周燕，呂惠飛，高海力，鮑躍群，王金忠

（1.建德市林業(yè)總場，浙江 建德 311600；2.浙江省公益林和國有林場管理總站，浙江 杭州 310016）

現(xiàn)代化發(fā)展中的廢棄物排放、農(nóng)藥和化肥的施用、礦物開采，以及大氣沉降等使得土壤鎘（Cd）污染成為了全球性的環(huán)境問題[1-2]。植物修復(fù)技術(shù)因具有綠色環(huán)保、費(fèi)用經(jīng)濟(jì)等優(yōu)點(diǎn)，一直以來是土壤重金屬污染修復(fù)的重要手段[3]。過去，相關(guān)研究主要集中在對重金屬吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)能力非常強(qiáng)的草本植物，如景天屬Sedum植物[4]。近十幾年來，快速生長的木本植物因?yàn)槌苫盥矢?、抗逆性?qiáng)等優(yōu)點(diǎn)受到越來越多的關(guān)注，與草本植物相比，速生木本植物的重金屬吸收和積累能力雖然相對較低，但是其巨大的地上生物量積累可以大大提高重金屬的總積累量，例如目前已知的柳樹Salixsp.和楊樹Populussp.等[5-6]。另一方面，植物在自然環(huán)境中往往受到多種生態(tài)因子的綜合作用，例如酸雨（acid rain，AR）沉降等。我國是繼歐洲、北美之后的第三大酸雨區(qū)。雖然近年來我國酸沉降逐年減輕，但酸雨前體物質(zhì)（SO2、NOx）的排放仍在增加，酸雨的防治問題任重道遠(yuǎn)[7]。

桑Morus al ba是我國的傳統(tǒng)植物，為桑科Moraceae 桑屬M(fèi)orus落葉喬木或灌木，因?yàn)榫哂休^強(qiáng)的適應(yīng)能力和經(jīng)濟(jì)價(jià)值，在我國東北至西南，西北至新疆均有栽培。桑生長快速，抗逆性強(qiáng)，近年來在防沙治沙、水土保持、鹽堿地治理、土壤重金屬修復(fù)等方面的功能都在被逐漸發(fā)掘。前人研究表明，桑對土壤Cd 脅迫具有很強(qiáng)的耐受性，當(dāng)土壤Cd 濃度低于37 mg·kg-1時，植株生長幾乎不受影響；當(dāng)土壤Cd 濃度達(dá)到145 mg·kg-1時，植株才會死亡[8]。陳露等研究發(fā)現(xiàn)低濃度Cd 溶液（5 mg·kg-1）甚至可以促進(jìn)桑幼苗總生物量積累，而且不同桑品種對Cd 的耐受性差異較大[9]。胡月等發(fā)現(xiàn)pH3.5 的酸雨抑制了桑的光合作用，但是pH4.5 以上的模擬酸雨對桑的光合作用具有明顯的促進(jìn)作用[10]。而臧暢、毛曉瑜等分別研究了酸雨和Cd 對桑的復(fù)合影響，發(fā)現(xiàn)酸雨會降低桑對Cd 的耐受性[11-12]。可見酸雨和Cd 對桑生長的影響已受到一定關(guān)注，但是研究焦點(diǎn)主要集中在地上部分，對根系的探索較少，因此，本研究通過盆栽受控試驗(yàn)，比較在Cd 污染環(huán)境中生長的桑幼苗根系指標(biāo)在模擬酸雨處理下的變化特征，揭示酸沉降背景下桑對Cd 的響應(yīng)特性及機(jī)理。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)在浙江省杭州市臨安區(qū)（119°44′ E，30°16′ N）開展，該區(qū)域氣候類型為亞熱帶季風(fēng)氣候，區(qū)域年平均氣溫為16.6℃，其中，月均最高溫度為29.1℃，月均最低溫度為4.1℃；年均降水日約為158 d，年均降水量為1 628.6 mm，年均蒸發(fā)量為1 450 mm，年均無霜期約為237 d，年均日照總時長為1 825.7 h，土壤為紅黃壤[13]。

