全 文 ：第 32 卷第 6 期
2012 年 6 月
环 境 科 学 学 报
Acta Scientiae Circumstantiae
Vol． 32，No． 6
Jun．，2012
基金项目:国家自然科学基金(No． 30970551) ;环保部公益性行业科研专项(No． 201009022) ;湖南省科技计划重点项目(No． 2010SK2004) ;湖
南省自然科学基金(No． 11JJ5022)
Supported by the National Natural Science Foundation of China(No． 30970551) ，the Special Environmental Protection Fund for Public Welfare Project
of China(No． 201009022) ，the Science and Technology Plan Key Projects Fund of Hunan Province(No． 2010SK2004)and the Natural Science
Foundation of Hunan Province(No． 11JJ5022)
作者简介:董萌(1982—) ，男，讲师(博士) ，E-mail:dongmeng1001@ 163． com;* 通讯作者(责任作者)，E-mail:zyl8291290@ 163． com
Biography:DONG Meng(1982—) ，male，lecturer(Ph． D．) ，E-mail:dongmeng1001@ 163． com;* Corresponding author，E-mail:zyl8291290@
163． com
董萌，赵运林，雷存喜，等． 2012．蒌蒿(Artemisia selengensis)对土壤中镉的胁迫反应及修复潜力研究［J］．环境科学学报，32(6) :1473-1480
Dong M，Zhao Y L，Lei C X，et al． 2012． Growth responses and phytoremediation potential of Artemisia selengensis to Cd stress［J］． Acta Scientiae
Circumstantiae，32(6) :1473-1480
蒌蒿(Artemisia selengensis)对土壤中镉的胁迫反应及
修复潜力研究
董萌1，2，赵运林1，* ，雷存喜1，戴枚斌3，易合成3，库文珍1
1． 湖南城市学院化学与环境工程系，益阳 413000
2． 湖南农业大学生物科学技术学院，长沙 410128
3． 南洞庭湖自然保护区管理局，益阳 411000
收稿日期:2011-10-08 修回日期:2011-11-18 录用日期:2011-11-18
摘要:以洞庭湖湿地新发现的 Cd高富集植物———蒌蒿(Artemisia selengensis)为试验材料，采用盆栽方式，系统研究了蒌蒿在生长期内对 Cd 的
性状反应及富集特征．结果表明，大于 40 mg·kg －1的 Cd胁迫对蒌蒿叶片伤害明显，且导致生物量下降，但植株在 100 mg·kg －1胁迫下可完成生
活史，对 Cd有较强的耐受能力;土壤中有效态 Cd的含量仅占土壤全 Cd含量的 15． 3% ～37． 1%;相同胁迫浓度下，各生长阶段的植株体内 Cd
含量差别不大，但由于生物量的原因，幼苗期对 Cd的提取量显著小于其他时期，其中 40 ～ 60 mg·kg －1的 Cd处理可使蒌蒿地上部分 Cd含量达
492 ～ 588 mg·kg －1(成株期) ，且植株对该浓度范围的 Cd污染去除效果最好;蒌蒿可作为对湿地土壤 Cd 污染较理想的修复植物加以研究和
利用．
关键词:镉;蒌蒿;生长状况;富集特征;植物修复
文章编号:0253-2468(2012)06-1473-08 中图分类号:X53 文献标识码:A
Growth responses and phytoremediation potential of Artemisia selengensis to
Cd stress
DONG Meng1，2，ZHAO Yunlin1，* ，LEI Cunxi1，DAI Meibin3，YI Hecheng3，KU Wenzhen1
1． Department of Chemistry and Environment Engineering，Hunan City University，Yiyang 413000
