全 文 ：第 ３６ 卷第 １１ 期
２０１６年 ６月
生 态 学 报
ＡＣＴＡ ＥＣＯＬＯＧＩＣＡ ＳＩＮＩＣＡ
Ｖｏｌ．３６，Ｎｏ．１１
Ｊｕｎ．，２０１６
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
基金项目：国际科技合作专项（２０１５ＤＦＡ９０９００）； 三峡后续工作库区生态与生物多样性保护专项项目（５０００００２０１３ＢＢ５２００００２）；重庆市林业重点
科技攻关项目（渝林科研 ２０１５⁃６）；中央财政林业科技推广示范项目（渝林科推［２０１４⁃１０］）
收稿日期：２０１５⁃０６⁃２６； 修订日期：２０１５⁃１１⁃２４
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ．Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｗｅｉｈｏｎｇ＠ ｓｗｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
ＤＯＩ： １０．５８４６ ／ ｓｔｘｂ２０１５０６２６１２９７
马文超，刘媛，孙晓灿，陈锦平，魏虹．镉在土壤⁃香根草系统中的迁移及转化特征．生态学报，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 ｔｏ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ，
２０１６，３６（１１）：３４１１⁃３４１８．
镉在土壤⁃香根草系统中的迁移及转化特征
马文超，刘 媛，孙晓灿，陈锦平，魏 虹∗
西南大学生命科学学院，三峡库区生态环境教育部重点实验室， 重庆 ４００７１５
摘要：以无植物组处理为对照，采用盆栽试验方式探讨不同 Ｃｄ浓度胁迫条件下香根草根际土壤中重金属 Ｃｄ的积累、迁移及转
化特征。 土壤 Ｃｄ处理设 ４个浓度梯度，分别为 ０、２、２０、８０ ｍｇ ／ ｋｇ土壤干重。 结果表明：（１） 香根草可以显著降低土壤中生物
有效态 Ｃｄ和总 Ｃｄ含量。 （２） 香根草各部分 Ｃｄ积累量随处理浓度的增加和处理时间的延长而增加，９０ ｄ时 ８０ ｍｇ ／ ｋｇ处理组
地上部分和根的 Ｃｄ积累量分别高达 １８０．４２ ｍｇ ／ ｋｇ和 ２４１．５４ ｍｇ ／ ｋｇ。 （３） 各浓度 Ｃｄ处理下，富集系数随着 Ｃｄ处理浓度的增加
而显著降低，随处理时间的延长而升高。 （４）香根草地上部分 Ｃｄ含量小于根部，各处理转移系数均小于 １。 随着处理时间的延
长，中低浓度处理组的转移系数稍有降低，高浓度处理组的转移系数则显著上升。 （５） 种植香根草使其根际土中残渣态的 Ｃｄ
转化为生物有效态 Ｃｄ，提高 Ｃｄ清除效率。 研究结果表明，香根草能够有效地吸收土壤中的 Ｃｄ，降低土壤中总 Ｃｄ含量，提高土
壤安全性，可作为 Ｃｄ污染地区植物修复的备选物种。
关键词：香根草；Ｃｄ；迁移与转化；植物修复
Ｔｒａｎｓｆｅｒ ａｎｄ ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｃａｄｍｉｕｍ ｆｒｏｍ ｓｏｉｌ ｔｏ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ
ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ
ＭＡ Ｗｅｎｃｈａｏ， ＬＩＵ Ｙｕａｎ， ＳＵＮ Ｘｉａｏｃａｎ， ＣＨＥＮ Ｊｉｎｐｉｎｇ， ＷＥＩ Ｈｏｎｇ∗
Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｅｃｏ⁃ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ｉｎ ｔｈｅ Ｔｈｒｅｅ Ｇｏｒｇｅｓ Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ Ｒｅｇｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ， Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｌｉｆｅ Ｓｃｉｅｎｃｅ， Ｓｏｕｔｈｗｅｓｔ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｃｈｏｎｇｑｉｎｇ
４００７１５， 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
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
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
工业排污，农业耕作等生产活动造成的土壤重金属污染问题日益严重。 目前，我国重金属污染土壤总面
积已达 ２×１０７ｈｍ２，占我国耕地总面积的 １ ／ ５［１］。 ２０１４ 年全国土壤污染状况调查公报显示我国土壤环境状况
不容乐观，土壤总超标率为 １６％，无机污染物超标点位数占全部超标点位的 ８２．８％，其中 Ｃｄ 的点位超标率高
达 ７％［２］。 Ｃｄ是毒性最强的重金属元素之一，其易溶于水、有效态含量高，易进入食物链，对人体健康构成巨
大威胁［３］。 传统的物理、化学修复方法存在成本高、破坏土壤理化性质、易造成二次污染等弊端［４］。 植物修
（Ｐｈｙｔｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ） 是利用植物来转移、容纳或转化重金属污染物使其对环境无害的技术，具有成本低，不破
坏生态环境等优点［５⁃７］。
目前研究者已筛选出遏蓝菜 （ Ｔｈｌａｓｐｉ ｃａｅｒｕｌｅｓｃｅｎｓ） ［８］、龙葵 （ Ｓｏｌａｎｕｍ Ｎｉｇｒｕｍ Ｌ．） ［９］，宝山堇菜 （ Ｖｉｏｌａ
ｂａｏｓｈａｎｅｎｓｉｓ） ［１０］等具有重金属高富集能力的植物，但这些植物生物量小，根系不够发达，限制其对于土壤中重
金属的大量富集以及对深层土壤的修复能力，目前国内外研究的热点开始向具有大生物量的植物转移［１１］。
香根草 （Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ） 是禾本科多年生草本植物，生物量大、根系发达、生长迅速、抗逆性强。 香根草具
有较强的 Ｃｄ 耐性，可长时间适应低浓度 Ｃｄ 胁迫，甚至是短时间的高浓度 Ｃｄ 胁迫［１２］。 香根草能吸收 Ｃｄ 并
储存在体内，具有较强的稳定能力，在 Ｃｄ污染土壤的修复方面有一定应用潜力［１３］。 目前对于香根草的研究
大多针对其富集能力以及 Ｃｄ胁迫下的生理响应，未综合考虑香根草的富集能力以及对土壤中重金属形态产
生的影响，对于 Ｃｄ在土壤⁃香根草系统中的迁移及转化特征尚不明确。
本文以香根草为研究对象，采用盆栽试验方式，设置梯度浓度 Ｃｄ 胁迫，测定香根草各部分组织中 Ｃｄ 的
含量以及土壤中各种形态的 Ｃｄ含量，通过探究 Ｃｄ在土壤⁃香根草体系中的迁移及转化特征，明确香根草对土
壤中的 Ｃｄ的清除效果，评价香根草是否适用于 Ｃｄ污染土壤的植物修复。
２１４３ 生 态 学 报 ３６卷
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１ 材料与方法
１．１ 试验材料及方法
本试验以重庆市綦江苗圃基地当年生香根草分蘖苗作为研究对象，２０１４ 年 ５ 月选取生长基本一致的香
根草分蘖苗移栽入培养盆中，每盆 １株。 盆高 ２０ ｃｍ，内径 １５ ｃｍ，装入风干后过 ５ ｍｍ筛的紫色土 ４ ｋｇ，土壤
基本理化性质见表 １。 适应性培养 ５０ ｄ后选取长势基本一致的香根草 ８０盆，随机分为 ４组，采取一次性浇灌
的方式向土壤中加入 ＣｄＣｌ２·２．５Ｈ２Ｏ，分别设置 Ｃｄ 浓度梯度为 ０ ｍｇ ／ ｋｇ （无 Ｃｄ 处理）、２ ｍｇ ／ ｋｇ （低浓度处
