潘德壽 ，李賀鵬，方黎明，張 華，楊 樂(lè)，王 珺，朱 培，岳春雷，熊李虎

（1.安吉縣自然資源和規(guī)劃局，浙江 安吉 313300；2.浙江省林業(yè)科學(xué)研究院，浙江 杭州 310023；3.浙江省長(zhǎng)興縣林業(yè)局，浙江 長(zhǎng)興 313100；4.浙江省水利河口研究院，浙江 杭州 310020）

濕地植物作為濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的核心，在調(diào)節(jié)氣候、凈化環(huán)境、降解污染、維持較高的生物生產(chǎn)力和生物多樣性等方面具有不可替代的作用[1]。土壤-植物系統(tǒng)作為生物圈的基本結(jié)構(gòu)單元，不僅支持著地球主要生命過(guò)程、維持著生態(tài)系統(tǒng)的平衡，也承受著人類活動(dòng)所帶來(lái)的各種污染[2]。隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展，大量的重金屬元素通過(guò)工業(yè)和生活污水排放、污水灌溉、工礦冶金業(yè)廢渣和不易降解的農(nóng)業(yè)廢棄物堆放、交通尾氣及工業(yè)廢氣的沉降等途徑進(jìn)入土壤生態(tài)系統(tǒng)，導(dǎo)致土壤中重金屬含量急劇增加，土壤-植物系統(tǒng)中重金屬污染問(wèn)題日趨嚴(yán)重[3]。重金屬不能像有機(jī)化合物那樣可自然降解或生物降解[4]，但能被植物吸收，并通過(guò)食物鏈放大效應(yīng)，直接或間接地危害人類的生命和健康。目前，重金屬污染土壤的治理工作已經(jīng)成為國(guó)內(nèi)外研究的重點(diǎn)[5]。植物修復(fù)技術(shù)是利用植物對(duì)重金屬的忍耐和超量積累能力，并結(jié)合共生的微生物體系來(lái)實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬污染環(huán)境的修復(fù)，是長(zhǎng)期以來(lái)被公認(rèn)凈化水土資源的一種綠色生態(tài)環(huán)保技術(shù)[6]。

濕地土壤重金屬污染是當(dāng)前濕地科學(xué)領(lǐng)域內(nèi)的熱點(diǎn)問(wèn)題[7]，目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于濕地土壤中重金屬的污染特征、來(lái)源及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)等方面有許多研究報(bào)道[8-9]，另外有關(guān)濕地土壤-植物系統(tǒng)中重金屬污染研究主要集中在河口及濱海灘涂、湖泊及河流濕地的草本植物[10-11]，對(duì)木本植物的研究則相對(duì)較少[12]，主要集中在黃花柳Salix caprea，三蕊柳S.triandra[13]，垂柳S.babylonica[14]，金絲垂柳S.×aureo-pendula[15-16]，旱柳S.matsudana 和杞柳S.purpurea[17]，秋華柳S.variegate[18]和楓楊Pterocarla stenoptera[19]，多枝檉柳Tamarix ramosissima[20]，鋪地柏Sabina procumbens和金葉女貞Ligustrum vicaryi[11]，紅樹Rhizophora apiculata 植物[21]等，但是有關(guān)水庫(kù)濕地樹種對(duì)重金屬的吸收和積累的研究相對(duì)較少。

仙山湖位于太湖的西南側(cè)，屬于太湖（長(zhǎng)江）水系，距太湖直線距離39.1 km，作為太湖濕地的重要補(bǔ)充，動(dòng)植物資源豐富，有濕地維管束植物212種和脊椎動(dòng)物206種[22]。目前有關(guān)利用植物修復(fù)方法治理仙山湖濕地重金屬污染尚未見(jiàn)相關(guān)報(bào)道。本研究針對(duì)仙山湖濕地部分區(qū)域存在潛在重金屬污染的現(xiàn)狀[23]，選擇了日本三蕊柳S.triandra var.nipponica，南川柳S.rosthornii，旱柳等11個(gè)具有代表性的樹種，通過(guò)對(duì)植株體內(nèi)重金屬元素含量及其他相關(guān)指標(biāo)進(jìn)行測(cè)定分析，評(píng)價(jià)其富集特征和對(duì)土壤的修復(fù)效果，以期為水庫(kù)濕地土壤重金屬污染的修復(fù)治理和濕地公園生態(tài)恢復(fù)研究提供一定的參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

