茅尾海紅樹林濕地植物對重金屬的累積特征

耿俊杰，黃亮亮，吳志強，2，朱召軍，常 濤，武文麗，熊 力

(1.桂林理工大學a.廣西礦冶與環境科學實驗中心;b.環境科學與工程學院，廣西桂林 541006;2.廣西大學，南寧 530004)

紅樹林是分布于熱帶、亞熱帶河口潮間帶的重要植被類型。研究表明，紅樹林對多種污染物都有一定的抗性和耐受力，且紅樹林植物和林下土壤都有吸收各種污染物的能力，從而對水體有一定的凈化作用[1]。長期以來，由于沿海經濟的日益發展，河口海岸的污染日益加重，大量有關紅樹林濕地的研究相繼展開[2-7]。紅樹植物體內重金屬含量較低，Pb、Zn 的含量均低于根際沉積物[8]，而且在對泉州灣洛陽河口紅樹林區的調查中發現，桐花樹和秋茄兩種紅樹植物各部位中元素平均含量順序大體一致:Fe ＞Mn ＞Cr ＞Zn ＞Cu＞Pb ＞Co[9]。除海蓮外，白骨壤、真紅樹、角果木、桐花樹紅樹植物在不同區域富集系數差異性顯著[10]。此外，還發現紅樹種苗的萌芽生長對Hg具有較高的抗性，且相同條件下拒鹽紅樹植物秋茄對Hg 的耐性比泌鹽的桐花樹高[11]。

本文選取茅尾海紅樹林保護區域紅樹林濕地的桐花樹、秋茄和老鼠簕為研究對象，選取植物不同部位(根、莖、葉)，分析其中重金屬Cu、Zn、Cr、Ni、Pb、Cd、Hg、As 的含量，探討不同紅樹林濕地植物各部位對重金屬吸附能力的差異，比較不同植物各部位對重金屬元素的累積差異。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

研究區域位于廣西欽州市茅尾海紅樹林自治區級自然保護區(108°28′33″—108°55′53″E、21°33′15″—21°54′40″N)，選取桐花樹、秋茄和老鼠簕3 種植物為研究對象，采集植物并將每株植株分成根、莖、葉等不同部位。采樣點如圖1所示(每個采樣點采集植物樣品和沉積物樣品)。

圖1 茅尾海紅樹林采樣點分布圖Fig.1 Distribution of sampling sites in the mangrove of Maowei Gulf

植物樣品先用自來水清洗干凈，再用去離子水沖洗，風干研磨后裝袋密封備用。沉積物自然風干研磨過100目(0.147mm)尼龍篩制樣。采用MARS5分別對植物樣品(120 ℃/5 min—150 ℃/3 min—180 ℃/20 min)和沉積物樣品(120 ℃/5 min—150 ℃/5 min—185 ℃/30 min)進行微波消解。經消解之后的樣品對Cu、Pb、Zn、Cr、Ni 重金屬元素采用ICP -OES (PE -Optima 7000DV)進行測定，Cd 采用石墨爐原子吸收分光光度法(原子吸收光譜儀PE-AA700)進行測定，As、Hg 采用原子熒光形態分析儀(SA -20)測定，同時用平行樣、國家標準物質GBW10015 (GSB - 6)和GBW07318 分別控制植物和沉積物樣品的精確性和準確性。Cu、Zn、Cr、Ni、Pb、Cd、Hg、As 的回收率分別為103% ～113%、84.98% ～93.67%、100.94% ～116.56%、78.15% ～88.93%、92.47%～103.63%、93.32% ～106.37%、72.55% ～104.88%、90.15% ～112.47%(植物)和90.06%～93.75%、93.41% ～ 105.92%、85.94% ～106.02%、79.34% ～80.79%、76.35% ～78.14%、99.10% ～113.41%、80.35% ～106.53%、79.32%～82.65% (沉積物)。

1.2 數據處理

植物對重金屬元素的吸收累積能力不僅與土壤中重金屬含量有關，也與土壤中重金屬的形態與植物對元素的需求有關[12]。植物對重金屬元素的吸收累積能力可以用富集系數(其值為植物體內某元素的含量/該元素在土壤中含量)表示[12-13]。

2 結果與分析

2.1 紅樹林濕地中沉積物和植物中重金屬元素含量

茅尾海紅樹林表層沉積物中重金屬含量表現為:Zn ＞Cr ＞Cu ＞Pb ＞As ＞Ni ＞Cd ＞Hg。Cu、Zn、Cr、Ni、Pb、Cd、Hg、As 的平均含量分別為:24.81 ± 19.19 mg/kg、59.85 ± 14.40 mg/kg、30.02 ±5.79 mg/kg、9.24 ±3.77 mg/kg、(18.31±3.85 mg/kg、0.34 ±0.26 mg/kg、99.85 ±37.25 μg/kg、11.56 ±4.28 mg/kg，其中Cu 的變異系數最大，Cd 次之，Cr 最小。

