全 文 ：土壤 pH对东南景天修复镉和锌污染土壤的影响*
廉梅花
1，2
孙丽娜
2＊＊
胡筱敏
1
汤家喜
3
(1东北大学资源与土木工程学院，沈阳 110004;2沈阳大学区域污染环境生态修复教育部重点实验室，沈阳 110044;3沈阳农
业大学土地与环境学院，沈阳 110866)
摘 要 采用盆栽方法研究重金属(Zn、Cd)2 种污染水平(T1 处理:Zn 1200 mg·kg －1 +
Cd 20 mg·kg －1;T2 处理:Zn 300 mg·kg －1 + Cd 2． 0 mg·kg －1)、4 个 pH水平(4． 0、5． 5、7．
0 和8． 5)下，土壤 Zn、Cd 有效态的变化、东南景天吸收和积累特征以及植物对土壤中 Zn、
Cd的去除效果。结果表明，随着 pH的降低，土壤 Zn、Cd的有效态含量显著增大，东南景天
吸收和积累土壤 Zn、Cd的效率显著提高。T1 处理时东南景天生物量在 pH 5． 5 时最大，但
与其他 pH处理的差异并不显著;Zn、Cd 在植物地上与地下部分的含量均在 pH 4． 0 时最
大。T2 处理时东南景天在 pH 4． 0 时体内重金属含量最高，但由于植物生长受到 Al 和 Mn
等元素的毒害，此时生物量最小。东南景天对土壤重金属去除率均在 pH 5． 5 时最高，其中
T1 处理时 Cd、Zn去除率分别为 16%和 1． 33%，T2 处理时分别为 27%和 1． 09%;2 种污染
水平土壤重金属的去除率均在 pH 8． 5 时最小。因此，适当降低土壤 pH，可有效提高植物
积累和去除土壤 Zn、Cd的效率。本研究为进一步利用东南景天修复重金属污染土壤、提高
植物修复效率提供了科学依据。
关键词 锌;镉;pH;东南景天;污染土壤;植物修复
中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1000 － 4890(2014)11 － 3068 － 07
Effect of soil pH on phytoremediation of Sedum alfredii Hance in Cd and Zn contaminated
soil． LIAN Mei-hua1，2，SUN Li-na2＊＊，HU Xiao-min1，TANG Jia-xi3 (1 College of Ｒesources
and Civil Engineering，Northeastern University，Shenyang 110004，China;2Key Laboratory of
Ｒegional Environment and Eco-Ｒemediation，Ministry of Education，Shenyang University，Sheny-
ang 110044，China;3College of Land and Environment，Shenyang Agricultural University，Shen-
yang 110866，China)． Chinese Journal of Ecology，2014，33(11) :3068 － 3074．
Abstract:A pot experiment was designed to study the changes of available Zn and Cd concentra-
tions，characteristic of uptake，accumulation and removal effect by Sedum alfredii Hance under
two treatments (T1:Zn 1200 mg·kg －1 + Cd 20 mg·kg －1;T2:Zn 300 mg·kg －1 + Cd 2． 0
mg·kg －1)and at four pH levels (4． 0，5． 5，7． 0 and 8． 5)． The results showed that available
Zn and Cd concentrations in soil and the accumulated two metals by S． alfredii significantly in-
creased with decreasing the pH． Under treatment T1，the highest plant dry weight was found at
pH 5． 5，but was not significantly different from that at the other three pH levels． The highest
metal concentrations in shoot and root were at pH 4． 0 for both T1 and T2． However，due to Al
and Mn toxicity induced by low pH，plant had the lowest biomass at pH 4． 0 for T2． The metal