長(zhǎng)興仙山湖國(guó)家濕地公園，119°33′51″～119°37′43″ E，30°52′08″～30°55′25″ N，位于浙江省長(zhǎng)興縣泗安鎮(zhèn)，地處蘇、浙、皖三省交界處。屬亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年平均氣溫13.9℃，多年平均降水量1 309 mm，無(wú)霜期239 d。濕地公園總面積2 269.2 hm2，其中濕地面積1 395.3 hm2[24]。仙山湖為人工湖泊，原名泗安水庫(kù)，總庫(kù)容為0.5×l08m3[25]，是泗安鎮(zhèn)周邊居民重要的水源地。通常情況下仙山湖水位的高程為12.62 m（吳淞標(biāo)高），汛期時(shí)水面最大面積約270 hm2，枯水期約260 hm2，水位最大波動(dòng)高程差為1.83 m。濕地優(yōu)勢(shì)植物有天然植物和人工植物，其中天然優(yōu)勢(shì)植物群落主要為日本三蕊柳，南川柳，旱柳，烏桕Sapium sebiferum，構(gòu)樹Broussonetia papyrifera，水竹Phyllostachys heteroclada，蘆葦Phragmites australis，荻Miscanthus sacchariflorus，荸薺Eleocharis dulcis，碎米莎草Cyperus iria 等；人工半人工植物群落除了水庫(kù)周邊的稻Oryza sativa 田外，近年來(lái)發(fā)展了大量苗圃地，如樟Cinnamomum camphora，櫸樹Zelkova serrata，樸樹Celtis sinensis，木犀Osmanthus fragrans 等；另外，邊灘及河岸上種植了水杉Metasequoia glyptostroboides，池杉Taxodium ascendens，銀葉柳S.chienii，小蠟Ligustrum sinense，女貞Ligustrum lucidum 等。

1.2 樣品采集與處理

通過(guò)對(duì)仙山湖濕地系統(tǒng)全面調(diào)查，確定在入庫(kù)河口周邊、村莊、農(nóng)田及養(yǎng)殖塘附近等具有潛在重金屬污染區(qū)域的濕地邊灘樹種（表1）。2016年1 月8 日和4 月29 日采集樣品（日本三蕊柳分春季和冬季兩次取樣，分別標(biāo)為冬和春區(qū)別，見(jiàn)表1）。采集植株的根（根的直徑在12 mm 以內(nèi)）、莖（即莖干、枝條，其直徑不超過(guò)10 mm，其中烏桕、銀葉柳和水杉為枝條，其他植物為莖干）、葉（部分樹種除外），無(wú)菌密封袋保存，帶回實(shí)驗(yàn)室處理。每個(gè)樹種采集3 棵，選擇的植株長(zhǎng)勢(shì)良好，樹齡相近。挖取每棵植株的過(guò)程中取根際土樣約1 kg帶回實(shí)驗(yàn)室。植物樣品經(jīng)過(guò)自來(lái)水、蒸餾水清洗。植物根、莖、葉和根際土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干、研磨、過(guò)60 目篩后，裝袋、備用，室溫保存[26]。

表1 仙山湖濕地優(yōu)勢(shì)樹種的基本特點(diǎn)及取樣區(qū)域Table 1 Sampled tree species and location in Xianshan Lake

1.3 測(cè)定方法

植物樣品（樹種的根、莖、葉）與土壤樣品重金屬含量均采用三酸消化法（HNO3-H2SO4-HClO4）消化、定容、保存。用火焰原子吸收光譜法測(cè)定重金屬Cu，Pb，Zn，Cd 含量；Hg 采用王水消解，原子熒光光譜法測(cè)定[26]。每個(gè)樣品重復(fù)3 次。

