在增加的Cd(II)和Zn(II)暴露条件下，Alliaria petiolata和Salix aquatica grandis的耐受性及微量元素提取情况

《Ecotoxicology and Environmental Safety》：Tolerance and trace elements extraction of Alliaria petiolata and Salix aquatica grandis under increased Cd(II) and Zn(II) exposure

　　乔丹·科洛特（Jordan Collot）| 菲利普·比内（Philippe Binet）| 达尼耶拉·阿尔塞诺夫（Danijela Arsenov）| 米歇尔·沙拉（Michel Chalot）
玛丽-路易·巴斯德大学（Université Marie et Louis Pasteur），法国国家科学研究中心（CNRS），时间与环境研究组（Chrono-environnement，UMR 6249），蒙贝利亚尔（F-25200，法国）

**摘要**
在植物提取（phytoextraction）研究中，经常探讨使用具有高生物量生产能力的积累物种，尤其是与能够增加微量元素（如Cd(II)和Zn(II)生物可利用性的处理方法结合使用。本研究旨在通过测试Alliaria petiolata和Salix aquatica grandis在水培条件下对逐渐增加的Cd(II)或Zn(II)浓度的耐受性和积累能力，来评估它们在植物提取中的潜力。

这两种物种均表现出对这两种元素的较高耐受性，尤其是A. petiolata在暴露于Cd(II)时几乎没有出现植物毒性症状。此外，观察到A. petiolata叶片中的最高积累浓度为：Cd(II) 332.1 mg kg?1 DW；Zn(II) 1614.8 mg kg?1 DW；而S. aquatica grandis的相应浓度为：Cd(II) 129.3 mg kg?1 DW；Zn(II) 2227.2 mg kg?1 DW。研究结果表明，随着营养液中这些元素浓度的增加，Cd(II)和Zn(II)的提取量也会增加，但最终会受到物种特异性毒性阈值的限制，这表明存在一个适合辅助植物提取的最佳浓度范围。本研究突显了A. petiolata和S. aquatica grandis在面对高浓度Cd(II)和Zn(II)时的潜在能力和局限性。下一步将在具有环境问题的复杂环境中进行田间试验，以进一步验证它们的实际应用潜力。

**1. 引言**
由于微量元素（TE）在土壤中的持久性（Ali等人，2019年）及其对植被和人类的影响（Peng等人，2018年；Goyal等人，2020年），受污染土壤的管理已成为一个重大问题。Cd(II)和Zn(II)的污染常常同时存在（Chaney，2010年），并且由于它们在全球土壤中的普遍存在而受到广泛研究（Koopmans等人，2008年）。在植物吸收的微量元素中，Zn(II)是必需的，参与多种代谢功能（Vatansever等人，2017年；Kaur等人，2023年），而Cd(II)则没有已知的功能（Huang等人，2017年）。然而，这两种元素的过量积累可能导致植物中毒（Cherif等人，2011年），因为它们在土壤中的生物可利用性相对较高，并且容易受到某些参数（尤其是pH值，Kashem和Singh，2001年；Spurgeon等人，2006年）的影响，相比之下其他微量元素如Pb(II)的生物可利用性较低（Qasim和Motelica-Heino，2014年）。事实上，植物中过量的Cd(II)会对生长产生多种负面影响，包括抑制水分和养分（NO3?、Ca、K、Mg和P）的吸收，阻碍叶绿素合成，并缩短根和茎的长度（Asati等人，2016年）。另一方面，Zn(II)的毒性也会限制植物生长，导致黄化现象以及锰（Mn）和铜（Cu）的缺乏（Nagajyoti等人，2010年）。

植物修复技术利用植物与化学化合物相互作用的自然能力来管理此类污染（Moosavi和Seghatoleslami，2013年）。植物提取是一种利用植物从土壤中吸收并积累这些元素的方法（Chengatt等人，2023年）。这样，植物体内积累的污染物可以被收获并从土壤中提取出来。尽管植物提取具有生态和经济效益，但其主要局限性在于需要较长的处理时间才能显著降低污染物的浓度（Robinson等人，2015年）。因此，提高植物提取的效率对于使这种方法可行至关重要。影响植物提取效率的两个关键参数是：一是植物能够在其地上部分积累的污染物浓度；二是植物产生的生物量（Bhargava等人，2012年）。在常用的植物提取物种中，超积累植物（hyperaccumulators）能够在其地上部分自然积累大量微量元素（Pidlisnyuk等人，2021年）。将植物视为超积累植物的阈值分别为Cd(II) 100 mg kg?1干重（DW）和Zn(II) 3000 mg kg?1干重（Kr?mer，2010年；Manara等人，2020年）。然而，超积累植物（例如Noccaea caerulescens和Arabidopsis halleri）存在某些局限性，如生长缓慢、生物量产生少，以及对积累或甚至耐受的微量元素的选择性有限（Rascio和Navari-Izzo，2011年；Sheoran等人，2016年）。另一方面，无论是草本还是木本的大量生物量积累植物也在植物提取研究中得到广泛应用（Mayerová等人，2017年）。它们通过高生物量产生、广泛的根系以及能够积累和耐受多种污染物的能力来弥补其较低的微量元素积累量，从而提供较高的提取效率（Singh等人，2020年；Navazas等人，2022年）。

在用于植物提取的高生物量积累物种中，柳属（Salix）是研究最多的之一。这些物种因其快速生长和高生物量生产而受到广泛应用（Kuzovkina和Volk，2009年）。根据物种和克隆的不同，它们还能耐受并积累大量的多种微量元素（Lachapelle和Yavari，2020年；Cao等人，2022年），因为这些物种具有较高的遗传多样性（Amdoun等人，2020年）。Ciadamidaro等人（2019年）曾报道，Salix aquatica grandis的叶片中Cd(II)和Zn(II)的积累浓度分别超过120 mg kg?1 DW和2500 mg kg?1 DW，表明该物种是植物提取的良好候选者。同样，Grabner等人（2011年）和Drozdova等人（2019年）也指出Alliaria petiolata是一种Cd(II)和Zn(II)的积累植物。此外，Collot等人（2023年）最近发现A. petiolata是多污染场地中的优势物种，其地上部分可积累高达18 mg kg?1 DW的Cd(II)和1750 mg kg?1 DW的Zn(II)，这支持了其未来在植物提取研究中的潜力。尽管已观察到S. aquatica grandis和A. petiolata具有积累Cd(II)和Zn(II)的能力，但它们对这些元素的耐受性仍取决于环境中的具体浓度。这一变量在植物提取中非常重要，尤其是在旨在提高污染物生物可利用性以促进提取的方法中。

**2. 材料与方法**
**2.1. 实验设计**
A. petiolata由种子（Les semences du Puy nursery，Le Puy-en-Velay，法国）培育而成，秋季播种在泥炭中，每周浇水三次直至发芽。经过层积处理后，早春时获得幼苗，并移植到相同的培养基中继续生长两个月，然后用于实验。S. aquatica grandis由Soupe nursery（Chatillon-sur-Chalaronne，法国）提供，使用约8厘米高、1.5厘米直径的插条，放置在装有珍珠岩的托盘中，每周浇水三次，生长一个月后用于实验。