1.2 試驗(yàn)材料與試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)材料為我國南方地區(qū)栽培較廣的‘農(nóng)桑14 號’，該品種具有適應(yīng)性廣，抗逆性強(qiáng)的特點(diǎn)。2019 年春季，選取大小、長短均一的健康枝條進(jìn)行扦插培養(yǎng)。待生根后移栽至直徑為30 cm、高為40 cm 的塑料花盆中（每盆1 株），花盆中裝有土壤質(zhì)量約為5 kg，放置于溫室大棚內(nèi)，常規(guī)管理。土壤為當(dāng)?shù)丶t黃壤，養(yǎng)分和Cd背景值分別為：土壤pH 5.43、速效K 含量65.0 mg·kg-1、速效N 含量67.3 mg·kg-1、速效P 含量 2.091 mg·kg-1、Cd 含量0.009 mg·kg-1。緩苗60 d 后，挑選長勢基本一致的植株81 株，隨機(jī)分成9 組，每組9 株，用于試驗(yàn)。

設(shè)置Cd 和AR 的2 因素和3 梯度水平交互試驗(yàn)，共計(jì)9 個處理。Cd 處理濃度分別為：0（A1）、25（A2）、50（A3）mg·kg-1，AR 處理梯度分別為pH7.0（B1）、pH4.5（B2）、pH3.0（B3），試驗(yàn)處理具體設(shè)置見表1，其中0 mg·kg-1Cd 和pH7.0 的組合（A1B1）為對照（CK）。試驗(yàn)初期先進(jìn)行模擬Cd 污染土壤處理，將CdCl2·2.5H2O 分別配制成Cd 濃度為35.7 和71.4 mg·L-1的溶液，每2 d 向花盆土壤中均勻噴灑（每盆500 mL，反復(fù)回澆至不再流出，以確保Cd 與土壤充分混合均勻），一共添加7 次，穩(wěn)定15 d后測定土壤中的Cd含量分別達(dá)到了25和50 mg·kg-1。而后進(jìn)行模擬酸沉降（酸雨）處理，根據(jù)我國南方地區(qū)目前的平均離子組成，使用濃H2SO4（濃度為98%，密度為1.84 g·mL-1）與濃HNO3（濃度為68%，密度為1.4 g·mL-1）以1∶3 的體積比配制母液[14]。用蒸餾水將母液分別稀釋為pH4.5 和pH3.0 的模擬酸沉降溶液，噴灑量根據(jù)當(dāng)?shù)馗髟缕骄邓浚鬯愫鬄槊恐? 次，每次300 mL，無酸雨處理噴淋等量蒸餾水（pH7.0），直至試驗(yàn)結(jié)束。試驗(yàn)時間為2019 年6 月1 日至9 月30 日。

表1 試驗(yàn)處理設(shè)置Table 1 Test design

1.3 測定方法

株高、地徑和根系生物量測定：測定試驗(yàn)前后的株高和地徑，并根據(jù)測定值分別計(jì)算株高增長量和地徑增長量。試驗(yàn)完成后，將試驗(yàn)桑整株取回，用蒸餾水洗凈后將根部取下，于105℃烘箱中殺青5 min 后，置于60℃下烘干至恒質(zhì)量，稱取根干質(zhì)量。

植株表型測定：使用根系掃描儀（LA2400,Seiko Epson Corp,Japan）掃描根系圖像，圖像分辨率為800 dpi，存儲格式為TIFF；并使用WinRHIZO 軟件（Version 2012a,Regent Instruments,Canada）計(jì)算總根長、總根表面積、總根體積、根尖數(shù)等指標(biāo)。

