濕地植物水蓼(Polygonum hydropiper L.)對鎘的富集特征及生理響應

葛依立，陳心勝，黃道友，葛大兵，鄧正苗，李峰，謝永宏,*

1. 湖南農業大學生物科學技術學院，長沙 410128 2. 中國科學院亞熱帶農業生態研究所，亞熱帶農業生態過程重點實驗室，長沙 410128 3. 中國科學院洞庭湖濕地生態系統觀測研究站，岳陽 414000

近幾十年來，由于采礦、冶煉和化工等行業廢水的超標排放以及農業生產中化肥、農藥的大量使用等原因，地表水污染已成為嚴重的環境問題[1]。其中，鎘移動性強，生物毒性大，且極易通過食物鏈進入人體，因此，已引起社會的廣泛關注[2]。

人工濕地由于成本低、綠色環保等優點，逐漸發展為水體重金屬污染修復的研究熱點。在人工濕地系統中，植物通過吸附、根際沉淀、吸收和離子交換等過程，在去除重金屬等污染物方面起著關鍵作用[3]。關于濕地植物對鎘富集能力的研究已有報道。例如在20 mg·L-1的鎘處理下，人工濕地中蘆葦的根、莖和葉的鎘含量分別達到了200、80和40 mg·kg-1[4]。在15 mg·L-1鎘處理下，美人蕉地上和地下部分鎘含量分別達到555.4和1 159.2 mg·kg-1[5]。在40 μmol·L-1鎘處理下輪葉黑藻葉片和莖中鎘含量分別為2 220.0和1 362.3 mg·kg-1[6]。這些研究表明，濕地植物具有修復重金屬污染水體的良好前景，但當前報道的對鎘高富集的水生植物種類較少，限制了人工濕地植物的選擇和應用。

濕地植物一般具有較高的金屬耐受性，但鎘作為植物的一種非必需元素[7]，當鎘元素的濃度超過一定值時，會對植物產生毒害作用，導致植物根、莖和葉的生物量下降。例如，Colzi等[8]研究發現，在5 mg·L-1鎘的水培溶液下，綠狐尾藻根和枝葉的長度下降，7 d后可發現植物老葉頂端已出現壞死區域。在0.5 mol·L-1鎘處理下，卷心菜的生物量顯著下降[9]。

鎘對植物的毒害可能是通過抑制酶活性，阻斷代謝重要分子的官能團，置換或取代基本元素以及破壞膜完整性而改變細胞在分子水平上的許多生理過程[10]。植物一方面可以將重金屬結合到滲出的有機酸或細胞壁的陰離子團中，以便阻止它們進入根系細胞；另一方面可以通過增強細胞抗氧化酶系統，促進植物體內產生的活性氧的清除過程[11]。植物采取這2種防御機制，可以控制重金屬元素的攝取、積累和易位。同時，植物可通過從細胞質中排除重金屬游離離子的方式達到解毒的目的[12]。例如，當鎘濃度升高至10 mmol·L-1時，空心蓮子草過氧化物酶(POD)活性下降，而超氧化物歧化酶(SOD)和過氧化氫酶(CAT)活性顯著升高[13]。這主要由于鎘離子損傷了細胞內蛋白質、DNA等大分子，從而引起膜脂過氧化作用，使植物體內的活性氧增加，導致嚴重的細胞損傷[14]。

雖然，針對濕地植物對鎘的吸收、富集和轉移特征的研究已有報道，但當前已知的對鎘吸收和富集能力強的濕地植物種類仍然較少，限制了濕地植物在重金屬污染土壤和水體修復中的應用[15]。此外，濕地植物如何通過調整抗氧化酶活性等生理條件對鎘離子脅迫做出響應也缺乏系統研究。水蓼(PolygonumhydropiperL.)是一種常見的濕地植物，分布在潮濕土壤及淺水環境中。水蓼具有生長迅速、光合速率高、通氣組織發達和耐水淹等特征，具有在人工濕地中應用的潛力。盆栽實驗表明，在土壤鎘含量為100 mg·kg-1的條件下，水蓼地上部的鎘含量可達到68 mg·kg-1，而地下部分可達到200 mg·kg-1[16]。由此可見，水蓼是一種潛在的高富集植物。但實際生產中，污染土壤和水體的鎘濃度不可能如此之高，如工業廢水中鎘的最高容許排放濃度為0.1 mg·L-1。在較低鎘濃度下，水蓼對鎘的富集能力如何？鎘在植物體內是如何進行分配和轉運的？鎘脅迫是否會造成水蓼葉綠素、抗氧化酶系統等的生理損傷？基于這些問題，筆者設置了4個水平的鎘溶液(0、0.5、1和2 mg·L-1)，研究水蓼對鎘的富集特征以及生長和生理響應，探討水蓼作為鎘的高富集植物的潛力，為水蓼在重金屬污染修復中的應用提供理論依據。