removal rate of S． alfredii was highest at pH 5． 5，and lowest at pH 8． 5 for both treatments． At
pH 5． 5，S． alfredii removed 16% and 1． 33% of total Cd，Zn for T1，and 27%，1． 09% for
T2，respectively． Overall，decreasing pH appropriately enhanced the removal efficiencies of Cd
and Zn in soil by S． alfredii，and it may be a useful approach to enhance the phytoremediation of
Cd and Zn contaminated soils by S． alfredii．
Key words:zinc;cadmium;pH;Sedum alfredii Hance;contaminated soil;phytoremediation．
* 辽宁省创新团队项目(LT2011017)、国家自然科学基金重点项目(21037002)、国家自然科学基金项目(41071304)和辽河保护区水生态建设
综合示范项目(2012ZX072 02004)资助。
＊＊通讯作者 E-mail:sln629@ 163． com
收稿日期:2014-03-22 接受日期:2014-08-27
生态学杂志 Chinese Journal of Ecology 2014，33(11) :3068 － 3074
DOI:10.13292/j.1000-4890.2014.0270
随着采矿、冶炼等工业的迅猛发展及污水灌溉、
农药和肥料的不合理施用，土壤重金属的污染问题
越来越突出，现已成为全球环境面临的严峻问题之
一(陈苏等，2007)。植物提取修复技术是近年来国
际上兴起的一种治理重金属污染土壤的新技术(杨
肖娥等，2002;鲍桐等，2008) ，即利用超积累植物根
系吸收一种或几种污染物特别是有毒金属，并将其
转移、贮存到植物茎叶，然后收割茎叶，离地处理
(Cunningham ＆ Ow，1996;Carlos ＆ Itzia，2001)。目
前推广和应用植物提取技术的主要限制因素是土壤
重金属的生物有效性和重金属从根部向地上部转移
的能力。重金属污染土壤中，生物可利用重金属量
是极少的，McGrath 等(1997)指出，土壤中 Zn 可移
动态的减少量只能解释植物吸收总 Zn 量的 10%，
说明植物吸收超过 90%的 Zn 均来自于土壤固相中
其他形态 Zn 的转化。Knight 等(1997)也发现，种
植 Thlaspi caerulescens后土壤溶液中 Zn 的含量显著
下降，但土壤溶液中减少的 Zn 的量只能解释 T．
caerulescens吸收总 Zn量的 1%，表明植物吸收的 Zn
相当一部分来自于非溶解态，即土壤固持态。因此，
可以通过采取有效的辅助农艺措施，改良土壤环境
以提高土壤重金属的生物有效性，达到提高植物修
复效率的目的。土壤 pH值是一个影响土壤重金属
生物有效性的重要因子。pH 不仅决定了各种土壤
矿物的溶解度，而且影响着土壤溶液中各种离子在
固相上的吸附程度。通常 pH 值的降低可导致碳酸
盐和氢氧化物结合态重金属的溶解、释放，同时也增
加吸附态金属的释放。因此，可通过使用肥料或土
壤酸化剂，使土壤维持在适当的酸性条件，从而增加
重金属的生物有效性和植物对重金属的吸收及积
累。东南景天是在我国境内发现的一种 Zn、Cd 超
积累植物，这种植物不仅生物量较大，而且具有多年
生、无性繁殖、适于刈割的特点，是实施植物修复和
研究超积累机制的良好材料(杨肖娥等，2002)。但
是，目前通过改变土壤 pH 进而优化东南景天修复
效率的研究鲜见报道，且其对植物生物量以及 Zn、
Cd积累的影响未见研究。本文通过盆栽试验，比较
不同土壤 pH 对东南景天生物量、重金属积累以及
植物对土壤重金属去除效果的影响，为进一步利用
东南景天修复重金属污染土壤，提高植物修复效率
提供科学依据。
1 材料与方法
1. 1 供试材料
供试土壤采自沈阳市东陵区沈阳农业大学试验
田，为黄土状母质发育的棕壤，是沈阳地区代表性土
壤。此地块未使用任何农业化学品，属清洁土，采样
深度 0 ～ 20 cm(表层土壤) ，其基本理化性质见表 1。
供试植物为矿山生态型东南景天(Sedum alfredii) ，
由中国科学院南京土壤研究所提供。
1. 2 试验方法
1. 2. 1 不同 pH 土壤的制备 实验设计 4 个不同
pH水平，分别为 4． 0、5． 5、7． 0 和 8． 5。试验用原始
土 pH值为 6． 82，近似视为 pH 7． 0，其他 3 个 pH使
用 H2SO4和 CaO进行调节。在制备不同 pH的土壤
之前进行预实验，根据土壤的酸碱滴定曲线确定 pH
缓冲容量，分别利用酸和碱缓冲容量计算达到目标
pH值所施用 H2 SO4和 CaO 的量(Barrow ＆ Cox，