茅尾海紅樹林濕地同一種植物對不同金屬離子的吸附能力不同，同種元素在不同植物的相同部位含量亦不同(表1)。該紅樹林濕地植物體內重金屬含量表現為:①桐花樹，Zn ＞Cr ＞As ＞Pb ＞Cu＞Ni ＞Cd ＞Hg;②秋茄，Zn ＞Cr ＞Cu ＞As ＞Pb ＞Ni ＞Cd ＞Hg;③老鼠簕，Zn ＞As ＞Cr ＞Cu ＞Pb ＞Ni ＞Cd ＞Hg。重金屬元素在不同植物的不同部位分布特征表現為:①桐花樹，Cu、Zn、Cr、As 表現為根＞莖＞葉，Ni、Pb、Cd 表現為根＞葉＞莖，Hg表現為葉＞根＞莖;②秋茄，Ni、Pb、Cd 表現為根＞葉＞莖，Zn、Cr、As 表現為根＞葉＞莖，Cu 表現為莖＞根＞葉，Hg 表現為葉＞根＞莖;③老鼠簕，Cd 表現為根＞莖＞葉，Cu、Ni、Pb、As、Cr表現為根＞葉＞莖，Zn、Hg 表現為葉＞根＞莖。

重金屬Zn、Pb、Cd、Hg 和As 在植物的含量表現為老鼠簕＞桐花樹＞秋茄，Cu 表現為老鼠簕＞秋茄＞桐花樹，Cr 表現為秋茄＞老鼠簕＞桐花樹，Ni 表現為桐花樹＞老鼠簕＞秋茄。

2.2 紅樹植物及各部位對重金屬的累積能力

茅尾海紅樹林濕地3 種紅樹植物對8 種重金屬的富集系數各不相同，富集順序表現為:桐花樹，Cd ＞As ＞Zn ＞Cr ＞Hg、Ni ＞Pb ＞Cu;秋茄，Cd ＞Cr、As ＞Zn ＞Hg ＞Cu ＞Pb ＞Ni;老鼠簕，Cd＞Cr ＞Zn ＞As ＞Hg ＞Cu ＞Pb、Ni (表2)。

3 結果與討論

(1)茅尾海紅樹林表層沉積物中重金屬含量表現為Zn ＞Cr ＞Cu ＞Pb ＞As ＞Ni ＞Cd ＞Hg。Cu、Zn、Cr、Ni、Pb、Cd、Hg、As 的平均含量分別為24.81 ± 19.19 mg/kg、59.85 ± 14.40 mg/kg、30.02 ±5.79 mg/kg、9.24 ±3.77 mg/kg、18.31 ±3.85 mg/kg、0.34 ± 0.26 mg/kg、99.85 ± 37.25 μg/kg、11.56 ±4.28 mg/kg。紅樹林濕地植物體內重金屬含量表現為:桐花樹，Zn ＞Cr ＞As ＞Pb＞Cu ＞Ni ＞Cd ＞Hg;秋茄，Zn ＞Cr ＞Cu ＞As ＞Pb＞Ni ＞Cd ＞Hg;老鼠簕，Zn ＞As ＞Cr ＞Cu ＞Pb ＞Ni ＞Cd ＞Hg。

紅樹植物體所吸收的Cr、Ni、Pb 和As 主要分布于根、莖，其原因是紅樹林沉積物中的Cr、Ni、Pb 和As 無生物活性，而Cu 和Zn 在紅樹植物體內根、莖、葉中含量相差不大，且含量都較高[14]。Che 分析認為，Zn、Cu 在紅樹植物根部累積量較高，是因為這兩種元素都是植物必需微量營養元素，根部較高的累積量，反映了植物的生理需求，而紅樹植物對非必需元素(如Cd)的較高富集則可能應歸因于植物特性[15]。

紅樹植物的根部作為重金屬元素Cr、Ni、Pb、Cd 和As 的主要累積和存儲部位，葉中重金屬元素的含量低于非紅樹植物，說明紅樹植物必然具有一套特殊的機制來減弱和中和重金屬元素造成的毒害[16]，限制了重金屬向上的傳輸，減少了重金屬元素通過食物鏈向環境的擴散，而低濃度的植物葉片為紅樹林生態系統的各級消費者提供潔凈的食物。正是由于這種低傳輸機制，使得紅樹植物大量地應用于人工濕地中[17]。

表1 茅尾海紅樹林濕地植物不同部位和表層沉積物重金屬元素含量Table 1 Content of heavy metals in different tissues and surface sediments in the mangrove of Maowei Gulf

表2 不同植物部位重金屬富集系數Table 2 Accumulation index of different tissues of different plants