1 材料與方法 (Materials and methods)

1.1 實驗材料

于2016年11月在東洞庭湖君山后湖采集水蓼根莖，將采集的水蓼根莖種植于中國科學院亞熱帶農業生態研究所溫室中，待水蓼生長3個月后，選取長勢良好、生長一致的水蓼種植于直徑為15 cm、高25 cm的塑料花盆中。在塑料花盆中加入未被污染的河沙，每盆種植3株水蓼。

1.2 實驗儀器與試劑

儀器包括紫外可見分光光度計-2600儀(島津(香港)有限公司)；GBC932原子吸收儀(德國耶拿公司)；700 ICP-OES電感耦合等離子體光譜儀(安捷倫有限公司)；日立CP100NX冷凍超速離心機(天美科技有限公司)。實驗所用試劑均為分析純，均購自中國國藥有限公司。

1.3 實驗方法

采用水培方法進行實驗，并采用隨機區組法設計實驗，每個處理設置5個重復。實驗共使用20個水箱，每4個水箱擺成1個區組。將種好植物的花盆放置在長方形塑料水箱里(52 cm×40 cm×22 cm)。每個水箱里擺放11盆，即33株植物。在每個塑料水箱中注入8 L 1/10Hoagland營養液(含8 mg·L-1(NH4)3PO4·3H2O、50.6 mg·L-1KNO3、49.3 mg·L-1MgSO4·7H2O、94.5 mg· L-1Ca(NO3)2·4H2O、18.65 mg·L-1FeSO4·7H2O和20 mg·L-1EDTA)，使營養液剛好沒過花盆沙面，每天補充水箱培養液至水位刻度線。每天使用增氧機增氧1 h加速營養液的循環，并補充氧氣。

預培養15 d后，稱取一定質量的CdCl2·2.5H2O溶于營養液中，使同一區組(4個水箱)每個水箱中培養液的鎘的質量濃度分別為0、0.5、1和2 mg·L-1。

實驗在中國科學院亞熱帶農業生態研究所溫室中進行，光照12 h，溫度維持在25 ℃，于2016年5月15日開始實驗，5月30日(處理15 d)進行第1次采樣，6月14日(處理30 d)進行第2次采樣，每次取樣取5盆植物。實驗期間每天觀測水蓼生長情況，并記錄高度、葉片數等生長特征。

1.4 分析測定

1.4.1 生物量和根、莖、葉鎘含量的測定

每次收獲后，用0.1 mol·L-1EDTA洗凈植物表面及根部，然后用去離子水沖洗植物3次，用吸水紙將植物莖葉和根系水分吸干。每個處理的每個重復取2株植物用于生物量測定，3株植物用于鎘含量測定。將植物分為根、莖和葉3個部分并用電子天平稱其鮮重，分別裝于信封中在105 ℃下殺青30 min，將殺青后的植物于65 ℃下烘干至恒重，并稱取各部分質量。然后，用粉碎機將烘干樣品粉碎，裝入4號自封袋備用。稱取0.2 g植物樣采用硝酸-高氯酸濕式消解法消解植物樣品，洗液定容過濾后使用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES)進行鎘含量測定。通過ICP測定GBW07603(GSV-2)標準物質，用于計算金屬檢測限以及驗證植物樣品的金屬含量，回收率介于96.8%～101.7%之間。

