張 雯, 魏 虹, 孫曉燦, 顧艷文

(三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室， 西南大學生命科學學院，重慶 400715)

鎘在土壤-金絲垂柳系統(tǒng)中的遷移特征

張 雯, 魏 虹*, 孫曉燦, 顧艷文

(三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室， 西南大學生命科學學院，重慶 400715)

以金絲垂柳為試驗對象，采用盆栽試驗方式，設置無植物和金絲垂柳兩組試驗，分別對兩組試驗的土壤做梯度濃度Cd處理：0(無鎘處理)、2(低濃度處理)、20(中濃度處理)、80(高濃度處理) mg/kg 土壤干重，無植物組各處理分別定義為CK(無鎘處理)、L(低濃度處理)、M(中濃度處理)、H(高濃度處理)，金絲垂柳組各處理分別定義為CKP(無鎘處理)、LP(低濃度處理)、MP(中濃度處理)、HP(高濃度處理)。通過對土壤中各形態(tài)Cd含量及金絲垂柳葉、韌皮部、木質(zhì)部、根部的Cd含量測定，分析了金絲垂柳及不同濃度Cd處理對土壤中中性交換態(tài)、螯合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量的影響，并評價了富集指數(shù)(BCF)、轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)和生物有效性(BF)，明確了Cd在土壤-金絲垂柳系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)移特征及金絲垂柳對土壤中Cd的清除效果。結果表明：(1)金絲垂柳對土壤中中性交換態(tài)、有效態(tài)Cd含量及總Cd量的降低具有極顯著影響，HP組與無植物H組相比，中性交換態(tài)及有效態(tài)Cd含量分別降低了52.73 %、25.34 %，MP、HP組與對應的無植物處理組的總Cd量相比分別降低了11.33 %、13.89 %；(2)金絲垂柳各處理組的Cd積累量隨Cd處理濃度的增加和處理時間的延長而增加，處理90 d后，HP處理中木質(zhì)部和根部的Cd含量可達170.64 mg/kg、212.49 mg/kg；(3)各濃度Cd處理下，金絲垂柳各部位生物富集系數(shù)呈根gt;木質(zhì)部gt;韌皮部、葉，且隨著Cd處理濃度的增加而顯著降低，隨處理時間的延長而升高；與40 d相比，90 d時LP組葉的生物富集系數(shù)增加了6.90倍，增幅最大。(4)各部分轉(zhuǎn)移系數(shù)均隨處理時間的延長而降低，90 d時LP、MP的轉(zhuǎn)移系數(shù)分別比40 d時的結果低47.94 %、41.34 %。(5)金絲垂柳LP、HP組土壤Cd的生物有效性顯著低于相應的無植物處理L、H組，分別低70.73 %、88.46 %，MP組與M組無顯著差異。研究結果表明，金絲垂柳能有效地吸收土壤中的有效態(tài)Cd，降低土壤中Cd的生物有效性及總Cd量，提高土壤的安全性，并能將吸收的Cd有效地轉(zhuǎn)移至地上部分，尤其是木質(zhì)部儲存。隨著植株不斷生長，生物量的增加，金絲垂柳可有效地清除土壤中的Cd，適用于對Cd污染地區(qū)進行長期植物修復。

金絲垂柳； 鎘污染； 生物有效性； 木本植物修復

Cd是毒性最強的重金屬之一，因其易水溶、有效態(tài)含量較高，極易被植物吸收從而進入食物鏈，因此對人體健康造成了巨大威脅[1]。工業(yè)排污、交通廢氣及農(nóng)耕作業(yè)對農(nóng)林土壤和城市土壤造成了不同程度的Cd污染[2- 3]，目前我國重金屬污染的土壤總面積已達2×107hm2，占全國耕地面積的1/5[4]，可見其治理工作相當緊迫。傳統(tǒng)的物理、化學修復方法存在資金、勞動力成本高，破壞土壤理化性質(zhì)，易造成二次污染等弊端[5]。與之相比，植物修復[6- 7](Phytoremediation)通過利用植物吸收土壤的有機物及重金屬等污染物，轉(zhuǎn)運到地上部分儲存，降低污染物濃度，從而提高土壤安全性，被認為是一種廉價、安全的重金屬修復技術。

