全 文 ：生态环境学报 2009, 18(3): 817-823 http://www.jeesci.com
Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@jeesci.com
基金项目：广东省自然科学基金团队项目（06202438）；中山大学 985 工程环境污染控制与修复技术创新平台项目
作者简介：秦建桥（1979 年生），男，博士，主要从事环境污染控制与修复技术研究。E-mail:qinjianqiao@126.com
*通讯作者：夏北成，E-mail: xiabch@mail.sysu.edu.cn
收稿日期：2009-03-30
镉在五节芒（Miscanthus floridulus）不同种群
细胞中的分布及化学形态
秦建桥 1,2，夏北成 1*，赵鹏 1，郑晓茶 1，赵华荣 1，林小方 1
1. 中山大学环境科学与工程学院，广东 广州 510275；2. 广东省环境科学研究院，广东广州 510045

摘要：通过营养液培养，以种子分别来自粤北大宝山矿区和惠州博罗非矿区的 2 个五节芒种群为试验材料，并采用差速离心
技术和化学试剂逐步提取法，比较研究了 Cd 在 2 个种群根、茎和叶片中的亚细胞分布及化学形态。结果表明，五节芒 2 种
群各部位的 Cd 主要富集在细胞壁和以液泡为主的可溶组分，在叶绿体、细胞核和线粒体中的分布较少；2 种群根、茎、叶
的亚细胞各组分 Cd 含量由高到低的次序均为：细胞壁组分(F1)，可溶组分(F4)，细胞核和叶绿体组分(F2)，线粒体组分(F3)。
Cd 在五节芒矿区种群根、茎、叶中的含量均显著高于非矿区种群。提高 Cd 处理质量浓度，对于非矿区种群，Cd 在细胞壁
(F1)和可溶组分(F4)的分配比例下降，在细胞核和叶绿体组分(F2)与线粒体组分(F3)的分配比例上升；而对于矿区种群，Cd
在细胞壁(F1)的分配比例上升，在可溶组分(F4)、细胞核和叶绿体组分(F2)与线粒体组分(F3)的分配比例下降，细胞壁对 Cd
的固持作用增强。五节芒 2 种群根中 Cd 的化学形态存在着明显差异：低 Cd（5 mg·L-1）处理下，矿区种群根中的 Cd 以水
提取态、氯化钠提取态和醋酸提取态为主，各占 36.41％、28.15％和 17.04％，其它形态所占比例较少；而非矿区种群根中
的 Cd 以氯化钠提取态、水提取态和醋酸提取态所占比例较大，各占 31.58％、23.15％和 20.85％。提高 Cd 处理质量浓度，
矿区种群根中的氯化钠提取态为优势形态，所占比例提高到 41.29％，水提取态所占比例也提高到 38.25％，其他提取态所占
比例均有不同幅度下降；而非矿区种群根中氯化钠提取态 Cd 含量比例下降到 21.45％，各化学形态的在分配比例上表现为
平均化趋势。因此，细胞壁固持、可溶组分的液泡区隔化和向活性较弱的结合形态转移可能是五节芒矿区种群耐 Cd 的主要
机制。
关键词：镉；五节芒；亚细胞分布；化学形态
中图分类号：X173 文献标识码：A 文章编号：1674-5906（2009）03-0817-07
植物对重金属胁迫的抗性可通过避性和耐性 2
种途径来实现，避性指植物通过某种外部机制保护
使其不过量吸收环境中高含量的重金属，从而避免
毒害；而耐性通过 2 条基本途径——金属排斥和金
属富集实现[1]。前者指重金属被植物吸收后又被排
出体外或重金属在植物体内的运输受阻；后者主要
指重金属在植物体内以不具生物活性的形态存在，
如结合到细胞壁、进入液泡或与有机酸和蛋白质络
合等[2-4]。通过亚细胞差速离心技术和化学试剂逐步
提取法，研究重金属元素在亚细胞中的分布特征和
结合形态，有助于认识细胞中元素的生理活动，解
释重金属富集和解毒机制。国内外研究者先后采用
这些方法对植物体内的重金属分布特征和结合形
态进行了研究，如廖斌等[5]采用该方法研究了 Cu
在鸭跖草(Commelina communis)细胞内的分布和化
学形态；Ramos 等[6]研究了莴苣(Lactuca sativa)中
Cd 的亚细胞分布及 Cd-Mn 交互作用。
五节芒(Miscanthus floridulus)与重金属关系的
研究已有一些报道。国内一些学者对广西刁江流域
和安徽有色金属矿区一些植物的调查研究表明，五
节芒对锰、镍、砷和锌均具有较强的吸收能力[7]；
孙健等[8]对湖南郴州铅锌矿区土壤和植物重金属
污染进行了调查，发现五节芒对铅和锌具有较强的
吸收与转运能力。李勤奋等[9]研究发现，五节芒对
Cu、Zn、Pb、Cd 这 4 种重金属都有很强的耐性，
对 4 种重金属的积累量由低到高的顺序是 Cd，Cu，
Pb 和 Zn。由于长期在污染环境下生存，金属矿区
的五节芒可能已经发生了与污染环境相适应的抗
性进化[9]，形成抗性生态型。研究抗性生态型和敏
感生态型的生理生态差异是揭示植物抗性机理，使
重金属污染的植物修复技术得到广泛应用的一条
重要途径[10-11]。对于不同生态型植物对重金属胁迫
抗性机制的差异，可能是在遗传机制、酶系统的作
用、对重金属的避性、对重金属的细胞区域化和螯
合解毒等方面的差异产生的，目前还没有一致的结
论[12]。
DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2009.03.003
818 生态环境学报 第 18 卷第 3 期（2009 年 5 月）
本研究采用差速离心技术和化学试剂逐步提
取法，对 Cd 在五节芒矿区和非矿区 2 种群细胞内
的分布和化学形态进行比较研究，试图从 Cd 在五
节芒 2 种群亚细胞中的分布特征及形态的差异来揭
示五节芒矿区种群的耐 Cd 机理，为进一步探究重
金属抗性种群的抗性进化及抗性机理提供理论参
考。
1 材料与方法
1.1 植物培养
