试验点位于浙江省杭州市富阳区小剡村(29°53′ N，119°54′ E)，处于亚热带季风区，四季分明，雨量充沛，全年平均气温17.8℃，平均相对湿度70.3%，年降水量1 454 mm，年日照时数1 765 h。试验区属于水稻田，被生产ZnSO₄化学试剂的小型化工厂排放的废水污染，污染发生后稻田停止种植水稻并闲置多年。污染区域面积约7 000 m²。因周围都是正常耕作的稻田，灌溉沟渠里的水位随种植季节变化，污染土地存在季节性淹水情况，区域内多种重金属含量普遍偏高，且重金属浓度存在一定变化幅度。

该污染区划为4个区块，2009年春在B区种植杞柳‘微山湖’(S. integra ‘Weishanhu’)，C区种植沙柳(S. psammophila C. Wang et Chang Y. Yang)，D区种植墨西哥落羽杉(Taxodium mucronatum Tenore)，2011年春在A区种植水紫树(Nyssa aquatic L.)。杞柳‘微山湖’和沙柳分别来自山东省临沂市林业科学研究所和山东省林业科学研究院(东营分院)，采用1年生枝条扦插种植；墨西哥落羽杉和水紫树来自中国林业科学研究院亚热带林业研究所试验苗圃1年生幼苗，采用裸根幼苗栽种。

2015年8月，采用梅花形取样法在各区块确定5个采样点，每个采样点采集树木样本和土样1份。统计树木基径、胸径以及高度，基径从地面以上10 cm处测量，胸径从地面以上1.3 m处测量，树高为地面到树木最高生长点间的垂直距离。每个采样点将土壤表层覆盖的落叶除去后采集表层土样(深度0~20 cm)1份。树木整株挖出，并尽量保持根部完整性，立即将根系泥土洗净并擦干水分，植物样品分为根部、主干、枝条、叶片分别称质量，并取试验足够用量用塑封袋带回实验室，带回的样品分别用自来水和去离子水冲洗干净，用滤纸吸干表面水分，称量鲜质量，在烘箱中105℃杀青30 min，再经80℃烘干至恒质量，计算含水率，并通过含水率计算整株树木生物量。

采集的土样自然风干后用木棒碾碎，除去2 mm以上砂砾和植物残体。土样分别过2、1、0.149 mm筛，用来测定土壤pH、有机质、氮、磷、钾以及重金属(Cd、Zn、Pb、Cu、Mn、Cr、Ni)全量。植物样品剪碎后，用球磨机粉碎(Retsch MM400, GER)，过100目筛，测定重金属含量。

重金属测定方法：土样用硝酸-氢氟酸-高氯酸以体积比为8:4:1的混合酸消解，植物样用硝酸-高氯酸以体积比为10:1的混合酸消解。经消解后的土壤和植物样品用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS, Agilent 7700 ×, USA)测定Cd、Zn、Pb、Cu、Cr、Ni含量，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES, Perkin Elmer Optima 8000, USA)测定Mn含量。

地质累积指数(I_geo)既反映了重金属分布的自然变化特征，也可以判别人为活动对环境的影响，是区分人为活动影响的重要参数^[15-17]。

式中：C_n为样品中元素的浓度，B_n为背景值，1.5为修正指数，通常用来表征沉积特征、岩石地质及其它影响。

地质累积指数可分为7个级别，若I_geo < 0，污染级别为0级，表示无污染；0≤I_geo < 1，污染级别为1级，表示无污染到中度污染；1≤I_geo < 2，污染级别为2级，表示中度污染；2≤I_geo < 3，污染级别为3级，表示中度污染到强污染；3≤I_geo < 4，污染级别为4级，表示强污染；4≤I_geo < 5，污染级别为5级，表示强污染到极强度污染；I_geo≥5，污染级别为6级，表示极强污染。

植物各部分对重金属的积累能力和将重金属从根系向地上部分转移的能力可以利用植物各部分的重金属含量进行生物富集系数(BCF)和转移系数(TF)计算^[1-2]，植物各部位重金属浓度结合生物量计算重金属的积累量。公式如下：

式中：C_{harvested tissue}为目标部位重金属含量；C_soil为土壤重金属含量；C_{aerial parts}为地上部重金属含量；C_roots为根部重金属含量。

计算平行样品间平均值与标准差作为最终结果。利用DPS 7.05软件进行数据处理及单因素方差分析，采用Excel 2015和Origin Pro 8软件作图。

从表 1可以看出：试验区土壤pH值为7.49~8.03，属于碱性土壤，可能是废水排放导致土壤pH值上升的结果。数据表明：A区、B区和C区、D区土壤理化性质有显著性差异，而A区、B区之间和C区、D区之间理化性质基本一致。试验区土壤中的重金属种类主要为Cd、Zn、Pb、Cu、Mn、Cr和Ni。各地块重金属含量与土壤环境质量标准进行比较^[18]，结果Cd和Zn属于超三级标准，Pb和Cu属于二级标准，Cr和Ni属于一级标准，Mn未达到污染等级。不同地块重金属含量分布不均，C区与D区中Cd、Zn、Cu浓度明显高于其它2块土地，而另外4种重金属浓度接近。