1990;Barrow ＆ Whelan，1998;Iqbal et al．，2012) ，具
体用量见表 2。实验期间每天彻底拌匀土壤确保加
入土壤中试剂与土壤充分混匀，并定期取 10 g 土壤
测其 pH值进行实时监控。当土壤 pH 连续 3 周无
显著变化(变化在 0． 2 个单位以内)时结束，土壤培
养共耗时 16 周。然后向每个装有 1 kg 土的花盆中
加入 500 mL去离子水将土壤中多余盐类物质淋洗
去除，此淋洗过程连续重复 3 次(Wang et al．，
2006)。
1. 2. 2 盆栽实验 实验用土风干过 2 mm 筛并添
加分析纯3CdSO4·8H2 O和Zn(NO3)2·6H2 O溶
表 1 土壤的基本理化性质
Table 1 Basic properties of soil sample
项目 pH 有机质
(g·kg － 1)
CEC
(cmol·
kg － 1)
重金属含量
(mg·kg － 1)
Cd Zn
机械组成
(%)
砂粒 粉粒 粘粒
数值 6． 82 25． 70 17． 08 0． 11 33． 59 26． 42 39． 81 33． 77
表 2 不同 pH水平土壤所需 H2SO4和 CaO的添加量
Table 2 Amounts of H2SO4 and CaO added to prepare fi-
nal soil pH
目标
pH值
平衡
pH值
H +
(mmol·
kg －1土)
18． 4 mol·L －1
H2 SO4
(mL·kg －1土)
CaO
(mmol·
kg －1土)
CaO
(g CaO·
kg －1土)
7． 0 6． 84 0 0 － －
4． 0 4． 12 76． 4 4． 2 － －
5． 5 5． 61 32． 7 1． 8 － －
8． 5 8． 47 － － 68 3． 8
－无数值。
9603廉梅花等:土壤 pH对东南景天修复镉和锌污染土壤的影响
液，将土壤充分拌匀，制备 2 种不同污染水平的土
壤，其中 T1 处理为全 Zn 1200 mg·kg －1 +全 Cd 20
mg·kg －1，T2 处理为全 Zn 300 mg·kg －1 +全 Cd 2．
0 mg·kg －1(下文均简称为 T1 和 T2 处理) ，混匀后
的土壤在温室中风干并平衡稳定 3 个月。污染土壤
按 N:0． 30 g·kg －1土，P2O5:0． 20 g·kg
－1土，K2O:
0． 30 g·kg －1土施入底肥，施入肥料分别为(NH4)2
SO4、KH2PO4和 K2SO4。盆栽试验用上、下口内径为
13 和 10 cm，高为 15 cm的花盆，每盆装土 1 kg并移
栽 3 株东南景天。土壤共设计 4 个 pH 水平(如前
所述) ，每个处理 4 次重复，另每个 pH 水平设置一
个空白，用于观察无植物根际效应时土壤 pH随时间
的变化特征。植物移栽后保持土壤含水量为田间最
大持水量的 60% ～ 70%，阳光温室温度保持 18 ～ 25
℃，植物生长 70 d 后收获并收集根际和非根际土。
收获时沿土面剪断植株，收获地上部，再将盆中的土
壤倾倒在白纸上，轻轻敲下植物根系上的土，收集根
系，并采回土样供分析测试。对已制备好不同 pH未
种植物的对照土每隔 10 d 取一次样，测其 pH 值，以
监控植物生长期间土壤 pH随时间的变化特征。
1. 2. 3 样品处理与分析 实验收获的植物样品带
回实验室后，用自来水进行冲洗以洗去表面浮尘与
泥土，再用去离子水反复冲洗几次，将植物按地上与
地下分开进行烘干处理。烘干分为 2 个阶段，第 1
阶段用时 20 min，温度为 105 ℃，目的是杀青不影响
后续植物的消煮，第 2 阶段温度设为 75 ℃，时间以
植物各部分达到恒重为止，对植物干重进行测定。
土壤基本理化性质的测定参考《土壤农业化学
分析》(鲁如坤，1999) :pH 采用电位法，有机质采用
重铬酸钾外加热法，阳离子代换量采用乙酸铵法。
土壤重金属全量采用 HCl-HNO3-HF-HClO4全分解
的消解方法，制备成待测液，用火焰原子吸收光谱仪
(美国瓦里安 Spectr AA 220)测定;金属有效态采用
pH = 7． 0 的 0． 05 mol·L －1 CaCl2做萃取剂进行提
取，土壤∶ 萃取液为 1∶ 10，水平往复振荡器上恒温
25 ℃振荡 2 h，过滤，取上清液，石墨炉原子吸收法
(Contr AA 700)测定金属含量。植物消煮前将其粉
碎，消煮采用 HNO3和 HClO4(4 ∶ 1，v /v) (McGrasth
＆ Cunliffe，1985) ，石墨炉原子吸收法进行测定
(Contr AA 700) ，分析过程用标准物质进行质量控
制(土壤用 GBW-08303，植物用 GBW-08505) ，样品
回收率 95% ±2%。
1. 3 数据处理
数据统计分析采用 SPSS 19． 0 (Version 19． 0)
单因素方差(one-way ANOVA)分析不同处理下植物
生物量之间、植物地上与地下部重金属含量之间、植
物转移土壤重金属间的差异，采用相关分析(Pear-
son，two-tailed)分析不同土壤 pH与植物地上部含量