供试植物为五节芒，矿区种群五节芒种子采自
广东韶关大宝山矿区（经纬度：24°33′36.6″N，
113°43′14.0″E），非矿区种群五节芒种子采自广东惠
州博罗县丘陵山地（经纬度： 23°08′57.8″N，
114°21′10.0″E），都属于同一亚热带季风气候区。其
种子来源地的土壤性状见表 1。种子在营养土中萌
发，生长 100 d 后，选择长势良好和生长一致的植
株，用自来水洗净后移至 Hogland 全营养液中培养，
在温室预培养 7 d 后进行处理。单 Cd 设置 5 个处理
(mg·L-1)：CK，5，10，20 和 40；Cd 以 CdCl2·2.5H2O
加入营养液中。每个处理 3 个重复，每个重复 3 株
苗，连续通气，每 4 d 更换 1 次营养液，并用 0.1
mol·L-1HCl 或 NaOH 调节 pH 至 5.8 左右，30 d 后
收 获 。 植 株 先 用 自 来 水 冲 洗 ， 再 用 20
mmol·L-1Na2-EDTA 交换 20 min，去除根系表面吸
附的 Cd2+，最后用去离子水洗净，吸干表面水分，
保存于-20 ℃冰箱内备用。每个处理的植物样品先
分成根、茎和叶片 3 个部位，每个部位的样品又分
成 3 部分，分别用于测定亚细胞分布、化学形态和
重金属全量。
1.2 植物亚细胞组分的分离
采用差速离心法分离不同的细胞组分，在
Weigel 等[13]和 Gabbrielli 等[14]的方法基础上加以改
进：准确称取鲜样 0.500 0 g，加入 20 mL 提取液(0.25
mol·L-1 蔗糖+50 mmol·L-1Tris-HCl 缓冲液(pH7.5) +1
mmol·L-1 二硫赤鲜糖醇)，研磨匀浆，匀浆液在冷冻
离心机 300 r·min-1 下离心 30 s，沉淀为细胞壁组分
(F1)；上清液在 2 000 r·min-1 下离心 15 min，沉淀为
细胞核和叶绿体组分(F2)；上清液在 10 000 r·min-1
下离心 20 min，沉淀为线粒体组分(F3)；上清液为
含核糖体的可溶组分(F4)。全部操作在 4 ℃下进行。
1.3 植物体内重金属的化学形态分析
采用化学试剂逐步提取法[15]，具体操作如下：
准确称取鲜样 0.500 0 g,加入 20 mL 提取剂(同上)研
磨匀浆后转入 50 mL 的塑料离心管，在 25 ℃下恒
温振荡 22 h 后，在 5 000 r·min-1 的条件下离心 10
min。倒出上清液，再加入 10 mL 的提取剂，在 25
℃下恒温振荡 1 h，再在 5 000 r·min-1 离心 10 min，
倒出上清液。合并 2 次上清液。采用下列 5 种提取
剂依次逐步提取：80%乙醇(FE)，去离子水(FW)，1
mol·L-1NaCl 溶 液 (FNaCl) ， 2%HAc(FHAc) ， 0.6
mol·L-1HCl(FHCl)，最后为残留态(FR)。
1.4 Cd 含量的测定
以提取剂作为空白，上清液直接用 ICP-OES
（Optima5300DV，Perkin-Elmer Instruments，USA）
测定 Cd 含量；沉淀和残渣部分用去离子水多次冲
洗转入 100 mL 三角瓶中，在电热板上蒸干，与测
定植物重金属全量一样采用 HNO3-HClO4 法，消煮
至澄清，用去离子水定容后测定 [16]；分析所用
HNO3、HClO4 均为优级纯，分析误差均控制在允许
的范围内。采用 SPSS16.0 软件对数据进行方差分
析，用 Dunan 新复极差法(SSR)在显著水平 0.05 时
作多重比较分析。
2 结果与分析
2.1 Cd 在五节芒中的亚细胞分布
在五节芒各部位的亚细胞组分分离过程中，Cd
的回收率达 93％～99％（表 2），说明差速离心法
能较好地应用于 Cd 的亚细胞水平分布研究。
从表 2 可知，随营养液中 Cd 质量浓度的增加，
各亚细胞组分中的 Cd 含量显著上升。两个种群相
比较，Cd 在五节芒矿区种群根、茎、叶中的含量均
显著高于非矿区种群。矿区种群的 Cd 主要分布在
细胞壁组分 F1 中，占总量的 44％~60％，其次是可
溶组分 F4，占总量的 27％~41％；非矿区种群的
Cd 主要分布在细胞壁组分 F1 中，占总量的 34％
~51%，其次是可溶组分 F4，占总量的 24％~39％。
上述结果表明五节芒 2 种群各部位的 Cd 主要富集
在细胞壁和以液泡为主的可溶组分，其他两个组分
的分布较少。
2 种群根、茎、叶的亚细胞各组分 Cd 含量由高
到低的顺序均为：细胞壁组分(F1)，可溶组分(F4)，
表 1 五节芒 2个种群样本采集点土壤基本化学性质
Table 1 Some chemical properties of the local soils supporting the two natural populations of M. floridulus
w(重金属)/(mg·kg-1) 采集点土壤 w (有机质)
/(mg·kg-1)
w (有效 P)
/(mg·kg-1)
w (碱解 N)
/(mg·kg-1) Zn Pb Cu Cd
大宝山 14.7±0.9a 32.2±2.0a 30.2±1.9a 1768.7±91.1a 1253.3±71.3a 1701.3±77.5a 9.1±0.9a
博罗 13.8±0.9a 26.6±1.8a 28.4±2.7a 135.2±13.1b 242.6±44.1b 48.4±9.5b 1.1±0.2b
注：表中数据为平均值±标准差（n=3），同一栏中的不同字母表示差异显著（根据 SSR 检验，p＜0.05）
秦建桥等：镉在五节芒（Miscanthus floridulus）不同种群细胞中的分布及化学形态 819
细胞核和叶绿体组分(F2)，线粒体组分(F3)。提高