根據(jù)植物根莖葉中重金屬含量值，計(jì)算生物富集系數(shù)（Bio-concentration factor,BCF）[27]、生物轉(zhuǎn)移系數(shù)（Translocation factor,TF）[28]。BCF 指某種重金屬在植物體內(nèi)的含量與該種重金屬在土壤中含量的比值：BCF=植物地上部（或根）重金屬含量/土壤該元素含量；TF 指植物地上部分重金屬含量與該植物根部同一種重金屬含量的比值：TF=植物地上部重金屬含量/根部該元素含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

用Microsoft Excel 2000 和SPSS 13.0 統(tǒng)計(jì)分析軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析及相關(guān)性分析，用Origin7.5 繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量

從表2 中可以看出，土壤中各重金屬含量絕對(duì)值高低順序總體為Zn >Cu >Pb >Cd >Hg，仙山湖作為飲用水源地，大部分區(qū)域重金屬含量（除了個(gè)別區(qū)域外）均低于國(guó)家Ⅰ類土壤重金屬環(huán)境背景值[29]。但日本三蕊柳根際生長(zhǎng)區(qū)的重金屬Cd 和Pb 含量略高于環(huán)境背景值，南川柳根際生長(zhǎng)區(qū)的重金屬Zn 和Hg 含量略高于環(huán)境背景值，說(shuō)明仙山湖部分區(qū)域存在一定重金屬污染或者具有潛在污染風(fēng)險(xiǎn)。

2.2 重金屬在不同樹種不同器官的分布特征

植物體不同器官中的重金屬含量存在一定差異，且不同樹種之間也有差異。從圖1 可以看出，樹種根部重金屬Cu 在常綠樹種中含量較高，最高的女貞為49.267 mg·kg-1，樟為49.107 mg·kg-1，然后依次是水竹和小蠟等，而烏桕最低，僅為13.233 mg·kg-1；Zn 在烏桕中含量最高，達(dá)212.105 mg·kg-1，然后依次為日本三蕊柳（冬）、構(gòu)樹、銀葉柳等，而最低也是烏桕；Cd 在日本三蕊柳（春）、南川柳、旱柳、銀葉柳、小蠟等樹種相對(duì)較高，含量均超過(guò)1.0 mg·kg-1，其中最高的為日本三蕊柳（春），為1.613 mg·kg-1，最低的為構(gòu)樹，僅為0.066 mg·kg-1；Hg 在樟最高，為0.071 mg·kg-1，然后是日本三蕊柳（春）（0.024 mg·kg-1）、南川柳（0.018 mg·kg-1）、水杉（0.016 mg·kg-1）等，最低的是旱柳，僅為0.001 mg·kg-1；Pb 在日本三蕊柳（冬和春）最高，均超過(guò)10.0 mg·kg-1，然后依次是旱柳（8.730 mg·kg-1）、南川柳（8.640 mg·kg-1）等，最低的是水杉（1.360 mg·kg-1）。

表2 仙山湖優(yōu)勢(shì)樹種根際土壤重金屬特征值與國(guó)家Ⅰ類土壤重金屬環(huán)境背景值比較Table 2 Heavy metal concentration in rhizospheric soil of sampled trees in Xianshan Lake and the standard for environmental soil quality

就不同樹種莖干而言（圖2），Cu 含量最高的為旱柳（25.302 mg·kg-1），小蠟（25.100 mg·kg-1）次之，最低為構(gòu)樹（9.100 mg·kg-1）；Zn 在旱柳中最高，為262.030 mg·kg-1，銀葉柳次之（97.400 mg·kg-1），最低的為構(gòu)樹（22.700 mg·kg-1）；Cd 含量較高的樹種分別為旱柳、小蠟、銀葉柳、南川柳、烏桕，分別為1.443 mg·kg-1、1.080mg·kg-1、0.750 mg·kg-1、0.413 mg·kg-1、0.360 mg·kg-1，水竹最低，僅為0.019 mg·kg-1；Hg 含量在樟、小蠟、女貞、水竹中相對(duì)較高，分別為0.045 mg·kg-1、0.016 mg·kg-1、0.015 mg·kg-1、0.011 mg·kg-1，烏桕、南川柳、構(gòu)樹則相對(duì)較低；Pb 含量最低的為樟，僅為0.510 mg·kg-1，水竹略高，為0.970 mg·kg-1，而含量最高的為小蠟（5.930 mg·kg-1）、旱柳（5.840 mg·kg-1）次之。

