全 文 ：第 36 卷第 8 期
2015 年 8 月
环 境 科 学
ENVIＲONMENTAL SCIENCE
Vol． 36，No． 8
Aug．，2015
镉-八氯代二苯并呋喃复合污染土壤中紫茉莉对镉的
修复能力
张杏丽，邹威，周启星*
(南开大学环境科学与工程学院，环境污染过程与基准教育部重点实验室 /天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室，
天津 300071)
摘要:针对土壤重金属-持久性有机物复合污染日益严重的现象，本研究以镉 (Cd)和1，2，3，4，6，7，8，9-八氯代二苯并呋喃
(OCDF)为典型的重金属和持久性有机污染物，选取紫茉莉为修复植物，通过温室盆栽实验研究 Cd-OCDF复合污染土壤中植
物的耐性以及有机物对植物提取土壤中 Cd能力的影响． 结果表明种植 3 个月期间，紫茉莉在 Cd浓度 ≤200 mg·kg －1的复合
污染土壤中具有较强的耐性，株高和生物量降低有限;与 Cd单一污染相比，OCDF对紫茉莉株高、根部生物量无显著影响，
Cd浓度 200 mg·kg －1，OCDF浓度 500 μg·kg －1时，OCDF存在使紫茉莉地上生物量降低 22. 19%，其它处理组，OCDF对紫茉
莉地上生物量无显著抑制作用，反而某些处理组增加紫茉莉地上生物量． Cd-OCDF复合污染效应与 Cd单一污染相比，Cd浓
度为 200 mg·kg －1，OCDF浓度为 100 μg·kg －1时，紫茉莉根部 Cd积累量降低了 34. 44%，Cd浓度为 400 mg·kg －1，OCDF 浓
度为 100 μg·kg －1时，根部和叶部 Cd积累量分别降低了 7. 93%和 18. 09%;其它处理组，OCDF不同程度地提高了紫茉莉根、
茎、叶提取和积累土壤中 Cd的能力． 可见，用紫茉莉修复高浓度 Cd-OCDF复合污染土壤中的 Cd具有实践上的可行性．
关键词:土壤复合污染;紫茉莉;镉;OCDF;植物修复;镉形态
中图分类号:X53 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2015)08-3045-11 DOI:10． 13227 / j． hjkx． 2015． 08． 043
收稿日期:2015-01-24;修订日期:2015-03-18
基金项目:国家自然科学基金项目(31170473，U1133006)
作者简介:张杏丽(1987 ～) ，女，博士，主要研究方向为生态毒理与
分子机制，E-mail:zhxl929@ 126． com
* 通讯联系人，E-mail:zhouqx523@ 126． com
Competence of Cd Phytoremediation in Cd-OCDF Co-contaminated Soil Using
Mirabilis jalapa L．
ZHANG Xing-li，ZOU Wei，ZHOU Qi-xing*
(Key Laboratory of Pollution Processes and Environmental Criteria (Ministry of Education)/Tianjin Key Laboratory of Environmental
Ｒemediation and Pollution Control，College of Environmental Science and Engineering，Nankai University，Tianjin 300071，China)
Abstract:Soil contamination by heavy metals and persistent organic pollutants tends to be severe． Pot experiment was conducted to
investigate the phytoremediation of cadmium(Cd)in Cd-OCDF Co-contaminated Soil by Mirabilis jalapa L．，using OCDF and Cd as
the model pollutants of persistent organic pollutants and heavy metals，to study the growth responses of plant and OCDF effects on
phytoremediation of Cd． The results showed that during three months of planting the height and dry biomass of Mirabilis jalapa L．
decreased slightly when the Cd concentration was not higher than 200 mg·kg －1，and the plant exhibited high tolerance to Cd and
OCDF． Compared with the Cd single pollution，OCDF had no significant effect on the height and root biomass of Mirabilis jalapa L． ．
When the concentration of Cd was 200 mg·kg －1 and the concentration of OCDF was 500 μg·kg －1，the shoot biomass was reduced by
22. 19% ． In other treatments，OCDF showed no significant inhibition to the shoot biomass of Mirabilis jalapa L．，but increased the
shoot biomass in some treatments． Compared with single Cd pollution，when the concentration of Cd was 200 mg·kg －1 and the
