全 文 ：生态环境学报 2016, 25(1): 124-129 http://www.jeesci.com
Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@jeesci.com
基金项目：国家自然科学基金项目（30970551）；湖南省科技计划重点项目（2010SK2004）
作者简介：董萌（1982 年生），男，博士，副教授，主要研究方向为环境污染与生态修复。E-mail: dongmeng1001@163.com
收稿日期：2015-10-26
洞庭湖区东亚金发藓（Pogonatum inflexum）对土壤
镉污染反应特征初探
董萌，周小梅，李必才，库文珍
湖南城市学院化学与环境工程学院，湖南 益阳 413000

摘要：如何利用较为科学、合理的技术方法，对土壤中的镉污染及其修复效果进行监测与评价，是植物修复土壤镉污染实际
操作中存在的重要问题。该研究基于东亚金发藓（Pogonatum inflexum）对镉的敏感性反应特征，初步探索一种适用于土壤
镉污染的生物监测方法。以含镉背景值相对较低的土壤作为栽培基质，采用梯度质量分数镉胁迫的方式进行研究，结果表明，
（1）当土壤中的镉质量分数大于 2~3 mg·kg-1 时，东亚金发藓植株孢子体和配子体的外观形态在短时间内呈现出显著变化特
征；随镉质量分数的增加和时间的延长，小叶受害程度加深，出现黄化或褐变现象，测定期内 5 mg·kg-1 的镉处理最终可使
植株枯亡。（2）叶绿素含量受镉胁迫影响显著，且对镉胁迫时间反应较为迅速：2 mg·kg-1 以内的镉处理下，叶绿素含量在 7
d 中的变化均不大；镉质量分数大于 3 mg·kg-1 时，对叶绿素含量影响显著，且随时间延长叶绿素下降程度更加明显；4 mg·kg-1
的镉处理可使叶绿素含量下降 3/4 以上。（3）镉胁迫导致植物体内可溶性蛋白含量显著降低，处理初期可溶性蛋白含量变化
不大，后期则变化明显，可导致蛋白含量减少 40%~50%；同时细胞膜脂过氧化作用显著增强（表现为 MDA 浓度上升），
MDA 含量增加了 1.8 倍以上。（4）东亚金发藓叶绿素含量、可溶性蛋白含量及 MDA 含量等生理参数的变化，可有效指示
土壤中镉的生物有效性，并能反映土壤镉安全浓度标准。（5）东亚金发藓的假根对土壤中的镉具有较强的感应能力，植株易
受到镉离子毒害并快速、直观地表现出一系列症状，因此可作为有效监测土壤镉污染的理想植物材料。
关键词：东亚金发藓；镉污染；生理反应特征；生物监测
DOI: 10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.01.018
中图分类号：X171.5 文献标志码：A 文章编号：1674-5906（2016）01-0124-06
引用格式：董萌, 周小梅, 李必才, 库文珍. 洞庭湖区东亚金发藓（Pogonatum inflexum）对土壤镉污染反应特征初探[J]. 生
态环境学报, 2016, 25(1): 124-129.
DONG Meng, ZHOU Xiaomei, LI Bicai, KU Wenzhen. Primary Experimental Study on the Response Characteristics of Pogonatum
inflexum on Cd-contaminated Soil of Dongting Lake Area [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(1): 124-129.
当前，土壤镉污染已成为困扰许多国家粮食安
全和人类健康的世界性环境问题，受到越来越广泛
的关注。利用生态而又经济的植物提取修复法来消
除或降低土壤中的镉污染，一直是国内外学者研究
的热点（Bolan et al.，2014；Ali et al.，2013；Witters
et al.，2012；Rajkumar et al.，2012）。然而，如何
相对客观、准确地评价镉污染土壤修复后的效果与
质量，已成为实际操作中亟待解决的问题。对此，
较多的研究（Wang et al.，2014；Remon et al.，2013；
Tariq et al.，2013）认为，利用化学试剂提取法测定
出修复后土壤中镉的总含量及有效态含量，可作为
衡量土壤修复效果的评价依据；但也有学者（Remon
et al.，2013；Serbula et al.，2012；Geraskin et al.，
2011；Das et al.，1997）提出，仅从镉含量值的角
度来反映土壤修复效果及其生态安全性并不十分
真实，修复后的土壤是否已达到安全标准，最终应
以生长于其中的植物体自身状态及生长反应作为
