馬文超,劉　媛,孫曉燦,陳錦平,魏　虹

西南大學生命科學學院,三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室, 重慶　400715

?

鎘在土壤-香根草系統中的遷移及轉化特征

馬文超,劉媛,孫曉燦,陳錦平,魏虹*

西南大學生命科學學院,三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室, 重慶400715

摘要:以無植物組處理為對照,采用盆栽試驗方式探討不同Cd濃度脅迫條件下香根草根際土壤中重金屬Cd的積累、遷移及轉化特征。土壤Cd處理設4個濃度梯度,分別為0、2、20、80 mg/kg土壤干重。結果表明：(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間的延長而增加,90 d時80 mg/kg處理組地上部分和根的Cd積累量分別高達180.42 mg/kg和241.54 mg/kg。(3) 各濃度Cd處理下,富集系數隨著Cd處理濃度的增加而顯著降低,隨處理時間的延長而升高。(4)香根草地上部分Cd含量小于根部,各處理轉移系數均小于1。隨著處理時間的延長,中低濃度處理組的轉移系數稍有降低,高濃度處理組的轉移系數則顯著上升。(5) 種植香根草使其根際土中殘渣態(tài)的Cd轉化為生物有效態(tài)Cd,提高Cd清除效率。研究結果表明,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)植物修復的備選物種。

關鍵詞：香根草；Cd；遷移與轉化；植物修復

工業(yè)排污,農業(yè)耕作等生產活動造成的土壤重金屬污染問題日益嚴重。目前,我國重金屬污染土壤總面積已達2×107hm2,占我國耕地總面積的1/5[1]。2014年全國土壤污染狀況調查公報顯示我國土壤環(huán)境狀況不容樂觀,土壤總超標率為16%,無機污染物超標點位數占全部超標點位的82.8%,其中Cd的點位超標率高達7%[2]。Cd是毒性最強的重金屬元素之一,其易溶于水、有效態(tài)含量高,易進入食物鏈,對人體健康構成巨大威脅[3]。傳統的物理、化學修復方法存在成本高、破壞土壤理化性質、易造成二次污染等弊端[4]。植物修(Phytoremediation) 是利用植物來轉移、容納或轉化重金屬污染物使其對環(huán)境無害的技術,具有成本低,不破壞生態(tài)環(huán)境等優(yōu)點[5- 7]。

目前研究者已篩選出遏藍菜(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,限制其對于土壤中重金屬的大量富集以及對深層土壤的修復能力,目前國內外研究的熱點開始向具有大生物量的植物轉移[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、生長迅速、抗逆性強。香根草具有較強的Cd 耐性,可長時間適應低濃度 Cd 脅迫,甚至是短時間的高濃度Cd脅迫[12]。香根草能吸收Cd并儲存在體內,具有較強的穩(wěn)定能力,在Cd污染土壤的修復方面有一定應用潛力[13]。目前對于香根草的研究大多針對其富集能力以及Cd脅迫下的生理響應,未綜合考慮香根草的富集能力以及對土壤中重金屬形態(tài)產生的影響,對于Cd在土壤-香根草系統中的遷移及轉化特征尚不明確。

本文以香根草為研究對象,采用盆栽試驗方式,設置梯度濃度Cd脅迫,測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,通過探究Cd在土壤-香根草體系中的遷移及轉化特征,明確香根草對土壤中的Cd的清除效果,評價香根草是否適用于Cd污染土壤的植物修復。

1材料與方法1.1試驗材料及方法

本試驗以重慶市綦江苗圃基地當年生香根草分蘗苗作為研究對象,2014年5月選取生長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,內徑15 cm,裝入風干后過5 mm篩的紫色土4 kg,土壤基本理化性質見表1。適應性培養(yǎng)50 d后選取長勢基本一致的香根草80盆,隨機分為4組,采取一次性澆灌的方式向土壤中加入CdCl2·2.5H2O,分別設置Cd濃度梯度為0 mg/kg (無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,設置無植物組相對應處理4組,各處理5個重復,分別定義為無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)盆置于西南大學三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室試驗基地大棚下進行培養(yǎng),試驗期間進行常規(guī)田間管理。自試驗處理之日起,0、40、90 d分別從香根草組各抽取5個重復對植物進行相關指標測定,同期對兩組各處理土壤進行取樣并測定。

