潘德壽 ，李賀鵬，方黎明，張 華，楊 樂，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.浙江省長興縣林業(yè)局，浙江 長興 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)成為國內(nèi)外研究的重點(diǎn)[5]。植物修復(fù)技術(shù)是利用植物對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實(shí)現(xiàn)對重金屬污染環(huán)境的修復(fù)，是長期以來被公認(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)問題[7]，目前國內(nèi)外關(guān)于濕地土壤中重金屬的污染特征、來源及風(fēng)險(xiǎn)評價(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]，對木本植物的研究則相對較少[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)水庫濕地樹種對重金屬的吸收和積累的研究相對較少。

仙山湖位于太湖的西南側(cè)，屬于太湖（長江）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相關(guān)報(bào)道。本研究針對仙山湖濕地部分區(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，通過對植株體內(nèi)重金屬元素含量及其他相關(guān)指標(biāo)進(jìn)行測定分析，評價(jià)其富集特征和對土壤的修復(fù)效果，以期為水庫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

長興仙山湖國家濕地公園，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，總庫容為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)勢植物有天然植物和人工植物，其中天然優(yōu)勢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周邊的稻Oryza sativa 田外，近年來發(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

通過對仙山湖濕地系統(tǒng)全面調(diào)查，確定在入庫河口周邊、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，選擇的植株長勢良好，樹齡相近。挖取每棵植株的過程中取根際土樣約1 kg帶回實(shí)驗(yàn)室。植物樣品經(jīng)過自來水、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60 目篩后，裝袋、備用，室溫保存[26]。

表1 仙山湖濕地優(yōu)勢樹種的基本特點(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，南川柳根際生長區(qū)的重金屬Zn 和Hg 含量略高于環(huán)境背景值，說明仙山湖部分區(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、小蠟等樹種相對較高，含量均超過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)勢樹種根際土壤重金屬特征值與國家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養(yǎng)器官中以及同一種元素含量在不同植物相同營養(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Cu 和Zn 的富集能力高低順序是莖>根>葉，對Pb 和Hg 的富集能力是根>葉>莖，對Cd 是莖>根>葉；南川柳對Cu，Cd 和Pb 的富集能力是根>莖>葉，對Zn 是莖>葉>根，對Hg 則是根>葉>莖；旱柳對Zn 和Cd 的富集能力是莖>根>葉，對Pb 是根>莖>葉，對Cu 是莖>葉>根，對Hg 則是葉>根>莖；構(gòu)樹和銀葉柳對5種重金屬的富集能力均是根>莖（除銀葉柳對Zn 的莖>根外）；烏桕對Cu 和Zn 的富集能力高低順序是葉>莖>根，對Cd 和Pb 是莖>根>葉，對Hg 則是葉>根>莖；水杉對Cu 和Zn 的富集能力高低順序?yàn)槿~>根>莖，對Cd 和Pb 的是葉>莖>根，對Hg 的是根>葉>莖；樟對Cu 和Pb 的富集能力高低變化為根>葉>莖，對Zn 的是葉>莖>根，對Cd 的是葉>根>莖，對Hg 的是根>莖>葉；女貞對Cu，Cd 和Pb 的富集能力高低變化為根>葉>莖，對Zn 的是葉>莖>根，對Hg 的是莖>葉>根；小蠟對Cu 和Cd 的富集能力高低變化為根>莖>葉，對Zn 和Hg 的是葉>莖>根，對Pb 的是莖>葉>根；水竹對Cu 和Cd 的富集能力高低變化為根>葉>莖，對Zn 的富集能力高低為莖>根>葉，對Pb 的是葉>根>莖，對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，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Cu 富集能力相對較高，樟的根莖葉、小蠟的根莖、女貞和水竹的根對Cu 的BCF 值均>1.0，說明這些常綠植物對Cu 的富集能力強(qiáng)；日本三蕊柳、旱柳和烏桕地上莖葉對Cu 的富集能力高于根部，南川柳、構(gòu)樹和銀葉柳根對Cu 的富集能力相對較高。所有樹種根部對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Zn 的BCF 值均>1.0，說明這些樹種對Zn 有較強(qiáng)的富集能力。11種樹種對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 值高于地上營養(yǎng)器官，說明這些樹種根部對重金屬Pb 的富集能力相對高于地上營養(yǎng)器官；水杉不同營養(yǎng)器官對重金屬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重金屬Hg 的BCF 值高于0.50 外，其他樹種的BCF 值則相對較低。

