宋紅麗　金祥　王立志　焦偉　吳元芝　郁萬妮　劉前進(jìn)　嚴(yán)巖

摘要：明確調(diào)水調(diào)沙背景下堿蓬對鎘（Cd）的吸收富集特征，可為濕地土壤重金屬污染防治及有效保護(hù)和管理提供科學(xué)依據(jù)。以黃河三角洲鹽地主要潛在生態(tài)風(fēng)險因子Cd為切入點(diǎn)，溫室栽培采集于該區(qū)的堿蓬種子，設(shè)置了0、1.0、1.5、2.0、3.0、4.0、5.0 mg/kg 等7個Cd輸入量處理組，分析了Cd輸入對堿蓬生物量、Cd含量、富集系數(shù)及轉(zhuǎn)移系數(shù)的影響。結(jié)果表明：少量Cd輸入時（≤4.0 mg/kg）堿蓬總生物量高于對照，并在2.0 mg/kg處理時總生物量、莖和葉生物量取得最大值，而過高的Cd輸入時（>5.0 mg/kg）總生物量則低于對照；隨著Cd輸入的增加，堿蓬根、莖及葉中Cd含量呈現(xiàn)增加趨勢，而Cd富集系數(shù)則呈現(xiàn)先增高后降低的變化趨勢，且在Cd輸入量為2.0 mg/kg時，堿蓬根、莖和葉富集系數(shù)取得最大值（42.67、4.82和6.18）；整體上堿蓬根是富集Cd主要部位，但在低水平Cd輸入（0和1.0 mg/kg）時，莖和葉部轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于高水平Cd輸入，表現(xiàn)出較強(qiáng)富集作用。以上結(jié)果表明堿蓬能有效富集土壤中的Cd元素，且在一定范圍內(nèi)堿蓬的富集能力隨著Cd輸入的增加而增加，但是過高的Cd濃度輸入會抑制堿蓬的Cd富集能力。

關(guān)鍵詞：重金屬污染; 富集系數(shù); 堿蓬; 鎘輸入；黃河三角洲

中圖分類號：X53; P951? ? ? ?文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A? ? ? ? 文章編號：1674-3075（2023）05-0100-07

濱海濕地是海陸相互作用形成的重要生態(tài)系統(tǒng)，在控制區(qū)域污染和維護(hù)區(qū)域生態(tài)平衡方面起到了重要作用。但由于人類活動的干擾，濱海濕地尤其是河口地區(qū)，重金屬污染尤為嚴(yán)重。而河口潮灘濕地憑借其獨(dú)特的生態(tài)價值和環(huán)境功能，在河口和近海污染物的遷移轉(zhuǎn)化過程中體現(xiàn)出十分重要的作用（Masson et al， 2006）。近年來有關(guān)河口潮灘濕地污染物化學(xué)行為的研究已成為國際濕地研究領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)之一，河口潮灘作為重金屬污染物的有效匯庫，在削減日益增高的河口和近海水體污染負(fù)荷上發(fā)揮著越來越重要的作用（Su et al， 2018; Chai et al， 2019; Manaf et al， 2021）。