理）、２０ ｍｇ ／ ｋｇ （中浓度处理）和 ８０ ｍｇ ／ ｋｇ土壤干重（高浓度处理），各处理分别定义为无 Ｃｄ 处理 （ＣＫＰ）、低
浓度处理 （ＬＰ）、中浓度处理 （ＭＰ）和高浓度处理 （ＨＰ）。 同时，设置无植物组相对应处理 ４ 组，各处理 ５ 个
重复，分别定义为无 Ｃｄ处理 （ＣＫ）、低浓度处理 （Ｌ）、中浓度处理 （Ｍ）和高浓度处理 （Ｈ）。 所有培养盆置于
西南大学三峡库区生态环境教育部重点实验室试验基地大棚下进行培养，试验期间进行常规田间管理。 自试
验处理之日起，０、４０、９０ ｄ分别从香根草组各抽取 ５个重复对植物进行相关指标测定，同期对两组各处理土壤
进行取样并测定。
表 １ 土壤基本理化性质
Ｔａｂｌｅ １ Ｔｈｅ ｂａｓｉｃ ｐｈｙｓｉｃｏ⁃ｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｓｏｉｌｓ
ｐＨ
有机质
Ｏｒｇａｎｉｃ
ｍａｔｔｅｒ ／ ％
全氮
Ｔｏｔａｌ Ｎ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
全磷
Ｔｏｔａｌ Ｐ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
全钾
Ｔｏｔａｌ Ｋ ／
（ｇ ／ ｋｇ）
碱解氮
Ａｌｋａｌｉ
Ｈｙｄｒｏｌｙｓａｂｌｅ
Ｎ ／ （ｍｇ ／ ｋｇ）
有效磷
Ａｖａｉｌａｂｌｅ
Ｐ ／ （ｍｇ ／ ｋｇ）
速效钾
Ａｖａｉｌａｂｌｅ
Ｋ ／ （ｍｇ ／ ｋｇ）
总 Ｃｄ
Ｔｏｔａｌ Ｃｄ ／
（ｍｇ ／ ｋｇ）
有效 Ｃｄ
Ａｖａｉｌａｂｌｅ Ｃｄ ／
（ｍｇ ／ ｋｇ）
７．１１ ２．６２ １．３１ １．１１ １６．８２ １２２．７２ ２９．７２ １１９．５４ ０．１５ ０．０３
１．２ 测定指标
１．２．１ Ｃｄ含量的测定
收获植物全株，将香根草分为地上部分和根，用 ２０ ｍｍｏｌ ＥＤＴＡ⁃Ｎａ２漂洗 ５ ｍｉｎ，去除表面吸附的 Ｃｄ离子，
然后迅速用超纯水冲洗干净。 放于 ８０℃烘箱中烘至恒重，将烘干后的样品用球磨仪进行粉碎，密封保存待 ３
次取样完成后统一测量。 土壤经自然风干，去除杂质，研磨后过 １００目尼龙筛，用简单连续提取法提取土壤中
不同形态的 Ｃｄ，分别用 ＣａＣｌ２提取中性交换态 Ｃｄ，螯合剂 ＤＴＰＡ提取螯合态 Ｃｄ，最终用强酸溶解残渣提取残
渣态 Ｃｄ［１４］。 用 ＩＣＡＰ ６０００ 电感耦合等离子体发射光谱仪进行 Ｃｄ含量测定。
１．２．２ 评价指数计算
利用 Ｃｄ含量数据计算生物富集系数 （ＢＣＦ）、转移系数 （ＴＦ） 和生物有效性 （ＢＦ），用以评价香根草对
Ｃｄ的积累及转化能力。 计算公式如下：
生物富集系数 （ＢＣＦ） ＝ 根或地上部分 Ｃｄ浓度 （ｍｇ ／ ｋｇ干重） ／土壤中 Ｃｄ浓度（ｍｇ ／ ｋｇ干重） ［１５］
转移系数 （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的生物有效性指数 （ＢＦ） ＝ （中性交换态 Ｃｄ含量＋螯合态 Ｃｄ含量） ／ Ｃｄ总量［１６］
１．２．３ 数据分析
利用统计分析软件 ＳＰＳＳ ２０．０进行数据处理，运用单因素方差分析（Ｏｎｅ⁃ｗａｙ ＡＮＯＶＡ）分析不同浓度 Ｃｄ
处理对香根草各部分 Ｃｄ积累量及土壤中各种形态 Ｃｄ 含量的影响，双因素方差分析（Ｔｗｏ⁃ｗａｙ ＡＮＯＶＡ）分析
香根草和不同处理浓度对土壤中 Ｃｄ形态的影响。 Ｄｕｎｃａｎ多重比较（Ｄｕｎｃａｎ′ｓ ｍｕｌｔｉｐｌｅ ｒａｎｇｅ ｔｅｓｔ）检验各处理
之间的差异，采用 Ｏｒｉｇｉｎ ８．５作图分析。
２ 试验结果
２．１ 不同浓度 Ｃｄ胁迫下香根草各部分的积累量
图 １为香根草地上部分和根部在试验期间 Ｃｄ的积累量。 随处理浓度的升高和处理时间的延长，香根草
３１４３ １１期 马文超 等：镉在土壤⁃香根草系统中的迁移及转化特征
