嚴(yán) 莉，李龍山，倪細(xì)爐,3*，李昌曉，李 健

(1 寧夏大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院 銀川 750021；2 寧夏林業(yè)研究院種苗生物工程國家重點實驗室， 銀川750004；3 寧夏銀川城市森林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站， 銀川750004)

?

5種濕地植物對土壤重金屬的富集轉(zhuǎn)運(yùn)特征

嚴(yán) 莉1,2，李龍山2，倪細(xì)爐2,3*，李昌曉2，李 健2

(1 寧夏大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院 銀川 750021；2 寧夏林業(yè)研究院種苗生物工程國家重點實驗室， 銀川750004；3 寧夏銀川城市森林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站， 銀川750004)

選擇蘆葦、水蔥、千屈菜、扁稈藨草、長苞香蒲5種濕地植物進(jìn)行盆栽實驗，比較它們對土壤中的5種重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的富集特性，分析重金屬在各植物體和土壤中的動態(tài)分布，以評價所測植物對土壤中重金屬的綜合富集能力，為利用植物修復(fù)金屬污染土壤提供理論依據(jù)和技術(shù)支持。結(jié)果表明：(1)種植濕地植物對土壤重金屬的富集效果顯著高于無植物對照，且隨著處理時間的延長，土壤中重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的含量均呈下降趨勢。(2)濕地植物對重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的富集效果差異顯著，其中水蔥根部對重金屬鎘的富集系數(shù)最大，蘆葦根部對重金屬鉻、汞、鉛、鋅的富集系數(shù)均最大，千屈菜、扁稈藨草和長苞香蒲根部對5種重金屬的富集系數(shù)均較??；蘆葦?shù)厣喜糠謱饘冁k的富集系數(shù)最大，千屈菜地上部分對金屬鉻、汞、鉛的富集系數(shù)均最大，水蔥地上部分對金屬鋅的富集系數(shù)最大。(3)5種濕地植物對重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)差異顯著，其中扁稈藨草對土壤中鎘、鉻、鉛、鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)均為最大，對鉻和鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于1，長苞香蒲對鉻的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1，僅次于扁稈藨草。其他3種植物對5種重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1。研究表明，5種濕地植物對重金屬Cd、Cr、Hg、Pb、Zn都有富集和轉(zhuǎn)移的能力，但不同植物對不同重金屬的富集效果不同。

濕地植物；重金屬；富集系數(shù)；轉(zhuǎn)移系數(shù)

隨著中國經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，特別是近年來工業(yè)化和城市化的發(fā)展，環(huán)境污染問題越來越嚴(yán)重，其中重金屬污染問題尤為突出[1]，含重金屬的外來污染物通過多種途徑進(jìn)入土壤，包括大氣中重金屬沉降，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中農(nóng)藥、化肥和塑料薄膜使用，污水灌溉，污泥施肥，含重金屬廢棄物堆積以及金屬礦山酸性廢水污染等多個方面[2-3]。因而解決重金屬污染問題已成為中國環(huán)境治理中的核心問題，由于重金屬不能自然降解或生物降解，而是長期存在于水體中或沉積到水域底部，可能被水生植物(如浮游植物、挺水植物)吸收，然后通過食物鏈進(jìn)入動物和人體內(nèi)，對人類的健康造成巨大危害[4-5]。大量研究證明，濕地植物對重金屬具有很強(qiáng)的富集能力，但濕地植物對不同重金屬元素富集效果不同，不同植物之間也差異甚大[6]。目前對濕地植物富集重金屬的研究較多，所選擇的植物各異。其中，蘆葦(Phragmitesaustralis)、水蔥(Scirpusvalidus)、香蒲(Typhaangustata)等植物因生長期長、生物量大、生命力強(qiáng)、適宜于構(gòu)建人工濕地而倍受人們關(guān)注[7]。

寧夏地處黃河流域，年均降水量在400 mm左右[8]。近年來，隨著工業(yè)的迅速發(fā)展，冶煉、電鍍、采礦等工業(yè)廢水和固體廢棄物排放量日益增加，致使各功能水體中重金屬含量越來越高，又因不合理的水資源利用方式和各類污水的亂排亂放，造成其附近土壤中所含重金屬超標(biāo)[9]。因此，本研究選用寧夏黃河流域分布較廣的蘆葦、水蔥、千屈菜、扁稈藨草和長苞香蒲共5種濕地植物構(gòu)建大棚盆栽實驗，進(jìn)一步分析此5種濕地植物對土壤重金屬的富集能力，為濕地植物用于重金屬污染土壤的修復(fù)模式提供一定的依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 實驗材料