1.4.2 生理指標測定

每次取植株頂端第3片至第8片完全展開且長勢一致的健康葉片；稱取葉片0.4 g，加入0.1 mol·L-1磷酸鹽緩沖溶液(pH值為7.4)研磨，在4 ℃、12 000 r·min-1離心20 min，取上清液為原酶液用于測定SOD活性、CAT活性和丙二醛(MDA)含量。SOD活性采用羥胺法測定，CAT活性采用鉬酸銨法測定，MDA含量采用硫代巴比妥酸法測定；上述抗氧化指標的測定均使用南京建成生物工程研究所研發的試劑盒完成。葉綠素含量是衡量植物光合作用的基礎指標，采用80%丙酮比色法進行測定。

1.5 數據處理與統計分析

生物富集系數(bioconcentration factor, BCF) =植物體中的鎘含量(mg·kg-1)/溶液中的鎘含量(mg·kg-1)。

轉移系數(translocation factor, TF) =植物體地上部的鎘含量(mg·kg-1)/植物體地下部的鎘含量(mg·kg-1)。

不同采樣時間和不同鎘濃度處理下，水蓼各部分的生物量、鎘含量以及生理指標的差異顯著性分析采用單因素重復測量的方差分析(Repeated Measures One-way ANOVA)，并采用Tukey檢驗進行不同處理間的多重比較，顯著度水平為0.05。所有統計分析使用SPSS 19.0進行，并使用Origin8.5進行繪圖。

2 結果(Results)

2.1 不同鎘處理對水蓼生長特征的影響

水蓼總生物量受到鎘濃度和采樣時間的顯著影響，并且兩者之間存在交互效應(表1和圖1(a))。處理15 d中，水蓼總生物量隨鎘處理濃度的升高呈先增加后下降的趨勢。在1 mg·L-1鎘處理下水蓼的總生物量最高，為8.4 g；而2 mg·L-1鎘處理下總生物量有所下降，為5.6 g。處理30 d時，在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下總生物量較15 d時顯著升高，但在鎘濃度為1和2 mg·L-1時較15 d無顯著差異。在處理30 d時，不同鎘濃度下水蓼的總生物量沒有顯著差異，在7.7～9.7 g之間(圖1(a))。

水蓼根生物量受到鎘濃度和采樣時間的顯著影響(表1和圖1(b))。在處理15 d中，根生物量隨鎘濃度的增加呈增加趨勢，2 mg·L-1鎘處理下根生物量最高，為0.36 g。處理30 d時，在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下，根生物量較15 d時顯著增加，但在1和2 mg·L-1鎘濃度下較15 d時無顯著差異。在處理30 d時，不同鎘濃度下水蓼的根生物量沒有顯著差異，在0.3～0.5 g之間(圖1(b))。

水蓼莖、葉生物量受到不同鎘濃度的顯著影響，并且鎘濃度和采樣時間存在交互效應(表1、圖1(c)和(d))。在處理15 d中，莖生物量和葉生物量隨鎘濃度增加呈先增加后下降的趨勢。在鎘濃度為1 mg·L-1時，水蓼莖和葉的生物量最高，分別為1.0和0.5 g；但在2 mg·L-1時有所下降，莖和葉生物量分別為0.8和0.3 g。處理30 d時，在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下莖生物量較15 d顯著增加，但在1和2 mg·L-1鎘濃度下較15 d時無顯著差異；葉生物量在0和1 mg·L-1鎘濃度下較15 d顯著增加，但在2 mg·L-1鎘濃度下較15 d無顯著差異。在處理30 d時，不同鎘濃度下水蓼莖和葉的生物量沒有顯著差異，莖生物量在1.1～1.6 g之間，葉生物量在0.6～1.0 g之間(圖1(c)和(d))。

2.2 不同鎘濃度對水蓼鎘富集能力的影響

水蓼的整株植物(全株)鎘含量、葉鎘含量和莖鎘含量受鎘濃度和采樣時間的顯著影響，并且兩者之間存在交互效應(表1)。水蓼全株鎘含量、葉鎘含量和莖鎘含量隨鎘處理濃度升高呈增加趨勢(圖2(a)～(c))。在2 mg·L-1鎘處理下，15 d時水蓼全株、莖和葉鎘含量分別為35、14和14 mg·kg-1；30 d時水蓼全株、莖和葉鎘含量分別為57、47和48 mg·kg-1。在處理30 d時，在1和2 mg·L-1鎘濃度下，全株鎘含量、葉鎘含量和莖鎘含量較15 d時顯著增加，但在0和0.5 mg·L-1鎘濃度下較15 d時無顯著差異。

表1 水蓼生物量、鎘含量和富集能力隨著時間及鎘濃度的重復度量方差分析Table 1 Repeated measures ANOVA of Polygonum hydropiper L. biomass, cadmium content and enrichment capacity over time and cadmium concentration

注：***P<0.001、**P<0.01、*P<0.05、nsP>0.05。

Notes:***P<0.001,**P<0.01,*P<0.05,nsP>0.05.