concentration of OCDF was 100 μg·kg －1，the Cd accumulation of root was reduced by 34. 44% ． When the concentration of Cd was 400
mg·kg －1 and the concentration of OCDF was 100 μg·kg －1，the Cd accumulation in root and leaf was reduced by 7. 93% and
18. 09%，respectively． In other treatments，OCDF promoted the extraction and accumulation of Cd by root，stem and leaf of Mirabilis
jalapa L． from soil to some degree． So using Mirabilis jalapa L． to remediate Cd from high Cd concentration and OCDF co-
contaminated soil is feasible．
Key words:co-contaminated soil;Mirabilis jalapa L．;cadmium;OCDF;phytoremediation;Cd speciation
镉常被用于电镀油漆着色剂、合金抗腐蚀和抗
磨擦剂、反应原子堆的控制棒、塑料稳定剂、光敏
元件的制备以及电池生产等行业［1］，肥料、杀虫剂
和杀菌剂中也含有镉，含镉产品涉及家电、汽车、
日用陶瓷、橡胶塑料和皮革等［2］． 镉由于应用广
泛、消费形式多样，增加了对环境污染的机会，从毒
性和蓄积作用来看，镉都是继汞、铅之后污染环境、
威胁人类健康的第 3 个金属元素． 2005 年 4 月至
2013 年 12 月，我国开展的全国土壤污染状况调查
结果显示，全国土壤总的超标率为 16. 1%，其中轻
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微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为
11. 2%、2. 3%、1. 5%和 1. 1%;无机污染物超标点
位数占全部超标点位的 82. 8%，在众多重金属污染
中，土壤 Cd 污染点位超标率 7. 0%位于首位［3，4］．
工矿业、农业等人为活动以及土壤环境背景值高是
造成土壤污染或超标的主要原因，湖南下水湾铅锌
尾矿库区土壤 Cd 平均含量 18. 92 mg·kg －1，是全国
土壤 Cd 平均含量的 195 倍［5］． 2000 年农业部环境
监测系统检测 14 个省会城市共2 110个样品 Cd 污
染状况，发现蔬菜中重金属 Cd 等污染超标率高达
23. 5%;南京郊区 18 个检测点青菜叶中 Cd 含量全
部超过食品卫生标准，最多超过 17 倍［6］． 广西南宁
郊区一冶炼厂附近农田土壤 Cd 含量高达 22. 06
mg·kg －1，远高于当地土壤背景值，蔬菜可食部分 Cd
含量高达 0. 24 mg·kg －1，远远高于背景土壤中蔬菜
Cd含量 0. 02 mg·kg －1［7］． 土壤 Cd污染造成我国水
稻、蔬菜等农产品的质量下降，严重影响人体健康
及农业可持续发展，已被认定为优先控制的重金属
元素［8］．
重金属污染常伴随一些难降解的有机物［9］． 多
氯二苯并呋喃 (polychlorinated dibenzo-p-furans，
PCDFs)是《关于持久性有机污染物的斯德歌尔摩公
约》中明确需要优先控制和治理的世界性持久性有
机污染物(POPs)之一［10］，与多氯二苯并二 英
(polychlorinated dibenzo-p-dioxins，PCDDs)统称为二
英类污染物，PCDFs 主要是垃圾燃烧排放和含氯
化工过程的副产物［11，12］． 垃圾焚烧炉附近上空气相
与颗粒相中 PCDD /Fs含量及分布研究结果表明，高
氯代 PCDFs因辛醇水分配系数高、亲脂性强，主要
存在于颗粒相中，颗粒相中 PCDD /Fs可以通过干湿
沉降进入土壤环境［13］． 我国土壤 PCDD /Fs 较严重
区域及主要污染源如表 1［14］． PCDFs极强的亲脂性
导致其能在土壤和沉积物中聚集，在食品特别是乳
制品、鱼类和贝类中有广泛的分布，长期食用含有
这种低浓度 PCDFs污染物的食品，会引发癌症、皮
肤病、生殖障碍、胎儿畸形等病症，世界卫生组织
国际癌症研究中心将 PCDFs 确定为一级致癌
物［15］． PCDFs可以通过皮肤、粘膜、呼吸道、消化
道、食物链富集进入人体，其中食物链是最主要的
途径［16］． 金一和等［17］研究发现，大连地区母乳中二
英类污染物总毒性当量中位数(以 TEQs / fat 计，
下同)为 15. 184 73 pg·g －1，沈阳地区为 7. 121 29
pg·g －1，我国母乳中二 英污染水平处于世界平均
水平，新生儿授乳期间二 英摄入量估计值超过
WHO推荐的成人每日耐受量，应引起足够的重视．
天津塘沽化工厂从 1958 ～ 2004 年生产含氯农药，
2013 年抽取工厂 10 km内居住的 20 ～ 30 岁生育期
妇女血液，检测发现，血液中 PCDD /Fs 含量(以
WHO-TEQ 计)为 14. 76 ～ 139. 77 pg·g －1，PCDD /Fs
主要通过空气、水体和食物进入人体，人体中
PCDD /Fs毒性当量与距离化工产距离呈负相关
性［18］．
植物修复是一种新兴高效、绿色廉价、环境友
好的生物修复技术，它最大限度地降低修复时对环
境的扰动，适用于大面积污染土壤的治理，具有技术
和经济上的双重优势，是目前土壤污染修复研究的
热点［19 ～ 22］． 目前，国内重金属的植物修复研究较
多，例如已经发现的 Cd超富集植物，遏蓝菜(Thlaspi
caerulescens)［23 ～ 25］、 印 度 芥 菜 (Brassica juncea
L．)［26］、宝山堇菜(Viola baoshanensis)［27］、龙葵
(Solanum nigrum L．)［28，29］、 蒌 蒿 (Artemisia
selengensis)［30］等． 对于植物能否提取土壤中的