近20年植物修復重金屬污染得到了很高的關注，研究者們針對適合植物的篩選做了大量研究，得到了Thlaspicaerulescens[8]、黑麥草(Loliumperenne)[9]、龍葵(SolanumNigrumL.)[10]、孔雀草(Tagetespatula)[11]等許多具有重金屬高富集能力的草本植物。研究篩選出的草本植物特別是超富集植物的重金屬富集量較大，但由于其生物量小，根系不夠發(fā)達，對重金屬的絕對富集量及深層土壤的修復受到限制，且草本植物相對于木本植物生長周期短，需要收割與重新栽種，人工耗費更大[12]。而木本植物則具有相對生物量大、生長速度快、根系發(fā)達、蒸騰作用大、富集和耐受性強、對貧瘠土壤更好的適應性等優(yōu)勢[13- 14]，具有更大的重金屬修復潛力。目前針對木本植物的研究較少，且多只對木本植物的富集能力以及脅迫下的生理響應做出評價[15- 16]，未綜合考慮植物的富集能力以及對土壤中重金屬產(chǎn)生的影響，從整個土壤-植物系統(tǒng)綜合地對修復效果做出評價。

金絲垂柳(Salix×aureo-pendula)為楊柳科柳屬速生喬木，根系發(fā)達、生長速度快、適應性廣、耐水淹[17]。已有孫曉燦[18]等人的研究表明，金絲垂柳幼苗對較低濃度的Cd脅迫具有較好的適應性，但其修復能力缺乏進一步研究。本文以金絲垂柳為研究對象，采用盆栽試驗方式，設置梯度濃度Cd脅迫，測定了土壤中各形態(tài)的Cd含量以及在金絲垂柳各組織中的Cd含量，并評價了富集指數(shù)、轉(zhuǎn)移系數(shù)和生物有效性指數(shù)，旨在探究Cd在土壤-金絲垂柳體系中的遷移特征，明確金絲垂柳對土壤中Cd的清除效果，評價其是否能提高土壤安全性，對土壤中的Cd進行植物修復。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

2011年5月從重慶市綦江苗圃基地選取金絲垂柳扦插條轉(zhuǎn)栽入內(nèi)徑15 cm、高20 cm的盆缽中，每盆1株。盆缽中裝入經(jīng)風干后過5 mm篩的紫色土4 kg，土壤基本理化性質(zhì)見表1。經(jīng)50 d培養(yǎng)適應，待扦插條生根長成完整的植株。選取無植物土壤20盆及長勢基本一致的金絲垂柳60盆，采取一次性澆灌的方式向2組盆缽的土壤中加入CdCl2·2.5H2O，分別設置Cd濃度梯度為0(無鎘處理)、2(低濃度處理)、20(中濃度處理)、80(高濃度處理) mg/kg 土壤干重，無植物組各處理定義為無鎘處理(CK)、低濃度處理(L)、中濃度處理(M)、高濃度處理(H)，金絲垂柳組各處理定義為無鎘處理(CKP)、低濃度處理(LP)、中濃度處理(MP)、高濃度處理(HP)，無植物組各處理5個重復，金絲垂柳組各處理15個重復。所有盆缽置于西南大學三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室試驗基地大棚下進行培養(yǎng)，試驗期間進行常規(guī)田間管理。自試驗處理之日算起，0、40和90 d分別從金絲垂柳組各抽取5個重復對植物進行測定，試驗結束時對兩組8個處理的土壤進行測定。

表1 土壤基本理化性質(zhì)