表1　土壤基本理化性質

1.2測定指標

1.2.1Cd含量的測定

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行粉碎,密封保存待3次取樣完成后統一測量。土壤經自然風干,去除雜質,研磨后過100目尼龍篩,用簡單連續(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,最終用強酸溶解殘渣提取殘渣態(tài)Cd[14]。用ICAP 6000 電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀進行Cd含量測定。

1.2.2評價指數計算

利用Cd含量數據計算生物富集系數 (BCF)、轉移系數 (TF) 和生物有效性 (BF),用以評價香根草對Cd的積累及轉化能力。計算公式如下：

生物富集系數 (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]

轉移系數 (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 (BF) =(中性交換態(tài)Cd含量+螯合態(tài)Cd含量)/Cd總量[16]

1.2.3數據分析

利用統計分析軟件SPSS 20.0進行數據處理,運用單因素方差分析(One-way ANOVA)分析不同濃度Cd處理對香根草各部分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土壤中Cd形態(tài)的影響。Duncan多重比較(Duncan′s multiple range test)檢驗各處理之間的差異,采用Origin 8.5作圖分析。

2試驗結果

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期間Cd的積累量。隨處理濃度的升高和處理時間的延長,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,高濃度處理組地上部分和根部的Cd積累量分別達到180.42 mg/kg和241.54 mg/kg。在實驗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。

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 圖中數值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫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處理90d土壤中的總Cd含量及Cd形態(tài)影響見表2。雙因素方差分析結果顯示,種植香根草對土壤中中性交換態(tài)、殘渣態(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,對土壤中總Cd含量有極顯著影響,對螯合態(tài)Cd含量無顯著影響。濃度處理則對5個指標均有極顯著影響。

表2　香根草對土壤中不同濃度Cd形態(tài)的影響/(mg/kg干重)

表中數值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫字母分別表示同列數據之間有顯著差異(P<0.05),不同大寫字母表示同列數據之間有極顯著差異(P<0.01)；**: P<0.01；*：P<0.05；ns: P>0.05；CK: 無植物組無Cd處理controlcheckwithoutplant；L: 無植物組低濃度Cd處理lowtreatmentgroupwithoutplant；M: 無植物組中濃度Cd處理mediumtreatmentgroupwithoutplant；H: 無植物組高濃度Cd處理hightreatmentgroupwithoutplant；CKP: 香根草組無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

兩者的交互效應對中性交換態(tài)Cd含量無顯著影響,對螯合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量有極顯著影響,對生物有效態(tài)和總Cd含量有顯著影響。經90d處理后,香根草組與無植物組相比不同濃度處理組土壤中總Cd含量均降低,LP、HP組與相應的無植物組之間差異顯著。與無植物組相比,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的無植物處理組。香根草組殘渣態(tài)Cd低于無植物組,其中LP和HP顯著低于相應的無植物處理組。

圖2為不同Cd濃度處理香根草組和無植物組土壤中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植物土壤中Cd的生物有效性指數Fig.2　Bioavailability factors (BFs) of Cd in soils with Vetiveria zizanioides and no plant under different Cd treatments圖中數值為平均值±標準誤 (n=5)；不同小寫字母分別表示各處理之間有顯著差異 (P<0.05),不同大寫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(無植物組無Cd處理)；L: 無植物組低濃度Cd處理low treatment group without plant；M: 無植物組中濃度Cd處理medium treatment group without plant；H: 無植物組高濃度Cd處理high treatment group without plant；CKP: 香根草組無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移特性

香根草根部的生物富集系數在40d、90d兩次取樣時均隨土壤Cd處理濃度升高而顯著下降(圖2),其地上部分LP組的生物富集系數顯著高于MP和HP組,MP和HP組無顯著差異。香根草根部LP組的富集系數顯著高于MP和HP組,如40d和90d時香根草MP、HP組根部生物富集系數較LP組分別降低65.4%、77.8%和81.4%、91.5%。隨著處理時間的延長,90d時香根草的生物富集系數均大于40d時的結果,其中90d時香根草HP組地上部分和根部的生物富集系數分別是40d時的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Fig.3　Effects of the different Cd concentration on Bio-concentration factor of Vetiveria zizanioides 圖中數值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫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兩次取樣時香根草LP和MP組的轉移系數均顯著低于HP組(圖4),HP組的轉移系數在40d和90d時分別達到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。隨著處理時間的延長,90d時LP組和MP組的轉移系數較40d天時均降低,與40d相比,90d時HP組的轉移系數有所增加,是40d的1.34倍。