之间的相关性。P ＜ 0． 05 认为有显著性差异。
Microsoft Office Excel 2007 计算平均值及标准误，
Excel 2007进行制图。
2 结果与分析
2. 1 土壤 pH随时间变化特征
由图 1 可见，土壤培养过程中酸化土壤(pH
4. 0、pH 5． 5 处理)的 pH 比目标值略高而碱化土壤
(pH 8． 5)的 pH则略低，原始土壤(pH 7． 0，即未添
加任何物质)的 pH 变化不大，各处理下 pH 值与设
定目标 pH值相比变化均小于 0． 4 个单位。土壤在
培养期间 pH值偏离设计水平主要与土壤自身的缓
冲性能有关(Aitken ＆ Moody，1994) ，首先土壤胶体
吸附了许多可以结合外源 \［H + \］和 \［OH － \］的代
换性阳离子;其次土壤溶液中存在着多种弱酸及其
盐类构成的缓冲系统;三是土壤中存在着多种既可
以与酸反应又可以与碱反应的两性物质，这些物质
的存在缓解了外源酸碱物质对土壤 pH 的改变。总
体而言，虽然土壤自身的缓冲性能使最终 pH 与设
计水平有偏差，但由于土培实验前计算了土壤的酸
碱缓冲容量并进行了预实验，因此最终 pH 值与设
计目标虽有偏差，但差异并不明显。
2. 2 土壤 pH对东南景天生物量的影响
由图 2 可见，T1 时东南景天地上部生物量变化
范围从最小 pH 8． 5 时的 2． 6 g 到最大 pH 5． 5 时的
3． 1 g，不同处理间无显著性差异(P ＞ 0. 05)。而
东南景天在T2中的地上部生物量差异显著(P ＜
图 1 未种植植物对照土 pH随时间变化
Fig． 1 Temporal changes of soil pH in unplanted pots
0703 生态学杂志 第 33 卷 第 11 期
图 2 不同土壤 pH下东南景天地上部生物量
Fig． 2 Sedum alfredii shoot dry weight in different soil pH
treatments
数值为平均值 ±标准误，n = 4，同一系列不同字母表示不同处理下植
物干重存在显著差异(P ＜ 0． 05)。
0. 05) ，但仍是 pH 5． 5 时最大，相比对照 pH 7． 0 提
高了 21． 6%，pH 4． 0 和 pH 8． 5 地上部生物量相比
对照都有减小，分别下降了 38． 7%和 33． 5%，下降
幅度明显。实验过程发现，T2 污染水平下土壤在
pH 4． 0 时东南景天表现出植株枯萎和落叶等较明
显的毒害症状，而且在此处理下植物根系明显发育
不良，分支少且无细根。Wang 等(2006)研究认为，
这是典型的 Al 中毒现象，即当土壤 pH ＜ 5． 0 以及
土壤溶液中 Al离子浓度 ＞ 1 ～ 2 mg·L －1时，土壤就
会表现出潜在的 Al毒性，原因可能是当土壤 pH 较
低时，不仅加速了重金属离子的溶解，提高了其生物
有效性，另一方面也促进了一些毒性元素的溶解，从
而抑制了植物根系及植株的生长。
2. 3 土壤 pH对重金属 Cd和 Zn有效态的影响
从图 3 可以看出，污染土壤从偏中性变为酸性
和强酸性后，土壤有效态Cd和Zn的含量均显著提
高(P ＜ 0． 05)。对 T1 污染土壤而言，pH 4． 0 时根
际和非根际土壤有效态 Cd含量分别是对照 pH 7． 0
时的 5． 9 和 5． 7 倍，有效态 Zn 含量分别是对照的
13. 7 和 15 倍;T2 污染土壤中 pH 4． 0 时有效态 Cd
和 Zn 含量分别是对照的 2． 16、2． 98 倍和 5. 49、
8. 53 倍。当土壤由酸性向中性和碱性变化时，随着
土壤 pH的升高，CaCl2提取有效态 Cd 和 Zn 的含量
迅速减少，且 pH 7． 0 和 pH 8． 5 时差异并不明显(P
＞ 0. 05)。T1 和 T2 处理根际有效态 Cd 和 Zn 含量
与非根际土相比均有减小，这是由于东南景天根部
能直接吸收根际有效态金属而使其含量明显小于非
根际土，但其在 pH 7． 0 和 pH 8． 5 时差异并不显著
(P ＞ 0． 05)。
2. 4 土壤 pH对东南景天吸收重金属的影响
2 种污染水平土壤中东南景天体内重金属含量
存在明显差异(表 3)。其中，T2 处理东南景天地上
部 Cd含量变化范围为 134． 3 ～ 247． 4 mg·kg －1，Cd
含量随土壤 pH 值的升高而降低(Cd = 377． 1 －
31. 5pH，Ｒ2 = 0． 48，P ＜ 0． 001)。T1 水平时，pH 4． 0
时东南景天地上部镉含量最大，为 1216． 3 mg·
kg －1，pH 8． 5 时东南景天地上部 Cd 含量最小，为
614． 3 mg·kg －1(lgCd = 3． 31 － 0． 057pH，Ｒ2 = 0． 74，
P ＜ 0． 001)。与地上部 Cd 含量不同，地下部 Cd 含
量变化不规律，虽同一污染水平土壤中不同 pH 处
理下 Cd含量差异均不显著，但 T1处理时东南景天地
下部含量普遍高于 T2。这表明由土壤 pH 引起的植
物有效性Cd含量的差异与土壤污染水平高低而引
