿配体如—OH（特别是C3结合位）和H2O也可参与配合的1∶1型配位模式[38 ~ 40]. 上述提出的WSC与金属离子配位的2种模式均是前人基于水溶液试验得出的结论, 后续还需在土壤溶液中加以验证. 但本研究结果可确定的是由WSC带入的—NH2和—OH等官能团上O/N原子在与Cd/Pb形成稳定配合物（如Cd/Pb—O/N键）上的重要作用, 从而促进三七景天Cd/Pb的富集[34, 41].
3.4 WSC强化三七景天Cd/Pb富集应用于植物修复的理想的活化剂应该对植物生长不产生显著毒害作用或者有益植物生长[16], 本研究中, WSC施入后对不同土壤上三七景天生长的影响存在差异, 但与对照相比均没有表现出明显抑制作用, 表明WSC具有生物亲和性且环境友好性[42]. 反之目前多数人工合成的氨基多羧酸类螯合剂（如EDTA、DTPA等）虽然促进植物重金属吸收的效果较好, 但大多表现出抑制植物生长和降低生物量的效应, 如Cd污染土壤上添加EDTA、草酸和酒石酸等对伴矿景天和蓖麻等植物生长产生明显抑制作用[11, 12, 32]. 此外, 本研究中施加低浓度WSC对4种污染土壤上三七景天地上部和根部生长均表现出一定的促进作用, 一方面由于WSC提供了C、N养分, 改善根际营养环境, 另一方面, 适量WSC有利于增强土壤酶的活性, 促进土壤中有机物质水解成易被植物吸收的小分子有机物, 刺激植物根系生长, 且在植物抗细菌、真菌和虫害等方面具有良好的效果[13, 17]. 而添加高浓度WSC则导致JY和MZ土壤上三七景天地上部和根部生物量表现出下降的趋势, 这可能是由于JY和MZ土壤自身Cd含量较高, WSC施加后可进一步活化土壤中Cd, 从而对三七景天生长产生一定的抑制作用, 另外, 过量WSC也可能导致土壤中的微生物与三七景天竞争养分从而引起其根系生物量下降[13].
WSC增加了三七景天地上部和根部Cd/Pb吸收, 且在5 g·kg-1 WSC处理下其促进作用更为显著. 这与前人研究的结果一致, Guo等[16]研究发现水溶性壳聚糖施加显著提高了八宝景天根际土壤离子态和可交换态Cd含量, 从而促进八宝景天对Cd的吸收, 孟晓飞等[13]发现壳聚糖用于促进油菜修复Pb污染土壤效果良好. 富集系数和转运系数是衡量超富集植物对重金属的吸收和转运能力的重要指标, 本研究中三七景天Cd/Pb富集系数在不同污染土壤上存在显著差异, 这是由土壤中本身Cd/Pb含量和理化性质差异导致的, 但其均随WSC的添加而提高, 且在MZ和SM土壤上作用达到显著水平, 揭示了WSC对三七景天Cd/Pb吸收的促进作用在南方土壤上更为明显[16]. 此外, 各污染土壤上三七景天Cd富集系数在1.86~11.56, 均 > 1, 表明三七景天具有较强的Cd富集能力[8]. 与富集系数相比, WSC施加对三七景天Cd/Pb向地上部转运能力均无显著影响, 且三七景天吸收的Pb相较于Cd更容易沉积在根部, 这与赵英鹏等对三七景天Pb积累的研究结果一致[6]. 其原因可能为水溶态的WSC-Cd/Pb络合物在三七景天根际被微生物分解, 释放出的Cd/Pb离子被根系吸收并进一步转运, 因此其Cd/Pb转运系数的差异受三七景天自身性质决定, 而受WSC影响较小[6, 16].
