全 文 ：植物学报 Chinese Bulletin of Botany 2011, 46 (4): 425–436, www.chinbullbotany.com
doi: 10.3724/SP.J.1259.2011.00425
——————————————————
收稿日期: 2010-10-20; 接受日期: 2011-03-21
基金项目: 国家自然科学基金(No.10776021)
* 通讯作者。E-mail: xiachqin@163.com
植物对土壤中铀的吸收与富集
万芹方1, 陈雅宏2, 胡彬3, 任亚敏2, 王亮2, 林宏辉4, 邓大超5, 柏云5, 夏传琴1, 2*
1四川大学原子核科学技术研究所, 辐射物理及技术教育部重点实验室, 成都 610064; 2四川大学化学学院, 成都 610064
3中石油西南油气田公司川中油气矿, 遂宁 629000; 4四川大学生命科学学院, 成都 610064
5中国工程物理研究院, 绵阳 621900
摘要 核工业发展导致重金属铀排放和扩散, 并造成了地表土壤的污染, 对人类的生存环境产生了极其不利的影响。如何
修复铀污染土壤成为亟待解决的问题。近年来发展起来的植物修复技术以其成本低廉、安全和环保的特点成为修复铀污染
土壤的新选择。寻找理想的铀富集植物是这一技术的基础和关键。该文通过实验模拟铀污染的土壤(土壤中铀的浓度为100
mg·kg–1), 进行一次和二次铀污染土壤的植物修复后, 从4个方面对植物修复铀污染土壤效果进行评估, 即富集铀的浓度、
生物提取量、生物富集系数(BFS)和转运系数(TFS)。实验结果表明: 第1次修复时, 四季香油麦菜(Lactuca dolichophylla)
地上部富集铀的浓度为1.67×103 mg·kg–1, 生物富集系数和转移系数均大于3; 第2次修复时, 麦冬(Ophiopogon japoni-
cus)富集铀的浓度与第1次修复相比变化不大, 而吊兰(Chlorophytum comosum)、四季豆(Phaseolus vulgaris)和艾蒿
(Artemisia lavandulaefolia)富集铀的浓度与第1次修复相比均减少4–8倍; 施加土壤改良剂鸡粪肥、海藻肥和柠檬酸后发现
海藻肥和柠檬酸能够增强植物对铀污染土壤的修复; 对两次修复土壤中铀的形态进行对比分析, 发现二次修复时土壤中生
物有效态铀的含量降低, 造成第2次修复的难度增加。
关键词 富集, 添加剂, 植物修复, 土壤, 铀
万芹方, 陈雅宏, 胡彬, 任亚敏, 王亮, 林宏辉, 邓大超, 柏云, 夏传琴 (2011). 植物对土壤中铀的吸收与富集. 植物学报
46, 425–436.
随着20世纪核工业的迅速发展, 核能被大规模
开发应用, 导致铀矿的大量开采和冶炼。铀矿的开采
和冶炼是造成铀污染环境最主要的原因, 因为在此过
程中会产生大量的尾矿和废料, 它们会污染水体和地
表(Taylor, 1964; Baca and Florkowski, 2000)。其它
一些污染来源包括煤的燃烧、水泥的生产、磷肥的生
产和使用及核燃料循环等(Pöschl and Nollet, 2007)。
有文献报道, 在一些被铀污染的场地和铀矿床附近
铀的浓度可高达几十至几百毫克每千克(Ahearne,
1997; Plant et al., 1999)。铀是毒性很强的重金属元
素之一, 其毒性表现在化学毒性和衰变放射性毒性两
方面(Abdelouas et al., 1999; Vandenhove et al.,
2006; Gavrilescu et al., 2009)。铀主要发射能量较低
的 α射线 (铀 –235为 4.679 MeV, 铀 –238为 4.270
MeV)(Gavrilescu et al., 2009)。铀进入人体的主要方
式有: 吸入含铀的气溶胶、摄入被铀污染的水或者通
过食物链进入(Mason et al., 1997; Rufyikiri et al.,
2004)。由于铀及其子体会衰变产生α和β射线, 因而
会增加患骨癌和肺癌的风险(Carvalho et al., 2005)。
可见, 常年暴露在被铀污染的环境中会增加人体患癌
的几率 (Carvalho et al., 2005; Gavrilescu et al.,
2009)。铀在地表的平均浓度为2.6 mg·kg–1(Taylor,
1964), 因此对于被铀污染的土壤必须进行修复(Gat-
zweiller and Hagen, 1995; Ahearne, 1997; Duqu-
ene et al., 2006)。
传统的修复铀污染土壤的方法有物理和化学方
法(Abdelouas et al., 1999; Suzuki and Banfield,
1999; Gavrilescu et al., 2009)。这些方法最大的弊病
是价格昂贵和污染物去除不彻底, 易导致二次污染。
例如Mason等 (1997)采用淋洗法用 0.5 mol·L–1
NaHCO3处理被铀污染的土壤, 有效率为75%–90%。
Salt等(1998)曾用硫磺酸和柠檬酸等作淋洗剂处理被
·研究报告·
426 植物学报 46(4) 2011
铀污染的土壤。上述修复方法均使用了无机或有机试
剂, 对环境有一定的影响。其它方法如客土法、原位
覆盖、土壤气体抽取(soil vapor extraction)、吸附固
定法(solidification/stabilization)、氧化、电动分离、
生物还原法和络合物浸提法等 (Kauffman et al.,
1986; Lageman, 1993; Brewster and Passmore,
1994; Suzuki and Banfield, 1999; Knox et al., 2003;
AbdEl-Sabour, 2007; Gavrilescu et al., 2009)也都存
在价格昂贵、需要专门设备和技术人员、修复不彻底
及易造成二次污染等弊端。植物修复技术不仅安全环
保、价格低廉、简单方便, 而且易于被公众接受, 因
此有望成为修复铀污染土壤的一种有效方法(Shah-
andeh et al., 2001)。植物修复技术(phytoremedia-
tion)(Salt et al., 1998; 罗春玲和沈振国, 2003)是一
项新兴的环境治理技术, 它通过绿色植物来固定、吸
收、转移、转化和降解污染物, 使之变为对环境无害
的物质或将污染物加以回收利用。植物修复技术的基
础和关键是找到理想的超富集植物。迄今为止, 仅发
现了一些对铀富集较好的植物 , 如向日葵(Helian-
thus annuus)和印度芥菜(Brassica juncea)等, 铀超
富集植物尚未见报道(Huang et al., 1998; Vanden-
hove et al., 2001; Shahandeh and Hossner, 2002;
Chang et al., 2005; Chao et al., 2006; Vera et al.,
2009)。本实验模拟铀污染的土壤, 选取多年生和一
年生植物对其进行一次和二次修复。本研究解决以下
几个问题: (1) 初步筛选对铀有较好富集作用的植物;
(2) 研究添加剂如何影响植物修复铀污染的土壤; (3)
研究土壤中铀的形态对修复铀污染土壤的影响, 以期
为植物修复铀污染土壤的实施提供理论基础和技术
支持。
1 材料与方法
1.1 实验材料
1.1.1 供试植物
第1次修复采用的植物包括诸葛菜(Orychophragmus
violaceus (L.) O.E. Schulz)、吊兰 (Chlorophytum
comosum (Thunb.) Baker)、四川沿阶草 (Ophiop-
ogon szechuanensis Wang et Tang)、麦冬(Ophio-
pogon japonicus (L.f.) Ker-Gawl.)、美人蕉(Canna
indica L.)、扁竹兰(Iris confusa Sealy)和艾蒿(Artem-
isia lavandulaefolia DC.)(其植株均从四川大学花圃
移栽)等, 除上述植物外的其它植物的种子购于成都
市种子市场, 植物种名见表1。
第2次修复采用的植物包括: 吊兰、麦冬、艾蒿
和四季豆(Phaseolus vulgaris var. humilis Alef.)。吊
兰隶属百合科吊兰属, 为常绿宿根草本。其适应性强、
较耐旱并耐弱光。吊兰具有生命力强和环境竞争力强
的特点, 对重金属具有较好的耐受性和积累特性, 已
有将吊兰用于富集土壤中镉的报道 (王友保等 ,
2010)。
麦冬为百合科药用植物。麦冬喜温暖湿润, 较耐
寒, 在–10°C下仍可存活。已有利用麦冬吸附水中铬
的报道(夏红霞和朱启红, 2010)。
艾蒿隶属菊科艾属, 为多年生草本植物, 其生物
量较大, 在我国广泛分布。徐华伟等(2009)的研究发
现 , 在复合污染条件下 , 艾蒿对Pb的吸收超过
1.00×103 mg·kg–1。由于其生物量较大且生长速度快,
因此具备超富集植物的特征和潜能。
四季豆为豆科一年生缠绕草本植物, 根系较发
达, 生长迅速。四季豆对日照要求不严, 只需满足温