地质累积指数中土壤背景值采用杭嘉湖平原区背景值进行计算^[19]，计算结果可更实际地反映当地重金属污染状况。结果(图 1)显示：各区块土壤存在不同程度的Cd、Zn、Pb污染，各区域Cd都达到了极强污染程度；A区和B区Zn为中度污染，C区为中度污染到强污染，D区为强污染；A区和B区Pb为无污染到中度污染水平，C区为中度污染水平，D区为中度污染到强污染水平；A区和B区Cu为无污染情况，C区、D区为无污染到中度污染水平。土壤Mn、Cr、Ni含量较低，无污染情况出现。根据土壤污染情况，本文着重探讨了4个树种对Cd、Zn、Pb和Cu的积累能力，同时，考虑到水紫树较强的Mn的积累和转运能力，也进行了相应的Mn积累和转运的探讨。

图  1  地质累积指数

Figure 1.  Geoaccumulation Index (I_geo)

各树种在重金属复合污染条件下生长差异较大(表 2)，其中, 沙柳的植株高度和生物量高于其它树种，分别为12.18 m、35.44 kg·株^-1；墨西哥落羽杉的基径最大，为17.50 cm；水紫树各项生长指标数值均低于其它树种；杞柳‘微山湖’是灌木树种，基径和胸径不作测量。

4个树种的生物量差异较大，沙柳的生物量最大，其次是杞柳‘微山湖’和墨西哥落羽杉，水紫树单株生物量最小，仅有1.94 kg。4个树种的地上部生物量占单株生物量的比例为70.65%(水紫树)~86.03%(沙柳)。水紫树、杞柳‘微山湖’、沙柳各部位生物量比例为主干>根部>枝条>叶片，而墨西哥落羽杉为主干>枝条>根部>叶片(图 2)。

图  2  4个树种的生物量分配

Figure 2.  The biomass allocation ratio of different tree species

不同树种对重金属的积累能力差异显著(表 3)。杞柳‘微山湖’各部位的Cd和Zn浓度均较高，范围分别为15.66(主干)~57.62 mg·kg^-1 (叶片)、128.60(主干)~691.00 mg·kg^-1 (叶片)。沙柳和墨西哥落羽杉的根部Zn的浓度分别为232.20、172.86 mg·kg^-1。墨西哥落羽杉根部和沙柳叶部Pb的浓度明显高于其它植物同一部位，但整体而言Pb在各树种不同部位中含量均较低。杞柳‘微山湖’各部位Cu浓度较高，范围是9.63(主干)~14.88 mg·kg^-1(叶片)。Cu在墨西哥落羽杉细枝中浓度达到19.56 mg·kg^-1，但在其它部位浓度较低。水紫树各部位Mn的浓度明显高于其它植物，范围达到98.88(主干)~685.00 mg·kg^-1 (叶片)。

不同树种对重金属的生物富集系数和转运系数不同(表 4)。杞柳‘微山湖’各部位对Cd的富集系数都大于1.00，其中，叶片达到4.94，根部达到2.26，杞柳‘微山湖’叶片对Zn、水紫树叶片对Mn的富集系数分别为1.24和1.41。水紫树对Pb(1.16)和Mn(2.34)、墨西哥落羽杉对Cu(1.32)的转运系数均大于1.00，其中，水紫树对Mn的转运系数最高，为2.34；杞柳‘微山湖’对Zn和Cd转运系数最高，同为0.89；沙柳对Cu转运系数达到0.80。

水紫树叶片对Mn的积累量占水紫树积累总量的37.82%；杞柳‘微山湖’叶片对Zn、Mn的积累比例分别为22.88%和22.45%，对Cd的积累比例为17.57%；墨西哥落羽杉枝条对Cu、Pb的积累比例分别为49.14%、26.69%，叶片对Mn的积累比例达23.98%(表 5)。

各树种地上部重金属积累量相对较高，除水紫树对Cd、Zn，落羽杉对Cd、Zn、Pb地上部积累量占积累总量 < 60.00%外，其它情况地上部的积累量均超过积累总量的60.00%，沙柳地上部每种重金属积累量都超过积累总量的60.00%。水紫树对Mn和墨西哥落羽杉对Cu的地上部积累量超过积累总量的80.00%。

不同植物的重金属积累总量差异明显, 杞柳‘微山湖’对Cd、Zn和Cu的积累总量最大，达到462.58、4 341.32、261.86 mg·株^-1；沙柳对Pb、Mn的积累总量最大，分别为106.97、577.64 mg·株^-1。

按照表 6中各树种的栽植密度，在6 a的生长周期内，杞柳‘微山湖‘对重金属污染土壤的重金属迁移量总体较高，对Cd、Zn、Pb、Cu、Mn的迁移量分别达到3.70、34.73、0.66、2.10、4.23 kg·hm^-2，沙柳对Zn的迁移量可达22.26 kg·hm^-2，水紫树在4 a内对Mn的迁移量达到3.80 kg·hm^-2。