判断依据。总体而言，目前为止尚缺乏一种较为理
想、科学的检测方法，用以评价土壤镉污染的修复
效果和生物安全性。
本课题组在针对洞庭湖湿地镉污染的长期研
究和资源调查中，发现一种生长密集的苔藓植物，
经鉴定为金发藓科的东亚金发藓（Pogonatum
inflexum）。野外调查及分析结果表明，在洞庭湖区
凡有东亚金发藓分布的地带，其土壤中总镉含量值
一般在 2.0 mg·kg-1 以下，镉污染严重的地带则未见
有该苔藓生长；土壤梯度镉胁迫培养实验表现出同
样的结果。综合说明东亚金发藓对土壤基质中的镉
具有较强的敏感性。本研究认为，利用某种对镉具
有较低耐受性的生物体，通过其生长状况和生理反
董萌等：洞庭湖区东亚金发藓（Pogonatum inflexum）对土壤镉污染反应特征初探 125
应来指示土壤镉污染及修复效果，具有较强的直观
性和说服力；充当这一检验标准的生物体，个体大
小应适宜，组织进化程度尽可能简单，易受到环境
毒害并表现出症状。东亚金发藓符合上述特征。基
于此，本研究初步探索了东亚金发藓在不同程度镉
污染土壤中的生长反应特征，以期开发一种新的土
壤镉污染生物监测方法，为科学监测和检验土壤镉
污染及修复效果提供理论基础和技术依据。
1 材料与方法
1.1 供试植物材料来源
研究对象——东亚金发藓植株源材料采自南洞
庭湖湿地的东南洲（28°52′34.14″N，112°23′39.36″E）
和安澜阁（28°81′29.17″N，112°49′24.31″E）两处，
采集地点表层土壤（0~3 cm）中镉的背景值含量分
别为 0.371 和 0.422 mg·kg-1；采集方式为小块区域
水平铲集法（东亚金发藓基部丛集群生），植株根
部带土厚度约 2 cm；源材料带回实验室后放置于水
箱中的网状支架上，根部浸没于水中并轻微摇动数
小时，尽量保持根部结构不受损伤，去除根部泥土
后移植于经过处理的浅盘土壤基质中。
1.2 土壤基质的基本理化性质与处理
用于移植东亚金发藓的土壤基质，取自上述植
株源材料的采集地点，土壤经风干、碾碎、过筛后，
分别采用原子吸收分光光度法、凯式定氮法、钼锑
抗分光光度法、火焰分光光度法、BaCl2-MgSO4 交
换法和酸度计法（鲍士旦，2000）测定了土壤基质
中的全镉、全氮、全磷、全钾、阳离子交换量和 pH
值。所测得土壤基本信息见表 1。
分别称取 2.0 kg 土壤基质，平铺于直径 35 cm、
高 6 cm 的 聚 乙 烯 浅 盘 内 ； 溶 解 一 定 量 的
Cd(NO3)2·4H2O（分析纯）施入，充分混匀，使浅
盘内土壤基质外源 Cd 添加的质量分数分别为 1.0、
2.0、3.0、4.0、5.0 mg·kg-1，分别对应 Cd1、Cd2、
Cd3、Cd4、Cd5 处理，以零添加（Cd0）作为对照；
每个处理浓度设置 5 个重复，自然放置平衡 14 d 后
进行植株移植。
1.3 样品取材与参数测定
东亚金发藓植株移栽至浅盘后，放置于接近自
然环境的网室培养架上，根据每天的光照、温湿度
等环境条件情况，定时喷洒 300~500 mL 自来水于
每盘中。自移植后的第 2 天（在本实验中设为第 1
天）开始观察、记录东亚金发藓植株的形态学特征
及外观生长反应，包括植株整体长势、小叶数量、
发育状况、配子体与孢子体受害表征、褐变与致死
情况等，直至研究过程结束。
在实验第 1 天、第 2 天、第 3 天、第 5 天和第
7 天剪取东亚金发藓植株带茎小叶，并参照相关测
定方法（Li et al.，2013；Sree et al.，2015；娄玉霞
等，2010），用于下列生理参数的测定（东亚金发
藓小叶由单层细胞构成，叶面轻薄且贴茎生长，生
物量小，不易单独剪取；茎细胞构造均一且无真正
维管束，主要起支撑作用和光合作用）。
1.3.1 叶绿素总含量
采用乙醇-丙酮混合液研磨、提取、过滤后，分
光光度计法测定。
1.3.2 可溶性蛋白含量
按照“0.1 mmol·L-1 的磷酸缓冲液（pH 为 7.8，
含 1%的聚乙烯吡咯烷酮）研磨后经 8 000 r·min-1 离
心”的方式制得粗酶液后，采用考马斯亮蓝 G250
比色法测定。
1.3.3 膜脂过氧化程度
以丙二醛（MDA）含量表示。按照前述方式制
得粗酶液后，采用硫代巴比妥酸比色法（TBA 法）
测定。
1.3.4 数据统计与分析
所测得原始数据用 Excel 2010 和 SPSS 13.0 软
件进行统计分析处理，处理后数据以“平均值±标
准差”的形式给出。
上述可溶性蛋白含量与丙二醛含量的测定过
程均按照试剂盒说明书进行，测定结果依据说明书
中所列公式计算，所用试剂盒由南京建成生物工程
研究所提供。
2 结果与分析
2．1 东亚金发藓在镉污染环境中的外观特征
本研究中，东亚金发藓对其根部所处的镉环境