2． College of Biology and Technology，Hunan Agricultural University，Changsha 410128
3． Administration Bureau of South Dongting Lake Nature Reserve，Yiyang 411000
Received 8 October 2011; received in revised form 18 November 2011; accepted 18 November 2011
Abstract:Artemisia selengensis grown in Dongting Lake wetland was recently found as a plant with good capacity in enriching Cd． A pot experiment was
conducted to study the biological traits and the Cd accumulation characteristics of Artemisia selengensis to Cd stress during its growth period． The final
results showed that the leaves were injured apparently in response to significant decrease of above － ground biomass when Cd concentrations in soil were
higher than 40 mg·kg －1 ． Artemisia selengensis could complete its life cycle at a high Cd concentration (100 mg·kg －1)and showed strong resistence to
soil Cd． The bioavailable Cd accounted for 15． 3% ～ 37． 1% of total soil Cd． There were no significant differences of Cd concentrations in the plants
during their different growth phases，but a lower Cd accumulation was observed in stems and leaves at the seedling stage than the other stages because of
low biomass． During the adult stage of Artemisia selengensis，Cd accumulation was up to 492 ～ 588 mg·kg －1 under the Cd treatment of 40 ～ 60 mg·kg －1 ．
These data suggested that Artemisia selengensis was an outstanding species that could be selected as a potential candidate to repair Cd pollution from lake
soil．
Keywords:cadmium;Artemisia selengensis;growth conditions;enriching characteristics;phytoremediation
DOI:10.13671/j.hjkxxb.2012.06.031
环 境 科 学 学 报 32 卷
1 引言 (Introduction)
湿地是地球环境的重要组成部分，与森林、海
洋一起并称为全球三大生态系统． 洞庭湖是我国第
二大淡水湖湿地，大部分位于湖南省境内，是湖南
省重要的工、农业生产基地． 随着人们对洞庭湖湿
地越来越多的开发利用，其资源环境的受损、治理
与保护成了备受关注的问题． 洞庭湖为湘、资、沅、
澧四水交汇，其上游沿途分布有众多的金属矿产
区，许多开采后的金属矿质元素被支流携带入湖;
湖区周边分布有较多的造纸、船舶、化工企业，生产
过程的大量排污导致对水体的点源污染较为严重;
湖区农业发达，每年大规模农药、化肥的喷施所造
成的土壤面源污染越来越重． 以上原因导致洞庭湖
水体和土壤中 Cd、Pb、Sb 等重金属含量超标(杨忠