表1 供试植物种名
Table 1 Plant species used in the study
Family No. Plant species
Brassicaceae 01 Raphanus sativus
02 Brassica pekinensis
03 Orychophragmus violaceus
04 Brassica oleracea var. capitata
05 Raphanus sativus var. sativus
Compositae 06 Lactuca dolichophylla
07 Ixeris polycephala
08 Chrysanthemum cornarium
09 Lactuca sativa var. angustata
10 Gynura cusimbua
11 Artemisia lavandulaefolia
Leguminosae 12 Phaseolus vulgaris var. humilis
13 Medicago sativa
Liliaceae 14 Chlorophytum comosum
15 Ophiopogon szechuanensis
16 Ophiopogon japonicus
Convolvulaceae 17 Ipomoea aquatica
Cannaceae 18 Canna indica
Gramineae 19 Lolium perenne
Iridaceae 20 Iris confusa
万芹方等: 植物对土壤中铀的吸收与富集 427
度和水分条件, 一年可种多季。

1.1.2 供试土壤
1.1.2.1 第1次植物修复的土壤
采集四川大学花圃的表层土(0–20 cm), 自然风干,
研磨后过2 mm的筛。土壤基本理化性质的测定参照
文献(鲁如坤, 2000)所述方法, 结果见表2。
1.1.2.2 第2次植物修复土壤的理化性质及土壤处理
第2次植物修复土壤使用的是第1次修复后的含铀土
壤, 自然风干并和匀, 研磨后过2 mm的筛。土壤的基
本理化性质见表3。第2次植物修复的土壤分为空白
组、鸡粪组和海藻肥组, 空白组不添加任何土壤改良
剂, 鸡粪组土壤中加入2.5 g·kg–1的鸡粪肥(1 000 g土
壤加入2.5 g鸡粪肥), 海藻肥组土壤中加入2.5 g·kg–1
的海藻肥, 并搅拌均匀。
1.2 植物培养、给土壤施加铀和植物采集
1.2.1 第1次植物修复时植物培养、给土壤施加铀和
植物采集
将植物种植在室外自然条件下, 每盆(规格Φ25 cm ×
20 cm)装供试土壤2.00 kg, 将基肥(0.33 g·kg–1尿素、
0.16 g·kg–1KCl和0.29 g·kg–1KH2PO4)施加到土壤中,
搅拌均匀, 浇水平衡2天后播种, 保持土壤湿润。待幼
苗生长3周后间苗, 每盆保留长势均匀的3棵植株, 确
定所留植物成活后, 将UO2(NO3)2·6H2O溶液(用KOH
调pH至5.0–5.5)均匀喷洒入土壤中(Shahandeh and
Hossner, 2002)。使土壤中铀的浓度为100 mg·kg–1。
每组实验重复3次, 植物在含铀土壤中生长45天后
收割。
待植物生长到设计时间后, 将地上部(地表1 cm
以上)和地下部分开收割。收割样品用去离子水洗涤3
次, 滤纸擦干, 称其鲜重, 然后在烘箱中110°C杀青2
小时, 70°C烘至恒重(48小时), 称重, 研磨粉碎, 放
入干燥器中备用。