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
地上部分和根部的 Ｃｄ积累量均显著上升，香根草根部的 Ｃｄ含量显著高于地上部分。 处理 ９０ ｄ时，高浓度处
理组地上部分和根部的 Ｃｄ积累量分别达到 １８０．４２ ｍｇ ／ ｋｇ和 ２４１．５４ ｍｇ ／ ｋｇ。 在实验期间各浓度处理组香根草
的存活率为 １００％，随着 Ｃｄ积累量的增大，香根草的生物量有所减少，但未阻碍其正常生长。
图 １ 不同 Ｃｄ浓度胁迫下香根草各部位的 Ｃｄ累积量
Ｆｉｇ．１ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｎ Ｃｄ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ
图中数值为平均值±标准误（ｎ＝ ５）；不同小写字母分别表示同批次各处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５），不同大写字母表示同批次各处理之间
有极显著差异（Ｐ＜０．０１）；ＣＫＰ： 香根草组无 Ｃｄ处理 ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ；ＬＰ： 香根草组低浓度 Ｃｄ处理 ｌｏｗ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＭＰ： 香根草组
中浓度 Ｃｄ处理 ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＨＰ： 香根草组高浓度 Ｃｄ处理 ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ
２．２ 香根草对土壤中 Ｃｄ形态及生物有效性的影响
不同 Ｃｄ浓度处理和种植香根草对处理 ９０ ｄ土壤中的总 Ｃｄ 含量及 Ｃｄ 形态影响见表 ２。 双因素方差分
析结果显示，种植香根草对土壤中中性交换态、残渣态、生物有效态 Ｃｄ（中性交换态＋螯合态）含量有显著影
响，对土壤中总 Ｃｄ含量有极显著影响，对螯合态 Ｃｄ 含量无显著影响。 浓度处理则对 ５ 个指标均有极显著
影响。
表 ２ 香根草对土壤中不同浓度 Ｃｄ形态的影响 ／ （ｍｇ ／ ｋｇ干重）
Ｔａｂｌｅ ２ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ ｏｎ Ｃｄ ｆｏｒｍｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｓｏｉｌｓ
处理
Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
中性交换态
Ｎｅｕｔｒａｌ ｅｘｃｈａｎｇｅ
ｆｏｒｍ
螯合态
Ｃｈｅｌａｔｅ ｆｏｒｍ
残渣态
Ｒｅｓｉｄｕｅ
生物有效态
Ｂｉｏ⁃ａｖａｉｌａｂｌｅ
总 Ｃｄ量
Ｔｏｔａｌ Ｃｄ
ＣＫ ０．００±０．００ Ａａ ０．０５±０．０２ Ａａ ０．０９±０．０１ Ａａ ０．０５±０．０２ Ａａ ０．１４±０．０３ Ａａ
Ｌ ０．２５±０．０１ Ａａ ０．５１±０．０２ Ａａ １．０７±０．０２ Ａａ ０．７６±０．０２ Ａａ １．８２±０．０２ Ｂｂ
Ｍ ３．２７±０．０７ Ｂｂ ６．２９±０．３０ Ｃｃ ９．５０±０．３４ Ｂｂ ９．５６±０．３４ Ｃｃ １９．０６±０．２２ Ｃｄ
Ｈ ２１．６０±０．２９ Ｄｄ ２０．００±０．１２ Ｄｄ ３７．３０±０．６８ Ｅｅ ４１．６０±０．８２ Ｄｅ ７８．８９±０．２６ Ｅｅ
ＣＫＰ ０．００±０．００ Ａａ ０．０３±０．０２ Ａａ ０．０６±０．０２ Ａａ ０．０４±０．０２ Ａａ ０．１０±０．０６ Ａａ
ＬＰ ０．２４±０．０２ Ａａ ０．４２±０．０２ Ａａ １．０５±０．０３ Ａａ ０．６６±０．０３ Ａａ １．７２±０．０２ Ｂｃ