Cd 处理质量浓度，对于非矿区种群，Cd 在细胞壁
(F1)和可溶组分(F4)的分配比例下降，在细胞核和
叶绿体组分(F2)与线粒体组分(F3)的分配比例上
升；而对于矿区种群，Cd 在细胞壁(F1)和可溶组分
(F4)的分配比例上升，在细胞核和叶绿体组分(F2)
与线粒体组分(F3)的分配比例下降。这说明随 Cd
处理质量浓度的增加，非矿区种群细胞壁对 Cd 的
滞留作用在减弱；而矿区种群细胞壁对 Cd 的滞留
作用增加，同时高 Cd 处理减少了 Cd 在细胞核、叶
绿体和线粒体等细胞器的分配比例，有利于植物进
行正常的生理活动。
此外，2 种群各部位的 F1 组分的分配比例由高
到低的次序基本上是根，茎，叶，其比例的平均值
矿区种群和非矿区种群分别为 55％、50％、48％和
45％、43％、37％；而 F4 组分的分配比例由高到
低的次序则是叶片，茎，根，其比例的平均值矿区
种群和非矿区种群分别为 39％、32％、26％和 35
％、31％、25％。这表明，植物不同部位的亚细胞
对 Cd 的分布有影响。根部细胞壁对 Cd 的区隔化作
用最强，且矿区种群强于非矿区种群；而叶片中的
可溶组分对 Cd 的区隔化作用最强，且矿区种群强
于非矿区种群。
2.2 Cd 在五节芒中的化学形态分布
Cd 在五节芒 2 种群中的化学形态分布如表 3。
在提取 Cd 的化学形态过程中，Cd 的回收率为
88%～98%，说明化学试剂逐步提取法能较好地用
于 Cd 的化学形态研究。
由表 3 可知，五节芒 2 种群根中 Cd 的化学形
态存在着明显差异。在低 Cd（5 mg·L-1）处理下，
矿区种群根中的 Cd 以水提取态为优势形态，占
36.41％，其次是氯化钠提取态和醋酸提取态，分别
占 28.15％和 17.04％，而其它形态所占比例较少。
提高 Cd 处理质量浓度，各提取态 Cd 含量都大幅度
提高。在高 Cd（40 mg·L-1）时，氯化钠提取态为优
势形态，所占比例达 41.29％，提高了 13.14％；此
外，水提取态所占比例也从 36.41％提高到 38.25％，
其他提取态所占比例均有不同幅度下降。而非矿区
种群在低 Cd（5 mg·L-1）处理下，根中的 Cd 以氯
化钠提取态、水提取态和醋酸提取态所占比例较
大，而乙醇提取态和盐酸提取态所占比例较小。提
高 Cd 处理水平到 40 mg·L-1，非矿区种群根中各化
表 2 Cd 在五节芒 2种群根、茎和叶亚细胞组分中的分布
Table 2 Subcellular distribution of Cd in roots, stems and leaves of two natural populations of M. floridulus
w(Cd)/(mg·kg-1) 分配比例/% 种群 ρ(Cd)
/(mg·L-1)
部位
F1 F2 F3 F4 全量
回收率
/％ F1 F2 F3 F4
根 33.39±7.52a 10.51±1.51c 4.42±0.41d 20.32±2.85b 68.64 96.67 48.64 15.31 6.44 29.61
茎 15.19±1.75a 4.10±0.81b 1.98±1.02b 11.95±1.56b 33.21 98.65 45.73 12.35 5.95 35.97
5
叶 9.28±1.00a 1.52±0.51c 1.24±0.75c 8.97±2.55b 21.01 99.85 44.75 7.25 5.91 41.69
根 48.66±10.50a 13.60±2.55c 5.64±1.55d 25.31±6.05b 93.21 97.95 52.21 14.59 6.05 27.15
茎 20.65±6.75a 5.21±1.00c 2.50±0.50c 14.36±2.01b 43.02 93.73 48.05 12.11 5.81 34.03
10
叶 12.04±2.00a 1.67±1.20c 1.44±0.65c 10.31±1.75b 25.46 96.59 47.45 6.55 5.65 40.35
根 241.51±15.13a 57.21±10.00c 22.34±3.05d 114.50±20.52b 435.56 97.58 55.56 13.12 5.13 26.19
茎 67.36±13.00a 15.03±2.05c 6.84±1.25c 42.05±2.15b 131.28 99.25 51.31 11.45 5.21 32.03
20
叶 55.58±2.50a 6.87±2.00c 5.53±1.50c 43.54±3.05b 111.52 98.65 50.15 6.16 4.96 38.73
根 473.96±10.25a 93.05±25.02c 39.32±6.00d 175.39±27.57b 781.72 99.35 60.63 11.95 5.03 22.39
茎 161.79±10.05a 28.37±5.50c 12.85±3.03d 79.45±17.55b 282.31 97.18 57.31 10.05 4.55 28.09
大宝山
种群
40
叶 91.30±17.53a 9.48±0.60c 6.75±0.55c 64.25±15.10b 171.78 98.75 53.15 5.52 3.93 37.4
根 22.01±1.95a 5.59±0.41c 2.20±1.01d 12.85±1.95b 42.64 98.18 51.61 13.11 5.15 30.13
茎 6.09±1.01a 1.50±0.20c 0.92±0.13c 4.73±0.11b 13.25 93.65 45.97 11.35 6.95 35.73
5