1.2.2 第2次植物修复时的植物培养
将植物种植在室外自然条件下, 每盆(规格Φ25 cm ×
20 cm)装含100 mg·kg–1铀的土壤2.0 kg, 将基肥
(0.33 g·kg–1尿素、 0.16 g·kg–1KCl和 0.29 g·kg–1
KH2PO4)施加到土壤中, 搅拌均匀, 浇水平衡2天。将
一年生植物四季豆种子直接播种在花盆的含铀土壤
中, 保持土壤湿润, 待幼苗生长3周后间苗, 每盆保
留长势均匀的3棵植株。每组实验重复3次, 选取长势
相近的植株作为对照组。多年生植物吊兰、麦冬和艾
蒿直接从学校花圃中移栽大小相近的幼苗。植物在含
铀土壤中生长45天后收割。其余步骤与第1次植物修
复相同。
1.3 植物样品的消解处理与分析
植物样品的消解处理参照顾培等(2007)和陈素兰等
(2006)所述方法。准确称量植物样品500 mg置于坩埚
中, 于马弗炉中300°C碳化2小时, 然后600°C灰化6
小时, 冷却后用硝酸/双氧水(2:1, v/v)混合液22.5 mL
浸泡植物样品3小时, 然后在电热板上100°C蒸发近
干(白烟赶尽), 冷却后用2%的硝酸浸泡2小时并过滤,
用去离子水定容至25 mL。过CL-TBP树脂去掉其它
杂质离子, 然后再用ICP-AES测定铀的含量。通过
一系列实验表明, 在λU=385.958 nm处, 射频功率为


表2 第1次植物修复土壤的理化性质(平均值±标准差, n=3)
Table 2 Main characteristics of the soils used for first phytoremediation (means ± SD, n=3)
pH Organic matter
(mg·g–1)
Humic acid
(mg·g–1)
Na+
(mg·kg–1)
Al3+
(mg·kg–1)
Ca2+
(mg·kg–1)
Fe3+
(mg·kg–1)
K+
(mg·kg–1)
Mg2+
(mg·kg–1)
6.90±0.10 10.93±0.31 1.40±0.05 437±9 8 177±132 6 665±95 235±6 3 972±84 4 782±106


表3 第2次植物修复土壤的理化性质(平均值±标准差, n=3)
Table 3 Main characteristics of the soils used for second phytoremediation (means ± SD, n=3)
pH Organic matter
(mg·g–1)
Humic acid
(mg·g–1)
Na+
(mg·kg–1)
Al3+
(mg·kg–1)
Ca2+
(mg·kg–1)
Fe3+
(mg·kg–1)
K+
(mg·kg–1)
Mg2+
(mg·kg–1)
6.40±0.10 11.24±0.23 1.29±0.07 453±6 7 822±98 6 165±89 245±8 3 621±69 4 546±120

428 植物学报 46(4) 2011
1 150 W, 辅助气流量为0.5 L·min–1, 雾化压力为
186.16 kPa, 蠕动泵转速为110 r·min–1(即溶液提升
量为2.035 mL·min–1)时, 谱线强度最大。选用2%的
硝酸作为溶液介质配制一系列铀标准溶液, 并浸取消
解后植物中的铀(郭雷等, 1984; 刘先国等, 1997; 任
向英等, 2007; 吴涛等, 2007)。检测上限为0.61 mg·
L–1, 检出下限为0.18 mg·L–1, 相对标准偏差(relative
standard deviation, RSD)为0.81%。
1.4 螯合剂的施加
当植物在含铀土壤中生长到设计时间45天的前7天时
(Huang et al., 1998; Vandenhove and Van Hees,
2004), 施加螯合剂柠檬酸(20 mmol·kg–1)。施加方法
参照Vandenhove和van Hees(2004)所述方法。螯合
剂按照处理浓度配成溶液, 均匀施入花盆土壤中。施
加螯合剂后, 每天用水浇灌植物, 保持土壤湿润, 并
定时在植物叶面上喷施氮肥(NH4NO3)、钾肥(KCl)和
磷肥(KH2PO4)(Shahandeh and Hossner, 2002)。
1.5 数据分析
使用SPSS 18.0软件进行数据分析, 各组数据用平均
值±标准差表示, 用t检验进行统计, 应用OriginPro
8.5软件作图。
2 结果与讨论
2.1 第1次修复时不同种植物地上部和根部铀的
富集浓度
第1次修复时植物地上部和根部富集铀的浓度见图1。
四季香油麦菜(Lactuca dolichophylla)的地上部富集
铀浓度最高, 为1.67×103 mg·kg–1, 其次为四川沿阶
草(743 mg·kg–1)、四季豆(515 mg·kg–1)、扁竹兰(490
mg·kg–1)和吊兰(377 mg·kg–1), 艾蒿地上部富集铀的
浓度为268 mg·kg–1, 高于Shahandeh等(2001)报道
的在铀污染浓度为100 mg·kg–1的条件下生长7–8周
的22种植物中 , 地上部铀富集浓度最高的向日葵
(24.6 mg·kg–1)和印度芥菜(21.8 mg·kg–1), 且高于在
铀污染浓度为600 mg·kg–1条件下向日葵地上部富集
铀的最大浓度(102 mg·kg–1), 但低于Huang等(1998)
报道的印度芥菜在铀污染浓度为750 mg·kg–1条件下,

收割前7天施加柠檬酸后地上部铀的富集浓度(5.00×
103 mg·kg–1)。
根部富集铀浓度最高的是红萝卜(Raphanus sa-
tivus var. sativus)(2.74×103 mg·kg–1), 其次是吊兰
(2.15×103 mg·kg–1)、四季豆(1.99×103 mg·kg–1)、空
心菜(Ipomoea aquatica)(1.67×103 mg·kg–1)、四川
沿阶草(1.60×103 mg·kg–1)、扁竹兰(1.32×103 mg·
kg–1)和美人蕉(1.30×103 mg·kg–1)。均高于Shahan-
deh等(2001)报道的在铀污染浓度为100 mg·kg–1的
条件下生长的22种植物中, 根部富集铀浓度最高的
向日葵(810 mg·kg–1), 但低于在铀污染浓度为600
mg·kg–1条件下向日葵根部富集铀的浓度(6.20×103
mg·kg–1), 也低于Chang等(2005)报道的用螯合剂柠
檬酸强化植物修复效果最好的加拿大油菜(Brassica
napus var. napus)(3.50×103 mg·kg–1)。
铀的超富集植物不仅要求其对铀有较好的富集
效果, 而且还应该对铀具较强的耐受性, 在较高的铀
浓度条件下不会出现明显的毒害现象。此外, 对土壤
中共存的其它重金属也应有较强的耐受能力, 且生物
量要大。鉴于上述要求, 我们选择了四季豆、麦冬、
吊兰和艾蒿为第2次修复植物, 这4种植物对铀的富集
效果较好, 且易于生长。其中, 后3种是多年生植物,
一年四季都可用于修复土壤, 可以缩短修复时间, 更
利于实际应用。四季香油麦菜植株的生物量较小, 较
难在铀污染土壤中成活, 因而有待进一步改进。
2.2 第2次修复
2.2.1 不同种植物地上部和根部富集铀的浓度
在第1次修复后的土壤上面再种植植物进行第2次修
复。第2次修复时, 植物地上部和根部富集铀的浓度
见图2。四季香油麦菜在该土壤中生长一段时间后随
即死亡, 其它4种植物地上部富集铀浓度最高的是吊
兰(89.0 mg·kg–1), 其次是麦冬(84.0 mg·kg–1), 四季
豆和艾蒿地上部富集铀的浓度分别为78.0 mg·kg–1和
63.0 mg·kg–1, 高于聂小琴等(2010)报道的在某铀尾
矿库附近生长的14种植物中对铀富集效果最好的碎
米莎草(Cyperus iria)(36.4 mg·kg–1)。
第2次修复时, 4种植物根部富集铀浓度最高的是
吊兰(618 mg·kg–1), 其次是四季豆和麦冬, 分别为
363 mg·kg–1和342 mg·kg–1, 艾蒿最小, 仅为82.2 mg·
万芹方等: 植物对土壤中铀的吸收与富集 429