ＭＰ ３．１４±０．１９ Ｂｂ ３．８７±０．２７ Ｂｂ １１．５５±０．５０ Ｃｃ ７．０２±０．１１ Ｂｂ １８．５７±０．１９ Ｃｄ
ＨＰ １９．０５±１．３３ Ｃｃ ２０．９４±０．９２ Ｄｄ ３１．８６±０．９３ Ｄｄ ４０．０４±１．１５ Ｄｄ ７１．８９±０．７８ Ｄｆ
植物处理 Ｐｌａｎｔ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ∗ ｎｓ ∗ ∗ ∗∗
浓度处理 Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ∗∗ ∗∗ ∗∗ ∗∗ ∗∗
植物×浓度 Ｐｌａｎｔ× Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｎｓ ∗∗ ∗∗ ∗ ∗
表中数值为平均值±标准误（ｎ＝ ５）；不同小写字母分别表示同列数据之间有显著差异（Ｐ＜０．０５），不同大写字母表示同列数据之间有极显著
差异（Ｐ＜０．０１）；∗∗： Ｐ＜０．０１；∗：Ｐ＜０．０５；ｎｓ： Ｐ＞０．０５；ＣＫ： 无植物组无 Ｃｄ 处理 ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；Ｌ： 无植物组低浓度 Ｃｄ 处理 ｌｏｗ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；Ｍ： 无植物组中浓度 Ｃｄ处理 ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；Ｈ： 无植物组高浓度 Ｃｄ 处理 ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ
ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；ＣＫＰ： 香根草组无 Ｃｄ处理 ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＬＰ： 香根草组低浓度 Ｃｄ处理 ｌｏｗ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ； ＭＰ：香根草组中浓度
Ｃｄ处理 ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＨＰ： 香根草组高浓度 Ｃｄ处理 ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ
４１４３ 生 态 学 报 ３６卷
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
两者的交互效应对中性交换态 Ｃｄ含量无显著影响，对螯合态和残渣态 Ｃｄ 含量有极显著影响，对生物有
效态和总 Ｃｄ含量有显著影响。 经 ９０ ｄ处理后，香根草组与无植物组相比不同浓度处理组土壤中总 Ｃｄ 含量
均降低，ＬＰ、ＨＰ 组与相应的无植物组之间差异显著。 与无植物组相比，香根草组土壤中生物有效态 Ｃｄ 含量
降低，其中 ＭＰ、ＨＰ 组生物有效态 Ｃｄ含量显著低于无植物组。 香根草各处理组土壤中性交换态和螯合态 Ｃｄ
含量均降低，高浓度处理组显著低于相应的无植物处理组。 香根草组残渣态 Ｃｄ 低于无植物组，其中 ＬＰ 和
ＨＰ 显著低于相应的无植物处理组。
图 ２为不同 Ｃｄ浓度处理香根草组和无植物组土壤中 Ｃｄ的生物有效性。 由图可知，土壤中 Ｃｄ 的生物有
效性指数随处理浓度的升高而增加。 香根草组土壤生物有效性除 ＨＰ 组外均低于无植物处理组，其中 ＬＰ 组
与 Ｌ组间差异显著。
图 ２ 不同 Ｃｄ浓度处理香根草和无植物土壤中 Ｃｄ 的生物有效
性指数
Ｆｉｇ．２ Ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ｆａｃｔｏｒｓ （ＢＦｓ） ｏｆ Ｃｄ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ
ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ ａｎｄ ｎｏ ｐｌａｎｔ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｃｄ ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ
图中数值为平均值±标准误 （ｎ＝ ５）；不同小写字母分别表示各处
理之间有显著差异 （Ｐ＜０．０５），不同大写字母分别表示各处理之
间有极显著差异 （Ｐ＜０．０１）；ＣＫ：ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ（无植物
组无 Ｃｄ处理）；Ｌ： 无植物组低浓度 Ｃｄ 处理 ｌｏｗ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ
ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；Ｍ： 无植物组中浓度 Ｃｄ 处理 ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ
ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；Ｈ： 无植物组高浓度 Ｃｄ 处理 ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ
ｗｉｔｈｏｕｔ ｐｌａｎｔ；ＣＫＰ： 香根草组无 Ｃｄ 处理 ｃｏｎｔｒｏｌ ｃｈｅｃｋ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；
ＬＰ： 香根草组低浓度 Ｃｄ 处理 ｌｏｗ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＭＰ：
香根草组中浓度 Ｃｄ处理 ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＨＰ：香
根草组高浓度 Ｃｄ处理 ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ
２．３ 不同 Ｃｄ胁迫下香根草的富集和转移特性
香根草根部的生物富集系数在 ４０ ｄ、９０ ｄ两次取样
时均随土壤 Ｃｄ处理浓度升高而显著下降（图 ２），其地
上部分 ＬＰ 组的生物富集系数显著高于 ＭＰ 和 ＨＰ 组，
ＭＰ 和 ＨＰ 组无显著差异。 香根草根部 ＬＰ 组的富集系
数显著高于 ＭＰ 和 ＨＰ 组，如 ４０ ｄ 和 ９０ ｄ 时香根草
ＭＰ、ＨＰ 组根部生物富集系数较 ＬＰ 组分别降低 ６５．４％、
７７．８％和 ８１．４％、９１．５％。 随着处理时间的延长，９０ ｄ 时
香根草的生物富集系数均大于 ４０ ｄ 时的结果，其中 ９０
ｄ时香根草 ＨＰ 组地上部分和根部的生物富集系数分
别是 ４０ ｄ时的 ２．９５倍和 ２．２２倍。
在 ４０ ｄ、９０ ｄ两次取样时香根草 ＬＰ 和 ＭＰ 组的转
移系数均显著低于 ＨＰ 组（图 ４）， ＨＰ 组的转移系数在
４０ ｄ和 ９０ ｄ 时分别达到 ０．５６ 和 ０．７４，分别是 ＬＰ 组的
１．２０倍和 ２．０５倍，是 ＭＰ 组的 １．２４ 倍和 １．９４ 倍。 随着
处理时间的延长，９０ ｄ 时 ＬＰ 组和 ＭＰ 组的转移系数较
４０ ｄ天时均降低，与 ４０ ｄ 相比，９０ ｄ 时 ＨＰ 组的转移系
数有所增加，是 ４０ ｄ的 １．３４倍。
３ 讨论
用于重金属污染治理的富集植物，其体内重金属积
累量直接决定其修复效率。 以往研究的焦点集中于超
富集植物，即具有能够超量吸收积累重金属能力的植
物［１７］。 就重金属 Ｃｄ而言，超富集植物即自然条件下叶
片或地上部分干重的 Ｃｄ含量大于 １００ ｍｇ ／ ｋｇ 的植物［１８］。 魏树和［１９］等研究发现龙葵（Ｓｏｌａｎｕｍ ｎｉｇｒｕｍ Ｌ）茎