我國河口區(qū)的重金屬污染較嚴(yán)重（簡銳風(fēng)等，2023），其中黃河三角洲作為我國暖溫帶最年輕、最廣闊的河口濕地，其表層沉積物中重金屬含量約0.383 mg/kg（Wang et al， 2019），處于國內(nèi)河口濕地中等水平（劉淑民等， 2012）。黃河三角洲濕地重金屬分布存在區(qū)域差異，且不同區(qū)域重金屬種類不同，在三角洲東南部區(qū)域砷（As）、鉻（Cr）、鎳（Ni）、 銅（Cu）、鋅（Zn）和鉛（Pb）含量高，而西北部區(qū)域鎘（Cd）含量較高；相關(guān)研究進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)Cd是黃河三角洲的主要潛在生態(tài)風(fēng)險因子（Rao et al， 2018）。黃河泥沙輸入、海水輸入、大氣輸入及人類污染為黃河三角洲金屬元素的主要來源（于君寶等， 2011），其中黃河泥沙輸入尤其是調(diào)水調(diào)沙工程的實(shí)施對濕地重金屬的影響較大，研究發(fā)現(xiàn)調(diào)水調(diào)沙后黃河三角洲潮灘濕地表層沉積物Cd含量由0.59 mg/kg升高至1.00 mg/kg（Bai et al， 2012）。此外，黃河三角洲地區(qū)鹽漬化土地面積廣闊，土壤含鹽量較高，有機(jī)質(zhì)含量偏低，總體土壤養(yǎng)分偏低，整個區(qū)域內(nèi)出現(xiàn)程度不一的土壤鹽漬化情況，威脅到了大部分植物的生長（肖楊， 2018）。堿蓬（Suaeda salsa）作為鹽堿地、灘涂濕地的先鋒植物和優(yōu)勢物種，在中國北方鹽堿地上廣泛分布，具有較強(qiáng)的耐鹽性，是非常典型的鹽生植被之一。已有研究發(fā)現(xiàn)堿蓬能夠有效地富集重金屬（Song and Sun， 2015; 楊佳等， 2016），其根部為Cd的主要存儲器官，含量高于莖和葉，此外堿蓬體內(nèi)酶活性在Cd影響下也會發(fā)生變化，有機(jī)酸、氨基酸、植物螯合鈦、金屬硫蛋白等，可以和Cd離子發(fā)生螯合作用，降低原生質(zhì)體中游離態(tài)重金屬濃度（朱鳴鶴等， 2005; 宋紅麗等， 2018; 黃欣等， 2021）。因此堿蓬可被用于修復(fù)被重金屬污染的鹽堿地。

目前，針對黃河三角洲Cd污染的研究主要集中于Cd污染來源評估（Gan et al， 2019）、含量及分布特征（Zhang et al， 2016）、生物累積特征（Song & Sun， 2015; Sun et al， 2015）和污染風(fēng)險評估（Liu et al， 2016; Zhang et al， 2018）等方面，但針對調(diào)水調(diào)沙工程的實(shí)施帶來的短時間外源Cd輸入對堿蓬生長的影響及堿蓬對Cd的富集特征尚不清楚。為此本文選擇黃河三角洲堿蓬為研究對象，以黃河三角洲的主要潛在生態(tài)風(fēng)險因子Cd為切入點(diǎn)，通過溫室栽培試驗設(shè)置不同Cd輸入水平，測定堿蓬生物量、不同器官Cd含量及富集情況。研究結(jié)果可為濱海濕地土壤重金屬污染防治及有效保護(hù)和管理提供科學(xué)依據(jù)。

1? ?材料與方法

1.1? ?研究區(qū)域概況

黃河三角洲位于渤海灣南岸和萊州灣西岸，是由黃河攜帶的泥沙沖淤而成，是我國暖溫帶地區(qū)最完整、最廣闊、最年輕的新生濕地生態(tài)系統(tǒng)。黃河三角洲國家級自然保護(hù)區(qū)（東營）地處黃河入海口，位于山東省東北部的渤海之濱（37°35′～38°12′ N，118°33′～119°20′ E），包括黃河入?？诤?976年以前引洪的黃河故道2部分，是全國最大的河口三角洲自然保護(hù)區(qū)。該區(qū)年平均氣溫12.1 ℃，無霜期196 d，年均蒸發(fā)量1 962 mm，年均降水量為551.6 mm，70%的降水集中于7、8月。保護(hù)區(qū)的新生天然濕地生態(tài)系統(tǒng)和自然景觀是極為珍貴的自然界原始“本底”，它為評價人類活動影響以及探討濕地生態(tài)系統(tǒng)的發(fā)展方向提供了原始參照。

1.2? ?試驗材料

供試堿蓬種子于2018年11月采集于黃河三角洲濱海濕地自然生長的堿蓬群落，將采集的種子處理干凈后放置于4℃下冷藏備用。供試土壤為黃河三角洲堿蓬濕地鹽堿濕土（0～30 cm），去除其中雜質(zhì)備用，主要理化性質(zhì)如表1所示。供試Cd添加所用化學(xué)試劑為氯化鎘（CdCl2·2.5H2O）（滬試，≥99.0%）。