叶 3.36±0.11a 0.82±0.08b 0.63±0.12b 3.19±0.11a 8.01 96.35 41.98 10.26 7.91 39.85
根 32.82±0.18a 10.36±1.00c 5.15±0.20d 19.88±1.10b 68.21 99.68 48.11 15.19 7.55 29.15
茎 9.39±0.20a 2.82±0.06c 1.87±0.08d 6.94±0.10b 21.02 95.28 44.65 13.41 8.91 33.03
10
叶 5.95±0.10a 2.10±0.20b 1.48±0.10c 5.93±0.07a 15.46 93.75 38.49 13.61 9.55 38.35
根 103.01±2.10a 46.56±2.02c 24.12±1.25d 64.86±1.17b 238.55 93.05 43.18 19.52 10.11 27.19
茎 44.95±0.86a 17.31±1.95c 10.11±0.16d 32.87±1.12b 105.25 96.88 42.71 16.45 9.61 31.23
20
叶 29.97±1.51a 13.17±1.85b 9.38±2.23c 28.49±2.55a 81.52 93.66 36.25 16.16 11.51 36.08
根 209.54±23.05a 120.51±18.56b 62.14±3.25c 123.52±13.95b 515.72 95.67 40.63 23.05 12.05 24.17
茎 51.08±2.55a 26.11±3.56c 16.44±2.25d 34.68±4.35b 128.31 95.77 39.81 20.35 12.81 27.03
博罗
种群
40
叶 37.59±2.18a 24.09±3.55c 15.25±2.15d 33.16±2.02b 110.08 94.11 34.15 21.88 13.85 30.12
注：F1－细胞壁组分，F2－细胞核和叶绿体组分，F3－线粒体组分，F4－可溶组分；表中 Cd 质量分数为植株鲜质量值；表中数据为平均值
±标准差(n=3)，同一行的各组分的 Cd 质量分数中不同字母表示有显著差异（p＜0.05）

820 生态环境学报 第 18 卷第 3 期（2009 年 5 月）
学形态的 Cd 含量均提高，但其分配比例上表现为
平均化趋势。氯化钠提取态、醋酸提取态和乙醇提
取态所占比例下降，其中氯化钠提取态 Cd 含量比
例下降幅度最大，约 10％，而水提取态和盐酸提取
态 Cd 含量比例分别上升 6％和 7％。这表明，随着
Cd 胁迫浓度质量的增加，五节芒矿区种群中 Cd 的
活性较低的结合形态所占比例在逐步增加，以此增
强植物对 Cd 的耐性；而非矿区种群中 Cd 的活性较
低的结合形态所占比例在减少，活性较强的结合形
态所占比例在增加，减弱了植物对 Cd 的耐性。
Cd 在五节芒 2 种群茎中的化学形态与在根中
基本类似。低 Cd 处理下，Cd 在非矿区种群茎中也
以氯化钠提取态、水提取态和醋酸提取态为主，三
者所占比例之和为 76.9%。所不同的是，低 Cd 处
理下，茎中氯化钠提取态 Cd 含量所占比例更大，
为 31.58%；提高 Cd 处理质量浓度，其含量所占比
例虽有所下降，但仍大于其它形态的比例。另外，
高 Cd 处理下，乙醇提取态和醋酸提取态所占比例
比低 Cd 处理下有所上升。与非矿区种群情况不同，
在提高 Cd 处理质量浓度后，矿区种群茎中氯化钠
提取态 Cd 含量比例显著上升，提高幅度达 11％。
Cd 在五节芒 2 种群叶中的化学形态与在根、茎
中有所不同。2 种群的叶细胞中，各化学形态的 Cd
含量比例显示出平均化分布的趋势，尤其是高质量
浓度 Cd（40 mg·L-1）处理下，在叶中，乙醇、水、
氯化钠和醋酸 4 种提取态 Cd 含量的差异与根、茎
中的差异相比明显减小。此外，随 Cd 处理质量浓
度的增加，矿区种群叶中氯化钠提取态 Cd 含量比
例有所下降，而乙醇提取态所占的比例有所升高(表
3)，这一点也不同于在根、茎中的情况。
3 结论与讨论
五节芒矿区种群能富集高含量的 Cd 而不受毒
害，其体内必然存在某种解毒机制。一般认为重金
属离子在细胞内的区隔化是植物内部解毒的重要
途径之一[17]。已有研究表明：细胞壁能束缚大量金
属离子，避免这些离子的跨膜运输和向细胞体内的
迁移，从而降低了原生质部分的金属离子浓度，使
植物免受毒害[17-18]。细胞壁被认为是保护原生质体
免受重金属毒害的第一道屏障，尤其在重金属低浓
度和短时间的处理时[19]。因为细胞壁中的果胶酸、
多糖和蛋白质等成分为结合重金属提供了大量的
离子交换点，可将重金属固定而使其失去活性
表 3 Cd 在五节芒 2种群根、茎和叶中的化学形态分布
Table 2 Cd distribution of chemical forms in roots, stems and leaves of two natural populations of M. floridulus
w(Cd)/(mg·kg-1) 分配比例/% 种
群
ρ(Cd)
/(mg·L-1)
部位
FE FW FNaCl FHAc FHCl FR
回收
率/％ FE FW FNaCl FHAc FHCl FR
根 5.90±0.15d 24.99±0.51a 19.32±0.21b 11.70±0.20c 4.36±0.52e 2.37±1.03f 88.66 8.59 36.41 28.15 17.04 6.35 3.46
茎 4.17±0.18d 6.86±0.75c 9.21±0.11a 8.42±0.35b 3.15±0.20e 1.40±0.41f 93.21 12.57 20.66 27.73 25.35 9.48 4.21
5
