馬文超,劉　媛,孫曉燦,陳錦平,魏　虹

西南大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 重慶　400715

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鎘在土壤-香根草系統(tǒng)中的遷移及轉(zhuǎn)化特征

馬文超,劉媛,孫曉燦,陳錦平,魏虹*

西南大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 重慶400715

摘要:以無(wú)植物組處理為對(duì)照,采用盆栽試驗(yàn)方式探討不同Cd濃度脅迫條件下香根草根際土壤中重金屬Cd的積累、遷移及轉(zhuǎn)化特征。土壤Cd處理設(shè)4個(gè)濃度梯度,分別為0、2、20、80 mg/kg土壤干重。結(jié)果表明：(1) 香根草可以顯著降低土壤中生物有效態(tài)Cd和總Cd含量。(2) 香根草各部分Cd積累量隨處理濃度的增加和處理時(shí)間的延長(zhǎng)而增加,90 d時(shí)80 mg/kg處理組地上部分和根的Cd積累量分別高達(dá)180.42 mg/kg和241.54 mg/kg。(3) 各濃度Cd處理下,富集系數(shù)隨著Cd處理濃度的增加而顯著降低,隨處理時(shí)間的延長(zhǎng)而升高。(4)香根草地上部分Cd含量小于根部,各處理轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1。隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng),中低濃度處理組的轉(zhuǎn)移系數(shù)稍有降低,高濃度處理組的轉(zhuǎn)移系數(shù)則顯著上升。(5) 種植香根草使其根際土中殘?jiān)鼞B(tài)的Cd轉(zhuǎn)化為生物有效態(tài)Cd,提高Cd清除效率。研究結(jié)果表明,香根草能夠有效地吸收土壤中的Cd,降低土壤中總Cd含量,提高土壤安全性,可作為Cd污染地區(qū)植物修復(fù)的備選物種。

關(guān)鍵詞：香根草；Cd；遷移與轉(zhuǎn)化；植物修復(fù)

工業(yè)排污,農(nóng)業(yè)耕作等生產(chǎn)活動(dòng)造成的土壤重金屬污染問(wèn)題日益嚴(yán)重。目前,我國(guó)重金屬污染土壤總面積已達(dá)2×107hm2,占我國(guó)耕地總面積的1/5[1]。2014年全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示我國(guó)土壤環(huán)境狀況不容樂(lè)觀,土壤總超標(biāo)率為16%,無(wú)機(jī)污染物超標(biāo)點(diǎn)位數(shù)占全部超標(biāo)點(diǎn)位的82.8%,其中Cd的點(diǎn)位超標(biāo)率高達(dá)7%[2]。Cd是毒性最強(qiáng)的重金屬元素之一,其易溶于水、有效態(tài)含量高,易進(jìn)入食物鏈,對(duì)人體健康構(gòu)成巨大威脅[3]。傳統(tǒng)的物理、化學(xué)修復(fù)方法存在成本高、破壞土壤理化性質(zhì)、易造成二次污染等弊端[4]。植物修(Phytoremediation) 是利用植物來(lái)轉(zhuǎn)移、容納或轉(zhuǎn)化重金屬污染物使其對(duì)環(huán)境無(wú)害的技術(shù),具有成本低,不破壞生態(tài)環(huán)境等優(yōu)點(diǎn)[5- 7]。

目前研究者已篩選出遏藍(lán)菜(Thlaspicaerulescens)[8]、龍葵(SolanumNigrumL.)[9],寶山堇菜 (Violabaoshanensis)[10]等具有重金屬高富集能力的植物,但這些植物生物量小,根系不夠發(fā)達(dá),限制其對(duì)于土壤中重金屬的大量富集以及對(duì)深層土壤的修復(fù)能力,目前國(guó)內(nèi)外研究的熱點(diǎn)開(kāi)始向具有大生物量的植物轉(zhuǎn)移[11]。香根草 (Vetiveriazizanioides) 是禾本科多年生草本植物,生物量大、根系發(fā)達(dá)、生長(zhǎng)迅速、抗逆性強(qiáng)。香根草具有較強(qiáng)的Cd 耐性,可長(zhǎng)時(shí)間適應(yīng)低濃度 Cd 脅迫,甚至是短時(shí)間的高濃度Cd脅迫[12]。香根草能吸收Cd并儲(chǔ)存在體內(nèi),具有較強(qiáng)的穩(wěn)定能力,在Cd污染土壤的修復(fù)方面有一定應(yīng)用潛力[13]。目前對(duì)于香根草的研究大多針對(duì)其富集能力以及Cd脅迫下的生理響應(yīng),未綜合考慮香根草的富集能力以及對(duì)土壤中重金屬形態(tài)產(chǎn)生的影響,對(duì)于Cd在土壤-香根草系統(tǒng)中的遷移及轉(zhuǎn)化特征尚不明確。