根系Cd、Fe 和Mg 元素含量和活力測定：將桑幼苗根系樣品粉碎過100 目篩，稱取0.20 g 粉末置于三角燒瓶中，加入2 mL 蒸餾水和5 mL HNO3（濃度為68%）并混勻，浸泡過夜后加入1 mL H2O2（濃度為30%），放入微波消解儀（CEM-MARS 6,CEM,USA），在1 200 W 功率下消解15 min，而后用蒸餾水定容至50 mL，使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（XSERIES 2 ICP-MS,Thermo Fisher,USA）測定植株各器官Cd、Fe 和Mg 元素含量[15]。根系活力采用TTC 法測定[14]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 19.0 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，各處理間的差異使用單因素方差分析（One-way ANOVA），Cd和AR 對生物量、根系表型等的交互影響采用雙因素方差分析（Two-way ANOVA），顯著性采用Student’s 檢驗(yàn)（P<0.05），并用Excel 2010 軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cd 和AR 對桑幼苗株高和地徑生長的影響

由圖1 可知，A1B2處理和A1B3處理的桑株高增長量均顯著低于CK（A1B1）的，可見AR 處理顯著抑制了桑的株高生長。A2B1處理的桑株高增長量與CK 的相比沒有顯著差異，而A3B1處理的桑株高增長量顯著低于CK 的，可見低濃度Cd（25 mg·kg-1）對桑株高生長的影響不大，但是高濃度Cd（50 mg·kg-1）顯著抑制了桑株高生長。A2B2處理和A2B3處理的桑株高增長量顯著低于A2B1，A3B2和A3B3處理的桑株高增長量顯著低于A3B1處理的，結(jié)合表3 可知，AR 加強(qiáng)了Cd 對桑株高生長的抑制。

圖1 不同處理對桑株高和地徑增長量的影響Figure 1 Growth of height and ground diameter of seedlings under different treatments

由圖1 可知，Cd 和AR 處理對桑幼苗地徑生長的影響與對株高生長的影響不完全一致，A1B2、A1B3處理對桑地徑生長并沒有顯著影響，說明AR 對桑地徑生長幾乎沒有影響。與CK 相比，A2B1處理的桑地徑增長量變化不顯著，A3B1處理的桑地徑增長量顯著減低，說明低濃度Cd（25 mg·kg-1）對桑地徑生長的影響不大，但是高濃度Cd（50 mg·kg-1）顯著抑制了桑地徑生長。A2B2處理的桑地徑增長量與A2B1處理的相比，A3B2處理的桑地徑增長量與A3B1處理的相比，均無顯著差異；但A2B3處理的桑地徑增長量顯著低于A2B1處理的，且A3B2處理的桑地徑增長量顯著低于A3B1處理的。以上分析結(jié)果表明，重度AR（pH3.0）顯著加劇了Cd 對桑地徑生長的抑制，但是輕度AR（pH4.5）作用不明顯。

2.2 Cd 和AR 對桑幼苗根系生物量積累的影響

由表2 可知，Cd 處理顯著抑制了桑幼苗根生物量的積累，且抑制程度隨著Cd 濃度的增加而升高。A2B1和A3B1處理的桑根系生物量積累僅分別為CK 的77%和55%。與CK 相比，輕度AR 對桑根系生物量積累的影響不顯著，但是重度AR 顯著降低了桑根系生物量積累。Cd 和AR 對桑根系生物量積累的交互作用顯著，與單獨(dú)Cd 處理相比，輕度和重度AR 均顯著降低了桑根系生物量積累（表3）。

表2 不同處理對桑根系表型、生物量積累和活力的影響Table 2 Root phenotype,biomass accumulation and vigor of seedlings under different treatments

2.3 Cd 和AR 對桑幼苗根系表型和活力的影響

由表2 可知，Cd 處理顯著降低了桑幼苗根系表型參數(shù)，其影響程度隨著Cd 濃度的增加而升高。其中，A2B1處理的桑的總根長、總根表面積、總根體積和根尖數(shù)分別比CK 的降低了20%左右，A3B1處理的這些指標(biāo)分別比CK 的降低了46%～ 68%。輕度AR 對桑幼苗根系表型參數(shù)的影響不顯著，重度AR 顯著降低了根系表型參數(shù)。A2B2處理的總根長、總根表面積、總根體積和根尖數(shù)顯著低于A2B1處理的，與A2B3處理的結(jié)果類似；A3B2處理的這些指標(biāo)分別比A3B1處理降低了約20%，A3B3處理比A3B1處理降低了約30%，Cd 和AR 對根系表型影響的交互作用顯著（表2，表3）。

