全 文 ：生态环境学报 2014, 23(5): 876-873 http://www.jeesci.com
Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@jeesci.com
基金项目：公益性行业（农业）科技专项(201103027)；湖南省自然科学基金（13JJ6080）；湖南省重点学科建设项目（2011-76）；湖南省高校科
技创新团队支持计划 (2012-318)
作者简介：刘小文（1983 年生），男，讲师，博士，研究方向为生物安全和环境毒理学。E-mail: lxw1110@126.com
*通信作者：曹坳程。E-mail: caoac@vip.sina.com
收稿日期：2014-04-21
Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽兰生长
及吸收富集特征的影响
刘小文 1, 2, 3，齐成媚 1，欧阳灿斌 2, 3，唐杰伟 4，李园 2, 3，
颜冬冬 2, 3，王秋霞 2, 3，郭美霞 2, 3，曹坳程 2, 3 *
1. 湖南科技学院生命科学与化学工程系，湖南 永州 425199；2. 植物病虫害生物学国家重点实验室，北京 100193；
3. 中国农业科学院植物保护研究所，北京 100193；4. 农业部农业生态与资源保护总站，北京 100125

摘要：外来植物紫茎泽兰(Eupatorium adenophorum)入侵我国西南地区并造成了严重的生态灾难，通过研究 Pb、Cd 及其复合
污染对紫茎泽兰生长及吸收富集特征的影响，有助于从生态学角度为紫茎泽兰的综合防控提供依据。采用模拟 Pb、Cd 污染
土壤培养法研究了不同浓度 Pb、Cd 及其复合污染作用下紫茎泽兰的生长响应及重金属吸收、富集和迁移特征变化。结果表
明：低浓度的 Pb、Cd 对紫茎泽兰的生长有促进作用，高浓度则表现出一定的抑制作用，生物量，株高，根长均明显减少。
紫茎泽兰体内 Pb、Cd 吸收量与污染土壤具有良好的相关性，随处理浓度增加明显增大，极端浓度 Pb、Cd 胁迫下紫茎泽兰
各器官 Pb、Cd 积累量与对照相比显著增加，1 000 mg·kg-1处理时紫茎泽兰根、茎、叶的 Pb 质量分数均分别高达 603.69、
568.31、598.85 mg·kg-1；100 mg·kg-1 Cd 处理时其根、茎、叶的 Pb、Cd 累积量依次为 165.21、93.59、152.79 mg·kg-1。说明
紫茎泽兰对 Pb、Cd 具有较好吸收累积及转运能力，可作为重金属污染地区的一种理想的修复植物。
关键词：紫茎泽兰；Pb；Cd；生长；富集
中图分类号：X171.5 文献标志码：A 文章编号：1674-5906（2014）05-0876-08