本文以香根草為研究對(duì)象,采用盆栽試驗(yàn)方式,設(shè)置梯度濃度Cd脅迫,測(cè)定香根草各部分組織中Cd的含量以及土壤中各種形態(tài)的Cd含量,通過(guò)探究Cd在土壤-香根草體系中的遷移及轉(zhuǎn)化特征,明確香根草對(duì)土壤中的Cd的清除效果,評(píng)價(jià)香根草是否適用于Cd污染土壤的植物修復(fù)。

1材料與方法1.1試驗(yàn)材料及方法

本試驗(yàn)以重慶市綦江苗圃基地當(dāng)年生香根草分蘗苗作為研究對(duì)象,2014年5月選取生長(zhǎng)基本一致的香根草分蘗苗移栽入培養(yǎng)盆中,每盆1株。盆高20 cm,內(nèi)徑15 cm,裝入風(fēng)干后過(guò)5 mm篩的紫色土4 kg,土壤基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。適應(yīng)性培養(yǎng)50 d后選取長(zhǎng)勢(shì)基本一致的香根草80盆,隨機(jī)分為4組,采取一次性澆灌的方式向土壤中加入CdCl2·2.5H2O,分別設(shè)置Cd濃度梯度為0 mg/kg (無(wú)Cd處理)、2 mg/kg (低濃度處理)、20 mg/kg (中濃度處理)和80 mg/kg土壤干重(高濃度處理),各處理分別定義為無(wú)Cd處理 (CKP)、低濃度處理 (LP)、中濃度處理 (MP)和高濃度處理 (HP)。同時(shí),設(shè)置無(wú)植物組相對(duì)應(yīng)處理4組,各處理5個(gè)重復(fù),分別定義為無(wú)Cd處理 (CK)、低濃度處理 (L)、中濃度處理 (M)和高濃度處理 (H)。所有培養(yǎng)盆置于西南大學(xué)三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室試驗(yàn)基地大棚下進(jìn)行培養(yǎng),試驗(yàn)期間進(jìn)行常規(guī)田間管理。自試驗(yàn)處理之日起,0、40、90 d分別從香根草組各抽取5個(gè)重復(fù)對(duì)植物進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)測(cè)定,同期對(duì)兩組各處理土壤進(jìn)行取樣并測(cè)定。

表1　土壤基本理化性質(zhì)

1.2測(cè)定指標(biāo)

1.2.1Cd含量的測(cè)定

收獲植物全株,將香根草分為地上部分和根,用20 mmol EDTA-Na2漂洗5 min,去除表面吸附的Cd離子,然后迅速用超純水沖洗干凈。放于80℃烘箱中烘至恒重,將烘干后的樣品用球磨儀進(jìn)行粉碎,密封保存待3次取樣完成后統(tǒng)一測(cè)量。土壤經(jīng)自然風(fēng)干,去除雜質(zhì),研磨后過(guò)100目尼龍篩,用簡(jiǎn)單連續(xù)提取法提取土壤中不同形態(tài)的Cd,分別用CaCl2提取中性交換態(tài)Cd,螯合劑DTPA提取螯合態(tài)Cd,最終用強(qiáng)酸溶解殘?jiān)崛堅(jiān)鼞B(tài)Cd[14]。用ICAP 6000 電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀進(jìn)行Cd含量測(cè)定。

1.2.2評(píng)價(jià)指數(shù)計(jì)算

利用Cd含量數(shù)據(jù)計(jì)算生物富集系數(shù) (BCF)、轉(zhuǎn)移系數(shù) (TF) 和生物有效性 (BF),用以評(píng)價(jià)香根草對(duì)Cd的積累及轉(zhuǎn)化能力。計(jì)算公式如下：