由表2 可知，Cd 處理顯著抑制了桑幼苗根系活力，且抑制程度隨著Cd 濃度的增加而升高。A2B1和A3B1處理的根系活力分別為CK 的71%和58%。A1B2處理顯著提高了桑幼苗的根系活力，比CK 的增加了23%，但是A1B3處理的提高作用不顯著。Cd 和AR 對桑根系活力影響的交互作用顯著（表3）。A2B2和A2B3處理的根系活力比A2B1處理的分別降低了22%和28%；A3B2和A3B3處理的根系活力比A3B1處理的分別降低了14%和22%（表2）。

表3 AR 和Cd 污染對桑各指標(biāo)的交互作用Table 3 Interaction of acid rain and Cd contamination on tested indicators

2.4 Cd 和AR 對桑幼苗根系元素含量的影響

由圖2 可知，桑幼苗根系Cd 含量隨著Cd 處理濃度的增加而增加，而且AR 處理顯著促進(jìn)了根系對Cd 的吸收。A2B1和A3B1處理的根系Cd 含量分別為56.70 和170.09 mg·kg-1；A2B2和A2B3處理的根系Cd 含量分別比A2B1處理的增加了44%和50%；A3B2和A3B3處理的根系Cd 含量分別比A3B1處理的增加了13%和24%。

Cd 處理顯著降低了桑幼苗根系Fe 和Mg 的含量（圖2）。A2B1處理的根系Fe 和Mg 含量分別比CK 的降低了20%和9%，A3B1處理的根系Fe 和Mg 含量分別比CK 的降低了44%和48%。A1B3處理亦顯著降低了根系的Fe 和Mg 含量，而A1B2處理對根系Fe 和Mg 含量的影響不顯著。Cd 和AR 對根系Fe 和Mg 含量影響的交互作用顯著（表3）。與A2B1處理相比，A2B2處理的根系Fe 含量，A2B3處理的根系Fe、Mg 含量顯著下降；和A3B1相比，A3B2處理的根系Fe 含量，A3B3處理的根系Fe、Mg 含量顯著下降。

圖2 不同處理對桑根系Cd、Fe 和Mg 含量的影響Figure 2 Cd,Fe and Mg contents in seedlings root under different treatments

3 討論與結(jié)論

Cd 是植物生長的非必需元素，土壤中Cd 過高會導(dǎo)致根系變短變粗、根系活力下降，影響水分和養(yǎng)分吸收[16]。本研究中，Cd 處理顯著改變了桑幼苗的根系表型特性、降低了根生物量和根系活力，這與前人的研究結(jié)果一致，可見兩種濃度的Cd 均顯著抑制了桑根系的生長，而且隨著Cd 濃度的增加，抑制程度顯著增加。但是在低濃度Cd 處理下，桑幼苗地上部分生長與CK 的差異不顯著；而在高濃度Cd 處理下，桑幼苗地上部分生長顯著低于CK 的，說明桑幼苗對25 mg·kg-1的Cd 濃度有一定的耐受性，而50 mg·kg-1的Cd 濃度已經(jīng)對地上部分生長產(chǎn)生了脅迫。同時，Cd 處理還顯著降低了桑根系對Fe 和Mg 元素的吸收，且根系Cd 含量越高，這兩種元素的含量越低。這是因?yàn)镃d 占據(jù)了Fe 等元素的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和通道，使得這些元素?zé)o法進(jìn)入植物體[17]。這與盧倩云等發(fā)現(xiàn)的油菜Brassica napus毛狀根中Cd 含量超出一定范圍后，F(xiàn)e 含量降低的結(jié)論一致[18]。