芳等，2008;姚志刚等，2006;朱奇宏等，2007;祝云龙
等，2008) ，其防治工作已逐步受到重视． 洞庭湖区
域地形复杂、面积辽阔，采用当前速效但高成本的
物理、化学方法进行大面积治理尚难以实现． 植物
修复是目前备受推崇的一种生态治理方法和研究
热点，其前提是找到对目标重金属具有较强吸附、
富集作用的修复植物，以在植物自身生长过程中完
成对介质污染元素的提取和去除，达到降低或遏制
污染的目的(Flathman et al．，1998)．
针对洞庭湖滨岸带土壤中重金属镉污染突出
的现状(董萌等，2010) ，研究组在野外调查的基础
上，筛选到了一种广布于湖区的优势植物———蒌
蒿，对滨岸带土壤中的 Cd 具有较强的富集效果，其
富集能力远远高于同一生境下的其他植物，是一种
对 Cd具有潜在修复价值的植物种类，将来有望成
为治理土壤 Cd 污染的理想修复材料． 进行实践应
用前，有必要对该种植物的 Cd 耐受水平及积累特
征进行定性的测试与评价，以更好地评估其应用价
值．本试验采用了盆栽培养和梯度浓度胁迫的方
式，对蒌蒿在不同生长发育阶段的 Cd 富集特征进
行了系统研究，为当前土壤 Cd 污染植物修复的开
发利用提供了科学的理论参考依据．
2 材料与方法 (Materials and methods)
2． 1 供试植物材料来源
供试植株的源材料采自南洞庭湖湿地的东南
洲(28°5234″ N，112°2339″ E) ，整株采集后种植于
湖南城市学院校内试验田的温室大棚内． 为保证生
长背景的均一性，取次年新萌发植株的茎秆连续继
代扦插 2 次，于 3 月下旬(幼苗期)选择出芽状况良
好的植株作为试验材料．
2． 2 栽培基质的处理
用于植株栽培的土壤基质，取自南洞庭湖万子
湖乡(沅江市)生态园区的蔬菜种植农田(28°4841″
N，112°2414″ E) ，土壤经风干、碾碎、过筛后，分别
称取 12． 0 kg装于直径 38 cm、高 32 cm的聚乙烯塑
胶桶内(桶周身以不透光黑布裹盖) ;溶解一定量的
Cd(NO3)2·4H2 O(分析纯)施入，充分混匀，使桶内
土壤基质中的外施 Cd 添加浓度分别为 10
mg·kg －1、20 mg·kg －1、40 mg·kg －1、60 mg·kg －1、80
mg·kg －1、100 mg·kg －1(预实验表明，蒌蒿在添加 Cd
的土壤中完成其整个生长周期的上限浓度约为
120 ～ 140 mg·kg －1) ，连同空白对照(CK)共设置 7
个浓度梯度处理;每个处理装备 8 桶作为重复，自然
放置平衡 21 d后待用．
分别采用凯式定氮法、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)测定装盆处理前土壤基质中的全氮、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;依照 2． 3． 3、2． 3． 4 节所述的样品处理
过程，利用原子吸收分光光度法对受试土壤样品中
Cd的实际含量进行测定，结果见表 2．
表 1 供试土壤基本理化性质
Table 1 Basic properties of the tested soil
全氮含量
/(g·kg －1)
全磷含量
/(g·kg －1)
全钾含量
/(g·kg －1)
阳离子交换量
/(cmol·kg －1)
pH值
4． 137 3． 049 28． 926 26． 255 7． 54
表 2 土壤样品中 Cd的实际含量
Table 2 Actual concentrations of Cd in tested soil samples
Cd处理浓度
/(mg·kg －1)
全态 Cd含量
/(mg·kg －1)
有效态 Cd含量
/(mg·kg －1)
CK 0． 372 ± 0． 046 0． 138 ± 0． 014
10 10． 728 ± 0． 959 3． 378 ± 0． 227
20 20． 382 ± 2． 143 5． 645 ± 0． 151
40 40． 793 ± 2． 053 8． 529 ± 0． 139
60 61． 406 ± 1． 707 12． 578 ± 0． 266
80 80． 948 ± 2． 979 13． 685 ± 0． 141
100 102． 354 ± 4． 147 15． 677 ± 0． 324
2． 3 取样与样品处理
每桶培植幼苗 20 株，每日喷施洁净自来水使桶
内土壤含水量维持在 70% ～ 80%(以 W． E． T 土壤
