藜蒿(Artemisia selengensis)，典型湿地植物，一种半野生传统特产蔬菜，因其分布广泛、风味独特，作为特色野生食用植物，深受广大消费者喜爱^[1-2].已有研究表明，藜蒿富含多种生理活性物质和多种微量元素，具有极高的营养及药用价值^[3].董萌等^[4-5]研究发现洞庭湖藜蒿对Cd、As、Cu、Pb等重金属的吸收及转运能力极强，其北区藜蒿根中Cd、As、Pb含量分别高达2.38、9.05、13.24 mg/kg；宋鹏飞等^[6]考察鄱阳湖入湖口地区的藜蒿，其地上部Cd含量超过标准值11.70~25.70倍.由此可见，藜蒿对重金属极具富集作用，存在食用安全隐患.

鄱阳湖位于江西省北部，是我国最大的吞吐型、季节性淡水湖.因常年汇集修水、赣江、抚河、信江、饶河5大水系所携带的工农业污水及矿山废水，鄱阳湖重金属污染日益严重^[7].研究表明，鄱阳湖赣江水系Cd、As含量超出国家Ⅲ类水质标准，且其淹没下的洲滩及湿地土壤也表现出不同程度复合污染^[8-9].鄱阳湖湿地多处于水陆过渡地带，受季节水位变化及地下水分布影响，存在淹水、枯水、干湿交替等不同水分条件^[10-11].大量研究表明，不同水分条件下会导致湿地土壤理化性质(如pH值、有机质含量等)及重金属迁移性的差异，进而影响其上生长的植物对土壤重金属的富集效应^{[3, 10-11]}.如水淹环境会促进美人蕉、黄花鸢尾等对湿地土壤中Cu的富集，而抑制红蛋对Cd的富集^[12-13]；旱湿交替的水分环境可有效增强再力花对Cu、Zn、Cd的富集，而抑制旱伞草对Pb、Cd的富集^[13-14].然而，目前有关水分条件对鄱阳湖藜蒿富集重金属影响的研究尚少.

本文以鄱阳湖南矶山湿地土壤及其上生长的藜蒿为研究对象，选取镉和砷为代表性重金属污染物，以原土及藜蒿中重金属含量为自然对照，利用盆栽实验考察不同水分条件对土壤理化性质、重金属形态及藜蒿富集重金属的影响，以期明晰水分条件对土壤-植物系统中重金属富集的影响，为鄱阳湖地区土壤重金属污染治理及湿地植物水分管理提供依据.

1 材料与方法 1.1 采样点布设与样品采集

南矶山湿地处于赣江三大支流的河口与湖体之间的过渡地带，接纳来自各支流及湖体携带的污染物，具有潜在污染威胁^[15].综合考虑赣江支流和湖体间的河流分布、水体污染程度、水域面积等因素，在南矶山布设4个采样点(穿盔甲附近洲滩A₁、东谢附近洲滩A₂、南矶乡信用社附近洲滩A₃和柏家附近洲滩A₄)，如图 1所示. 2012年3月，每个采样点随机采集一定量的藜蒿及其根周土，采样后立即将样品密封于聚乙烯袋中，低温保存运回实验室进行处理及分析.

1.2 盆栽试验

将采集的藜蒿与其根周土分离，从中选取长势一致、根系完整的藜蒿幼苗(株高10 cm左右)及混匀后的根周土分别作为盆栽藜蒿和试验土壤.称取10 kg左右的混匀土装于聚乙烯塑料花盆(直径30 cm ×高25 cm)中，每盆种植20株藜蒿幼苗.为保持土壤原有肥力，试验期间不添加任何肥料.实验设置三种水分条件^{[13, 16-17]}，包括：旱培组(低水分条件，整个生长期土壤水势为-25 kPa)，旱湿交替组(旱湿交替条件，整个生长期由3 cm的浸没水层自然落干到土壤水势-25 kPa处，再添加去离子水至相应水层，再落干，如此循环)，湿培组(淹水条件，整个生长期保持3 cm的浸没水层，土壤水势为0 kPa)，另设置对照组(湿润条件，整个生长期土壤水势为-10 kPa).每种水分条件下均设置3个盆栽实验.