酸沉降主要通過兩方面干擾植物正常生長，一是AR 中含有的H+和N、S 化合物會紊亂植物體的氮代謝平衡，干擾葉綠素的合成和分解，同時導(dǎo)致植物體內(nèi)活性氧的過量積累，從而降低光合能力[19]。二是AR 會導(dǎo)致植物根系質(zhì)膜受損，影響?zhàn)B分元素的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)，造成植物體內(nèi)養(yǎng)分失衡，并且AR 還會增加土壤活性鋁離子的溶出量，對植物產(chǎn)生鋁毒[20]。根據(jù)本研究中桑幼苗的地徑生長狀況、根系表型和活性、根系Fe 和Mg 含量變化等可知輕度AR 對桑幼苗生長的影響不大，即桑對pH>4.5 的AR 有一定的耐受性，但是重度AR 對桑幼苗生長有一定的抑制作用，可能是因?yàn)楦祷盍κ芤种?，養(yǎng)分吸收受到干擾。

前人研究表明AR 與Cd 對植物生長的影響具有協(xié)同作用[11-12]。這是因?yàn)橐环矫嫠岢两底陨韺χ参锷L具有傷害作用，另一方面是酸沉降會促進(jìn)植物對Cd 的吸收。本研究發(fā)現(xiàn)低濃度Cd 和輕度AR 的交互作用顯著，即AR 導(dǎo)致25 mg·kg-1Cd 處理對桑幼苗產(chǎn)生了明顯的脅迫，具體表現(xiàn)為兩者復(fù)合處理的桑地上部和根系指標(biāo)均顯著低于CK，而且隨著Cd 濃度的增加，抑制程度升高。這與AR 與Cd 復(fù)合處理對楝Melia az edarach、玉蜀黍Zea mays的影響類似[21-22]，即酸沉降會加劇Cd 污染對這些植物的脅迫。

酸沉降會促進(jìn)植物對Cd 的吸收、積累和轉(zhuǎn)運(yùn)，這是因?yàn)楦H對Cd 的吸收能力主要取決于土壤中的Cd 交換容量（CEC）和Cd2+的電化學(xué)電位，AR 中的H+、N 能顯著提高這兩個指標(biāo)，從而向土壤中釋放足夠的生物有效態(tài)Cd[23]。本研究中，輕度AR 使得桑根系的Cd 含量顯著高于單獨(dú)Cd 處理，說明酸沉降很有可能通過增加土壤有效Cd 加劇了對桑的脅迫。這與AR 導(dǎo)致鑭對大豆Glycine m ax根系生長產(chǎn)生抑制、AR 導(dǎo)致鋅對楊樹Populussp.根系生長產(chǎn)生危害有類似的機(jī)理[24-25]。另一方面，Cd 跨膜運(yùn)輸進(jìn)入細(xì)胞需要轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和通道蛋白的參與，在無Cd 環(huán)境中這些蛋白主要用于運(yùn)輸Ca2+、Zn2+、Fe2+等二價(jià)陽離子。Cd 因?yàn)榕c這些離子具有相似的特性，通過競爭與轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和通道蛋白結(jié)合后亦可進(jìn)入植物細(xì)胞，而AR 中的N 可以誘導(dǎo)更多轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的產(chǎn)生，促進(jìn)了Cd 從植物細(xì)胞壁向細(xì)胞、根系向地上部分的轉(zhuǎn)移[26]。本研究發(fā)現(xiàn)AR 不僅提高了根系的Cd 含量，而且降低了根系中的Fe 和Mg 含量。一方面，AR 可以直接影響植物對養(yǎng)分的吸收，另一方面，AR 引起的根系Cd含量增加間接影響了植物對養(yǎng)分的吸收，因?yàn)镃d 占據(jù)了Fe 等元素的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和通道[17]。

綜上可知，桑對輕度AR 和低濃度Cd 有一定的耐受性，但是酸沉降會加強(qiáng)Cd 對桑根系的脅迫，因此在酸沉降區(qū)域采用桑進(jìn)行土壤Cd 污染修復(fù)時，需要考慮AR 的協(xié)同作用，綜合分析復(fù)雜環(huán)境對桑耐受性和修復(fù)效率的影響。