引用格式：刘小文，齐成媚，欧阳灿斌，唐杰伟，李园，颜冬冬，王秋霞，郭美霞，曹坳程. Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽
兰生长及吸收富集特征的影响[J]. 生态环境学报, 2014, 23(5): 876-873.
LIU Xiaowen, QI Chengmei, OUYANG Canbin, TANG Jiewei, LI Yuan, YAN Dongdong, WANG Qiuxia, GUO Meixia, CAO
Aocheng. Growth and absorption enrichment responses of Eupatorium Adenophorum Spreng to Lead, Cadmium and their combined
stress [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(5): 876-873.
随着金属矿山的大量开采，矿业废弃地中的污
染物对生态环境造成了极大威胁，采矿废弃地和尾
矿等废弃物的堆存破坏生态系统的多样性，其重金
属等污染物还可通过扬尘、雨水冲刷等途径迁移扩
散到周边环境，导致严重的二次污染，这不仅对人
类健康带来严重危害，也导致大量农用地荒废，造
成巨大的经济损失。据统计，我国受铅、镉等重金
属污染的土壤面积为2 000万hm2，约占总耕地面积
的1/5（吴双桃，2005），每年因重金属污染导致的
粮食经济损失高达200亿元（顾继光等，2003）。
更危险的是，土壤重金属污染具有不可逆转性，被
某些重金属污染的土壤可能要100～200年，甚至更
长的时间才能够恢复（陈兴兰和杨成波，2010），
而重金属本身的相对稳定性和难降解性（唐世荣和
黄昌勇，1996），使得土壤污染更具有隐蔽性、不
可逆性、长期性及后果严重性等特点（陈怀满，
1990），因此，在我国耕地资源日益紧张的情况下，
矿区重金属污染的修复显得极为必要和异常迫切。
目前国内外常用物理、化学等传统的方法控制
和治理被重金属污染的土壤，虽在一定程度上取得
理想的修复效果，但这些方法往往存在经济成本高、
技术要求高、修复不彻底、对土壤结构破坏严重等
缺点，不适于大规模推广。植物修复技术治理重金
属污染土壤具有原位修复、费用低、操作简便和对
环境影响小等优势（Padmavathiamma和Li, 2007），
已经成为环境科学工作者研究的热点，植物修复的
前提是找到对污染物有强耐性的植物或超富集植
物。近年来我国科学家在超富集植物的筛选方面做
了大量工作，至今已发现的主要有锌、镉、铅、砷、
锰、铬、铝等，其中砷超富集植物居多（陈同斌等，
DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2014.05.019
刘小文等：Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽兰生长及吸收富集特征的影响 877
2002；韦朝阳等，2002）。研究发现，对铅有较强
富集作用的主要有香根草（Vetiveria zizanioides
Nash）、绿叶苋菜（Amaranthus tricolor L.）、裂叶
荆芥（Schizonepeta tenuifolia）、羽叶鬼针草（Bidens
maximowicziana）、紫穗槐（Amorpha fruticosa）、
苍耳（Xanthium sibiricum）（聂俊华等，2004）；
东南景天（Sedum alfredii Hance）（何冰和杨肖娥，
2002）；芥菜（Brassica juncea）（柯文山等，2004）；
东方香蒲（Typha orientalis Presl）（李永丽等，2005）
等。对镉有较强的富集作用的主要有 Thlaspi
Caerulescens、东南景天（Lasat等，1996；Brooks
等，1977；Baker等，2000）；宝山堇菜（Viola
baoshanensis）（刘威等，2003）；商陆（Phytolacca
acinosa Roxb.）（聂发辉，2006）；龙葵（Solanum
nigrum L.）（魏树和等，2005）；叶用红菾菜（Beta
vulgaris var. cicla L.）（李玉双等，2007）等。这些
植物的发现为铅镉污染土壤的植物修复提供了宝
贵的植物材料，但这些植物在实际应用中都不可避
免地有人工成本高、生物量小、生长缓慢等缺陷，
使其在大面积推广应用中受到明显限制。深入筛选
生物量大、生长速度快、对重金属累积能力强的植
物，已经成为应用植物修复技术的一个关键环节。
紫茎泽兰(Eupatorium adenophorum Spreng)，又
名破坏草、解放草，系菊科泽兰属多年生草本植物
或亚灌木。有研究表明，自然状况下的紫茎泽兰对
铅、镉具有较强的富集能力（Zu 等，2005；李冰和