供試材料為野外采集的蘆葦、水蔥、千屈菜、扁稈藨草和長苞香蒲5種濕地植物。試驗開始前將部分幼苗帶回實驗室殺青并烘干用于生物量和5種重金屬的測定，另一部分幼苗栽培于裝有土壤的水桶中(桶高34 cm，上口直徑34 cm，下口直徑27 cm，土壤高度為18 cm)，5種濕地植物單獨種植，每桶種植3株，每種植物種植3桶，澆灌自來水進(jìn)行適應(yīng)性生長。選用的蘆葦約高45 cm、重70 g，水蔥約高35 cm、重35 g，千屈菜約高25 cm、重120 g，扁稈藨草約高20 cm、重25 g，長苞香蒲約高45 cm、重95 g。試驗土壤依據(jù)GB1995土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(三級標(biāo)準(zhǔn)水田)人工配制而成，其中重金屬含量為：鉛(Pb)366.67 mg·kg-1、汞(Hg)1.20 mg·kg-1、鎘(Cd)0.87 mg·kg-1、鋅(Zn)366.67 mg·kg-1、鉻(Cr)300.00 mg·kg-1。

試驗結(jié)束時，采集定植于重金屬土壤中的5種濕地植物，殺青并烘干，分別測其地上部分和根部生物量(數(shù)據(jù)見表1)。

1.2 實驗設(shè)計

試驗地位于寧夏銀川市金鳳區(qū)(寧夏林業(yè)研究所種苗生物工程國家重點實驗室試驗基地)，自然光照。黃河流域銀川市屬典型的中溫帶大陸性氣候?；練夂蛱攸c是：干旱少雨，年平均降水量200 mm左右；日照充足，年平均氣溫為9.5 ℃～11.4 ℃；蒸發(fā)強(qiáng)烈，年平均蒸發(fā)量1 312.0～2 204.0 mm；冬季嚴(yán)寒、夏季炎熱[10]。試驗設(shè)重金屬對照組(CK，無添加重金屬土壤中分別種植5種幼苗)和處理組(TCK，人工配置的重金屬土壤中無植物種植，按時澆水；TⅠ～TⅤ，蘆葦、長苞香蒲、水蔥、扁稈藨草和千屈菜5種濕地植物分別單獨種植在人工配置的重金屬土壤中)，每桶種植3株，各設(shè)3個重復(fù)(每桶土壤約為50～60 kg)。試驗期間，用自來水澆灌供試植物，各組植物均生長良好。

表1 五種濕地植物的生物量

注：同行不同字母表示相同部位不同植物間在0.05水平存在顯著性差異

Note: The different normal letters within the same row indicate significant difference among plants at 0.05 level

實驗過程中土壤樣品每隔1月采集1次，共采集5次；采樣在上午8:00～9:00進(jìn)行，用采泥器旋轉(zhuǎn)采集1～10 cm泥樣，充分混勻，風(fēng)干待測。試驗結(jié)束后采集整株植物，將植物樣品先用自來水沖洗干凈，再用去離子水沖洗3遍，然后用不銹鋼剪刀將植物分為根和莖葉兩部分，剪成小塊，風(fēng)干處理。將風(fēng)干后的植物樣品置于80 ℃下的烘箱中烘干48 h，放入干燥器中冷卻。待冷卻后，迅速用粉碎機(jī)粉碎，過80目篩，然后再置于80 ℃ 烘箱中烘干48 h，取出后即置于干燥器中冷卻備用。對照組和處理組的植物樣均是在實驗結(jié)束后統(tǒng)一測量。

1.3 指標(biāo)測定

植物和土壤樣品中的Cd、Cr、Hg、Pb、Zn 5種重金屬含量在聚四氟乙烯罐內(nèi)經(jīng)HClO4-HNO3-HF高溫消解定容后采用原子吸收(法國，JY-ULTMA)進(jìn)行測定。然后計算富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)。

1.3.1 富集系數(shù)[11-12]重金屬富集系數(shù)(Bioconcentration Factor，BCF)是指植物某一部位的重金屬元素濃度與其所在土壤中同一種重金屬元素濃度的比值，是描述化學(xué)物質(zhì)在生物體內(nèi)累積趨勢的重要指標(biāo)，在一定程度上反映了沉積物或土壤中重金屬向植物體內(nèi)遷移的難易程度，表現(xiàn)了重金屬在植物體內(nèi)的富集情況。其計算公式為：

BCF=C植物體/C土壤(1)

式中，C植物體為植物體內(nèi)某一部位(根、莖、葉)的重金屬元素濃度(mg·kg-1)，C土壤為土壤中對應(yīng)的重金屬元素濃度(mg·kg-1)