表现出了显著反应特征，（1）需首先说明的是，在
整个形态学观测阶段，东亚金发藓株高变化不明
显，雄株高度一般在 3.0 cm 左右，雌株的孢子体寄
生于配子体上，整体高度均在 8.4~9.1 cm 范围内，
特别在后期尽管受到高浓度的镉离子毒害，但植株
高度仍未受到显著影响。其原因一方面因为该苔藓
植物本身生长较缓慢，加之本观测过程持续时间较
短（共 9 d），植株未表现出生长高度的差异；另一
方面可能因实验所用植物材料处于有性生殖期的
表 1 供试土壤基本理化性质
Table 1 Basic properties of the tested soil
w(总镉)/(mg·kg-1) 镉污染安全程度 w(全氮)/(g·kg-1) w(全磷)/(g·kg-1) w(全钾)/(g·kg-1) 阳离子交换量/(CEC, cmol·kg-1) pH 值
0.383±0.075 二级标准 6.284±1.035 4.433±0.976 42.838±6.755 33.476±4.761 7.37±1.24
参照《中国土壤环境质量标准》（GB15618─1995）中对土壤镉安全浓度标准的规定，本实验土壤样品所对应镉安全浓度标准为二级标准
126 生态环境学报 第 25 卷第 1 期（2016 年 1 月）
孢子体世代，该时期植株生长发育基本完成，故很
难再受到外界环境胁迫的影响。（2）东亚金发藓小
叶数量变化不大，但受害症状明显。观测期内，每
株的小叶总数量约为 75~90 片，整个过程未见有新
叶长出；第 2 天时，4.0 mg·kg-1 镉处理的植株，其
最下方的小叶开始出现黄化，5.0 mg·kg-1 镉处理的
底部小叶黄化程度更加明显；第 5 天时，这两种浓
度镉胁迫下植株小叶的受害数量增多、黄化程度加
重，5.0 mg·kg-1 镉处理的小叶已发生褐变，经放大
镜观察显示小叶边缘枯萎卷曲，而此时 3.0 mg·kg-1
镉处理的植株小叶亦开始出现黄化症状；至第 9 天
观察结束时，最高镉浓度处理的植株小叶只有少量
未发生褐变，4.0 mg·kg-1 镉处理的植株有一半以上
的小叶发生黄化褐变，3.0 mg·kg-1 镉处理的小叶褐
变率在 20%左右。（3）镉胁迫下东亚金发藓孢子体
受害明显，孢蒴及蒴柄颜色发暗、变软，至实验结
束时，高浓度镉胁迫下已有较多的植株出现蒴柄弯
折、孢蒴掉落现象，整株呈枯亡状态。国内外学者
的相关研究结果表明，在利用苔藓或其他一些较低
等的植物（如附生植物铁兰）进行大气污染监测时，
植物体外在的形态学变化可作为重要的监测衡量
标准，这是因为此类植物的组织进化和器官分化程
度低，受到外界污染毒害时能快速、直观地表现出
症状（Li et al.，2015；Sree et al.，2015）。
2.2 东亚金发藓在镉胁迫下的叶绿素含量变化
本研究从叶绿素含量的角度揭示了东亚金发
藓受镉毒害后的生理反应。通过表 2 数据可知，东
亚金发藓叶绿素含量随镉浓度增加呈现显著下降
趋势，而且在质量分数大于 3 mg·kg-1 时，随时间的
延长叶绿素下降程度更加明显；镉处理的质量分数
在 2 mg·kg-1 以内，叶绿素含量在 7 d 中的变化均不
大，说明东亚金发藓能耐受土壤中质量分数低于 2
mg·kg-1 的镉，这与前面所描述的植物体外观生长反
应相一致。但不同的是，叶绿素对镉的反应变化在
时间上要早于外观形态，在第 1 天时即表现出了显
著差异（5 mg·kg-1 镉处理下的叶绿素含量值相比对
照降低了 40%以上）；在整个过程中叶绿素下降幅
度最大的是 4 mg·kg-1 镉处理下第 7 天时的植株（5
mg·kg-1 镉处理第 7 天时植株已处于枯亡状态，故不
作比较），叶绿素含量整体下降了 3/4，说明处理时
间越长，镉浓度效应越明显。对于叶片暴露在含重
金属颗粒丰富的空气中的苔藓类植物而言，其叶绿
素含量受环境胁迫影响较为明显，因为这些植物的
叶表面缺少蜡质层和角质层保护，对空气中的污染
性金属粒子及挥发性有机物特别敏感，这也是将该
类植物用于大气环境污染监测的重要原因之一
（Giordano et al.，2013；Rai，2013；Conti et al.，2001）。
叶绿体作为叶部主要细胞器，较容易受到污染物伤
害而表现出结构上的症状，这在大羽藓、弯叶灰藓
等多种苔藓植物的研究中已有报道（魏海英等，
2003、2005）。此外，国内外学者对大气监测植物
匍枝青藓、铁兰，以及水体监测植物浮萍、狐尾藻
等的研究结果（Harguinteguy et al.，2015；Basile et
al.，2015；Appenroth et al.，2010；娄玉霞等，2010）
也表明，镉、铅、镍等重金属对这些植物的叶绿素
含量均有显著影响。在这些研究中，植物体的受胁
迫部位所处于的生长环境虽然不同（大气或水体），