圖4　不同濃度的Cd脅迫對香根草轉移系數　Fig.4　Effects of the different Cd concentration on translocation factor of Vetiveria zizanioides圖中數值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫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,其體內重金屬積累量直接決定其修復效率。以往研究的焦點集中于超富集植物,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]。魏樹和[19]等研究發(fā)現龍葵(Solanum nigrumL)莖和葉中的Cd積累量分別達到104mg/kg和125mg/kg；杜瑞英[20]等研究發(fā)現象草(Pennisetum purpureum)地上部分Cd含量可達200mg/kg,根部可達91mg/kg。但以上植物的生物量較小,在實際應用中對土壤中Cd的修復效果有限。

研究表明香根草對Cd有一定的耐性和富集能力,劉國云[21]等通過水培研究發(fā)現香根草對于Cd的積累量隨處理濃度的升高而增加,本試驗結果與其一致,試驗中不同處理香根草體內Cd含量存在顯著差異。香根草對Cd的積累量隨時間的延長而增加,試驗期間香根草生物量在試驗中的Cd處理濃度和時間范圍內未受明顯影響,說明香根草可在一定范圍Cd脅迫下生長。本試驗中,處理90d時,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180.42mg/kg和241.54mg/kg,顯示出較強的Cd富集能力。

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

植物通過根系吸收重金屬并將部分重金屬轉移至地上部分,大多數植物根部的重金屬富集量高于地上部分[11]。植物根細胞可貯存較多的Cd,減少Cd向地上部分的運輸[25]。研究表明Cd可取代葉綠體中的Fe2+、Zn2 +、Mg2+等與其體內富含巰基 (—SH) 的蛋白質結合,破壞葉綠體微結構,抑制葉綠素前體的合成,并導致葉綠素分解,造成葉綠素含量降低[26]。本試驗兩次取樣結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時高濃度組的轉移系數分別為0.56和0.75,均小于1。香根草這種Cd儲藏策略可降低Cd對地上部分產生的毒害作用。

通常認為土壤中的總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。沈陽張士灌區(qū)長期直接使用工業(yè)廢水灌溉農田,梁彥秋等人研究發(fā)現該污染區(qū)域土壤中有效態(tài)Cd含量占50%,導致該地區(qū)農作物Cd含量嚴重超標[27]。鄧朝陽等人研究發(fā)現,土壤有效態(tài)Cd含量與土壤總Cd含量有顯著的線性關系[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],但尚無定論。有研究認為植物通過根際分泌物來對土壤中難溶態(tài)的Cd進行活化,提高土壤中Cd的生物有效性[31]。李花粉等研究發(fā)現根際分泌物中的有機酸可促進難溶態(tài)的Cd溶解,如小麥和水稻在缺鐵的情況下會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]。植物也可通過根系吸附、沉積,或者通過絡合作用降低金屬離子價態(tài)來固定重金屬,從而降低土壤中有效態(tài)重金屬含量[18]。本試驗中,各處理組土壤中總Cd的生物有效性指數隨處理濃度的增加而增加,說明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。本試驗中,香根草組與無植物組相比土壤中生物有效態(tài)Cd和總Cd含量均降低,說明種植香根草可降低土壤中Cd含量。與無植物組相比,香根草各處理組殘渣態(tài)Cd含量減少表明種植香根草使殘渣態(tài)Cd轉化為生物有效態(tài)Cd,將來研究中需繼續(xù)關注其具體作用機制。低濃度處理組香根草根際土中Cd生物有效性指數顯著低于無植物組,隨著處理時間的延長,土壤生物有效性有所降低。處理90d時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的無植物處理組,說明香根草在試驗處理范圍內對土壤中的Cd具有較好的清除效果,且隨著處理時間的延長清除效果越顯著。

4結論

(1)香根草通過根系吸收土壤中的Cd,將部分Cd轉移至地上部分,轉移系數隨處理濃度增加和處理時間延長而增大,但其轉移系數始終小于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間的延長而增加,但隨著處理濃度的增加,其富集系數顯著降低。

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

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

參考文獻(References):

[1]WilleyN.Phytoremediation:MethodsandReviews.Totowa,NewJersey:HumanaPress, 2007: 351- 379.