实验在生长室中进行，条件如下：光照强度100 μmol m?2 s?1（Vegeled Apollo LL300，COLASSE SA，Seraing，比利时）；昼夜光照时间14小时/10小时；昼夜温度22°C/18°C；湿度70%。植物被种植在0.5升的容器中，容器内填充25克珍珠岩，并使用调整至pH 6的0.25倍Hoagland溶液（Hoagland和Arnon，1950）进行灌溉。不同处理重复六次，包括在营养液中添加逐渐增加浓度的Cd(II)（以CdCl2形式）或Zn(II)（以ZnSO4·7H2O形式）（表1）。选择这些处理基于先前的研究（Amdoun等人，2020年；Wang等人，2021年）以及所选物种的耐受性，其中A. petiolata对Cd(II)和Zn(II)的耐受性更强，因此增加了额外的处理组。

**表1. 添加到营养液中的微量元素（Cd(II)或Zn(II)浓度及处理代码**
| 元素 | A. petiolata | S. aquatica grandis |
|-------------|-----------------|-------------------|
| Cd(II)浓度（μM） | 1 | 1 |
| 2.5 | 2.5 | 2.5 |
| 5 | 3 | 3 |
| 10 | 10 | 10 |
| 30 | 30 | 30 |
| Zn(II)浓度（μM） | 5 | 15 |
| 10 | 10 | 10 |
| 25 | 25 | 25 |
| 30 | 30 | 30 |
| 50 | 50 | 50 |
| 100 | 100 | 100 |

对照处理为不含Cd(II)或Zn(II)的Hoagland溶液。溶液每周更换两次。实验采用完全随机设计，以最小化实验偏差并确保每个处理的代表性采样。

**2.2. 植物生长**
实验结束时，通过测量暗适应叶片（经过一夜（10小时）后的最大光系统II（PSII）量子产率（Fv/Fm）（Maxwell和Johnson，2000年）来评估植物的光合效率，使用光合产率分析仪（MINI-PAM II，Walz，Effeltrich，德国）。仅测量S. aquatica grandis的高度，因为A. petiolata在第一年的生长过程中高度变化不大。实际上，A. petiolata的叶片在第一年保持莲座状，茎在第二年才发育，因此在收获时不存在。收获后使用ImageJ（版本1.53）确定总叶面积，然后将A. petiolata和S. aquatica grandis的叶片冻干，之后测量生物量。在用20 mM Na2-EDTA振荡20分钟去除根部吸附的Cd(II)和Zn(II)并三次用蒸馏水冲洗后，测量每株植物的最长根长（Wang等人，2021年）。根（A. petiolata和S. aquatica grandis）和茎（S. aquatica grandis）的生物量在70°C下烘干后进行测量。耐受指数（TI）根据实验结束时植物的总干生物量（S. aquatica grandis包括根、茎和叶；A. petiolata包括根和叶）计算（Wang等人，2021年，公式1）。

所有样本在分析前使用混合研磨机（MM 200，Retsch，Eragny，法国）以30 rps的速度研磨3分钟（叶片）或5分钟（茎和根）。

**2.3. 光合色素浓度**
光合色素的浓度通过López-Hidalgo等人（2021年）的方案从干燥叶片样本中测定。该方法能够用少量样本获得敏感且可重复的结果。具体步骤为：将5毫克干燥叶片样本（冻干）在1毫升80%乙醇中均质化30秒，然后在10,000g和4°C下离心10分钟。上清液稀释两倍后，用于测定叶绿素a（Chl a）、叶绿素b（Chl b）和类胡萝卜素（CAR）的含量（Lichtenthaler，1987年）。使用分光光度计（Spark multimode microplate reader，Tecan，M?nnedorf，瑞士）在470、649和664 nm处测量吸光度，样品量为150 μl（空白对照为80%乙醇）。每次光密度的测量都重复了三次。然后根据方程2、3和4分别确定了Chl a、Chl b和CAR的浓度（单位为μg ml?1），最终以μg mg?1 DW表示。

(2) μChla = 13.36·Abs664nm?5 + 0.19·Abs649nm
(3) μChlb = 27.43·Abs649nm?8 + 0.12·Abs664nm
(4) μCAR = 1000·Abs470nm?2 + 0.13·Chla ? 0.97·Chlb

其中Abs表示提取物中测得的光密度。

2.4. 硫代乙醇（TE）的积累和提取
使用火焰原子吸收光谱法（AAS，Agilent technologies，Santa Clara，USA）或石墨炉AAS（240Z，Agilent technologies，Santa Clara，USA）测定了5–25 mg根、茎和叶样品中的Cd(II)或Zn(II)浓度。酸消化使用2 ml 67%硝酸和0.5 ml 35%过氧化氢的混合物进行（Assad等人，2017年）。基于干燥生物量和营养液中的TE浓度计算了根（方程5）和叶（方程6）的生物富集因子（BCF）（Touati等人，2019年）。

(5) RootBCF = TE浓度（干燥根生物量，mg/kg） / TE浓度（营养液，mg/l）
(6) LeafBCF = TE浓度（干燥叶生物量，mg/kg） / TE浓度（营养液，mg/l）

迁移因子（TF）（方程7）是根据干燥叶和根生物量中的TE浓度计算的（Touati等人，2019年）。

(7) TF = TE浓度（干燥叶生物量，mg/kg） / TE浓度（干燥根生物量，mg/kg）

通过上述方法提取的Cd(II)和Zn(II)的质量以μg/植物表示。对于AAS，使用的认证参考材料是东方巴斯马烟草叶（INCT-OBTL-5，LGC Standards，Molsheim，法国）。火焰AAS的回收率分别为89.9%（Cd(II)）和85.2%（Zn(II)），石墨炉AAS的回收率分别为98.8%（Cd(II)）和94.6%（Zn(II)）。

2.5. 统计分析
分析使用R（版本4.3.0）及其包agricolae（De Mendiburu，2023年）、cowplot（Wilke，2023年）和ggplot2（Wickham，2016年）进行。所有测试在p值< 0.05时被认为是统计显著的。使用Shapiro-Wilk检验评估数据的正态性，使用Levene检验评估方差的齐性，以确定应采用参数分析还是非参数分析。均值比较通过方差分析（ANOVA）进行，随后进行Fischer的LSD事后检验；当变量不符合参数分析要求时，使用Kruskal-Wallis检验。对于最大PSII量子产率、叶面积、根长、高度、干生物量、TI、Chl a、Chl b、CAR和提取的TE质量的数据，分别对每株植物和每种元素进行了均值比较。对于植物各部分（根、茎和叶）中的TE浓度数据，以及根BCF、叶BCF和TF，包括了所有处理（A. petiolata和S. aquatica grandis）的每种元素的均值比较。使用Spearman检验评估Cd(II)和Zn(II)的提取量或其植物部分中的浓度与营养液中TE浓度之间的相关性。数据可视化使用ggplot2和ggforce包完成。