但均能直接或间接通过破坏叶绿体结构进而降低
叶绿素含量。本研究对象东亚金发藓，其叶绿素含
量无论在镉处理时间还是处理浓度上，均有较快速
且显著的变化，因此可作为该植物受镉毒害的敏感
监测指标，用于指示土壤中的镉污染程度。
2.3 镉胁迫对东亚金发藓可溶性蛋白含量的影响
植物体内可溶性蛋白的积累状况，在一定程度
上能说明植物的生长变化及对逆境胁迫的反应
（Qureshi et al.，2013；Xu et al.，2008）。由表 3 可
知，在正常基质中生长的东亚金发藓，其茎叶部的
可溶性蛋白含量约在 280~290 ug·g-1 范围内；在第 1
天和第 2 天，高浓度的镉胁迫虽对其蛋白含量造成
一定影响，但总体变化不大（共减少了 6%~9%），
但随着时间延长则产生了显著差异（在第 5~7 天时
可导致蛋白含量减少 40%~50%）。由此可见，东亚
金发藓体内可溶性蛋白在胁迫的早期阶段对镉反
应并不敏感，在后期却能较显著地表现出差异，其
表 2 观测期内植株在镉胁迫下的叶绿素总含量
Table 2 Total content of chlorophyll of tested plants under Cd stress in the observation period
Cd 处理浓度/(mg·kg-1) 时间/d
1 2 3 5 7
CK 17.32 ±3.21 aA 17.28±2.71 aA 18.26±3.31 aA 17.93±2.97 aA 17.79±3.31 aA
1 16.68±2.24 aA 16.93±2.49 aA 18.28±2.61 aA 15.95±2.78 bB 16.72±2.82 bA
2 16.42±3.15 aA 15.97±2.13 aB 16.79±2.44 bB 15.77±2.84 bB 15.31±2.79 cB
3 14.46±1.89 bB 12.64±2.21 bC 12.82±1.96 cC 11.65±2.57 cC 10.81±2.13 dC
4 13.89±2.75 bB 10.87±2.25 cD 9.89±1.26 dD 7.73±1.51 dD 4.83±1.25 eD
5 10.36±1.45 cC 8.68±1.45 dE 8.34±1.64 bD 6.14±1.28 eD 2.27±0.92 fE
表中数据后的小写字母代表各组数据间的显著性差异水平（P<0.05），大写字母代表各组数据间的极显著性差异水平（P<0.01）；测试重复样本
数 n=9
董萌等：洞庭湖区东亚金发藓（Pogonatum inflexum）对土壤镉污染反应特征初探 127
整体下降趋势与叶绿素含量变化基本一致，但相比
而言叶绿素在镉胁迫时间上反应更为迅速。相关研
究报道显示，大气中含镉、铅的重金属颗粒长时间
作用于附生植物铁兰，其叶片中可溶性蛋白含量下
降了 36.8%，进而影响到植物生长和营养物质积累；
3 mmol·L-1 以上的水体铅-镉复合污染可使紫叶浮萍
叶部可溶性蛋白降低 40%~46%（Basile et al.，2015）；
大灰藓、弯叶灰藓等指示植物种类在受到培养液中
镉、铅胁迫时也产生同样结果（徐燕云等，2010；
魏海英等，2003）。综上，可溶性蛋白含量指标可作
为评价东亚金发藓对镉反应的有效参数之一。
2.4 镉胁迫下东亚金发藓细胞受伤害程度分析
细胞在逆境胁迫下的受伤害情况可通过膜脂
过氧化程度来反应，所生成丙二醛（MDA）的含量
可间接表达出这一生理过程（Bernard et al.，2015；
Ovečka et al.，2013；Li et al.，2013）。图 1 所示的
MDA 浓度增长变化，较好地反映了东亚金发藓细
胞受不同梯度镉胁迫的伤害状况。当镉处理质量分
数大于 3 mg·kg-1 时，显著诱导了 MDA 的生成，在
处理第 1 天即有显著增加，说明东亚金发藓细胞膜
作为保护原生质体免受伤害的第一道屏障，对镉离
子的反应敏感且快速；第 5 天时，高浓度的镉胁迫
导致 MDA 含量增加了 1.8 倍，反映出东亚金发藓
细胞在该阶段受伤害最为严重。对铁兰、浮萍、狐
尾藻等大气和水体监测植物的短期生态毒理学研
究表明，MDA 含量可有效指示植物体所受环境中
重金属的胁迫程度（Sree et al.，2015；Basile et al.，
2015；Harguinteguy et al.，2015）。因此，MDA 同
叶绿素一样，在短时间内可作为东亚金发藓对土壤
镉污染的有效监测指标。
3 讨论
3．1 土壤镉污染及其生物有效性评价
土壤镉污染包含两个方面，一是土壤中镉的总
量及有效态含量的大小，二是土壤中的镉离子所表
现出的污染毒性。较多研究（Tariq et al.，2013；