PCDD /Fs是个有争议的话题，国外一些学者认为，
PCDD /Fs亲脂性化合物与土壤 /沉积物颗粒紧密结
合不能被植物根部吸收，PCDD /Fs 污染地区植物体
内的 PCDD /Fs主要来自于大气沉降［31 ～ 33］;一些学
者认为 PCDD /Fs可以被植物根部吸收并转移到地
上部分． 例如，Nunes 等［34］ 研究发现植物 H．
portulacoides与 S． perennis 可以提取沼泽地沉积物中
的 PCDD /Fs 并富集在根、茎、叶部分，且对低氯的
PCDD /Fs富集效果更好． Hulster等［35］研究发现，西
葫芦，黄瓜和南瓜地上部分积累大量土壤中的
PCDD /Fs，比其他研究的果实和蔬菜中含量约高两
个数量级． Inui 等［36］研究了 3 个西葫芦亚种对
PCDD /Fs的不同吸收情况，发现“Black Beauty”和
“Gold Ｒush”两个西葫芦亚种中 PCDDs和 PCDFs的
毒性当量值是“Patty Green”亚种中的 180 倍，吸收
机制可能与 PCDD /Fs的理化性质有关． Wang等［37］
发现日本广泛存在的白三叶草在 BDF 污染的土壤
中不仅生长快，而且根部能够降解氯苯化合物的微
生物含量显著增加，推断白三叶草具有修复土壤中
PCDD /Fs的潜力．
紫茉莉(Mirabilis jalapa L．)，是一年或多年生
植物，种植广泛，植物粗壮，生长快，并能自播繁衍后
代，能较好地提取土壤中的 Cd［38］． 刘家女［39］研究
发现，紫茉莉对高浓度 Cd (Cd 浓度达到 300
mg·kg －1)仍有较好的耐性;紫茉莉在硝基苯浓度小
于 10 mg·kg －1污染土壤中具有较好的耐性，并且能够
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8 期 张杏丽等:镉-八氯代二苯并呋喃复合污染土壤中紫茉莉对镉的修复能力
促进土壤中硝基苯的去除［40］． 紫茉莉生物量大，作为
花卉植物不进入食物链，是应用于土壤植物修复较好
的选择． 虽然关于 Cd 污染土壤的植物修复研究较
多，但 Cd-PCDFs复合污染土壤的植物修复研究至今
尚未报道，本文在相关研究基础上，选择八氯代二苯
并呋喃(OCDF)为典型的 PCDFs，人工模拟 OCDF 与
Cd复合污染土壤，通过紫茉莉株高、生物量、植株内
Cd含量及土壤中 Cd 形态等指标测定，研究:①紫茉
莉在复合污染土壤中的耐性;②有机物 OCDF 对紫
茉莉积累 Cd特性的影响;③不同污染条件下 Cd 形
态变化;旨在探讨紫茉莉修复 Cd-PCDFs复合污染土
壤中 Cd的潜力和可行性． 该研究结果对今后开展
PCDD/Fs 的植物修复研究及重金属-POPs 复合污染
植物修复研究具有一定借鉴意义．
表 1 我国污染较严重区域土壤中 PCDD/Fs含量及主要污染源1)
Table 1 Concentrations and the main pollution sources of PCDD /Fs in soil of some serious pollution regions in China
地区 土壤中 PCDD /Fs含量 主要污染源
江西 33 660a 喷洒五氯酚钠
广东贵屿 967 550a 电子垃圾焚烧
长江三角洲水稻土 2 726a 电子垃圾焚烧
长江三角洲典型农田 2 639. 1a 露天拆卸废旧变压器、电子垃圾及焚烧废弃电缆电线等
台湾南部 606 000a 五氯苯酚生产
浙江 3 159a 工业生产，电子垃圾拆卸
天津某化工区附近土壤 (48 ～ 493. 14)c 六六六、六氯苯、五氯酚和五氯酚钠等化学农药或中间体生产
天津大沽排污河底泥 1 264b 六六六、六氯苯、五氯酚和五氯酚钠等化学农药或中间体生产
1)字母 a、b、c 分别表示单位:pg·g － 1(以 dw计)、pg·g － 1(以 I-TEQ /dw计)，pg·g － 1(以 WHO-TEQ /dw计)
1 材料与方法
1. 1 试验材料
土壤采自天津塘沽经济技术开发区森林公园无
污染的表层土(0 ～ 20 cm)，自然风干过 2 mm 筛，
其理化性质如下:pH 7. 78，有机质(OM)18. 85
g·kg －1，阳离子交换量(CEC)16. 33 cmol·kg －1，黏粒
34. 10%，粉粒 28. 91%，砂砾 36. 99% ． 紫茉莉
(Mirabilis jalapa L．)购自北京花仙子种子有限公
司，株高 45 ～ 80 cm，紫色花． OCDF 标准品购自上
海安谱科学仪器有限公司，CdCl2·2. 5H2O 分析纯，
HNO3、HF、H2O2 均为优级，其它化学试剂为分
析纯．
1. 2 试验方法
盆栽试验地点天津市南开大学泰达学院长江学
者科研团队温室，温度维持在 18 ～ 25℃，日光照时
间持续 16 h．
试验土壤共设 10 个处理组，每个处理组重复 3
次，Cd-OCDF 的添加浓度(Cd 浓度mg·kg －1，OCDF
浓度μg·kg －1 ．)为:0-0(CK)、100-0(T1)、100-100
(T2)、100-500(T3)、200-0(T4)、200-100(T5)、
200-500(T6)、400-0(T7)、400-100(T8)、400-500
(T9)，其中前一数字表示 Cd染毒浓度，后一数字表
示 OCDF染毒浓度． 具体染毒过程如下:OCDF标准
品先用少量二氯甲烷溶解，再用丙酮稀释不同浓度
标准溶液，按照设定的浓度将 OCDF 丙酮稀释液加
入到 300 g 土壤中，待丙酮挥发后，加入 CdCl2·
2. 5H2O固体粉末，然后用1 200 g未污染土不断稀
释，多次搅拌、混匀，装入型号一致的花盆中(H =
18 cm，D = 23 cm)，定期浇水，平衡一个月．
紫茉莉种子放于 10% 双氧水中浸泡灭菌 30
min，用蒸馏水冲洗干净，播种于干净土壤育苗盘中
育苗;待花苗生长 4 ～ 5 个真叶，高度约为 5 ～ 8 cm
时，选取长势一致的幼苗进行移栽，每盆 3 棵幼苗等
距离栽培;花盆底部放置塑料托盘，防止 Cd 污染物
和土壤溶液渗漏损失掉，根据土壤缺水状况不定期
浇水，花盆随机摆放． 紫茉莉生长 3 个月后将其
收获．
1. 3 植物株高及生物量的测定
收获植物时，采用“抖落法”收集根表皮附近的