3. 结果
3.1. 植物生长、对TE的耐受性以及光合色素的反应
经过28天的生长后，观察到生长参数对TE暴露的反应因元素、其浓度和所考虑的植物而异（图1）。关于Fv/Fm的均值（图1A和B），TE的添加对其有影响，这取决于其浓度。实际上，对于在Cd(II)富集营养液中生长的A. petiolata，处理C的均值高于Cd3和Cd5。Zn(II)也表现出类似的趋势，处理C的均值在统计上高于Zn4和Zn6。S. aquatica grandis的生长也受到最高Cd(II)处理的影响，因为处理C、Cd1和Cd2的Fv/Fm均值高于Cd3和Cd4。对于Zn(II)，处理C与其他所有处理之间没有显著差异（除了Zn2的值略高）。然而，Zn5的值在统计上低于所有其他Zn(II)处理。

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图1. 在实验结束时，在Cd(II)（蓝色）或Zn(II)（红色）富集营养液中培养的Alliaria petiolata（A、C和E）和Salix aquatica grandis（B、D、F和G）的生长参数的均值（n = 6）。对照组（绿色）对应于非富集营养液。误差条表示标准误差。对于每个处理、植物和元素，共同的字母表示在p < 0.05的条件下均值和事后成对比较测试中统计上相似的组。

A. petiolata的处理C的叶面积（图1C）与所有Cd(II)处理没有显著差异，其值范围为13.6至34.2 cm2。然而，对于Zn(II)，处理Zn5和Zn6显示出显著的负面影响，其值低于处理C、Zn1和Zn2。对于S. aquatica grandis（图1D），TE对叶面积的影响在两种元素中都更为明显。实际上，处理Cd3和Cd4的均值与处理C相比显著下降。对于A. petiolata（图1E），无论考虑哪种TE处理，根长都没有显著差异，其均值范围为6.4至10.6 cm。相反，对于S. aquatica grandis（图1F），Fv/Fm和叶面积的下降也体现在根长上。实际上，处理C的均值几乎是处理C的两倍。对于Zn(II)，处理C的均值几乎是Zn4的1.5倍，是Zn5的2.7倍。

关于S. aquatica grandis（图1G），添加Cd(II)显著降低了干生物量的均值，处理C降低了1.5倍，处理Cd3降低了2.6倍，处理Cd4降低了2.4倍。对于Zn(II)，处理C的均值是Zn5的2.3倍。

关于干生物量的产生，当A. petiolata暴露于Cd(II)时，根和叶没有显著差异（图2A）。然而，暴露于最高浓度的Zn(II)对这些参数产生了负面影响。实际上，处理C的根干生物量几乎是Zn3的2.6倍，Zn4的2.4倍，Zn5的3.25倍，Zn6的4.3倍。对于叶干生物量，处理C的均值几乎是Zn4的1.4倍，Zn5的1.6倍。与A. petiolata不同，S. aquatica grandis（图2B）在暴露于Cd(II)浓度时叶干生物量显著减少，处理C的均值是Zn3的2.2倍，Zn4的3.2倍。即使在较低的Cd(II)暴露下，茎的干生物量也显示出统计上的变化，处理Cd1、Cd2、Cd3和Cd4的均值分别几乎是处理C的1.5倍、1.7倍、3.1倍和3.8倍。关于根干生物量，趋势与叶干生物量相似，处理C的均值几乎是Zn3的2.5倍，Zn4的2.3倍。在Zn(II)暴露下，S. aquatica grandis的干生物量产生受到负面影响，尤其是Zn5，其均值是所有处理中最低的。实际上，Zn5的叶干生物量均值在统计上低于所有其他处理，特别是处理C的4.9倍。处理C的茎干生物量均值在统计上高于所有其他处理，几乎是Zn1的2.3倍，Zn2的1.9倍，Zn3的2.2倍，Zn4的3倍，Zn5的8.1倍。

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图2. 在实验结束时，在Cd(II)或Zn(II)富集营养液中培养的Alliaria petiolata（A）和Salix aquatica grandis（B）的干生物量均值（n = 6）。对照组对应于非富集营养液。根（白色）、茎（棕色，仅适用于Salix aquatica grandis）和叶（绿色）的生物量分开显示，误差条表示标准误差。对于每个处理、植物和元素，共同的字母表示在p < 0.05的条件下均值和事后成对比较测试中统计上相似的组。

由于TI值是从总干生物量数据计算得出的，它们总结了之前观察到的叶、茎和根生物量数据的结果（表2）。实际上，如前所述，对于在Cd(II)富集营养液中生长的A. petiolata，其干生物量的均值TI值没有显著变化。由于这些值接近或甚至大于1，Cd(II)的存在对该物种的干生物量产生没有影响。对于Zn(II)，处理Zn1、Zn2和Zn3也表现出类似的趋势，其均值TI值范围为0.96至1.05。然而，这三个处理的值显著高于Zn4、Zn5和Zn6，后者的值范围为0.51至0.62。对于S. aquatica grandis，Cd(II)的负面影响显而易见，因为均值TI值逐渐降低。处理Cd1的均值在统计上高于Cd3和Cd4。关于Zn(II)值，处理Zn1的均值TI值与Zn2、Zn3和Zn4统计上相似。如前所述，对于叶、茎和根的干生物量，处理Zn5的值显著低于所有其他处理。

表2. 在实验结束时，Alliaria petiolata和Salix aquatica grandis叶片中TI的均值和Chl a、Chl b及CAR的浓度（n = 6）。对于每个处理、植物和元素，共同的字母表示在p < 0.05的条件下均值和事后成对比较测试中统计上相似的组。