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6 期 董萌等:蒌蒿(Artemisia selengensis)对土壤中镉的胁迫反应及修复潜力研究
水分温度电导率测定仪控制) ;植株幼苗栽培前，用
打孔法在每个桶内取少量土壤基质用于全态 Cd 及
有效态 Cd 含量的分析;根据蒌蒿生长发育阶段及
物候期观察结果(林有润，1991;傅立国等，2005) ，
分别在植株栽培后的第 25 天(幼苗期)、第 93 天
(成株期)、第 195 天(花果期)、第 237 天(凋亡期)
进行植株样品取样，用于生物量及 Cd含量的测定．
2． 3． 1 植株生物量 在每个浓度水平的样品中，沿
地表随机剪取 10 株植物，烘干至恒重后剪成小段，
以该“10 株重”表示蒌蒿在该生长发育阶段地上部
分的生物量大小．
2． 3． 2 植株中全 Cd 含量分析 准确称取粉碎后
植物样品 0． 1 g(根部和茎叶部分开) ，加入体积比
为 4∶1 的 HNO3-HClO4混合液 10 mL，WX-4000 型微
波密闭消解系统进行消解后(190 ℃、2． 533 × 106
Pa、2 min) ，石墨炉原子吸收分光光度计测定样品中
的 Cd含量(岛津 AA-6300 型)．
2． 3． 3 土壤中全 Cd 含量分析 准确称取粉碎后
土壤样品 0． 2 g，加入体积比为 3∶1∶1 的 HCl-HNO3-
HF混合液 10 mL，WX-4000 型微波密闭消解系统进
行消解后(220 ℃、3． 546 × 106 Pa、5 min) ，石墨炉原
子吸收分光光度计测定样品中的 Cd 含量(岛津
AA-6300 型)．
2． 3． 4 土壤中有效态 Cd 的提取与含量分析 准
确称取粉碎后土壤样品 0． 2 g，参照改良后的 Tessier
提取法(朱嬿婉等，1989)及 BCR 提取法(陈英旭，
2008)进行:样品中加入 20 mL 浓度为 0． 1 mol·L －1
的 CH3COOH(有效态 Cd 萃取剂) ，充分混匀后，室
温振荡 12 h，10000 r·min －1离心 40 min，重复上述过
程 2 次，收集全部上清液进行蒸发后消解(所加酸
量同 2． 3． 3 节) ，石墨炉原子吸收分光光度计测定
样品中的 Cd含量(岛津 AA-6300 型)．
2． 3． 5 样品 Cd 浓度测定过程中的分析质量控制
条件 分析所用重金属标准贮备液为国家环境保
护总局标准样品研究所生产(C = 1000 mg·L －1) ;原
子吸收仪自带 GFA-EX7i 石墨炉电流发生器和
ASC-6100 自动进样器，测定次数为 3，最大测定次
数为 5，测定结果相对标准偏差(RSD)设定为 3%;
所配制标准溶液浓度范围为:1，2，4，8，16 ng·mL －1，
标准曲线线性关系系数保证在 99． 5%以上;样品加
标回收试验回收率范围为 97． 2% ～104． 3% ．
2． 3． 6 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．
3 结果与分析 (Results and analysis)
3． 1 Cd 胁迫下蒌蒿不同生长期的生物量及外观
特征
生物量是衡量植物在 Cd 胁迫下受伤害程度的
重要指标(Adleret al ． ，2008)． 由表3所列数据可
表 3 Cd胁迫下蒌蒿各时期的生长反应
Table 3 Growth responses of Artemisia selengensis to Cd stress
Cd处理浓度
/(mg·kg －1)
幼苗期(3—4 月)
生物量 /kg 主要外观特征
成株期(5—6 月)
生物量 /kg 主要外观特征
CK 0． 0550 ± 0． 0040a A
10 0． 0523 ± 0． 0015a A
20 0． 0550 ± 0． 0040a A
40 0． 0510 ± 0． 0036a A
60 0． 0490 ± 0． 0040a A
80 0． 0377 ± 0． 0031b B
100 0． 0333 ± 0． 0025b B
株高 15 ～ 25 cm，分蘖较多，叶
色深绿，＞ 80 mg·kg －1处理的
植株叶片受害明显，主要表现
在下部老叶上，100 mg·kg －1
处理的植株叶缘出现黄褐色
斑点，须根发达．
0． 4200 ± 0． 0108a A
0． 4193 ± 0． 0085a b A
0． 4180 ± 0． 0044a b A
0． 4100 ± 0． 0066a b A