本研究中三七景天Cd和Pb总积累量分别可达24.2 μg·plant-1和92.2 μg·plant-1, 与前期报道的超富集植物东南景天、八宝景天和三叶草等在同等污染条件下Cd积累量相当或略低, 且较其Pb积累量更高, 可知三七景天具有修复Cd/Pb单一或复合污染土壤的潜力[8, 16, 17]. 除JY土壤外, 三七景天地上部和根部Cd/Pb积累量均随WSC添加而显著提高, Cd和Pb总积累量分别显著增加14.5%~72.1%和55.0%~128.5%, 这与Yang等[25]关于水溶性壳聚糖促进蓖麻（R. communis）和蜈蚣草（Pteris vittata L.）Cd和Pb吸收的研究结果一致. Guo等[16]也通过添加5 g·kg-1 WSC使八宝景天地上部Cd提取量显著增加56.1%~115.7%. 此外, WSC对植物Cd/Pb吸收的影响随添加量和土壤污染程度而存在差异[43]. 本研究中, JY是唯一的Cd/Pb复合污染土壤, 且其主要污染来源为周边铅锌冶炼企业大气沉降输入, 土壤中Cd和Pb有效性均较高, 因此, 在高浓度WSC处理下活化的Cd/Pb对三七景天根系生长产生抑制作用, 使其根部生物量和Cd/Pb积累量均随WSC添加先增加后下降. 孟晓飞等[13]研究也发现壳聚糖对油菜Pb积累的促进作用随土壤类型、油菜种类和壳聚糖添加量不同而有显著差异. 针对东南景天和三叶草等不同植物类型和污染状况, 施加适量GLDA可有效促进植物Cd/Zn等吸收, 而过量则不仅未取得进一步强化效果, 反而使植物生长受到抑制[14, 15]. 因此, WSC是强化三七景天修复Cd/Pb污染土壤的良好材料, 但在实际应用于促进植物修复时应考虑到其添加量、土壤污染程度和修复植物的匹配性.
三七景天为宿根植物, 本研究中, 盆栽条件下其根部生物量大于地上部, 且根系Cd/Pb吸收较高, 导致三七景天Cd和Pb积累量均表现为根部高于地上部, 尤其是根部Pb积累量占总积累量的94.74%~98.66%, 赵英鹏等[6]探究三七景天Pb积累特征也证实根部是其主要Pb积累部位. 因此, 三七景天修复Cd/Pb污染土壤需考虑根部和地上部重金属总的去除量, 植物收获时需将其根部和地上部同步移除.
4 结论WSC在应用于促进三七景天Cd/Pb富集上表现出良好效果. WSC可显著降低根际土壤pH, 并显著提高土壤中氨基（—NH2）和羟基（—OH）等官能团含量, 促进土壤中其他形态Cd/Pb向弱酸提取态转化, 增加土壤中Cd/Pb的生物有效性. 此外, WSC的添加提高了土壤碱解氮和有机质含量, 改善三七景天根际营养状况. 盆栽条件下, 三七景天吸收的重金属尤其是Pb主要储存在根部, 而向地上部转运较少, WSC对三七景天生长无明显抑制作用, 且显著提高了其地上部和根部Cd/Pb积累量, 但对其不同部位Cd/Pb分配无显著影响. WSC分子链上的—OH和—NH2与Cd/Pb形成的络合物可能是提高三七景天Cd/Pb富集能力的重要作用机制, 同时其对土壤根际环境的改善也对三七景天Cd/Pb吸收具有一定的促进作用. 此外, WSC对三七景天Cd/Pb富集的促进作用还与其添加量、土壤类型和污染程度等相关, 在JY等中度污染和有效态Cd含量较高的土壤上宜施用较低浓度WSC（1 g·kg-1）以防止其对植物根系产生抑制作用, 在轻度或轻微污染土壤上可配施较高浓度WSC（5 g·kg-1）以进一步强化其修复效率, 研究结果可为WSC实际应用于强化植物修复提供理论依据和技术参考.
