随着现代工业的快速发展，土壤重金属污染现象日益严重.我国受镉、砷、汞、铜、锌等重金属污染的耕地约有1.5亿亩，每年受重金属污染的粮食(如“镉米”、“砷米”等)达1000多万吨，造成直接经济损失达200余亿元(周宝宣等，2015).受元素镉(Cd)污染的耕地面积已超过20 × 10⁴ hm²，每年全国约70%的大米有潜存镉污染风险(苏慧等，2013；张路等，2015).对植物而言，镉的毒性仅次于汞(Gallego et al., 2012)，低浓度镉会影响植物叶绿素的合成以及光合作用，危害植物体的生长(Dai et al., 2014; 刘柿良等，2014).此外，镉的移动性强、毒性大、污染程度高，通过食物链进入人体后，潜伏期可达30年，低剂量就能对人体健康造成威胁(Liu et al., 2010)，如危害人的肺、肝脏、肾脏、骨骼以及心血管系统(Dai et al., 2011).

植物修复作为一种土壤重金属污染修复方法，因其成本低，易操作，后处理容易而备受研究人员青睐，同时植物还能改善土壤内部结构及理化性质，在修复污染土壤方面具有很大潜力(Ali et al., 2013; Wu et al., 2015).目前利用植物修复重金属污染土壤主要是利用超积累植物富集土壤中的重金属并予提取(Baker et al., 1994).然而，一般超积累植物生物量相对较小、生长缓慢、根系浅，每年从土壤中提取的重金属含量有限，并且因其缺少齐备的栽培技术和种子供应的保障，难以应用于实际生产(Hammer et al., 2003; Laureysens et al., 2004; Cherian et al., 2005).研究发现利用生物量大、生长迅速，积累能力相对较强的植物也能较快地提取土壤中的重金属(Komárek et al., 2008).

据报道，柳树能高效富集重金属镉，并对镉有很高的耐性(Pulford et al., 2003; Dos et al., 2007; Zacchini et al., 2009).吴海燕等(2011)通过水培试验发现，镉浓度为1.8 μmol · L^-1(0.2 mg · L^-1)时能够促进馒头柳的生长.杨卫东等(2008，2009)研究发现不同品种的杞柳及垂柳可以在10 μmol · L^-1(1.12 mg · L^-1)镉溶液中生长不受影响，表现出对镉的高耐性.Wieshammer等(2007)通过盆栽试验发现，在镉含量为13.6 mg · kg^-1的土壤中种植柳树，柳叶片中的镉含量可达250 mg · kg^-1.综上所述，柳树可作为一种潜在的植物修复材料.

竹柳(Salix ssp.)又称美国竹柳，为杨柳科(Saliaceae)柳属(Salix)植物，乔木.作为美国寒柳、朝鲜柳和筐柳杂交优良品系(王子成，2008)，竹柳具有生长快、抗性强、材质好、杆形饱满、尖削度小等优点(张健等，2009)，近年来种植面积在我国迅速扩大.截止2013年，我国竹柳种苗培育基地达100 hm²，竹柳成片林超过1300 hm².目前，针对竹柳的研究主要集中在抗旱(潘昕等，2013)、抗盐碱性能(王文成等，2011)、病虫害防治(潘勇等，2014)及其耗水特性(邱权等，2014)等领域，其重金属耐性则鲜有报道.为此，本研究采用水培方法，调查：①镉对竹柳生长状况的影响；②竹柳各部分对镉的吸收规律及转运能力；③镉在竹柳中的空间分布状况.以期为竹柳作为土壤重金属污染“生物修复型”乔木新品种提供科学依据.

试验在浙江农林大学智能温室内进行，自然光照，环境温度为17～33 ℃.挑选粗细均匀直径为1 cm的一年生竹柳枝条，剪成16 cm的插条作为营养枝，用去离子水清洗干净后移入装有1 L 1/4浓度的标准霍格兰营养液的黑色塑料桶(37 cm×17 cm×15 cm)中，pH控制在5.6~6.0之间(Watson et al., 1999).每罐1支营养枝，插入中心位置，用海绵固定.连续不断通气，平均3 d更换1次营养液.50 d后待营养枝长出比较完整的根系后，选取长势一致的植株作为供试植物材料.

在营养液中加入不同量的CdCl₂ · 5H₂O试剂，使处理组镉浓度分别为5 μmol · L^-1(0.56 mg · L^-1)、10 μmol · L^-1(1.12 mg · L^-1)和50 μmol · L^-1(5.62 mg · L^-1)，以不加CdCl₂ · 5H₂O试剂的营养液为对照组(CK).每个处理6个重复.所有处理随机摆放，培养时间为55 d.

