不同植被下復墾土壤腐殖質與Cd形態的關系

高兆慧, 魏懷建, 李玉成, 張學勝, 王 寧

(安徽大學 資源與環境工程學院, 安徽 合肥 230601)

不同植被下復墾土壤腐殖質與Cd形態的關系

高兆慧, 魏懷建, 李玉成, 張學勝, 王 寧

(安徽大學 資源與環境工程學院, 安徽 合肥 230601)

[目的] 揭示不同植被下土壤腐殖質與鎘(Cd)形態的關系，為控制復墾土壤中Cd的活性提供理論依據。[方法] 選擇淮南市大通區煤矸石充填復墾區3種典型植被恢復模式下(模式A丁香+刺槐、模式B石楠+小巢菜、模式C臭椿+小巢菜)人工恢復7 a的土壤，用tessier五步提取法和腐殖質修改法測定其Cd的化學形態及腐殖質組分，運用多元統計分析方法探討復墾土壤中腐殖質與Cd的有效態間的相互作用。[結果] (1) 礦區復墾地C(臭椿+小巢菜)植被配置模式的土壤腐殖化程度較A，B模式高； (2) 礦區復墾地C植被配置模式下Cd的可交換態含量顯著低于其他2種配置模式； (3) 礦區復墾區土壤中Cd的有效態與富里酸(FA)的含量顯著正相關(p<0.01)。[結論] 通過適宜的植被模式C(臭椿+小巢菜)調節復墾土壤腐殖質的組成和性質，可以進而控制土壤鎘的潛在生物有效性。

植物修復; 復墾土壤; 鎘; 生物有效性; 腐殖質

長期采煤活動導致礦區大面積地表塌陷，利用煤矸石充填復墾塌陷區，可減少礦區固體廢物及恢復礦區生態環境。但煤矸石中含有的重金屬可能會進入土壤，并隨食物鏈進入人體，且隨著復墾時間的增加，富集系數越大，危及人類健康。據調查煤礦復墾區土壤中生態危害程度最大的重金屬為Cd[1]，Cd的生物有效性與土壤中有機質含量和Cd的形態有關[2]。Cd形態影響其在環境的遷移轉化，有機質影響土壤的對重金屬的吸附能力[3]，其中土壤中的腐殖質結合了大約44.8%的Cd[4]。

植物修復可增強生物修復機制，影響土壤中金屬(脂)的螯合和生物利用度[5]。目前對復墾礦區的研究主要集中在不同植被對復墾區土壤理化性質、有機質的影響及礦區重金屬污染現狀調查[6-7]，對土壤中腐殖質與重金屬的相互作用研究的較少。Wang等[8]研究了土壤中的Cd的形態分布，Liu等[9]通過淋溶試驗研究了溶解性有機質(DOM)對Cd的去除作用，但均為室內模擬試驗，對自然界中二者相互作用的研究少見報道。

淮南市大通區礦區廢棄地土壤中Cd含量嚴重超標，本文擬選擇淮南大通煤矸石充填復墾區3種典型植被恢復模式下人工恢復7 a的土壤作為研究對象，測定其腐殖質的組分與Cd的形態，研究不同植被復墾土壤中鎘的形態與腐殖質各組分的作用規律，篩選合適的植被恢復方式，以期為控制復墾土壤中鎘的潛在的生物有效性及礦區生態環境恢復提供科學依據。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

大通廢棄礦區地處東經117°01′—170°03′，北緯32°36′—32°37′，位于安徽省淮南市內丘陵地帶，地勢南高北低，屬暖溫帶半濕潤季風氣候。年平均氣溫14.3～16.4 ℃，年平均降水965 mm，歷年主導風向為東南風，歷年平均日照率為51%。