生物富集系數(shù) (BCF) = 根或地上部分Cd濃度 (mg/kg干重) /土壤中Cd濃度(mg/kg干重)[15]

轉(zhuǎn)移系數(shù) (TF) = 地上部分平均Cd含量(mg/kg干重) /根部平均Cd(mg/kg干重)[16]

Cd的生物有效性指數(shù) (BF) =(中性交換態(tài)Cd含量+螯合態(tài)Cd含量)/Cd總量[16]

1.2.3數(shù)據(jù)分析

利用統(tǒng)計(jì)分析軟件SPSS 20.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理,運(yùn)用單因素方差分析(One-way ANOVA)分析不同濃度Cd處理對(duì)香根草各部分Cd積累量及土壤中各種形態(tài)Cd含量的影響,雙因素方差分析(Two-way ANOVA)分析香根草和不同處理濃度對(duì)土壤中Cd形態(tài)的影響。Duncan多重比較(Duncan′s multiple range test)檢驗(yàn)各處理之間的差異,采用Origin 8.5作圖分析。

2試驗(yàn)結(jié)果

2.1不同濃度Cd脅迫下香根草各部分的積累量

圖1為香根草地上部分和根部在試驗(yàn)期間Cd的積累量。隨處理濃度的升高和處理時(shí)間的延長(zhǎng),香根草地上部分和根部的Cd積累量均顯著上升,香根草根部的Cd含量顯著高于地上部分。處理90 d時(shí),高濃度處理組地上部分和根部的Cd積累量分別達(dá)到180.42 mg/kg和241.54 mg/kg。在實(shí)驗(yàn)期間各濃度處理組香根草的存活率為100%,隨著Cd積累量的增大,香根草的生物量有所減少,但未阻礙其正常生長(zhǎng)。

圖1　不同Cd濃度脅迫下香根草各部位的Cd累積量Fig.1　Effects of the different Cd concentration on Cd content of Vetiveria zizanioides 圖中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤(n=5)；不同小寫(xiě)字母分別表示同批次各處理之間有顯著差異(P<0.05),不同大寫(xiě)字母表示同批次各處理之間有極顯著差異(P<0.01)；CKP: 香根草組無(wú)Cd處理control check；LP: 香根草組低濃度Cd處理low treatment group with plant；MP: 香根草組中濃度Cd處理medium treatment group with plant；HP: 香根草組高濃度Cd處理high treatment group with plant

2.2香根草對(duì)土壤中Cd形態(tài)及生物有效性的影響

不同Cd濃度處理和種植香根草對(duì)處理90d土壤中的總Cd含量及Cd形態(tài)影響見(jiàn)表2。雙因素方差分析結(jié)果顯示,種植香根草對(duì)土壤中中性交換態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)、生物有效態(tài)Cd(中性交換態(tài)+螯合態(tài))含量有顯著影響,對(duì)土壤中總Cd含量有極顯著影響,對(duì)螯合態(tài)Cd含量無(wú)顯著影響。濃度處理則對(duì)5個(gè)指標(biāo)均有極顯著影響。

表2　香根草對(duì)土壤中不同濃度Cd形態(tài)的影響/(mg/kg干重)

表中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤(n=5)；不同小寫(xiě)字母分別表示同列數(shù)據(jù)之間有顯著差異(P<0.05),不同大寫(xiě)字母表示同列數(shù)據(jù)之間有極顯著差異(P<0.01)；**: P<0.01；*：P<0.05；ns: P>0.05；CK: 無(wú)植物組無(wú)Cd處理controlcheckwithoutplant；L: 無(wú)植物組低濃度Cd處理lowtreatmentgroupwithoutplant；M: 無(wú)植物組中濃度Cd處理mediumtreatmentgroupwithoutplant；H: 無(wú)植物組高濃度Cd處理hightreatmentgroupwithoutplant；CKP: 香根草組無(wú)Cd處理controlcheckwithplant；LP: 香根草組低濃度Cd處理lowtreatmentgroupwithplant;MP: 香根草組中濃度Cd處理mediumtreatmentgroupwithplant；HP: 香根草組高濃度Cd處理hightreatmentgroupwithplant

