磁性氧化石墨烯緩解香根草鎘脅迫的機理研究

摘要：磁性氧化石墨烯（graphene oxide/Fe3O4， GO/Fe3O4）是一種具有快速電子傳遞和提供Fe源的納米雜合材料，在強化重金屬污染土壤的植物修復方面具有廣闊的應用前景。本研究以香根草為實驗材料，采用室內盆栽的方法，從Cd的植物積累、礦質元素吸收、光合作用熒光指標、抗氧化酶活力以及膜脂過氧化程度等方面，系統評價了GO/Fe3O4 強化植物修復的潛力和機理。結果表明，GO/Fe3O4顯著增加了10.0 mg·kg-1 Cd處理組的香根草根中Cd、Fe、Ca與Mg的含量，提高了0.5 mg·kg-1 Cd處理組的香根草地上部Cd生物富集系數，增強了10.0 mg·kg-1 Cd處理組的香根草葉綠體熒光參數和2.0 mg·kg-1 Cd處理組的香根草葉綠素含量。同時，GO/Fe3O4顯著降低了2.0 mg·kg-1 Cd處理組的香根草地上部丙二醇（MDA）和根中的過氧化氫（H2O2）含量、顯著提高了香根草根中的過氧化物酶（POD）活性，以及0.5 mg·kg-1 Cd處理組的香根草地上部POD活性和過氧化氫酶（CAT）活性。實驗結果為應用GO/Fe3O4強化重金屬污染土壤的植物修復提供了科學依據。

關鍵詞：磁性氧化石墨烯；鎘；香根草；積累；土壤

中圖分類號：X53 文獻標志碼：A 文章編號：1001-2443（2025）01-0025-09

近70年來，全球土地質量退化嚴重，農產品重金屬超標現象時有發生，這對食品安全和人類健康構成巨大威脅［1］。在眾多重金屬中，鎘（Cd）因其生物可利用性高、易發生食物鏈轉移、毒性強，被美國環境保護署和歐盟列為一級環境污染物。Cd是多種金屬、非金屬礦的伴生元素，通過尾礦滲漏、地表徑流和氣體沉降等途徑釋放到環境中。中國土壤污染狀況調查公報顯示，我國耕地土壤Cd污染點位超限率為7%，在無機污染物中居首位［2］。據報道，全球每年超過13000噸的Cd元素通過人為活動釋放到自然環境中［3］。為了清除土壤中的重金屬污染物，提取修復（物理法）、淋洗修復（化學法）、植物修復（生物法）和聯合修復（物理化學和生物聯合法）等修復技術應運而生［4］。相比較而言，植物修復技術因具有可持續性、高性價比和環境友好等優點而被廣泛應用［5］。然而，植物修復技術也存在一定的局限性，如重金屬吸附效率低、耗時長、植物生長緩慢等弊端［6］。因此，世界各國都在積極尋求合適的技術和材料以提高植物修復的效率。

納米材料具有吸附位點豐富、比表面積大、快速電子傳遞等特點，在植物修復方面的潛力早已受到國內外學者的廣泛關注［7］。葉面噴施納米二氧化鈦能夠減少豇豆［Vigna unguiculata （L.）］ 根、莖和種子中Cd的積累、提高葉片中光合色素的含量、誘導根和葉抗氧化酶活力的升高，并降低丙二醛（MDA）的含量［8］。適當濃度的GO有利于植物生長，可用作納米施肥［9］。Du等［10］研究發現，植物根系與GO互作，可減少有機污染物苯并芘在土壤中散逸，降低土壤中有機物污染風險。生物化的GO可直接淬滅活性氧（ROS）［11］。然而也有研究表明，GO單獨使用時增強了Cd對小麥的植物毒性［12］，誘導小球藻代謝紊亂［13］。100 mg·L-1的GO可滲透進入蕎麥植物細胞，上調ROS、降低氧化酶活性［14］。因此，對GO進行材料復合改性，有望改變其滲透性、粒徑大小及所帶電荷，發揮其快速電子傳遞功能并降低其毒性。本實驗室前期已自行合成了GO/Fe3O4，并初步驗證了其對有機污染物孔雀石綠的吸附與清除效果［15-16］。迄今為止，尚未有采用GO/Fe3O4強化植物對重金屬污染進行修復的報道。