图1 一年生和二年生(A)及多年生(B)植物第1次修复地上部和根部富集铀的浓度(平均值±标准差, n=3)

Figure 1 Uranium concentration in roots and shoots of annual, biennial (A) and perennial (B) plants in the first phytoremedia-
tion (means±SD, n=3)


kg–1, 但仍高于聂小琴等(2010)报道的根部富集铀浓度
最高的金毛狗(Cibotium barometz)(21.3 mg·kg–1)。

2.2.2 不同种植物地上部和根部铀的提取量
图3显示的是第2次修复时植物地上部、根部及总的铀
提取量。地上部每盆铀提取量最多的是四季豆(466
µg·pot–1), 其次是吊兰(176 µg·pot–1)。而根部每盆铀提
取量最多的是麦冬(866 µg·pot–1), 其次是吊兰(677
µg·pot–1)。每盆总(地上部和根部)提取量最多的是麦冬
(1.04×103 µg·pot–1), 其次是吊兰(853 µg·pot–1)。

2.2.3 不同种植物的生物富集系数和转移系数
第2次修复时, 4种植物的生物富集系数和转移系数见
表4。在不加任何添加剂时, 它们的转移系数都小于1,
都不是超积累植物, 转移系数最大的是艾蒿(0.77),
其次是麦冬(0.25); 地上部生物富集系数最高的是吊
430 植物学报 46(4) 2011
兰(0.89), 其次是麦冬(0.84), 也都小于1, 说明4种植
物在不添加任何螯合剂或者土壤改良剂时其地上部
富集铀的效果都不是很好。根部生物富集系数最高的


是吊兰(6.18), 其次是四季豆(3.63), 说明根部可富集
较多的铀。

2.2.4 土壤改良剂对第2次修复植物地上部和根部
铀富集浓度的影响
选择鸡粪肥、海藻肥和柠檬酸作为添加剂研究其对修
复土壤中铀的影响, 结果见图2。添加鸡粪肥之后, 3
种植物(吊兰、麦冬和四季豆)地上部富集铀的浓度都
降低了, 仅艾蒿相对空白组差别不大, 说明鸡粪肥对
地上部铀的富集起抑制作用。Wei等(2010)报道, 施
加鸡粪肥后, 与空白组相比, 龙葵(Solanum nigrum)
地上部富集镉的浓度减少了。另外 , Jahiruddin等
(1985)发现牛粪肥可降低重金属的生物有效性。但在
鸡粪肥中添加柠檬酸之后, 4种植物地上部铀的富集
浓度均增加1–2倍, 说明柠檬酸可有效促进铀从根部
向地上部的转移。
添加海藻肥之后, 四季豆、麦冬和艾蒿的地上部
富集铀的浓度均有所提高, 特别是麦冬, 其地上部富
集铀的浓度从84.0 mg·kg–1上升为144 mg·kg–1。吊兰
地上部富集铀的浓度与空白组相比则差别不大, 说明
海藻肥与鸡粪肥不同, 能够适当的促进铀从根部向地
上部的转移。在海藻肥中添加柠檬酸之后, 4种植物的
地上部富集铀的浓度也都增加1–2倍, 再次说明柠檬
酸可有效促进铀从根部向地上部的转移。
对于植物根部, 添加鸡粪肥之后, 四季豆和艾
蒿的铀富集浓度增加了, 四季豆的铀富集浓度从363

_________________________________________
←
图2 4种植物在第1次和第2次修复时地上部和根部富集铀的
浓度(平均值±标准差, n=3)
(A) 麦冬; (B) 吊兰; (C) 四季豆; (D) 艾蒿
SF: 海藻肥(2.5 g·kg–1); CA: 柠檬酸(20 mmol·kg–1); CM:
鸡粪肥(2.5 g·kg–1); (1): 第1次修复 ; (2): 第2次修复

Figure 2 Uranium concentration in roots and shoots of four
plants in the first and second phytoremediation (means±SD,
n=3)
(A) Ophiopogon japonicus; (B) Chlorophytum comosum;
(C) Phaseolus vulgaris; (D) Artemisia lavandulaefolia
SF: Seaweed fertilizer (2.5 g·kg–1); CA: Citric acid (20
mmol·kg–1); CM: Chicken manure (2.5 g·kg–1); (1): The
first phytoremediation; (2): The second phytoremediation

万芹方等: 植物对土壤中铀的吸收与富集 431
mg·kg–1增加到1.17×103 mg·kg–1, 艾蒿的增幅很小。
但麦冬和吊兰的根部铀富集浓度下降, 特别是吊兰,


从618 mg·kg–1下降到492 mg·kg–1, 麦冬的下降幅度
较小。在鸡粪肥中添加柠檬酸之后, 仅四季豆的鸡粪
肥+柠檬酸组根部铀富集浓度稍有减小, 其余植物都
有所增加, 特别是艾蒿, 增加了近2倍, 说明柠檬酸
也能促进大多数植物根部铀的富集。
施加海藻肥后, 3种植物(四季豆、麦冬和艾蒿)根
部富集铀的浓度都有增加 , 特别是四季豆 , 从363
mg·kg–1增大到1.12×103 mg·kg–1, 麦冬和艾蒿的增
幅不大, 吊兰根部铀的富集浓度没有变化。说明海藻
肥能够适当地促进大部分植物根部铀的富集。在海藻
肥中添加柠檬酸之后, 仅四季豆的根部铀富集浓度稍
有减少, 其余3种植物都有增加, 特别是艾蒿, 增加
了近2倍, 进一步证明柠檬酸能够促进植物根部铀的
富集。

