季一諾，趙志忠，吳 丹

（海南師范大學(xué)地理與旅游學(xué)院，海南 ?？?571158）

紅樹林生態(tài)系統(tǒng)是介于海洋和陸地環(huán)境之間獨特的沿海過渡生態(tài)系統(tǒng)，廣泛分布于熱帶和亞熱帶地區(qū)的潮間帶河口濕地［1-2］，是臺風(fēng)、洪水和海岸侵蝕的天然屏障，具有減緩侵蝕和維持相鄰的沿海地貌穩(wěn)定的作用；同時也是最有生產(chǎn)力的陸地生態(tài)系統(tǒng)之一，其凈初級生產(chǎn)力約為149 molC／m2·a，是當(dāng)?shù)氐膭游锶郝浜拖噜徰睾Ｊ澄锞W(wǎng)重要的食物來源［3-4］。此外，由于紅樹林濕地沉積物具有較高的保留潮汐海水和地表徑流中污染物的能力，所以它們經(jīng)常成為重金屬的匯集地［5］。在過去的幾十年中，紅樹林濕地已被用于處理生活污水和工業(yè)廢水，給紅樹林濕地造成嚴重人為污染，使紅樹林濕地面臨著越來越嚴重的重金屬污染沖擊［2，6］。不僅如此，重金屬還可以通過紅樹植物的葉片碎屑被再度釋放到近岸水域，并且紅樹植物碎屑和相關(guān)微生物作為紅樹林食物鏈的基礎(chǔ)也可遷移至周邊更深的水域［7］。因此，有必要對重金屬在紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的不同組分間的累積及分布特征進行探究，揭示重金屬污染物的遷移規(guī)律以及在植物體內(nèi)的生物累積作用。

作為中國最大的熱帶島嶼，在中國已發(fā)現(xiàn)的27種紅樹植物中，有26種在海南島沿海分布［8］，但由于長期的不合理開發(fā)利用和經(jīng)歷圍海造田、亂砍濫伐、開墾養(yǎng)殖，近三十年來，海南島紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)遭到嚴重破壞，紅樹林面積日趨縮小，且多顯次生狀態(tài)，殘林比重增大，生態(tài)環(huán)境惡化［9］。然而在組成紅樹林的多種紅樹植物中，秋茄（Kandelia candel）紅樹林能夠加速海灘自然沉積，促進土壤的形成，并過濾陸地徑流和內(nèi)陸帶出的有機物質(zhì)和污染物，具有凈化作用［10］；同時，秋茄根系分泌的低分子量有機酸，對紅樹林濕地沉積物中重金屬的生物有效性有促進作用；此外，為了減少重金屬脅迫造成的氧化傷害，秋茄葉片還能通過調(diào)節(jié)體內(nèi)的抗氧化劑含量和抗氧化酶活性來抵御活性氧的攻擊［11-12］。盡管世界各地對紅樹林濕地污染破壞的研究一直在進行，但對海南島北部紅樹林濕地來說，這些研究或剛剛起步，或尚屬空白。因此，本文將以海南島東寨港紅樹林濕地沉積物和紅樹植物秋茄為研究對象，通過分析紅樹林濕地沉積物和秋茄（包括樹葉、樹干和根）中重金屬（Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn和As）的含量分布特征，以此評估重金屬在東寨港紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的潛在生態(tài)危害，為東寨港紅樹林的保護與可持續(xù)利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 采樣點分布

海南國家級東寨港紅樹林自然保護區(qū)位于海南省東北部的?？诿捞m區(qū)與文昌交界的東寨港（見圖1），呈一漏斗狀深入內(nèi)陸的半封閉港灣式瀉湖，北端北港島兩側(cè)有潮汐通道與瓊州海峽相連。保護區(qū)地處熱帶北緣，屬熱帶季風(fēng)氣候，年平均溫度為17.1℃，全年日照平均為2 200h，年平均降雨量為1 700～1 933 mm，80%以上雨量集中在5～10 月份，形成明顯的干濕季［2、13-14］。區(qū)內(nèi)成土母質(zhì)主要是玄武巖，亦有橄欖玄武巖等；土壤有機物含量豐富，沿海紅樹林海岸除部分為較堅實的鹽漬砂質(zhì)壤土外，其余均為河口或港灣沖積淤泥。