香根草是源自熱帶的多年生C4草本植物，植株高大、生長迅速、生物量大且根系長。香根草對極端的環境條件如長期干旱、洪水、淹沒、極端溫度、高鹽度、高酸度、高堿度以及各種有毒金屬/類金屬和有機污染物均有一定程度的耐性［7］，在中國熱帶暖濕氣候帶均可采用無性繁殖的方式進行種植。香根草越來越成功地應用于土壤侵蝕控制、邊坡穩定和退化或污染土地的恢復［6］。因此，本試驗擬采用盆栽的實驗方法探究GO/Fe3O4強化香根草修復Cd污染土壤，從植物生理生化層次闡明植物毒性的緩解機理，為香根草聯合納米材料的土壤修復提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試植物香根草（Vetiveria zizanioides L.）是由江西省紅壤與種質資源研究所提供。GO/Fe3O4由本實驗室合成并進行了質量組分（GO：Fe3O4=1：10）、比表面積（132.2 m2·g-1）、晶體結構、掃描電鏡（SEM）形貌和磁響應表征［15］。實驗用土取自安徽師范大學花津校區校園。所獲土壤經風干、清除枯枝落葉和侵入物、碾碎后，過20目尼龍篩備用。土壤理化性質見表1。

1.2 試驗設計

將Cd和GO/Fe3O4按如下質量百分比與試驗土壤混勻，在自然條件下老化3個月后用于試驗， 即Cdx （0 mg·kg-1， 0.5 mg·kg-1， 2.0 mg·kg-1， 10.0 mg·kg-1） 以T0， T1， T2， T3組標記，對應的Cdx +10 mg·kg-1 GO/Fe3O4，以T4， T5， T6， T7組標記。盆栽試驗于2021年3～9月在安徽師范大學花津校區自然室內條件下進行，每盆移植3株地上部等高的香根草植株。培養期間定期澆水，土壤重量百分含水量保持在30 %左右。植物培養期間的環境溫度為10～34℃，相對濕度為 15%～61%，光照為透入室內的自然光。盆栽結束后，分別取地上部和根測定Cd以及植物體內礦質元素含量，測定生理指標。

[Cd富集系數（BCF）=植物組織中Cd含量（mg·kg-1）土壤中Cd含量（mg·kg-1）]

1.3 香根草中Cd和礦質元素含量的測定

香根草地上部分和根用蒸餾水洗凈，置于70°C 烘箱內烘干到恒重。烘干后的樣品用研缽搗碎，分別稱取0.2 g，放入含有7 mL濃HNO3和3 mL H2O2混合溶液的消解管中進行消解。消解后的植物樣品用中速濾紙過濾、定容到10.0 mL。用電感耦合等離子體發射光譜直讀儀（Prodigy， 美國利曼）測定228.802 nm處的發光強度，定量分析消解液中Cd含量，進樣流速為1 mL·min-1，Cd測定標準曲線范圍設置為0.05～5.00 mg·L-1，檢出限為0.01 mg·L-1。

1.4 葉綠素含量和葉綠體熒光參數的測定

香根草地上部的相對葉綠素含量 （SPAD值）使用SPAD-502便攜式葉綠素儀（Konica Minolta Sensing， 日本）測量［17］。葉綠體熒光參數采用MINI-PAM-II便攜式葉綠素熒光儀（WAL2， 德國）測定。測量前將植物葉片暗適應30分鐘左右，再將待測葉片放置在熒光儀的葉夾中，將光纖傳感器插入暗適應葉夾中，拔出葉夾罩后，開始測量，并記錄葉綠體PSII的最大光化學效率（Fv/Fm）代表了PSⅡ的最大光化學效率，PSII的有效量子產率（ΦPSII）反映植物的光能利用效率，光化學猝滅系數（qP）反映植物光合活性的強弱，非光化學猝滅系數（NPQ）反映植物吸收的用于散熱的光能［18］。