1.2 研究方法

1.2.1 植被配置模式 在2006年通過挖深墊淺的工程技術修復大通煤礦廢棄地，覆土選用礦區原生土(礦區內未遭采煤塌陷破壞的區域的土壤)。選取3種人工恢復植被作為研究對象，其恢復植被多選本地植物，喬灌木有臭椿(Ailanthusaltissima)、刺槐(Robiniapseudoacacia)、丁香(Syzygiumaromaticum)、石楠(Photiniaserrulata)、茅莓(Rubusparvifolius)；草本有擬二葉飄拂草(Fimbristylisdiphylloides)、中華結縷草(Zoysiasinica)、小巢菜(Viciahirsuta)、白茅(Imperatacylindrica)、救荒野豌豆(Viciasativa)、野老鸛草(Geraniumcarolinianum)、鵝觀草(Roegneriakamoji)、豬殃殃(Galiumaparine)，植被配置模式如表1所示。

表1 淮南礦區復墾地植被配置模式

不同樣地之間復墾方式相同，覆土來源，覆土厚度一致(覆土理化性質見表2[7])；各樣地地理位置毗鄰，氣候及地表徑流對樣地的影響無顯著差異。各樣地水肥管理一致，且修復區內未種植重金屬超富集植物。因此，不同植被恢復下及不同深度土層土壤的理化性質差異主要是由植被及其固定的腐殖質的變化引起的。2013年10月，選取人工改良7 a的3種類型植被恢復模式(模式A丁香+刺槐、模式B石楠+小巢菜、模式C臭椿+小巢菜)采集土樣調查修復效果。

表2 原土基本理化性質

注：砂粒(2～0.02 mm); 粉粒(0.02～0.002 mm); 黏粒(<0.002 mm)。

1.2.2 土壤樣品的采集 A，C區用蛇形采樣法布設5個樣點，B區面積狹小，隨機取2個樣點。共采集22個土樣。在各樣地周圍無植被覆蓋處(其他條件與試驗地完全一致)分別采集3個重復樣作為對照組。去除土壤表層植被，每個樣點分別取0—10及10—20 cm土層的混合土樣1 kg，剔除其中可見的動植物殘體、礫石及小塊煤矸石；密封帶回實驗室冷凍干燥，研磨，分別過20，60及100目篩，陰涼通風處保存，以待后續理化性質的測定。

1.2.3 土壤樣品測定方法

①pH值測定。稱取過20目試樣10.0 g于100 ml燒杯中，加25 ml純水，攪拌15 min，靜置30 min，用pH酸度計測定[10]。②重金屬總量。稱取0.2 g(精確至0.000 1 g)過100目篩試樣。采用HCl-HNO3-HF-HClO4四酸消解，用cotnr AA 700石墨爐原子吸收光譜儀(AAS)測定Cd的含量[11]。③重金屬形態。取1 g(精確至0.000 1 g)過100目篩的樣品。采用Tessier五步順序提取法提取，AAS測定[12]。④腐殖質的測定。參照土壤有機質腐殖質組成修改法提取和分離腐殖質各組分[10]。可提取腐殖物質(HE)、胡敏酸(HA)、黏粒結合態胡敏素(HMc)、鐵結合態胡敏素(HMi)和不溶性胡敏素(HMr)用總有機碳分析儀(vario TOC cube)測定，富里酸(FA)含量由差減法計算獲得。

色調系數(ΔlgK)為0.1 mol/L的HA溶液在400和600 nm波長的吸光系數對數的差值[13]。

每個樣品3組平行；每批樣品做3組空白，3組標樣(GSS-3)，回收率為80%～120%。試驗所用試劑均為優級純，試驗用水為超純水。

1.2.4 數據處理 采用Origin8.5及Excel 2007進行數據處理及作圖，使用SPSS 19.0軟件進行方差分析及相關分析。

2 結果與分析

2.1 不同植被配置模式下土壤腐殖質含量分析

不同植被配置模式(模式A丁香+刺槐、模式B石楠+小巢菜、模式C臭椿+小巢菜)下腐殖質組分含量如表3所示。

腐殖質各組分相較原土均有所上升，且各植被配置模式下0—10 cm土層中的腐殖酸(HE)、胡敏素(HM)較10—20 cm土層均增加了30%以上。0—10 cm土層中，3種模式對胡敏酸(HA)的含量無顯著影響(p<0.05)。但不同的利用方式對富里酸(FA)、HE及HM產生一定影響。其中各模式土壤中FA的含量為A1