圖1 研究區(qū)位置及采樣點分布圖Fig.1 Research area and distribution of the sampling sites

保護區(qū)現(xiàn)有紅樹林面積為2 065hm2，包括天然林1 773hm2，灘涂面積1 528.6hm2，占全省紅樹林面積的44.15%［15］。區(qū)內(nèi)真紅樹林植物12科26種（其中9種為引種），半紅樹林植物22科40種［16］。

1.2 樣品采集與預(yù)處理和實驗室分析

海南島東寨港紅樹林濕地沉積物樣品于2013年8月采集，13個采樣點均勻分布于研究區(qū)內(nèi)（見圖1），并利用GPS進行準確定位。為了避免金屬工具對樣品產(chǎn)生影響，用塑料鏟取中央未受干擾的（分別距地表0～5cm、20～30cm、40～50cm）沉積物，采集完成后裝入干凈的乙烯袋中，并迅速將袋中氣體趕盡后密封。同時，在以下采樣點（S1、S4、S6、S9、S10和S12）選擇與沉積物樣品處于同一位置的秋茄，收集植物組織，包括根、常年分支（直徑約5～8 cm）和樹葉。在實驗室對沉積物進行自然風(fēng)干，去除沉積物樣品中的動植物殘體、石粒，用瑪瑙研缽碾碎，過150目尼龍篩，放入潔凈的自封袋內(nèi)密封，以供重金屬元素含量的測定；對植物樣品（根、莖和葉）用去離子水清洗、自然風(fēng)干，并利用微型植物粉碎機進行粉碎，同樣放入潔凈的自封袋內(nèi)密封。

在實驗室進行重金屬元素含量分析時，先準確稱取0.1g干燥樣品（精確到0.000 1），放入對應(yīng)編號的內(nèi)襯杯中；然后將樣品加入9 mL 的2∶1 HNO3-HF溶液中，將內(nèi)襯杯加蓋密封置于微波消解儀中升溫至200℃，時間為20min；再將得到的消解液定量轉(zhuǎn)移至燒杯中，加入0.5 mL H2O2，蒸干剩余酸，并用0.02mL HNO3洗滌消解后的鹽類，超純水定容至50mL；最后使用Agilent 7700x電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（安捷倫科技有限公司）測定Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb等重金屬元素的含量。

1.3 數(shù)據(jù)分析

為了量化研究區(qū)內(nèi)沉積物中重金屬的污染水平，需對污染指數(shù)（PI）進行計算。每個重金屬元素的污染指數(shù)（PI）定義為該重金屬濃度與相應(yīng)重金屬背景濃度的比值，其計算公式如下［17］：

式中：Ci為重金屬元素實測濃度（mg／kg）；Bi為重金屬元素的地球化學(xué)背景值（mg／kg）。

Usman［14］為了反映沉積物中重金屬的污染水平，將重金屬的污染指數(shù)（PI）劃分為三個級別，詳見表1。

表1 重金屬污染水平的等級劃分Table 1 Classification of the pollution levels of heavy metal

此外，通過對生物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）進行計算，可以分別估算出秋茄從沉積物中積累重金屬的能力和重金屬在植物中從根部向莖和葉的遷移能力。生物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）的計算公式如下［18］：

式中：Cleaf、Cbranch和Croot分別為植物葉片、莖和樹根中的重金屬濃度（mg／kg）；Csediment為沉積物中的重金屬濃度；BCFleaf、BCbranch和BCFroot分別為植物葉片、莖和樹根的生物富集系數(shù)；TFleaf和TFbranch分別為植物地上部分（葉片和莖）的轉(zhuǎn)運系數(shù)。

所有得到的數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010及SPSS 19.0 軟件進行處理，圖形采用ArcGIS 9.3及Origin 9.0軟件繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 研究區(qū)沉積物中重金屬含量的分布特征

通過對研究區(qū)內(nèi)紅樹林濕地沉積物進行研究，可以發(fā)現(xiàn)不同樣點之間沉積物樣品的質(zhì)地略有差異，大部分樣點為淤泥或黏土質(zhì)沉積物，呈黑色或淺棕色。紅樹林濕地沉積物中重金屬元素（Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn和As）含量的分布范圍見表1。由表1可以看出：從整個研究區(qū)來看，各重金屬元素濃度的波動范圍比較明顯，其中Cd的濃度范圍為0～0.69 mg／kg，Cr 的濃度 范圍為10.61～254.96 mg／kg，Cu的濃度范圍為2.62～38.14 mg／kg，Ni的濃度范圍為5.96～60.99mg／kg，Pb的濃度范圍為3.14～30.03mg／kg，Zn的濃度范圍為17.11～135.81 mg／kg，As 的濃度范圍為0.79～13.56 mg／kg；各重金屬元素平均濃度的排序為：Cr（71.68mg／kg）＞Zn（57.64 mg／kg）＞Ni（31.25 mg／kg）＞Pb（17.75mg／kg）＞Cu（14.81 mg／kg）＞As（7.79mg／kg）＞Cd（0.25mg／kg）。