| 植物 | 处理 | TI（μg mg?1） | Chl a（μg mg?1 DW） | Chl b（μg mg?1 DW） | CAR（μg mg?1 DW） |
|------|--------|-------------|-----------------|-----------------|
| Alliaria petiolata | C/2.05 ± 0.10 a | 0.98 ± 0.05 a | 0.39 ± 0.02 a | 1.08 ± 0.17 a | 2.36 ± 0.26 a |
| | Cd1 | 1.08 ± 0.17 a | 2.36 ± 0.26 a | 1.02 ± 0.11 a | 0.49 ± 0.04 a |
| | Cd2 | 1.25 ± 0.21 a | 1.99 ± 0.24 a | 0.68 ± 0.20 a | 0.53 ± 0.15 a |
| | Cd3 | 1.00 ± 0.10 a | 1.06 ± 0.15 b | 0.38 ± 0.09 b | 0.31 ± 0.08 a |
| | Cd4 | 1.05 ± 0.25 a | 1.32 ± 0.18 b | 0.36 ± 0.17 bc | 0.36 ± 0.16 a |
| | Cd5 | 0.76 ± 0.17 a | 0.43 ± 0.04 c | 0.22 ± 0.02 c | 0.11 ± 0.03 a |
| | | | | | |
| Salix aquatica | C/1.83 ± 0.09 a | 0.70 ± 0.11 a | 0.35 ± 0.05 a | 1.07 ± 0.14 a |
| | Cd1 | 1.07 ± 0.14 a | 1.14 ± 0.06 b | 0.47 ± 0.02 a | 0.24 ± 0.01 a |
| | Cd2 | 0.65 ± 0.13 ab | 0.81 ± 0.07 c | 0.30 ± 0.03 ab | 0.19 ± 0.02 ab |
| | | | | | |
| | Cd3 | 0.40 ± 0.07 bc | 0.30 ± 0.04 d | 0.14 ± 0.02 bc | 0.10 ± 0.01 bc |
| | | | | | |
| | Cd4 | 0.31 ± 0.02 c | 0.24 ± 0.04 d | 0.11 ± 0.02 c | 0.08 ± 0.01 c |
| | | | | | |
| Alliaria petiolata | C/2.05 ± 0.10 a | 0.98 ± 0.05 a | 0.39 ± 0.02 a | 1.05 ± 0.12 a |
| | Cd1 | 1.05 ± 0.12 a | 1.53 ± 0.13 ab | 0.73 ± 0.05 b | 0.37 ± 0.02 a |
| | Cd2 | 0.96 ± 0.15 a | 1.43 ± 0.12 ab | 0.63 ± 0.09 bc | 0.36 ± 0.08 a |
| | Cd3 | 0.96 ± 0.11 a | 1.14 ± 0.13 bc | 0.55 ± 0.10 c | 0.29 ± 0.05 ab |
| | Cd4 | 0.62 ± 0.05 b | 0.63 ± 0.06 cd | 0.35 ± 0.07 d | 0.15 ± 0.04 bc |
| | | | | | |
| | Cd5 | 0.51 ± 0.03 b | 0.49 ± 0.06 d | 0.22 ± 0.04 d | 0.12 ± 0.03 bc |
| | | | | | |
| | Cd6 | 0.62 ± 0.06 b | 0.41 ± 0.07 d | 0.18 ± 0.04 d | 0.11 ± 0.04 c |
| | | | | | |
| Salix aquatica | C/1.83 ± 0.09 a | 0.70 ± 0.11 a | 0.35 ± 0.05 a | 1.07 ± 0.14 a |
| | Cd1 | 1.05 ± 0.04 a | 1.54 ± 0.03 ab | 0.61 ± 0.02 a | 0.32 ± 0.01 a |
| | Cd2 | 0.63 ± 0.09 a | 1.51 ± 0.04 ab | 0.58 ± 0.01 ab | 0.32 ± 0.01 a |
| | | | | | |
| | Cd3 | 0.57 ± 0.05 a | 1.39 ± 0.05 bc | 0.52 ± 0.02 ab | 0.31 ± 0.01 ab |
| | Cd4 | 0.40 ± 0.07 bc | 0.30 ± 0.04 d | 0.14 ± 0.02 bc | 0.10 ± 0.01 bc |
| | | | | | |