0． 4053 ± 0． 0031b A
0． 3047 ± 0． 0097c B
0． 2927 ± 0． 0060c B
生长迅速，株高 78 ～ 124
cm，＜ 40 mg·kg －1处理与
＞60 mg·kg －1处理之间差
别明显，主要表现在叶色
上，叶缘褐色斑点增多，
＞80 mg·kg －1处理的植株有
较多叶片坏死．主根明显．
Cd处理浓度
/(mg·kg －1)
花果期(7—9 月)
生物量 /kg 主要外观特征
凋亡期(10—11 月)
生物量 /kg 主要外观特征
CK 0． 4373 ± 0． 0040a A
10 0． 4397 ± 0． 0075a A
20 0． 4220 ± 0． 0124a A
40 0． 4173 ± 0． 0047a b A
60 0． 4073 ± 0． 0095b A
80 0． 3447 ± 0． 0170c B
100 0． 3277 ± 0． 0165c B
植株生长缓慢或停止生长，有
较多叶片脱落，＞ 60 mg·kg －1
处理比 ＜ 40 mg·kg －1处理的
花果期滞后 10 ～ 18 d，且结籽
较少．高浓度处理的植株茎秆
韧度减弱．
0． 4033 ± 0． 0111a A
0． 4053 ± 0． 0085a A
0． 4130 ± 0． 0100a A
0． 3997 ± 0． 0036a A
0． 3923 ± 0． 0096b B
0． 2980 ± 0． 0123c C
0． 2873 ± 0． 0145c C
叶片、籽粒完全枯黄、脱
落，植株地上部分接近死
亡状态，＜ 60 mg·kg －1处
理植株根部有新根发生，
且新根数量显著多于高浓
度处理的植株．
* 注:表中数据后的小写字母代表各组数据间的 5%显著性差异水平，大写字母代表各组数据间的 1%极显著性差异水平．
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环 境 科 学 学 报 32 卷
知，蒌蒿在 0 ～ 100 mg·kg －1的外施 Cd 浓度胁迫下，
虽能完成整个生长周期，但其生长质量及发育状况
已受到显著影响，在生物量方面表现得尤为突出．
总体来看，高于 80 mg·kg －1的浓度处理可使蒌蒿植
株的生物量发生显著降低(p ＜ 0． 01) ，低于 40
mg·kg －1的浓度则对生物量作用不明显(p ＞ 0． 05) ，
在某些时段(如花果期) ，较低浓度的 Cd 处理(10 ～
20 mg·kg －1)还可能在一定程度上促进植物的生长，
这说明蒌蒿对重金属 Cd 的胁迫反应较为敏感，同
时也证明了该种植物对生长介质中的 Cd 污染具有
较强的耐受能力． 综合国内外学者对拂子茅
Calamagrostis epigejos(Lehmann and Rebele，2004)、
菊芋 Helianthus tuberosus L．(Chen et al．，2011)、圆
锥南芥 Arabis paniculata Franch(Tang et al．，2009)、
印度芥菜 Brassica juncea(苏德纯等，2002)、长柔毛
委陵菜 Potentilla griffithii var． velutina(胡鹏杰等，
2007)等多种植物的研究结果来看，蒌蒿对 Cd 的耐
受水平与某些超积累植物相当．
从外观上分析，蒌蒿植株的性状反应主要受胁
迫浓度和胁迫时间的影响． 观测结果显示，＞ 80
mg·kg －1的浓度可使植株在 7 ～ 10 d 时出现明显的
毒害症状，60 mg·kg －1的处理下，多数植株在第 15
天以后开始出现黄褐色叶斑，且随时间延长，植株
表现出的受害程度也逐步加深．蒌蒿受 Cd2 +毒害的
一个显著特征是其叶片布满黄褐色斑点，且多发生
于较老的叶片上，这与水培番茄幼苗(Millán et al．，
2009)、大蒜幼苗(Xu et al．，2008)受高浓度 Cd2 +伤
害时的外观症状一致，但在苎麻(Liu et al．，2007)
等叶片纤维素含量较高的植物上并未观察到这一
现象．整个过程中，蒌蒿的茎秆在外观色泽上也未
观察到明显的受害特征．
3． 2 蒌蒿在不同生长阶段对 Cd的富集动态特征
植物处在不同的生长发育阶段，由于自身生物
量、新陈代谢强度、根系活力等多方面的因素影响，
对生长基质中的重金属表现出不同的积累特征
(Pulford and Watson，2003)．土壤介质中 Cd 的赋存
形态在很大程度上控制着植物的吸收，特别是有效
态的 Cd，是植物吸收利用的主要部分(龙新宪等，