同時，表1也給出了世界各地紅樹林濕地沉積物中重金屬含量的平均值。由表1可以看出：各重金屬元素在研究區(qū)沉積物中的平均含量均大于海南亞龍灣和三亞灣（Pb除外）的紅樹林濕地沉積物；對植物和環(huán)境有害的Cr、Cd、Pb和As這幾種重金屬元素來說，研究區(qū)沉積物中Cr的平均含量除小于印度皮恰瓦蘭外，均遠大于世界其他地區(qū)的紅樹林濕地沉積物，這是因為瓊東北地區(qū)土壤中Cr、V 等微量元素的背景值含量明顯較高，而其他微量元素與中國及世界土壤較為接近［31］，并非人為活動貢獻；Cd含量與世界各地的紅樹林濕地沉積物中含量的均值基本持平，沉積物中Pb含量與其他紅樹林濕地沉積物相比，位于偏低的區(qū)間；世界各地紅樹林濕地沉積物中As含量的信息較少，但與海南島南部兩處紅樹林濕地沉積物中的含量相比差別不大；而Cu和Zn作為含量低達不到植物需求、太高了對植物及環(huán)境有害的元素，在研究區(qū)沉積物中它們的含量位于世界紅樹林濕地沉積物的中等偏下水平；最后，植物所必需的Ni在研究區(qū)沉積物中的含量大于印度Kottuli和巴拿馬Punta Mala Bay紅森林濕地沉積物。

表1 重金屬元素在東寨港紅樹林濕地和世界其他地區(qū)典型紅樹林濕地沉積物中的含量Table 1 Contents of heavy metals in sediments of the mangrove wetland in Dongzhai Harbor and of some other mangrove wetlands around the world

總體而言，東寨港紅樹林濕地沉積物中的7種目標重金屬元素的含量，與世界其他地區(qū)的紅樹林濕地沉積物相比仍處于相對較低的水平，這也與海南島開發(fā)過程中限制對環(huán)境有污染的傳統(tǒng)工業(yè)的發(fā)展現(xiàn)狀相吻合。

2.2 研究區(qū)沉積物中重金屬污染水平評估

2.2.1 沉積物中重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評估

本文通過計算東寨港紅樹林濕地沉積物中重金屬安全水平ERL 和ERM 值（見表1）來評估該地紅樹林濕地沉積物中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險。由表1可見，研究區(qū)中目標重金屬的平均含量除了Cd和Ni外，均低于生物影響效應(yīng)低值（ERL），而沉積物中重金屬含量的最大值（除Ni外），則均低于生物影響效應(yīng)中位值（ERM），這一結(jié)果表明沉積物中Ni可能會對東寨港紅樹林生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在風(fēng)險，對底棲生物或其他水生生物產(chǎn)生不利影響，而其他重金屬還沒有達到對生態(tài)系統(tǒng)有害的程度。

此外，在本研究中發(fā)現(xiàn)目標重金屬含量在紅樹林濕地沉積物（分別距地表0～5cm、20～30cm、40～50 cm）中無顯著垂直差異，這可能是因為沉積物主要是淤泥質(zhì)，使得重金屬在沉積物內(nèi)更易輕松地遷移，從而導(dǎo)致相對均勻的垂直剖面。此外，農(nóng)業(yè)和旅游業(yè)目前仍位于海南島經(jīng)濟的主導(dǎo)地位，與中國的其他沿海地區(qū)相比較，工業(yè)活動影響較小，化肥、農(nóng)藥等農(nóng)業(yè)用水和生活污水是重金屬的主要來源，這或許可以解釋重金屬在沉積物各層中的含量均相對較低。