Reeves et al.，2008；Hernández et al.，2008；Brown
et al.，2004）认为，土壤中镉的总含量值虽可作为
衡量污染程度的重要依据，但镉的生物有效性则是
更科学的评价参数。原因在于，土壤中真正对植物
生长造成影响的镉含量，主要取决于能被植物体吸
收利用的那部分有效态成分而非其总量。目前对此
常用的是化学测定法，即通过螯合剂等化学试剂提
取有效态镉的方式进行（Wang et al.，2014；Lestan
et al.，2008）。相比而言，化学测定方法除了操作
过程繁琐、测定条件误差等缺点外，它对镉的生物
有效性的评价，仅能通过含量值来间接表达，并不
能真正反映土壤的生态安全系数，由此方法所制订
的镉安全浓度标准值也不一定适合于在土壤中实
际生长的作物。况且重金属镉长期存在于土壤中，
所形成的各种化学形态之间伴随着吸附-解吸、溶解
-沉淀、氧化-还原、甲基化-去甲基化等多种动态理
化过程而不断相互转化，其毒性大小时刻发生着变
化（Bolan et al.，2014），因此对镉的生物学毒性不
宜直接通过含量值测定的方式进行定性评价。近年
来有不少学者采用生物监测法来评价镉污染毒性
及修复效果，如欧洲松在修复土壤镉污染时，其松
针中的镉含量能较好地指示土壤中镉的生物有效
性 ， 同 时 也 能 反 映 出 一 定 的 土 壤 理 化 性 质
（Pietrzykowski et al.，2014）；利用玉米植株处理含
镉的废液后，可根据其叶片中叶绿素荧光值变化及
废液对青藻菌光合效应抑制程度来评测修复效果
表 3 观测期内植株体在镉胁迫下的可溶性蛋白含量
Table 3 Soluble protein content of tested plants under Cd stress in the observation period
Cd 处理浓度/(mg·kg-1) 时间/d
1 2 3 5 7
CK 287.48 ±31.26 aA 282.69±24.91 aA 288.39±23.16 aA 296.43±22.47 aA 294.22±23.41 aA
1 286.68±29.28 aA 279.34±26.29 aA 293.28±24.58 bA 287.27±24.82 bB 278.76±24.49 bB
2 286.42±23.85 aA 281.73±22.81 aA 275.99±26.45 bB 279.19±22.68 bC 276.81±24.73 bB
3 274.46±24.81 bA 266.77±26.32 bB 271.32±21.46 cB 263.15±23.77 cC 254.62±22.91 cC
4 273.89±21.32 bA 262.19±24.25 cB 244.31±21.82 dC 221.23±21.63 dD 171.43±19.15 dD
5 261.36±25.47 cB 264.78±21.64 cB 237.44±22.95 dD 143.84±22.82 eE 137.66±14.82 eE
表中数据后的小写字母代表各组数据间的显著性差异水平（P<0.05），大写字母代表各组数据间的极显著性差异水平（P<0.01）；测试重复样本
数 n=9

图 1 东亚金发藓在镉胁迫下的 MDA 含量变化
Fig. 1 Change of MDA content of tested plants under Cd stress
0
2
4
6
8
10
12
14
16
1 2 3 5 7
b M
D
A
/(m
m
ol
·m
g-
1 )
t处理/d
Cd0 Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 Cd5
128 生态环境学报 第 25 卷第 1 期（2016 年 1 月）
（Lucas et al.，2013）；此外，一些小型动物也被应
用于土壤环境的毒理学监测中，例如借助蜗牛、蚯
蚓、弹尾目昆虫以及陆生等足类软体动物的生长反
应，可有效检验镉、铅污染土壤的修复治理效果
（Udovic et al.，2013）。本研究通过东亚金发藓在梯
度镉胁迫土壤中的生长变化及生理反应来指示基
质中有效态的镉，与化学试剂提取测定法相比，更
加直观地表现了土壤镉污染的安全浓度标准，即当
土壤中镉质量分数大于 2~3 mg·kg-1 时，可对植物体
造成毒害。
3.2 东亚金发藓用于土壤镉污染监测的可行性分析
目前，在环境监测中应用最为成熟和有效的是
苔藓植物监测法。国内外学者不仅在监测的方法技
术上，而且在监测机理等方面都有较深入的研究。
苔藓、地衣、菌类，以及一些附生植物如铁兰等
（Abril et al.，2014；Giordano et al.，2013；Lodenius，