1.3? ?試驗設(shè)計

設(shè)置1個對照組（C0），6個Cd輸入量處理組（C1、C2、C3、C4、C5、C6），每組5個重復(fù)。依據(jù)現(xiàn)有研究中針對黃河三角洲土壤表層沉積物Cd含量（0.59[±]0.12） mg/kg在受調(diào)水調(diào)沙影響后升高至（1.00±0.14） mg/kg這一結(jié)論（Bai et al， 2012），設(shè)置本研究Cd輸入量（C0、C1、C2、C3、C4、C5、C6）分別為0、1.0、1.5、2.0、3.0、4.0、5.0 mg/kg。試驗于2019年5月起在臨沂大學(xué)水土保持與環(huán)境保育研究所的溫室中進(jìn)行。稱取質(zhì)量相同的土壤放入花盆中（直徑14 cm，高25 cm），并依據(jù)Cd添加量換算成CdCl2·2.5H2O的重量，將稱取的CdCl2·2.5H2O與土壤直接混合均勻，添加到對應(yīng)的花盆中。挑選顆粒飽滿的30粒堿蓬種子播種于花盆內(nèi)，每天用燒杯補(bǔ)充水分保持土壤濕潤，依據(jù)Sun等（2014）關(guān)于黃河三角洲堿蓬溫室栽培試驗補(bǔ)水方案進(jìn)行補(bǔ)水，每盆的補(bǔ)水量一致。

試驗于7月11日結(jié)束，堿蓬基本發(fā)育成熟，將堿蓬植株小心從盆中取出，盡量不破壞其原有根系結(jié)構(gòu)，并用蒸餾水將其沖洗干凈，分離為根、莖、葉，將堿蓬樣品先于105 ℃下殺青，后于80 ℃下烘干至恒重并稱量記錄干重，依據(jù)干重及種植盆面積計算生物量，之后將其打磨粉碎后過篩備用。在采集堿蓬的同時，立即均勻收集盆內(nèi)余土，置于室內(nèi)通風(fēng)干燥處，自然靜置直至失去水分。1周后，將風(fēng)干后土壤樣品仔細(xì)研磨后過100目篩，篩去雜質(zhì)，得到符合條件土樣備用。堿蓬及土壤樣品采用三酸（鹽酸+硝酸+高氯酸）消解后，利用ICP-MS（Thermo Fisher Scientific， 美國）進(jìn)行測定。

1.4? ?數(shù)據(jù)分析

堿蓬的富集系數(shù)（FBC）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（FBT）的計算公式如下：

FBC = CP / CS? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ?①

式中：CP為植物各部分重金屬含量（mg/kg），CS為土壤中重金屬含量（mg/kg）。

FBT = CA / CU? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ?②

式中：CA為植物地上部分重金屬含量（mg/kg），CU為植物地下部分重金屬含量（mg/kg）。

生物量分配比（Ni）的計算公式如下：

Ni=Bi / B? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ? ?③

式中：Bi為植物各部分的生物量，B為植物總生物量。

采用Origin 9.1軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行計算和制圖，運(yùn)用SPSS 20.0對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計分析，不同Cd輸入量對堿蓬不同部位Cd含量、富集系數(shù)、堿蓬生物量及生物量分配、土壤Cd含量的影響采用ANOVA單因素方差分析，并在0.05水平進(jìn)行顯著性分析；堿蓬同一器官在不同Cd輸入處理時Cd含量、富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的差異性采用多重比較方法（Turkey），并在0.05水平進(jìn)行顯著性分析。

2? ?結(jié)果與分析

2.1? ?堿蓬生物量及生物量分配比

Cd輸入對堿蓬總生物量具有一定影響（圖1），隨著Cd輸入量不斷增加，堿蓬的總生物量呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢，當(dāng)Cd輸入量為2.0 mg/kg（C3）時，堿蓬生物量取得最大值（702.84 g/m2）且高于對照組（C0），但隨著Cd輸入繼續(xù)增加，堿蓬的總生物量反而有所下降，當(dāng)Cd輸入量為5.0 mg/kg（C6）時，堿蓬的生物量取得最小值（492.26 g/m2）且低于對照組（C0）。

隨著Cd輸入的增加，堿蓬的根部生物量呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢（圖2），當(dāng)Cd輸入量為4.0 mg/kg（C5）時，根部生物量取得最大值（46.14 g/m2），但隨著Cd輸入升高為5.0 mg/kg（C6）時，根部生物量水平快速下降到最小值（28.33 g/m2）且低于對照組（C0）；Cd輸入對莖、葉部位生物量的影響與總生物量變化趨勢大體一致，均表現(xiàn)為最高值出現(xiàn)在C3（2.0 mg/kg）處理。Cd輸入對堿蓬生物量分配也具有一定影響，當(dāng)Cd輸入量為C3，總生物量水平最高時，根的生物量占比較低，葉的生物量占比較高。方差分析結(jié)果表明，Cd輸入對堿蓬的根、莖、葉生物量的影響未達(dá)到顯著水平，不同處理之間的差異也均未達(dá)到顯著水平（P>0.05）（表2）。