色調系數(ΔlgK)可以表征HA分子中芳香環的縮合度，一般ΔlgK越大，則HA的縮合度越小[13]。模式B，C下0—10 cm土層中HA的ΔlgK值(0.73～0.83)大于10—20 cm土層中的ΔlgK值(0.64～0.68)，而模式A下上下兩層HA的ΔlgK值無顯著差異，且土壤中A植被配置模式下ΔlgK顯著小于B，C模式；表明A植被配置模式未對胡敏酸的結構產生顯著影響，B，C兩種配置模式影響了土壤胡敏酸的結構。

表3 不同植被下土壤腐殖質的組成成分和性質

注：LSD0.05差異顯著性。下同。

HA/FA可反映腐殖質構成，HA/FA值越大，HE的腐殖化程度越大，分子結構越復雜[14]。圖1為不同植被配置模式下土壤腐殖酸特征，由圖1可知，3種植被恢復模式修復后的土壤HA/FA均小于1，處于低腐殖化程度。模式A，B下0—10與10—20 cm土層中HA/FA差異不顯著，只有模式C下，0—10 cm土層的HA/FA值顯著小于10—20 cm土層。不同植被模式下，0—10 cm土層中，HA/FA值表現為C1>A1=B1；10—20 cm土層中，B2小于C2，A2與B2，C2均無顯著差異，表明C植被配置模式下的上層土壤腐殖化程度較高，且高于其他植被配置下的腐殖化程度。

由于FA是由差減所得，誤差較大，所以有時用PQ值(HA在HE中的比例)來描述HE的結構特征[15]。模式A，C下0—10 cm土層PQ值顯著大于10—20 cm土層，而模式B上下層土壤PQ值無顯著差異(圖1)，可知A，C植被配置均可提高土壤的腐殖化結構。不同植被模式下，0—10 cm土層中，PQ值表現為C1>A1且C1>B1，表明模式C對土壤腐殖質結構的影響較大。

注：不同小寫字母代表具有顯著性差異，(p<0.05)；A1表示A區(0—10 cm)；A2表示A區(10—20 cm)；B1表示B區(0—10 cm)；B2表示B區(10—20 cm)；C1表示C區(0—10 cm)；C2表示C區(10—20 cm)。下同。

圖1不同植被配置模式下土壤腐殖酸特征

研究區土壤腐殖質以HM為主，HM占HE的比例在50%～60%之間。為了便于研究，竇森[10]在Pallo法的基礎上將土壤HM分成了鐵結合胡敏素(HMi)、黏粒結合胡敏素(HMc)及不溶性胡敏素(HMr)3個組分。由圖2可知，不同植被配置模式下0—10及10—20 cm土層中黏粒結合態胡敏素(HMc)、鐵結合態胡敏素(HMi)及不溶性胡敏素(HMr)有機碳的絕對含量均無顯著差異，土壤胡敏素(HM )各組分中以HMr (0.92～1.48 g/kg)為主,其次是HMi (0.47～1.05 g/kg),含量最少的是HMc(0.26～0.77 g/kg)。0—10 cm土層中，A1(0.77 g/kg)、C1(0.56 g/kg)的HMc含量較B1(0.26 g/kg)高，HMr 值無顯著差異；10—20 cm土壤中，各中植被配置模式下各胡敏素各組分含量均無顯著差異。

圖2 不同植被配置模式下胡敏素各組分含量

HMi與HMc相比，前者的分子結構較簡單；而后者的分子結構相對較復雜，且脂族性較強[16]，不同植被配置模式下土壤HM各組分的相對含量如圖3所示。A，C植被配置模式下0—10與10—20 cm 土壤中HM各組分的相對含量無顯著差異，B植被配置模式下0—10 cm 土壤中(HMi+HMc)/HM,HMi/HMc 的值顯著大于10—20 cm土壤中的值。表明上層土壤腐殖化程度高。0—10 cm土壤中(HMi+HMc)/HM 含量為B1A1且B1>C1，HMi/HMc為A1