(2)茅尾海紅樹林濕地3 種紅樹植物對8 種重金屬的富集順序分別為:桐花樹，Cd ＞As ＞Zn＞Cr ＞Hg、Ni ＞Pb ＞Cu;秋茄為Cd ＞Cr、As ＞Zn＞Hg ＞Cu ＞Pb ＞Ni;老鼠簕為Cd ＞Cr ＞Zn ＞As ＞Hg ＞Cu ＞Pb、Ni。

紅樹植物對重金屬元素的累積能力大小與紅樹植物的種類及植株的不同部位相關[18]。紅樹植物對重金屬的吸收雖然在量上存在差異，但在植物體內的分布卻很相似。本文研究發現，Hg 元素在紅樹植物部位內均表現為葉＞根＞莖，與紅樹植物對Hg 有較高的耐性有關[19]。3 種紅樹植物(桐花樹、秋茄和老鼠簕)的不同部位對同一種重金屬元素的累積能力不同，但對Cd 均具有較高的富集系數，與鄭逢中等[20]在對福建九龍江口紅樹林的研究有一定的吻合，與胡恭任等[9]和李翠等[12]的研究出現一點差異，除了可能與不同地區植株自身的吸附能力和需求量有關外，還與其生長環境和季節[18]有關。

[1]李曉菊，靖元孝，陳桂珠，等.紅樹林濕地系統污染生態及其凈化效果的研究概況[J].濕地科學，2005，3 (4):315 -319.

[2]Farber S，Costanza R.The economic value of wetlands systems[J].Journal of Environmental Management，1987，24:41-51.

[3]Souza F E S，Ramos C A.Ecological and economic valuation of the Potengi estuary mangrove wetlands (NE，Bazil)using ancillary spatial data [J].Journal of Coastal Conservation，2011，15 (1):195-206.

[4]Weis J S，Weis P.Metal uptake，transport and release by wetland plants:Implications for phytoremediation and restoration[J].Environment International，2004，30 (5):685-700.

[5]Barbier E B，Hacker S D，Kennedy C，et al.The value of estuarine and coastal ecosystem services [J].Ecological Monographs，2010，81 (2):169-193.

[6]黃德練，吳志強，黃亮亮，等.廣西欽州港紅樹林區魚類物種多樣性分析[J].海洋湖沼通報，2013(4):135 -142.

[7]黃德練，吳志強，黃亮亮，等.欽州港紅樹林魚類群落時間變化格局及其與潮差等環境因子關系[J].桂林理工大學學報，2013，33 (3):454-460.

[8]陳小勇，曾寶強，陳利華.香港汀角紅樹植物、沉積物及雙殼類動物重金屬含量[J].中國環境科學，2003，23(5):480-484.

[9]胡恭任，于瑞蓮，趙金秀，等.泉州灣洛陽江河口桐花樹和秋茄紅樹植物中重金屬元素的分布與富集特征[J].巖礦測試，2010，29 (3):236-240.

[10]李翠.海南紅樹林濕地積累重金屬的功能研究[D].海口:海南師范大學，2012.

[11]陳榮華，林鵬.汞和鹽度對三種紅樹種苗生長影響初探[J].廈門大學學報:自然科學版，1989，27(1):110-115.

[12]李翠，胡杰龍，符秋苗，等.5 種紅樹植物對Cu、Zn、Pb 積累特征研究[J].海洋湖沼通報，2013(1):105-112.

[13]Baker A J M.Accumulators and excluders -stratgies in the response of plants to heavy metals [J].Journal of Plant Nutrition，1981，3 (1-4):643-654.

[14]王鵬.海南島北部紅樹林濕地重金屬富集及生態效應研究[D].海口:海南師范大學，2012.

[15]Che R G O.Concentration of 7 heavy metals in sediments and mangrove root samples from Mai Po，Hong Kong [J].Marine Pollution Bulletin，1999，39 (1):269-279.

[16]宋南，翁林捷，關煜航，等.紅樹林生態系統對重金屬污染的凈化作用研究[J].中國農學通報，2009，25 (21):305-309.

[17]Defew L H，Mair J M，Guzman H M.An assessment of metal contamination in mangrove sediments and leaves from Punta Mala Bay，Pacific Panama [J].Marine Pollution Bulletin，2005，50 (5):547-552.

[18]章金鴻，汪暉，陳桂珠，等.重金屬Cu、Pb、Zn、Cd 在深圳福田紅樹林中的遷移、累積與循環[J].廣州環境科學，2001，16 (2):36-39.

[19]Walsh G E，Ainsworth K A，Rigby R.Resistance of red mangrove(Rhizophora mangle L.)seedlings to lead，cadmium，and mercury[J].Biotropica，1979，11(1):22-27.

[20]鄭逢中，洪麗玉，鄭文教.紅樹桿物落葉碎屑對水中重金屬吸附的初步研究[J].廈門大學學報:自然科學版，1998，36 (1):137-141.