图 3 不同 pH下土壤 CaCl2提取有效态 Cd和 Zn的含量变化
Fig． 3 CaCl2 extractable Cd and Zn concentrations in different soil pH
1703廉梅花等:土壤 pH对东南景天修复镉和锌污染土壤的影响
表 3 不同土壤 pH对东南景天地上部与地下部重金属含量的影响
Table 3 Cd and Zn concentrations in Sedum alfredii in different soil pH
处理 植物重金属含量
(mg·kg －1)
pH 4． 0 pH 5． 5 pH 7． 0 pH 8． 5
T1 地上部 Zn 5326． 1 ± 215． 6 a 5155． 5 ± 226． 7 b 4217． 7 ± 259． 7 c 4045． 4 ± 248． 5 c
地下部 Zn 835． 2 ± 73． 7 a 817． 8 ± 70． 4 a 838． 5 ± 68． 9 a 824． 4 ± 65． 4 a
地上部 Cd 1216． 3 ± 86． 3 a 1032． 0 ± 80． 2 b 842． 6 ± 76． 4 c 614． 3 ± 58． 9 d
地下部 Cd 547． 1 ± 30． 5 a 538． 4 ± 31． 8 a 534． 6 ± 28． 8 a 535． 5 ± 28． 4 a
T2 地上部 Zn 1422． 7 ± 101． 3 a 1093． 9 ± 89． 4 b 786． 5 ± 65． 4 c 748． 2 ± 60． 6 c
地下部 Zn 331． 2 ± 32． 1 a 342． 5 ± 30． 8 a 337． 0 ± 28． 5 a 323． 3 ± 26． 7 a
地上部 Cd 247． 4 ± 25． 6 a 183． 5 ± 23． 3 ab 159． 2 ± 23． 8 b 134． 3 ± 21． 4 b
地下部 Cd 78． 2 ± 8． 5 a 76． 6 ± 9． 1 a 73． 4 ± 5． 4 a 74． 5 ± 4． 8 a
表格中数据为平均值 ±标准误(n = 4) ，同一行不同字母表示不同处理下植物重金属含量存在显著差异(P ＜ 0． 05)。
起的变化相比并不明显。东南景天体内重金属 Zn的
变化特征与 Cd相似，地下部含量变化不规律，而 2 种
污染负荷土壤中地上部 Zn 含量均随着 pH的升高而
减小，T1 时变化范围为 4045． 4 ～ 5326． 1 mg·kg －1;
T2时 Zn含量变化范围为 748． 2 ～1422． 7 mg·kg －1。
由表 4 可知，不同 pH 水平下东南景天对 2 种
污染水平土壤中 Cd、Zn的转移量均在 pH 5． 5 时最
大。方差分析表明，不同 pH 处理间有显著性差异
(n = 4，P ＜ 0． 05) ，其中 T1 处理时 2 种金属的转移
量均为 pH 5． 5 ＞ pH 4． 0 ＞ pH 7． 0 ＞ pH 8． 5，而 T2
处理时 Cd 和 Zn 的变化趋势不同，Zn 转移量仍为
pH 5． 5 ＞ pH 4． 0 ＞ pH 7． 0 ＞ pH 8． 5，但 Cd累积量则
呈现 pH 5. 5 ＞ pH 7． 0 ＞ pH 4． 0 ＞ pH 8． 5 的变化特
征。东南景天对土壤 Cd、Zn 的转移量虽在 pH 4． 0
时最大，但由于 pH 4． 0 处理下植物生物量与 pH 5．
5 相比小，因此计算结果显示东南景天转移重金属量
总是 pH 5. 5 ＞ pH 4． 0。此外，东南景天对土壤中 2 种
重金属的去除率差异较大。Cd在 T2处理时的植物去
除率明显高于 T1 处理，T2 的变化范围为 10． 9% ～
27%，T1则为 5. 0% ～16. 0%，但二者均在 pH 8. 5时
表 4 不同土壤 pH下东南景天对土壤 Cd、Zn 的转移量和
去除率
Table 4 Total soil Cd and Zn translocated and percent of
Cd and Zn removed by Sedum alfredii in different soil pH
处理 pH Cd转移量
(mg·pot － 1)
Cd
去除率
(%)
Zn转移量
(mg·pot － 1)
Zn
去除率
(%)
T1 4． 0 3． 08 ± 0． 41 a 15． 4 14． 38 ± 2． 04 a 1． 20
5． 5 3． 20 ± 0． 46 a 16． 0 15． 98 ± 2． 89 a 1． 33
7． 0 2． 44 ± 0． 23 b 12． 2 12． 23 ± 0． 94 b 1． 02
8． 5 1． 00 ± 0． 15 c 5． 0 10． 52 ± 1． 12 b 0． 87
T2 4． 0 0． 37 ± 0． 03 b 18． 6 2． 13 ± 0． 33 ab 0． 71
5． 5 0． 54 ± 0． 03 a 27． 0 3． 26 ± 0． 42 a 1． 09