2.2? ?堿蓬根、莖及葉中Cd含量

Cd輸入對堿蓬根、莖及葉中Cd含量有一定影響（圖3）。在相同Cd輸入水平下，根部的Cd含量均高于其他部位，而莖部Cd含量則最低，說明根部對土壤環(huán)境中Cd的吸收能力遠(yuǎn)高于其他部分，而莖部作為運(yùn)輸器官，對土壤中Cd的吸收能力相對較弱；隨著Cd輸入水平的不斷增加，堿蓬根、莖和葉中Cd含量呈現(xiàn)增加趨勢，最大值均在C6處理時取得（32.13 mg/kg， 3.51 mg/kg， 6.18 mg/kg），且高Cd輸入（C6）處理時根、莖和葉中Cd含量顯著高于對照處理（C0）（P<0.05）。方差分析表明，Cd輸入對堿蓬根、莖及葉中Cd含量的影響均達(dá)到顯著水平（P<0.05）（表2）。

2.3? ?富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)特征

Cd輸入對堿蓬根、莖及葉富集系數(shù)的影響如圖4所示。在相同Cd輸入水平下，堿蓬地下部分（根）Cd富集系數(shù)最高，其次為葉和莖。隨著Cd輸入水平的不斷增加，堿蓬不同部位的Cd富集系數(shù)均呈現(xiàn)一個先增高后降低的趨勢，在Cd輸入量為2.0 mg/kg（C3）時，Cd富集系數(shù)達(dá)到最高，其中根、莖及葉的富集系數(shù)分別為42.67、4.82和6.18；但隨著Cd輸入的繼續(xù)增加，各部位的富集系數(shù)均有所下降；總體來看，無論在何種Cd輸入水平下，堿蓬各個部位對土壤中Cd的富集系數(shù)均>1，達(dá)到了超富集水平；方差分析表明，Cd輸入對堿蓬根富集系數(shù)的影響達(dá)到顯著水平（P<0.05），而對莖和葉富集系數(shù)的影響未達(dá)到顯著水平（P>0.05）（表2）。

同一Cd輸入水平下，堿蓬葉部轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于莖部（表3），表明從根部運(yùn)輸Cd到葉的能力大于運(yùn)輸?shù)角o的能力。不同Cd輸入水平下，莖轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的變化范圍為（0.057±0.017）～（0.130±0.035），最小值和最大值分別出現(xiàn)在C2和C4處理。葉轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的變化范圍為（0.117±0.007）～（0.748±0.097），最小值和最大值分別出現(xiàn)自C2和C0處理。整體上低水平Cd輸入（C0和C1）時，莖和葉部轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于高水平Cd輸入。

3? ?討論

黃河三角洲濱海濕地是我國北方典型的生態(tài)環(huán)境脆弱區(qū)域，容易受到外界環(huán)境變化的干擾和影響。黃河三角洲原生植被堿蓬，是濱海濕地上的先鋒植物群落，能夠有效地維護(hù)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性和生物多樣性。近年來黃河流域多次開展調(diào)水調(diào)沙工程，一方面雖然能夠?qū)S河三角洲以及整個黃河流域的水沙平衡帶來積極影響，但另一方面，由于在調(diào)水調(diào)沙過程中不可避免地向下游運(yùn)送額外的重金屬等污染物質(zhì)，使得此工程給黃河下游尤其是黃河三角洲濱海濕地的重金屬污染防治帶來更大的壓力。5-7 月是黃河三角洲濕地堿蓬在野外正常自然生長的時間，而且在此時間段，生長在黃河三角洲濕地的堿蓬群落會受到黃河調(diào)水調(diào)沙工程帶來的大量重金屬輸入的影響（宋紅麗等， 2018），為此本試驗選擇在該時間段進(jìn)行溫室栽培，以探究Cd輸入對于堿蓬富集特征的影響。