叶 2.38±0.15c 5.34±0.11b 6.05±0.06a 5.06±0.50b 1.21±0.25d 0.96±0.21d 95.01 11.35 25.44 28.81 24.07 5.76 4.57
根 7.60±0.30d 34.53±0.51a 28.20±11.51b 14.20±2.00c 5.70±0.21e 2.99±0.15f 93.21 8.15 37.05 30.25 15.23 6.11 3.21
茎 5.18±0.35c 9.18±0.35b 13.51±0.30a 9.64±0.20b 3.51±0.25d 2.00±0.35e 93.02 12.03 21.35 31.41 22.41 8.15 4.65
10
叶 3.19±0.10c 6.71±0.41a 6.90±0.18a 5.69±0.02b 1.29±0.12e 1.69±0.13d 95.46 12.53 26.35 27.12 22.33 5.05 6.62
根 33.45±1.66c 162.25±18.7a 156.15±8.51a 54.45±7.35b 19.64±5.35d 9.63±2.01d 95.56 7.68 37.25 35.85 12.5 4.51 2.21
茎 15.10±2.30c 29.30±8.15b 47.34±5.02a 25.74±5.05b 8.34±0.45cd 5.46±0.35d 91.28 11.5 22.32 36.06 19.61 6.35 4.16
20
叶 17.79±3.25c 30.82±1.35a 28.31±0.42a 24.20±3.41b 4.69±0.66d 5.70±0.70d 91.52 15.95 27.64 25.39 21.7 4.21 5.11
根 51.20±4.52d 299.01±28.6b 322.77±19.7a 71.53±23.51c 27.75±7.01e 9.46±0.45f 98.72 6.55 38.25 41.29 9.15 3.55 1.21
茎 25.15±2.00d 72.50±7.51b 109.11±12.5a 47.91±2.58c 17.16±1.83e 10.47±1.10f 92.31 8.91 25.68 38.65 16.97 6.08 3.71
大
宝
山
种
群
40
叶 27.73±5.06d 49.75±2.85a 43.00±6.15b 34.75±3.05c 7.75±0.16e 8.81±0.25e 95.78 16.14 28.96 25.03 20.23 4.51 5.13
根 4.82±0.08c 9.87±0.45b 13.47±0.49a 8.89±2.95b 3.98±0.17c 1.61±0.08d 92.66 11.31 23.15 31.58 20.85 9.34 3.77
茎 0.88±0.12de 3.78±0.25b 4.54±0.35a 2.52±0.35c 1.08±0.22d 0.44±0.23e 93.25 6.63 28.56 34.3 19.05 8.14 3.32
5
叶 0.82±0.08c 1.61±0.16b 2.58±0.21a 2.38±0.21a 0.34±0.15d 0.29±0.08d 98.01 10.25 20.05 32.15 29.75 4.19 3.61
根 7.54±0.48d 17.16±0.75b 19.34±0.51a 13.68±1.75c 7.62±0.28d 2.87±0.13e 98.21 11.05 25.16 28.36 20.05 11.17 4.21
茎 1.58±0.10cd 5.69±1.85a 6.36±0.55a 4.23±0.25b 2.51±0.55c 0.65±0.30d 91.02 7.52 27.05 30.25 20.12 11.95 3.11
10
叶 2.02±0.25c 3.04±0.28b 4.86±1.00a 4.50±0.41a 0.60±0.35d 0.43±0.25d 95.46 13.08 19.65 31.46 29.12 3.91 2.78
根 24.12±2.05cd 66.20±15.53a 59.52±5.35a 44.23±5.28b 31.20±7.36bc 13.29±1.58d 98.55 10.11 27.75 24.95 18.54 13.08 5.57
茎 8.66±3.35cd 25.28±3.66a 30.22±7.75a 22.58±6.85ab 14.90±1.95bc 3.61±0.38d 95.25 8.23 24.02 28.71 21.45 14.16 3.43
20
叶 14.23±3.45b 15.02±3.55b 23.36±5.15a 22.51±5.30a 3.11±0.90c 3.29±0.65c 91.52 17.45 18.43 28.66 27.61 3.82 4.03
根 47.19±8.13d 149.09±5.85a 110.62±7.75b 85.40±3.75c 81.38±4.45c 31.72±4.15e 95.72 9.15 28.91 21.45 16.56 15.78 6.15
茎 11.50±3.20c 28.75±4.10a 34.07±4.85a 29.59±2.56a 19.11±0.47b 5.30±0.92d 98.31 8.96 22.41 26.55 23.06 14.89 4.13
博
罗
种
群
40
叶 22.29±4.25ab 19.94±2.75b 30.33±9.51a 28.76±1.25a 3.47±0.82c 5.29±0.95c 90.08 20.25 18.11 27.55 26.13 3.15 4.81