圖3 不同植被配置模式下胡敏素各組分比例

2.2不同植被配置模式下Cd的總量及形態

植被恢復沒有引起土壤中鎘的總量的顯著性變化，但鎘的形態卻在不同植被恢復模式及不同深度土層之間表現出了顯著性差異。由表4可知，不同植被配置(模式A丁香+刺槐、模式B石楠+小巢菜、模式C臭椿+小巢菜)下Cd的總量與原土(0.11±0.01)相比，均無顯著差異，表明0—20 cm土層中煤矸石及植物生長對Cd 的總量無顯著影響。

重金屬總量并不能描述重金屬在環境中的風險，通常用重金屬形態來描述重金屬在環境中的生態風險、分配利用及行為特征。可交換態重金屬(X-EXc)最易釋放到環境中；碳酸鹽結合態重金屬(X-Carb)對pH值比較敏感，低pH值時可能釋放出來；氧化還原條件改變時，鐵錳氧化物結合態(X-Fe/Mn-OX)及有機結合態重金屬(X-OM)可能釋放出來；殘渣態重金屬(X-Red)基本穩定[17]。

模式A，B下，0—10 cm土層中Cd-Exc較10—20 cm土層高42.86%，62.76%；模式C上下土層中Cd-Exc無顯著差異；Cd-Carb較10—20 cm高37.68%，65.67%，55.84%。表明各植被配置模式中植物生長使得上層土壤中Cd的活性增加。0—10 cm土層中，模式C土壤中Cd-EXc含量顯著低于模式A，Cd-OM含量在3種植被配置模式下均有不同，表現為A1>B1>C1，其它形態含量無顯著差異；可見C植被配置模式活化的Cd少。0—10 cm 土層中Cd-Fe/Mn-OX及Cd-Red 顯著低于10—20 cm土層，各植被配置模式10—20 cm土層中Cd-Fe/Mn OX較0—10 cm土層高28.75%，31.44%，23.97%；10—20 cm土層中Cd-OM較0—10 cm高14.70%，18.55%，11.62%，表明10—20 cm土壤中Cd 較0—10 cm穩定；且10—20 cm土壤中重金屬各形態含量均無顯著差異，表明植被配置主要影響上層土壤的重金屬形態。

各重金屬形態的量占其總量的比例(分配系數)也是評價重金屬環境風險的重要指標。復墾土壤中Cd主要以Cd-Fe/Mn-OX，Cd-OM及Cd-Red為主，占重金屬總量的70%以上，較為穩定。但0—10 cm土層中Cd-EXc和Cd-Carb的分配率為16.83%，22.73%，17.82%，表明B植被配置模式下Cd的活性最高，易進入環境。

表4 不同植被下土壤鎘的總量及形態分布

2.3不同植被配置模式下Cd形態分布與腐殖質的相關分析

由表5可知，Cd的形態分布與土壤中腐殖質各組分呈顯著相關(p<0.05)，表明土壤中腐殖質各組分是影響Cd活性的重要因素之一。HE與Cd-Exc呈顯著正相關(R2=0.618*;p<0.05)，可見HE的增加，可能會導致Cd活性增加；HM與Cd-OM呈顯著正相關(R2=0.661*;p<0.05)(表4)，表明土壤中HM越多，Cd相對穩定。

PQ 值與Cd的Cd-Exc及Cd-Carb顯著負相關(R2=-0.788**;R2=-0.758**;p<0.01)，PQ與Cd的Cd-Fe/Mn-OX和Cd-Res正相關(R2=0.745**;R2=0.834**,p<0.01)，可見腐殖酸結構越復雜，Cd的活性越小。具體表現為FA與Cd-Exc及Cd-Carb顯著正相關(R2=0.876**;R2=0.775**,p<0.01)；HA與Cd-OM負相關(R2=-0.653*,p<0.05)，FA與Cd 的Cd-Fe/Mn-OX和Cd-Res負相關(R2=-0.800**;R2=-0.897**,p<0.01)，即HA所占比例大，FA所占比例越小，相應的Cd的活性越低。