1.5 香根草中氧化脅迫指示物和抗氧化酶活力測定

MDA含量、超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）和活過氧化氫酶（CAT）活性采用Ren等描述的方法進行測定［19］。過氧化氫（H2O2）含量的測定采用硫酸鈦比色法［20］。

1.6 數據分析

使用Microsoft Excel 2016和Origin 2021對數據進行處理和繪圖。采用SPSS 19.0對數據進行單因素方差分析（ANOVA）和Duncan多重比較。使用Origin 2021進行Pearson線性相關分析。所有數值均以平均值±標準差（SD）表示。plt; 0.05視為有統計學意義。

2 結果

2.1 GO/Fe3O4對Cd脅迫下香根草根和地上部Cd含量及富集系數的影響

本實驗中不同處理組之間的香根草生物量及根體積無顯著差異。香根草根系中Cd含量隨Cd處理濃度升高而增加，處理組間差異顯著 （p lt; 0.05）。根中Cd含量在添加GO/Fe3O4后，T0組和T4組無明顯差異，其它組明顯高于對應的未添加組（p lt; 0.05）。香根草地上部Cd含量隨Cd處理濃度的升高呈上升趨勢，T3處理組地上部Cd含量高于T1、T2處理組3.18和4.06倍（p lt; 0.05），T1和T2處理組間差異不明顯。地上部Cd含量在添加GO/Fe3O4后，除T5組顯著高于對應單加Cd的T1組外，其它組的Cd含量與對應的單加Cd處理組無顯著差異（表2）。

香根草的地上部Cd的BCF小于根中Cd的BCF，因此，香根草是耐Cd而并不是Cd累積的植物。有趣的是，香根草地上部和根中Cd的BCF隨Cd處理濃度的升高均呈下降趨勢。T1處理組的根中Cd的BCF大于1，分別高于T2和T3處理組1.31和5.74倍，說明香根草對Cd有低濃度累積、高濃度排斥的特征，外源GO/Fe3O4并未改變這種特征。

2.2 GO/Fe3O4對Cd脅迫下香根草根系和地上部分礦質含量的影響

如表3所示，根系中的K、Ca、Mg、Fe和P元素含量隨著Cd濃度增加呈現先升高后降低的趨勢，而根系中的Na元素呈先升高后降低再升高的趨勢。添加GO/Fe3O4處理組中的K、Ca、Mg、Fe和P元素含量整體高于單一Cd處理組的元素含量，其中0.5 mg·kg-1 Cd脅迫下根系中的K、Ca、Mg和P元素含量高于其他Cd處理組。

隨著Cd濃度的升高，地上部分的K、Ca、Na和P元素含量先升高后降低。添加GO/Fe3O4顯著提高了10.0 mg·kg-1 Cd脅迫下的地上部Ca、Mg、Fe元素的含量，分別比Cd處理組高22.35 %、12.66 %、19.97 %。GO/Fe3O4的添加減少了Cd脅迫地上部位的P含量，但差異不顯著。

微量元素 Fe 主要在香根草根系中積累。隨著Cd處理濃度增加，根部Fe含量先增加后降低，然而地上部Fe含量則隨Cd處理濃度一直降低并伴濃度依賴性。然而，在Cd處理濃度為10 mg·kg-1時，GO/Fe3O4的添加明顯促進根中Fe的積累。在Cd處理濃度為0.5 mg·kg-1時，GO/Fe3O4的添加明顯提高了根中P的含量（p lt; 0.05）。在Cd處理濃度為10.0 mg·kg-1時，GO/Fe3O4的添加還明顯促進根中Ca的積累。

2.3 GO/Fe3O4對Cd脅迫下香根草地上部位和根系礦質元素相關性的影響

如圖1所示，單加Cd的一系列處理組中，香根草地上部Cd含量、根系Cd含量與根中Na含量呈顯著正相關（p＜0.05）；地上部K含量與地上部Fe存在顯著正相關關系；大量礦質元素之間表現為：地上部Ca含量與地上部Mg、P及根系Ca、Mg、P含量呈正相關；地上部Mg含量與根系Ca、Mg、P含量存在顯著正相關關系。