2008)．从表 2 中的测定结果可知，外施 Cd 施加到
土壤后，经过与土壤颗粒、胶体等的相互作用、转化
与平衡，其化学形态发生了较大变化，可被植株根
系直接利用的有效态的量(即被 CH3 COOH 直接萃
取的形态，包括水溶态、可交换态及碳酸盐结合态)
远小于土壤中 Cd 的总量． 本研究中的 7 个外施 Cd
浓度处理，土壤基质中有效态 Cd 所占全态 Cd 的比
例为 15． 3% ～37． 1% ． 从变化趋势来看，有效态 Cd
的绝对含量随外施 Cd 浓度的升高而增大，但所占
全态 Cd的比例呈逐渐下降的趋势，这说明土壤中
外施 Cd的量越多，外源有效态 Cd 在土壤中的固定
程度越高，那么停留在土壤溶液中有效态 Cd 的比
例就越小．
不同浓度 Cd 处理下，蒌蒿在 4 个生长发育阶
段表现出了明显的富集特征．表 4 中数据显示，植株
栽培后，根部可迅速吸收、富集生长基质中的 Cd 并
转移至地上，一定范围内，基质中 Cd 浓度的增加可
大大提高植株体内的富集含量． 表现较为明显的
是，在生长期内，空白对照植株(CK)地上部分及根
部的 Cd浓度值均较低(＜ 17． 397 mg·kg －1) ，这可
能是由于空白土壤中 Cd 背景含量较低(略高于湖
南省表土背景值)、供植物吸收利用量较少的原因．
自幼苗期开始，10mg·kg －1的外施Cd处理可使植株
表 4 不同胁迫浓度下蒌蒿对土壤中 Cd的富集含量
Table 4 Concentrations of Cd in tested plants to Cd stress
Cd处理浓度
/(mg·kg －1)
植株幼苗期 Cd富集
浓度 /(mg·kg －1)
地上部 根部
植株成株期 Cd富集
浓度 /(mg·kg －1)
地上部 根部
植株花果期 Cd富集
浓度 /(mg·kg －1)
地上部 根部
植株凋亡期 Cd富集
浓度 /(mg·kg －1)
地上部 根部
CK 17． 397 ±0． 130 15． 588 ±0． 324 9． 338 ±0． 155 8． 677 ±0． 372 12． 620 ±1． 297 10． 648 ±0． 735 13． 654 ±0． 918 14． 661 ±2． 047
10 73． 319 ±0． 467 75． 927 ±0． 720 85． 948 ±1． 382 83． 437 ±2． 311 103． 105 ±4． 560 93． 321 ±1． 923 112． 704 ±2． 108 118． 014 ±3． 803
20 127． 880 ±0． 899 135． 868 ±1． 870 136． 588 ±2． 741 137． 409 ±2． 579 146． 723 ±2． 147 135． 129 ±3． 802 144． 490 ±3． 117 146． 648 ±0． 836
40 476． 206 ±3． 504 518． 326 ±1． 275 492． 560 ±7． 493 487． 973 ±7． 654 512． 592 ±3． 748 524． 527 ±4． 296 522． 933 ±2． 571 538． 478 ±3． 499
60 565． 851 ±2． 734 727． 842 ±1． 744 588． 776 ±4． 433 738． 797 ±6． 528 617． 620 ±6． 762 768． 318 ±3． 194 604． 996 ±3． 385 774． 470 ±5． 149
80 586． 992 ±3． 958 927． 435 ±4． 926 583． 148 ±4． 345 951． 021 ±7． 141 584． 933 ±3． 696 972． 432 ±2． 578 572． 390 ±2． 162 968． 713 ±3． 535
100 580． 771 ±6． 176 943． 713 ±5． 512 587． 748 ±5． 174 974． 383 ±7． 951 596． 945 ±1． 589 993． 471 ±3． 346 592． 255 ±3． 054 982． 028 ±2． 952
6741
6 期 董萌等:蒌蒿(Artemisia selengensis)对土壤中镉的胁迫反应及修复潜力研究
地上部分的 Cd 含量迅速升高至 70 ～ 80 mg·kg －1
(该浓度与自然状况下蒌蒿对湿地土壤中 Cd 的富
集水平相当) ，此后随土壤中 Cd 施加量的增加而持
续上升，当施加量为 80 mg·kg －1时达到最高水平．