HMc結構較為復雜，與HA類似[19]，與Cr-OM顯著正相關(R2=0.662*,p<0.05)，表明HM中HMc相對越多，土壤中Cd的活性越小。

表5 土壤鎘的形態與腐殖質的相關系數

注：**表示差異極顯著；p=0.01;*表示差異顯著；p=0.05；n=22。

3 討 論

研究區域土壤處于低腐殖化程度，腐殖質的組成成分和性質在不同植被之間及不同深度土層中均有不同程度的差異。不同配置下人工植被(模式A丁香+刺槐、模式B石楠+小巢菜、模式C臭椿+小巢菜)對上層土壤(0—10 cm)腐殖質的影響較大，表現為上層土壤中腐殖質含量增加及結構改善。其中B，C植被模式對胡敏酸的影響較大，C植被配置模式下土壤腐殖化程度較高。復墾土壤中胡敏素含量高，占腐殖質含量的40%～50%，C植被配置模式下(HMi+HMc)/HMr的值也比較高。這可能是因為植物根系物分泌、植物殘體或根際微生物使得上下土層的腐殖質含量出現較大差異[18]。

煤矸石充填復墾區煤矸石對復墾區土壤中0—20 cm土層重金屬Cd影響不大，Cd 的有效態含量主要與與不同植被配置模式及種植年有關[19]。Cd可溶于水和弱酸(土壤的水溶性，可交換性和碳酸鹽分數)，這部分Cd遷移率和生物利用度高[20]。研究區域復墾土壤上下層Cd的總量無顯著差異，但上層土壤中Cd的可交換態及碳酸鹽結合態分配率較高，達20%左右，風險較高。植被修復可減少礦區復墾土壤重金屬污染，不同植被恢復模式對土壤中重金屬影響不同[21]。本研究所調查的3種人工植被水肥管理一致，但A，C植被配置模式下的分配率略低于B。

土壤Cd的形態與腐殖質的各組分存在顯著的相關性，腐殖質的存在有可能使重金屬離子形態的比例發生變化，使可溶態含量減少，而使其他形態的含量相對增加，從而減小重金屬被生物吸收的風險。另外腐殖質也可使一些重金屬離子價態發生變化而使其毒性減弱[22]；如添加腐殖土作土壤改良劑，可減少土壤中重金屬的浸出[23]。研究區土壤pH值在7.5～8.5，呈堿性，非常有利于腐殖質對鎘離子的吸附和絡合[5]。本研究結果表明，土壤中Cd的活性與腐殖酸呈正相關，與胡敏素呈負相關。這是因為腐殖酸中含有更多的羧基、酚羥基等能電離出H+的活性基團，且分子小，易溶于水，與鎘離子結合形成水溶態化合物；而胡敏素是與無機礦物聯結致密，在酸堿條件下均不溶解，難以分離，而其對鎘離子有很高的吸附和絡合容量[19]。富里酸和胡敏酸的官能團及金屬陽離子絡合物與腐殖酸的配位鍵的不同[24]，富里酸中的羧基、酚羥基、醇羥基、羰基及酸度均高于胡敏酸，而分子量小于胡敏酸[25]，其總酸度高聚合程度低，與金屬絡合的能力強，能與金屬元素形成可溶性的絡合物；胡敏酸是兩種主要腐殖酸中具有較多高分子和溶解能力較弱的一種，它具有較大的表面積，并以形成絡合物的方式吸附金屬元素[25]。因此富里酸越少，胡敏酸越多，土壤中Cd的活性越低。而三種植被配置模式中，模式C的PQ值相對較高，且模式C對上層土壤中可交換態Cd的影響較小，所以推行臭椿+小巢菜的種植即可改善礦區復墾地土壤質量又可減少土壤中Cd的污染。