根际土． 非根际土为植物移出后，再次将盆中土壤
混合均匀的土壤． 将植物整体从土壤中移出，测量
株高;用自来水和去离子水冲清洗植物，沥去水分．
分为根、茎、叶三部分，放到 105℃ 电热恒温鼓风干
燥箱中杀青 20 min，65℃下烘干至恒重，称量干重
后粉碎备用．
1. 4 土壤及植物体内 Cd含量测定
分别称取植物根、茎、叶各 0. 1g，加入浓 HNO3
6 mL和 36% H2O2 2 mL，放入微波消解仪进行三步
程序升温消解，消解条件设定:①120℃，8 min，800
W;② 150℃，6 min，800 W;③180℃，8 min，900 W．
根际土与非根际土 0. 1 g，分别加入浓 HNO3 6 mL、
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36%H2O2 2 mL和 HF 3 mL，微波消解最佳消解条
件为:① 150℃，8 min，900 W;② 180℃，10 min，900
W;③200℃，10 min，1 000 W．
消解完全得到的上清液转移到 25 mL 比色管
中，用 2% HNO3 定容，过 0. 45 μm 滤膜，用原子吸
收分光光度计(AA240FS，VAＲIAN)测定 Cd 含量，
波长为 222. 8 nm．
1. 5 Cd转移系数、富集系数与地上部分提取率计算
富集系数反映了植物从土壤中提取重金属并在
体内积累的能力，富集系数越大，表明植物富集重金
属能力越强;转移系数反映植物向地上部分转移重
金属的能力;地上部分 Cd 提取率反映植物提取土
壤中 Cd的潜力，计算公式分别如下:
富集系数 BF = 植物体内重金属含量(mg·kg
－1)
土壤环境中重金属含量(mg·kg－1)
(1)
转移系数 IF = 植物地上部分重金属含量(mg·kg
－1)
植物根部重金属含量(mg·kg－1)
(2)
地上部分提取率 = 地上部分 Cd总积累量(mg·kg
－1)
土壤中 Cd浓度(mg·kg－1)
(3)
1. 6 根际土与非根际土 Cd形态测定
重金属的生物可利用性和毒性与总含量没有很
好的相关性，主要取决于它们在环境中的存在形态，
不同的形态产生不同的环境效应，直接影响到重金
属的毒性迁移及在自然界的循环，研究重金属的形
态分布可提供更为详细的重金属元素迁移性和生物
可利用性的信息［41 ～ 43］． 根据土壤中各形态重金属
的生物可利用性及对环境的危害程度差异，可将其
分为可利用态、潜在可利用态和不可利用态，其中
可利用态包括水溶态和离子交换态，活性和迁移性
很强，可被生物直接利用，其环境危害性最大;潜在
可利用态包括碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和
有机结合态，它们在土壤条件(如氧化还原电位、
pH值)发生变化时，可转变成可利用态;不可利用
态即指残渣态，不会被植物吸收，环境危害最
小［44，45］． 目前，土壤及沉积物中重金属形态分析方
法主要是通过一系列化学活性不断增强的提取剂来
连续提取分离不同形态的重金属，这些试剂主要有
弱酸、弱碱、中性盐、螯合剂、强酸等［46］． BCＲ 重
金属形态分析方法是 90 年代提出的，1999 年 Ｒauret
等［47］对 BCＲ法作了改进，改进后的 BCＲ 法重现性
好，回收率高，步骤简单，易于操作，已被广泛用于土
壤及沉积物中重金属形态分析［48 ～ 50］． 大致过程如
下:称取 0. 5 g风干过筛土样，按表 2 所述加入提取
剂，振荡 16 h后，3 000 r·min －1下离心 25 min，上清
液倒入 50 mL比色管中;残留泥加入 10 mL去离子
水，漩涡振荡 3 min，离心弃去上清液，离心管中的泥
土用于下一步提取． 每一步得到的上清液用 2%
HNO3 定容，过 0. 45 μm滤膜，用火焰原子吸收测定
Cd浓度．
表 2 改进 BCＲ连续提取法分析流程
Table 2 Process of modified BCＲ sequential extraction
步骤 形态 提取成分 提取剂 提取方法
Ⅰ 酸可提取态 交换态、碳酸盐结合态 20 mL，0. 11 mol·L －1 HOAc 25℃，250 r·min －1摇床连续振荡 16 h
Ⅱ 氧化物结合态 铁锰氧化物结合态
20 mL，0. 5 mol·L －1 NH2OH·
HCl(稀 HNO3 调 pH = 1. 5)
25℃，250 r·min －1摇床连续振荡 16 h
Ⅲ 有机结合态 有机物和硫化物结合态
10 mL，8. 8 mol·L －1 H2O2，pH 2
～ 3，25 mL，1 mol·L －1 NH4OAc
(稀 HNO3 调 pH = 2)
先加入 5 mL，8. 8 mol·L －1 H2O2 25℃放置 1 h，放入
85℃水浴锅中蒸至溶液小于 3 mL，偶尔振荡;继续加
入 5 mL，8. 8 mol·L －1 H2O2，蒸至溶液体积为 1 mL，偶
尔振荡;冷却后加入 1. 0 mol·L －1、pH 值为 2. 0
NH4OAC，25 mL，25℃下连续振荡 16 h
Ⅳ 残渣态 成岩矿物质内金属 微波消解法 微波消解测定修复后土壤中 Cd全量，用差减法计算
1. 7 数据分析
文中所列结果为 3 次重复的平均值，数据统计
与分析采用 SPSS 20 与 Origin 8. 5 进行． 按照单因
素方差分析方法中 Duncan 多重分析的方法，进行
多组样本间的显著性分析，规定显著性水平 P ＜
0. 05．
2 结果与讨论
2. 1 复合污染条件下紫茉莉耐性分析
紫茉莉生长 3 个月至开花期观察发现，Cd 浓度
为 400 mg·kg －1单一与复合污染处理组，紫茉莉根
部生长明显受到抑制，主根很小，须根不发达，茎很
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8 期 张杏丽等:镉-八氯代二苯并呋喃复合污染土壤中紫茉莉对镉的修复能力
细，有一定程度的落叶现象． 其它各处理组从外观
看生长状况良好．
各处理组下紫茉莉株高及生物量变化分别见图
1 ～ 3． 由图 1 可知:与 CK 相比，Cd 浓度为 100
mg·kg －1各处理组，株高无显著变化，紫茉莉生长良