| [1] | O'Brien R M, Phelan T J, Smith N M, et al. Remediation in developing countries: A review of previously implemented projects and analysis of stakeholder participation efforts[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2021, 51(12): 1259-1280. DOI:10.1080/10643389.2020.1755203 |
| [2] |
陈卫平, 杨阳, 谢天, 等. 中国农田土壤重金属污染防治挑战与对策[J]. 土壤学报, 2018, 55(2): 261-272. Chen W P, Yang Y, Xie T, et al. Challenges and countermeasures for heavy metal pollution control in farmlands of China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2018, 55(2): 261-272. |
| [3] | 环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[EB/OL]. https://www.mee.gov.cn/gkml/sthjbgw/qt/201404/W020140417558995804588.pdf, 2014-04-17. |
| [4] | Shmaefsky B R. Phytoremediation: in-situ applications[M]. Springer Nature, 2020. |
| [5] | Yan A, Wang Y M, Tan S N, et al. Phytoremediation: A promising approach for revegetation of heavy metal-polluted land[J]. Frontiers in Plant Science, 2020, 11. DOI:10.3389/fpls.2020.00359 |
| [6] |
赵英鹏, 贺忠群. 根际pH调控下景天三七对铅积累及铅胁迫的生理响应[J]. 浙江农业学报, 2018, 30(1): 71-79. Zhao Y P, He Z Q. Physiological response of Sedum aizoon L. to lead accumulation and lead stress with different rhizosphere pH[J]. Acta Agriculturae Zhejiangensis, 2018, 30(1): 71-79. DOI:10.3969/j.issn.1004-1524.2018.01.10 |
| [7] | 侯柯, 陈克克, 马晓毅, 等. 园艺植物景天三七对重金属铅的富集作用研究[J]. 陕西农业科学, 2014, 60(6): 3-6. DOI:10.3969/j.issn.0488-5368.2014.06.002 |
| [8] | Guo J M, Lei M, Yang J X, et al. Effect of fertilizers on the Cd uptake of two sedum species (Sedum spectabile Boreau and Sedum aizoon L.) as potential Cd accumulators[J]. Ecological Engineering, 2017, 106: 409-414. DOI:10.1016/j.ecoleng.2017.04.069 |
| [9] |
张雅睿, 黄益宗, 保琼莉, 等. 不同螯合剂和有机酸对苍耳修复镉砷复合污染土壤的影响[J]. 环境科学, 2022, 43(8): 4292-4300. Zhang Y R, Huang Y Z, Bao Q L, et al. Effect of chelating agents and organic acids on remediation of cadmium and arsenic complex contaminated soil using Xanthium sibiricum [J]. Environmental Science, 2022, 43(8): 4292-4300. |
| [10] | Li Z, Wu L H, Luo Y M, et al. Changes in metal mobility assessed by EDTA kinetic extraction in three polluted soils after repeated phytoremediation using a cadmium/zinc hyperaccumulator[J]. Chemosphere, 2018, 194: 432-440. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.12.005 |
| [11] | Zhang H Z, Guo Q J, Yang J X, et al. Comparison of chelates for enhancing Ricinus communis L. phytoremediation of Cd and Pb contaminated soil[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 133: 57-62. DOI:10.1016/j.ecoenv.2016.05.036 |
| [12] |
秦宏, 张宝锋, 陈俊乔, 等. 镉污染土壤伴矿景天的萃取强化-螯合剂和植物激素的叶面调控[J]. 水土保持学报, 2023, 37(4): 363-369. Qin H, Zhang B F, Chen J Q, et al. An enhanced phytoextraction of Sedum plumbizicola in Cd contaminated soil-the foliar application of chelating agent and phytohormones[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2023, 37(4): 363-369. |
| [13] |
孟晓飞, 郑国砥, 陈同斌, 等. 两种油菜配施水溶性壳聚糖修复典型铅污染农田土壤[J]. 环境科学, 2022, 43(5): 2741-2750. Meng X F, Zheng G D, Chen T B, et al. Phytoremediation efficiency of two cultivars of Brassica napus L. under water-soluble chitosan treatment in typical Pb-contaminated farmland soils[J]. Environmental Science, 2022, 43(5): 2741-2750. |
| [14] |
贺玉龙, 余江, 谢世前, 等. 可生物降解螯合剂GLDA强化三叶草修复镉污染土壤[J]. 环境科学, 2020, 41(2): 979-985. He Y L, Yu J, Xie S Q, et al. Enhanced phytoextraction of cadmium contaminated soil by Trifolium Repens with biodegradable chelate GLDA[J]. Environmental Science, 2020, 41(2): 979-985. |