收获竹柳后，根部用自来水反复冲洗多次，之后用20 mmol · L^-1 EDTA浸泡15 min，以清除根系表面吸附的Cd²⁺，再用去离子水冲洗5~6次.将新生的部分分成根系、枝条、叶片3部分，插穗部分分为树皮和树干两部分.各部分分别称取鲜重，除定量的竹柳叶片用于叶绿素含量的测定以外，其余部分均放在烘干箱中，105 ℃下杀青30 min后于65 ℃下烘干48 h至恒重，称重后用不锈钢粉样机将各部分分别粉碎，用于重金属含量的测定.

采用丙酮浸提法(高俊凤，2000).由Arnon公式计算叶绿素含量.

分别称取过60目筛的不同部位的植物样0.3000 g，置于消煮管中，加入优级纯浓HNO₃ 5 mL，管口盖小漏斗(过夜)后在消煮炉(ED36，北京莱伯泰科仪器有限公司)上140~150 ℃条件下消煮至溶液呈透明无色或仅剩淡绿色(剩余约1 mL)，用1% HNO₃溶液定容到25 mL，过滤，滤液中重金属含量采用电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES，Optima 2000，PerkinElmer Co.，USA)测定.

富集系数(Bio-concentration Factor，BCF)=(Zayed et al., 1998)；

数据结果用Excel 2010计算，用SPSS 19.0进行单因素方差分析(Analysis of variance，ANOVA).应用Origin 8.0软件作图.

测定了不同镉浓度处理下竹柳的不同部位的干重生物量，结果如表 1.50 μmol · L^-1高浓度镉胁迫时根系生物量只有5 μmol · L^-1镉处理时的1/2倍，两个处理之间存在显著(p<0.05)差异；镉浓度升高对竹柳枝条和叶片的生长则无显著(p>0.05)影响.

表1(Table 1)

表1 不同浓度镉处理对竹柳生物量的影响 Table 1 Effect of Cd treatments on the biomass yield of bamboo-willow

表1 不同浓度镉处理对竹柳生物量的影响 Table 1 Effect of Cd treatments on the biomass yield of bamboo-willow 镉处理/(μmol · L-1) 根系/(g · 株-1) 枝条/(g · 株-1) 树叶/(g · 株-1) 0 1.69±0.38ab 4.76±1.50a 4.05±0.51a 5 1.90±0.20a 4.72±0.87a 4.33±0.61a 10 1.48±0.54ab 4.12±0.92a 3.89±1.27a 50 0.88±0.54b 3.86±0.59a 2.71±1.42a  注：表中数据为平均值±标准差；同一列中不同小写字母表示不同处理间分析差异显著(p<0.05).

光合色素含量的高低是判定植物光合作用强弱的一个重要生理指标，是衡量植物能否作为污染土壤修复植物的指标之一(郭智等，2009).从表 2可以看出：与不加镉的处理相比，添加镉后竹柳叶片的叶绿素含量显著(p<0.05)降低；且随着培养液中镉浓度的上升，竹柳的叶绿素a(chl a)及叶绿素b(chl b)均有不同程度的下降；叶绿素a /b的值随镉浓度的升高而升高；与对照处理组相比，镉浓度为5、10、50 μmol · L^-1时叶绿素a、叶绿素b下降幅度分别为22.78%、42.56%、63.65%和30.48%、54.60%、74.29%，说明与叶绿素a相比，竹柳叶绿素b含量受镉胁迫影响更大.

表2(Table 2)

表2 不同浓度镉处理对竹柳叶片叶绿素的影响 Table 2 Effect of Cd treatments on the chlorophyll concentration in the bamboo-willow leaves

表2 不同浓度镉处理对竹柳叶片叶绿素的影响 Table 2 Effect of Cd treatments on the chlorophyll concentration in the bamboo-willow leaves 镉处理/(μmol · L-1) chl a /(mg · g-1，FW) chl b/(mg · g-1，FW) chl a /chl b 0 5.31±0.15a 3.15±0.26a 1.71±0.10 5 4.10±0.39b 2.19±0.34b 1.94±0.14 10 3.05±0.33b 1.43±0.19bc 2.15±0.05 50 1.93±0.15c 0.81±0.09cd 2.40±0.08  注：表中数据为平均值±标准差；同一列中不同小写字母表示不同处理间分析差异显著(p<0.05).