圖1 不同鎘濃度對水蓼根、莖、葉和總生物量的影響注：不同小寫字母分別表示不同鎘處理之間的顯著差異(P<0.05)。Fig. 1 Effects of cadmium concentration on root, stem, leaf and total biomass of Polygonum hydropiper L.Note: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium treatments (P<0.05).

水蓼根的鎘含量受鎘濃度的顯著影響，并且與采樣時間存在交互效應(表1)。水蓼根的鎘含量隨鎘濃度增加而增加。在2 mg·kg-1鎘處理下，15 d時水蓼根的鎘含量為108 mg·kg-1，30 d時根的鎘含量達到了134 mg·kg-1。處理30 d時，在1和2 mg·L-1鎘濃度下，根鎘含量較15 d顯著增加。

水蓼地上部分和地下部分富集系數均受鎘濃度和采樣時間的顯著影響，并且兩者之間存在交互效應(表1)。地上部分和地下部分富集系數均隨著鎘處理濃度的增加呈先增加后下降的趨勢。水蓼地上部分富集系數在1 mg·kg-1鎘濃度下最高，在15和30 d時分別達到11.91和45.56，但在2 mg·kg-1時開始下降(表2)。水蓼地下部富集系數在0.5 mg·L-1鎘濃度時顯著增加，在1 mg·L-1鎘濃度下最高，在15和30 d時分別達到78.59和111.69，但在2 mg·L-1時開始下降(表2)。

水蓼轉運系數受鎘濃度和采樣時間的顯著影響(表1)。在處理15 d時，不同鎘濃度下的轉運系數無顯著差異。在30 d時，轉運系數在1 mg·kg-1鎘濃度下顯著增加，達到了0.41，且顯著高于其他處理組。

2.3 不同鎘濃度處理對水蓼生理特征的影響

2.3.1 葉綠素含量

水蓼葉綠素含量受鎘濃度和采樣時間的交互影響(表3)。15 d時，水蓼葉綠素含量在2 mg·L-1鎘處理下顯著降低(圖3(a))。30 d時，葉綠素含量在0.5 mg·L-1下顯著降低，在2 mg·L-1鎘處理下最低，為12 mg·g-1。

2.3.2 MDA含量

水蓼MDA含量受采樣時間顯著影響，并且與鎘處理濃度之間存在交互效應(表3)。在15 d時，MDA在各個鎘處理下沒有顯著差異。但在30 d時，MDA含量在0.5～2 mg·L-1鎘處理下顯著升高(圖3(b))。在處理30 d時，MDA含量在各個鎘處理組中均較15 d時顯著增加。

圖2 不同鎘濃度對水蓼根、莖、葉和整株鎘含量的影響注：不同小寫字母分別表示不同鎘處理之間的顯著差異(P<0.05)。Fig. 2 Effects of cadmium concentration on the cadmium contents in roots, stems, leaves and whole plants of Polygonum hydropiper L. Note: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium treatments (P<0.05).

表2 不同鎘濃度對水蓼的富集系數和轉運系數的影響Table 2 Effects of different cadmium concentrations on the enrichment and transport coefficient of Polygonum hydropiper L.

注：不同小寫字母分別表示不同鎘濃度處理之間的顯著差異(P<0.05)。

Notes: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium concentration treatments (P<0.05).