根部的富集浓度及变化与地上部分相似，但有一点
表现出明显差别:在所施加的浓度范围内，根部的
积累浓度一直呈增加趋势而没有达到高浓度处理
下的饱和状态，由此可见本研究设定的 100
mg·kg －1的 Cd处理未对根部的富集造成抑制作用，
同时也说明，蒌蒿地上部分对 Cd 的积累受介质中
Cd浓度和植株转运能力双重因素的控制，而根器官
对 Cd 的耐受性更强、主要受介质中 Cd 水平的控
制．在成株期、花果期和凋亡期，植株对 Cd 的富集
状况与幼苗期差别不大，但 CK 处理的植株相对幼
苗期有了明显的降低，这可能是由于植株生物量在
成株期时迅速增加(比幼苗期增加 8 ～ 10 倍，见表
3)而产生的类似一种“浓度稀释效应”(Robinson
et al．，2000) ，加之空白土壤中 Cd 含量较少、植物
吸收效率较低等原因共同导致．结合植株根部对 Cd
的富集浓度来看，＜ 40 mg·kg －1的 Cd 处理浓度内，
植株的根茎转移系数维持在 1． 0 左右，＞ 60
mg·kg －1的 Cd 处理则使植株根茎转移系数降低至
0． 6 ～ 0． 8．
3． 3 蒌蒿在不同发育阶段对土壤中 Cd 的提取
效果
植物修复一般包括植物稳定、植物挥发、根际
过滤、植物提取等几种类型(Padmavathiamma and
Li，2007)．从植物提取的角度来讲，植物对环境的
修复效果，最终应以地上部分对环境污染物的提取
效果来衡量(Vassilev et al．，2002) ，可采用地上部
生物量干重与富集浓度的乘积来表示(聂发辉，
2005)．蒌蒿在各生长阶段对土壤基质中 Cd 的提取
量如图 1 所示(该组数值所代表的是 10 株蒌蒿地上
部分的提取量)． 由图可见，幼苗期的提取量较低，
成株期以后则增加较为明显，且后 3 个阶段之间的
差别不大，与生物量的变化趋势相一致，因此蒌蒿
对 Cd 提取效果的差异主要受其生长期与生物量控
制．魏树和等(2006)通过比较认为，Cd 超富集植物
龙葵的收获期对其修复效果有重要影响，在花期进
行多次收获可比单次收获的修复效果提高 75%以
上．蒌蒿是一种多年生植物，野外无性繁殖能力极
强，地上部分被刈割后，可在短时间内再次出芽、生
长．因此从实践修复的角度考虑，若使蒌蒿在 Cd 污
染修复中发挥最大的效果，则在其生长过程的成株
期进行刈割处理较为合适．从图 1 中还可以看出，植
株对 Cd的提取效果受生长基质中 Cd 胁迫浓度的影
响较大，在进入成株期后表现得更为明显，40 ～ 60
mg·kg －1的 Cd胁迫使植株的提取量最高，在 80 ～ 100
mg·kg －1的处理下则有所降低，即土壤中过高的重金
属浓度会在一定程度上抑制植物的吸收富集．此外，
相对土壤全态 Cd 而言，土壤有效态 Cd 与植物提取
量之间的关系更为密切，植株对 Cd 的提取效果与土
壤有效态 Cd含量之间均呈显著性相关(p ＜0． 01)．
图 1 蒌蒿地上部分对土壤中 Cd的提取效果
Fig． 1 Extraction of Cd in aerial parts of plants
表 5 中数据表示了 10 株蒌蒿植株对 Cd的提取
表 5 植株对 Cd的提取量占土壤 Cd总量的比例
Table 5 Proportion of Cd extraction to the total of soils
Cd处理浓度
/(mg·kg －1)
土壤中 Cd总量
/mg
提取比例
幼苗期 成株期 花果期 凋亡期
CK 4． 46 2． 15% 8． 79% 9． 37% 9． 35%
10 128． 74 0． 37% 2． 82% 3． 52% 3． 55%
20 244． 58 0． 29% 2． 31% 2． 53% 2． 44%
40 489． 52 0． 54% 4． 13% 4． 37% 4． 27%
60 736． 87 0． 38% 3． 24% 3． 41% 3． 22%
80 971． 38 0． 23% 1． 83% 2． 08% 1． 76%
100 1228． 25 0． 16% 1． 47% 1． 59% 1． 39%
7741
环 境 科 学 学 报 32 卷
量占土壤 Cd 总量的比例．可以看出，除对照土壤样
品(CK)较高外，植株所提取的 Cd 的量仅占土壤中
Cd总量的小部分(＜ 5%) ，且土壤中 Cd 处理浓度
越高，植株的提取量所占比例越小． 这表明了尽管
蒌蒿植株对土壤中 Cd 的富集浓度较高，但利用其
来修复 Cd 污染土壤仍需一个较为长期的过程，这