注：FE－乙醇提取态，FW－水提取态，FNaC－氯化钠提取态，FHAc－醋酸提取态，FHCl－盐酸提取态，FR－残留态；表中 Cd 质量分数为植株
鲜质量值；表中数据为平均值±标准差(n=3)，同一行的各组分的 Cd 质量分数中不同字母表示有显著差异（p＜0.05）。

秦建桥等：镉在五节芒（Miscanthus floridulus）不同种群细胞中的分布及化学形态 821
[18-19]；并且通过细胞壁延迟 Cd 经过膜进入细胞内，
以激活细胞内对 Cd 的解毒机制[20]。即当细胞壁的
结合位点达到饱和时，进入细胞内的大部分重金属
被转运到液泡中，与其中的柠檬酸、苹果酸和草酸
等有机酸络合而达到区隔化作用[21]。本研究中，五
节芒矿区种群无论是低 Cd（5 mg·L-1）处理，还是
高 Cd（40 mg·L-1）处理，Cd 在根、茎、叶细胞壁
上分配比例都接近或超过 50%，而且当 Cd 处理浓
度升高时，根、茎、叶细胞壁 Cd 含量所占比例也
随之增加；而非矿区种群根、茎、叶细胞壁 Cd 含
量所占比例基本都低于 50%，随着 Cd 处理质量浓
度的提高，细胞壁中 Cd 含量所占比例下降幅度较
大。说明在五节芒矿区种群中，细胞壁是 Cd 的主
要贮存库，由于 50%以上的 Cd 局限于细胞壁，减
少了原生质部分的 Cd 含量，这可能是五节芒矿区
种群对 Cd 的耐性机制之一。
除细胞壁之外，液泡是植物细胞原生质内部的
另一个重金属离子的贮存库[17]。当细胞壁上能结合
金属离子的结合点达到饱和时，重金属离子必然透
过细胞膜进入原生质中。重金属离子在进行跨膜运
输时或进入原生质体后与一些小分子有机化合物
配位结合后被运送到液泡，液泡中含有的多种蛋白
质、有机酸、有机碱等物质都能与重金属结合而使
金属离子在细胞内被区隔化，避免了重金属离子对
胞质中各种酶的毒害[21-22]。前人的研究已发现 Zn
在超积累植物 Thlaspi caerulescens 中主要分布于表
皮细胞的液泡中[23]；超积累植物 Alyssum serpylli-
folium 细胞中 72%的 Ni 分布在液泡中[24]；陈同斌
等[25]发现，蜈蚣草(Pteris vittata)胞液是 Se 的主要
储存部位，蜈蚣草液泡可起到隔离毒性离子的作
用，使细胞质避免受到伤害。本研究中，五节芒矿
区种群吸收的 Cd 有相当部分分布在以液泡内容物
为主的 F4 组分中，而且，F4 组分所含 Cd 的比例依
根、茎、叶的顺序递增，在叶中达到了 40%以上；
另外，提高 Cd 处理质量浓度时，五节芒矿区种群
根、茎、叶细胞 F2 和 F3 组分中 Cd 的分配比例都减
小，而非矿区种群根、茎、叶细胞 F2 和 F3 组分中
Cd 的分配比例则增加(表 2)。这些结果说明，在五
节芒矿区种群的地上部，尤其是叶片中，除细胞壁
的束缚作用之外，植物还通过向液泡中输送和贮存
Cd 离子而起主要的解毒作用。由于细胞中大量的
Cd 被束缚在细胞壁上或贮存在液泡中，减少了代谢
活动旺盛的细胞器以及细胞膜中的 Cd 含量，这可
能是五节芒矿区种群的另一种耐 Cd 的机制。
液泡内贮存的Cd必须与细胞内某些物质结合，
才能钝化 Cd 的毒性，已有的研究表明，植物细胞
内的小分子物质，如谷胱甘肽(GSH)、草酸、组氨
酸、柠檬酸盐、磷酸等，可通过与 Cd 鳌合或沉淀
作用解除 Cd 的毒性[13]。在 Cd 诱导下，某些植物
还能产生蛋白质或多肽类物质，这类物质与 Cd 结
合，使 Cd 以无毒形式存在，限制 Cd 与植物体内酶
等物质结合，从而解除了 Cd 的毒性[26]。采用乙醇、
去离子水、氯化钠、醋酸和盐酸等不同提取剂，顺
序性提取重金属离子在植物组织中的结合形态，随
着上述提取剂极性的增强，所提取出的重金属在植
物体内的活性、毒性和迁移能力不断降低[15,27]。不
同提取剂提取不同形态的化合物[15]：去离子水主要
提取重金属与水溶性物质结合的形态如水溶性有
机酸盐和一代磷酸盐等；80%乙醇提取以硝酸盐、
氯化物为主的无机盐和氨基酸盐等；1 mol·L-1 NaCl
溶液提取果胶酸盐和与蛋白质结合态或呈吸附态
的重金属等；2% HAc 提取难溶于水的重金属磷酸
盐；0.6 mol·L-1 HCl 提取草酸盐等。
有研究表明小麦和水稻的叶、根中的 Cd 都以
氯化钠提取态为主[15]；大麦根部的 Cd 主要以醋酸
提取态和盐酸提取态占优势，而地上部以氯化钠提
取态和醋酸提取态为主要形态[28]；水生植物黑藻
(Hydrilla verticillat)和青菜中的 Cd 也主要以氯化钠
提取态和醋酸提取态存在[27,29]。本研究结果与此相
似，五节芒 2 种群根、茎、叶组织的水提取态和氯
化钠提取态 Cd 含量均比较高(表 3)，说明植物体中
的 Cd 有相当数量是以水溶性有机酸盐或果胶酸盐
形态存在。此外，2 种群各组织的醋酸提取态 Cd
含量也较高，说明植物体中的 Cd 还有一部分是以
磷酸盐沉淀的形态存在。五节芒 2 种群相比较，在
低 Cd（5 mg·L-1）处理下，根中的氯化钠提取态所
占比例相差不大；提高 Cd 处理质量浓度，矿区种
群根中氯化钠提取态 Cd 含量所占比例升高，而非
矿区种群根中氯化钠提取态 Cd 含量所占比例则大
幅度下降，这说明五节芒矿区种群在 Cd 诱导下产
生有机 Cd 配体的潜力较大，高 Cd（40 mg·L-1）胁
迫下由于根部中有 41%的 Cd 与有机配体结合，从
而降低了根中游离的 Cd 含量，减轻了 Cd 的危害。
至于氯化钠提取的 Cd 是与果胶酸结合，还是与蛋
白质或其它物质结合还有待进一步研究。

参考文献：
[1] BAKER A J M. Metal tolerance[J]. New Phytologist, 1987, 106:
93-111.