1.2 測定指標及方法

1.2.1 Cd含量測定

收獲植物全株，用20 mmol EDTA-Na2浸泡5 min以除去表面吸附的Cd離子，而后迅速用超純水沖洗干凈，再用濾紙吸干植株表面多余的水分。將金絲垂柳分葉、韌皮部、木質(zhì)部、根4部分，分別放入80 ℃烘箱中烘至恒重后稱得干重(DW)。將烘制好的各部分材料研磨碾細后裝袋密封保存，待3次取樣完成后一次性測量。各部分精確稱取樣品0.2000 g干樣在ETHOS A/269微波儀(Milestone, Italy)中經(jīng)雙酸(6 mL HNO3、2 mL H2O2)消解后，采用TAS- 990原子吸收分光光度計(北京普析，中國)進行Cd含量測定，Cd含量表示成mg/kg 干重。

經(jīng)3次植物取樣完畢后，取金絲垂柳和無植物2個處理組盆缽中的土壤，自然風干，濾過雜物，用木棒研磨后過1 mm尼龍網(wǎng)篩，采用簡單連續(xù)提取法[19]測定土壤中Cd各形態(tài)含量：分別用CaCl2提取中性交換態(tài)，螯合劑DTPA提取螯合態(tài)Cd[20]，最終用強酸溶解殘渣提取殘渣態(tài)，3種不同形態(tài)的Cd含量均采用原子吸收分光光度計石墨爐法測定。

1.2.2 評價指數(shù)計算

利用金絲垂柳各部分的Cd含量進行生物富集系數(shù)(BCF)和轉(zhuǎn)移系數(shù)(TF)計算，用以評價各部分對Cd的積累能力和土壤根系將Cd向地上部分轉(zhuǎn)移的能力，公式如下：

生物富集系數(shù)[21](BCF) = 根或地上部分Cd濃度(mg/kg 干重)/ 土壤中Cd濃度(mg/kg 干重)；

轉(zhuǎn)移系數(shù)[22](TF) = 地上部分平均Cd濃度(mg/kg 干重)/ 根部平均Cd含量(mg/kg 干重)。

Cd的生物有效性[22](BF)即可被生物體吸收利用形態(tài)的Cd含量在土壤Cd總量中所占比例，公式如下：

土壤Cd生物有效性指數(shù)(BF)=(中性交換態(tài)Cd含量+螯合態(tài)Cd含量)/ Cd總量

1.2.4 數(shù)據(jù)分析

利用統(tǒng)計分析軟件SPSS 19.0 和Excel 2003進行數(shù)據(jù)處理。運用單因素方差分析(One-way ANOVA)分析不同濃度Cd處理對金絲垂柳各部分Cd積累量及土壤中各種形態(tài)Cd含量的影響，雙因素方差分析(Two-way ANOVA)分析金絲垂柳和不同處理濃度對土壤中Cd形態(tài)和土壤生物有效性指數(shù)的影響。用Duncan多重比較(Duncan′s multiple range test)檢驗各處理之間積累量的差異。采用Origin 8.5作圖分析。

2 試驗結果

2.1.1 金絲垂柳對土壤中Cd形態(tài)的影響

不同濃度處理對8個不同組合處理組土壤中的Cd形態(tài)具有極顯著影響(表2)，土壤中Cd的生物有效態(tài)、殘渣態(tài)和總Cd量均隨處理濃度的增加而顯著增加，說明被污染土壤中Cd含量越高，生物可攝取的Cd含量越高，風險越大。經(jīng)90 d處理后，與無植物組相比，金絲垂柳各Cd濃度處理組土壤中總Cd量均呈下降趨勢，MP、HP組差異顯著。Cd的生物有效態(tài)同樣呈下降趨勢，金絲垂柳HP組生物有效態(tài)含量為無植物H組的74.66 %，差異顯著，LP、MP與相應的無植物處理組之間則無顯著差異。金絲垂柳組中性交換態(tài)與螯合態(tài)Cd含量基本低于無植物組，HP組與H組之間具有顯著差異。與無植物組相比，金絲垂柳MP、HP組殘渣態(tài)Cd含量均降低，LP組呈上升趨勢，差異均不顯著。從雙因素方差分析結果可知，金絲垂柳對中性提取態(tài)和生物有效態(tài)Cd含量以及總鎘量具有極顯著影響，濃度處理則對5個結果均有極顯著影響，二者的交互效應與金絲垂柳產(chǎn)生的效應結果相同。