如圖2所示，添加Cd和GO/Fe3O4同時處理下，地上部K含量與根中Fe含量存在顯著正相關關系。地上部Ca含量與根中Ca、Mg含量呈顯著正相關。地上部Mg含量與根中Na含量呈顯著正相關；根系Ca含量與根系Mg含量存在顯著正相關關系。GO/Fe3O4提高Fe和P的吸收，改變了地上部K對Fe的依賴，以及地上部Ca、Mg、Na對P的依賴。

2.4 GO/Fe3O4對Cd脅迫下香根草光合作用的影響

如圖3所示，香根草葉片中的SPAD值隨著Cd濃度的增加呈降低趨勢。T2、T3處理組SPAD值分別比T0組顯著降低，降幅達13.41 %和19.88 %（p lt; 0.05）。添加GO/Fe3O4組中，T7處理組SPAD值比T0組下降了24.32 %（p lt; 0.05）。在Cd處理濃度為2.0 mg·kg-1時，添加GO/Fe3O4 （T5組）SPAD值顯著升高。

單一Cd處理組時，香根草葉片的Fv/Fm隨著Cd濃度增加先升高后下降。T1和T2處理組的Fv/Fm明顯高于T0組（plt; 0.05），T3處理組的Fv/Fm明顯低于T0組。添加GO/Fe3O4對Cd脅迫下葉片Fv/Fm無明顯影響（圖3），但T6處理組的Fv/Fm較T3處理組高2.90倍。

單一Cd處理時，香根草葉片的ΦPSII和rETR差異顯著。其中 T1和T2處理組的ΦPSII和rETR顯著高于T0和T3處理組，T3處理組的ΦPSII和rETR較T0組低84.30%和84.19% （plt; 0.05）。添加GO/Fe3O4后，T4處理組的ΦPSII和rETR較T0組高57.85%和57.85%（plt; 0.05），T5處理組的ΦPSII和rETR較T0組高62.48%和62.43%（plt; 0.05），T7處理組的ΦPSII和rETR明顯高于T3組。GO/Fe3O4的添加顯著提高了0.5 mg·kg-1和10.0 mg·kg-1 Cd脅迫下香根草葉片的ΦPSII和rETR值。

香根草葉片qP的變化趨勢與NPQ變化趨勢相似。T3處理組的qP和NPQ分別較T0組低50.24 %和84.89 %（plt; 0.05）。添加GO/Fe3O4后，T4和T6處理組的qP和NPQ分別較T0組高39.63 %和94.77 %（plt; 0.05），T5處理組的qP和NPQ分別較T0組低49.47 %和114.82 %（plt; 0.05）。同上，GO/Fe3O4的添加明顯增加了0.5和10.0 mg·kg-1 Cd脅迫下香根草葉片的ΦPSII和rETR值。

2.5 GO/Fe3O4對鎘脅迫下香根草根系和地上部分抗氧化酶活性影響

如圖4所示，Cd對香根草根系SOD 活性無明顯影響；外源GO/Fe3O4不能起到提高根系SOD活力的作用。相反，單一Cd脅迫或外源添加GO/Fe3O4均明顯提高香根草葉片SOD活力，處理組間差異不顯著。

香根草根系的POD活性隨Cd濃度的升高而增加。GO/Fe3O4的添加顯著提高了Cd脅迫下香根草根系中的POD活性。香根草地上部的POD活性隨著Cd濃度的增加，先升高后降低再升高。T3處理組的POD活性較T0組高116.29%（plt; 0.05），T5、T6、T7處理組的POD活性較T0組高54.18 %、25.74 %、106.79 %（p lt; 0.05）。在Cd處理濃度為0.5 mg·kg-1時，GO/Fe3O4的添加明顯提高了香根草地上部的POD活性。