好，株高最大;Cd 浓度为 200 mg·kg －1 和 400
mg·kg －1各处理组之间，紫茉莉株高无显著性差异，
但是均低于空白组，随着 Cd 浓度从 200 ～ 400
mg·kg －1，紫茉莉株高降低有限，说明紫茉莉对高浓
度 Cd污染具有一定的耐性．
由图 2、3 可知:紫茉莉地上和地下生物量均明
显低于空白组 CK，Cd 浓度为 100 mg·kg －1和 200
mg·kg －1各处理组之间，地下及地上生物量基本上
无显著性差异，Cd 浓度为 400 mg·kg －1时，相对于
Cd 浓度为 100 mg·kg －1和 200 mg·kg －1处理组，地下
及地上生物量均明显减小，即紫茉莉在 Cd 浓度≤
200 mg·kg －1的污染土壤中有较强的耐性． 刘家
女［39］研究表明，紫茉莉在 Cd浓度为 200 mg·kg －1和
300 mg·kg －1的单一污染土壤中栽培时，与无污染空
白组对照，Cd地上部分生物量有所减小，但是不明
显，在 500 mg·kg －1浓度的 Cd 污染土壤中生长时，
地上部分生物量是对照的 34. 33%，明显降低，该研
究结果与此基本一致．
图 1 不同处理组紫茉莉株高变化
Fig． 1 Change in height of Mirabilis jalapa L．
under different treatments
由图 1 ～ 3 可知，Cd-OCDF 复合污染处理组与
Cd单一污染处理组相比，紫茉莉株高及根部生物量
变化均是不显著的． 地上部生物量变化如下:Cd浓
度为 100 mg·kg －1，OCDF浓度为 100 μg·kg －1时，地
图 2 不同处理组紫茉莉根部生物量变化
Fig． 2 Change in root biomass of Mirabilis jalapa L．
under different treatments
图 3 不同处理组紫茉莉地上部分生物量变化
Fig． 3 Change in shoot biomass of Mirabilis jalapa L．
under different treatments
上生物量是 Cd 单一处理组的 1. 15 倍;OCDF 浓度
为 500 μg·kg －1时，地上生物量与 Cd 单一处理组相
比无显著变化． Cd浓度为 200 mg·kg －1，OCDF浓度
为 100 μg·kg －1时，地上生物量与单一 Cd 处理组相
比无显著变化;OCDF 浓度为 500 μg·kg －1时，地上
生物量是单一 Cd处理组的 77. 81%，紫茉莉生长受
到抑制． Cd浓度为 400 mg·kg －1，OCDF 浓度为 100
μg·kg －1，地上生物量是 Cd 单一处理组的 1. 28 倍;
OCDF浓度为 500 μg·kg －1时，地上生物量与 Cd 单
一处理组相比无显著变化．
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株高和生物量指标反映植物在逆境胁迫下的生
长变化，是植物对污染物耐性大小的体现，总体上，
紫茉莉从幼苗至开花期 3 个月时间内，紫茉莉在 Cd
浓度 ≤200 mg·kg －1的复合污染土壤中具有较强的
耐性，株高和生物量降低有限;与 Cd 单一污染相
比，OCDF对紫茉莉株高、根部生物量无显著影响，
Cd浓度 200 mg·kg －1，OCDF 浓度 500 μg·kg －1时，
OCDF存在使紫茉莉地上生物量降低 22. 19%，其它
处理组，OCDF对紫茉莉地上生物量无显著抑制作
用，反而某些处理组增加紫茉莉地上生物量． 可能
是，OCDF属于亲脂性的有机污染物(Kow ＞ 10
4)等，
可被强烈吸附在土壤有机质上，其与土壤固相不可
逆吸附形成的固相残留态很难被植物吸收进入体
内，故没有对植物产生明显的直接毒害作用．
2. 2 复合污染条件下紫茉莉积累 Cd特性分析
不同处理组紫茉莉根、茎、叶各部分 Cd 积累
量见表 3． 数据分析可知:紫茉莉不同组织中 Cd 含
量变化趋势为根 ＞叶 ＞茎． Cd 浓度为 100 mg·kg －1
时，OCDF 存使紫茉莉根部 Cd 积累量分别提高了
51. 88%、16. 98%，茎、叶部 Cd 积累量无变化，
OCDF存在促进了紫茉莉根部从土壤提取积累 Cd
的能力，且低浓度 OCDF 促进作用较大． Cd 浓度为
200 mg·kg －1，OCDF 浓度为 100 μg·kg －1时，紫茉莉
叶部 Cd积累量提高了 6. 26%，根部 Cd积累量降低
了 34. 44%;OCDF 浓度为 500 μg·kg －1时，紫茉莉
根、茎、叶各部分 Cd 积累量均增加了 6. 39%、
16. 76%、10. 36% ． Cd 浓度为 400 mg·kg －1，OCDF
浓度为 100 μg·kg －1时，紫茉莉根部和叶部 Cd 积累
量分别降低了 7. 93%、18. 09%，茎部 Cd 积累量增
加了 31. 04%;OCDF 浓度为 500 μg·kg －1时，紫茉
莉根、茎、叶 Cd积累量无显著性差异． 结果表明，
OCDF-Cd复合污染效应与单一 Cd污染相比，Cd浓
度为 200 mg·kg －1，OCDF浓度为 100 μg·kg －1时，紫
茉莉根部 Cd 积累量降低了 34. 44%，Cd 浓度为
400 mg·kg －1，OCDF 浓度为 100 μg·kg －1时，根部
和叶部 Cd积累量分别降低了 7. 93%、18. 09%，其
它处理组，OCDF不同程度的提高了紫茉莉根、茎、
叶提取和积累土壤中 Cd的能力．
表 3 不同处理组紫茉莉根茎叶对 Cd的积累量1)/mg·kg －1
Table 3 Accumulation of Cd in roots，stems and leaves of Mirabilis jalapa L． under different treatments /mg·kg －1
处理组 根中 Cd含量 茎中 Cd含量 叶中 Cd含量
0 ～ 0 0． 43 ± 0． 01g 0． 44 ± 0． 03f 0． 22 ± 0． 02g
100 ～ 0 116． 55 ± 7． 53f 20． 18 ± 3． 27e 36． 17 ± 2． 30f
100 ～ 100 177． 02 ± 3． 84c 18． 08 ± 0． 53e 37． 96 ± 1． 85f