3.1? ?Cd輸入對堿蓬生物量及生物量分配比的影響

Cd是一種毒性很強(qiáng)的重金屬元素，是植物生長發(fā)育過程中的非必需元素，土壤環(huán)境中的Cd被植物吸收后會對植物產(chǎn)生毒害效應(yīng)，抑制細(xì)胞核分裂、使細(xì)胞膜的滲透機(jī)制紊亂失調(diào)、破損、對抗氧化酶系統(tǒng)造成損傷等（Dias et al， 2013; 張靜等， 2015; 趙雨朦等， 2020）。Cd進(jìn)入植物體內(nèi)后會不斷積累，到達(dá)一定程度后，植物體本身就會表現(xiàn)出中毒癥狀，通常會出現(xiàn)生長減緩、植株發(fā)育不良、生產(chǎn)量下降等癥狀。例如，大麥?zhǔn)蹸d污染后，種子的萌發(fā)率、根生長速率均有所下降，且隨處理濃度增大和時間延長而加劇（張金彪和黃維南， 2000）。在本次試驗中，外源Cd輸入對堿蓬生物量的影響雖未達(dá)到顯著水平，但總體上表現(xiàn)為Cd輸入為5.0 mg/kg（C6）時，堿蓬生物量低于對照（C0）水平，生長狀況受到抑制。而低水平的Cd輸入（≤4 mg/kg）則促進(jìn)堿蓬的生長，黃欣等（2021）通過水培法研究堿蓬對Cd的耐性及吸收特性時也同樣發(fā)現(xiàn)，低濃度的Cd對堿蓬的根長和苗高有促進(jìn)作用，并分析可能的原因是低濃度的 Cd 脅迫促發(fā)了應(yīng)激反應(yīng)，堿蓬體內(nèi)的抗氧化酶活性增強(qiáng)，在一定范圍內(nèi)反而有利于植物生長。在其他植物中也有類似的發(fā)現(xiàn)，孟桂元等（2012）研究發(fā)現(xiàn)低濃度Cd處理能夠促進(jìn)苧麻生長發(fā)育，株高、莖粗、有效分蘗數(shù)和生物量都有所增加。Lin等（2007）報道低濃度Cd（≤3.3 mg/kg）能促進(jìn)小麥幼苗的生長?？赡茉蛟谟诋?dāng)Cd輸入濃度相對較低時，植物體自身可能會產(chǎn)生特殊的解毒反應(yīng)機(jī)制，例如Cd進(jìn)入植物體后會引起可溶性蛋白質(zhì)含量的增加，這一定程度上能夠增加功能蛋白的數(shù)量、提升植物體細(xì)胞滲透濃度，從而產(chǎn)生對維持細(xì)胞正常代謝、促進(jìn)正常生長發(fā)育的積極影響，這很可能是植物抵抗Cd毒害的一種解毒機(jī)制（Zhang et al， 2017; Zhu et al， 2018）。Bai等（2012）研究發(fā)現(xiàn)調(diào)水調(diào)沙后黃河三角洲潮灘濕地表層沉積物Cd含量升高至1.00 mg/kg，而通過本研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)Cd輸入≤4 mg/kg時未對堿蓬生長產(chǎn)生抑制作用，可見，當(dāng)前由調(diào)水調(diào)沙工程輸入的Cd尚不會對黃河三角洲堿蓬生長帶來影響。

3.2? ?Cd輸入對堿蓬Cd含量、富集和轉(zhuǎn)運(yùn)特征的影響

富集系數(shù)指植物組織重金屬含量與土壤重金屬含量之比，系數(shù)越高，富集能力越強(qiáng)。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)則是表征重金屬從地下部向地上部的運(yùn)輸和富集能力的一種指標(biāo)。本研究發(fā)現(xiàn)，Cd輸入對堿蓬根、莖及葉中Cd含量具有顯著影響，相同Cd輸入水平下，根部的Cd含量最高，其次為葉和莖，且隨著Cd輸入水平的增加，堿蓬根、莖和葉中Cd含量呈現(xiàn)增加趨勢。張金彪和黃維南（2000）研究認(rèn)為，Cd被植物從土壤中吸收后，大部分被富集積累在根部，遷移至地上部的相對較少。一般來說，Cd在植物體內(nèi)的分布通常表現(xiàn)為地下部分大于地上部分（Zhang et al， 2018; Azizollahi et al， 2019; Song et al， 2021），這可能是因為Cd進(jìn)入根的皮層細(xì)胞后，和根系中的蛋白質(zhì)、多糖類、核糖類、核酸等物質(zhì)化合形成了穩(wěn)定的大分子絡(luò)合物或不溶性有機(jī)大分子，在植物根系中沉積下來。由于大部分Cd積累在根部，這使得Cd對地上部各器官的毒害作用有所減輕。