尽管Cd(II)暴露对A. petiolata的干生物量没有影响，但观察到光合色素浓度受到负面影响，随着营养液中TE浓度的增加而逐渐降低（表2）。Chl a和Chl b的均值浓度显示出相同趋势，因为处理C、Cd1和Cd2之间的值在统计上相似，但高于Cd3、Cd4和Cd5。此外，所有处理中的平均CAR浓度没有显著变化，其值范围在0.11至0.53 μg mg?1 DW之间。对于Zn(II)，处理C的Chl a均值浓度在统计上高于Zn3、Zn4和Zn5。Chl b的负面影响更为明显，因为处理C的均值浓度在统计上高于所有其他处理，其值从Zn1的0.73 μg mg?1 DW逐渐降低到Zn6的0.18 μg mg?1 DW。对于CAR的均值浓度，处理C的值显著高于Zn3、Zn4和Zn5。S. aquatica grandis表现出与A. petiolata类似的趋势，随着营养液中TE浓度的增加，均值逐渐降低。对于Cd(II)中的Chl a，处理C的均值浓度显著高于所有其他处理，其值从Cd1的1.14 μg mg?1 DW稳步下降到Cd4的0.24 μg mg?1 DW。Chl b在最低Cd(II)浓度处理中的影响不太明显，因为处理C的均值仅高于Cd3和Cd4。CAR（平均浓度值）与Chl b的趋势相同，Cd3和Cd4的值低于Cd1。关于Zn(II)暴露对S. aquatica grandis光合色素浓度的影响，处理C的Chl a平均值在统计上高于Zn3、Zn4和Zn5。对于Chl b，与Cd(II)类似，效应不太明显，因为处理C的平均浓度值仅高于Zn4和Zn5。CAR的趋势与Chl b相同，Zn4和Zn5的值显著低于Cd1。3.2. Cd(II)和Zn(II)的浓度、积累和转运随着营养液中TE浓度的增加，植物不同部位的Cd(II)积累量逐渐增加。实际上，A. petiolata根部的平均Cd(II)浓度（图3A）在处理C中显著低于Cd2、Cd3、Cd4和Cd5。S. aquatica grandis根部的平均Cd(II)浓度变化情况与A. petiolata相同，处理C的值显著低于Cd2、Cd3和Cd4。至于S. aquatica grandis根部的Zn(II)浓度（图3B），其值也随着营养液中TE浓度的增加而增加，但仅在最浓的处理中如此。对于A. petiolata，处理C的平均Zn(II)浓度在统计上低于Zn4、Zn5；对于S. aquatica grandis，这一趋势更为明显，因为唯一显著高于处理C的处理是Zn5，其根部Zn(II)浓度显著增加。关于S. aquatica grandis茎部的Cd(II)浓度（图3C），处理C的平均值在统计上低于Cd2、Cd3和Cd4。Zn(II)的趋势与Chl b相似（图3D），处理C的值低于Zn2、Zn3、Zn4。关于S. aquatica grandis叶片中的Cd(II)浓度（图3E），处理C的平均值显著低于Cd2、Cd3、Cd4。实验中观察到的叶片最大Cd(II)浓度分别为A. petiolata的332.1 mg kg?1 DW（Cd5）和S. aquatica grandis的129.3 mg kg?1 DW（Cd4）。对于A. petiolata叶片中的Zn(II）（图3F），处理C、Zn1和Zn2之间没有显著差异，但这些处理值仍低于Zn4、Zn5和Zn6。Zn3的值处于中间水平，与其他处理无显著差异。最后，S. aquatica grandis叶片中的平均Zn(II)浓度在处理C中显著低于Zn2、Zn3、Zn4和Zn5。Spearman检验显示，A. petiolata根部和叶片中的Cd(II)浓度与营养液中相应TE浓度之间存在强正相关（r值范围为0.67至0.86）（见补充信息）。S. aquatica grandis根部和叶片中的Cd(II)浓度与营养液中相应TE浓度之间也存在类似趋势（r值范围为0.84至0.97）。实验中观察到的叶片最大Cd(II)浓度分别为A. petiolata的1614.8 mg kg?1 DW（Zn6）和S. aquatica grandis的2227.2 mg kg?1 DW。下载：下载高分辨率图像（679KB）下载：下载全尺寸图像图3. 实验结束时Alliaria petiolata（黄色）和Salix aquatica grandis（红色）根部（A和B）、茎部（C和D）及叶片（E和F）中的Cd(II)和Zn(II)平均浓度（n=6）。对于E和F，彩色线条表示Alliaria petiolata（黄色）或Salix aquatica grandis（红色）中观察到的最大Cd(II)或Zn(II)浓度。对于每种处理和元素，共有的字母表示根据均值和事后成对比较测试在p<0.05时统计上相似的组。尽管随着营养液中TE浓度的增加，不同植物部位的TE浓度也增加，但这些元素的转运和生物富集方式并不相同。当暴露于富含Cd(II)的营养液时，A. petiolata的根部BCF（生物累积因子）下降，因为Cd1和Cd2的值相似，但显著高于Cd3、Cd4和Cd5（表3）。表3. 实验结束时Alliaria petiolata和Salix aquatica grandis根部和叶片BCF及TF（转运因子）的平均值（n=6）。对于每种处理和元素，共有的字母表示根据均值和事后成对比较测试在p<0.05时统计上相似的组。植物处理根部BCF叶片BCFTFAlliaria petiolataC//5.92 ± 4.28 aCd1482.8 ± 67.8 ab215.0 ± 102.2 ab0.44 ± 0.21 bcCd2367.2 ± 12.8 bc229.4 ± 68.9 abc0.61 ± 0.17 bcCd3205.0 ± 51.1 d137.1 ± 18.2 abd0.83 ± 0.15 abCd4185.7 ± 70.0 d94.9 ± 21.2 bd1.45 ± 0.63 abcCd5128.6 ± 40.2 d43.6 ± 25.4 d0.36 ± 0.15cSalix aquatica grandisC//0.64 ± 0.18 bcCd1270.8 ± 45.4 cd347.0 ± 51.6 c1.36 ± 0.14 aCd2404.8 ± 69.6 bc227.1 ± 18.0 ac0.63 ± 0.09 abcCd3606.8 ± 67.9 a175.5 ± 44.5 abc0.33 ± 0.10 bcCd4434.1 ± 28.9 b133.1 ± 20.2 abd0.32 ± 0.07 bcAlliaria petiolataC//1.70 ± 1.04 abcZn1251.2 ± 52.4 ab125.2 ± 11.1 abc0.59 ± 0.12 abdZn2126.1 ± 31.8 abc69.6 ± 8.5 bde0.90 ± 0.29 abdZn357.3 ± 17.1 cde74.4 ± 6.4 bcd2.53 ± 1.19 acefZn445.9 ± 10.8 cde45.9 ± 5.0 bdef1.27 ± 0.29 abceZn523.0 ± 2.2 e9.6 ± 3.7 ef0.40 ± 0.14 bdZn622.0 ± 1.6 e5.0 ± 2.0 f0.22 ± 0.08 dSalix aquatica grandisC//0.91 ± 0.14 abcZn1213.8 ± 22.6 ab405.4 ± 18.4 a1.96 ± 0.13 cefZn2220.9 ± 17.5 a452.8 ± 17.0 a2.11 ± 0.16cefZn3106.5 ± 12.1 abcd277.2 ± 12.4 ac2.80 ± 0.36 efZn433.7 ± 0.8 de123.8 ± 3.5 abc3.69 ± 0.15 fZn580.9 ± 11.6 bcd26.1 ± 3.4 def0.40 ± 0.12 bd然而，S. aquatica grandis的值有所不同，因为其根部BCF在Cd1处理中低于Cd3和Cd4。此外，Cd3处理的值高于Cd4。这些植物之间的差异还体现在A. petiolata的根部BCF值高于S. aquatica grandis，而在Cd3和Cd4处理中则相反。不过，两种植物在Cd(II)叶片BCF方面呈现相同趋势，即A. petiolata在Cd5处理中的值低于Cd1和Cd2。对于S. aquatica grandis，Cd4的值低于Cd1。S. aquatica grandis在Cd1处理中的叶片BCF高于A. petiolata。关于A. petiolata的Cd(II) TF（转运因子），处理C的值显著高于Cd1、Cd2和Cd5处理。Cd3和Cd4处理与其他所有处理相似（除了Cd3显著高于Cd5）。对于S. aquatica grandis，处理C的值显著高于C、Cd3和Cd4。植物之间的差异较小，除了处理C在A. petiolata中高于S. aquatica grandis，以及Cd1在S. aquatica grandis中高于A. petiolata。对于Zn(II)，两种植物的根部BCF均随营养液中浓度的增加而下降。A. petiolata在Zn1处理中的平均值显著高于Cd3、Zn4、Zn5和Zn6。对于S. aquatica grandis，处理Zn4显著低于Zn1和Zn2，处理Zn5显著低于Zn2。关于叶片BCF，A. petiolata的处理Zn5和Zn6在统计上相似，但值低于Zn1、Zn2和Zn3。处理Zn4的值处于中间水平，与其他处理无显著差异。对于S. aquatica grandis，处理Zn1、Zn2、Zn3和Zn4在统计上相似，但均高于Zn5。两种植物之间唯一的差异是S. aquatica grandis的叶片BCF在处理Zn2中显著高于A. petiolata。最后，A. petiolata的Zn(II) TF变化较小，处理C的平均值显著高于Zn6。Zn3的值也高于Zn5和Zn6。Spearman检验显示，A. petiolata根部和叶片中的Cd(II)浓度与营养液中相应TE浓度之间存在强正相关（r值范围为0.67至0.86）（见补充信息）。S. aquatica grandis根部和叶片中的Cd(II)浓度与营养液中相应TE浓度之间也存在类似趋势（r值范围为0.84至0.97）。实验中观察到的植物叶片最大Cd(II)浓度分别为A. petiolata的1614.8 mg kg?1 DW（Zn6）和S. aquatica grandis的2227.2 mg kg?1 DW（Zn5）。下载：下载高分辨率图像（679KB）下载：下载全尺寸图像图4. 实验结束时Alliaria petiolata（黄色）和Salix aquatica grandis（红色）根部（A和B）、茎部（C和D）及叶片（E和F）中提取的Cd(II)（A和C）和Zn(II)（B和D）的箱形图，单位为每株植物中的元素微克（n=6）。对于E和F，彩色线条表示Alliaria petiolata（黄色）或Salix aquatica grandis（红色）中观察到的最大Cd(II)或Zn(II)浓度。对于每种处理和元素，共有的字母表示根据均值和事后成对比较测试在p<0.05时统计上相似的组。尽管随着营养液中TE浓度的增加，不同植物部位的TE浓度增加，但这些元素的转运和生物富集方式并不相同。当暴露于富含Cd(II)的营养液时，A. petiolata的根部BCF下降，因为Cd1和Cd2的值相似，但显著高于Cd3、Cd4和Cd5（表3）。表3. 实验结束时Alliaria petiolata和Salix aquatica grandis根部和叶片BCF及TF的平均值（n=6）。对于每种处理和元素，共有的字母表示根据均值和事后成对比较测试在p<0.05时统计上相似的组。植物处理根部BCF叶片BCFTFAlliaria petiolataC//5.92 ± 4.28 aCd1482.8 ± 67.8 ab215.0 ± 102.2 ab0.44 ± 0.21 bcCd2367.2 ± 12.8 bc229.4 ± 68.9 abc0.61 ± 0.17 bcCd3205.0 ± 51.1 d137.1 ± 18.2 abd0.83 ± 0.15 abCd4185.7 ± 70.0 d94.9 ± 21.2 bd1.45 ± 0.63 abcCd5128.6 ± 40.2 d43.6 ± 25.4 d0.36 ± 0.15cSalix aquatica grandisC//0.64 ± 0.18 bcCd1270.8 ± 45.4 cd347.0 ± 51.6 c1.36 ± 0.14 aCd2404.8 ± 69.6 bc227.1 ± 18.0 ac0.63 ± 0.09 abcCd3606.8 ± 67.9 a175.5 ± 44.5 abc0.33 ± 0.10 bcCd4434.1 ± 28.9 b133.1 ± 20.2 abd0.32 ± 0.07 bcAlliaria petiolataC//1.70 ± 1.04 abcZn1251.2 ± 52.4 ab125.2 ± 11.1 abc0.59 ± 0.12 abdZn2126.1 ± 31.8 abc69.6 ± 8.5 bde0.90 ± 0.29 abdZn357.3 ± 17.1 cde74.4 ± 6.4 bcd2.53 ± 1.19 acefZn445.9 ± 10.8 cde45.9 ± 5.0 bdef1.27 ± 0.29 abceZn523.0 ± 2.2 e9.6 ± 3.7 ef0.40 ± 0.14 bdZn622.0 ± 1.6 e5.0 ± 2.0 f0.22 ± 0.08 dSalix aquatica grandisC//0.91 ± 0.14 abcZn1213.8 ± 22.6 ab405.4 ± 18.4 a1.96 ± 0.13 cefZn2220.9 ± 17.5 a452.8 ± 17.0 a2.11 ± 0.16cefZn3106.5 ± 12.1 abcd277.2 ± 12.4 ac2.80 ± 0.36 efZn433.7 ± 0.8 de123.8 ± 3.5 abc3.69 ± 0.15 fZn580.9 ± 11.6 bcd26.1 ± 3.4 def0.40 ± 0.12 bd然而，S. aquatica grandis的值有所不同，因为其根部BCF在Cd1处理中低于Cd3和Cd4。此外，Cd3处理的值高于Cd4。这些植物之间的差异还体现在A. petiolata的根部BCF值高于S. aquatica grandis，而在Cd3和Cd4处理中则相反。不过，两种植物在Cd(II)叶片BCF方面呈现相同趋势，即A. petiolata在Cd5处理中的值低于Cd1和Cd2。对于S. aquatica grandis，Cd4的值低于Cd1。S. aquatica grandis在Cd1处理中的叶片BCF高于A. petiolata。关于A. petiolata的Cd(II) TF，处理C的值显著高于Cd1、Cd2和Cd5处理。Cd3和Cd4处理与其他所有处理相似（除了Cd3显著高于Cd5）。对于S. aquatica grandis，处理C的值显著高于C、Cd3和Cd4。植物之间的差异较小，除了处理C在A. petiolata中高于S. aquatica grandis，以及Cd1在S. aquatica grandis中高于A. petiolata。对于Zn(II)，两种植物的根部BCF均随营养液中浓度的增加而下降。A. petiolata在Zn1处理中的平均值显著高于Cd3、Zn4、Zn5和Zn6。对于S. aquatica grandis，处理Zn4显著低于Zn1和Zn2，处理Zn5显著低于Zn2。关于叶片BCF，A. petiolata的处理Zn5和Zn6在统计上相似，但值低于Zn1、Zn2和Zn3。处理Zn4的值处于中间水平，与其他处理无显著差异。对于S. aquatica grandis，处理Zn1、Zn2、Zn3和Zn4在统计上相似，但均高于Zn5。两种植物之间唯一的差异是S. aquatica grandis的叶片BCF在处理Zn2中显著高于A. petiolata。最后，A. petiolata的Zn(II) TF变化较小。实际上，处理C的平均值显著高于Zn6。Zn3的值也高于Zn5和Zn6。对于S. aquatica grandis，TF逐渐增加至处理Zn4，然后在处理Zn5中急剧下降。实际上，处理C的平均值在统计上与Zn1、Zn2和Zn5相似，但低于Zn3和Zn4。此外，Zn1、Zn2、Zn3和Zn4的平均值显著高于Zn5。比较两种植物时，S. aquatica grandis在Zn1、Zn2和Zn4处理中的Zn(II) TF值高于A. petiolata。3.3. Cd(II)和Zn(II)的提取尽管随着处理的进行，茎部和叶片中的Cd(II)和Zn(II)浓度持续增加，但这些元素的提取趋势不同，因为提取的Cd(II)和Zn(II)值在Cd1和Cd2之间达到最大值（对于Cd(II），在Zn2和Zn3之间达到最大值。实际上，A. petiolata在处理C中提取的Cd(II)质量平均值（图4A）显著低于所有其他处理，除了Cd1。Cd2、Cd3、Cd4和Cd5的平均值在统计上相似，其中Cd4的值最高。对于S. aquatica grandis（图4B），在处理C中提取的Cd(II)显著低于所有其他处理。关于A. petiolata提取的Zn(II）（图4C），处理C的值与Zn1和Zn2相似，且这些处理显著低于其他处理。最后，对于S. aquatica grandis提取的Zn(II）（图4D），处理C和Zn1的值相似，但这些处理低于Zn2、Zn3和Zn4。处理Zn5的值与其他处理相似，但几乎高出3.2倍。Spearman检验显示，A. petiolata提取的Cd(II)和Zn(II)浓度与营养液中相应TE浓度之间存在正相关（Cd(II)的r值为0.52，Zn(II)的r值为0.76）。S. aquatica grandis提取的Cd(II)和Zn(II)浓度与营养液中相应TE浓度之间也存在类似趋势（Cd(II)的r值为0.61，Zn(II)的r值为0.53）（见补充信息）。这些正相关表明Cd(II)和Zn(II)在植物各部位的浓度演变相似，但TE提取的相关系数较低。下载：下载高分辨率图像（350KB）下载：下载全尺寸图像图4. 实验结束时Alliaria petiolata（黄色）和Salix aquatica grandis（红色）从营养液中提取的Cd(II)（A和C）和Zn(II)（B和D）的箱形图，单位为每株植物中的元素微克（n=6）。箱形图中的星号表示提取的TE平均值。对于每种处理、植物和元素，共有的字母表示根据均值和事后成对比较测试在p<0.05时统计上相似的组。4. 讨论4.1. A. petiolata和S. aquatica grandis对Cd(II)和Zn(II)的耐受性关于这两种积累物种对Cd(II)和Zn(II)的高耐受性的假设通过测量植物生长参数得到了证实。特别是A. petiolata在营养液中存在Cd(II)和Zn(II)时表现出高耐受性，因为当施用最低浓度的TE时，大多数参数几乎没有或没有影响（与对照组相比）。这些元素仍然具有负面影响，具体取决于其浓度，对S. aquatica grandis的影响比对A. petiolata更明显，尤其是在最高Cd(II)浓度（Cd3、Cd4和Cd5）下。由于S. aquatica grandis的生长速度比A. petiolata快，部分差异可以通过S. aquatica grandis的生长变化更容易被观察到，甚至在统计上也更明显。然而，S. aquatica grandis对这些元素的敏感性更高，如在Zn5处理下观察到的严重生长抑制所示。Malabad等人（2022）评估了在Mn-、Fe-和S污染环境中生长的几种Salix物种的水分蒸发和TE积累情况，他们报告称S. aquatica grandis具有较高的气孔导度，这可以解释该植物中Mn的积累。因此，在我们的实验中，S. aquatica grandis较高的水分通量可能使其对Cd(II)和Zn(II)的敏感性增加。已有研究表明A. petiolata能够轻松生长并定殖受TE污染的场所（如Cd(II)和Zn(II）（Grabner等人，2011年；Collot等人，2023年）。因此，该物种可能还存在其他机制，以解释其对Cd(II)和Zn(II)的高耐受性，例如通过过表达编码金属转运蛋白的基因（如CDF或HMA家族的基因）来有效隔离TE，这些转运蛋白参与将Cd(II)和Zn(II)从细胞质转运到液泡中（Jan和Parray，2016年；Singh等人，2016年）。这些机制在超积累物种中也有观察到，如Arabidopsis helleri和Noccaea caerulescens，使它们能够最大化其耐受性并在地上部分积累TE（Tibbett等人，2021年）。植物暴露于最高浓度的Cd(II)和Zn(II)会对研究中的两种植物产生负面影响，表现为干生物量减少、Fv/Fm值下降、光合色素浓度降低、总叶面积减少，以及对于S. aquatica grandis来说，根长和株高也受到影响。植物暴露于高浓度TE时，通常会通过改变细胞分裂和伸长速率（Wani等人，2018年）、干扰光合作用过程（Das等人，2015年）或减少光合色素（Hajar等人，2014年）而对其生长产生毒性作用。Behtash等人（2024年）在水培实验中对Lactuca sativa进行的研究也发现了类似的现象，当暴露于逐渐增加的Cd浓度时，他们观察到生物量显著减少，Chl a、Chl b和CAR浓度也下降。Ciriello等人（2022年）对两种罗勒品种进行类似实验，这些品种暴露于逐渐增加的Zn(II)浓度（高达50 μM，介于Zn3和Zn4之间），也证实了这种元素的植物毒性。添加Zn(II)后，叶面积、总干生物量、Fv/Fm值和总叶绿素浓度普遍下降；然而，受影响的参数和毒性程度因品种而异，正如我们在两种物种之间观察到的那样。在本研究中测量的参数中，只有A. petiolata根的长度在所有处理条件下都没有变化，即使在该植物的根生物量在Zn3至Zn6处理中显著减少的情况下也是如此。这表明这一参数对于评估植物所受的金属压力并不具有相关性。