圖1 重金屬元素在不同樹種根部含量的比較Figure 1 Comparisons of heavy metal contents in roots of different tree species

Cu 在葉片中含量超過(guò)19.0 mg·kg-1的有南川柳、旱柳、烏桕、水杉、樟，其中最高的為烏桕（26.308 mg·kg-1）（圖3）；Zn 在南川柳、旱柳、烏桕、樟、女貞、小蠟葉片中均超過(guò)50.0 mg·kg-1，其中最高的為女貞（92.600 mg·kg-1），然后依次為旱柳（89.804 mg·kg-1）和小蠟（83.500 mg·kg-1）；Cd 含量最高的為旱柳（0.723 mg·kg-1），小蠟（0.650 mg·kg-1）次之，日本三蕊柳（春）最低，為0.160 mg·kg-1；Hg 在水竹、小蠟葉片中高于其他樹種，分別為0.025 mg·kg-1和0.024 mg·kg-1，另外，女貞、水杉、日本三蕊柳、旱柳等均超過(guò)0.010 mg·kg-1；Pb 在日本三蕊柳（春）葉片中含量最高，為11.050 mg·kg-1，另外水杉、水竹、小蠟、旱柳、女貞等葉片含量均超過(guò)3.500 mg·kg-1。

圖2 重金屬元素在不同樹種莖部含量的比較Figure 2 Comparison on heavy metal contents in stems of different tree species

圖3 重金屬元素在不同樹種葉片含量的比較Figure 3 Comparison on heavy metal contents in leaves of different tree species

同一種元素含量在同一植物不同營(yíng)養(yǎng)器官中以及同一種元素含量在不同植物相同營(yíng)養(yǎng)器官中均表現(xiàn)出一定的差異性（圖1 至圖3）。日本三蕊柳對(duì)Cu 和Zn 的富集能力高低順序是莖>根>葉，對(duì)Pb 和Hg 的富集能力是根>葉>莖，對(duì)Cd 是莖>根>葉；南川柳對(duì)Cu，Cd 和Pb 的富集能力是根>莖>葉，對(duì)Zn 是莖>葉>根，對(duì)Hg 則是根>葉>莖；旱柳對(duì)Zn 和Cd 的富集能力是莖>根>葉，對(duì)Pb 是根>莖>葉，對(duì)Cu 是莖>葉>根，對(duì)Hg 則是葉>根>莖；構(gòu)樹和銀葉柳對(duì)5種重金屬的富集能力均是根>莖（除銀葉柳對(duì)Zn 的莖>根外）；烏桕對(duì)Cu 和Zn 的富集能力高低順序是葉>莖>根，對(duì)Cd 和Pb 是莖>根>葉，對(duì)Hg 則是葉>根>莖；水杉對(duì)Cu 和Zn 的富集能力高低順序?yàn)槿~>根>莖，對(duì)Cd 和Pb 的是葉>莖>根，對(duì)Hg 的是根>葉>莖；樟對(duì)Cu 和Pb 的富集能力高低變化為根>葉>莖，對(duì)Zn 的是葉>莖>根，對(duì)Cd 的是葉>根>莖，對(duì)Hg 的是根>莖>葉；女貞對(duì)Cu，Cd 和Pb 的富集能力高低變化為根>葉>莖，對(duì)Zn 的是葉>莖>根，對(duì)Hg 的是莖>葉>根；小蠟對(duì)Cu 和Cd 的富集能力高低變化為根>莖>葉，對(duì)Zn 和Hg 的是葉>莖>根，對(duì)Pb 的是莖>葉>根；水竹對(duì)Cu 和Cd 的富集能力高低變化為根>葉>莖，對(duì)Zn 的富集能力高低為莖>根>葉，對(duì)Pb 的是葉>根>莖，對(duì)Hg 的是葉>莖>根。