2013；Serbula et al.，2012；Paoli et al.，2012；葛
彦双等，2013），都被用于对大气粉尘、重金属颗
粒、有毒有害气体的污染监测。这些低等植物表面
无角质层、蜡质层覆盖，污染物可直接通过表层薄
壁细胞吸附进入，故它们对环境中的重金属粉尘颗
粒、污染性气体等极为敏感。理论上讲，这些植物
的假根等器官对表层土壤污染也具有较强的感应
能力，土壤重金属离子可迅速通过假根薄壁细胞而
对植物体造成伤害，与利用其地上部分监测大气污
染在原理上具有一定相似性。因此，在利用苔藓植
物监测土壤镉污染方面值得进行探索试验。
东亚金发藓广泛分布于洞庭湖湿地，繁殖速度
快，易取材，具有适于进行土壤镉污染监测的一系
列优势特征：对环境质量要求高，特别对土壤中的
镉具有较强敏感性，易受到镉离子毒害并迅速表现
出症状；植株大小适宜，其孢子体世代的成熟株高
可达 10 cm 以上，易于进行生长指标的观测；结构
简单，体内没有真正的维管束，孢子体寄生于配子
体上，各器官的细胞构造均一且多为单细胞层，适
于进行显微观察等（中国科学院植物研究所，1983）。
本研究结果显示，无论从东亚金发藓植株外观形态，
还是叶绿素含量、可溶性蛋白含量及 MDA 浓度等生
理指标反应来看，该植物对土壤中的镉具有较强的
感应能力，且各指标变化程度较好地对应了土壤中
的镉浓度，因此这些指标适合作为东亚金发藓监测
和评价土壤镉污染的有效参数。
4 结论
（1）当土壤中的镉质量分数大于 2~3 mg·kg-1
时，可使东亚金发藓植株孢子体和配子体的外观形
态在短时间内呈现出显著变化特征，同时导致叶绿
素含量及可溶性蛋白含量降低、细胞膜脂过氧化作
用增强（表现为 MDA 浓度上升），这些生理反应参
数可为东亚金发藓指示土壤中镉的生物有效性提
供参考依据，并能反映土壤镉安全浓度标准。
（2）东亚金发藓的假根对土壤中的镉具有较强
的感应能力，植株易受到镉离子的毒害并快速、直
观地表现出一系列症状，可作为有效监测土壤镉污
染的理想植物材料。

参考文献：
ABRIL G A, WANNAZ E D, MATEOS A C, et al. 2014. Biomonitoring of
airborne particulate matter emitted from a cement plant and
comparison with dispersion modelling results [J]. Atmospheric
Environment, 82: 154-163.
ALI H, KHAN E, SAJAD M A. 2013. Phytoremediation of heavy
metals-Concepts and applications [J]. Chemosphere, 91(7): 869-881.
APPENROTH K J, KRECH K, KERESZTES Á. et al. 2010. Effects of
nickel on the chloroplasts of the duckweeds Spirodela polyrhiza and
Lemna minor and their possible use in biomonitoring and
phytoremediation [J]. Chemosphere, 78(3): 216-223.
BASILE A, SORBO S, CARDI M, et al. 2015. Effects of heavy metals on
ultrastructure and Hsp70 induction in Lemna minor L. exposed to water
along the Sarno River, Italy [J]. Ecotoxicology and environmental
safety, 114: 93-101.
BERNARD F, BRULLE F, DUMEZ S, et al. 2015. Antioxidant responses of
Annelids, Brassicaceae and Fabaceae to pollutants: A review [J].
Ecotoxicology and Environmental Safety, 114: 273-303.
BOLAN N, KUNHIKRISHNAN A, THANGARAJAN R, et al. 2014.
Remediation of heavy metal(loid)s contaminated soils-To mobilize or
to immobilize? [J]. Journal of Hazardous Materials, 266: 141-166.