表2 金絲垂柳對土壤中不同濃度Cd形態(tài)的影響

圖中數(shù)值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫字母分別表示同列數(shù)據(jù)之間有顯著差異(Plt;0.05)；**:Plt;0.01; ns:Pgt;0.05; CK、L、M、H分別代表無植物處理組無鎘處理、低濃度處理、中濃度處理和高濃度處理，CKP、LP、MP、HP分別代表金絲垂柳組無鎘處理、低濃度處理、中濃度處理和高濃度處理

2.1.2 不同濃度Cd脅迫下金絲垂柳各部位的Cd積累量

金絲垂柳各組織中的Cd含量基本隨處理時間的延長和處理Cd濃度的增加而增加(圖1)。處理40 d時，金絲垂柳各部位Cd累積量均隨處理Cd濃度的增高而顯著增加,3個處理組中葉和韌皮部中鎘含量比分別為1∶1.97∶3.63和1∶3.47∶7.72，木質(zhì)部和根部中比值分別為1∶7.38∶10.07和1∶1.72∶9.21，說明在較高濃度Cd條件下，根部和木質(zhì)部中的Cd含量變化程度較之于葉和韌皮部更為劇烈。

處理90 d時，金絲垂柳韌皮部、木質(zhì)部和根部的Cd含量均隨處理濃度的增加而顯著增加，木質(zhì)部和根部最高Cd含量分別為170.64 mg/kg、212.49 mg/kg。葉的Cd含量則隨脅迫程度的增加表現(xiàn)為先升高后下降的趨勢，2次取樣相同濃度Cd處理的各部位均表現(xiàn)為根gt;木質(zhì)部gt;葉、韌皮部的累積特征。

圖1 不同Cd濃度脅迫下金絲垂柳各部位的Cd累積量Fig.1 Effects of different Cd concentration on Cd content of Salix × aureo-pendula 圖中數(shù)值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫字母分別表示同批次各處理之間有顯著差異(Plt;0.05)；CKP、LP、MP、HP分別代表金絲垂柳組無鎘處理、低濃度處理、中濃度處理和高濃度處理

2.2 不同濃度Cd脅迫下金絲垂柳的轉(zhuǎn)移特性

2.2.1 生物富集指數(shù)

金絲垂柳各部位在40 d、90 d 2次取樣時生物富集系數(shù)均隨處理Cd濃度升高而顯著降低(表3)。MP、HP組葉部位生物富集系數(shù)較之于LP組分別降低80.12 %、90.68 %，與其他部位的生物富集系數(shù)相比，LP組降低幅度最大，說明相較于其他部位，葉對Cd的影響更為敏感。90 d時金絲垂柳各部位生物富集系數(shù)普遍高于40 d時的結果，表明金絲垂柳對Cd的富集量會隨著處理時間的延長而增加，其中90 d時LP組葉、韌皮部、木質(zhì)部、根的富集系數(shù)與40 d相比，分別增加了6.90、5.52、1.11、4.32倍，較之MP、HP組，LP富集系數(shù)增大效果最明顯。

表3 不同Cd濃度脅迫下金絲垂柳的生物富集系數(shù)

圖中數(shù)值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫字母分別表示同批次同列數(shù)據(jù)之間有顯著差異(Plt;0.05)

2.2.2 轉(zhuǎn)移系數(shù)

金絲垂柳的轉(zhuǎn)移系數(shù)在40 d時無顯著差異，90 d時HP組顯著高于中低濃度處理組，分別為LP、MP組的1.93、1.80倍(圖2)。與40 d相比，90 d時LP、MP、HP組的轉(zhuǎn)移系數(shù)均降低，分別降低47.94 %、41.34 %、0.28 %。