從圖1 至圖3 可看出隨原子序數(shù)的遞增（Cu→Pb），不同植物的根（除樟、女貞和水竹的Cu 含量略高于Zn 外）、莖、葉中不同重金屬的含量均表現(xiàn)出近似“N”型的變化趨勢(shì)，而且重金屬元素在不同植物不同器官中的含量基本上呈Zn>Cu>Pb>Cd>Hg 的變化特點(diǎn)（除樟、女貞和水竹根中Cu 含量略高于Zn 外）。

2.3 不同樹種對(duì)重金屬富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)

不同樹種以及同一樹種的不同器官對(duì)不同重金屬的富集、轉(zhuǎn)移均存在較大的差異。從表3 中可以看出，11種樹種的BCF 變化范圍為0.06～22.50；樟、女貞、小蠟和水竹對(duì)Cu 富集能力相對(duì)較高，樟的根莖葉、小蠟的根莖、女貞和水竹的根對(duì)Cu 的BCF 值均>1.0，說(shuō)明這些常綠植物對(duì)Cu 的富集能力強(qiáng)；日本三蕊柳、旱柳和烏桕地上莖葉對(duì)Cu 的富集能力高于根部，南川柳、構(gòu)樹和銀葉柳根對(duì)Cu 的富集能力相對(duì)較高。所有樹種根部對(duì)Cd 的BCF 值均>1.0，除了樟和女貞的根部及日本三蕊柳和水竹的莖葉的BCF 變化范圍0.33～0.94 外，其他各樹種根莖葉的BCF 值均>1.0，各樹種對(duì)Cd 的富集能力順序由高到低為：小蠟>旱柳>銀葉柳>南川柳>其他樹種。旱柳根莖葉、日本三蕊柳（冬季）和銀葉柳的根莖、女貞和小蠟的莖葉對(duì)Zn 的BCF 值均>1.0，說(shuō)明這些樹種對(duì)Zn 有較強(qiáng)的富集能力。11種樹種對(duì)Pb 的BCF 總的變化范圍為0.06～0.51，其中日本三蕊柳、南川柳、旱柳、構(gòu)樹、銀葉柳、樟和女貞等樹種根部的BCF 值高于地上營(yíng)養(yǎng)器官，說(shuō)明這些樹種根部對(duì)重金屬Pb 的富集能力相對(duì)高于地上營(yíng)養(yǎng)器官；水杉不同營(yíng)養(yǎng)器官對(duì)重金屬Pb 的BCF 值由高到低為：葉>莖>根，而小蠟的BCF 值由高到低為：莖>葉>根，水竹的BCF 值由高到低為：葉>根>莖。除樟根莖和小蠟葉片對(duì)重金屬Hg 的BCF 值高于0.50 外，其他樹種的BCF 值則相對(duì)較低。

表3 仙山湖濕地不同樹種不同部位重金屬的BCF 和TFTable 2 Bio-concentration and translocation factors in different organs of different tree species

從表3 可以看出，11種樹種TF 介于0.10～3.57，其中有2 項(xiàng)TF 值超過(guò)1.0 的有8個(gè)樹種，分別是日本三蕊柳（春）（莖對(duì)Cu 和Zn）、旱柳（莖對(duì)Cu，Cd，Zn；葉對(duì)Cu 和Hg）、烏桕（莖對(duì)Cu，Cd，Zn，Pb；葉對(duì)Cu 和Zn）、水杉（葉對(duì)Cu，Cd，Zn，Pb；莖對(duì)Cd 和Pb）、樟（葉對(duì)Cd 和Zn）、女貞（莖葉對(duì)Zn 和Hg）、小蠟（莖葉對(duì)Zn，Pb，Hg）、水竹（莖對(duì)Zn，Hg；葉對(duì)Pb，Hg），說(shuō)明不同樹種對(duì)不同重金屬的轉(zhuǎn)移能力存在較大差異。總體而言，11種樹種Cu 轉(zhuǎn)移能力順序由高到低為：烏桕>旱柳>日本三蕊柳>南川柳>水杉>銀葉柳>構(gòu)樹>小蠟>樟>水竹>女貞，Cd 轉(zhuǎn)移能力順序?yàn)椋核?樟>烏桕>旱柳>構(gòu)樹>銀葉柳>小蠟>女貞>南川柳>水竹>日本三蕊柳，Zn 轉(zhuǎn)移能力順序?yàn)椋号?烏桕>小蠟>銀葉柳>南川柳>樟>水竹>水杉>日本三蕊柳>旱柳>構(gòu)樹，Pb 轉(zhuǎn)移能力順序?yàn)椋核?小蠟>烏桕>銀葉柳>水竹>女貞>樟>旱柳>日本三蕊柳>南川柳>構(gòu)樹，Hg 轉(zhuǎn)移能力順序?yàn)椋核?女貞>小蠟>銀葉柳>旱柳>構(gòu)樹>水杉>日本三蕊柳>樟>南川柳>烏桕。