[2]環(huán)境保護部, 國土資源部. 全國土壤污染狀況調查公報. 中國國土資源報, (2014- 04- 18) [2015- 06- 25].http://www.gtzyb.com/yaowen/20140418_62262.shtml.

[3]DalCorsoG,FarinatiS,MaistriS,FuriniA.Howplantscopewithcadmium:stakingallonmetabolismandgeneexpression.JournalofIntegrativePlantBiology, 2008, 50(10): 1268- 1280.

[4]王慶仁, 崔巖山, 董藝婷. 植物修復──重金屬污染土壤整治有效途徑. 生態(tài)學報, 2001, 21(2): 326- 331.

[5]SaltDE,BlaylockM,KumarNPBA,DushenkovV,EnsleyBD,ChetI,RaskinI.Phytoremediation:anovelstrategyfortheremovaloftoxicmetalsfromtheenvironmentusingplants.NatureBiotechnology, 1995, 13(5): 468- 474.

[6]廖曉勇, 陳同斌, 閻秀蘭, 聶燦軍. 提高植物修復效率的技術途徑與強化措施. 環(huán)境科學學報, 2007, 27(6): 881- 893.

[7]韋朝陽, 陳同斌. 重金屬超富集植物及植物修復技術研究進展. 生態(tài)學報, 2001, 21(7):1196- 1203.

[8]BakerAJM,ProctorJ.Theinfluenceofcadmium,copper,lead,andzinconthedistributionandevolutionofmetallophytesintheBritishIsles.PlantSystematicsandEvolution, 1990, 173(1/2): 91- 108.

[9]WeiSH,ClarkG,DoronilaAI,JinJ,MonsantAC.CdhyperaccumulativecharacteristicsofAustraliaecotypeSolanum nigrumL.anditsimplicationinscreeninghyperaccumulator.InternationalJournalofPhyoremediation, 2013, 15(3): 199- 205.

[10]劉威, 束文圣, 藍崇鈺. 寶山堇菜(Viola baoshanensis)——一種新的鎘超富集植物. 科學通報, 2003, 48(19): 2046- 2049.

[11]PulfordD,WatsonCI.Phytoremediationofheavymetal-contaminatedlandbytrees—areview.EnvironmentInternational, 2003, 29(4): 529- 540.

[12]高偉, 魏虹, 賈中民, 田曉峰. 香根草對鎘脅迫的光合響應. 西南師范大學學報:自然科學版, 2012, 37(10): 59- 64.

[13]努扎艾提·艾比布, 劉云國, 曾光明, 徐立, 宋華曉, 陳貝貝. 香根草對鎘毒害的生理耐性和積累特性. 環(huán)境科學學報, 2009, 29(9): 1958- 1963.

[14]MaizI,ArambarriI,GarciaR,MillánE.Evaluationofheavymetalavailabilityinpollutedsoilsbytwosequentialextractionproceduresusingfactoranalysis.EnvironmentalPollution, 2000, 110(1): 3- 9.

[15]IslamMS,UenoY,SikderMT,KurasakiM.PhytofiltrationofarsenicandcadmiumfromthewaterenvironmentusingMicranthemum umbrosum (J.F.Gmel)S.FBlakeAsAHyperaccumulator.InternationalJournalofPhytoremediation, 2013, 15(10): 1010- 1021.

[16]ParkS,KimKS,KangD,YoonH,SungK.Effectsofhumicacidonheavymetaluptakebyherbaceousplantsinsoilssimultaneouslycontaminatedbypetroleumhydrocarbons.EnvironmentalEarthSciences, 2013, 68(8): 2375- 2384.