2.2.3 土壤中Cd的生物有效性

金絲垂柳LP、HP組土壤中Cd的生物有效性顯著低于無植物L、H組，分別為無植物組的70.73 %、88.46 %，M與MP組結果無顯著差異(圖3)。金絲垂柳LP組結果顯著低于MP、HP，MP、HP之間無顯著差異。雙因素方差分析結果表明，金絲垂柳處理和濃度處理均對生物有效應有極顯著影響，二者的交互效應對其具有顯著影響(結果未列出)。

圖2 不同Cd濃度脅迫下金絲垂柳的轉(zhuǎn)移系數(shù) Fig.2 Effects of different Cd concentrations on translocation factors (TFs) of S. × aureo-pendula 圖中數(shù)值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫字母分別表示同批次各處理之間有顯著差異(Plt;0.05)

圖3 不同Cd濃度處理金絲垂柳和無植物土壤中Cd的生物有效性系數(shù)Fig.3 Bioavailability factors (BFs) of Cd in soils with S. × aureo-pendula and no plant under different Cd treatments圖中數(shù)值為平均值±標準誤(n=5)；不同小寫字母分別表示各處理之間有顯著差異(Plt;0.05)；CK、L、M、H分別代表無植物處理組無鎘處理、低濃度處理、中濃度處理和高濃度處理; CKP、LP、MP、HP分別代表金絲垂柳組無鎘處理、低濃度處理、中濃度處理和高濃度處理

3 討論與結論

一般而言，土壤中Cd總量越高則潛在危害越大，但其生物有效性直接決定了該土壤中Cd的危險程度。沈陽張士灌區(qū)長期采用城市工業(yè)用水直接灌溉農(nóng)田，造成該地區(qū)土壤產(chǎn)生嚴重的Cd污染，陳濤[23]、吳燕玉[24]等人的研究發(fā)現(xiàn)該地區(qū)水稻土壤中Cd活性較高，交換態(tài)Cd含量約占78 %，極易被水稻吸收，因此導致該地區(qū)農(nóng)作物嚴重Cd超標，造成了巨大危害。植物會對其根際土壤中重金屬的形態(tài)產(chǎn)生影響，但暫無定論。有研究認為植物可通過根際分泌物對土壤中難溶態(tài)的Cd進行活化來提高Cd的生物有效性。如李花粉[25]等研究發(fā)現(xiàn)根際分泌物中的有機酸可促進難溶態(tài)Cd的溶解，如小麥和水稻在缺鐵的情況下會從根部大量釋放植物鐵載體，能夠活化根際難溶態(tài)的Cd，從而影響土壤中Cd的形態(tài)。植物也可通過根系吸附、沉積，或者與重金屬絡合，降低金屬離子價態(tài)來固定重金屬，從而降低土壤中重金屬的有效態(tài)含量[5]。

本試驗各組土壤樣品中的Cd生物有效性指數(shù)均隨處理濃度的增加而增加，說明Cd濃度越高，其有效態(tài)含量所占比例越大，與之前的研究結果一致[23- 24]。LP組土壤中的Cd有效態(tài)含量降低，殘渣態(tài)含量增加，由此可見，金絲垂柳可同時通過吸收和固定有效態(tài)Cd來降低土壤中Cd的生物有效性。雙因素方差分析結果表明，金絲垂柳對降低土壤中Cd的生物有效性具有極顯著的影響，LP、HP組土壤中Cd的生物有效性均顯著降低，說明金絲垂柳能有效地降低土壤中Cd的危害，提高土壤安全性，對Cd污染修復有重要意義。

從累積特性可知，金絲垂柳通過根部的吸水作用從土壤中吸收Cd，再通過木質(zhì)部中的導管運輸?shù)饺~和韌皮部，因此呈現(xiàn)出根gt;木質(zhì)部gt;葉、韌皮部的累積特征。有研究表明重金屬離子通過和植物體內(nèi)的蛋白質(zhì)等有機物結合進入植物體內(nèi)。木質(zhì)部存在較多的氨基酸和有機酸，能夠與重金屬離子結合形成復合物，并以復合物的形式在木質(zhì)部中運輸[26]。本研究表明金絲垂柳木質(zhì)部中的Cd含量僅低于根部，具有較強的富集能力，今后的研究可通過提高木質(zhì)部中有機酸等載體的方式來提高修復效率。生物量結果表明，與CKP組相比，Cd脅迫會使各處理組植物干重顯著下降，但不同濃度處理組之間無顯著差異，表明金絲垂柳對一定濃度范圍內(nèi)的Cd具有較好的耐受性。