2.3.3 SOD和CAT活性

水蓼SOD活性受鎘濃度和采樣時間的影響，并且兩者之間存在交互效應(表3)。SOD活性隨鎘濃度增加呈先增加后下降的趨勢，1 mg·L-1鎘處理下SOD活性最高，2 mg·L-1鎘處理下顯著下降(圖3(d))。在處理30 d時，SOD活性在不同鎘濃度處理下均較15 d時均顯著增加。

水蓼CAT活性受到鎘濃度的顯著影響，并且與采樣時間之間存在交互效應(表3)。在15 d時，不同鎘濃度下水蓼CAT活性無顯著差異，但在30 d時CAT活性在0.5～2 mg·L-1鎘濃度下顯著增加(圖3(c))。在處理30 d時，在1 mg·L-1鎘濃度下，CAT活性較15 d時顯著增加，但其他鎘處理條件下較15 d時無顯著差異。

表3 水蓼葉綠素含量、MDA含量、SOD和CAT活性隨著時間及鎘濃度的重復度量方差分析Table 3 Repeated measures ANOVA of chlorophyll content, MDA content, SOD and CAT activities of Polygonum hydropiper L. over time and cadmium concentration

注： MDA為丙二醛，CAT為過氧化氫酶，SOD為超氧化物歧化酶；***P<0.001、**P<0.01、*P<0.05、nsP>0.05。

Notes: MDA stands for malondialdehyde; CAT stands for catalase; SOD stands for superoxide dismutase;***P<0.001,**P<0.01,*P<0.05,nsP>0.05.

圖3 不同鎘濃度對水蓼葉綠素含量、MDA含量、CAT和SOD活性的影響注：不同小寫字母分別表示不同鎘處理之間的顯著差異(P<0.05)。Fig. 3 Effects of cadmium concentration on chlorophyll content, MDA content, CAT and SOD activities of Polygonum hydropiper L.Note: Different lowercase letters showed significant differences between different cadmium treatments (P<0.05).

3 討論(Discussion)

實驗結果表明，水蓼對鎘具有較強的富集能力，在2 mg·L-1鎘濃度下，全株鎘含量可到50 mg·kg-1以上，根部則可以達到100 mg·kg-1以上。水蓼根、莖、葉的生長、葉綠素含量以及抗氧化酶活性均不同程度地受到鎘脅迫的影響，并且隨處理時長而發生變化。

3.1 鎘脅迫對水蓼生長生理特征的影響

生物量的變化是植物應對環境脅迫的綜合表現[17]。在本研究中，水蓼生物量對不同程度的鎘脅迫響應不同。在處理15 d時，低濃度鎘(≤1 mg·L-1)能在一定程度上促進水蓼的生長，而較高濃度的鎘處理(2 mg·L-1)則抑制了水蓼的生長。在對其他植物的研究中也發現了較低濃度的鎘能促進生長、高濃度的鎘抑制生長的現象[18-20]。例如，Tang等[18]研究發現，在水培實驗條件下鎘濃度為44 μmol·L-1時，圓錐南芥地上部生物量會有一定增長，但當鎘濃度大于178 μmol·L-1時，植物會出現葉片壞死和枯萎。Ying等[19]研究發現，當鎘濃度低于10 μmol·L-1時，滇苦草的地上部和根生物量明顯增加，但當鎘濃度為75 μmol·L-1時，地上部和根生物量下降。Sun等[20]發現在鎘濃度<16 mg·L-1時三葉鬼針草的莖生物量增加，但在100 mg·kg-1鎘處理下莖生物量顯著降低。低濃度鎘促進植物生長的原因可能是刺激了植物酶活性，提高了植物抗氧化能力并增強了植物對鎘的耐受能力，加速了植物生長[21]。但同時鎘是一種強大的酶活抑制劑，高濃度鎘可以破壞線粒體、葉綠體等，從而影響植物正常生長，導致植物生物量下降[22]。在本研究中，在1 mg·L-1濃度下，鎘對水蓼表現為促進生長，但在2 mg·L-1時即表現為生長抑制，表明水蓼能忍耐一定程度的鎘脅迫，但適應范圍較窄。這與水蓼葉綠素含量、抗氧化酶活性等生理指標對鎘脅迫的響應是一致的。

葉綠素含量的降低是重金屬對植物毒害的普遍現象[23]。在本研究中，處理15 d時，在鎘含量不高于1 mg·L-1時，葉綠素含量沒有明顯變化，但在2 mg·L-1時葉綠素含量明顯下降。這說明，2 mg·L-1鎘脅迫抑制了水蓼光合作用，加速葉片老化，最終表現為植物生長抑制，生物量下降[24]。隨著處理時間的增長，水蓼葉綠素含量在0.5 mg·L-1時下降，這表明鎘脅迫時間的延長導致水蓼受毒害程度增加。筆者推測可能是因為鎘脅迫干擾了Fe代謝，抑制了葉綠素合成酶的活性[25]，從而導致葉綠素含量減少。