2.2.5 土壤改良剂对第2次修复植物铀提取量的影响
从图3可以看出, 添加鸡粪肥之后, 与空白组相比,
麦冬、艾蒿和吊兰的地上部每盆铀提取量都增加了,
特别是吊兰, 从176 µg·pot–1升高到345 µg·pot–1, 增
加近2倍。添加鸡粪肥后, 4种植物的根部每盆铀提取
量也都增加了, 吊兰和四季豆均增加了近2倍, 分别
从677 µg·pot–1和177 µg·pot–1上升到1.39×103 µg·
pot–1和357 µg·pot–1。每盆铀提取总量, 与空白组相
比, 除四季豆添加鸡粪肥组无显著差异外, 其余各组
都有一定程度的增加, 增幅最大的是吊兰, 从853
µg·pot–1上升到1.74×103 µg·pot–1。前面讨论到鸡粪
肥对植物富集铀的促进作用不大, 甚至起阻碍作用,
但却使麦冬、艾蒿和吊兰3种植物地上部每盆铀提取
量(相对空白组)增加了, 主要是因为鸡粪肥的添加,

________________________________________________
←
图3 4种植物在第1次和第2次修复时每盆植物地上部和根部
以及每盆植物富集铀的总量(平均值±标准差, n=3)
(A) 麦冬; (B) 吊兰; (C) 四季豆; (D) 艾蒿
SF、CA、CM、(1)和(2)同图2。

Figure 3 Uranium export in shoots, roots and total of a pot
of plant of four plants in the first and second phytoremediation
(means±SD, n=3)
(A) Ophiopogon japonicus; (B) Chlorophytum comosum;
(C) Phaseolus vulgaris; (D) Artemisia lavandulaefolia
SF, CA, CM, (1) and (2) see Figure 2.
432 植物学报 46(4) 2011
表4 麦冬、吊兰、四季豆和艾蒿的生物富集系数(BFS)及转移系数(TFS)(平均值±标准差, n=3)
Table 4 Bioaccumulation factors (BFS) and translocation factors (TFS) for Ophiopogon japonicus, Chlorophytum comosum,
Phaseolus vulgaris and Artemisia lavandulaefolia (means±SD, n=3)
CM、CA和SF同图2。BFS: 生物富集系数([U]plants/[U]soils); TFS: 转移系数([U]shoots/[U]roots); [U]soils=100 mg·kg–1
CM, CA and SF see Figure 2. BFS: Bioaccumulation factors ([U]plants/[U]soils); TFS: Translocation factors ([U]shoots/[U]roots); [U]soils=
100 mg·kg–1


使植株的生物量增加, 进而增加了铀的提取总量。在
鸡粪肥中添加柠檬酸之后, 麦冬、艾蒿和四季豆的地
上部与根部铀富集量均有增加, 说明柠檬酸有助于植
物对铀的富集。但吊兰在添加柠檬酸之后, 其地上部
和根部铀的提取量均减少了, 说明柠檬酸不利于吊兰
对铀的吸收。
添加海藻肥后, 麦冬地上部每盆铀提取量与空
白组相比增加了3倍多, 从171 µg·pot–1上升到574
µg·pot–1; 根部每盆铀提取量增加了1倍 , 从866
µg·pot–1增加到1.62×103 µg·pot–1; 每盆铀提取总量
增加了1倍 , 从1.04×103 µg·pot–1上升到2.20×103
µg·pot–1。吊兰的地上部每盆铀提取量稍有减少, 根
部每盆铀提取量增加, 每盆铀提取总量也有一定程度
的增加, 从853 µg·pot–1升高到1.04×103 µg·pot–1。四
季豆地上部每盆铀提取量减少了近一半, 但根部每盆
铀提取量增加了3倍多, 从177 µg·pot–1上升到633
µg·pot–1, 每盆铀提取总量从643 µg·pot–1增加到913
µg·pot–1。艾蒿地上部每盆铀提取量有所增加, 从122
µg·pot–1增加到170 µg·pot–1, 根部每盆铀提取量则没
有明显变化, 每盆铀提取总量有少量增加。实验证明
海藻肥能够普遍提高植株对铀的提取总量, 对提高修
复效果有一定的促进作用。在海藻肥中添加柠檬酸之
后, 艾蒿、吊兰和四季豆地上部和根部每盆铀提取量
都有一定程度的增加; 但麦冬在添加柠檬酸之后, 其
根部和地上部铀提取量都减少了, 说明柠檬酸对麦冬
的正常生长产生了一定的影响。

Plants Remediation times Amendments TFS BFS
(shoots)
BFS
(roots)
The first Control 0.34±0.06 1.11±0.32 3.27±0.89
Control 0.25±0.08 0.84±0.21 3.42±0.77
CM 0.24±0.05 0.81±0.24 3.30±1.23
CM+CA 0.38±0.09 1.37±0.38 3.64±1.07
SF 0.53±0.08 1.44±0.33 2.69±0.97
Ophiopogon japonicus
The second
SF+CA 0.42±0.10 1.73±0.27 4.13±1.32
The first Control 0.18±0.04 3.77±0.95 21.50±5.44
Control 0.14±0.03 0.89±0.09 6.18±1.30
CM 0.16±0.03 0.76±0.18 4.92±1.48
CM+CA 0.24±0.05 1.55±0.40 6.32±1.12
SF 0.12±0.03 0.68±0.15 5.71±1.04
Chlorophytum comosum
The second
SF+CA 0.25±0.04 1.76±0.33 7.01±1.37
The first Control 0.26±0.06 5.15±1.68 19.90±5.48
Control 0.22±0.04 0.78±0.10 3.63±0.71
CM 0.05±0.02 0.59±0.09 11.70±3.90
CM+CA 0.10±0.03 1.02±0.27 10.70±2.57
SF 0.08±0.01 0.89±0.11 11.20±3.38
Phaseolus vulgaris
The second
SF+CA 0.10±0.03 1.37±0.26 13.50±2.97
The first Control 0.40±0.10 2.68±0.48 6.71±2.01
Control 0.77±0.16 0.63±0.14 0.82±0.18
CM 0.84±0.25 0.71±0.23 0.84±0.16
CM+CA 0.88±0.19 1.68±0.37 1.91±0.41
SF 0.84±0.23 0.94±0.21 1.12±0.20
Artemisia lavandulaefolia
The second
SF+CA 0.94±0.16 1.90±0.28 2.03±0.35
万芹方等: 植物对土壤中铀的吸收与富集 433
表5 第2次修复土壤中铀的形态(平均值±标准差, n=3)
Table 5 Uranium fractionation in the soils of second phytoremediation (means±SD, n=3)
U fractionation Exch Carb Fe/MnOx Organ Reside
Percentage (%) 13.4±1.5 33.9±4.2 8.60±1.1 28.0±3.1 16.1±1.4