香根草的CAT活力隨Cd濃度的升高呈先下降后上升的趨勢；GO/Fe3O4添加后，香根草根系的CAT活性隨Cd濃度升高整體呈下降趨勢。香根草地上部CAT活性隨Cd濃度升高呈先升后降的趨勢，其中T2處理組的CAT活性明顯高于T0組和其它兩處理組；添加GO/Fe3O4后，香根草地上部CAT活力的變化趨勢與單一Cd處理相似。在Cd處理濃度為0.5 mg·kg-1時地上部CAT活力明顯高于對照組與單加0.5 mg·kg-1 Cd處理組（T1組）。

2.6 GO/Fe3O4對鎘脅迫下香根草根系和地上部分MDA和H2O2含量的影響

如圖5所示，10.0 mg·kg-1 Cd 脅迫下香根草根部MDA含量顯著高于對照和0.5 mg·kg-1以及2.0 mg·kg-1 Cd處理組（plt; 0.05）。GO/Fe3O4的添加顯著降低了0.5 mg·kg-1 Cd組中香根草根部的MDA含量（plt; 0.05），但對其它各組的影響不明顯。T2處理組的香根草地上部MDA含量明顯高于其它處理組（plt; 0.05）。T4～T7處理組中，香根草地上部MDA含量呈先降后升趨勢，其中T5處理組MDA含量較T0組低23.69 %（plt; 0.05）， 而T7處理組地上部MDA含量較T0組高21.20 %（plt; 0.05），GO/Fe3O4的添加顯著降低了0.5 mg·kg-1和2.0 mg·kg -1Cd脅迫下香根草地上部MDA含量。

隨著Cd濃度增加，香根草根部H2O2含量先升高后下降，其中T2、T3處理組根部H2O2含量明顯高于T0組和T1處理組。GO/Fe3O4添加明顯降低了2.0 mg·kg-1 Cd脅迫下香根草根部的H2O2含量，但對其他Cd處理下香根草根部H2O2含量無顯著影響。相反，隨著Cd濃度增加，香根草地上部H2O2含量呈先降后升趨勢。T1處理組地上部H2O2含量明顯低于T0和T3處理組。GO/Fe3O4的添加明顯降低了2.0 mg·kg-1 Cd脅迫下香根草地上部H2O2含量，但對0.5 mg·kg-1和10.0 mg·kg-1 Cd脅迫下地上部H2O2的產生無明顯影響。

3 討論

香根草是Cd耐性植物，其根細胞中帶負電荷的細胞壁可將Cd隔離在原生質外，從而減少Cd向地上部位的轉運［21］，這是防止重金屬在植物中擴散的一種重要保護機制，與Kriti等人的研究相似［22］。本研究中，香根草對Fe的積累量和生物富集能力遠高于Cd，一是因為土壤中存在大量Fe源，二是土壤Fe源抑制了Cd的吸收。本研究結果表明，隨著Cd處理濃度增加，香根草地上部Fe含量顯著降低，與之前研究Cd脅迫明顯降低了水稻幼苗地上部Fe含量的結果一致［23］。水稻根系對Cd的吸收及其根尖轉運的生理機制與Fe離子顯著相關，Fe離子促進水稻對Cd的吸收［24］。而在本研究中發現，添加GO/Fe3O4后明顯增加了Cd（10.0 mg·kg-1）脅迫下香根草根部的Cd含量（表2），這可能是納米材料GO/Fe3O4提供的納米Fe源或Fe離子與土壤中Cd置換，促進Cd轉變為可吸收態而進入根組織［25-26］。Cd還干擾其它礦物質營養吸收，抑制植物生長［5， 27］。添加GO/Fe3O4顯著增加了10.0 mg·kg-1 Cd脅迫下香根草Fe、Ca和Mg含量。研究表明，外界刺激可引起植物細胞膜電位發生迅速變化，并通過質膜上Ca2+通道完成，該對多種二價陽離子有更高的選擇透過性［28］。因此，根際納米GO/Fe3O4作為快速電子傳遞體可能刺激香根草根部吸收營養元素，抵御Cd脅迫。