和叶中的 Ｃｄ积累量分别达到 １０４ ｍｇ ／ ｋｇ和 １２５ ｍｇ ／ ｋｇ；杜瑞英［２０］等研究发现象草（Ｐｅｎｎｉｓｅｔｕｍ ｐｕｒｐｕｒｅｕｍ）地
上部分 Ｃｄ含量可达 ２００ ｍｇ ／ ｋｇ，根部可达 ９１ ｍｇ ／ ｋｇ。 但以上植物的生物量较小，在实际应用中对土壤中 Ｃｄ
的修复效果有限。
研究表明香根草对 Ｃｄ有一定的耐性和富集能力，刘国云［２１］等通过水培研究发现香根草对于 Ｃｄ 的积累
量随处理浓度的升高而增加，本试验结果与其一致，试验中不同处理香根草体内 Ｃｄ 含量存在显著差异。 香
根草对 Ｃｄ的积累量随时间的延长而增加，试验期间香根草生物量在试验中的 Ｃｄ 处理浓度和时间范围内未
受明显影响，说明香根草可在一定范围 Ｃｄ胁迫下生长。 本试验中，处理 ９０ ｄ时，高浓度处理组香根草地上部
５１４３ １１期 马文超 等：镉在土壤⁃香根草系统中的迁移及转化特征
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图 ３ 不同浓度的 Ｃｄ胁迫下香根草的富集系数
Ｆｉｇ．３ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｎ Ｂｉｏ⁃ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｆａｃｔｏｒ ｏｆ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ
图中数值为平均值±标准误（ｎ＝ ５）；不同小写字母分别表示同批次各处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５），不同大写字母分别表示同批次各处理
之间有极显著差异（Ｐ＜０．０１）；ＬＰ： 香根草组低浓度 Ｃｄ 处理 ｌｏｗ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＭＰ： 香根草组中浓度 Ｃｄ 处理 ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＨＰ： 香根草组高浓度 Ｃｄ处理 ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ
图 ４ 不同浓度的 Ｃｄ胁迫对香根草转移系数
Ｆｉｇ．４ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｃｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｎ ｔｒａｎｓｌｏｃａｔｉｏｎ
ｆａｃｔｏｒ ｏｆ Ｖｅｔｉｖｅｒｉａ ｚｉｚａｎｉｏｉｄｅｓ
图中数值为平均值±标准误（ｎ ＝ ５）；不同小写字母分别表示同批
次各处理之间有显著差异（Ｐ＜０．０５），不同大写字母分别表示同批
次各处理之间有极显著差异（Ｐ＜０．０１） ；ＬＰ： 香根草组低浓度 Ｃｄ
处理 ｌｏｗ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＭＰ： 香根草组中浓度 Ｃｄ 处理
ｍｅｄｉｕｍ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ；ＨＰ： 香根草组高浓度 Ｃｄ 处理
ｈｉｇｈ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｇｒｏｕｐ ｗｉｔｈ ｐｌａｎｔ
分和根系的 Ｃｄ积累量分别高达 １８０．４２ ｍｇ ／ ｋｇ和２４１．５４
ｍｇ ／ ｋｇ，显示出较强的 Ｃｄ富集能力。
富集系数可以反映植物对于重金属吸收、积累能
力，用以修复重金属污染的植物富集系数在 １ 以上为
好［２２］。 研究表明，孔雀草 （ Ｔａｇｅｔｅｓ ｐａｔｕｌａ ） 和胡杨
（Ｐｏｐｕｌｕｓ ｅｕｐｈｒａｔｉｃａ）的富集系数随重金属处理浓度的