2.2.6 土壤改良剂对第2次修复的生物富集系数和
转移系数的影响
表4结果显示, 添加鸡粪肥、海藻肥和柠檬酸后, 除四
季豆的转移系数降低外, 其余3种植物的转移系数都
明显增加。说明添加剂有助于铀从大多数植物的根部
向地上部迁移。
除添加鸡粪肥组植物的地上部生物富集系数降
低外, 其余各组的都增加。说明添加剂——海藻肥和
柠檬酸都有助于植物地上部对铀的富集。添加鸡粪肥
组中, 除四季豆的根部生物富集系数升高外, 其余3
种植物都下降了, 而添加柠檬酸组和海藻肥组植物的
根部生物富集系数均增加了, 说明添加剂柠檬酸和海
藻肥有利于植物根部对铀的吸收。
2.3 第1次修复与第2次修复的比较
2.3.1 土壤中铀形态的对比分析
第1次修复时, 铀是以UO2(NO3)2·6H2O的水溶液形式
施加到土壤中的, 因此铀在土壤中主要以铀酰根形式
的离子态存在。而第2次修复的土壤, 经过2年存放,
土壤中的铀已经与土壤充分接触并混合, 铀在土壤中
的形态已经发生了变化。土壤中铀的形态分析参照
Tessier等(1979)所述方法进行。结果见表5, 铀在土
壤中的形态大致分为5种, 即可交换态、碳酸盐态、
铁锰氧化态、有机结合态及残余态。
一般来说, 植物可利用的是可交换态的铀和碳酸
盐结合态的铀。由表5可知, 可交换态的铀和碳酸盐
结合态的铀仅占总量的47.3%, 故植物可以吸收利用
的铀的含量相对于第1次修复大幅减少, 这会对植物
修复产生很大的影响, 同时这也是第2次修复的整体
效果差于第1次的原因之一。

2.3.2 植物地上部和根部铀的富集浓度比较
由于第2次修复土壤中铀的形态与第1次修复时存在
差异, 造成第2次修复比第1次修复的整体难度增加。
与第1次修复相比, 除麦冬第2次修复空白组的地上
部和根部铀的富集浓度变化不大外, 其余3种植物都
有很大程度的减少, 说明铀在土壤中的形态变化和植
物种类的差异对植物富集铀产生了非常重要的影响。
但麦冬第2次修复地上部和根部铀的富集浓度比第1
次修复稍有增加, 具体原因有待进一步研究。

2.3.3 修复植物地上部和根部铀提取量的比较
第1次修复和第2次修复植物地上部和根部铀的提取
量比较见图3。从图3可以看出, 与第1次修复相比, 麦
冬第2次修复的鸡粪肥+柠檬酸组和海藻肥组的地上
部铀的提取量更高, 第1次修复麦冬地上部铀的提取
量为353 µg·pot–1, 第2次修复则分别为426 µg·pot–1
(鸡粪肥+柠檬酸组)和574 µg·pot–1(海藻肥组)。其余
植物的地上部铀提取量第2次修复均比第1次修复时
低。说明麦冬可以作为潜在的修复植物。
植物根部铀提取量中, 艾蒿和吊兰第2次修复的
根部铀提取量均比第1次修复时低。麦冬第2次修复的
海藻肥组及海藻肥+柠檬酸组的根部铀提取量比第1
次修复时高, 其余各组均比第1次修复时低; 四季豆
则除了第2次修复的空白组比第1次修复时低外, 其
余各组均比第1次修复时高。
每盆的铀提取总量则是艾蒿和吊兰的第1次修复
远高于第2次修复; 麦冬在第2次修复时, 其海藻肥组
和海藻肥+柠檬酸组比第1次修复时高; 而四季豆只
有海藻肥+柠檬酸组比第1次修复时高, 其余各组均
比第1次修复时低。说明大多数植物第2次修复的生物
提取量均比第1次修复时低, 只有麦冬的生物提取量
有所增加。麦冬可以作为潜在的铀富集植物。