张朝晖，2008；汪文云和张朝晖，2008），我们前
期调查也发现，自然条件下，紫茎泽兰在铅、镉污
染土壤中均生长正常，未表现明显的中毒症状。作
为外来入侵物种，紫茎泽兰在我国西南地区广泛分
布、繁殖能力强、传播范围广、生物量大、抗逆性
强、生长迅速，具有矿区重金属先锋植物明显特征
（王霞霞等，2013；朱文达等，2013）。长期以来，
人们一直关注着其危害并加以防治，随着生物多样
性、农业可持续发展等理论的深入研究，人们越来
越认识到紫茎泽兰在水土保持、土壤改良和农业生
态系统中生物多样性的维持等方面起着重要的作
用，进一步挖掘紫茎泽兰对重金属铅、镉的富集规
律，探究其对重金属污染土壤的修复潜力，这对矿
区土壤环境植被恢复具有重要的意义。因此，本文
拟在不产生人为扩大入侵范围的同时采用土壤培
养的方法研究紫茎泽兰在含铅、镉污染环境中的生
长反应，研究其在铅、镉污染中对重金属的吸收、
富集、转运、分布特征，为利用紫茎泽兰作为修复
重金属污染土壤先锋植物提供理论依据，同时为综
合利用紫茎泽兰提供可能的新途径。
1 材料与方法
1.1 盆栽试验
试验在室内大棚里进行，白天温度为(25±5)℃，
夜间温度为(15±5)℃，相对湿度(55±8)%。试验土壤
采自西昌学院校内试验地表层土壤，理化性质：pH
值 6.30（水）/7.71（CaCl2），总 P 为 441 mg·kg-1，
总 N 为 853 mg·kg-1，总 K 为 2 313 mg·kg-1，CEC
为 11.23 cmol·kg-1，有机质质量分数为 25.1 mg·kg-1，
重金属 Pb、Cd 质量分数分别为 20、0.2 mg·kg-1。
Pb 胁迫处理水平为：0（CK）、200、500、1 000 mg·kg-1，
Pb 以 Pb（CH3COO）2的形式加入；Cd 胁迫处理水
平为 0（CK）、 20、50、 100 mg·kg-1，Cd 以
CdCl2·2.5H2O 形式加入；交互处理水平为 500
mg·kg-1 Pb + 50 mg·kg-1 Cd，土壤处理后，拌匀，稳
定 2 周后移植紫茎泽兰幼苗。选取质量和高度一致，
约 8～10 cm 的植株，随机分配到每个浓度处理中，
每个处理栽种 16 盆，每盆 1 株。移植后，用称重
法补充水分，保持土壤含水量为田间持水量的 60%
左右，重金属胁迫处理 60 d 后，收获供试植物和土
壤，测定重金属含量和有关生理指标。
1.2 土壤和植物样品分析
对各处理条件下的紫茎泽兰生长进行形态观察，
收获时用清水洗去根部土壤，冲洗干净，测量其茎
高、根长、叶数，叶面积（叶面积采用美国手持式
激光叶面积仪 CI-203 测定），然后把植物样品的根、
茎、叶分开，分别装袋，称其鲜质量，在 80 ℃的烘
箱中烘至恒质量，分别测干质量。生长分析参数计
算：叶植株质量比（LBR）=叶片干物质质量/植株总
干物质；茎植株质量比（SBR）=茎干物质质量/植株
总干物质质量；根系植株质量比（RBR）=根系干物
质质量/植株总干物质；根冠植株质量比（R/S）=地
下部干物质质量/地上部干物质质量，耐性指数=处理
组生物量/对照组生物量。烘干的植株样品先用天平
测定干质量，然后用植物粉碎机粉碎，混合均匀，
装入写好标签的纸袋，备测。采集收获紫茎泽兰后
的土壤样品，自然风干，磨碎过 20 目筛，装入写好
标签的纸袋，备测。土壤和植株样品经过浓 HNO3∶
HF∶HClO4（2∶1∶2）消化，再用北京瑞利
WFX-120A/石墨炉原子吸收分光光度计测定。
1.3 数据处理与分析
上述实验均重复 3 次，计算平均值，并采用 SAS
8.2 软件和 Excel 进行统计分析和作图。
转运系数=(地上部分重金属含量)/(地下部分重
金属含量)
2 结果与分析
2.1 Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽兰生长的影响
紫茎泽兰经不同浓度 Pb 土壤培养处理后，其
878 生态环境学报 第 23 卷第 5 期（2014 年 5 月）
生物量和形态指标变化，分别见图 1 和图 2。处理
60 d 后，各处理的紫茎泽兰净株高出现先显著增加
后快速减少的变化趋势（P<0.05）；叶面积在 1 000
mg·kg-1 时显著低于对照（P<0.05），其他各处理与
对照无明显差异；根长和鲜质量随处理浓度的增加
也出现先升后降的趋势，其中根长在 200、500
mg·kg-1处理时，分别比对照增加了 14.87%、25.64%，
鲜质量在 200～500 mg·kg-1处理时，依次比对照增
加了 31.13%、19.74%；1 000 mg·kg-1时根长和鲜质
量均显著低于对照，此时，紫茎泽兰的生长分析参
数也有所下降；除 1 000 mg·kg-1外，各处理的耐性
指数均＞1，这说明紫茎泽兰在低质量分数(≤500
mg·kg-1)处理时，Pb 对紫茎泽兰的生长具有一定的
促进作用，随浓度增加则表现出较强的抑制效应。