| [15] |
卫泽斌, 陈晓红, 吴启堂, 等. 可生物降解螯合剂GLDA诱导东南景天修复重金属污染土壤的研究[J]. 环境科学, 2015, 36(5): 1864-1869. Wei Z B, Chen X H, Wu Q T, et al. Enhanced phytoextraction of heavy metals from contaminated soils using Sedum alfredii Hance with biodegradable chelate GLDA[J]. Environmental Science, 2015, 36(5): 1864-1869. |
| [16] | Guo J M, Yang J, Yang J X, et al. Water-soluble chitosan enhances phytoremediation efficiency of cadmium by Hylotelephium spectabile in contaminated soils[J]. Carbohydrate Polymers, 2020, 246. DOI:10.1016/j.carbpol.2020.116559 |
| [17] | El Hadrami A, Adam L R, El Hadrami I, et al. Chitosan in plant protection[J]. Marine Drugs, 2010, 8(4): 968-987. DOI:10.3390/md8040968 |
| [18] | Orienti I, Cerchiara T, Luppi B, et al. Influence of different chitosan salts on the release of sodium diclofenac in colon-specific delivery[J]. International Journal of Pharmaceutics, 2002, 238(1-2): 51-59. DOI:10.1016/S0378-5173(02)00060-1 |
| [19] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [20] | Prabu K, Natarajan E. Isolation and FTIR spectroscopy characterization of chitin from local sources[J]. Advances in Applied Science Research, 2012, 3(2): 1870-1875. |
| [21] | Lwin C S, Seo B H, Kim H U, et al. Application of soil amendments to contaminated soils for heavy metal immobilization and improved soil quality—a critical review[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2018, 64(2): 156-167. DOI:10.1080/00380768.2018.1440938 |
| [22] | Chen A W, Shang C, Shao J H, et al. Carbon disulfide-modified magnetic ion-imprinted chitosan-Fe(Ⅲ): A novel adsorbent for simultaneous removal of tetracycline and cadmium[J]. Carbohydrate Polymers, 2017, 155: 19-27. DOI:10.1016/j.carbpol.2016.08.038 |
| [23] | Yang Z P, Lu W X, Long Y Q, et al. Assessment of heavy metals contamination in urban topsoil from Changchun City, China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2011, 108(1): 27-38. DOI:10.1016/j.gexplo.2010.09.006 |
| [24] | Lin Y C, Wang H P, Gohar F, et al. Preparation and copper ions adsorption properties of thiosemicarbazide chitosan from squid pens[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2017, 95: 476-483. DOI:10.1016/j.ijbiomac.2016.11.085 |
| [25] | Yang J X, Yang J, Huang J. Role of co-planting and chitosan in phytoextraction of As and heavy metals by Pteris vittata and castor bean–A field case[J]. Ecological Engineering, 2017, 109: 35-40. DOI:10.1016/j.ecoleng.2017.09.001 |
| [26] | Wang K, Liu Y H, Song Z G, et al. Chelator complexes enhanced Amaranthus hypochondriacus L. phytoremediation efficiency in Cd-contaminated soils[J]. Chemosphere, 2019, 237. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.124480 |
| [27] |
郭俊娒, 杨俊兴, 杨军, 等. 田间条件下养分调控八宝景天Cd修复效率[J]. 环境科学, 2020, 41(9): 4226-4233. Guo J M, Yang J X, Yang J, et al. Effect of nutrient regulation and control on Cd accumulation efficiency of Hylotelephium spectabile under field conditions[J]. Environmental Science, 2020, 41(9): 4226-4233. |
| [28] |
沈丽波, 吴龙华, 韩晓日, 等. 养分调控对超积累植物伴矿景天生长及锌镉吸收性的影响[J]. 土壤, 2011, 43(2): 221-225. Shen L B, Wu L H, Han X R, et al. Effects of nutrient regulation and control on plant growth and Zn/Cd uptake by hyperaccumulator Sedum plumbizincicola [J]. Soils, 2011, 43(2): 221-225. |
| [29] |