100 ～ 500 136． 34 ± 11． 57e 16． 80 ± 1． 11e 45． 30 ± 3． 68f
200 ～ 0 158． 31 ± 4． 34d 35． 21 ± 4． 32d 94． 67 ± 1． 40d
200 ～ 100 103． 79 ± 7． 38f 32． 61 ± 1． 48d 100． 60 ± 2． 20c
200 ～ 500 168． 42 ± 14． 67cd 42． 11 ± 0． 63c 104． 48 ± 2． 00b
400 ～ 0 230． 80 ± 6． 43a 59． 53 ± 6． 47b 126． 71 ± 5． 28a
400 ～ 100 212． 50 ± 21． 07b 78． 01 ± 8． 01a 103． 79 ± 2． 65b
400 ～ 500 239． 94 ± 5． 89a 64． 56 ± 3． 21b 131． 68 ± 5． 1a
1)数字后字母表示差异显著性分析结果(P ＜ 0. 05)，字母完全不同则差异显著
Zhang等［51］用灯芯草(Juncus subsecundus)修复
PAHs与 Cd复合污染土壤，发现在 Cd与 PAHs单一
及复合污染条件下，植物生物量均明显降低，低浓度
PAHs与 Cd复合时，PAHs缓解了 Cd 对植物的毒害
作用，明显增加了植物的生物量及地上部分对 Cd
的积累量，即有机物提高了植物提取重金属的效率，
有机污染物具有缓解重金属对植物生长抑制的作
用． Batty 等［52］研究发现，在多环芳烃(芘)与锌
(Zn)的复合污染土壤中，印度芥菜和高羊茅均能有
效的积累土壤中的 Zn，但是在复合污染环境下，印
度芥菜生物量明显降低，生长受到明显抑制作用，说
明有机污染物和重金属共存抑制了植物生长． Singe
等［53］发现多环芳烃(PAHs)与镍(Ni)构成的复合污
染土壤，PAHs 存在抑制了 Ni 超积累香雪球植物的
生长，但是对植物积累镍的能力没有影响． Sun
等［54］报道中指出砷(As)和菲复合污染降低了蜈蚣
草叶部对 As的积累． 本研究与以上研究均表明，重
金属-有机物复合污染土壤作用机制非常复杂，不同
的重金属、有机物在不同植物中具有不同的吸收与
降解机制，这与复合污染物类型，污染浓度以及植物
种类有关，不存在绝对的正相关与负相关的关系．
富集系数、转移系数及地上部分提取率变化
可以较好地反映不同浓度 OCDF 对孔雀草提取土
壤中 Cd，并向地上部分转移能力的影响，转移系数
或者地上富集系数越大，说明土壤中重金属容易
向地上部分转移，越有利于植物修复土壤中的重
0503
8 期 张杏丽等:镉-八氯代二苯并呋喃复合污染土壤中紫茉莉对镉的修复能力
金属，因为植物地上部分容易收割处理，不同污染
条件下紫茉莉富集系数、转移系数及地上部 Cd提
取率见表 4．
由表 4 可知:紫茉莉根部富集系数大于地上部
富集系数，Cd 主要积累在根部;随着 Cd 浓度增大，
Cd的转移系数呈增大趋势． 在 Cd 浓度为 100
mg·kg －1，加入不同浓度的 OCDF 污染物，紫茉莉地
上和地下富集系数均增加，即 OCDF 促进了紫茉莉
对土壤中 Cd的富集，且根部富集系数大于 1，说明
此时紫茉莉对土壤中 Cd 有很强的提取能力． 紫茉
莉地上部分 Cd提取率较低，由于紫茉莉生物量大，
每盆 Cd提取量相对较大．
表 4 不同处理组紫茉莉富集系数、转移系数及地上部 Cd提取率
Table 4 Enrichment factors，translocation factors and extraction efficiency of Mirabilis jalapa L． under different treatments
处理组 根部富集系数 地上富集系数 转移系数
地上提取 Cd含量
/mg·pot － 1
地上部分 Cd提取率
/%
100 ～ 0 1. 17 ± 0. 08c 0. 27 ± 0. 02c 0. 23 ± 0. 02d 0. 57 0. 24
100 ～ 100 1. 77 ± 0. 04a 0. 28 ± 0. 01bc 0. 16 ± 0. 00c 0. 97 0. 28
100 ～ 500 1. 36 ± 0. 12b 0. 29 ± 0. 02b 0. 22 ± 0. 01d 0. 58 0. 24
200 ～ 0 0. 79 ± 0. 02d 0. 29 ± 0. 02b 0. 37 ± 0. 01bc 0. 83 0. 23
200 ～ 100 0. 52 ± 0. 04e 0. 32 ± 0. 01a 0. 62 ± 0. 05a 0. 54 0. 27
200 ～ 500 0. 84 ± 0. 07d 0. 27 ± 0. 01c 0. 32 ± 0. 03c 0. 91 0. 16
400 ～ 0 0. 58 ± 0. 02e 0. 24 ± 0. 02d 0. 41 ± 0. 04b 0. 63 0. 13
400 ～ 100 0. 53 ± 0. 05e 0. 23 ± 0. 01d 0. 43 ± 0. 05b 0. 79 0. 16
400 ～ 500 0. 60 ± 0. 01e 0. 24 ± 0. 00d 0. 40 ± 0. 02b 0. 85 0. 16
2. 3 复合污染条件下 Cd形态及含量分析
2. 3. 1 紫茉莉非根际土 Cd形态及含量变化
各处理组紫茉莉非根际土中 Cd 形态分布与百
分比见表 5 和图 4． 分析可得:紫茉莉非根际土中
Cd形态以酸可提取态和氧化物结合态为主，二者大
约占 95% ～98% ． 当 Cd 浓度为 100 mg·kg －1时，紫
茉莉非根际土中 Cd 形态变化趋势为酸可提取态 ＞
氧化物结合态 ＞残渣态 ＞有机结合态，当 Cd 浓度
为 200 mg·kg －1和 400 mg·kg －1时，非根际土中 Cd
形态变化趋势为酸可提取态 ＞氧化物结合态 ＞有机
结合态 ＞残渣态． 当 Cd 浓度由 100 mg·kg －1增到
200 mg·kg －1，酸可提取态 Cd比例与氧化结合态 Cd
比例基本不变，升高至 400 mg·kg －1时，酸可提取态
Cd比例增加，氧化结合态 Cd和残渣态 Cd比例逐渐
降低． 表明随着 Cd浓度增加，土壤中 Cd含量越高，