2.2.2 沉積物中重金屬污染指數(shù)（PI）

一般認為，沉積物中重金屬污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)是一種可以有效地解釋沉積物環(huán)境質(zhì)量的方法。東寨港紅樹林濕地沉積物各采樣點重金屬元素的污染指數(shù)（PI）見表2。由表2可以看出：總體來看，所有目標重點金屬元素PI的最高值為出現(xiàn)在樣點S5的Cd，其PI值達到了6.98，為高污染水平等級，且Cd在研究區(qū)部分樣點（S1～S6）的PI值均大于3，也達到高污染水平等級；As在研究區(qū)大部分樣點（除S10、S11外）的PI值均大于2，達到中等污染或高污染水平等級；Ni在研究區(qū)部分樣點（S1～S5、S9）的PI值略大于1，屬于中等污染水平等級；Zn和Pb僅在個別樣點，如Zn（S1、S3、S11）、Pb（S3）出現(xiàn)PI值大于1，為中等污染水平等級；Cr和Cu則在各樣點的PI值均小于1，屬于輕微污染水平等級。此外，Cd和As在部分樣點沉積物中PI值偏高，這可能是由于近年來隨著海南人口的增多和經(jīng)濟的發(fā)展，沿海地區(qū)大量土地被開發(fā)為農(nóng)田和養(yǎng)殖場，餌料和農(nóng)業(yè)廢水中的重金屬隨雨水或潮汐進入濕地，并經(jīng)過一系列復(fù)雜的物理、化學(xué)過程的累積，導(dǎo)致重金屬在部分區(qū)域發(fā)生了明顯的沉積和富集所致。

表2 各采樣點重金屬元素的污染指數(shù)（PI）Table 2 Pollution index（PI）values of heavy metals in different sampling sites

2.2.3 沉積物中重金屬元素的相關(guān)性分析

沉積物中各重金屬元素的含量及其之間的比率具有相對的穩(wěn)定性，當(dāng)沉積物來源相同或相似時，元素之間具有顯著的相關(guān)性，反映出各樣點沉積環(huán)境的相似性和受人為影響程度的強弱［32］。在本次研究檢測的樣品中，Cr、Cu、Pb與Ni（0.689＜r＜0.948）之間呈顯著正相關(guān)；Cr也與Cu（r=0.679）、Pb（r=0.606）相關(guān)性顯著；此 外，Cu 與Pb（r=0.81）、Cu 與Zn（r=0.713）、Pb與As（r=0.733）這些重金屬元素之間也表現(xiàn)出顯著正相關(guān)。總體來說，研究區(qū)沉積物中重金屬元素之間呈現(xiàn)出顯著的正相關(guān)關(guān)系，僅Zn與As呈現(xiàn)負相關(guān)關(guān)系，這表明研究區(qū)內(nèi)沉積物中重金屬具有類似的來源和相近的沉積機制。此外，丘耀文等在考察海南紅樹林時，發(fā)現(xiàn)重金屬元素與總有機碳的相關(guān)性也很顯著，他認為紅樹林作為熱帶地區(qū)高效的碳匯之一，能夠幫助潛在的有毒金屬的滯留，從而減少運輸?shù)洁徑暮涌诤秃Ｑ笊鷳B(tài)系統(tǒng)［7］。

2.3 研究區(qū)秋茄中重金屬含量的分布特征

2.3.1 秋茄不同組織中的重金屬含量

在沉積物（土壤）—植物系統(tǒng)中，重金屬元素遷移是一個極其復(fù)雜的過程，其遷移機理受作物的種類、元素組合、相對濃度、比例關(guān)系以及環(huán)境因素的綜合影響［33］。在本次研究中，以紅樹植物秋茄為例，探討重金屬在沉積物—植物系統(tǒng)內(nèi)的遷移和分布規(guī)律。

表4為研究區(qū)不同采樣點秋茄各組織內(nèi)的重金屬含量。由表4可見，不同重金屬在秋茄植物體內(nèi)的積累程度不同；7種目標重金屬含量檢測值的大小依次為Cr＞Zn＞Ni＞Pb＞Cu＞As＞Cd，這一順序與前文沉積物中重金屬含量排序完全一致，說明研究區(qū)內(nèi)秋茄中重金屬含量與周圍沉積物中重金屬濃度關(guān)系密切。其中，Cr在秋茄組織中含量最高，可能與研究區(qū)Cr元素的背景值遠高于世界其他地區(qū)有關(guān)；而Zn相對于Cd、Cu、Ni、Pb和As這幾種元素，也表現(xiàn)出比較高的濃度，一方面可能因為Zn在沉積物中的濃度也很高，另一方面Zn作為植物合成纖維素所必需的微量元素，由植物主動富集所致。與本研究相似的是，此前有學(xué)者在中國香港發(fā)現(xiàn)，Zn在秋茄根部的積累也大于Cu和Pb［34］。