BROWN S, CHANCY , HALLFRISCH J, et al. 2004. In Situ Soil
Treatments to Reduce the Phyto-and Bioavailability of Lead, Zinc and
Cadmium [J]. Journal of Environmental Quality, 33(2): 522-531.
CONTI M E, CECCHETTI G. 2001. Biological monitoring: lichens as
bioindicators of air pollution assessment-a review [J]. Environmental
Pollution, 114(3): 471-492.
DAS P, SAMANTARAY S, ROUT G R. 1997. Studies on cadmium toxicity
in plants: a review [J]. Environmental Pollution, 98(1): 29-36.
GERASKIN S, EVSEEVA T, OUDALOVA A. 2011. Plants as a tool for
the environmental health assessment [M]// Nriagu J. Encyclopedia of
environmental health. London: Elsevier, 571-579.
GIORDANO S, ADAMO P, SPAGNUOLO V, et al. 2013. Accumulation of
airborne trace elements in mosses, lichens and synthetic materials
exposed at urban monitoring stations: towards a harmonisation of the
moss-bag technique [J]. Chemosphere, 90(2): 292-299.
HARGUINTEGUY C A, PIGNATA M L, FERNANDEZ-CIRELLI A. 2015.
Nickel, lead and zinc accumulation and performance in relation to their
use in phytoremediation of macrophytes Myriophyllum aquaticum and
Egeria densa [J]. Ecological Engineering, 82: 512-516.
HERNÁNDEZ A J, PASTOR J. 2008. Relationship between plant
biodiversity and heavy metal bioavailability in grasslands overlying an
abandoned mine [J]. Environmental Geochemical Health, 30(2):
127-133.
LESTAN D, LUO C L, LI X D. 2008. The use of chelating agents in the
remediation of metal-contaminated soils: a review [J]. Environmental
Pollution, 153(1): 3-13.
LI F T, QI J M, ZHANG G Y, et al. 2013. Effect of Cadmium Stress on the
Growth, Antioxidative Enzymes and Lipid Peroxidation in Two Kenaf
(Hibiscus cannabinus L.) Plant Seedlings [J]. Journal of Integrative
Agriculture, 12(4): 610-620.
LI P, PEMBERTON R, ZHENG G. 2015. Foliar trichome-aided
formaldehyde uptake in the epiphytic Tillandsia velutina and its
response to formaldehyde pollution [J]. Chemosphere, 119: 662-667.
LODENIUS M. 2013. Use of plants for biomonitoring of airborne mercury
in contaminated areas [J]. Environmental research, 125: 113-123.
LUCAS GARCIA J A, GRIJALBO L, RAMOS B, et al. 2013. Combined
董萌等：洞庭湖区东亚金发藓（Pogonatum inflexum）对土壤镉污染反应特征初探 129
phytoremediation of metal-working fluids with maize plants inoculated
with different microorganisms and toxicity assessment of the
phytoremediated waste [J]. Chemosphere, 90(11): 2654-2661.
OVEČKA M, TAKÁČ T. 2013. Managing heavy metal toxicity stress in
plants: Biological and biotechnological tools [J]. Biotechnology
Advances, (12):73-86.
PAOLI L, CORSINA A, BIGAGLI V, et al. 2012. Long-term biological
monitoring of environmental quality around a solid waste landfill
assessed with lichens [J]. Environmental Pollution, 161: 70-75.
PIETRZYKOWSKI M, SOCHA J, VAN N S. 2014. Linking heavy metal
bioavailability (Cd, Cu, Zn and Pb) in Scots pine needles to soil
properties in reclaimed mine areas [J]. Science of the Total
Environment, 470-471: 501-510.
QURESHI M I, ABDIN M Z, AHMAD J, et al. 2013. Effect of long-term
salinity on cellular antioxidants, compatible solute and fatty acid
profile of Sweet Annie (Artemisia annua L.) [J]. Phytochemistry, 95:
215-223.
RAI P K. 2013. Environmental magnetic studies of particulates with special
reference to biomagnetic monitoring using roadside plant leaves [J].
Atmospheric Environment, 72: 113-129.
RAJKUMAR M, SANDHYA S, PRASAD M N V, et al. 2012. Perspectives
of plant-associated microbes in heavy metal phytoremediation [J].
Biotechnology advances, 30(6): 1562-1574.
REEVES P G, CHANEY R L. 2008. Bioavailability as an issue in risk
assessment and management of food cadmium: A review [J]. Science
of the total environment, 398(1-3): 13-19.
REMON E, BOUCHARDON J L, LE G M, et al. 2013. Are plants useful as
accumulation indicators of metal bioavailability? [J]. Environmental
Pollution, 175: 1-7.
SERBULA S M, MILJKOVIC D D, KOYACEYIC R M, et al. 2012.