有效态含量比例相对越大，对植物和其他生物毒害
作用越强．
Cd为 100 mg·kg －1时，加入不同浓度 OCDF后，
酸可提取态 Cd含量基本不变，氧化结合态 Cd 和有
机结合态 Cd含量相对降低，残渣态 Cd 含量分别是
单一 Cd 污染的 2. 75 与 2. 49 倍，即加入不同浓度
OCDF后使 Cd 转化为不可利用态存在，降低了 Cd
的生物有效性，减缓了对紫茉莉的毒害效应，这与紫
茉莉生长良好，株高没有明显降低，对土壤中 Cd 提
取效率较高相对应;Cd 浓度为 200 mg·kg －1时，加
入不同浓度 OCDF后，酸可提取态 Cd 含量升高、氧
化结合态和有机结合态含量降低很小，残渣态 Cd
含量是单一 Cd污染的 1. 96 和 1. 24 倍;Cd 浓度为
400 mg·kg －1时，残渣态 Cd含量分别是 Cd单一污染
的 0. 80，2. 50 倍，Cd其它形态含量变化不明显．
表 5 各处理组非根际土中 Cd形态含量1)/mg·kg －1
Table 5 Cd speciation in the non-rhizosphere soil under different treatments /mg·kg －1
处理组 酸可提取态 氧化物结合态 有机结合态 残渣态 Cd全量
100 ～ 0 61． 51 ± 2． 99(1． 00) 37． 24 ± 2． 65(1． 00) 1． 06 ± 0． 13(1． 00) 1． 46 ± 0． 40(1． 00) 101． 27 ± 5． 75
100 ～ 100 57． 18 ± 2． 21(0． 93) 32． 37 ± 1． 51(0． 87) 0． 84 ± 0． 08(0． 79) 4． 01 ± 0． 32(2． 75) 94． 41 ± 2． 90
100 ～ 500 60． 51 ± 2． 58(0． 98) 35． 76 ± 1． 61(0． 96) 0． 90 ± 0． 12(0． 85) 3． 64 ± 0． 64(2． 49) 100． 81 ± 3． 03
200 ～ 0 114． 63 ± 3． 14(1． 00) 69． 27 ± 3． 21(1． 00) 2． 81 ± 0． 23(1． 00) 1． 61 ± 0． 53(1． 00) 188． 33 ± 5． 01
200 ～ 100 120． 41 ± 3． 49(1． 05) 66． 91 ± 4． 37(0． 97) 2． 84 ± 0． 37(1． 01) 3． 17 ± 0． 95(1． 96) 193． 33 ± 6． 86
200 ～ 500 115． 74 ± 3． 75(1． 01) 68． 31 ± 2． 21(0． 99) 2． 62 ± 0． 16(0． 93) 2． 00 ± 0． 57(1． 24) 188． 66 ± 4． 78
400 ～ 0 270． 17 ± 6． 72(1． 00) 125． 02 ± 2． 60(1． 00) 4． 37 ± 0． 34(1． 00) 1． 47 ± 0． 50(1． 00) 401． 02 ± 8． 96
400 ～ 100 266． 51 ± 8． 87(0． 99) 122． 68 ± 10． 84(0． 98) 4． 33 ± 0． 59(0． 99) 1． 17 ± 0． 29(0． 80) 394． 69 ± 7． 64
400 ～ 500 262． 84 ± 12． 31(0． 97) 126． 35 ± 3． 71(1． 01) 4． 50 ± 0． 18(1． 03) 3． 67 ± 0． 58(2． 50) 397． 35 ± 11． 17
1)括号内数字是复合污染处理组 Cd形态与 Cd单一污染处理组形态比值，下同
1503
环 境 科 学 36 卷
图 4 各处理组非根际土 Cd形态百分比值
Fig． 4 Percentages of Cd speciation in the non-rhizosphere
soil under different treatments
2． 3． 2 紫茉莉根际土 Cd形态与含量分析
各处理组紫茉莉根际土中 Cd 形态含量与百分
比值见表 6 和图 5，从中可知:紫茉莉根际土中 Cd
形态分布趋势与非根际土相似，主要以酸可提取态
和氧化结合态为主，二者占总含量的 95% ～ 99%，
酸可提取态 ＞氧化物结合态 ＞有机结合态 ＞残渣
态． 随着 Cd浓度增加，残渣态和有机结合态 Cd 比
例基本不变，氧化物结合态和酸可提取态 Cd 相互
转化，酸可提取态 Cd 比例增加，氧化结合态 Cd 比
例降低，提高了 Cd对环境毒害的风险性．
复合污染条件下，当 Cd 浓度为 100 mg·kg －1
时，加入不同浓度 OCDF 后，酸可提取态 Cd 和有机
结合态 Cd含量有降低趋势，氧化结合态 Cd 和残渣
态 Cd含量有提高趋势． 当 Cd浓度为 200 mg·kg －1，
复合污染条件下酸可提取态 Cd 含量有升高趋势，
氧化结合态 Cd 和残渣态 Cd 含量降低，这可能是
OCDF存在活化了重金属Cd，促进了氧化结合态和
表 6 各处理组根际土中 Cd形态含量1)/mg·kg －1
Table 6 Cd speciation in the rhizosphere soil under different treatments /mg·kg －1
处理组 酸可提取态 氧化物结合态 有机结合态 残渣态 Cd全量
100 ～ 0 61． 22 ± 0． 77(1． 00) 29． 56 ± 0． 47(1． 00) 1． 89 ± 0． 05(1． 00) 0． 32 ± 0． 09(1． 00) 92． 99 ± 0． 65(7． 01%)
100 ～ 100 57． 35 ± 2． 97(0． 94) 30． 26 ± 2． 79(1． 02) 1． 56 ± 0． 46(0． 82) 0． 58 ± 0． 21(1． 83) 89． 75 ± 1． 63(10． 25%)
100 ～ 500 59． 25 ± 1． 56(0． 97) 29． 93 ± 0． 73(1． 01) 1． 43 ± 0． 36(0． 76) 0． 63 ± 0． 41(1． 99) 91． 24 ± 2． 65(8． 76%)