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1.0 的有8個(gè)樹種，分別是日本三蕊柳（春）（莖對Cu 和Zn）、旱柳（莖對Cu，Cd，Zn；葉對Cu 和Hg）、烏桕（莖對Cu，Cd，Zn，Pb；葉對Cu 和Zn）、水杉（葉對Cu，Cd，Zn，Pb；莖對Cd 和Pb）、樟（葉對Cd 和Zn）、女貞（莖葉對Zn 和Hg）、小蠟（莖葉對Zn，Pb，Hg）、水竹（莖對Zn，Hg；葉對Pb，Hg），說明不同樹種對不同重金屬的轉(zhuǎn)移能力存在較大差異?？傮w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，表明植物各營養(yǎng)器官對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)一步說明了不同樹種對重金屬具有不同的吸收富集特性，同一種樹種對不同元素吸收、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 在日本三蕊柳生長區(qū)屬輕度污染。日本三蕊柳生長區(qū)緊鄰村莊生活區(qū)，可能是長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)生長區(qū)造成Zn 和Hg 的輕度污染。

不同樹種的不同營養(yǎng)器官對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)柳屬植物的不同營養(yǎng)器官表現(xiàn)出對不同重金屬的富集能力差異性（圖1 至圖3），南川柳對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Cd 和Pb 的富集能力相對較低的均是莖干部位，這與前期研究[32]基本一致，但水杉對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不同重金屬的富集特點(diǎn)均存在差異，這可能是植物生長環(huán)境差異造成的。這些結(jié)果說明不同物種、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，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)，可確定植物體對該物質(zhì)有富集能力，并且系數(shù)越大表明植物對該金屬元素的吸收能力越強(qiáng)；TF>1 時(shí)，表明植物對該重金屬有富集能力，并且系數(shù)越大表明植物對該金屬元素的吸收能力越強(qiáng)[33]。本研究中女貞對Cu，Cd 和Zn 有較高的BCF，以及對Zn 和Hg 有較高的TF，證實(shí)該樹種對這Cu，Cd和Zn 有較強(qiáng)的富集能力和對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Cd 和Zn 有較高的BCF，同時(shí)對Cu，Cd，Zn 和Hg 有較高的TF，這與Cu 脅迫下旱柳對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Cu，Cd，Zn，Pb 等重金屬有較高的BCF[40]，本研究中小蠟根莖葉對Cu，Cd 和Zn 的BCF 大都接近或大于1，并且對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值的高低變化趨勢也與樹種營養(yǎng)器官的變化趨勢一致，均為Zn>Cu>Pb>Cd>Hg。盡管湖泊和水庫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種濕地樹種不同營養(yǎng)器官中重金屬的含量均表現(xiàn)出“N”字形變動(dòng)趨勢，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Cu 富集能力最強(qiáng)的樹種為樟，對Cd 為小蠟，對Zn 和Pb 為旱柳，對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Cu 轉(zhuǎn)移能力最高樹種為烏桕，對Cd 為水杉，對Zn 為女貞，對Pb 為水杉，對Hg 為水竹。總體而言，小蠟、旱柳、女貞、銀葉柳、水竹等在研究樹種中有相對較好的重金屬富集、轉(zhuǎn)移能力，可以作為濕地區(qū)域土壤重金屬復(fù)合污染的修復(fù)植物。