通過對富集系數(shù)的分析發(fā)現(xiàn)，適當(dāng)?shù)腃d輸入對堿蓬的重金屬富集能力具有促進(jìn)作用，而過量Cd輸入則具有抑制作用；堿蓬地下部分的Cd富集系數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于地上部分，在較低Cd濃度輸入的一定范圍里，堿蓬根部的富集能力逐漸增強(qiáng)。楊佳等（2016）利用盆栽（蛭石+Hoagland營養(yǎng)液）對堿蓬進(jìn)行了5～50 mg/kg Cd輸入處理后，分析堿蓬不同部位Cd含量，結(jié)果表明，Cd濃度較低時，堿蓬是Cd的超富集植物，且大部分Cd運(yùn)輸至莖和葉；而Cd濃度較高（>5 mg/kg）時，大部分Cd固定在堿蓬根部，能有效阻止土壤中的Cd向地上部分轉(zhuǎn)移，能夠起到較好的屏障緩沖作用。本研究中同樣發(fā)現(xiàn)，低濃度Cd輸入水平（C0和C1）時莖和葉的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相對較高，高濃度Cd輸入時莖和葉的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相對較低，從而對堿蓬地上部分產(chǎn)生保護(hù)作用，這可能是堿蓬對重金屬污染的一種適應(yīng)機(jī)制。但與之不同的是濃度并非以>5 mg/kg為界限，可能原因在于本試驗采用的是黃河三角洲潮灘濕地鹽堿土，與上述試驗的基質(zhì)（蛭石+Hoagland營養(yǎng)液）不同。

參考文獻(xiàn)

黃欣， 何潔， 趙肖依， 等， 2021. 翅堿蓬對鎘的耐性及吸收特性的研究[J]. 生態(tài)科學(xué)， 40（1）：37-42.

簡銳風(fēng)，岳甫均，朱兆洲，等，2023. 環(huán)渤海濱海濕地重金屬的時空變化及來源分析[J/OL]. 中國環(huán)境科學(xué)：1-16[2023-09-12]. https：//doi.org/10.19674/j.cnki.issn1000-6923.20230808.002.

劉淑民， 姚慶禎， 劉月良， 等， 2012. 黃河口濕地表層沉積物中重金屬的分布特征及其影響因素[J]. 中國環(huán)境科學(xué)， 32（9）：1625-1631.

孟桂元， 蔣端生， 柏連陽， 等， 2012. Cd脅迫下苧麻的生長響應(yīng)與富集、轉(zhuǎn)運(yùn)特征研究[J]. 生態(tài)科學(xué)， 31（2）：192-196.

宋紅麗， 王立志， 郁萬妮， 等， 2018. 黃河口濱岸潮灘濕地泥沙沉積及外源鎘Cd輸入對堿蓬物質(zhì)量分配及抗氧化酶活性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)， 39（8）：3910-3916.

肖楊， 2018. 黃河三角洲人類活動及其土壤鹽堿退化效應(yīng)[D]. 濟(jì)南： 山東農(nóng)業(yè)大學(xué).

楊佳， 王趁義， 陳翟， 等， 2016. 堿蓬對Pb2+、Cd2+單一及復(fù)合脅迫的反應(yīng)及其吸收累積特征[J]. 水土保持學(xué)報， 30（2）：323-327.

于君寶， 董洪芳， 王慧彬， 等， 2011. 黃河三角洲新生濕地土壤金屬元素空間分布特征[J]. 濕地科學(xué)， 9（4）：297-304.

張金彪， 黃維南， 2000. 鎘對植物的生理生態(tài)效應(yīng)的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報， （3）：514-523.

張靜， 趙秀俠， 汪翔， 等， 2015. 重金屬鎘（Cd）脅迫對水芹生長及生理特性的影響[J]. 植物生理學(xué)報， 51（11）：1969-1974.

趙雨朦， 魏海峰， 李悅， 等， 2020. Zn2+、Cu2+對翅堿蓬生長的影響研究[J]. 中國野生植物資源， 39（10）：7-13.