从图 1可以看出，随着营养液中镉浓度的增加，根系、枝条、叶片中镉的积累量均显著增加(p<0.05)；对于树干和树皮，则只有在50 μmol · L^-1镉处理下才显著增加(p<0.05).镉浓度对叶片和树干的影响不同，在低镉浓度时(5 μmol · L^-1、10 μmol · L^-1)，镉在叶片中富集量更高；高浓度镉(50 μmol · L^-1)处理下，树皮中的镉含量更高(图 1d).总而言之，竹柳不同部位中的镉浓度呈现以下顺序：根系> 树皮> 枝条> 树干> 叶片.实验结束时，50 μmol · L^-1镉处理中竹柳各部分镉的积累量达到最大值，与对照组相比，根系、树皮、枝条、树干、叶片中镉的浓度分别增加了2071、872、405、94、150倍.

图1(Fig.1)

图1 竹柳不同部位的镉含量(图中镉含量均以植物干重计算.相同系列小写字母不同表示不同处理间分析差异显著(p<0.05)) Fig.1 Cd concentration in different organs of the bamboo-willow plant

不同浓度的镉处理显著(p<0.05)影响根系、枝条、叶片对镉的积累量.对比树皮和树干的镉积累量(图 1b、1d)可以发现：CK，10 μmol · L^-1与5 μmol · L^-1 镉处理之间均无显著性差异(p>0.05)；而50 μmol · L^-1 镉处理与其他3组处理相比显著(p<0.05)升高.

富集系数(BCF)一般用于评估植物提取和积累重金属的能力.从表 3可知，镉胁迫期间，竹柳不同部位对镉的富集系数不同，大小依次为根系> 树皮> 枝条> 叶片> 树干，其中根系的富集系数是树干的21倍，叶片的12倍.随着镉浓度升高，竹柳各部位的富集系数依次降低.镉浓度显著(p<0.05)影响根系及枝条的镉富集能力，其中镉胁迫浓度为5 μmol · L^-1，根系富集系数分别是10 μmol · L^-1、50 μmol · L^-1镉处理时的1.45和3.53倍；而树皮和叶片在高浓度镉(50 μmol · L^-1)处理下，富集系数显著(p<0.05)减小.树干与树皮和叶片所呈现的结果差异较大，5 μmol · L^-1镉胁迫下其富集系数较与10 μmol · L^-1、50 μmol · L^-1镉胁迫下存在显著性差异，而10 μmol · L^-1与50 μmol · L^-1 镉处理间则无显著性差异.

表3(Table 3)

表3 不同部位对镉的富集系数 Table 3 Bio-concentration factor of the plant tissues

表3 不同部位对镉的富集系数 Table 3 Bio-concentration factor of the plant tissues 镉处理/(μmol · L-1) 根系 树皮 树干 枝条 叶片 5 1303±137a 266±36a 60±12a 172±26a 111±15a 10 899±190b 228±47a 44±3b 130±13b 90±17a 50 369±18c 155±16b 33±6b 72±16c 27±3b  注：同一列中不同小写字母表示不同处理间分析差异显著(p<0.05).

转运系数(TF)能反映出重金属在植物体内的运输和分配情况.从表 4可知，镉处理的55 d内，随着浓度增加，树皮、树干及枝条的转移系数均有增大趋势，而叶片反之.但不同浓度镉胁迫下，树干和枝条的转移系数之间无显著(p>0.05)差异.高浓度镉(50 μmol · L^-1)处理组的韧皮部转移系数分别是5 μmol · L^-1、10 μmol · L^-1镉处理组的2倍和1.8倍.高浓度镉处理下叶片转移系数最小，与10 μmol · L^-1有显著性(p<0.05)差异.

表4(Table 4)

表4 竹柳不同组织的转移系数 Table 4 Translocation factor of the plant tissues

表4 竹柳不同组织的转移系数 Table 4 Translocation factor of the plant tissues 镉处理/(μmol · L-1) 树皮 树干 枝条 叶片 5 0.21±0.04b 0.05±0.01a 0.13±0.03a 0.09±0.02ab 10 0.26±0.07b 0.05±0.01a 0.15±0.04a 0.10±0.01a 50 0.42±0.04a 0.17±0.12a 0.20±0.05a 0.07±0.01bc  注：同一列中不同小写字母表示不同处理间分析差异显著(p<0.05).

镉分配率为各部分的镉累积量占该植株总镉累积量的百分比.不同镉浓度处理下，根的分配率为23%~53%，地上部位分配率为47%~77%，其中叶片的分配率为5%~11%，韧皮部为8%~26%，木质部为9%~21%.随着镉浓度的升高，根中镉的分配率表现出逐渐降低的趋势，高浓度镉(50 μmol · L^-1)比低浓度镉(5 μmol · L^-1)镉分配率低30%.地上部的分配率大于地下部的分配率，树皮与树干的分配率大于叶片，说明竹柳吸收的镉主要分布在树干和树皮内(图 2).