1.3.2 轉(zhuǎn)移系數(shù) 重金屬轉(zhuǎn)移系數(shù)(biological transfer factor，BTF)是指植物的地上部位中重金屬濃度與相應(yīng)重金屬在植物地下部位中濃度之比，是描述化學(xué)物質(zhì)在生物體內(nèi)轉(zhuǎn)移能力的重要指標(biāo)，在一定程度上反映了植物系統(tǒng)中元素由根部向地上部分轉(zhuǎn)移的難易程度，是衡量植物對重金屬修復(fù)能力的重要因素之一。其計算公式為：

BTF=C地上部/C地下部(2)

式中，C地上部為植物地上部位(莖和葉)的重金屬元素濃度(mg·kg-1)，C地下部為植物地下部位(根)相應(yīng)重金屬元素濃度(mg·kg-1)

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)采用Origin作圖，用SPSS 17.0進(jìn)行統(tǒng)計分析，結(jié)果用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬濃度隨濕地植物生長的變化特征

隨著測試時間的延長，無植物對照組和定植5種濕地植物的土壤中Cd、Cr、Hg、Pb、Zn 5種重金屬的濃度均下降(圖1)。在測試的5個月內(nèi)，對照組土壤中Cd、Hg、Pb、Zn 4種重金屬的濃度呈持續(xù)下降趨勢，而Cr濃度則在4、7、8三個月份下降，在5、6月份穩(wěn)定不變。對定植蘆葦?shù)呐柙酝寥蓝裕?～5月份，測定的5種重金屬濃度均迅速降低，且降低速率大于對照組；在5～6月份，Cd、Cr濃度有所上升，Hg濃度穩(wěn)定不變，Pb、Zn濃度均呈繼續(xù)下降趨勢；6～9月份，Cd、Cr、Pb、Zn濃度均呈不同程度的下降趨勢，而Hg濃度則先緩慢上升后迅速降低。定植千屈菜的盆栽土壤中，在4～5月份，測定的5種重金屬濃度均降低，且Hg、Zn的下降速率最大；在5～7月份，Cd濃度趨于穩(wěn)定，Cr、Pb、Zn的濃度呈下降趨勢，且Pb濃度的下降速率最大，而Hg濃度升高；在7～9月份，Cd、Hg、Zn濃度均呈下降趨勢，Cr和Pb濃度先上升后下降。定植扁稈藨草的盆栽土壤中，在4～5月，測定的5種重金屬濃度同樣均呈下降趨勢，并以Cr、Pb濃度下降速率最大；在5～7月份，Hg、Pb、Zn的濃度均下降，Cd濃度呈先降低后上升的趨勢，Cr濃度則呈先升高后降低趨勢；在7～9月份，Cd、Cr、Hg、Pb的濃度均下降，而Zn的濃度則先趨于平衡，后呈上升趨勢。定植長苞香蒲的盆栽土壤中5種重金屬濃度于4～5月份同樣均呈下降趨勢，且Zn濃度的下降速率最大，Hg濃度的下降速率最?。?～7月份，Cd、Hg、Pb濃度均下降，而Cr和Zn的濃度在5～6月份均趨于穩(wěn)定，6～7月份呈下降趨勢；在7～9月份，Cd和Cr的濃度呈先上升后下降的趨勢，Pb和Zn的濃度均下降，Hg的濃度則先下降后趨于穩(wěn)定。在定植水蔥的盆栽土壤中，于4～5月份，5種重金屬濃度也均呈下降趨勢，且Cd和Zn濃度的下降速率最大；在5～7月份，Cd、Cr、Hg、Pb濃度繼續(xù)保持下降趨勢，Cr和Zn的濃度則在5～6月保持不變，在6～7月繼續(xù)下降；在7～9月份，Cd、Pb和Zn的濃度緩慢降低，Cr濃度先下降后上升，而Hg汞的濃度變化表現(xiàn)為先上升后下降的趨勢。以上結(jié)果說明5種濕地植物均能不同程度地吸收土壤中的重金屬，且不同生育時期和不同植物的吸收能力不同，在4～5月份，水蔥對Cd的吸收能力最強(qiáng)，而蘆葦對Cr和Hg的吸收能力最強(qiáng)；在5～7月份，水蔥和蘆葦對Cd、Cr、Hg的吸收能力均減弱。

2.2 濕地植物對重金屬的富集特征

TCK.不種植植物；Ⅰ. 蘆葦；Ⅱ. 長苞香蒲；Ⅲ．水蔥；Ⅳ．扁稈藨草；Ⅴ．千屈菜；下同圖1 處理組土壤中5種重金屬含量的變化TCK.Without plant;Ⅰ．P. australis；Ⅱ．T. angustata；Ⅲ．S. validus；Ⅳ．S. planiculmis；Ⅴ．L. salicaria；The same as belowFig.1 Changes of five kinds of metal contents in treated soils