富集指數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)可反映出植物對重金屬吸收、積累能力。本試驗中金絲垂柳各部位的富集指數(shù)隨處理濃度的升高而下降，轉(zhuǎn)移系數(shù)也隨著處理時間的延長而降低，這可能是由于脅迫濃度的增加使根細胞活力下降致使吸收、轉(zhuǎn)移能力受限所致，與之前孔雀草(Tagetespatula)[27]和胡楊(Populuseuphratica)[28]的研究結果一致。Robinson等人發(fā)現(xiàn)楊樹Beaupré (Populustricocapa×Populusdeltoides)組織中最高Cd積累量高達209 mg/kg[29]，有研究表明短期輪作矮林(Short rotation coppice)8種柳樹對重金屬污染土壤原地修復的移除平均水平可達到72 g Cd和2.0 kg Zn hm-2a-1，對被污染土壤的修復效果遠遠高于種植于相同土壤的玉米和油菜等草本植物[30]。與之前的研究結果相似，本試驗中隨著處理時間的延長，金絲垂柳各部分的富集指數(shù)均上升，Cd富集量增加，HP處理組木質(zhì)部和根部的Cd含量可達170.64 mg/kg、212.49 mg/kg。通過對金絲垂柳各部分生物量(數(shù)據(jù)未給出)及Cd含量的計算可得，與三級土壤[31]Cd濃度相近的LP組每盆金絲垂柳轉(zhuǎn)移Cd含量可達0.019 mg，LP組土壤中Cd含量為8 mg，即根對土壤中Cd的轉(zhuǎn)移率可到0.23 %，植株整體對Cd的吸收量可達土壤中Cd含量的0.41 %，與李佳華等人的研究結果一致[32]。以上數(shù)據(jù)僅表示試驗期間，即90 d內(nèi)金絲垂柳對土壤中Cd的清除效果。隨著金絲垂柳的生長，生物量增大，其對土壤中Cd的吸收量和轉(zhuǎn)移量都會增加，能夠更大程度上清除土壤中的Cd。以上的結果均表明金絲垂柳的富集能力雖達不到超富集植物的富集水平，但綜合其生物量，長期吸收、轉(zhuǎn)移，對土壤中的Cd具有可觀的清除效果。

總體而言，金絲垂柳通過根對土壤中有效態(tài)的Cd進行吸收，或者同時進行固定，使土壤中有效態(tài)的Cd含量降低，降低土壤Cd的生物有效性，再通過木質(zhì)部的導管將吸收的Cd轉(zhuǎn)運到葉、韌皮部進行隔離儲存，從而使其地上部分的Cd積累量增加。處理濃度越高，土壤中有效態(tài)的Cd含量越高，因此金絲垂柳的Cd積累量隨脅迫濃度的升高和時間的延長而增加，且生物量在試驗中的處理Cd濃度范圍內(nèi)不受明顯影響。由于金絲垂柳木質(zhì)部的富集能力較高，其生物量的增大有利于Cd的富集，所以適于長期種植進行重金屬污染修復。

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TransfercharacteristicsofcadmiumfromsoiltoSalix×aureo-pendula

ZHANG Wen, WEI Hong*, SUN Xiaocan, GU Yanwen

KeyLaboratoryofEco-environmentintheThreeGorgesReservoirRegionoftheMinistryofEducation,CollegeofLifeSciences,SouthwestUniversity,Chongqing400715,China