酶系統作為主要的自由基清除機制，其中SOD是主要將所產生的超氧陰離子自由基(O2)歧化成H2O2和O2，CAT直接分解H2O2產生H2O和O2[26-27]。植物體內酶活性的升高可以一定程度降低或減少自由基對植物細胞膜的傷害。水蓼的SOD活性在鎘濃度≤1 mg·L-1時顯著增加，但在2 mg·L-1濃度下降低。這些結果表明在低濃度鎘脅迫下，水蓼可通過維持自身較高的酶活性來降低鎘離子對植物細胞的傷害并刺激植物生長，但在高濃度的鎘脅迫下，活性氧產生速度高于自身清除速度，重金屬離子對植物細胞核造成破壞，植物體內酶活性下降[28]。并且，隨著處理時間的增加，不同鎘處理濃度下水蓼的SOD和CAT酶活性呈增加趨勢，增強了對活性氧的清除能力，對植物起到良好的保護作用[29-30]。

MDA是氧化損傷的主要直接結果之一。研究發現，MDA含量的增加與SOD活性的降低相關，這種關聯可以指示植物對鎘脅迫的氧化應激反應[31]。本研究發現，處理15 d時，MDA含量在不同鎘濃度下沒有顯著差異，但在處理30 d時，MDA含量在不同鎘濃度下均較15 d時顯著增加。這表明，隨著處理時間的增長，所積累的活性氧引發了膜脂過氧化，造成植物細胞膜系統的損傷[32-34]。

3.2 不同濃度鎘脅迫對水蓼鎘富集能力的影響

本研究表明，水蓼各器官鎘含量隨鎘濃度的升高而顯著增加，根鎘含量顯著高于莖葉。這表明，水蓼將鎘從根部轉移到地上莖葉的能力較低，根是水蓼鎘的主要積累和解毒部位。這可能是植物通過根細胞質膜吸收鎘，將鎘吸附在細胞壁以及根的薄壁組織中，進而固定于細胞液泡中。在鎘離子進入根后，抑制細胞分裂并縮短根的總長度，這可能導致植物吸收水分和營養物質的過程受損，進而導致枝條生長減弱，使金屬離子從根部易位到地上部分的轉運過程緩慢[35]。富集系數可以反映植物對重金屬富集能力的強弱，轉運系數是用來評價植物將重金屬從地下部向地上部運輸和富集的能力，轉運系數越大，則重金屬從根系向地上器官轉運能力越強，說明植物能將大部分重金屬遷移到地上部分，因此，富集系數和轉運系數可用于評價植物在重金屬修復領域的應用潛力[36]。濕地植物對鎘富集和轉運能力的研究已有較多報道，例如，在10 mg·L-1鎘處理下，蘆葦地上、地下部分富集系數為94.5和190.7，轉運系數為0.496[37]。綠莧菜在1 mg·L-1鎘處理下，植物地上部富集系數為17.55，地下部富集系數為33.08，轉運系數為0.53[38]。在本研究中，水蓼地下部分及地上部分鎘富集系數隨著鎘濃度呈先增加后下降的趨勢。在1 mg·L-1鎘濃度下處理30 d，水蓼的地上部分富集系數為45.6，地下部分富集系數為111.7，轉運系數為0.41。由此可見，與常見濕地植物相比，水蓼對鎘的富集系數和轉運系數均比較高，特別是在外界鎘濃度較低的條件下。水蓼與其他濕地植物相比，具有較強的富集能力和轉運能力。

綜上所述，低濃度的鎘脅迫對水蓼的生長有刺激作用。當外界鎘濃度增加或脅迫時間增長時，水蓼可以通過調節自身抗氧化酶系統來增加對鎘毒害的耐受性，從而幫助植物抵御鎘脅迫。水蓼雖然沒有達到超富集植物的標準(在2 mg·L-1鎘濃度下，根部鎘含量>100 mg·kg-1，轉運系數>1)，但對鎘具有較強的富集和轉運能力，可以作為人工濕地的優勢植物對鎘污染水體進行修復。