表3 東寨港紅樹林濕地沉積物中重金屬元素的相關(guān)性分析（n=39）Table 3 Correlation analysis of heavy metals in sediments of the mangrove wetland in Dongzhai Harbor（n=39）

此外，研究結(jié)果還表明，研究區(qū)內(nèi)秋茄的不同組織（葉、莖和根）中的重金屬含量是不同的。總的來看，目標重金屬均富集于秋茄的根部，而在葉和莖中的富集程度較低。一些研究已經(jīng)指出，重金屬可以在根組織中以最大比例來積累，這表明大部分吸收的重金屬被限制在根中的外皮層［19，26］。通常，在根中積累的重金屬能夠跟細胞壁材料或其他大分子結(jié)合，這種方式可以抑制它們轉(zhuǎn)移到植物的地上部分［20］。

與世界其他地區(qū)紅樹植物中研究最多的重金屬含量相比較，東寨港紅樹林濕地紅樹植物組織中的重金屬含量處于相對偏低水平。先前的研究［7，18，35］表明，海南島紅樹林濕地9種紅樹植物各組織中重金屬的平均含量分別是Cu（2.8mg／kg）、Zn（8.7mg／kg）、Cd（0.03 mg／kg）、Pb（1.4 mg／kg）、Cr（1.1mg／kg）和As（0.2mg／kg），均小于本研究區(qū)；在一項對紅海海岸紅樹林濕地重金屬污染評估的研究中，Usman等檢測出白骨壤葉中重金屬的平均含量為Cd（1.04 mg／kg）、Cr（9.30 mg／kg）、Cu（270.5 mg／kg）、Ni（2.30mg／kg）和Zn（29.5mg／kg），除Ni含量略低外，其他元素高于本研究區(qū)，同時該地區(qū)Cu（356.6mg／kg）和Zn（36.8mg／kg）在白骨壤根中平均含量也遠大于本研究區(qū)；而位于中國雷州半島紅樹樹干中的重金屬平均含量分別為Cd（0.15mg／kg）、Cr（26.64 mg／kg）、Cu（10.89 mg／kg）、Pb（0.51 mg／kg）和Zn（14.73mg／kg），遠高于本研究區(qū)（除Pb外）。在中國南方地區(qū)，部分學(xué)者對秋茄葉和根中的Cu、Pb和Zn元素的含量也進行了研究［36］，例如在香港汀角，Cu在秋茄葉和根中的平均濃度分別為11 mg／kg和12mg／kg，而在臺灣淡水河河口，Cu在秋茄葉和根中的濃度范圍分別為3.1～10mg／kg和35～165mg／kg；Pb在上述兩個地區(qū)秋茄葉和根中的平均濃度分別為11mg／kg和28mg／kg（汀角）、1.0～5.0mg／kg和16～77mg／kg（淡水河河口）；而Zn的平均濃度分別是23mg／kg和29mg／kg（汀角）、15～20和49～340mg／kg（淡水河河口）。以上數(shù)據(jù)分別比本研究區(qū)秋茄的葉和根中重金屬含量要高得多，表明東寨港紅樹林濕地的秋茄仍處于相對未受污染的狀態(tài)。

表4 研究區(qū)不同采樣點秋茄各組織內(nèi)的重金屬含量Table 4 Heavy metal contents in tissues of Kandelia candel from different sampling sites

2.3.2 秋茄不同組織中重金屬生物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）

圖2 研究區(qū)秋茄葉、莖和根中的重金屬生物富集系數(shù)（BCF）Fig.2 Bio-concentration factors（BCF）of heavy metal in leaf，branch and root of Kandelia candel