兩者的交互效應(yīng)對(duì)中性交換態(tài)Cd含量無(wú)顯著影響,對(duì)螯合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量有極顯著影響,對(duì)生物有效態(tài)和總Cd含量有顯著影響。經(jīng)90d處理后,香根草組與無(wú)植物組相比不同濃度處理組土壤中總Cd含量均降低,LP、HP組與相應(yīng)的無(wú)植物組之間差異顯著。與無(wú)植物組相比,香根草組土壤中生物有效態(tài)Cd含量降低,其中MP、HP組生物有效態(tài)Cd含量顯著低于無(wú)植物組。香根草各處理組土壤中性交換態(tài)和螯合態(tài)Cd含量均降低,高濃度處理組顯著低于相應(yīng)的無(wú)植物處理組。香根草組殘?jiān)鼞B(tài)Cd低于無(wú)植物組,其中LP和HP顯著低于相應(yīng)的無(wú)植物處理組。

圖2為不同Cd濃度處理香根草組和無(wú)植物組土壤中Cd的生物有效性。由圖可知,土壤中Cd的生物有效性指數(shù)隨處理濃度的升高而增加。香根草組土壤生物有效性除HP組外均低于無(wú)植物處理組,其中LP組與L組間差異顯著。

圖2　不同Cd濃度處理香根草和無(wú)植物土壤中Cd的生物有效性指數(shù)Fig.2　Bioavailability factors (BFs) of Cd in soils with Vetiveria zizanioides and no plant under different Cd treatments圖中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤 (n=5)；不同小寫(xiě)字母分別表示各處理之間有顯著差異 (P<0.05),不同大寫(xiě)字母分別表示各處理之間有極顯著差異 (P<0.01)；CK:control check without plant(無(wú)植物組無(wú)Cd處理)；L: 無(wú)植物組低濃度Cd處理low treatment group without plant；M: 無(wú)植物組中濃度Cd處理medium treatment group without plant；H: 無(wú)植物組高濃度Cd處理high treatment group without plant；CKP: 香根草組無(wú)Cd處理control check with plant；LP: 香根草組低濃度Cd處理low treatment group with plant；MP: 香根草組中濃度Cd處理medium treatment group with plant；HP: 香根草組高濃度Cd處理high treatment group with plant

2.3不同Cd脅迫下香根草的富集和轉(zhuǎn)移特性

香根草根部的生物富集系數(shù)在40d、90d兩次取樣時(shí)均隨土壤Cd處理濃度升高而顯著下降(圖2),其地上部分LP組的生物富集系數(shù)顯著高于MP和HP組,MP和HP組無(wú)顯著差異。香根草根部LP組的富集系數(shù)顯著高于MP和HP組,如40d和90d時(shí)香根草MP、HP組根部生物富集系數(shù)較LP組分別降低65.4%、77.8%和81.4%、91.5%。隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng),90d時(shí)香根草的生物富集系數(shù)均大于40d時(shí)的結(jié)果,其中90d時(shí)香根草HP組地上部分和根部的生物富集系數(shù)分別是40d時(shí)的2.95倍和2.22倍。

圖3　不同濃度的Cd脅迫下香根草的富集系數(shù)Fig.3　Effects of the different Cd concentration on Bio-concentration factor of Vetiveria zizanioides 圖中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤(n=5)；不同小寫(xiě)字母分別表示同批次各處理之間有顯著差異(P<0.05),不同大寫(xiě)字母分別表示同批次各處理之間有極顯著差異(P<0.01)；LP: 香根草組低濃度Cd處理low treatment group with plant；MP: 香根草組中濃度Cd處理medium treatment group with plant；HP: 香根草組高濃度Cd處理high treatment group with plant

在40d、90d兩次取樣時(shí)香根草LP和MP組的轉(zhuǎn)移系數(shù)均顯著低于HP組(圖4),HP組的轉(zhuǎn)移系數(shù)在40d和90d時(shí)分別達(dá)到0.56和0.74,分別是LP組的1.20倍和2.05倍,是MP組的1.24倍和1.94倍。隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng),90d時(shí)LP組和MP組的轉(zhuǎn)移系數(shù)較40d天時(shí)均降低,與40d相比,90d時(shí)HP組的轉(zhuǎn)移系數(shù)有所增加,是40d的1.34倍。