数据为平均值±标准差，n=3。不同字母表示处理间存在显著差异，P<0.05，下同。
图 1 Pb 胁迫下紫茎泽兰生物量及形态指标的影响
Fig.1 Effects of Cd on the biomass and form index of Eupatorium Adenophorum Spreng


图 3 Cd 胁迫下紫茎泽兰生物量及形态指标的影响
Fig. 3 Effects of Cd on the biomass and form index of Eupatorium Adenophorum Spreng


图 2 Pb 胁迫下紫茎泽兰的生长分析参数影响
Fig. 2 Effects of Pb on the growth analysis parameters of Eupatorium
Adenophorum Spreng

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刘小文等：Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽兰生长及吸收富集特征的影响 879
经 Cd 污染土壤处理后，紫茎泽兰的生物量和
形态指标，分别见图 3 和图 4。由图可看出，处理
60 d 后，各处理紫茎泽兰净株高均与对照差异不显
著；50 和 100 mg·kg-1处理时叶面积均低于对照，
20 mg·kg-1 处理与对照相比无明显变化（P<0.05）；
根长在 20～100 mg·kg-1 处理时，依次为对照的
97.42%、139.86%、74.33%，鲜质量则随质量分数
的增加出现先升后降的变化趋势，50 mg·kg-1 处理
均显著高于对照（P<0.05），100 mg·kg-1 处理时紫
茎泽兰生长受到明显抑制，除 100 mg·kg-1处理外，
各处理 Cd 的耐性指数均＞1，这说明紫茎泽兰在低
质量分数对其生长影响有一定的促进作用，在高质
量分数 100 mg·kg-1处理时，生长明显受到抑制。随
Cd 质量分数增加，根系植株质量比则是先升后降，
这表明高质量分数 Cd 对紫茎泽兰的地下部分根抑
制作用更为明显。
图 5 和图 6 为 Pb-Cd 复合污染胁迫 60 d 后紫茎
泽兰的生物量和形态指标变化情况。可以看出，经
Pb-Cd 胁迫后，紫茎泽兰的净株高显著低于单一 Pb
处理（P<0.05），与对照和单一Cd处理无明显差别；
叶面积对照和与单一 Pb 处理无明显差异，但明显
高于单一 Cd 处理；根长则均低于对照和单一 Pb、
Cd 处理，鲜质量大于对照和单一 Cd 处理，与单一
Pb 没有显著性差异（P<0.05）。
2.2 紫茎泽兰对 Pb 的富集转运特性
图 7 为紫茎泽兰在不同浓度 Pb 胁迫处理下土
壤培养 60 d 后的各组织 Pb 含量和转运情况。可以
看出（图 7A）），紫茎泽兰各组织中的 Pb 含量随基
质中 Pb 处理浓度的增加而显著增加（P<0.05），处
理质量分数≤500 mg·kg-1时，不同组织的 Pb 质量
分数顺序为叶＞根＞茎，1 000 mg·kg-1处理时则为
根＞叶＞茎。根、茎、叶的 Pb 质量分数均在 1 000
mg·kg-1 处理时出现峰值，依次为 603.69、568.31、
598.85 mg·kg-1，分别为对照的 29.18、31.33、24.49
倍，紫茎泽兰的 Pb 含量与添加的 Pb 含量之间表现
出了良好的相关性（图 7D）），地上部分、地下部

图 6 Pb-Cd 复合污染胁迫下紫茎泽兰生长分析指标的影响
Fig.6 Effects of combined pollution of Pb-Cd on the growth analysis
parameters of Eupatorium Adenophorum Spreng


图 5 Pb-Cd 复合污染胁迫下紫茎泽兰生物量及形态指标的影响
Fig. 5 Effects of combined pollution of Pb-Cd on the biomass and form index of Eupatorium Adenophorum Spreng

图 4 Cd 胁迫下紫茎泽兰生长分析参数的影响
Fig. 4 Effects of Cd on the growth analysis parameters of Eupatorium
Adenophorum Spreng

w(Pb-Cd)处理/mg·kg-1
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
ck Pb-500 Cd-50 Pb-Cd
比
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0
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指
数
880 生态环境学报 第 23 卷第 5 期（2014 年 5 月）
中 Pb 富集量与土壤中 Pb 相关系数分别为 0.982 8，
0.974 9，均达到极显著水平（p<0.01），表现出良好
的吸收特性。转运系数，即地上部 Pb 含量与地下
部 Pb 含量的比值在 0.893 3～1.029 之间，随 Pb 处
理浓度的升高，其转运系数有小幅增加，但各处理
间无明显差异（图 7B）），植物体内吸收的 Pb 超过
60%是储存在地上部（图 7C）），说明紫茎泽兰对
Pb 具有较强的转运能力。
2.3 紫茎泽兰对 Cd 的富集转运特性
盆栽条件下紫茎泽兰对 Cd 的吸收转运特性如
图 8 所示。随土壤中 Cd 质量分数的增加，地上部
与地下部中 Cd 质量分数呈显著增加的趋势
（p<0.05），不同组织的 Cd 质量分数顺序为根＞叶
＞茎，根、茎、叶的 Cd 质量分数均在 100 mg·kg-1
的 Cd 处理时都达到最大，依次为 165.21、93.59、
152.79 mg·kg-1，分别为对照的 120.68、77.09、98.89
倍（图 8A））；各处理中紫茎泽兰地上部 Cd 富集量
均明显高于地下部，紫茎泽兰的组织中 Cd 富集量
与土壤添加的 Cd 含量之间表现出了良好的相关性
（图 8D）），地上部分、地下部中 Cd 富集量与土壤
中 Cd 达极显著相关性水平（p<0.01），其相关系数
r 分别为 0.984 1，0.991 5；转运系数则表现为先降
后升再降的折线变化趋势，且各处理间明显低于对
照但相互间无显著性差异（图 8B））；紫茎泽兰体内
积累的 Cd 59%以上是储存在地上部（图 8C）），表
明紫茎泽兰对 Cd 具有较强的吸收累积能力。
2.4 Pb-Cd 交互作用下紫茎泽兰对 Pb、Cd 的富
集转运特性