重金屬Cd脅迫促使植物組織產生活性氧ROS，破壞葉綠素結構從而導致植物葉綠素含量減少［29］。本研究結果表明隨著Cd濃度增加，葉綠素含量下降。這與董名揚等［17］的研究結果相似，Cd脅迫能抑制香根草葉片色素的合成。在Cd濃度為10.0 mg·kg-1時，Fv/Fm、ΦPSII、rETR、qP和NPQ明顯降低，原因是Cd通過增加熱耗散、影響電子流傳遞等方式降低PSⅡ的活性，對香根草PSII反應中心造成了明顯的傷害，從而導致香根草葉綠體熒光參數顯著下降。添加GO/Fe3O4后，香根草的葉綠體熒光參數明顯增長（圖3），葉綠素含量增加，說明GO/Fe3O4減輕Cd對葉片色素合成的毒害作用，促進了PSⅡ潛在活性和葉片光合電子傳遞，提高光能利用效率，有效緩解Cd脅迫對香根草光合作用的抑制。

Cd脅迫誘導產生大量ROS與細胞膜中的脂肪酸發生過氧化反應，產生MDA，其含量的高低來判斷細胞膜過氧化水平和膜受損程度［29］。添加GO/Fe3O4能降低0.5 mg·kg-1 Cd脅迫下香根草體內的MDA含量（圖5），說明GO/Fe3O4能減輕低濃度Cd脅迫造成的脂質過氧化。研究表明，植物細胞內的ROS和Fe有此消彼長的關系［30］。因此，再次驗證了GO/Fe3O4促進香根草Fe吸收，抑制ROS。除此之外，抗氧化酶也能有效清除ROS。為應對Cd毒害，植物抗氧化酶活性的隨著Cd濃度升高而升高 ［20］。地上部CAT活性后下降可能是Cd脅迫使根系內酶活性和代謝途徑受抑制，根系自身清除ROS的能力下降［31］。添加GO/Fe3O4明顯升高了香根草低濃度Cd脅迫下地上部CAT活性和POD活性，GO/Fe3O4提供的 Fe源作為CAT酶的中心原子，提高了抗氧化酶的活性、減輕Cd對香根草細胞膜脂氧化造成的傷害［32］。

4 結論

香根草根部積累重金屬Cd，是修復Cd污染土壤的先鋒植物。添加GO/Fe3O4能促進香根草根部對Fe、Ca、Mg元素的吸收，促進香根草光合作用，提高了香根草抗氧化酶活性，減少了根中和地上部的MDA、H2O2含量，從而減輕Cd脅迫對香根草的毒性。本研究為外源添加納米新型材料保護香根草、強化Cd修復提供了依據。

參考文獻：

［1］ YANG Q， LI Z， LU X， et al. A review of soil heavy metal pollution from industrial and agricultural regions in China： Pollution and risk assessment［J］. Science of The Total Environment， 2018， 642：690-700.

［2］ WANG C， ZHANG Q， YAN C， et al. Heavy metal（loid）s in agriculture soils， rice， and wheat across China： Status assessment and spatiotemporal analysis［J］. Science of The Total Environment， 2023， 882：163361.

［3］ JIA H， HOU D， O'CONNOR D， et al. Exogenous phosphorus treatment facilitates chelation-mediated cadmium detoxification in perennial ryegrass （Lolium perenne L.） ［J］. Journal of Hazardous Materials， 2020， 389：121849.

［4］郭軍康， 趙雋雋， 李怡凡， 等. 礦區土壤重金屬污染修復技術研究進展［J］. 農業資源與環境學報， 2023， 40 （2）：249-260.

［5］ SONG X， LI C， CHEN W. Phytoremediation potential of Bermuda grass （Cynodon dactylon （L.） pers.） in soils co-contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons and cadmium［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 2022， 234：113389.

［6］ CHUAN NG C， BOYCE A， ABAS M， et al. Phytoassessment of Vetiver grass enhanced with EDTA soil amendment grown in single and mixed heavy metal–contaminated soil［J］. Environmental Monitoring and Assessment， 2019， 191：434.

［7］ TRIPATHI D， SHWET A， SINGH S， et al. An overview on manufactured nanoparticles in plants： uptake， translocation， accumulation and phytotoxicity［J］. Plant Physiology and Biochemistry， 2017， 110：2-12.