植物和水生生物具有從沉積物中吸收污染物的能力，可以通過生物富集系數(shù)（BCF）來表示，其定義為生物組織中化學(xué)物質(zhì)的濃度和沉積物中化學(xué)物質(zhì)的濃度之比。研究區(qū)不同采樣點秋茄各組織中重金屬的生物富集系數(shù)計算值見圖2。由圖2 可以看出：目標重金屬Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn和As在秋茄葉中的BCF 值范圍分別為0.06～0.66、0.03～0.3、0.06～0.36、0.04～0.18、0.13～0.74、0.06～0.26和0.1～0.36；秋茄莖中各重金屬的BCF 值范圍分別為Cd（0.07～0.59）、Cr（0.03～0.34）、Cu（0.07～0.39）、Ni（0.05～0.26）、Pb（0.13～0.75）、Zn（0.07～0.29）和As（0.11～0.43）；秋茄根中各重金屬的BCF 值范圍分別為Cd（0.11～1.23）、Cr（0.07～0.58）、Cu（0.18～0.92）、Ni（0.08～0.68）、Pb（0.19～0.88）、Zn（0.18～0.46）和As（0.5～1.1）。總的來看，研究區(qū)秋茄中絕大部分的BCF 值并不高（＜1），也表明秋茄并不是一種很高效的重金屬富集植物。在不同的采樣點，不論在秋茄葉、莖還是根中，目標重金屬的BCF 值最高點或是Cd，或是Pb，這表明這兩種重金屬在秋茄中具有更高的生物積聚度和更大的流動性。然而其他學(xué)者的研究顯示［35］，植物生存的必需元素，如Cu和Zn要比非必需元素Pb、Cr和As表現(xiàn)出更強的遷移能力。研究區(qū)秋茄中Cd的BCF 值較高，可能是因為部分采樣點沉積物中Cd濃度偏高，其中在S1、S4和S6采樣點，Cd的污染指數(shù)PI值均大于3，達到了高污染水平等級；但對于研究區(qū)秋茄中Pb的BCF 值高這一現(xiàn)象尚未能找到合理的解釋，可能需要從沉積物形態(tài)、秋茄種特性等方面著手進行更深入的研究。

重金屬在植物體內(nèi)遷移的能力也可以用轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）來表示，它的定義是植物的地上部分和植物根中重金屬濃度的比例。一般來說，TF 值大于1的植物物種可以被認為金屬能夠高效地從植物根部向地上部分遷移［18］。研究區(qū)紅樹植物秋茄地上部分（葉和莖）的TF 值見圖3。由表3可見，在研究區(qū)內(nèi)6個采樣點的檢測值中，所有目標重金屬在秋茄葉片中的TF 值均小于1，而在秋茄莖中的TF 值僅有S6采樣點Pb的TF 值大于1。從通過植物吸收來控制重金屬污染方面來說，一般情況下具有較高的重金屬累積能力的植物，也就是說植物地上部分的BCF 值和TF 值都大于1，才表明該植物具有修復(fù)土壤或沉積物污染的能力［17］。研究區(qū)內(nèi)大部分采樣點重金屬的TF 值不論秋茄葉或莖主要集中在0.2～0.8的范圍內(nèi)，而前文中也提到目標重金屬中絕大部分的BCF 值也都小于1，因此可以認為東寨港紅樹林濕地的秋茄并不具備重金屬的強累積能力。

圖3 研究區(qū)秋茄葉和莖中的重金屬生物轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）Fig.3 Translocation factors（TF）of heavy metal in leaf and branch of Kandelia candel

3 結(jié)論與建議

通過對海南島東寨港紅樹林濕地沉積物和紅樹植物秋茄中重金屬富集特征的研究，可以得出如下結(jié)論：

（1）根據(jù)重金屬污染指數(shù)（PI）的計算，研究區(qū)沉積物中大部分重金屬污染可以劃分為低等污染水平或中等污染水平等級。

（2）7種目標重金屬（除Ni外）在研究區(qū)沉積物中的含量均低于生物影響效應(yīng)中位值（ERM），并未達到對東寨港紅樹林生態(tài)系統(tǒng)有害的程度。

（3）Cd和Pb在東寨港紅樹林濕地秋茄中的累積程度相對較高。基于重金屬生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)的計算結(jié)果，大部分重金屬的計算值是偏低的（＜1），這說明研究區(qū)內(nèi)秋茄并不是一種高效的重金屬富集植物。

（4）東寨港紅樹林濕地尚未受到明顯重金屬污染的影響，這與海南島以農(nóng)業(yè)、旅游業(yè)為主要產(chǎn)業(yè)，工業(yè)污染較輕有關(guān)。

未來的研究應(yīng)該側(cè)重于沉積物性質(zhì)，如pH 值、沉積物粒度等對重金屬含量的影響以及不同種的紅樹植物對重金屬的累積能力方面的研究。在生態(tài)環(huán)境恢復(fù)和管理方面，依然要加強保護，避免二次污染，為海南國際旅游島建設(shè)創(chuàng)造更大的生態(tài)效益和經(jīng)濟效益。

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