4.2. A. petiolata和S. aquatica grandis的积累能力
随着营养液中Cd(II)和Zn(II)浓度的增加，植物各部分的TE浓度也相应上升，这表明溶液中TE的可用性更高（Muszyńska和Labudda，2019年）。然而，当营养液中的TE浓度升高时，根部的BCF（生物量分配系数）下降，叶片的BCF也受到影响，Touati等人（2019年）在水培条件下培养Salix alba和Salix viminalis时也报告了这一现象。这种现象突显了Cd(II)和Zn(II)在植物体内传输的局限性，这可能是由于根部吸附的TE达到饱和状态所致，这是它们被吸收的第一步（Song等人，2017年；Shahid等人，2017年），从而降低了从土壤溶液到根部的传输速率，导致BCF下降。实际上，土壤溶液中的金属离子通过与根表面的H+交换被植物吸附，然后才被吸收。溶液中高浓度的离子会饱和这些交换位点，限制其进入植物的速度（Muszyńska和Labudda，2019年；Zhang等人，2024年）。植物生物量的抑制也可能与此现象有关，因为它减少了可被吸附的TE量，从而降低了植物对TE的吸收速率。两种物种的地上组织中都积累了Cd(II)和Zn(II)，且Cd(II)的积累量相似；而在几种处理条件下，S. aquatica grandis的Zn(II)浓度高于A. petiolata。S. aquatica grandis的Cd(II)积累量处于Dos Santos Utmazian等人（2007年）观察到的几种柳树物种的叶浓度范围内，这些物种在富含4.45 μM Cd(II)的营养液中生长30天后，Cd(II)浓度为11.9至315 mg kg?1 DW（接近我们实验中的Cd3处理）。关于Zn(II)，S. aquatica grandis的叶浓度高于McBride等人（2016年）报告的几种其他柳树物种在200 μM Zn(II)浓度下的浓度（我们实验中的Zn4至Zn5），生长18天后，Zn(II)浓度达到679至1020 mg kg?1 DW。Ciadamidaro等人（2019年）报告，在野外受TE多重污染环境中生长多年的S. aquatica grandis叶片中的Cd(II)和Zn(II)浓度分别达到120和2500 mg kg?1 DW。所有这些数据都表明柳树属植物中Cd(II)和Zn(II)的积累存在显著差异。然而，我们实验中的数据显示，S. aquatica grandis积累的这些元素浓度处于受控条件和野外条件下的范围内。关于A. petiolata的积累能力，相关研究较少。不过，Drozdova等人（2019年）报告称，该物种在受污染环境中对Cd(II)和Zn(II)的TF（转移因子）值高于1，这与我们实验中的C、Cd4、Zn3和Zn4处理结果一致。因此，我们的结果证实了A. petiolata在植物提取方面的潜力。在野外条件下，Collot等人（2023年）在一个受TE多重污染的地点发现S. aquatica grandis的叶中Cd(II)和Zn(II)浓度分别达到18和1750 mg kg?1 DW。这些数据难以与我们的数据进行直接比较，因为它们是在自然条件下观察到的。然而，在野外老植株（超过一年生）中观察到的Zn(II)浓度高于我们的水培实验结果，表明暴露时间也是一个重要因素，可能会增强A. petiolata对这种元素的提取能力。总体而言，对于A. petiolata和S. aquatica grandis来说，叶片中的Cd(II)浓度在某些处理条件下超过了100 mg kg?1 DW，这是将植物归类为Cd(II)超积累者的阈值（Kr?mer，2010年；Manara等人，2020年）。只有自然条件下观察到的数据才能确定一个物种是否为超积累者，而我们的研究并未达到这一标准。不过，超过这一阈值表明这两种物种作为Cd(II)积累的潜在候选者具有潜力。对于S. aquatica grandis，不同处理下的TF值达到最大值（在Cd1和Zn3-Zn4处理中观察到），随后又回落到与对照组相当甚至更低的水平。A. petiolata在Zn处理下也观察到了类似现象。这可能与植物的应激反应有关，这种反应促进了TE向地上部分的转移，以最大化其在植物体内的隔离，从而提高了其对这些元素的耐受性。实际上，TE在植物地上部分的积累可以减轻这些污染物的压力，特别是通过细胞质中的螯合作用或液泡中的隔离机制（Rascio和Navari-Izzo，2011年；Tibbett等人，2021年）。在高浓度处理下观察到的TF值下降可能是由于这种防御机制的极限，使其无法进一步增加Cd(II)和Zn(II)的传输和隔离。Cd(II)和Zn(II)的转移是由重金属转运ATP酶诱导的，这些蛋白质在积累物种的根部和地上部分都过度表达，表明转移过程被上调（Singh等人，2016年）。与过度金属压力相关的根部损伤可以解释我们实验中观察到的TF值急剧下降。事实上，TE压力会导致植物产生活性氧（ROS）。当这些ROS积累时，它们会攻击DNA、脂质和蛋白质等关键生物分子，改变细胞功能，最终导致细胞死亡（Choudhary等人，2020年）。因此，ROS的积累会损害植物组织，尤其是在我们实验中观察到TE浓度较高的根部，从而改变离子传输途径。