盆栽试验于2012年3月20日进行，试验期间藜蒿生长及采摘时间记录如下：湿培组15 cm(3月25日)、对照组15 cm(3月28日)、旱培组15 cm(4月2日)；旱湿交替组15 cm(4月2日)；湿培组20 cm(4月4日)、对照组20 cm(4月8日)、旱培组20 cm(4月16日)；对照组30 cm(5月7日)、旱培组30 cm(5月13日)、湿培组30 cm(5月15日).当藜蒿平均生长至15、20和30 cm时，每盆随机挖取3株带土藜蒿测定其植株及土壤的重金属含量，并测定土壤的pH值及有机质含量.

1.3 样品处理及分析

藜蒿样品经四分法缩分选取1 kg左右，然后立即除杂、洗净、拭干，称量整株、根、茎及叶的鲜重.然后于鼓风干燥箱中105℃杀青，70℃烘干后称量各部分干重，经植物粉碎机粉碎过100目筛后密封保存^[3].土壤样品经冷冻干燥机干燥并剔除动植物残体及石块，经玛瑙研钵研磨并过100及200目尼龙筛后置于干燥器中待用，其中粗磨样(100目)用于土壤pH值、有机质测定及土壤砷、镉有效形态提取，细磨样(200目)用于土壤砷、镉全量分析.土壤有效态砷(水溶态、表层吸附态)及有效态镉(可交换态、碳酸盐结合态)的提取分别参考刘冠男^[18]和马玲^[19]等研究中的Shiowatana法及Tessier法.

土壤及藜蒿样品中As、Cd含量使用安捷伦7700X型电感耦合等离子体质谱仪测定，pH用雷磁PHS-3C型离子型酸度计测定，有机质含量采用烘箱加热重铬酸钾容量法测定^[20]，土壤水势利用水分张力计进行监测^[16].

1.4 评价方法 1.4.1 地累积指数法

地累积指数法是国内外广泛应用的沉积物重金属污染评价方法之一^{[7, 21-22]}，其计算公式为：

$ I_{\mathrm{geo}}=\log _{2} C_{i} /\left(K \cdot \beta_{i}\right) $

(1)

式中，I_geo为地积累指数；C_i为重金属i的实测含量(mg/kg)；β_i为重金属i的参比值，其取值为该种重金属的地球化学平均背景值，该研究区Cd的背景为0.75 mg/kg^[22]；K为考虑到造岩运动可能引起背景值波动而设定的常数，一般取值1.5.根据地累积指数大小可对重金属污染进行等级划分^{[7, 21-22]}，I_geo≤0，清洁；介于0~1，轻度污染；介于1~2，偏中度污染；介于2~3，中度污染；介于3~4，偏重污染；介于4~5，重污染；I_geo>5，严重污染.

1.4.2 内梅罗综合污染指数法

内梅罗综合污染指数法是一种兼顾单一元素污染指数平均值和极值的环境污染评价指数^[7]，其计算公式为：

$ P_{t}=\sqrt{\frac{\left(C_{i} / S_{i}\right)_{\mathrm{av}}^{2}+\left(C_{i} / S_{i}\right)_{\max }^{2}}{2}} $

(2)

式中，P_t为评价区沉积物的重金属污染指数；C_i为重金属i的实测含量(mg/kg)；S_i为重金属i的评价标准值(mg/kg)；(C_i/S_i)_av为监测点土壤重金属元素单项污染指数的平均值；(C_i/S_i)_max为监测点土壤重金属单项污染指数的最大值.根据内梅罗综合污染指数大小可对重金属污染进行等级划分^{[7, 21-22]}，P_t≤1，清洁；介于1~2，轻度污染；介于2~3，偏中度污染；介于3~4，中度污染；介于4~5，偏重污染；介于5~6，重污染；P_t> 6，严重污染.