2.4 不同樹種重金屬含量與土壤重金屬含量的相關(guān)性

不同樹種各器官的重金屬量與根際土壤中的重金屬含量進(jìn)行了相關(guān)性分析，結(jié)果表明（表4），樹種不同營(yíng)養(yǎng)器官中重金屬含量與土壤中重金屬含量相關(guān)性較強(qiáng)，其中Pb，Hg，Zn 元素相關(guān)性最強(qiáng)，其相關(guān)系數(shù)r 值基本都達(dá)到0.9 以上，表明植物各營(yíng)養(yǎng)器官對(duì)重金屬的富集能力與土壤中重金屬污染程度具有較強(qiáng)的相關(guān)性。日本三蕊柳（春）根部的Pb 及莖干和葉部的Hg 含量、烏桕根部的Pb 含量、樟莖干的Cd 含量、小蠟莖干的Cu 含量、水竹根部Zn 和莖干Pb 含量均與根際土壤重金屬含量呈極顯著相關(guān)（P<0.01）；構(gòu)樹和水杉根的Cu含量，日本三蕊柳（春）根的Cd 含量，女貞和小蠟根、日本三蕊柳（春）、構(gòu)樹和水竹莖、樟和女貞葉部的Zn 含量，水杉根和烏桕莖的Pb 含量，水竹葉的Hg 含量與根際土壤中重金屬濃度呈顯著相關(guān)（P<0.05）。這進(jìn)一步說(shuō)明了不同樹種對(duì)重金屬具有不同的吸收富集特性，同一種樹種對(duì)不同元素吸收、富集也存在一定差異。

表4 仙山湖濕地優(yōu)勢(shì)樹種各部位重金屬含量與根際土壤重金屬含量的相關(guān)分析Table 4 Correlation analysis on heavy metal content between different organs and rhizosphere soil

3 討論與結(jié)論

3.1 討論

研究證實(shí)仙山湖濕地土壤總體上處于健康狀態(tài)，僅個(gè)別區(qū)域的Zn，Cd，Hg 的含量略微超標(biāo)，這與其他研究結(jié)果[23]基本一致，但Pb 在日本三蕊柳生長(zhǎng)區(qū)屬輕度污染。日本三蕊柳生長(zhǎng)區(qū)緊鄰村莊生活區(qū)，可能是長(zhǎng)期受生活污水影響所致；南川柳位于小河流斜坡上，周邊曾經(jīng)分布著大量養(yǎng)殖塘，可能是歷史上養(yǎng)殖廢水排放流經(jīng)生長(zhǎng)區(qū)造成Zn 和Hg 的輕度污染。