4 結 論

(1) 不同植被配置模式均增加了礦區復墾地上層土壤(0—10 cm)中腐殖質的含量并改善了腐殖質的結構。模式C (臭椿+小巢菜)腐殖質結構更為復雜，PQ值顯著大于其它兩種植被配置模式，

(2) 礦區復墾地上層土壤(0—10 cm)中Cd 的活性均略有增加，但模式C土壤上下層可交換態Cd無顯著差異。模式B(石楠+小巢菜)可交換態和碳酸鹽結合態Cd的分配率顯著大于其他兩種模式，Cd的活性較大。

(3) 土壤中Cd的活性與腐殖質各組分含量顯著相關，富里酸含量越低，胡敏酸含量越高，Cd的活性越低。模式C可提高腐殖酸質量，有利于控制礦區土壤Cd污染。

[1] 黃靜,高良敏,馮娜娜,等.煤礦復墾區土壤重金屬分布特征與質量評價[J].環境污染與防治,2012,34(2):68-71.

[2] Irizar A, Rodríguez M P, Izquierdo A, et al. Effects of soil organic matter content on cadmium toxicity in Eisenia Fetida: Implications for the use of biomarkers and standard toxicity tests[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2015,68(1):181-192.

[3] Lair G J, Gerzabek M H, Haberhauer G. Sorption of heavy metals on organic and inorganic soil constituents[J]. Environmental Chemistry Letters, 2007,5(1):23-27.

[4] 楊志斌,楊忠芳,馮海艷,等.四川成都經濟區土壤腐殖質重金屬元素含量特征研究[J].土壤通報,2008,39(5):1135-1139.

[5] Hee P J, Dane L, Periyasamy P, et al. Role of organic amendments on enhanced bioremediation of heavy metal(loid)contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,185(2/3):549-574.

[6] 魏懷建,李玉成,王寧,等.不同植被恢復模式下煤矸石充填復墾土壤物理性質與有機無機復合體的關系[J].水土保持通報,2015,35(6):207-212.

[7] 侯曉龍,莊凱,劉愛琴,等.不同植被配置模式對福建紫金山金銅礦廢棄地土壤質量的恢復效果[J].農業環境科學學報,2012,31(8):1505-1511.

[8] Wang Xia, Ding Wenguang, Nan Zhongren, et al. Fraction of Cd in oasis soil and its bioavailability to commonly grown crops in Northwest China[J]. Environmental Earth Sciences, 2013,70(1):471-479.

[9] Liu Chengchung, Chen Guanbu. Reclamation of cadmium-contaminated soil using dissolved organic matter solution Originating from wine-processing waste sludge[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013,244-245:645-653.

[10] 竇森.南京農業大學主編.土壤農化分析[M].2版.北京:中國農業出版社,1996:171-199.

[11] 佚名.北京出版社. GB/T17141-1997,土壤質量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法[S].

[12] Tessier A. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 1979,51(7):844-851.

[13] Kumada K. Humus composition of mountain soils in Central Japan with special reference to the distribution of P type humic acid[ J]. Soil Science and Plant Nutrition, 1967,13(5):151-158.

[14] 王鑫,王金成,劉建新.不同恢復階段人工沙棘林土壤腐殖質組成及性質[J].水土保持通報,2014,34(5):49-54.

[15] 張晉京,竇森,李翠蘭,等.土壤腐殖質分組研究[J].土壤通報,2004,35(6):706-709.

[16] 竇森,肖彥春,張晉京.土壤胡敏素各組分數量及結構特征初步研究[J].土壤學報,2006,43(6):934-940.

[17] Pérez-Cid B, Lavilla I, Bendicho C. Application of microwave extraction for partitioning of heavy metals in sewage sludge[J]. Analytica Chimica Acta, 1999,378(1/2/3):201-210.

[18] 董揚紅,曾全超,安韶山,等.黃土高原不同林型植被對土壤活性有機碳及腐殖質的影響[J].水土保持學報,2015,29(1):143-148.