升高而下降［２３⁃２４］，本试验的结果与其一致。 香根草对
于低浓度的 Ｃｄ富集效果最为明显，４０ ｄ 时低浓度处理
组香根草地上部分和根部富集系数分别达到 ２．９９ 和
６．４８，显著高于中高浓度处理组。 但随着处理时间的延
长，香根草各部分的富集系数显著上升，９０ ｄ 时高浓度
组地上部分和根部的 Ｃｄ 积累量较 ４０ ｄ 时分别增加
６６．３％和 ５２．６％。
植物通过根系吸收重金属并将部分重金属转移至
地上部分，大多数植物根部的重金属富集量高于地上部
分［１１］。 植物根细胞可贮存较多的 Ｃｄ，减少 Ｃｄ 向地上
部分的运输［２５］。 研究表明 Ｃｄ可取代叶绿体中的 Ｆｅ２＋、
Ｚｎ２ ＋、Ｍｇ２＋等与其体内富含巯基 （— ＳＨ） 的蛋白质结
合，破坏叶绿体微结构，抑制叶绿素前体的合成，并导致
叶绿素分解，造成叶绿素含量降低［２６］。 本试验两次取
样结果均显示香根草根部的 Ｃｄ 含量高于地上部分，香
根草 ４０ ｄ和 ９０ ｄ时高浓度组的转移系数分别为 ０．５６和 ０．７５，均小于 １。 香根草这种 Ｃｄ 储藏策略可降低 Ｃｄ
对地上部分产生的毒害作用。
通常认为土壤中的总 Ｃｄ含量越高其潜在的危害越大，但 Ｃｄ在土壤中的生物活性直接决定 Ｃｄ 污染的危
害程度。 沈阳张士灌区长期直接使用工业废水灌溉农田，梁彦秋等人研究发现该污染区域土壤中有效态 Ｃｄ
６１４３ 生 态 学 报 ３６卷
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含量占 ５０％，导致该地区农作物 Ｃｄ含量严重超标［２７］。 邓朝阳等人研究发现，土壤有效态 Ｃｄ 含量与土壤总
Ｃｄ含量有显著的线性关系［２８］。 研究表明植物能够影响其根际土壤中重金属的形态［２９⁃３１］，但尚无定论。 有研
究认为植物通过根际分泌物来对土壤中难溶态的 Ｃｄ 进行活化，提高土壤中 Ｃｄ 的生物有效性［３１］。 李花粉等
研究发现根际分泌物中的有机酸可促进难溶态的 Ｃｄ溶解，如小麦和水稻在缺铁的情况下会从根部大量释放
植物铁载体，能够活化根际难溶态的 Ｃｄ，从而影响土壤中 Ｃｄ的形态［３２］。 植物也可通过根系吸附、沉积，或者
通过络合作用降低金属离子价态来固定重金属，从而降低土壤中有效态重金属含量［１８］。 本试验中，各处理组
土壤中总 Ｃｄ的生物有效性指数随处理浓度的增加而增加，说明 Ｃｄ 浓度越高，生物活性态 Ｃｄ 的含量也就越
大，其生物毒性越强。 本试验中，香根草组与无植物组相比土壤中生物有效态 Ｃｄ 和总 Ｃｄ 含量均降低，说明
种植香根草可降低土壤中 Ｃｄ 含量。 与无植物组相比，香根草各处理组残渣态 Ｃｄ 含量减少表明种植香根草
使残渣态 Ｃｄ转化为生物有效态 Ｃｄ，将来研究中需继续关注其具体作用机制。 低浓度处理组香根草根际土中
Ｃｄ生物有效性指数显著低于无植物组，随着处理时间的延长，土壤生物有效性有所降低。 处理 ９０ ｄ 时香根
草组土壤中的生物有效态 Ｃｄ含量和总 Ｃｄ 含量大多显著低于相应的无植物处理组，说明香根草在试验处理
范围内对土壤中的 Ｃｄ具有较好的清除效果，且随着处理时间的延长清除效果越显著。
４ 结论
（１）香根草通过根系吸收土壤中的 Ｃｄ，将部分 Ｃｄ 转移至地上部分，转移系数随处理浓度增加和处理时
间延长而增大，但其转移系数始终小于 １。
（２）香根草能有效降低土壤中的总 Ｃｄ含量，其 Ｃｄ 积累量随处理浓度的增高和处理时间的延长而增加，
但随着处理浓度的增加，其富集系数显著降低。
（３）种植香根草使其根际土中 Ｃｄ形态发生转化，可提高香根草对 Ｃｄ清除效率。
本试验中香根草对于不同处理土壤中 Ｃｄ均有清除效果，其中对于 ＨＰ 组清除效果最为显著，综合香根草
生物量大，生长快速的特点，可考虑将其用于 Ｃｄ污染地区的植物修复。
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８１４３ 生 态 学 报 ３６卷