也是目前植物修复重金属污染的主要限制因素
(Meers et al．，2010)．
4 讨论 (Discussion)
Cd在生态系统中是一类对动植物机体危害较
大的非必需金属元素(Das et al．，1997)． 随着生态
修复技术受到越来越多的重视，大量新发现并获得
的超积累木本植物、草本植物、水生植物及杂草等
应用于环境 Cd 污染修复的实践中(Rangsayatorn
et al．，2002;Pulford and Watson，2003;Adler et al．，
2008;Bjelková et al．，2011)．植物对土壤中 Cd的富
集具有地域性和种属性特征，即除了与植物自身的
积累能力有关外，还与所在地区的土壤性质关系密
切(韩春梅等，2005;龙新宪等，2008)． 在其他因素
固定的前提下，土壤中 Cd 的生物可利用性决定了
植物对其吸收富集量，而化学形态又直接或间接地
影响 Cd的生物可利用性(Kirkham，2006)． 本研究
对土壤基质中容易被植物吸收利用的水溶态、可交
换态及碳酸盐结合态的含量进行了萃取测定，结果
发现，这些有效性较高的 Cd 在土壤中自然存在的
量较少，但与植物体的 Cd 提取效果之间存在显著
的相关性，Zaprjanova等(2009)通过对 Cd 超积累植
物弗吉尼亚烟草的研究也得到了相似结论． 目前，
越来越多的工作(Pascual et al．，2004;Golia et al．，
2008;Cui and Du，2010)已倾向于探寻土壤中有效
态 Cd与植物体积累浓度之间的关系．
在关于 Cd 超富集植物的判定上，传统的筛选
方法是在野外条件下进行，而野外矿山土壤中的 Cd
含量较高(Chehregani et al．，2009;Hernández and
Pastor，2008;刘威等，2003) ，势必会使植物体内的
Cd浓度维持在较高水平．此外我们已进行的研究也
证实，蒌蒿对黏土中 Cd 的耐受浓度比沙土中要高
出 2 ～ 3 倍，进一步说明土壤性质对植物的重金属耐
受水平有着较大的影响． 从目前的研究资料看，对
植株造成伤害作用的是介质中有效态的 Cd，但通常
我们无法预知土壤中有效态 Cd 的含量，只能通过
总量预测法(陈英旭，2008)或萃取测定的途径进行
评价．因此，单纯将矿区植物地上部分的积累含量
(＞ 100 mg·kg －1)、富集系数及根茎转移系数(＞ 1)
作为 Cd 超积累植物的主要评判标准显然还不够全
面，同时还应将筛选地土壤的全态及有效态的 Cd
浓度作为背景参考． 我们更希望寻找到那些在 Cd
含量较低的土壤中生长、同时各项富集指标又能达
到超积累植物标准的富积体．
蒌蒿是洞庭湖湿地新发现的对滨岸带土壤 Cd
具有强富集能力的植物，通过盆栽试验也证实了其
具有较高的耐受水平． 当土壤介质中外施 Cd 浓度
为 10 mg·kg －1时，其地上部分的富集量已接近或超
过超富集植物规定的标准(Baker and Brooks，1989;
Chaney et al．，1997) ，同时亦有较高的根茎转移系
数，但仅限于此尚不能笼统地将蒌蒿认定为一种新
的超富集植物，在耐受机制和富集机理方面，其是
否具有超富集植物的特征还不得而知． 但理论上，
蒌蒿可作为一种适合于湿地土壤 Cd 污染的理想修
复材料进行开发利用．
5 结论 (Conclusions)
1)蒌蒿对土壤 Cd 胁迫具有一定的耐受能力，
100 mg·kg －1胁迫下植株仍可完成其生长周期． 40
mg·kg －1以内的 Cd 处理下，植株受害症状不明显，
60 mg·kg －1以上的 Cd 浓度可使蒌蒿叶片迅速呈现
出明显的受害特征，并导致地上部生物量显著降低．
2)蒌蒿在不同 Cd浓度胁迫下的富集含量差别
较大，40 ～ 60 mg·kg －1的 Cd 处理下，植株富集浓度
最高，幼苗期以后，随着 Cd 处理时间的延长，地上
部分在富集浓度上表现出的差异较小;由于生物量
的影响，成株期、花果期、凋亡期的植株，在 Cd 提取
量上远高于幼苗期，在成株期进行刈割处理可使蒌
蒿修复 Cd污染的效果最佳．
3)蒌蒿对 Cd 的提取量与土壤中有效态 Cd 含
量之间的相关性显著，一定浓度范围内，土壤中有
效态 Cd含量的增加可促进蒌蒿的吸收与富集．
责任作者简介:赵运林(1959—)，男，博士，教授，博士生导
师，主要从事污染生态学领域的研究． E-mail:zyl8291290@
163． com．
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