4.3. Cd(II)和Zn(II)的提取
我们的研究集中在水培条件下生长的A. petiolata和S. aquatica grandis的TE提取上。研究发现，这两种物种都表现出显著的Cd(II)和Zn(II)提取能力，因为它们在暴露于高浓度这些元素的营养液时显示出Cd(II)和Zn(II)的积累增加，且A. petiolata的耐受性更高。S. aquatica grandis的Cd(II)和Zn(II)提取潜力处于Dos Santos Utmazian等人（2007年）报告的几种柳树物种的范围内，这些物种在含有4.45 μM Cd(II)（类似于我们的Cd3处理）或76.5 μM Zn(II）（介于Zn3和Zn4之间）的营养液中生长30天后，Cd(II)的提取值范围为5至170 μg/株，Zn(II)的提取值范围为40至2410 μg/株。另一方面，我们的数值高于Wang等人（2016年）在Salix fragilis、Salix matsudana和Salix babylonica上观察到的结果，这些植物在含有20 μM Cd(II)、Cu和Zn(II)（Cd(II)浓度是Cd4的两倍）的混合物中生长28天后，Cd(II)的提取值范围为2.73至7.60 μg/株。然而，这些较低的值可能部分是由于多重污染的影响，这可能会对植物产生更强的影响（Alia等人，2015年），并减少每种单一污染物的积累（Dos Santos Utmazian等人，2007年）。植物地上部分的生物量生产和TE积累是植物提取过程中的两个关键参数（Mayerová等人，2017年），因为它们直接影响植物提取的污染物量。因此，营养液中Cd(II)和Zn(II)浓度的增加产生了两种相反的效果：一方面，它增加了植物地上部分的TE浓度，这对植物提取是有利的；另一方面，它减少了生物量生产（A. petiolata在Cd(II)处理下除外），从而可能降低植物提取的产量。此外，Cd(II)和Zn(II)的提取在较低TE浓度下迅速增加，然后在最高TE浓度下趋于稳定，此时对生物量的影响抵消了地上部分TE浓度的增加。这些观察结果得到了相关性分析的支持，结果显示营养液中的TE浓度与植物中的TE浓度之间存在正相关，且这种相关性大于营养液中的TE浓度与提取TE浓度之间的相关性。此外，在S. aquatica grandis的Zn(II)提取过程中，Zn5处理下观察到的生长抑制明显影响了该元素的提取，而之前的Zn4处理则表现出最高的提取值。类似的观察结果也在旨在通过降低土壤pH值来增加TE可用性的土壤实验中报道过，这导致Brassica juncea、Helianthus annuus和Salix viminalis（Kayser等人，2001年）或Zea mays（Cui等人，2004年；Sun等人，2020年）的TE积累增加，但同时影响了生物量。然而，除了S. aquatica grandis在达到Zn5（500 μM）溶解Zn(II)浓度的情况外，我们的研究强调了通过增加营养液中的浓度可以提高这两种物种的Cd(II)和Zn(II)提取的可能性。最初的假设认为这两种植物对Cd(II)和Zn(II)具有高耐受性，并且可以在一定程度上增加提取的元素质量。我们的实验证实了这些假设，确定了一个最佳浓度范围，可以在产生足够地上生物量的情况下提高提取量。因此，通过提高植物环境中的元素浓度来优化植物提取（phytoextraction）是一种需要仔细管理促进植物元素积累与维持生物量生产之间平衡的方法。在比较这两种植物对Cd(II)和Zn(II)的提取能力时，发现S. aquatica grandis在这两种元素上的提取效果优于A. petiolata。鉴于这两种植物地上部分的浓度差异较小，提取效果主要受生物量生产的影响。实际上，针对柳属（Salix）进行的植物提取研究经常指出这些植物具有较高的生物量生产潜力（Varga等人，2009年；Cloutier-Hurteau等人，2014年）。然而，在田间实验中，草本植物A. petiolata的种植密度可能高于S. aquatica grandis，从而可以弥补这一差异。此外，这两种植物可以用于木本和草本植物的共种植系统，该系统已经在提高特定区域内的元素积累量或生物量生产方面显示出良好的效果（Zeng等人，2019年；Lachapelle和Yavari，2020年）。