朱鳴鶴， 丁永生， 鄭道昌， 等， 2005. 潮灘植物翅堿蓬對Cu、Zn、Pb 和Cd 累積及其重金屬耐性[J]. 海洋環(huán)境科學(xué)， 24（2）：13-16.

Azizollahi Z， Ghaderian S M， Ghotbi-Ravandi A A， 2019. Cadmium accumulation and its effects on physiological and biochemical characters of summer savory （Satureja hortensis L.）[J]. International Journal of Phytoremediation， 21：1241-1253.

Bai J H， Xiao R， Zhang K J， et al， 2012. Arsenic and heavy metal pollution in wetland soils from tidal freshwater and salt marshes before and after the flow-sediment regulation regime in the Yellow River Delta， China[J]. Journal of Hydrology， （450/451）：244-253.

Chai M W， Li R L， Tam N F Y， et al， 2019. Effects of mangrove plant species on accumulation of heavy metals in sediment in a heavily polluted mangrove swamp in Pearl River Estuary， China[J]. Environmental Geochemistry and Health， 41（1）：175-189.

Dias M C， Monteriro C， Moutinho-Pereira J， et al， 2013. Cadmium toxicity affects photosynthesis and plant growth at different levels[J]. Acta Physiologiae Plantarum， 35：1281-1289.

Gan Y， Huang X， Li S， et al， 2019. Source quantification and potential risk of mercury， cadmium， arsenic， lead， and chromium in farmland soils of Yellow River Delta[J]. Journal of Cleaner Production， 221：98-107.

Lin R Z， Wang X R， Luo Y， et al， 2007. Effects of soil cadmium on growth， oxidative stress and antioxidant system in wheat seedlings （Triticum aestivum L.）[J]. Chemosphere， 69：89-98.

Liu H Q， Liu G J， Wang J， et al， 2016. Fractional distribution and risk assessment of heavy metals in sediments collected from the Yellow River， China[J]. Environmental Science and Pollution Research， 23：11076-11084.

Manaf F A， Priya K L， Srinivas R， et al， 2021. Implications of geotechnical properties on the sediment resuspension and heavy metal partitioning in Ashtamudi estuary， India[J]. Marine Georesources and Geotechnology， （3）：1-8.

Masson M， Blanc G， Sch?fer J， 2006. Geochemical signals and source contributions to heavy metal （Cd， Zn， Pb， Cu） fluxes into the Gironde Estuary via its major tributaries[J]. Science of the Total Environment， 370（1）：133-146.

Rao Q H， Sun Z G， Tian L P， et al， 2018. Assessment of arsenic and heavy metal pollution and ecological risk in inshore sediments of the Yellow River estuary， China[J]. Stochastic Environmental Research and Risk Assessment， 32：2889-2902.

Song H L， Sun Z G， 2015. Temporal variations and bioaccumulation of heavy metals in different Suaeda salsa marshes of the Yellow River estuary， China[J]. Environmental Science and Pollution Research， 21：14174-14187.

Song H L， An J， Liu Q J， et al， 2021. Cd absorption characteristics of Suaeda salsa under different sediment burial and exogenous cd input conditions in the yellow river estuary， China[J]. Environmental Science and Pollution Research， 28：62368-62377.

Su F L， Wang T L， Zhang H Z， et al， 2018. The distribution and enrichment characteristics of copper in soil and Phragmites australis of Liao River estuary wetland[J]. Environmental Monitoring and Assessment， 190：364-373.

Sun Z G， Mou X J， Tong C， et al， 2015. Spatial variations and bioaccumulation of heavy metals in intertidal zone of the Yellow River estuary， China[J]. Catena， 126：43-52.

Sun Z G， Song H L， Sun W G， et al， 2014. Effects of continual burial by sediment on morphological traits and dry mass allocation of Suaeda salsa seedlings in the Yellow River estuary： An experimental study[J]. Ecological Engineering， 68：176-183.

Wang Y， Liu Z， Liu X， et al， 2019. Distribution and potential ecological risk assessment of heavy metals in the topsoil of the Yellow River delta[J]. Journal of Soil and Water Conservation， 33（3）：305-319.

Zhang H， Zhao X， Du Z， et al， 2016. Assessment of heavy metal contamination and wetland management in a newly created coastal natural reserve， China[J]. Journal of Coastal Research， 32（2）：374-386.