[2] SANITÁDI TOPPI L, GABBRIELLI R. Response tocadmiumin
higher plants[J]. Environmental and Experimental Botany, 1999, 41:
105-130.
[3] KÜPPER H, ZHAO F J, MCGRATH S P. Cellular compartmentation
of zinc in leaves of the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens[J].
Plant Physiology, 1999, 119: 305-311.
822 生态环境学报 第 18 卷第 3 期（2009 年 5 月）
[4] LIU D H, KOTTKE I. Subcellular localization of copper in the root
cells of Allium sativum by electron energy loss spectroscopy (EELS)
[J]. Bioresource Technology, 2004, 94: 153-158.
[5] 廖斌, 邓冬梅, 杨兵, 等. 铜在鸭跖草细胞内的分布和化学形态研
究[J]. 中山大学学报: 自然科学版, 2004, 43(2): 72-80.
LIAO Bin, DENG Dongmei, YANG Bing, et al. Subcellular distribu-
tion and chemical forms of Cu in Commelina communis[J]. Acta
Scientiarum Naturalium Universitatis Sunyatseni, 2004, 43(2): 72-80.
[6] RAMOS I, ESTEBAN E, LUCENA J J, et al. Cadmium uptake and
subcellular distribution in plants of Lactuca sp. Cd-Mn interaction[J].
Plant Science, 2002, 162: 761-767.
[7] 任立民, 刘鹏, 郑启恩, 等. 广西大新县锰矿区植物重金属污染的
调查研究[J]. 亚热带植物科学, 2006, 35(3): 5-8.
REN Limin, LIU Peng, ZHENG Qien, et al. A survey of heavy metal
content of plants growing on the soil polluted by manganese mine in
Daxin County, Guangxi[J]. Subtropical Plant Science, 2006, 35(3):
5-8.
[8] 孙健, 铁柏清, 秦普丰, 等. 铅锌矿区土壤和植物重金属污染调查
分析[J]. 植物资源与环境学报, 2006, 15(2): 63-67.
SUN Jian, TIE Baiqing, QIN Pufeng, et al. Investigation of contami-
nated soil and plants by heavy metals in Pb-Zn mining area[J]. Journal
of Plant Resources& Environment, 2006, 15(2): 63-67.
[9] 李勤奋, 杜卫兵, 李志安, 等. 金属矿区芒草种群对重金属的积累
及其与土壤特性的关系[J]. 生态学杂志, 2006, 25(3): 255-258.
LI Qinfen, DU Weibing, LI Zhi’an, et al. Heavy metals accumulation
in mining area’s Miscanthus sinensis populations and its relationship
with soil characters[J]. Chinese Journal of Ecology, 2006, 25(3):
255-258.
[10] 柯文山, 席红安, 杨毅, 等. 大冶铜绿山矿区海州香薷(Elsholtzia
haichowensis)植物地球化学特征分析[J]. 生态学报, 2001, 21(6):
907-912.
KE Wenshan, XI Hong’an, YANG Yi, et al. Analysis on characteristics
of phytogeochemistry of Elsholtzia haichowensisin Daye Tonglushan
copper mine[J]. Acta Ecologica Sinica, 2001, 21(6): 907-912.
[11] 文传浩, 段昌群, 常学秀, 等. 重金属污染下曼陀罗种群分化的
RAPD 分析[J]. 生态学报, 2001, 21(8): 1239-1245.
WEN Chuanhao, Duan Changqun, CHANG Xuexiu, et al. Differentia-
tion in Datura stramonium L.populations exposed to heavy-metal pol-
lution at different durations: RAPD analysis[J]. Acta Ecologica Sinica,
2001, 21(8): 1239-1245.
[12] JIN X F, YANG X E, ISLAM E, et al. Effects of cadmium on ultra-
structure and antioxidative defense system in hyperaccumulator and
non-hyperaccumulator ecotypes of Sedum alfredii Hance[J]. Journal of
Hazardous Materials, 2007, 12(64): 1-5.
[13] WEIGEL H J, JAGER H J. Subcellular distribution and chemical form
of cadmium in bean[J]. Plant Physiology, 1980, 65: 480- 482.
[14] GABBRIELLI R, PANDDFINI T, VERGNANO O, et al. Comparison
of two serpentine species with different nickel tolerance strategies[J].
Plant and Soil, 1990, 22: 271-277.
[15] 许嘉琳, 鲍子平, 杨居荣, 等. 农作物体内铅、镉、铜的化学形态研
究[J]. 应用生态学报, 1991, 2(3): 244-248.
XU Jialin, BAO Ziping, YANG Jurong, et al. Chemical forms of Pb,
Cd and Cu in crops[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 1991, 2(3):
244-248.
[16] ZHAO F J, MCGRATH S P, CROSLAND A R. Comparison of three
wet digestion methods for the determination of plant sulfur by induc-
tively coupled plasma atomic emission spectroscopy ( ICP-AES)[J].
Communication of Soil Science and Plant Analysis, 1994, 25:
407-418.
[17] 杨居荣, 鲍子平, 张素芹. 镉、铅在植物体细胞内的分布和可溶性
结合形态[J]. 中国环境科学, 1993, 13(4): 263-268.
YANG Jurong, BAO Ziping, ZHANG Suqin. The distribution and
binding of Cd and Pb in plant cell[J]. China Environmental Science,
1993, 13(4): 263-268.