200 ～ 0 117． 13 ± 2． 73(1． 00) 60． 27 ± 0． 43(1． 00) 3． 58 ± 0． 22(1． 00) 1． 74 ± 0． 11(1． 00) 182． 73 ± 2． 04(8． 64%)
200 ～ 100 122． 14 ± 1． 72(1． 04) 57． 85 ± 3． 29(0． 96) 3． 80 ± 0． 27(1． 06) 1． 43 ± 0． 27(0． 82) 185． 22 ± 2． 88(7． 39%)
200 ～ 500 116． 84 ± 0． 52(1． 00) 53． 24 ± 1． 59(0． 88) 4． 33 ± 0． 25(1． 21) 0． 84 ± 0． 09(0． 48) 175． 24 ± 1． 22(12． 38%)
400 ～ 0 244． 89 ± 2． 14(1． 00) 101． 57 ± 1． 50(1． 00) 6． 45 ± 0． 35(1． 00) 1． 71 ± 0． 42(1． 00) 354． 62 ± 2． 05(11． 35%)
400 ～ 100 251． 34 ± 0． 47(1． 03) 100． 86 ± 2． 42(0． 99) 5． 84 ± 0． 50(0． 90) 2． 42 ± 0． 73(1． 41) 360． 45 ± 2． 78(9． 89%)
100 ～ 0 247． 34 ± 3． 14(1． 01) 90． 63 ± 0． 50(0． 89) 5． 17 ± 0． 12(0． 80) 3． 43 ± 0． 82(1． 00) 346． 57 ± 4． 11(13． 36%)
1)百分数表示修复后 Cd含量降低百分率
残渣态 Cd向酸可提取态 Cd 转化，有利于紫茉莉对
Cd的吸收与提取作用．
复合污染条件下，紫茉莉根际土与非根际土形
态均以酸可提取态和氧化结合态为主，酸可提取态
在 55% ～70%之间，韩凤祥等［55］在不同 pH 土壤中
加入 CdSO4·7H2O，平衡 7 个月发现，酸性土壤、中
性土壤及碱性土壤交换态镉含量分别为 40% ～
50%、60% ～80%、10% ～ 20%，紫茉莉根际土 pH
在 7. 80 ～ 7. 97 之间，是中性或者偏碱性土壤，本研
究与韩风祥的研究基本一致． 理论上，土壤胶体一
般带负电，Cd 离子带正电，pH 升高时，H +较少，降
低了对重金属的 Cd的竞争吸附，土壤对 Cd 的吸附
量增加，pH ＞7. 5 时，镉主要以黏土矿物和氧化物结
合态及残渣态形式存在［56］，本研究中酸可提取态
Cd是主要形态，可能是人为添加的 CdCl2·2. 5H2O
制备的染毒土壤，平衡时间一个月，重金属在土壤中
老化时间较短，所以以水溶液离子交换态存在的 Cd
含量较高，重金属的初始加入形态和数量在 Cd 形
态分布形态上起了决定性作用，OCDF对 Cd 形态分
布无显著的影响．
总之，在相同 Cd浓度处理条件下，与非根际土
相比，根际土中酸可提取态 Cd 的含量和分配比例
提高，可能是植物根际分泌物、根际理化性质变化
等活化了重金属．
植物生长 3 个月后，紫茉莉根际土 Cd全量小于
非根际土 Cd 全量． 这与植物根系结构及根际环境
有关，紫茉莉块状根，侧根粗大，根覆盖区在花盆中
心，花盆周围属于非根际区，根际土中一部分 Cd 转
移到紫茉莉体内，导致修复后 Cd全量较低． 土壤中
Cd主要是通过紫茉莉根部提取转移至地上部分，修
2503
8 期 张杏丽等:镉-八氯代二苯并呋喃复合污染土壤中紫茉莉对镉的修复能力
图 5 各处理组根际土中 Cd形态百分比值
Fig． 5 Percentages of Cd speciation in the rhizosphere
soil under different treatments
复后土壤中 Cd 含量降低值反映了紫茉莉对 Cd 的
修复效果． 由表 6 数据显示，Cd 浓度分别为 100、
200、400 mg·kg －1时，种植 3 个月后，根际土 Cd 含
量约降低 8. 7%、9. 5%、11. 53%，修复效果不是很
明显，可能是 Cd 浓度过高或者种植时间较短的原
因． 本研究之所以考察此时期紫茉莉对 Cd 的提取
能力，主要是该时期的紫茉莉刚开花，可以将其连根
移出作为花卉植物出售，继续种植下一茬，这样修复
污染的同时可以获得经济效益． 紫茉莉花果期从 6
～ 11 月，在今后的研究中，可以延长紫茉莉种植时
间(从幼苗期到结果实期)，同时采取措施提高土壤
中有效态 Cd 的含量，增加紫茉莉株高及生物量来
提高修复土壤中 Cd的效果．
3 结论
(1)从耐性指标分析． 紫茉莉在 Cd 浓度≤200
mg·kg －1的复合污染土壤中具有较强的耐性，株高
和生物量降低有限;OCDF 对紫茉莉株高、根部干
重无显著影响，Cd 浓度 200 mg·kg －1，OCDF 浓度
500 μg·kg －1时，OCDF存在使紫茉莉地上生物量降
低 22. 19%，其它处理组，OCDF 对紫茉莉地上生物
量无显著抑制作用，反而某些处理组增加紫茉莉地
上生物量，OCDF在一定程度上具有减缓 Cd 对紫茉
莉毒害的作用．
(2)从紫茉莉对 Cd 积累特性分析． 紫茉莉体
内 Cd含量变化规律:根 ＞叶 ＞茎． OCDF 与 Cd 构
成的复合污染效应与单一 Cd污染相比，Cd 浓度为
200 mg·kg －1，OCDF 浓度为 100 μg·kg －1时，紫茉莉
根部 Cd 积累量降低了 34. 44%，Cd 浓度为 400
mg·kg －1，OCDF浓度为 100 μg·kg －1时，根部和叶
部 Cd积累量分别降低了 7. 93%和 18. 09%，其它处
理组，OCDF 不同程度地提高了紫茉莉根、茎、叶
提取和积累土壤中 Cd的能力．
(3)从土壤 Cd形态分析． 在相同 Cd 浓度处理
条件下，和非根际土相比，根际土中酸可提取态 Cd
的含量和分配比例提高． 不同浓度有机物 OCDF 对
紫茉莉根际土与非根际土 Cd形态影响不显著．
(4)从修复后 Cd 去除效果分析． 种植 3 个月
后，根际土 Cd含量约降低 8. 7%、9. 5%、11. 53%，
修复效果不是很明显．
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