图 8 紫茎泽兰植株各组织 Cd 累积及分布
Fig. 8 Distribution and accumulation of Cd in Eupatorium Adenophorum Spreng

图 7 紫茎泽兰植株各组织 Pb 累积及分布
Fig.7 Distribution and accumulation of Pb in Eupatorium Adenophorum Spreng

w(Cd)处理/(mg·kg-1)
0.0
40.0
80.0
120.0
160.0
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1200
1500
0 200 400 600 800 1000 1200
Pb
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地下部
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g•
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)
Pb
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b
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.
.
转
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Pb
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率
/%
y = 1.0659x + 141.87
R2 = 0.9658
y = 0.5458x + 82.293
R2 = 0.9505
0
300
600
900
1200
1500
0 200 400 600 800 1000 1200
Pb
的
含
量
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g.
kg
-1 地上部
地下部
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织
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kg
-1
)
刘小文等：Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽兰生长及吸收富集特征的影响 881
图 9 为 Pb-Cd 交互作用下紫茎泽兰对 Pb、Cd
的吸收情况。可以看出，Pb-Cd 交互处理后，紫茎
泽兰各组织 Pb 的累积量明显低于单一处理水平
（P<0.05），根、茎、叶分别为 500 mg·kg-1 Pb 单一
处理时的 33.05%、32.85%、39.83%；各组织 Cd 的
累积量反而显著升高（P<0.05），根、茎、叶分别为
50 mg·kg-1 Cd 单一处理时的 1.421、1.489、1.390 倍
（图 9C））；转运系数在 Pb-Cd 交互处理与 500
mg·kg-1Pb、50 mg·kg-1Cd 处理间均无明显差异（图
9D））；说明 Pb-Cd 交互处理后，对 Pb 的吸收有拮
抗效应，大大降低了紫茎泽兰对 Pb 的吸收，同时
增加了 Cd 的吸收，表现出协同效应，但对其体内
Pb 和 Cd 的转运并无较大的影响。
3 讨论
目前重金属超富集植物的界定主要采用 Baker
和 Brooks 的标准，即 Pb 和 Cd 地上部质量分数分
别大于 1 000 和 100 mg·kg-1，地上部金属含量与根
部金属含量之比（转运系数）大于 1。本研究发现，
1 000 mg·kg-1处理时紫茎泽兰根、茎、叶的 Pb 质量
分数均分别高达 603.69、568.31 和 598.85 mg·kg-1；
各处理的转运系数均在 0.893 3～1.029 之间，紫茎
泽兰体内吸收的 Pb 有超过 60%是储存在地上部。
紫茎泽兰根、茎、叶的 Cd 累积量均在 100 mg·kg-1
的 Cd 处理时依次为 165.21、93.59、152.79 mg·kg-1，
紫茎泽兰体内积累的59%以上Cd是储存在地上部。
紫茎泽兰植株 Pb、Cd 富集量大大超过了前人研究
结果（李冰和张朝晖，2008；汪文云和张朝晖，2008），
其原因可能是由于土壤基质中 Pb含量高所引起的。
紫茎泽兰对 Pb 具有较高的累积量，对 Cd 的累积量
甚至超过超累积植物的临界值，说明紫茎泽兰对 Pb、
Cd 均有良好的吸收累积能力，尤其是对 Cd 具有超
强的累积能力，且紫茎泽兰本身具有巨大的生物量
和极强的繁殖能力的特性，可以作为 Pb、Cd 污染
地区植物修复的一种潜在的先锋植物。Pb-Cd 复合
作用下，紫茎泽兰各组织中 Pb 含量明显低于单一
Pb 处理水平；表现为 Cd 对 Pb 的富集有抑制作用；
Cd 的累积量却显著增加了，表现为 Pb 对 Cd 的富
集有促进作用，即紫茎泽兰对 Pb 的吸收不会阻碍
Cd 的吸收，但 Cd 的吸收会对 Pb 的吸收具有一定
的阻碍作用。
有研究表明超积累植物东南景天对 Cd、Pb 耐
受的临界浓度分别为 500 和 1000 μmol·L-1，在此浓
度以下，Cd、Pb 对水培条件下的东南景天的生长
基本无抑制作用（熊愈辉等，2004）；胡鹏杰等研
究表明，长柔毛委陵菜在 Cd 质量浓度≤20 mg·L-1
的介质中能够正常生长（胡鹏杰等，2007）；孙健
等认为 Cd、Pb、Cu、Zn、As 5 种重金属复合胁迫
对灯心草地上部生长有一定程度的抑制作用，在土
壤环境质量二级标准上限值处灯心草地上部生物
量减产 9.15%，小于 10%，生长在矿毒水和铅锌尾
矿污染土壤中的灯心草地上部生物量分别减产
28.23%和 37.1%，但地下部生物量减产趋势不明显，
以地上部生物量为参考指标，可初步将土壤环境质
量二级标准上限值拟设定为土壤中各重金属的临
界毒性效应值（孙健等，2006）；杨敏文等采用土
培试验研究了不同水平铅处理下苋菜生长的影响，
结果表明：较高浓度铅胁迫下苋菜的生长受到明显
抑制，其中根受到的抑制程度最高，铅对苋菜第 3
和第 4 片成熟叶面积扩展的抑制作用比对叶干物质
的积累大，导致单位叶面积干质量增大（杨敏文和
柯世省，2009）；刘文霞等则证实镉在土壤中的质
量比为 5 mg·kg-1（低质量比）时能促进苋菜生长，
高质量比（20 mg·kg-1）时抑制了苋菜生长，造成苋
菜幼苗成活率显著下降，植株矮化，叶面积和生物
量显著减小，镉的毒性作用对苋菜生长的影响持续
时间较长（刘文霞等，2009）；多立安认为 Cd 的质
量分数达 100 mg·kg-1时，早熟禾的种子萌发率、幼
苗株高均有所下降，并随着胁迫浓度的增加，下降