不同樹種的不同營(yíng)養(yǎng)器官對(duì)不同重金屬元素的富集特點(diǎn)也存在明顯差異。本研究中4個(gè)柳屬植物的不同營(yíng)養(yǎng)器官表現(xiàn)出對(duì)不同重金屬的富集能力差異性（圖1 至圖3），南川柳對(duì)Cu 和Pb 富集能力由高到低為根>莖>葉，與其他柳屬植物（S.borealis 和S.phylicfolia）的研究一致[30]；日本三蕊柳、南川柳和銀葉柳對(duì)Cd 的富集能力大小順序?yàn)楦?莖>葉，這與秋華柳的研究結(jié)果[18]一致，但是與幼苗期秋華柳對(duì)Cd 的富集能力大小為葉>根>莖的研究結(jié)果[19]不一致；本研究中旱柳對(duì)Cu，Zn 和Cd 的富集能力大小順序?yàn)榍o>根>葉，但是與Cu 脅迫下1年生旱柳樹苗不同組織對(duì)Cu 富集能力順序?yàn)楦?葉>莖的研究[31]不一致。研究發(fā)現(xiàn)[32]桐鄉(xiāng)平原地區(qū)道路兩側(cè)的樟和水杉對(duì)重金屬Cd 和Pb 的富集能力為枝、葉＞根＞皮、干，河道則為根＞枝、葉＞皮、干，本研究中樟對(duì)Cd 和Pb 的富集能力相對(duì)較低的均是莖干部位，這與前期研究[32]基本一致，但水杉對(duì)Cd 和Pb 的富集能力最高部位為葉片，最低為根部，這與其他研究[32]不一致，這可能主要是受濕地環(huán)境條件影響和植物自身生物學(xué)特性所致。研究證實(shí)在嚴(yán)重Sb，As，Cd，Hg 污染和輕度Zn、Pb 污染礦區(qū)的女貞對(duì)重金屬的富集能力高低變化順序都是葉>莖、枝>根[33]，本研究中除女貞對(duì)Zn 的富集特點(diǎn)與上述研究[33]一致外，本研究女貞根莖葉對(duì)不同重金屬的富集特點(diǎn)均存在差異，這可能是植物生長(zhǎng)環(huán)境差異造成的。這些結(jié)果說(shuō)明不同物種、同一物種的不同生態(tài)型或者同一植株的不同部位、同一屬的不同種植物對(duì)重金屬的吸收能力不同[34-35]。

研究證實(shí)隨原子序數(shù)的遞增，多數(shù)植物的根莖葉等不同營(yíng)養(yǎng)器官中重金屬的含量一般表現(xiàn)出“N”字形變動(dòng)趨勢(shì)，同時(shí)重金屬元素在不同植物不同器官中的含量一般呈現(xiàn)Zn>Cu>Pb>Cd>Hg 的變化規(guī)律[2]。本研究中11樹種除樟、女貞和水竹根部的Cu 含量略高于Zn 外，研究結(jié)果與上述研究[2]一致；本研究中不同樹種各營(yíng)養(yǎng)器官中基本上都是Zn 含量最高，Cu 次之，而Cd，Hg 含量較低，其他研究也類似的結(jié)果[36]。

BCF 和TF 是衡量植物對(duì)重金屬吸收、積累能力的重要指標(biāo)[28]，BCF 是衡量植物從土壤中吸收并貯藏的能力，TF 是衡量植物對(duì)重金屬由地下部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的能力。有學(xué)者認(rèn)為BCF>1 和TF>1 是重金屬超富集植物應(yīng)具備的基本條件[37-38]。BCF>1 時(shí)，可確定植物體對(duì)該物質(zhì)有富集能力，并且系數(shù)越大表明植物對(duì)該金屬元素的吸收能力越強(qiáng)；TF>1 時(shí)，表明植物對(duì)該重金屬有富集能力，并且系數(shù)越大表明植物對(duì)該金屬元素的吸收能力越強(qiáng)[33]。本研究中女貞對(duì)Cu，Cd 和Zn 有較高的BCF，以及對(duì)Zn 和Hg 有較高的TF，證實(shí)該樹種對(duì)這Cu，Cd和Zn 有較強(qiáng)的富集能力和對(duì)Zn 和Hg 的吸收能力，是重金屬超富集植物，這與其他研究結(jié)果[33]一致。旱柳對(duì)Cd 和Zn 有較高的BCF，同時(shí)對(duì)Cu，Cd，Zn 和Hg 有較高的TF，這與Cu 脅迫下旱柳對(duì)Cu 的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)的研究結(jié)果[31]一致。日本三蕊柳、南川柳和銀葉柳Cd 和Zn 的BCF 大都接近或>1，以及這3種樹種Zn 的TF 也是大都接近或>1，證實(shí)這些樹種對(duì)Cd 和Zn，特別是Zn 有較強(qiáng)的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)能力，這與其他柳樹的研究結(jié)果[39]相一致。在道路交通環(huán)境中的小蠟對(duì)Cu，Cd，Zn，Pb 等重金屬有較高的BCF[40]，本研究中小蠟根莖葉對(duì)Cu，Cd 和Zn 的BCF 大都接近或大于1，并且對(duì)Zn、Pb 和Hg 的TF 均>1，證實(shí)小蠟是重金屬超富集植物。水竹根Cu 和Zn 的BCF 及Hg 的TF>1 外，其他營(yíng)養(yǎng)器官均<1。