圖4　不同濃度的Cd脅迫對(duì)香根草轉(zhuǎn)移系數(shù)　Fig.4　Effects of the different Cd concentration on translocation factor of Vetiveria zizanioides圖中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤(n=5)；不同小寫(xiě)字母分別表示同批次各處理之間有顯著差異(P<0.05),不同大寫(xiě)字母分別表示同批次各處理之間有極顯著差異(P<0.01) ；LP: 香根草組低濃度Cd處理low treatment group with plant；MP: 香根草組中濃度Cd處理medium treatment group with plant；HP: 香根草組高濃度Cd處理high treatment group with plant

3討論

用于重金屬污染治理的富集植物,其體內(nèi)重金屬積累量直接決定其修復(fù)效率。以往研究的焦點(diǎn)集中于超富集植物,即具有能夠超量吸收積累重金屬能力的植物[17]。就重金屬Cd而言,超富集植物即自然條件下葉片或地上部分干重的Cd含量大于 100mg/kg的植物[18]。魏樹(shù)和[19]等研究發(fā)現(xiàn)龍葵(Solanum nigrumL)莖和葉中的Cd積累量分別達(dá)到104mg/kg和125mg/kg；杜瑞英[20]等研究發(fā)現(xiàn)象草(Pennisetum purpureum)地上部分Cd含量可達(dá)200mg/kg,根部可達(dá)91mg/kg。但以上植物的生物量較小,在實(shí)際應(yīng)用中對(duì)土壤中Cd的修復(fù)效果有限。

研究表明香根草對(duì)Cd有一定的耐性和富集能力,劉國(guó)云[21]等通過(guò)水培研究發(fā)現(xiàn)香根草對(duì)于Cd的積累量隨處理濃度的升高而增加,本試驗(yàn)結(jié)果與其一致,試驗(yàn)中不同處理香根草體內(nèi)Cd含量存在顯著差異。香根草對(duì)Cd的積累量隨時(shí)間的延長(zhǎng)而增加,試驗(yàn)期間香根草生物量在試驗(yàn)中的Cd處理濃度和時(shí)間范圍內(nèi)未受明顯影響,說(shuō)明香根草可在一定范圍Cd脅迫下生長(zhǎng)。本試驗(yàn)中,處理90d時(shí),高濃度處理組香根草地上部分和根系的Cd積累量分別高達(dá)180.42mg/kg和241.54mg/kg,顯示出較強(qiáng)的Cd富集能力。

富集系數(shù)可以反映植物對(duì)于重金屬吸收、積累能力,用以修復(fù)重金屬污染的植物富集系數(shù)在1以上為好[22]。研究表明,孔雀草(Tagetes patula)和胡楊(Populus euphratica)的富集系數(shù)隨重金屬處理濃度的升高而下降[23-24],本試驗(yàn)的結(jié)果與其一致。香根草對(duì)于低濃度的Cd富集效果最為明顯,40d時(shí)低濃度處理組香根草地上部分和根部富集系數(shù)分別達(dá)到2.99和6.48,顯著高于中高濃度處理組。但隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng),香根草各部分的富集系數(shù)顯著上升,90d時(shí)高濃度組地上部分和根部的Cd積累量較40d時(shí)分別增加66.3%和52.6%。

植物通過(guò)根系吸收重金屬并將部分重金屬轉(zhuǎn)移至地上部分,大多數(shù)植物根部的重金屬富集量高于地上部分[11]。植物根細(xì)胞可貯存較多的Cd,減少Cd向地上部分的運(yùn)輸[25]。研究表明Cd可取代葉綠體中的Fe2+、Zn2 +、Mg2+等與其體內(nèi)富含巰基 (—SH) 的蛋白質(zhì)結(jié)合,破壞葉綠體微結(jié)構(gòu),抑制葉綠素前體的合成,并導(dǎo)致葉綠素分解,造成葉綠素含量降低[26]。本試驗(yàn)兩次取樣結(jié)果均顯示香根草根部的Cd含量高于地上部分,香根草40d和90d時(shí)高濃度組的轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為0.56和0.75,均小于1。香根草這種Cd儲(chǔ)藏策略可降低Cd對(duì)地上部分產(chǎn)生的毒害作用。