曹琪, 孟姝婷, 桑金盛, 等. 壳聚糖对苹果幼树根区土壤养分活化及其养分吸收的影响[J]. 山东农业科学, 2021, 53(4): 78-83. Cao Q, Meng S T, Sang J S, et al. Effects of chitosan on soil nutrient activation in root area and nutrient uptake of young apple trees[J]. Shandong Agricultural Sciences, 2021, 53(4): 78-83. |
| [30] | Yu Q G, Hu X, Ma J W, et al. Effects of long-term organic material applications on soil carbon and nitrogen fractions in paddy fields[J]. Soil and Tillage Research, 2020, 196. DOI:10.1016/j.still.2019.104483 |
| [31] | Wang G Y, Zhang S R, Xu X X, et al. Heavy metal removal by GLDA washing: Optimization, redistribution, recycling, and changes in soil fertility[J]. Science of the Total Environment, 2016, 569-570: 557-568. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.06.155 |
| [32] |
伍德, 彭鸥, 刘玉玲, 等. 螯合剂及组配对伴矿景天修复两种镉污染土壤的影响[J]. 生态环境学报, 2022, 31(12): 2414-2421. Wu D, Peng O, Liu Y L, et al. Effects of chelating agents and thier combinations on remediation of two cadmium contaminated soils by Sedum plumbizincicola [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2022, 31(12): 2414-2421. |
| [33] | Kamari A, Pulford I D, Hargreaves J S J. Chitosan as a potential amendment to remediate metal contaminated soil-A characterisation study[J]. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces, 2011, 82(1): 71-80. DOI:10.1016/j.colsurfb.2010.08.019 |
| [34] | Mekahlia S, Bouzid B. Chitosan-Copper(Ⅱ) complex as antibacterial agent: synthesis, characterization and coordinating bond- activity correlation study[J]. Physics Procedia, 2009, 2(3): 1045-1053. DOI:10.1016/j.phpro.2009.11.061 |
| [35] | Boamah P O, Huang Y, Hua M Q, et al. Removal of cadmium from aqueous solution using low molecular weight chitosan derivative[J]. Carbohydrate Polymers, 2015, 122: 255-264. DOI:10.1016/j.carbpol.2015.01.004 |
| [36] | Guibal E. Interactions of metal ions with chitosan-based sorbents: a review[J]. Separation and Purification Technology, 2004, 38(1): 43-74. DOI:10.1016/j.seppur.2003.10.004 |
| [37] | Vieira R S, Beppu M M. Dynamic and static adsorption and desorption of Hg(Ⅱ) ions on chitosan membranes and spheres[J]. Water Research, 2006, 40(8): 1726-1734. DOI:10.1016/j.watres.2006.02.027 |
| [38] | Skorik Y A, Gomes C A R, Podberezskaya N V, et al. Complexation models of N-(2-carboxyethyl)chitosans with copper(Ⅱ) ions[J]. Biomacromolecules, 2005, 6(1): 189-195. DOI:10.1021/bm049597r |
| [39] | Rhazi M, Desbrières J, Tolaimate A, et al. Influence of the nature of the metal ions on the complexation with chitosan.: Application to the treatment of liquid waste[J]. European Polymer Journal, 2002, 38(8): 1523-1530. DOI:10.1016/S0014-3057(02)00026-5 |
| [40] | Yu K, Ho J, McCandlish E, et al. Copper ion adsorption by chitosan nanoparticles and alginate microparticles for water purification applications[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2013, 425: 31-41. |
| [41] | Borggaard O K, Holm P E, Strobel B W. Potential of dissolved organic matter (DOM) to extract As, Cd, Co, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn from polluted soils: A review[J]. Geoderma, 2019, 343: 235-246. DOI:10.1016/j.geoderma.2019.02.041 |
| [42] | Hadwiger L A. Multiple effects of chitosan on plant systems: Solid science or hype[J]. Plant Science, 2013, 208: 42-49. DOI:10.1016/j.plantsci.2013.03.007 |
| [43] | Kamari A, Pulford I D, Hargreaves J S J. Metal accumulation in Lolium perenne and Brassica napus as affected by application of chitosans[J]. International Journal of Phytoremediation, 2012, 14(9): 894-907. DOI:10.1080/15226514.2011.636401 |