7． 0 0． 39 ± 0． 02 b 19． 5 1． 93 ± 0． 16 bc 0． 64
8． 5 0． 22 ± 0． 01 c 10． 9 1． 22 ± 0． 18 c 0． 41
最土壤重金属去除率 =东南景天对重金属的转移量 /土壤重金属浓度。
小，pH 5． 5 时最高;与 Cd 相比，Zn 去除率明显偏
低，而且 2 种污染负荷土壤的去除率相比，T1 时去
除率(变化范围 0． 87% ～ 1． 33%)高于 T2(变化范
围 0． 41% ～1． 09%) ，但差异不大。
3 讨 论
利用超富集植物修复重金属污染土壤的主要限
制因素是土壤中可被植物吸收的有效态重金属的含
量。例如，Whiting 等(2003)指出，土壤溶液中 Zn
含量只有 ＞ 27 μmol· L －1时才能被超积累植物
Thlaspi caerulescens有效吸收。土壤所有参数中 pH
是影响重金属有效态的重要因素，土壤 pH 对重金
属的化学行为有着至关重要的作用。本研究发现，
降低土壤 pH值可以显著提高土壤中 Zn 和 Cd 的有
效态含量及植物累积量，在 2 个污染水平土壤中
CaCl2提取有效态 Zn、Cd含量在 pH 4． 0 时的含量是
pH 8． 5 时的数倍，这与已有(Sanders et al．，1986;
Sauve et al．，1997;Carrillo-Gonzalez et al．，2006)的
研究结果基本一致，他们认为，当 pH ＞ 6． 2 之后，土
壤有效态重金属含量变化不大。Murry 和 Mcbride
(2002)通过研究发现，土壤所有参数中，pH 是影响
Cd形态和生物有效性的最重要因素;杨忠芳等
(2005)发现，土壤 pH 的降低不仅提高了土壤溶液
中 Cd2 +的浓度，而且土壤的酸化可以促进土壤矿物
的溶解和解析，使土壤中黏粒矿物、水合氧化物和有
机质表面负电荷减少，降低其对重金属的吸附能力，
促进土壤固持态向有效态转化;杨维等(2011)研究
认为，土壤有效态 Cd 含量与 pH 呈显著负相关，随
土壤 pH的降低，重金属有效态含量明显增加;袁波
等(2011)研究发现，菜地土壤有效态 Cd 含量只与
pH呈极显著负相关，与其他土壤理化性质相关性不
明显。
2703 生态学杂志 第 33 卷 第 11 期
pH与东南景天转移和去除土壤重金属 Cd 和
Zn的关系鲜见报道，目前主要见于国外对其他种类
植物的研究。Kayser等(2000)研究发现，降低土壤
pH显著提高了土壤中 Cd 和 Zn 的移动性，并使印
度芥菜(Brassica juncea)、烟草(Nicotiana tabacum)、
蒿柳(Salix viminalis)、向日葵(Helianthus annuus)和
玉米(Zea mays)5 种植物吸收 Cd和 Zn 的量明显增
加，但他们认为这主要与土壤中溶解性盐类增多有
关而并非由土壤 pH引起。Brown等(1994)研究 pH
对 3 种污染土壤中植物吸收重金属的影响，结果发
现，植物体内重金属浓度虽随土壤 pH 的降低呈升
高趋势，但由于低 pH时植物生物量显著减小，因此
植物体内累积重金属的总量相比高 pH 时低。Iqbal
等(2012)研究表明，Taraxacum officinale 在土壤 pH
3． 5 时植株有死亡现象，猜测这可能与酸化土壤时
添加了大量的 HNO3有关，因此，他们认为，在利用
植物提取技术对重金属污染土壤进行植物修复时，
应注意不能过度酸化土壤。然而，本研究的结果证
明，东南景天在 4 个 pH处理下均能良好生长，降低
土壤 pH能够显著提高东南景天转移和去除土壤重
金属 Cd和 Zn的效率，这与上述研究人员的研究结
果存在差异。原因可能与土壤 pH 的改良方法不同
以及土壤酸化后是否对土壤中多余盐类进行淋洗有
关，Wang等(2006)也猜测，土壤低 pH水平下，植物
出现中毒或死亡的原因可能是植株在此情况下受到
了土壤中多余盐类物质的毒害造成的，而并非与土
壤 pH有关。
本研究表明，东南景天在去除土壤 Cd 效率方
面明显强于 Zn。T1、T2 两种污染水平土壤中 Cd 的
去除率最高达 16%和 27%，而 Zn 的去除率则只有
1． 09%和 1． 33%，这是因为污染土壤初始 Zn 含量
是 Cd的几十倍，因此东南景天转移土壤 Zn 的效率
与 Cd 相比并不明显，但在相同处理下东南景天地
上部转移土壤 Zn 的含量仍大大高于 Cd。Wang 等
(2006)研究表明，通过土壤酸化降低 pH 可促进土
壤固持态重金属向可溶解态转化进而可持续提高植
物吸收和积累土壤重金属的效率，并通过研究证明
连续种植三茬 T． caerulescens后 Zn仍可以被持续吸
收，而 Cd的吸收则明显减少，这是由于土壤初始总
Cd含量较 Zn 低而使土壤固持态补给可吸收态 Cd
的效率降低所致。Wang 等(2006)由此推算，连茬
种植 T． caerulescens后植物修复土壤 Cd的时间将由
之前的 5 年降至 3 年，修复高污染土 Zn的时间将从
60 年减至 46 年，低污染土中 Zn 的时间将从 38 年
降至 14 年，修复时间大大减少。但是，目前对超积