[19] 劉洋,張玉龍,張玉玲,等.遼寧省設施土壤重金屬Cd,Ni,As有效態含量及其影響因素的研究[J].農業環境科學學報,2012,31(6):1131-1134.

[20] Liu Yizhang. High cadmium concentration in soil in the Three Gorges region: Geogenic source and potential bioavailability[J]. Applied Geochemistry, 2013,37(10):149-156.

[21] 工麗艷,韓有志,張成梁,等.不同植被恢復模式下煤研石山復墾上壤性質及煤研石風化物的變化特征[J].生態學報,2011,31(21)6429-441.

[22] 秦銘,王俊燚.土壤腐殖質對重金屬離子吸附—解吸作用的研究探討[J].農業技術與裝備,2010(2):1-7.

[23] Chaturvedi P K, Seth C S, Misra V. Selectivity sequences and sorption capacities of phosphatic clay and humus rich soil towards the heavy metals present in zinc mine tailing[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,147(3):698-705.

[24] Garcia-Mina J M. Stability, solubility and maximum metal binding capacity in metal-humic complexes involving humic substances extracted from peat and organic compost[J]. Organic Geochemistry, 2006,37(12):1960-1972.

[25] 楊志斌,楊忠芳,馮海艷,等.四川成都經濟區土壤腐殖質重金屬元素含量特征研究[J].土壤通報,2008,39(5):1135-1139.

RelationshipsBetweenHumusandCadmiumSpeciationofReclaimedSoilUnderVariousVegetation

GAO Zhaohui, WEI Huaijian, LI Yucheng, ZHANG Xuesheng, WANG Ning

(SchoolofResourcesandEnvironmentalEngineering,AnhuiUniversity,Hefei,Anhui230601,China)

[Objective] Clarifying the relationship between soil humus and Cd in different vegetation was supposed to provide a support for controlling cadmium activity in reclaimed soil. [Methods] The 7-year soil at coal gangue reclamation area in Datong District, Huainan City, was taken as research samples. The contents of humus and cadmium chemical speciation in this region were measured under three typical plant restoration patterns (ASyzygiumaromaticum+Robiniapseudoacacia, BPhotiniaserrulata+Viciahirsuta, CAilanthusaltissima+V.hirsuta). The chemical morphology of Cd and humus components were determined by tessier five-step extraction method and modified humus analytical method, respectively, and the relationship was illustrated by multivariate statistical analysis. [Results] (1) The humification degree of the C plant allocation pattern was higher than those of A and B in the reclamation area of the mining area; (2) The content of exchangeable Cd in the C plant allocation pattern of the reclaimed land was lower than those in the other two plant allocation patterns; (3) The positive correlation coefficient between available Cd and fulvic acid (FA) was significant in the reclamation area. [Conclusion] Not only can the appropriate plant restoration pattern C adjust the properties and forms of humus in reclaimed soils, but also can affect the potential bioavailability of cadmium.

phyt-remediation;reclaimedsoil;cadmium;bioavailability;humus

A

1000-288X(2017)05-0103-07

X171.4, S153.6

文獻參數： 高兆慧, 魏懷建, 李玉成, 等.不同植被下復墾土壤腐殖質與Cd形態的關系[J].水土保持通報，2017,37(5)：103-110.

10.13961/j.cnki.stbctb.2017.05.018； Gao Zhaohui, Wei Huaijian, Li Yucheng, et al. Relationships between humus and cadmium speciation of reclaimed soil under various vegetation[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2017,37(5)：103-110.DOI:10.13961/j.cnki.stbctb.2017.05.018

2017-03-06

2017-03-30

國家自然科學基金項目“細菌對藻類有機質的生烴潛力影響的室內模擬及無定形體形成機理研究”(41172121)

高兆慧(1991—),女(漢族),山東省臨沂市人,碩士研究生,主要從事固體廢物資源化研究。E-mail:15956928064@163.com。

李玉成(1963—),男(漢族),安徽省合肥市人,博士,教授,博士生導師,主要從事水污染控制及藍藻資源化研究。E-mail:li-yucheng@163.com。