Assessment of airborne heavy metal pollution using plant parts and
topsoil [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 76: 209-214.
SREE K S, KERESZTES Á, MUELLER-ROEBER B, et al. 2015.
Phytotoxicity of cobalt ions on the duckweed Lemna minor-
Morphology, ion uptake, and starch accumulation [J]. Chemosphere,
131: 149-156.
TARIQ S R, ASHRAF A. 2013. Comparative evaluation of
phytoremediation of metal contaminated soil of firing range by four
different plant species [J]. Arabian Journal of Chemistry,
http://dx.doi.org/10.1016/j.arabjc.2013.09.024.
UDOVIC M, DROBNE D, LESTAN D. 2013. An in vivo invertebrate
bioassay of Pb, Zn and Cd stabilization in contaminated soil [J].
Chemosphere, 92(9): 1105-1110.
WANG Q Y, ZHOU D M, CANG L. 2014. Bioavailability of Soil Copper
from Different Sources: Integrating Chemical Approaches with
Biological Indicators [J]. Pedosphere, 24(1): 145-152.
WITTERS N, MENDELSOHN R, VAN P S, et al. 2012. Phytoremediation,
a sustainable remediation technology? II: Economic assessment of CO2
abatement through the use of phytoremediation crops for renewable
energy production [J]. Biomass and Bioenergy, 39: 470-477.
XU P, ZOU J, MENG Q, et al. 2008. Effects of Cd2+ on seedling growth of
garlic (Allium sativum L.) and selected physiological and biochemical
characters [J]. Bioresource technology, 99(14): 6372-6378.
鲍士旦. 2000. 土壤农化分析[M]. 第 3 版. 北京: 中国农业出版社:
70-176.
葛彦双, 曹弈璘, 曾春菡, 等. 2013. 地面苔藓对成都大气沉降重金属污
染的监测[J]. 生态环境学报, 22(5): 844-850.
娄玉霞, 于晶, 曾元元, 等. 2010. 匐枝青藓(Brachythecium procumbens)
对重金属铅污染的光合特性响应[J]. 贵州师范大学学报: 自然科学
版, 28(4): 12-16.
徐燕云, 吴晓梅, 沈秋仙, 等. 2010. 铅胁迫对大灰藓几种生理指标的影
响[J]. 武汉植物学研究, 28(5): 606-611.
魏海英, 方炎明, 尹增芳. 2003. Pb、Cd 单一及复合污染对弯叶灰藓某些
生理特性的影响[J]. 广西植物, 23(1): 69-72.
魏海英, 方炎明, 尹增芳. 2005. 铅和镉污染对大羽藓生理特性的影响
[J]. 应用生态学报, 16(5): 982-984.
中国科学院植物研究所. 1983. 中国高等植物图鉴(第 1 册)[M]. 北京:
科学出版社: 103.

Primary Experimental Study on the Response Characteristics of Pogonatum
inflexum on Cd-contaminated Soil of Dongting Lake Area

DONG Meng, ZHOU Xiaomei, LI Bicai, KU Wenzhen
College of Chemistry and Environment Engineering, Hunan City University, Yiyang 413000, China

Abstract: Giving a scientific and reasonable methods of monitoring and evaluation of soil cadmium pollution and its remediation
effect, is a vital topic in the field of phytoremediation. Present studies were conducted to explore a new bio-monitoring method which
was applied to Cd pollution evaluation, based on the sensitive reaction characteristics of Pogonatum inflexum under Cd stress. Soils
were used as culture substrate with low background values of Cd, and gradient concentrations of Cd were set and here are the results
as follows: (1) Appearance of the sporophyte and gametophyte of Pogonatum inflexum showed significant changes within a short
time while the Cd concentrations in soil greater than 2~3 mg·kg-1, and the leaflets of the tested plants fell victim deeper until turn to
etiolation or browning along with the Cd pollution level increased, and the plants were withered dead under 5 mg·kg-1 of Cd
treatment. (2) The chlorophyll content of the plants affected by Cd pollution obviously and responsively, especially as the
concentration of Cd was greater than 3 mg·kg-1, reduced more than three-quarters ultimately and exerted rapid response to the
processing time of treatment. (3) The soluble protein and MDA content of the plants for test showed the same characteristics under
Cd stress, and the change rate obviously speeds up at ending. (4) The above-mentioned three kinds of physiological parameters(that
is chlorophyll, soluble protein and MDA)could be suitable for indicating bioavailability and reflecting safety standards of Cd in soil.
(5) The Pogonatum inflexum could be used as an ideal plant materials because of the quicklook symptoms under the poisonous effect
of Cd, due to the strong ability of induction of rhizoids in Cd contaminated soil.
Key words: Pogonatum inflexum; Cd contamination; physiological characteristics; biomonitoring