Cadmium (Cd) is one of the most phytotoxic of the heavy metals, as Cd is highly water soluble and readily taken up by plants. It easily enters the food chain, and can be a serious threat to human health. Heavy metal soil contamination has become an environmental concern throughout China over the past decade. The acreage of arable lands contaminated with heavy metals such Cd, As, Cr, and Pb has been increasing in recent years, now totaling 2×107hm2or about 1/5 of the country′s arable land. Phytoremediation is a powerful technique for using growing plants to extract toxic metals from contaminated soil. However more information is needed concerning the optimum plant species, particularly for Cd contaminated soils.Salix×aureo-pendulais a fast-growing native riparian plant which has a high biomass, potential flood tolerance, and eurytropic to habitat. To determine the transfer characteristics of Cd from soil toS. ×aureo-pendula, a microcosm experiment was conducted. Two groups of four treatments, with or without plants, were established with 5 replicates per treatment for non-plant group, and 15 replicates for plant group. P referred to ‘plant’S. ×aureo-pendula(CKP, LP, MP, HP), where CK, L, M and H represent the control (0), low (2), medium (20), and high (80) treatments of Cd in mg/kg of soil dry weight. Soil and plant tissues were analyzed for various forms of Cd, the neutral exchange form of Cd concentration was extracted by CaCl2, the chelate form of Cd concentration was extracted by chelant DTPA, and residual fractions of Cd in soils were tested. These measurements were used to determine the effect ofS. ×aureo-pendulaand different treatments of Cd on bioavailable and total Cd in soil, and also Cd accumulation in the leaf, root, xylem and phloem in the plant treatments.Bio-concentrationfactor(BCF),translocationfactor(TF), andbioavailabilityfactor(BF) were calculated as indicators of the translocation and accumulation capability. The results showed: 1.S. ×aureo-pendulasignificantly decreased the content of bio-available Cd, total Cd, and the bioavailability factor of Cd in soil. The neutral exchange form and available Cd concentrations decreased 52.73 % and 25.34 % respectively in HP compared to H. The total Cd concentrations of MP, HP significantly decreased by 11.33 % and 13.89 % respectively compared to M, H. 2. The Cd concentration in all tissues ofS. ×aureo-pendulaincreased with greater Cd treatments. After 90 d′s treatment, Cd concentrations reached 170.64 mg/kg and 212.49 mg/kg in xylem and root respectively in HP. 3. Under increasing concentrations of Cd, theBCFin measured parts ofS. ×aureo-penduladecreased significantly, but opposite results occurred with prolonged treatment. LP-BCFincreased 6.9 times from the 40 d to 90 d measurement. 4.TFincreased under lower treatments of Cd. The 90 dTFfor LP, MP was 47.94 % and 41.34 % respectively, which was lower than the 40 d measurement. 5. Cd bioavailability in LP and HP was 70.73 % and 88.46 % lower than in corresponding non-plant treatments L, H. There was no significant difference between MP and M. In summary, this study has shown thatS. ×aureo-pendulacould effectively translocate bioavailable Cd to the trunk and crown for storage, particularly concentrating in the xylem tissues. These results determined thatS. ×aureo-pendulais suitable for long-term phytoremediation of Cd contaminated areas to improve soil security.S. ×aureo-pendulais a promising phytoremediation candidate for Cd contaminated areas.

Salix×aureo-pendula; Cd pollution; bioavailability; phytoremediation by woody species

國家林業(yè)公益性行業(yè)科研專項(201004039)；重慶市基礎與前沿研究計劃重點項目(CSTC2013JJB00004)；重慶市自然科學基金項目(CSTC2012jjA8003)；中央高?；究蒲袠I(yè)務費專項資金(XDJK2013A011)

2013- 06- 09;

2013- 07- 25

*通訊作者Corresponding author.E-mail: weihong@swu.edu.cn

10.5846/stxb201306091495

張雯, 魏虹, 孫曉燦, 顧艷文.鎘在土壤-金絲垂柳系統(tǒng)中的遷移特征.生態(tài)學報,2013,33(19):6147- 6153.

Zhang W, Wei H, Sun X C, Gu Y W.Transfer characteristics of cadmium from soil toSalix×aureo-pendula.Acta Ecologica Sinica,2013,33(19):6147- 6153.