[18] ALLEN D L, JARRELL W M. Proton and copper absorption tomaize
and soybean root cell walls[J]. Plant Physiology, 1989, 89: 823-832.
[19] WÓJCIK M, VANGRONSVELD J, D HAEN J, et al. Cadmium toler-
ance in Thlaspi caerulescens .Localization of cadmium in Thlaspi Ⅱ
caerulescens[J]. Environmental and Experimental Botany, 2005, 53:
163-171.
[20] NEDELKOSKA T V, DORAN P M. Hyperaccumulation of cadmium
by hairy roots of Thlaspi caerulescens[J]. Biotechnology and Bioen-
gineering, 2000, 67: 607- 615.
[21] KR&MER U. Cadmium for all meals- plants with an unusual appe-
tite[J]. New Phytologist, 2000, 145: 1-3.
[22] COSIO C, MARTINOIA E, KELLER C. Hyperaccumulation of Cad-
mium and Zinc in Thlaspi caerulescens and Arabidopsis halleri at the
leaf cellular level[J]. Plant Physiology, 2004, 134: 716-725.
[23] FREY B, KELLERC, ZIEROLD K, et al. Distribution of Zn in func-
tionally different leaf epidermal cells of the hyperaccumulator Thlaspi
caerulescens[J]. Plant, Cell and Environment, 2000, 23: 675-687.
[24] BROOKS R R, SHAW S, ASENSI M A. The chemical form and
physiological function of nickel in some Iberian Alyssum species[J].
Plant Physiology, 1981, 51: 167-170.
[25] 廖晓勇, 谢华, 陈同斌, 等. 蜈蚣草的超微结构和砷、钙的亚细胞分
布[J]. 植物营养与肥料学报, 2007, 13(2): 305-312.
LIAO Xiaoyong, XIE Hua, CHEN Tongbin, et al. Uitrastructure and
subcellular distributions of arsenic and calcium in Pteris vittata L[J].
Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2007, 13(2): 305-312.
[26] 张金彪, 黄维南. 镉对植物的生理生态效应的研究进展[J]. 生态学
报, 2000, 20(3): 514-523.
ZHANG Jinbiao, HUANG Weinan. Advances on physiological and
ecological effects of cadmium on plants[J]. Acta Ecologica Sinica,
2000, 20(3): 514-523.
[27] 王学锋, 杨艳琴. 重金属镉锌铜在蔬菜体内的形态分布研究[J]. 环
境科学与技术, 2005, 28(1):34-35.
WANG Xuefeng, YANG Yanqin. Chemical form and distribution of
some heavy metals in vegetables[J]. Environmental Science and
Technology, 2005, 28(1): 34- 35.
[28] WU F B, DONG J, QIAN Q Q, et al. Subcellular distribution and
chemical form of Cd and Cd-Zn interaction in different barley geno-
types [J]. Chemosphere, 2005, 60: 1437-1446.
[29] 徐勤松, 施国新, 周耀明, 等. 镉在黑藻叶细胞中的亚显微定位分
布及毒害效应分析[J]. 实验生物学报, 2004, 37(6): 461-468.
XU Qinsong, SHI Guoxin, ZHOU Yaoming, et al. Distribution and
toxicityof cadmiumin Hydrilla verticillata (L.F.) royle[J]. Acta Biolo-
giae Experimentalis Sinica, 2004, 37(6): 461-468.

秦建桥等：镉在五节芒（Miscanthus floridulus）不同种群细胞中的分布及化学形态 823

Subcellular distribution and chemical forms of Cd
in two Miscanthus floridulus populations

QIN Jianqiao1,2, XIA Beicheng1*, ZHAO Peng1, ZHENG Xiaocha1, ZHAO Huarong1, LIN Xiaofang1
1. School of Environmental Science and Engineering, Sun Yat-Sen University, Guangzhou 510275, China;
2. Guangdong Provincial Academy of Environmental Science, Guangzhou 510045, China

Abstract: Using differential centrifugation technique and sequential chemical extraction methods, the subcellular distribution and the
chemical forms of Cd in the roots, stems and leaves of two Miscanthus floridulus populations, one population from Boluo an uncon-
taminated site,and another population from Dabaoshan a mine site, under nutrient solution culture were studied in green house. The
results showed that, 65%～90% of total Cd were bound to cell wall and soluble fraction in both populations,and only a small quantity
of Cd distributed in chloroplast, karyon and mitochondrion, which suggested that cell wall and soluble fraction in the plant were the
major storage sites for Cd. The subcelluar Cd distribution in the roots, stems and leaves of both populations were as follows: cell
wall(F1) > soluble fraction(F4) > karyon and chloroplast(F2) > mitochondria(F3). The addition of Cd generally reduced the percent-
age of Cd in the cell wall(F1) and in the soluble fraction of the non-mine population,but increased the percentage of Cd in the cell
wall(F1) and reduced it in the soluble fraction of the mine population, suggesting that cell wall binding has been strengthened. As to
the chemical forms, at 5 mg·L-1 Cd, H2O -extractable, NaCI-extractable, and HAc-extractable Cd were dominant in roots of the mine
population, and the proportion of them are 36.41%, 28.15%, 17.04%, respectivesly. But for the non-mine population,
NaCI-extractable, H2O -extractable and HAc-extractable Cd were dominant in roots. NaCI-extractable Cd in roots decreased to
21.45% for the non-mine population but increased to 41.29% for the mine population with increasing Cd level to 40 mg·L-1. The
results mentioned above indicate that cell wall binding, vacuolar compartmentalization in the soluble fraction and transferring to
lower active chemical forms are the main tolerance mechanisms for Cd in the mine population.
Key words: cadmium; Miscanthus floridulus; subcellular distribution; chemical forms