［8］ GONG X， HUANG D， LIU Y， et al. Nanoscale zerovalent iron， carbon nanotubes and biochar facilitated the phytoremediation of cadmium contaminated sediments by changing cadmium fractions， sediments properties and bacterial community structure［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 2021， 208：111510.

［9］ GUO X， ZHAO J， WANG R， et al. Effects of graphene oxide on tomato growth in different stages［J］. Plant Physiology and Biochemistry， 2021， 162：447-455.

［10］ DU J， ZHOU Q， WU J， et al. Vegetation alleviate the negative effects of graphene oxide on benzo［a］pyrene dissipation and the associated soil bacterial community［J］. Chemosphere， 2020， 253：126725.

［11］ ZHOU Q， HU X. Systemic stress and recovery patterns of rice roots in response to graphene oxide nanosheets［J］. Environmental Science amp; Technology， 2017， 51：2022-2030.

［12］ GAO M， YANG Y， SONG Z. Toxicity of cadmium to wheat seedling roots in the presence of graphene oxide［J］. Chemosphere. 2019， 233：9-16.

［13］ HU X， LU K， MU L， et al. Interactions between graphene oxide and plant cells：Regulation of cell morphology， uptake， organelle damage， oxidative effects and metabolic disorders ［J］. Carbon， 2014， 80：665-676.

［14］ LIU C， SUN L， SUN Y， et al. Integrating transcriptome and physiological analyses to elucidate the molecular responses of buckwheat to graphene oxide ［J］. Journal of Hazardous Materials， 2022， 424：127443.

［15］ LI W， XU M， CAO Q， et al. Magnetic GO/Fe3O4 for rapid malachite green （MG） removal from aqueous solutions： a reversible adsorption ［J］. RSC Advances， 2021， 11：19387.

［16］ HOU L， QIN G， QU Y， et al. Fabrication of recoverable magnetic composite material based on graphene oxide for fast removal of lead and cadmium ions from aqueous solution［J］. Journal of Chemical Technology amp; Biotechnology， 2021， 96（5）：1345-1357.

［17］ 董名揚， 孫瑤， 馮曉暉， 等. 兩種生態型香根草對鎘的耐受和積累特性比較［J］. 西北植物學報， 2022， 42（8）：1330-1338.

［18］ YANG Z， TIAN J， FENG K， et al. Application of a hyperspectral imaging system to quantify leaf-scale chlorophyll， nitrogen and chlorophyll fluorescence parameters in grapevine ［J］. Plant Physiology and Biochemistry， 2021， 166：723-737.

［19］ REN M， QIN Z， LI X， et al. Selenite antagonizes the phytotoxicity of Cd in the cattail Typha angustifolia［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 2020， 189：109959.

［20］ 張靜靜， 焦秋娟， 徐正陽， 等. 鎘脅迫下外源殼聚糖對小麥幼苗生理特性、抗氧化能力及鎘吸收的影響［J］. ， 2024， 45（6）：3649-3660.

［21］ LI H， RAO Z， SUN G， et al. Root chemistry and microbe interactions contribute to metal（loid） tolerance of an aromatic plant， vetiver grass［J］. Journal of Hazardous Materials， 2024， 461：132648.

［22］ KRITI， BASANT N， SINGH J， et al. Nickel and cadmium phytoextraction efficiencies of vetiver and lemongrass grown on Ni-Cd battery waste contaminated soil： A comparative study of linear and nonlinear models.［J］. Journal of Environmental Management， 2021， 295：113144.

［23］ 楊波. H2O2對鎘脅迫下水稻體內礦質元素積累和糖代謝的影響［D］. 貴陽：貴州大學， 2018.

［24］ CHEN Z， TANG Y T， ZHOU C， et al. Mechanisms of Fe biofortification and mitigation of Cd accumulation in rice （Oryza sativa L.） grown hydroponically with Fe chelate fertilization［J］. Chemosphere， 2017， 175：275-285.