Zhang P， Huang H， Liu W R， et al， 2017. Physiological mechanisms of a wetland plant （Echinodorus osiris Rataj） to cadmium detoxification[J]. Environmental Science and Pollution Research， 24：21859-21866.

Zhang S， Bai J H， Wang W， et al， 2018. Heavy metal contents and transfer capacities of Phragmites australis and Suaeda salsa in the Yellow River Delta， China[J]. Physics and Chemistry of the Earth， 104：3-8.

Zhu G X， Xiao H Y， Guo Q J， et al， 2018. Effects of cadmium stress on growth and amino acid metabolism in two Compositae plants[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 158：300-308.

（責(zé)任編輯? ?張俊友? ?熊美華）

Accumulation of Cadmium in Suaeda Salsa in the Yellow River Delta

SONG Hong‐li1， JIN Xiang2， WANG Li‐zhi1， JIAO Wei1，

WU Yuan‐zhi1， YU Wan‐ni1， LIU Qian‐jin1， YAN Yan3

（1. Shandong Provincial Key Laboratory of Water and Soil Conservation and Environmental

Protection / College of Resources and Environment， Linyi University， Linyi? ?276005， P.R. China;

2. Linyi Center for Disease Control and Prevention， Linyi? ?276000， P.R. China;

3. Taihu Water Pollution Prevention and Control Research Center， Jiangsu Provincial Academy

of Environmental Science， Nanjing? ?210042， P.R. China）

Abstract： Heavy metal pollution in the Yellow River delta has increased due to human activities and has been exacerbated by implementation of water and sediment regulations that further increased heavy metal inputs. Studies on heavy metal absorption by vegetation in the Yellow River delta provide data to support effective control and treatment of heavy metal pollution. For this study， we selected Suaeda salsa and Cadmium （Cd）， the primary potential ecological risk factor. We analyzed the effect of different Cd levels on S. salsa biomass， Cd content and the enrichment index using greenhouse pot culture， and then discussed Cd accumulation in S. salsa due to Cd contamination in the Yellow River delta. The study provides scientific data to support the prevention， control， and management of soil heavy metal pollution in the coastal wetland. From May to July 11 of 2019， greenhouse pot culture of S. salsa was carried out at seven treatments （C0-C6） with Cd concentrations of 0， 1.0， 1.5， 2.0， 3.0， 4.0 and 5.0 mg/kg， respectively. Soil for the experiment was collected from a S. salsa wetland in the Yellow River delta. After the experiment， the biomass of S. salsa root， stem and leaf and the content of Cd in each part of S. salsa and in the soil were determined. Total biomass of S. salsa increased initially and then decreased as soil Cd concentration increased. Appropriate Cd input （≤4.0 mg/kg） triggered the detoxification mechanism of S. salsa and consequently promoted growth， and total biomass （702.84 g/m2）， stem （333.55 g/m2） and leaf （326.53 g/m2） biomass peaked in the 2.0 mg/kg treatment. However， higher Cd concentrations inhibited growth and the total biomass of S. salsa was the lowest （492.26 g/m2） in treatment C6. Soil Cd concentration significantly affected Cd content of the root， stem and leaf of S. salsa. The enrichment factor for root， stem and leaf increased initially and then decreased with increasing Cd soil content， reaching the maximum values （42.67， 4.82， 6.18） in treatment C3. Roots were most enriched in Cd， but at low levels （C0 and C1）， the transfer coefficients for stem and leaf were higher than at high levels and displayed strong enrichment. In conclusion， S. salsa effectively accumulates Cd from sediment and reduces Cd pollution. However， while the enrichment capacity of S. salsa increases with increased Cd levels， too much Cd inhibits Cd accumulation.

Key words：heavy metal pollution; enrichment coefficient; Suaeda salsa; Cd input; Yellow River delta

收稿日期：2021-12-17? ? ? 修回日期：2023-04-23

基金項目：山東省自然科學(xué)基金面上項目（ZR2021MD003、ZR2021MD045、ZR2021MD105）。

作者簡介：宋紅麗， 女，1986年生，副教授，博士，研究方向為濕地生態(tài)恢復(fù)。E-mail： songhongli@lyu.edu.cn

通信作者：嚴(yán)巖，男，1990年生，助理研究員，博士，研究方向為生態(tài)學(xué)。E-mail： jshayanyan@163.com