通常認(rèn)為土壤中的總Cd含量越高其潛在的危害越大,但Cd在土壤中的生物活性直接決定Cd污染的危害程度。沈陽(yáng)張士灌區(qū)長(zhǎng)期直接使用工業(yè)廢水灌溉農(nóng)田,梁彥秋等人研究發(fā)現(xiàn)該污染區(qū)域土壤中有效態(tài)Cd含量占50%,導(dǎo)致該地區(qū)農(nóng)作物Cd含量嚴(yán)重超標(biāo)[27]。鄧朝陽(yáng)等人研究發(fā)現(xiàn),土壤有效態(tài)Cd含量與土壤總Cd含量有顯著的線性關(guān)系[28]。研究表明植物能夠影響其根際土壤中重金屬的形態(tài)[29-31],但尚無(wú)定論。有研究認(rèn)為植物通過(guò)根際分泌物來(lái)對(duì)土壤中難溶態(tài)的Cd進(jìn)行活化,提高土壤中Cd的生物有效性[31]。李花粉等研究發(fā)現(xiàn)根際分泌物中的有機(jī)酸可促進(jìn)難溶態(tài)的Cd溶解,如小麥和水稻在缺鐵的情況下會(huì)從根部大量釋放植物鐵載體,能夠活化根際難溶態(tài)的Cd,從而影響土壤中Cd的形態(tài)[32]。植物也可通過(guò)根系吸附、沉積,或者通過(guò)絡(luò)合作用降低金屬離子價(jià)態(tài)來(lái)固定重金屬,從而降低土壤中有效態(tài)重金屬含量[18]。本試驗(yàn)中,各處理組土壤中總Cd的生物有效性指數(shù)隨處理濃度的增加而增加,說(shuō)明Cd濃度越高,生物活性態(tài)Cd的含量也就越大,其生物毒性越強(qiáng)。本試驗(yàn)中,香根草組與無(wú)植物組相比土壤中生物有效態(tài)Cd和總Cd含量均降低,說(shuō)明種植香根草可降低土壤中Cd含量。與無(wú)植物組相比,香根草各處理組殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量減少表明種植香根草使殘?jiān)鼞B(tài)Cd轉(zhuǎn)化為生物有效態(tài)Cd,將來(lái)研究中需繼續(xù)關(guān)注其具體作用機(jī)制。低濃度處理組香根草根際土中Cd生物有效性指數(shù)顯著低于無(wú)植物組,隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng),土壤生物有效性有所降低。處理90d時(shí)香根草組土壤中的生物有效態(tài)Cd含量和總Cd含量大多顯著低于相應(yīng)的無(wú)植物處理組,說(shuō)明香根草在試驗(yàn)處理范圍內(nèi)對(duì)土壤中的Cd具有較好的清除效果,且隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng)清除效果越顯著。

4結(jié)論

(1)香根草通過(guò)根系吸收土壤中的Cd,將部分Cd轉(zhuǎn)移至地上部分,轉(zhuǎn)移系數(shù)隨處理濃度增加和處理時(shí)間延長(zhǎng)而增大,但其轉(zhuǎn)移系數(shù)始終小于1。

(2)香根草能有效降低土壤中的總Cd含量,其Cd積累量隨處理濃度的增高和處理時(shí)間的延長(zhǎng)而增加,但隨著處理濃度的增加,其富集系數(shù)顯著降低。

(3)種植香根草使其根際土中Cd形態(tài)發(fā)生轉(zhuǎn)化,可提高香根草對(duì)Cd清除效率。

本試驗(yàn)中香根草對(duì)于不同處理土壤中Cd均有清除效果,其中對(duì)于HP組清除效果最為顯著,綜合香根草生物量大,生長(zhǎng)快速的特點(diǎn),可考慮將其用于Cd污染地區(qū)的植物修復(fù)。

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基金項(xiàng)目:國(guó)際科技合作專(zhuān)項(xiàng)(2015DFA90900); 三峽后續(xù)工作庫(kù)區(qū)生態(tài)與生物多樣性保護(hù)專(zhuān)項(xiàng)項(xiàng)目(5000002013BB5200002);重慶市林業(yè)重點(diǎn)科技攻關(guān)項(xiàng)目(渝林科研2015- 6)；中央財(cái)政林業(yè)科技推廣示范項(xiàng)目(渝林科推[2014- 10])