[17]陳同斌, 閻秀蘭, 廖曉勇, 黃澤春, 雷梅. 關于hyperaccumulator中文譯名的探討. 環(huán)境科學學報, 2005, 25(9): 1148- 1150.

[18]AliH,KhanE,SajadMA.Phytoremediationofheavymetals--conceptsandapplications.Chemosphere, 2013, 91(7): 869- 881.

[19]魏樹和, 周啟星, 王新, 張凱松, 郭觀林. 一種新發(fā)現的鎘超積累植物龍葵(Solanum nigrumL). 科學通報, 2004, 49(24): 2568- 2573.

[20]杜瑞英, 聶呈榮, 林初夏, 劉勇. 鎘污染土壤對潛在能源植物生長的影響. 生態(tài)環(huán)境, 2006, 15(4): 735- 738.

[21]劉云國, 宋筱琛, 王欣, 閔宗義, 柳思勉. 香根草對重金屬鎘的積累及耐性研究. 湖南大學學報:自然科學版, 2010, 37(1): 75- 79.

[22]SunYB,ZhouQX,WangL,LiuWT.CadmiumtoleranceandaccumulationcharacteristicsofBidens pilosaL.asapotentialCd-hyperaccumulator.JournalofHazardousMaterials, 2009, 161(2- 3): 808- 814.

[23]LiuYT,ChenZS,HongCY.Cadmium-inducedphysiologicalresponseandantioxidantenzymechangesinthenovelcadmiumaccumulator, Tagetes patula.JournalofHazardousMaterials, 2011, 189(3): 724- 731.

[24]SunJ,WangRG,ZhangX,YuYC,ZhaoR,LiZY,ChenS.HydrogensulfidealleviatescadmiumtoxicitythroughregulationsofcadmiumtransportacrosstheplasmaandvacuolarmembranesinPopulus euphraticacells.PlantPhysiologyandBiochemistry, 2013, 65: 67- 74.

[25]ChardonnensAN,TenBookumWM,KuijperLDJ,VerkleijJAC,ErnstWHO.DistributionofcadmiuminleavesofcadmiumtolerantandsensitiveecotypesofSilene vulgaris.PhysiologiaPlantarum, 1998, 104(1): 75- 80.

[26]LiangP,PardeeA.DifferentialdisplayofeukaryoticmessengerRNAbymeansofthepolymerasechainreaction.Science, 1992, 257(5072): 967- 971.

[27]梁彥秋, 劉婷婷, 鐵梅, 鄧斌, 孫鵬, 臧樹良. 鎘污染土壤中鎘的形態(tài)分析及植物修復技術研究. 環(huán)境科學與技術, 2007, 30(2): 57- 58.

[28]鄧朝陽, 朱霞萍, 郭兵, 王小玉, 吳九九, 張軍. 不同性質土壤中鎘的形態(tài)特征及其影響因素. 南昌大學學報:工科版, 2012, 34(4): 341- 346.

[29]MenchMJ,FarguesS.Metaluptakebyiron-efficientandinefficientoats.PlantandSoil, 1994, 165(2): 227- 233.

[30]張雯, 魏虹, 孫曉燦, 顧艷文. 鎘在土壤-金絲垂柳系統中的遷移特征. 生態(tài)學報, 2013, 33(19): 6147- 6153.

[31]陳有鑑, 陶澍, 鄧寶山, 張學青, 黃藝. 不同作物根際環(huán)境對土壤重金屬形態(tài)的影響. 土壤學報, 2001, 38(1): 54- 59.

[32]李花粉, 鄭志宇, 張福鎖, 毛達如. 鐵對小麥吸收不同形態(tài)鎘的影響. 生態(tài)學報, 1999, 19(2): 170-173.

基金項目:國際科技合作專項(2015DFA90900); 三峽后續(xù)工作庫區(qū)生態(tài)與生物多樣性保護專項項目(5000002013BB5200002);重慶市林業(yè)重點科技攻關項目(渝林科研2015- 6)；中央財政林業(yè)科技推廣示范項目(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

馬文超,劉媛,孫曉燦,陳錦平,魏虹.鎘在土壤-香根草系統中的遷移及轉化特征.生態(tài)學報,2016,36(11):3411- 3418.

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.