1.4.3 潜在生态危害指数法

潜在生态危害指数法可定量分析单一污染和多因素综合污染的潜在生态风险程度^{[7, 21-22]}，其计算公式为：

$ RI=\sum\limits_{i=1}^{n}{E_{r}^{i}} $

(3)

$ E_{r}^{i}=T_{r}^{i}\cdot C_{f}^{i} $

(4)

$ C_{f}^{i}=C_{r}^{i}/C_{n}^{i} $

(5)

式中，RI为沉积物重金属污染的潜在生态危害指数；E_rⁱ为重金属i的潜在生态风险单项指数；C_rⁱ为重金属i的潜在生态风险单项系数；r为重金属i的毒性相应系数，Cd取值30^[22]；C_fⁱ为重金属i的富集系数；C_rⁱ为重金属i的实测含量(mg/kg)；C_nⁱ为底质背景参考值(mg/kg).根据潜在生态风险单项指数大小可对重金属污染进行等级划分^{[7, 21-22]}，E_rⁱ≤40，清洁；介于40~80，轻度污染；介于80~160，中度污染；介于160~320，重污染；E_rⁱ> 320，严重污染.

1.5 数据处理及分析

利用ArcGIS 10.2和Origin 8.6软件绘图，SPASS 19软件进行相关性及差异性分析.

2 结果与分析 2.1 重金属污染情况分析 2.1.1 土壤重金属含量分析

南矶山湿地处于赣江三大支流的河口与湖体间过渡带，地区内土壤及沉积物易因常年接纳赣江支流和湖体所携污染物导致重金属超标^{[15, 24]}.对该区域内采集的湿地土壤进行了理化性质与重金属含量测定，结果如表 1所示，As、Cd含量分别为4.75±0.07和0.97±0.03 mg/kg，As含量大幅高于Cd，这与李传琼等^[25]在2018年对鄱阳湖赣江水系的金属元素分布特征调查结果相近，说明南矶山湿地所含重金属可能来源于汇入赣江水系的自然沉积.对照鄱阳湖背景值和国家土壤质量标准可知，各采样点土壤As含量均在标准范围内，未造成污染；而南矶山土壤中Cd含量为鄱阳湖背景值的1.29倍，是国家土壤一级标准(自然背景)的4.85倍和国家土壤二级标准(酸性)的3.23倍，属于严重超标.此外，运用内梅罗综合指数法和潜在生态危害法对Cd进行风险评价，计算其P_t和E_r值分别为1.33和106.80，结果显示为轻度污染和中度污染，表明该地区Cd存在一定的生态风险，会对如藜蒿等植物的正常生长及食用品质造成潜在威胁^{[4, 26-27]}.

2.1.2 藜蒿重金属含量分析

为探究南矶山湿地藜蒿对土壤重金属As、Cd的吸收特点并评价其风险，测定了湿地藜蒿样品中重金属含量分布，并利用根茎转移系数TF和富集系数CF来描述藜蒿富集重金属能力.考虑藜蒿含水率及各部分比重等影响因素，选择最能体现藜蒿对重金属富集能力的计算方法，其中TF=地上鲜株中重金属含量/植物鲜株中重金属含量，CF=植物鲜株中重金属含量/土壤中重金属含量.

对藜蒿样品中重金属含量分布及根茎转移系数、富集系数的测定结果如表 2所示.由表可知，藜蒿组织中As、Cd含量以根部最高，茎中次之，这与大多数重金属在植物中的含量分布相同^[28].计算所得藜蒿对As和Cd的富集系数分别为0.06±0.01和0.35±0.02，说明藜蒿对Cd具有更强的根部富集能力，易受土壤镉污染影响；而As、Cd的根茎转移系数分别为0.29±0.02和0.19±0.01，说明As更易转移至藜蒿生长于地面的可食用部分.经测定发现藜蒿茎中As含量达49.81±3.67 μg/kg，在食品污染物限量标准(50 μg/kg)水平^[3]，可能存在食用安全风险；藜蒿茎中Cd的测定含量(28.68±0.73 μg/kg)虽处于安全范围内，但鉴于藜蒿对Cd的强富集能力和近年来南矶山地区土壤Cd污染较重的情况，存在潜在的食用安全风险.

2.2 水分条件对土壤及藜蒿砷、镉吸收的影响

本研究基于南矶山湿地土壤及藜蒿Cd、As污染风险评价的基础上，以该区域土壤及藜蒿样品为试验材料，采用不同水分条件进行了盆栽实验，并在藜蒿平均生长至15、20和30 cm时采集植物及土壤样品，测定了土壤理化性质(pH值、有机质含量)、砷镉有效态含量及藜蒿重金属吸收情况，以研究水分条件对土壤环境及藜蒿重金属富集作用的影响.