2.3.4 生物富集系数和转移系数的比较
表4显示两次修复4种植物的生物富集系数和转移系
数。在麦冬的第2次修复中, 柠檬酸+鸡粪肥组、柠檬
酸+海藻肥组及海藻肥组的转移系数和地上部富集系
数均大于第1次修复, 而麦冬的根部富集系数仅有海
藻肥组小于第1次修复, 其余各组均比第1次修复大。
吊兰的第2次修复中, 除柠檬酸+鸡粪肥组及柠
檬酸+海藻肥组的转移系数比第1次修复时大外, 其
434 植物学报 46(4) 2011
余各组均小于第1次修复。
四季豆各处理组第2次修复的转移系数和生物富
集系数均比第1次修复时小。
艾蒿各处理组第2次修复的转移系数均比第1次
修复时大, 而生物富集系数则均小于第1次修复。
第2次修复的空白组中, 除麦冬的根部富集系数
和艾蒿的转移系数比第1次修复大外, 其余与第1次
修复相比均有一定程度的下降, 特别是艾蒿的根部富
集系数下降了近6倍。总体来说, 第2次修复的生物富
集系数和转移系数相对于第1次修复均有所减少。而
添加柠檬酸可以适当提高第2次修复的转移系数和生
物富集系数。
3 结论
通过以上实验我们得出以下结论。(1) 通过实验模拟
铀污染土壤(铀浓度为100 mg·kg–1), 选取分属8个科
的20种植物进行第1次修复, 发现四季香油麦菜的地
上部铀富集浓度高达1.67×103 mg·kg–1; 一些多年生
植物, 如四川沿阶草、扁竹兰、吊兰、麦冬和艾蒿, 地
上部富集铀的浓度也都超过100 mg·kg–1。(2) 我们选
择了四季豆、艾蒿、吊兰和麦冬进行第2次修复, 结
果发现四季豆、艾蒿和吊兰的修复效果比第1次修复
有很大程度的降低, 而麦冬的第2次修复与第1次修
复相比差别不大。从第2次修复实验的结果看, 麦冬
地上部铀的富集浓度以及生物提取量均是这4种植物
中最高的, 可以作为潜在的修复植物。(3)为了提高第
2次修复的效果, 我们施加了添加剂, 如鸡粪肥、海藻
肥和柠檬酸, 发现鸡粪肥一般会减少植物富集铀的浓
度, 但会使生物提取量增多; 海藻肥一般会使植物富
集铀的浓度及总的提取量增加; 柠檬酸则可以提高植
物富集铀的浓度。(4) 通过对比两次修复效果, 我们
发现第1次修复和第2次修复土壤中铀的形态不同,
第1次修复土壤中的铀主要以铀酰离子的形式存在,
该形态的铀容易被植物吸收; 而第2次修复土壤中的
铀形态中只有47.3%处于植物可利用的状态, 这导致
了第2次修复的效果相对第1次修复有了较大的下降;
但麦冬第2次修复与第1次修复的差距不大, 具体原
因有待进一步研究。因此选择适当的植物种类、合适
的土壤改良剂以及其它手段将土壤中的铀尽可能转
变成植物可吸收的有效态, 是植物修复铀污染土壤并
应用于工程实践的关键。
参考文献
陈素兰, 胡冠九, 陈波, 王霞 (2006). 微波消解ICP-AES法测
定土壤及底泥等中常量及微量元素 . 干旱环境监测 20,
69–72.
顾培, 巩万合, 陈荣府, 王火焰, 沈仁芳, 徐小华 (2007). 普
通消解与微波消解分析植物样品中Al等元素的方法比较.
土壤通报 38, 616–618.
郭雷, 方肇伦, 于学敏 (1984). 植物组织灰分中常量、微量及
痕量元素的电感耦合等离子体发射光谱分析. 光谱学与光
谱分析 4, 56–61.
刘先国, 杨问华, 方金东, 王锝, 舒朝滨 (1997). 电感耦合等
离子体发射光谱法直接测定地质试样中铀. 岩矿测试 16,
296–298.
鲁如坤 (2000). 土壤农业化学分析方法. 北京: 中国农业科技
出版社. pp. 9–30.
罗春玲, 沈振国 (2003). 植物对重金属的吸收和分布. 植物学
通报 20, 59–66.
聂小琴 , 丁德馨 , 李广悦 , 高斌 , 吴彦琼 , 胡南 , 刘玉龙
(2010). 某铀尾矿库土壤核素污染与优势植物累积特征. 环
境科学研究 23, 719–725.
任向英, 何乔桑, 孙培龙, 张东雷, 徐捷 (2007). ICP-AES法
快速测定青菜中14种元素的含量. 化工时刊 21, 41–44.
王友保, 燕傲蕾, 张旭情, 吴亭亭 (2010). 吊兰生长对土壤镉
形态分布与含量的影响. 水土保持学报 24, 163–167.
吴涛, 康厚军, 张东 (2007). 水中铀的电感耦合等离子体发
射光谱法测定. 分析测试学报 26, 845–846.
夏红霞, 朱启红 (2010). 麦冬处理水中Cr(VI)的研究. 安徽农
业科学 38, 18264–18266.
徐华伟, 张仁陟, 谢永 (2009). 铅锌矿区先锋植物野艾蒿对重金
属的吸收与富集特征. 农业环境科学学报 28, 1136–1141.
Abdelouas A, Lutze W, Nuttall HE (1999). Uranium con-
tamination in the subsurface: characterization and reme-
diation. In: Burns PC, Finch R, eds. Uranium: Mineralogy,
Geochemistry and the Environment. Reviews in Mineral-
ogy. Vol. 33. Washington DC: Mineralogy Society of Ame-
rica. pp. 433–473.
AbdEl-Sabour MF (2007). Remediation and bioremediation
of uranium contaminated soils. Electron J Environ Agric
Food Chem 5, 2009–2023.
Ahearne JF (1997). Radioactive waste: the size of the pro-
blem. Phys Today 6, 24–29.
万芹方等: 植物对土壤中铀的吸收与富集 435
Baca TE, Florkowski T (2000). The Environmental Chal-
lenges of Nuclear Disarmament. Berlin: Springer-Verlag.
pp. 139–148.
Brewster MD, Passmore RJ (1994). Use of electrochemical
iron generation for removing heavy metals from con-
taminated groundwater. Environ Prog 13, 143–148.
Carvalho IG, Cidu R, Fanfani L, Pitsch H, Beaucaire C,
Zuddas P (2005). Environmental impact of uranium min-
ing and ore processing in the Lagoa Real District, Bahia,
Brazil. Environ Sci Technol 39, 8646–8652.
Chang PC, Kim KW, Yoshida S, Kim SY (2005). Uranium
accumulation of crop plants enhanced by citric acid. En-
viron Geochem Health 27, 529–538.
Chao JH, Lee HP, Chiu CY (2006). Measurement of 224Ra
uptake in a fern actively accumulating radium. Chemos-
phere 62, 1656–1664.
Gatzweiller R, Hagen M (1995). Cleaning ex-uranium sites
in eastern Germany. Nucl Eur Worldscan (1995), 7–8.
Gavrilescu M, Pavel LV, Cretescu I (2009). Characteriza-
tion and remediation of soils contaminated with uranium. J
Hazard Mater 163, 475–510.
Huang JW, Blaylock MJ, Kapulnik Y, Ensley BD (1998).
Phytoremediation of uranium contaminated soils: role of
organic acids in triggering uranium hyperaccumulation in
plants. Environ Sci Technol 32, 2004–2008.
Jahiruddin M, Livesey NT, Cresser MS (1985). Observa-
tions on the effect of soil pH upon zinc absorption by soils.
Commun Soil Sci Plant 16, 909–922.
Kauffman JW, Laughlin WC, Baldwin RA (1986). Microbio-
logical treatment of uranium mine waters. Environ Sci
Technol 20, 243–248.
Knox AS, Kaplan DI, Adriano DC, Hinton TG, Wilson MD
(2003). Apatite and phillipsite as sequestering agents for
metals and radionuclides. J Environ Qual 32, 515–525.
Lageman R (1993). Electroreclamation: applications in the
Netherlands. Environ Sci Technol 27, 2648–2650.
Mason CFV, Turney WRJR, Thomson BM, Lu N, Long-
mire PA, Chisholm-Brause CJ (1997). Carbonate
leaching of uranium from contaminated soils. Environ Sci
Technol 31, 2707–2711.
Plant JA, Simpson PR, Smith B, Windley BF (1999). Uranium
ore deposits-products of the radioactive earth. In: Burns
PC, Finch R, eds. Uranium: Mineralogy, Geochemistry and
the Environment. Reviews in Mineralogy. Vol. 33. Washington