对水紫树和墨西哥落羽杉重金属耐受力和积累能力的研究尚未有报道。在本研究土壤重金属浓度下，2个树种均没有出现明显中毒现象，表明这2个树种都能适应严重Cd污染、中度Zn污染以及轻微Pb污染的土壤环境。水紫树对Mn、杞柳‘微山湖’、沙柳对Zn和Cd、墨西哥落羽杉对Cu分别有较强的富集和转运能力，表现在该树种中某重金属含量高于其它树种，同时转运系数及富集系数相对较高，重金属积累总量及地上部积累量相对较高。虽然土壤Mn浓度未达到污染，但通过对其植物中含量的分析也可以观察Mn的积累和转运趋势。墨西哥落羽杉枝条对Cu、Pb的积累量分别占植物体积累总量的49.14%、26.69%，叶部对Mn的积累量也较大。水紫树各部位Mn的浓度都远大于其它几个树种，其富集系数在几个树种间最高，而转运系数更达到2.34，但因为极低的生物量导致积累总量排在第4位，不过也是几种重金属中与其它树种差距最小的一种，而且叶部对Mn的积累量占积累总量的36.54%，随着水紫树继续生长，对Mn的积累可能会有较大潜力；虽然水紫树对其它几种重金属转运系数也较高，但树体内含量较低，不具备植物修复的潜力。

本研究中, 沙柳和杞柳‘微山湖’对重金属污染土壤有较强适应能力，并且对重金属有较强的转运积累能力。已有研究同样表明了柳树对Cd和Zn具有较大的修复潜力，Migeon等将多种木本植物在重金属污染土地上进行田间试验发现，对Cd和Zn转运积累效果最好的是杂交杨(P. trichocarpa × P. deltoids、P. tremula × P. tremuloides、P. deltoides × P. nigra)和白柳(S. alba L.)及黄花柳(S. caprea L.)^[20]；张春燕等发现，6个柳树(苏柳2205、苏柳61-1、苏柳795等)品种在Cd、Zn、Pb复合污染土壤中生长3个月后，其Cd、Zn的转运系数分别为0.67~1.96、0.78~4.08，Pb仅为0.04~0.08^[14]。本研究中，2种柳树Cd、Zn、Pb转运系数均值分别为0.65、0.66、0.41，Pb转运系数远大于前者，原因可能是前者土壤中Pb含量极高，植物体内重金属含量会随土壤重金属含量升高而升高，但转运效率随之降低。杨卫东等通过水培试验发现，3个杞柳品种在水体中Cd浓度10 μmol·L^-1时，形态表现出对Cd的高忍耐性，3个杞柳品种对Cd的忍耐和积累没有显著差异^[21]。

柳树属于速生树种，短生长期内生物量增加速度与同龄树种相比有明显优势。沙柳和杞柳‘微山湖’在5种重金属积累总量比较中都排在4个树种前2位，尤其是对Cd和Zn的迁移量巨大。Van Slycken等采用不同柳树品种进行田间试验得出的结论与本文结果相近，即柳树具有用于重金属污染修复的巨大潜力，且品种间生物量和重金属积累能力有显著差异^[22]。本研究中，2种柳树在栽种密度低于Van Slycken等所用密度的情况下，对Cd和Zn的积累量依然明显高于前者所用的大多数品种。在植株体内重金属含量差异不大的情况下，本研究中单株柳树生物量要远大于前者每年轮伐累计产生的生物量，导致这个现象的原因可能是品种差异和植物生长年限较长，生物量增加会对体内重金属产生稀释效应^[23]，但二者综合作用下，在本研究的生长期内植株重金属积累总量依然明显增加。这说明如果能够在栽种密度、轮伐时间上加以优化，并改善栽培条件，可以更大程度地增加其生物量，从而强化其对重金属的积累能力和修复效果。

(1) 在研究区淹水土壤Cd、Zn、Pb分别达到重度污染、中度污染、轻度污染的复合污染情况下，沙柳、杞柳‘微山湖’、墨西哥落羽杉和水紫树4个树种能够维持生长，表现出较强的重金属耐性。

(2) 供试4个树种生物量差异明显，2种柳树生物量具有一定优势，各树种地上部生物量均超过单株总生物量的70.00%，较高的地上部生物量比例是重金属有效积累富集到地上部的基础。

(3) 4个树种对重金属积累能力有明显差异，同一树种对不同重金属积累能力也不同。沙柳和杞柳‘微山湖’对Cd和Zn具有较强的积累能力，有应用于重金属污染土壤树木修复的潜力。在土壤Cu污染较轻和Mn未达到污染等级的情况下，墨西哥落羽杉和水紫树表现出较强的Cu和Mn积累和转运能力，但这2个树种是否适用于Cu污染和Mn污染的土地(湿地)修复还需要进一步验证。4个树种树体内Pb含量接近且较低，均不适合用于Pb污染修复。