累植物东南景天在此方面研究仍只限于室内，尚未
开展野外实验，因此修复效果尚需进一步研究和
评判。
在调控土壤 pH、提高东南景天修复效率方面，
应根据土壤固有类型进行适度酸化，如若酸化过度，
土壤溶液中各离子平衡被打破会抑制植物生长，这
明显不利于植物修复的实施。不仅如此，pH过低也
会破坏土壤结构，加重土壤养分和重金属的流失，会
加重水环境的污染。
4 结 论
基于盆栽实验的研究结果表明，2 种污染水平
土壤中 Zn、Cd的有效态含量随土壤 pH的降低显著
增大，东南景天积累、转移和去除土壤 Zn、Cd 的效
率大大提高。2 个污染水平土壤中东南景天生物量
在 pH 5． 5 时最大，植物地上部 Zn、Cd 含量随土壤
pH值的升高而降低，地下部含量的变化则不规律，
但 T1 处理时东南景天地上与地下部含量普遍高于
T2。不同 pH水平下东南景天对 2 种污染水平土壤
中 Cd、Zn的转移量和去除率在 pH 5． 5 时最大，其
中 T1 处理时对 2 种金属的去除率均为 pH 5． 5 ＞ pH
4． 0 ＞ pH 7． 0 ＞ pH 8． 5，但 T2 处理时 Zn的去除率虽
与 T1 相同，Cd则呈现 pH 5． 5 ＞ pH 7． 0 ＞ pH 4． 0 ＞
pH 8． 5 的变化特征，而且东南景天对土壤 Cd 的去
除率明显高于 Zn。总之，通过改变土壤 pH，将其维
持在适当的酸性条件，可以大大增加东南景天对土
壤 Zn、Cd的转移及去除效率，这为进一步利用东南
景天修复重金属污染土壤，提高植物修复效率提供
科学依据。
参考文献
鲍 桐， 廉梅花，孙丽娜，等． 2008． 重金属污染土壤植物
修复研究进展． 生态环境，17(2) :858 － 865．
陈 苏，孙丽娜，孙铁珩，等． 2007． 钾肥对 Cd的植物有效
性的影响． 环境科学，28(1) :182 － 188．
廖 敏，黄昌勇，谢正苗． 1999． pH对 Cd在土水系统中的
迁移和形态的影响． 环境科学学报，19(1) :81 － 88．
鲁如坤． 1999． 土壤农业化学分析． 北京:中国农业科技出
版社．
杨 维，沈爱莲，李 璇，等． 2011． 大孤山矿区土壤重金
属形态分布特征及影响因素． 沈阳建筑大学学报:自
然科学版，27(1) :130 － 134．
杨肖娥，龙新宪，倪吾钟，等． 2002． 东南景天(Sedum alfre-
3703廉梅花等:土壤 pH对东南景天修复镉和锌污染土壤的影响
dii H．) :一种新的 Cd超积累植物． 科学通报，47(13) :
1003 － 1006．
杨忠芳，陈岳龙，钱 鑂，等． 2005． 土壤 pH对镉存在形态
影响的模拟实验研究． 地学前缘，(1) :252 － 260．
袁 波，傅瓦利，蓝家程，等． 2011． 菜地土壤铅、镉有效态
与生物有效性研究． 水土保持学报，25(5) :130 － 134．
Aitken ＲL，Moody PW． 1994． The effect of valence and ionic
strength on the measurement of pH buffer capacity． Austra-
lian Journal of Soil Ｒesearch，32:975 － 984．
Barrow NJ，Cox VC． 1990． A quick and simple method for de-
termining the titration curve and estimating the lime re-
quirement of soil． Australian Journal of Soil Ｒesearch，28:
685 － 694．
Barrow NJ，Whelan BＲ． 1998． Comparing the effects of pH on
the sorption of metals by soil and by goethite，and on up-
take by plants． European Journal of Soil Science，49:683
－ 692．
Brown SL，Chaney ＲL，Angle JS，et al． 1994． Phytoextraction
potential of Thlaspi caerulescens and Bladder Campion for
zinc and cadmium-contaminated soil． Journal of Environ-
mental Quality，23:1151 － 1157．
Carlos G， Itzia A． 2001． Phytoextraction:A cost-effective
plant-based technology for the removal of metals from the
environment． Bioresource Technology，77:229 － 236．
Carrillo-Gonzalez Ｒ，Simunek J，Sauve S，et al． 2006． Mecha-