DC: Mineralogy Society of America. pp. 255–319.
Pöschl M, Nollet ML (2007). Radionuclide Concentrations
in Food and the Environment. Boca Raton: CRC Press,
Taylor & Francis Group. pp. 458–458.
Rufyikiri G, Huysmans L, Wannijn J, van Hees M, Leyval
C, Jakobsen I (2004). Arbuscular mycorrhizal fungi can
decrease the uptake of uranium by subterranean clover
grown at high levels of uranium in soil. Environ Pollut 130,
427–436.
Salt DE, Smith RD, Raskin I (1998). Phytoremediation.
Annu Rev Plant Physiol Plant Mol Biol 49, 643–668.
Shahandeh H, Hossner LR (2002). Role of soil properties in
phytoaccumulation of uranium. Water Air Soil Pollut 141,
165–180.
Shahandeh H, Lee JH, Hossner LR, Loeppert RH (2001).
Bioavailability of uranium and plutonium to plants in soil-
water systems and the potential of phytoremediation. In:
Gobran GR, Wenzel WW, Lombi E, eds. Fate of Trace
Elements in the Rhizosphere. London: CRC Press LLC.
pp. 93–124.
Suzuki Y, Banfield JF (1999). Geomicrobiology of uranium.
In: Burns PC, Finch R, eds. Uranium: Mineralogy, Geoc-
hemistry and the Environment. Reviews in Mineralogy.
Vol. 33. Washington DC: Mineralogy Society of America.
pp. 393–432.
Taylor SR (1964). Abundance of chemical elements in the
continental crust: a new table. Geochim Cosmochim Acta
28, 1273–1285.
Tessier A, Cambell PGC, Bisson M (1979). Sequential
extraction procedure for the speciation of particulate trace
metals. Anal Chem 51, 844–851.
Vandenhove H, Cuypers A, van Hees M, Koppen G,
Wannijn J (2006). Oxidative stress reactions induced in
beans (Phaseolus vulgaris) following exposure to ura-
nium. Plant Physiol Biochem 44, 795–805.
Vandenhove H, van Hees M (2004). Phytoextraction for
clean-up of low-level uranium contaminated soil evalu-
ated. J Environ Radioact 72, 41–45.
Vandenhove H, van Hees M, van Winckel S (2001). Fea-
sibility of phytoextraction to clean up low-level uranium
contaminated soil. Int J Phytoremediation 3, 301–320.
Vera Tomé F, Blanco Rodríguez P, Lozano JC (2009).
The ability of Helianthus annus L. and Brassica juncea to
uptake and translocate natural uranium and 226Ra under
different milieu conditions. Chemosphere 74, 293–300.
Wei SH, Li YM, Zhou QX, Srivastava M, Chiu SW, Zhan J,
Wu ZJ, Sun TH (2010). Effect of fertilizer amendments on
phytoremediation of Cd-contaminated soil by a newly
discovered hyperaccumulator Solanum nigrum L. J Haz-
ard Mater 176, 269–273.
436 植物学报 46(4) 2011
Uranium Uptake and Accumulation in Plants on Soils
Qinfang Wan1, Yahong Chen2, Bin Hu3, Yamin Ren2, Liang Wang2, Honghui Lin4, Dachao Deng5,
Yun Bai5, Chuanqin Xia1, 2*
1Key Laboratory for Radiation Physics and Technology, Ministry of Education, Institute of Nuclear Science and Technology,
Sichuan University, Chengdu 610064, China; 2College of Chemistry, Sichuan University, Chengdu 610064, China; 3Petrol
China Southwest Oil and Gas Field in Sichuan Gas Mine Company, Suining 629000, China; 4School of Life Sciences,
Sichuan University, Chengdu 610064, China; 5China Academy of Engineering Physics, Mianyang 621900, China
Abstract With the development of the nuclear industry, heavy metal uranium (U) emissions and diffusion have led to U
contamination of surface soils, which have had a great impact on society and the environment. How to remedy
U-contaminated soils is a difficult problem. Phytoremediation is welcomed for cleanup because of its low cost, safety and
environmental friendliness. Searching for accumulators for U is the key to this technology. We designed simulation ex-
periments for soil contaminated with 100 mg·kg–1 U for first and second phytoremediation. The effects of phytoremediation
were evaluated in terms of U concentration in shoots and roots of plants, U export, bioaccumulation factors (BFS) and
translocation factors (TFS). The first phytoremediation indicated that BFS ([U]plants/[U]soils) and TFS ([U]shoots/[U]roots) of Lactuca
dolichophylla are more than 3, and U concentration in shoots reached 1.67×103 mg·kg–1. The second phytoremediation
showed that the U concentration of Chlorophytum comosum, Phaseolus vulgaris, Artemisia lavandulaefolia but not
Ophiopogon japonicus decreased by 4- to 8-fold. Amendments with seaweed fertilizer and citric acid could help remediate
U-contaminated soil. The available U for the second phytoremediation on soil was decreased, which made the second
phytoremediation more difficult.
Key words accumulation, amendment, phytoremediation, soil, uranium
Wan QF, Chen YH, Hu B, Ren YM, Wang L, Lin HH, Deng DC, Bai Y, Xia CQ (2011). Uranium uptake and accumulation
in plants on soils. Chin Bull Bot 46, 425–436.
———————————————
* Author for correspondence. E-mail: xiachqin@163.com
(责任编辑: 孙冬花)