本研究結(jié)果證實(shí)不同樹種各器官的重金屬含量與根際土壤中的含量相關(guān)性較強(qiáng)，這與北京常見(jiàn)綠化樹種葉片重金屬研究結(jié)果[42]一致，同時(shí)根際土壤重金屬含量絕對(duì)值的高低變化趨勢(shì)也與樹種營(yíng)養(yǎng)器官的變化趨勢(shì)一致，均為Zn>Cu>Pb>Cd>Hg。盡管湖泊和水庫(kù)濕地的天然植被以草本植物為主，但是濕地公園建設(shè)或濕地恢復(fù)與重建時(shí)仍以木本植物為主，并且有關(guān)濕地樹種富集重金屬的研究相對(duì)較少，因此要發(fā)揮木本植物在濕地土壤重金屬污染的修復(fù)治理、濕地公園生態(tài)恢復(fù)中的重要作用，仍需要進(jìn)行更深入的研究。

3.2 結(jié)論

仙山湖濕地土壤總體上處于健康狀態(tài)，僅個(gè)別區(qū)域土壤的Zn，Cd，Pb 和Hg 含量略微超標(biāo)。其中Cu 含量為15.66～31.42 mg·kg-1，Cd 為0.034～0.210 mg·kg-1，Zn 為54.36～102.25 mg·kg-1，Pb 為11.13～35.24 mg·kg-1，Hg 為0.045～0.157 mg·kg-1。不同樹種以及同一樹種的不同器官中的重金屬含量絕對(duì)值有很大差異：重金屬Cu含量在女貞根、旱柳莖和烏桕葉較高，Zn 在烏桕根和旱柳莖葉較高，Cd 在日本三蕊柳根和旱柳莖葉較高，Hg在樟根莖和水竹葉較高，Pb 在日本三蕊柳根葉和小蠟莖較高，這些差異與濕地環(huán)境條件和植物生理生態(tài)學(xué)特性有關(guān)。除樟、女貞和水竹根部的Cu 含量略高于Zn 外，11種濕地樹種不同營(yíng)養(yǎng)器官中重金屬的含量均表現(xiàn)出“N”字形變動(dòng)趨勢(shì)，重金屬元素在不同植物不同器官中的含量一般呈現(xiàn)Zn>Cu>Pb>Cd>Hg 的變化規(guī)律。

11個(gè)濕地樹種對(duì)5種重金屬的富集系數(shù)總體表現(xiàn)為Cd>Zn>Cu>Hg>Pb，其中對(duì)Cu 富集能力最強(qiáng)的樹種為樟，對(duì)Cd 為小蠟，對(duì)Zn 和Pb 為旱柳，對(duì)Hg 為樟。所有樹種的轉(zhuǎn)移系數(shù)總體表現(xiàn)為Zn>Hg>Pb>Cu>Cd，其中對(duì)Cu 轉(zhuǎn)移能力最高樹種為烏桕，對(duì)Cd 為水杉，對(duì)Zn 為女貞，對(duì)Pb 為水杉，對(duì)Hg 為水竹?？傮w而言，小蠟、旱柳、女貞、銀葉柳、水竹等在研究樹種中有相對(duì)較好的重金屬富集、轉(zhuǎn)移能力，可以作為濕地區(qū)域土壤重金屬?gòu)?fù)合污染的修復(fù)植物。