图 9 紫茎泽兰在 Pb 和 Cd 交互作用下各组织 Pb 和 Cd 含量（C）和转运系数（D）
Fig.9 Pb and Cd concentrations in plant tissue(C)and tranlocation factor(D)of Eupatorium Adenophorum Spreng
0
100
200
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400
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转
运
系
数
882 生态环境学报 第 23 卷第 5 期（2014 年 5 月）
幅度增大，Pb 对两指标的影响不太明显，Pb 在质
量分数超过 200 mg·kg-1时，对早熟禾根系及地上生
物量表现出抑制效应，并随着浓度的增加抑制效应
增加（多立安等，2006）。
本研究结果表明，经 Pb胁迫土壤培养 60 d后，
紫茎泽兰净株高、叶面积和根长、鲜质量随浓度均
出现先增加后下降的变化趋势，说明低浓度下处理
有利于紫茎泽兰的生长，高浓度胁迫下紫茎泽兰生
长受到一定程度地抑制，表明紫茎泽兰对 Pb 具有
较强的耐性，仅在高质量分数 1 000 mg·kg-1生长受
到影响；与前人研究的圆叶无心菜（闵焕等，2010），
油菜（季丽英等，2006）结果一致；经 Cd 处理后，
各处理紫茎泽兰净株高、叶面积、根长均受到不同
程度的影响，鲜质量则随浓度的增加出现先升后降
的变化趋势，在高质量分数 100 mg·kg-1处理时，紫
茎泽兰鲜质量受到明显抑制，且地下部分抑制作用
更为明显，说明紫茎泽兰在低浓度 Cd 对其生长无
明显抑制效应，鲜质量反而有所增加，高浓度处理
时其生长受到明显抑制，与徐苏凌等研究的紫花苜
蓿（徐苏凌等，2008），杨盛昌等研究桐花树（杨
盛昌和吴琦，2003）结果一致。Pb-Cd 复合污染胁
迫后，紫茎泽兰鲜质量明显大于对照和单一 Cd 处
理，与单一 Pb 没有显著性差异。
紫茎泽兰在 Pb、Cd 及其复合污染胁迫下，
低浓度下生长并没有受到抑制，反而有一定的促
进作用，表明紫茎泽兰对 Pb、Cd 具有较强的耐
性，而且可能是通过自身形成更大的生物量，对
体内重金属加以稀释，缓解重金属的毒害作用，
提高其对重金属的适应能力。值得注意的是，我
国西南地区矿产资源丰富，矿产资源的开发利用
引起了严重的重金属污染问题（魏伦武，2007；
毛英，2003），给当地生态环境构成巨大威胁，为
保障生态系统的安全，必须尽快进行矿山废弃地
的植被恢复，但一般情况下，植物定居和植被恢
复都十分困难；紫茎泽兰具有生物量大，生长繁
殖速度快等优势，更重要是其对 Pb、Cd 具有较
强的耐受能力，利用紫茎泽兰作为先锋植物对重
金属污染地区进行植被恢复，待植被稳固后选用
适当的替代植物如臂形草、象草、雀稗、杂交狼
尾草、台湾相思、新银合欢等速生牧草或苗木进
行进一步的生态恢复，这对金属污染地区的生态
恢复和治理提供一种新的思路，同时为紫茎泽兰
的综合利用开辟新的途径。
4 结论
1）低浓度的 Pb、Cd 对紫茎泽兰的生长有促进
作用，高浓度则表现出一定的抑制作用。
2）紫茎泽兰地上部分叶、茎 Pb 的累积量高达
598.85、568.31 mg·kg-1，远远超过一般植物的累积
量，且具有良好的转运能力，其地上部分对 Cd 累
积量超过或接近超累积植物的临界值 100 mg·kg-1。
3）紫茎泽兰对 Pb、Cd 都有很强的耐性和富集
能力，可作为 Pb、Cd 等重金属污染地区的一种先
锋植物。