nisms and pathways of trace element mobility in soils． Ad-
vances in Agronomy，91:171 － 178．
Cunningham SD，Ow DW． 1996． Promises and prospects of
phytoremediation． Plant Physiology，110:715 － 719．
Iqbal M，Markus P，Walter W． 2012． Cadmium and Zn availa-
bility as affected by pH manipulation and its assessment by
soil extraction，DGT and indicator plants． Science of the
Total Environment，416:490 － 500．
Kayser A，Wenger K，Keller A，et al． 2000． Enhancement of
phytoextraction of Zn，Cd，and Cu from calcareous soil:
The use of NTA and sulfur amendments． Environmental
Science and Technology，34:1778 － 1783．
Knight BP，Zhao FJ，McGrath SP，et al． 1997． Zinc and cad-
mium uptake by the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens
in contaminated soils and its effects on the concentration
and chemical speciation of metals in soil solution． Plant
and Soil，197:71 － 78．
McGrasth SP，Cunliffe CH． 1985． A simplified method for the
extraction of the metals Fe，Zn，Cu，Ni，Cd，Pb，Cr，Co
and Mn from soils and sewage sludges． Journal of the Sci-
ence of Food Agriculture，36:794 － 798．
McGrath SP，Shen ZG，Zhao FJ． 1997． Heavy metal uptake
and chemical changes in the rhizosphere of Thlaspi caer-
ulescens and Thlaspi ochroleucum grown in contaminated
soils． Plant and Soil，188:153 － 159．
Murry B，Mcbride MB． 2002． Cadmium uptake by crops esti-
mated from soil total Cd and pH． Soil Science，167:62 －
67．
Sanders JＲ，McGrath SP，Adams T． 1986． Zinc，copper and
nickel concentrations in ryegrass grown on sewage sludge-
contaminated soils of different pH． Journal of the Science of
Food Agriculture，37:961 － 968．
Sauve S，Mcbride MB，Norvell WA，et al． 1997． Copper solu-
bility and speciation of in situ contaminated soils:Effects of
copper level，pH and organic matter． Water，Air，and Soil
Pollution，100:133 － 149．
Wang AS，Angle JS，Chaney ＲL，et al． 2006． Soil pH effects
on uptake of Cd and Zn by Thlaspi caerulescens． Plant and
Soil，281:325 － 337．
Whiting SN，Broadley MＲ，White PJ． 2003． Applying a solute
transfer model to phytoextraction:Zn acquisition by Thlaspi
caerulescens． Plant and Soil，249:45 － 56．
作者简介 廉梅花，女，1983 年生，博士研究生，研究方向为
土壤污染生态修复。E-mail:lymeihua1983@ 163． com
责任编辑 魏中青
4703 生态学杂志 第 33 卷 第 11 期