收稿日期:2015- 06- 26;

修訂日期:2015- 11- 24

*通訊作者

Corresponding author.E-mail: weihong@swu.edu.cn

DOI:10.5846/stxb201506261297

Transfer and transformation characteristics of cadmium from soil toVetiveriazizanioides

MA Wenchao, LIU Yuan, SUN Xiaocan, CHEN Jinping, WEI Hong*

KeyLaboratoryofEco-environmentintheThreeGorgesReservoirRegionoftheMinistryofEducation,CollegeofLifeScience,SouthwestUniversity,Chongqing400715,China

Abstract：Soil cadmium (Cd) contamination poses serious environmental concerns. The arable land area contaminated with Cd has been increasing in recent years, and it has now reached 2 × 105 km2, which accounting for 1/5 of the country′s arable land. Soil Cd contamination has already jeopardized food security in China. Cd is one of the most phytotoxic heavy metals, and it is easily taken up by plants owing to its high bioavailability. Thus it easily enters the food chain and poses considerable threat to human health. This environmental concern can be overcome by phytoremediation— a powerful environment-friendly technique that involves growing plants for the extraction of toxic metals from contaminated soil. The ideal plant species for phytoremediation would be a high biomass-producing plant that can both tolerate and accumulate the desired soil contaminants. Exploitation of heavy metal uptake into plant biomass as a method of soil decontamination is limited by plant productivity and the metal concentration achieved. Therefore, more information is needed to identify the optimum plant species for phytoremediation, particularly in Cd contaminated soils. This study aimed to bridge this gap and evaluated the usefulness of Vetiveria zizanioides as a candidate species for phytoremediation. V. zizanioides is a tall (1—2m), fast-growing and perennial tussock grass, and eurytopic in terms of habitat choice. It develops a long (3—4m), massive and complex root system, which can penetrate the deeper layers of the soil. This species is known to have potential applications for phytoremediation of Cd-contaminatedsoil. Here, we conducted a microcosm experiment to determine the transfer and transformation characteristics of Cd from soil to V. zizanioides. The experiment involved two groups, each comprising four soil Cd-contaminated treatments, with or without plants, and 5 replicates per treatment. These included control, low, medium, and high treatment groups treatments, containing Cd concentrations of 0, 2, 20, 80 mg/kg soil dry weight, respectively. Groups containing soils planted with V. zizanioides were designated CKP, LP, MP, and HP, respectively, and those without plants were designated CK, L, M and H respectively. Cd contents in soil and plant tissues were further analyzed by ICP (inductively coupled plasma) method. The different forms of Cd, including neutral exchange form of Cd concentration extracted by CaCl2, chelate form of Cd concentration extracted by chelant DTPA, and residual fractions of Cd in soils were examined to determine the effect of V. zizanioides on bioavailable and total Cd in soil. Cd accumulation in the aboveground parts and root of V. zizanioides, bio-concentration factor (BCF), translocation factor (TF), and bioavailability factor (BF) were calculated as indicators of the translocation and accumulation capability of plants. The results showed that V. zizanioides significantly decreased the bio-available Cd and total Cd in soils. Furthermore, the Cd concentration in aboveground parts and root of V. zizanioides increased with increasing soil Cd addition．After 90 days of treatment, Cd concentrations reached 180.42 mg/kg and 241.54 mg/kg in aboveground parts and roots, respectively, under HP treatment. With increasing concentrations of Cd, the BCF of V. zizanioides decreased significantly, but it increased with prolonged time. Moreover, Cd contents of aboveground parts were lower than those in roots for all treatment, and all TFs were lower than 1. Planting V. zizanioides could facilitate the transformation of the residual Cd fractions to the bio-available form. These results demonstrate that V. zizanioides is suitable for phytoremediation of Cd-contaminated soils and aids in improvement of soil quality from the aspect of food safety.

Key Words:Vetiveria zizanioides; Cadmium; bioavailbility; phytoremediation

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Ma W C, Liu Y, Sun X C, Chen J P, Wei H.Transfer and transformation characteristics of cadmium from soil toVetiveriazizanioides.Acta Ecologica Sinica,2016,36(11):3411- 3418.