2.2.1 不同水分条件下土壤理化性质及重金属形态变化

对在旱培(干旱条件)、湿培(淹水条件)、交培(旱湿交替)及对照(自然条件)4种体系下各不同时期土壤理化性质及重金属含量进行测定，结果如表 3所示.根据表 3，不同水分条件下，藜蒿各生长期(15、20、30 cm)土壤pH与有机质含量的变化趋势基本保持一致(P>0.05)：对照组pH及有机质含量无明显变化，湿培组表现为pH和土壤有机质含量升高，旱培组pH和有机质含量降低，而交培组pH和有机质含量随着培育时间增加呈现先增加后下降的趋势.各水分条件下土壤中Cd、As有效态含量变化存在显著差异(P < 0.05)：湿培组土壤有效态Cd含量最低，有效态As含量最高；旱培组土壤有效态Cd含量有所增加，有效态As含量出现减少；交培组土壤Cd和As有效态含量随水分条件波动，当转变为淹水环境时有效态Cd减少而有效态As增加.可以看出，土壤重金属有效态含量与土壤理化性质具有一定关联性，其pH值和有机质含量是影响土壤Cd、As吸附性和溶解性的重要因素.

已有研究表明，土壤pH的改变可影响土壤胶体的带电性质，使其对重金属离子的吸附能力发生变化，进而影响重金属在土壤中的有效性^{[3, 30-31]}.土壤有机质是一种带负电的胶体，相比于阴离子其更易通过络合作用吸附土壤中的阳离子，降低其在土壤中的有效性^[3].自然条件下，土壤环境中的缓冲体系使pH值保持相对稳定，有机质处于消耗与分泌平衡的状态，土壤Cd、As有效态含量维持动态平衡.淹水条件下，土壤处于强氧化环境，土壤中Cd、As主要分别以Cd²⁺和AsO₄^3-形态存在^[29-32]，且该水分条件下植物呼吸和微生物代谢转为厌氧型，土壤pH升高和有机质累积，均使得土壤胶体对Cd²⁺的吸附作用增强和对AsO₄^3-的吸附作用减弱，土壤Cd有效态含量减少而As有效态含量增加；干旱条件下，土壤处于强还原环境，土壤Cd、As主要以有机结合态和As³⁺形态存在^[30-32]，该水分条件下pH降低且有机质被快速消耗，土壤Cd有效性升高，而As³⁺因易被土壤胶体吸附导致As有效性降低；旱湿交替条件下，土壤环境处于强氧化与强还原状态的交替变化，土壤Cd以离子交换态和有机结合态形式交替存在，As以AsO₄^3-和As³⁺形态交替存在，表现为有效态Cd和As含量的波动^{[17, 31-32]}.

2.2.2 不同水分条件下藜蒿重金属富集变化

为研究水分条件对藜蒿富集As和Cd能力的影响，测定了不同水分条件下藜蒿的重金属含量作为富集量，结果如图 2所示.由图可知，各生长期对照组中藜蒿Cd富集量均最高，15 cm时为353.29±5.84 μg/kg，20 cm时为405.43±1.60 μg/kg，30 cm时为430.29±2.85 μg/kg；淹水条件的湿培组藜蒿Cd富集量最低，15 cm时为263.29±15.24 μg/kg，20 cm时为271.14±10.31 μg/kg，30 cm时为271.86±8.72 μg/kg.各生长期湿培组中藜蒿As富集量均最高，15 cm时为380.00±10.24 μg/kg，20 cm时为503.29±6.31 μg/kg，30cm时为569.57±8.72 μg/kg；枯水条件的旱培组与交培组富集量最低，15 cm时分别为280.29±18.26和271.29±10.96 μg/kg，旱培组藜蒿无法生长到20 cm和30 cm，交培组富集量分别为356.14±8.14、391.86±4.64 μg/kg.