5. 结论

本研究重点关注了最近在受污染场地发现的一种具有潜在植物修复能力的植物A. petiolata和S. aquatica grandis对Cd(II)和Zn(II)的耐受性、积累能力和提取能力。这两种植物的地上部分均能积累这两种元素，并且其积累量随着营养溶液中这些元素浓度的增加而增加。虽然最初假设这两种植物对Cd(II)和Zn(II)都有一定的耐受性，但实验结果表明A. petiolata的耐受性更强：在最大暴露水平（30 μM Cd(II)）下，该植物仅表现出轻微的植物毒性症状，并且根部和叶片的生物量生产保持稳定。研究的主要结论是：当营养溶液中的元素浓度增加时，这两种植物都能最大化Cd(II)和Zn(II)的提取量。然而，这一过程受到每种植物耐受性和生物量生产能力的限制。这些结果既展示了A. petiolata和S. aquatica grandis的潜力，也指出了它们的局限性，为后续的田间植物提取试验奠定了基础，以便评估这些植物在复杂多污染环境中的表现以及所需处理时间，从而确定它们在污染场地修复中的应用可能性。

**作者贡献声明：**

- CHALOT Michel：撰写、审稿与编辑、监督、资金获取、概念构思。
- ARSENOV Danijela：撰写初稿、研究、概念构思。
- BINET Philippe：撰写初稿、验证、研究、概念构思。
- COLLOT Jordan：撰写初稿、数据可视化、研究、概念构思。

**资金支持**

ECOPOLIS项目获得了法国国家研究机构（ANR）的资助（项目编号：ANR?20-CE22–0010），以及法国投资总秘书处“未来投资计划”（PIA3）下的“创新领域”资助，同时还得到了Montbéliard地区政府的Ph-D项目资助。