图2(Fig.2)

图2 镉在竹柳不同部位中的分布 Fig.2 Distribution of Cd in different organs of the bamboo-willow plant

镉对植物来说是非必需元素，因极易被植物吸收，故对植物各器官均有不同程度的毒害作用(周晓星，2012; Nazar et al., 2012)，一般农作物在低镉浓度下就会受到毒害(Gallego et al., 2012; Tran et al., 2013).水培实验中重金属的生物毒性是土培实验中的10~100倍(Dickinson et al., 2005).Wen等(2010)研究发现，铜、锌、镉、镍4种重金属中，镉对柳树的毒性最弱.本实验中，高浓度镉(50 μmol · L^-1)处理竹柳非但没有死亡，且生物量与对照组仍无显著减少，生长状况与其他处理相比并没出现明显的差异.由此可见，竹柳对镉具有很强的抗性，可作为耐性植物修复镉污染的土壤，尤其是针对不适合进行农业生产的重金属污染土壤修复可行性较大.

本实验中，在镉胁迫下，竹柳叶片变黄，叶绿素含量下降(表 2)，这可能是镉影响了原叶绿素酸酯还原酶和氨基-γ-酮戊酸的合成，使叶绿素的合成过程受阻，并引发叶绿素内部结构混乱，使叶绿素解体(宇克莉等，2010; 李春烨等，2013).本实验结果显示，随着镉浓度升高，叶绿素a /b的比值增大(表 2).一般情况下，叶绿素a /b的比值越大，表示类囊体的垛叠程度越大，光抑制作用越弱，植物对光能的利用效率越高(Wang et al., 2012).镉胁迫可造成叶绿素含量下降，但植物可能通过提高叶绿素a /b值的途径提高光能利用效率来维持自身的生长(燕傲蕾等，2010).

一般情况下，在筛选植物作重金属修复材料时，应综合考虑其重金属生物富集、转运及耐性能力(Zacchini et al., 2009).研究认为，新生枝条积累镉含量达到100 mg · kg^-1即为镉的超积累植物(Baker et al., 1983).本研究中，在50 μmol · L^-1镉处理下，竹柳新生枝条中积累量达405 mg · kg^-1，明显高于垂柳地上部位的136.88~188.90 mg · kg^-1(杨卫东等，2009)，杞柳枝中的330.14~331.20 mg · kg^-1(杨卫东等，2008)，爆竹柳等17种柳树的11.9~315.0 mg · kg^-1(Dos et al., 2007)，说明竹柳对镉有较强的富集能力.

相同镉浓度处理下，植物的不同部位对镉积累量有显著差异(Dai et al., 2013).竹柳各部位中根系对镉的富集系数最大(表 3)，分别为树皮、树枝、叶片和树干的4、7、11和17倍(平均值).总体看来，竹柳各部位的转移系数均小于0.5(表 4)，说明其根部向地上部分运输镉的能力较弱.针对不同污染土壤，合理选择植物是植物修复高效进行的重要标准之一(Zacchini et al., 2009; Luković et al.， 2012).以上结果均说明竹柳能通过根部过滤，有效地修复污染土壤以及通过植物固定方式限制镉向土壤中转移.本实验研究可知，镉在竹柳地上部位积累量为47%~77%(图 3)，馒头柳为52%~62%(吴海燕等，2011)，两者略有差异；竹柳叶片中镉积累量为5%~11%，小于馒头柳的41%~48%.植物修复过程中，其修复效率取决于地上部迁移金属总量(Bi et al., 2011).虽然超积累植物遏蓝菜地上部位镉积累量可达164 mg · kg^-1(Baker et al., 1994)，但其生长缓慢，生物量小，所以用作修复植物时即使养分充足，每年从土壤中带走的镉含量也极其有限.尽管柳树地上部分积累镉的能力弱于超积累植物，然而柳树作为短轮伐期矮林的重要树种，在2~3年中即可产生较大生物量和经济效益，地上部生物量可达10~12 t · hm^-2 · a^-1(戴前莉，2014)，不是镉的超积累植物但却是镉的高积累植物，提取土壤中镉量达到32.68 mg · m^-2 · a^-1(郭艳丽等，2009)，这是超积累植物不可与其相比的.竹柳生长速度快，可短期轮伐或超短期轮伐种植，收获时即可以清除土壤中的重金属(植物提取)，同时具有较好的经济效益，易推广.

1)镉胁迫下竹柳生长不受抑制，即使在高浓度镉(50 μmol · L^-1)的情况下其生长速率也没有显著降低.

2)竹柳根系对镉有较强的富集能力，地上部分积累镉量达到富集镉总量的47%~77%，叶片中积累量相对较少.

3)竹柳具有作为修复污染土壤植物材料的潜力，可以比较高效地提取土壤中的镉.