参考文献：
BAKER A J M, MCGRATH S P, REEVES R D, et al. 2000. Metal
hyperaccumulator plants:a review of the ecology and physiology of a
biological resource for phytoremediation of metal-polluted
soils[J].Phytoremediation of contaminated soil and water, 85-107.
BROOKS R R, LEE J, REEVES D, et al. 1977. Detection of nickeliferous
rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants[J].
Journal of Geochemical Exploration, 7:49-57.
LASAT M M, BAKER A J M, KOCHIAN L V. 1996. Physiological
characterization of root Zn2+ a bsorption and translocation to shoots in
Zn hyperaccumulator and nonaccumulator species of Thlaspi[J].Plant
Physiology, 112(4):1715-1722.
PADMAVATHIAMMA P K, LI L Y. 2007. Phytoremediation Technology:
Hyper-Accumulation Metals in Plants[J]. Water,Air & Soil Pollution，
184(1):105-126.
ZU Y Q, LI Y, CHEN J J, et al. 2005.Hyperaccumulation of Pb, Zn and Cd
in herbaceous grown on lead-zinc mining area in Yunnan, China[J].
Environment international, 31(5):755-762.
陈怀满. 1990. 我国土壤污染现状、发展趋势及其对策建议[J]. 土壤学进
展，18(1): 53-56.
陈同斌，韦朝阳，黄泽春，等. 2002. 砷超富集植物蜈蚣草及其对砷的
富集特征[J]. 科学通报，47(3):207-210.
陈兴兰，杨成波. 2010. 土壤重金属污染、生态效应及植物修复技术[J].
农业环境与发展，27(3):58-62.
多立安，高玉葆，赵树兰. 2006. 早熟禾对 4 种重金属胁迫生长响应特
征[J]. 西北植物学报，26(1):183-187.
顾继光，周启星，王新，等. 2003. 土壤重金属污染的治理途径及其研
究进展[J]. 应用基础与程科学学报，11(2):143-151.
何冰，杨肖娥. 2002. 一种新的铅富集植物——富集生态型东南景天[J].
植物学报: 英文版，44(11):1365-1370.
胡鹏杰，周小勇，仇荣亮，等. 2007. Zn 超富集植物长柔毛委陵菜对 Cd
的耐性与富集特征[J]. 农业环境科学学报，26(6):2221-2224.
季丽英，肖昕，冯启言，等. 2006. 铅和镉对油菜幼苗的影响[J]. 现代农
业科技，(3S):48-49.
柯文山，陈建军，黄邦全，等. 2004. 十字花科芸薹属 5 种植物对 Pb 的
吸收和富集[J]. 湖北大学学报: 自然科学版，26(3):236-238.
李冰，张朝晖. 2008. 贵州烂泥沟金矿区苔藓植物及其生态修复潜力分
析[J]. 热带亚热带植物学报，16(6):511-515.
李永丽，李欣，李硕，等. 2005. 东方香蒲对铅的富集特征及其 EDTA
效应分析[J]. 生态环境，14(4):555-558.
李玉双，孙丽娜，孙铁珩，等. 2007. 超富集植物叶用红菾菜及其对 Cd
的富集特征[J]. 农业环境科学学报，26(4):1386-1389.
刘威，束文圣，蓝崇钰，等. 2003. 宝山堇菜(Viola baoshanensis) —— 一
种新的镉超富集植物[J]. 科学通报，48(19):2046-2049.
刘文霞，陈元琦，寇渊博，等. 2009. 镉、丁草胺单一及复合污染对苋
菜生长的影响[J]. 河南科学，27(3):305-308.
刘小文等：Pb、Cd 及其复合污染对紫茎泽兰生长及吸收富集特征的影响 883
毛英. 2003. 西南地区矿产资源开发的环境地质问题研究[J]. 四川地质
学报，23(2):106-108.
闵焕，祖艳群，李元 , 等 . 2010. Pb 胁迫对圆叶无心菜 (Arenaria
rotumdifolia Bieberstein)生长和生理特征的影响[J]. 农业环境科学
学报，29(增刊): 15-19.
聂发辉. 2006. 镉超富集植物商陆及其富集效应[J]. 生态环境，15(2):
303-306.
聂俊华，刘秀梅，王庆仁，等. 2004. Pb(铅)富集植物品种的筛选[J]. 农
业工程学报，20(4): 255-258.
孙健，铁柏清，钱湛，等. 2006. 复合重金属胁迫对灯心草生长及其积
累特性的影响[J]. 安全与环境工程，13(3):17-22.
唐世荣，黄昌勇. 1996. 利用植物修复污染土壤研究进展[J]. 环境科学进
展，4(6):10-16.
王霞霞，李，李君，等. 2013. 种龄、种类竞争及环境因子对紫茎泽
兰种子萌发影响的研究[J]. 生态环境学报，22(9):1471-1475.
汪文云，张朝晖. 2008. 贵州水银洞卡林型金矿苔藓植物研究[J]. 黄金，
29(6): 8-12.
韦朝阳，陈同斌，黄泽春，等. 2002. 大叶井口边草——一种新发现的
富集砷的植物[J]. 生态学报，22(5):777-778.
魏伦武. 2007. 西南地区矿山环境地质问题与防治对策[J]. 地质灾害与
环境保护，13(1):6-8.
魏树和，周启星，王新，等. 2005. 超积累植物龙葵及其对镉的富集特
征[J]. 环境科学，26(3):167-171.
熊愈辉，杨肖娥，叶正钱，等. 2004. 东南景天对镉、铅的生长反应与
积累特性比较[J]. 西北农林科技大学学报，32(6):101-106.
吴双桃. 2005. 镉污染土壤治理的研究进展[J]. 广东化工，32(4):40-41.
徐苏凌，方勇，邢承华，等. 2008. 酸雨和 Cd 胁迫对紫花苜蓿生长和
抗氧化酶系统的影响[J]. 浙江大学学报: 农业与生命科学版，34(4):
467-472.
杨敏文，柯世省. 2009. 土壤铅污染对苋菜生长和矿质元素含量的影响
[J]. 北方园艺，(1):10-13.
杨盛昌，吴琦. 2003. Cd 对桐花树幼苗生长及某些生理特性的影响[J]. 海
洋环境科学，22(1):38-42.
朱文达，曹坳程，颜冬冬，等. 2013. 除草剂对紫茎泽兰防治效果及开
花结实的影响[J]. 生态环境学报，22(5):820-825.