结合不同水分条件下土壤Cd、As有效态含量变化，可以看出藜蒿Cd富集量变化与土壤Cd有效态含量变化不具相关性，表现为湿培组土壤Cd有效态含量最低且藜蒿Cd富集量最低，旱培组与交培组土壤Cd有效态含量较高而藜蒿Cd富集量较低.这是因为土壤溶液中的Cd²⁺是藜蒿富集Cd的主要形式，淹水条件下虽土壤中Cd以Cd²⁺形态为主，由于胶体吸附作用增强致使土壤Cd有效性降低，藜蒿Cd富集量减少；而干旱和旱湿交替条件下土壤Cd以有机结合态为主，Cd不易被藜蒿富集.值得注意的是，虽然对照组土壤有效态Cd含量低于旱培组，但藜蒿Cd富集量却更高，这是因为自然条件较枯水条件更利于藜蒿的正常生长，促进了藜蒿对Cd的吸收.藜蒿As富集量变化与土壤有效As含量变化具有正相关性，表现为湿培组土壤As有效态含量最高且藜蒿As富集量最高，旱培组与交培组土壤As有效态含量较低且藜蒿As富集量较低.主要原因是土壤有效态金属最易被植物吸收利用，其含量变化会直接影响植物重金属富集量，这与其他文献报道结果一致^{[3, 32]}.此外，相同水分条件下藜蒿As富集量有明显增加趋势，其20~30 cm生长阶段的As富集量明显低于15~20 cm的As富集量，这可能由藜蒿生长后期逐渐木质化和纤维化影响其对As的吸收所致.

2.2.3 土壤有效态重金属含量与藜蒿富集量的关系分析

为进一步验证土壤有效态金属含量对藜蒿金属富集量的影响，本文对不同水分条件下土壤有效态Cd、As含量分别与藜蒿富集Cd、As总量进行线性回归及相关性分析，计算结果如表 4所示.土壤有效态Cd与藜蒿富集量在淹水条件下相关系数为0.846，具有一定正相关性(P < 0.05)，而在自然和旱湿交替条件下不具有相关性(P>0.05)；土壤有效态As含量与藜蒿富集总量在淹水、自然及旱湿交替条件下相关系数分别为0.998、0.760和0.840，均具有一定正相关性(P < 0.05)，淹水条件下相关性尤为显著(P < 0.01).其主要原因是：在旱湿交替和自然环境下水分含量较低造成土壤有效态金属分布不均匀，影响了两者的相关性；湿培组的淹水条件使土壤中有效态重金属基本溶解于土壤溶液中，藜蒿根部的吸收量直接受溶液离子浓度的影响，表现为显著的相关性.因此，针对Cd污染严重的土壤：从食品安全角度，可调控土壤水分为缺水或旱湿交替来减少藜蒿Cd富集量；从土壤修复角度，可通过种植藜蒿并调控其土壤水分为淹水来减少土壤Cd有效态含量.针对As污染严重的土壤，从土壤修复角度，通过种植藜蒿并调控其土壤水分为淹水来减少土壤As有效态含量.

3 结论

1) 南矶山湿地土壤As含量(4.75±0.07 mg/kg)低于鄱阳湖背景值(13.37 mg/kg)和国家土壤一级标准值(15 mg/kg)，未造成污染；Cd含量(0.97±0.03 mg/kg)严重超标，具有一定生态风险.

2) 南矶山湿地藜蒿根部As、Cd含量最高，茎叶次之；藜蒿茎中As含量(49.81±3.67 μg/kg)在食品污染限量标准(50 μg/kg)水平，可能存在食用安全风险；茎中Cd含量(28.68±0.73 μg/kg)在安全范围内，存在潜在食用风险.

3) 藜蒿的As、Cd富集量与土壤As、Cd有效含量具有一定关系，不同水分条件区域所生长的藜蒿所含重金属含量会因土壤金属有效性差异而不同，且高水分条件下两者相关性尤为显著.

4) 针对Cd污染土壤，可调控土壤水分为缺水或旱湿交替来减少藜蒿Cd富集量，调控土壤水分为淹水来减少土壤Cd有效态含量；针对As污染土壤，通过种植藜蒿并调控其土壤水分为淹水来减少土壤As有效态含量.