［25］ WANG J， WANG P M， GU Y， et al. Iron–manganese （oxyhydro） oxides， rather than oxidation of sulfides， determine mobilization of Cd during soil drainage in paddy soil systems［J］. Environmental Science amp; Technology， 2019， 53：2500-2508.

［26］ TAN W T， ZHOU H， TANG S F， et al. Simultaneous alleviation of Cd availability in contaminated soil and accumulation in rice （Oryza sativa L.） by Fe-Mn oxide-modified biochar［J］. Science of the Total Environment， 2023， 858：159730.

［27］ 王麗香， 陳虎， 郭峰， 等. 鎘脅迫對花生生長和礦質元素吸收的影響［J］. 農業環境科學學報， 2013， 32（6）：1106-1110.

［28］ 周衛， 汪洪. 植物鈣吸收、轉運及代謝的生理及分子機制［J］. 植物學通報， 2007， 24（6）：762-778.

［29］ AI Y， WANG Y， SONG L， et al. Effects of biochar on the physiology and heavy metal enrichment of Vetiveria zizanioides in contaminated soil in mining areas［J］. Journal of Hazardous Materials， 2023， 448：130965.

［30］ GRTZ R， VONDER C， LVANOV R， et al. Fe acquisition at the crossroad of calcium and reactive oxygen species signaling［J］. Current Opinion in Plant Biology， 2021， 63：102048.

［31］ 王龍， 樊婕， 魏暢， 等. 外源抗壞血酸對銅脅迫菊苣幼苗生長的緩解效應［J］. 草業學報， 2021， 30（4）：150-159.

［32］ 洪瑩， 毛建越， 趙樹蘭， 等. 氧化石墨烯對多年生黑麥草逆境生理及光合特征的影響［J］. 廣西植物， 2022， 42（5）：886-893.

Research on the Mechanisms for GO/Fe3O4 to Alleviate Cd Stress in

Vetiveria Zizanioides L.

LI Wen-wen1，2， ZHANG Li1， YUE Lei1， LI Jie1，2， YU Jia-ming1，2， YANG Shi-yong1，2

（1. School of Ecology and Environment， Anhui Normal University， Wuhu 241002， China; 2. Collaborative Innovation Center of Recovery and Reconstruction of Degraded Ecosystem in Wanjiang Basin Co-founded by Anhui Province and Ministry of Education， Anhui Normal University， Wuhu 241007， China）

Abstract： Magnetic graphene oxide （graphene oxide/Fe3O4， GO/Fe3O4） is a nano-hybrid material characterized by fast electron transfer and Fe source provision that has a prospective application in the enhancement of heavy metal -contaminated soil phytoremediation. The study，using vetiver as the experimental material and indoor pot method，comprehensively evaluated the potential and mechanism of phytoremediation enhancement of GO/Fe3O4 by measuring Cd accumulation， mineral adsorption， chlorophyll fluorescence parameters， antioxidant enzyme activities， and degree of lipid membrane peroxidation in vetiver subjected to Cd exposure. The results showed that GO/Fe3O4 significantly increased the contents of Cd， Fe， Ca， and Mg in the roots of vetiver exposed to 10 mg·kg-1 Cd， increased Cd bio-enrichment coefficients in the shoots of vetiver exposed to 0.5 mg·kg-1 Cd ， and enhanced the chlorophyll fluorescence parameters of vetiver exposed to 10 mg·kg-1 Cd， and chlorophyll content of vetiver to 2.0 mg·kg-1 Cd. Meanwhile， GO/Fe3O4 significantly decreased the contents of MDA in shoots and H2O2 in roots of vetiver exposed to 2 mg·kg-1 Cd， significantly increased POD activity in roots， as well as POD activity and CAT activity in shoots of vetiver exposed to 2 mg·kg-1 Cd and 0.5 mg·kg-1 Cd. The experimental results provide a scientific evidence for the application of GO/Fe3O4 in the phytoremediation enhancement of heavy metal-contaminated soil.

Key words： GO/Fe3O4；cadmium；vetiver；accumulation；soil

（責任編輯：王海燕）