Growth and absorption enrichment responses of Eupatorium Adenophorum
Spreng to Lead, Cadmium and their combined stress

LIU Xiaowen1,2,3, QI Chengmei1, OUYANG Canbin2, 3, TANG Jiewei4, LI Yuan2,3,
YAN Dongdong2, 3, WANG Qiuxia2,3, GUO Meixia2,3, CAO Aocheng2,3 *
1. Life Science & Chemical Engineering Department, Hunan University of Science and Technology, Yongzhou 425199, China;
2. State Key Laboratory for Biology of Diseases and Insert Pests, Beijing 100193, China;
3. Institute of Plant Protection, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100193, China; 4. Rural Energy & Environmental Angency,
Ministry of Agriculture, Beijing 100125, China

Abstract: E. adenophorum Spreng is one of the worst invasive alien plants into China. It brings great harm to the ecological
environment in the Southwest of China. A controlled pot-experiment cultivated with E. adenophorum was arranged with different
treatments of lead and cadmium concentrations in field. Growth and absorption enrichment responses of E. adenophorum Spreng to
lead, cadmium and their combined stress were evaluated in order to provide integrate strategies of E. adenophorum. A pot
experiment was study to observe the growth responses, accumulation and transfer characteristics of E. adenophorum in different
concentrations of lead, cadmium. Results showed that there was a positive effect on the growth of E. adenophorum under low
concentrations for both lead and cadmium but negative effect in high concentration, with the decreasing biomass,shorter plant height
and root length. Lead and cadmium. Absorption content of E. adenophorum had a favorable correlation with contaminated soil,
which increased significantly with the conbined treatment concentrations raising. lead and cadmium concentration of the roots, stems
and leaves of E. adenophorum was much higher in corresponding treatments. The lead content of roots, stems and leaves of E.
adenophorum were 603.69, 568.31 and 598.85 mg·kg-1, respectively, when the plants were treated with 1 000 mg·kg-1 lead in soil.
The cadmium contents in the roots, stems and leaves were 165.21, 93.59 and 152.79 mg·kg-1, respectively, under the 100 mg·kg-1
cadmium stress. E. adenophorum has good capacity of absorption, accumulation and transfer under heavy metals stress of lead and
cadmium and it can, therefore, be used as ideal plant to repair composite pollution soil of heavy metals.
Key words: Eupatorium Adenophorum Spreng; lead; cadmium; growth; enrichment