2.2.1 重金屬含量 本實驗中蘆葦、水蔥、千屈菜、扁稈藨草、長苞香蒲5種濕地植物根部和莖葉中Cd、Cr、Hg、Pb、Zn 5種重金屬的濃度相差很大，且處理組植物體內(nèi)重金屬含量高于對照組(圖2)。

(1)鎘含量 5種濕地植物根部和地上部分的Cd含量存在很大差異(圖2，A)。其中，地上部分Cd的濃度表現(xiàn)為千屈菜>扁稈藨草>長苞香蒲>水蔥>蘆葦，最低的為蘆葦僅為0.051 7 mg·kg-1，最高的千屈菜高達(dá)0.323 2 mg·kg-1，最高是最低的6.25倍；植物根部Cd濃度卻為：水蔥>千屈菜>蘆葦>長苞香蒲>扁稈藨草，最低的扁稈藨草為0.297 7 mg·kg-1，最高的水蔥接近1.4 mg·kg-1，最高是最低的4.70倍。可見，5種濕地植物根部鎘濃度均高于地上部分，它們從根部轉(zhuǎn)運(yùn)鎘的能力均不強(qiáng)，其中的水蔥、千屈菜能夠忍受較高濃度的鎘。

(2) 鉻含量 從圖2，B可看出，重金屬處理組中除千屈菜的Cr含量與對照組相當(dāng)外，其他4種植物均表現(xiàn)為處理組鉻含量大于對照組。處理組中地上部分Cr含量表現(xiàn)為：扁稈藨草>長苞香蒲>水蔥>千屈菜>蘆葦，含量最高的扁稈藨草達(dá)82.657 6 mg·kg-1，含量最低的蘆葦僅為10.019 9 mg·kg-1，5種植物地上部分Cr含量變化相對較小(最高是最低的8.25倍)；處理組5種植物根部Cr濃度的排列順序為：蘆葦>千屈菜>水蔥>長苞香蒲>扁稈藨草，蘆葦根部Cr濃度最高(431.094 9 mg·kg-1)，扁稈藨草根部Cr濃度最低(38.713 3 mg·kg-1)，5種植物根部Cr濃度相差很大(最高是最低的13.14倍)，說明5種植物根部對Cr的富集效果差異顯著。

(3) 汞含量 圖2，C顯示，處理組中5種植物地上部分Hg濃度的排列順序為：扁稈藨草>水蔥>長苞香蒲>千屈菜>蘆葦，Hg濃度最高的扁稈藨草達(dá)0.319 0 mg·kg-1，最低的蘆葦僅含0.034 4 mg·kg-1，最高是最低的9.27倍；處理組中5種植物根部Hg濃度表現(xiàn)為：蘆葦>扁稈藨草>長苞香蒲(水蔥)>千屈菜，其中蘆葦根部Hg濃度最高(3.133 2 mg·kg-1)，千屈菜根部Hg濃度最低(0.215 0 mg·kg-1)，最高是最低的14.57倍，相差顯著，說明5種植物根部對Hg的富集效果差異亦顯著。

ABCK. 對照植株地上部分；ABTre. 處理植株地上部分；RootCK. 對照植株根部；RootTre．處理植株根部；同一部位不同字母表示不同植物間在0.05水平存在顯著性差異圖2 5種濕地植物中5種重金屬的含量ABCK. CK-Above-ground；ABTre. Tre-Above-ground；RootCK. CK-Root；RootTre．Tre-Root.；The different normal letters within the same plant part indicate significant difference among plants at 0.05 levelFig.2 Bioconcentration in five wetland plants for five kinds of metals

(4) 鉛含量 從圖2，D可看出，處理組5種植物地上部分Pb濃度的排列順序為：扁稈藨草>長苞香蒲>水蔥>千屈菜>蘆葦，但植物間相差較小，Pb濃度最大為扁稈藨草(75.604 0 mg·kg-1)，其他4種植物地上部分Pb濃度相近且均明顯低于扁稈藨草，最低的蘆葦為10.400 8 mg·kg-1；處理組5種植物根部Pb濃度表現(xiàn)為：蘆葦>千屈菜>長苞香蒲>水蔥>扁稈藨草，幾乎與地上部的順序相反，根部Pb濃度最高的蘆葦(622.126 1 mg·kg-1)是最低的扁稈藨草(75.604 0 mg·kg-1)的8.23倍?？梢?，蘆葦根部對Pb的富集效果最好，扁稈藨草根部與地上部分對Pb的富集效果相當(dāng)；5種植物根部鉛濃度相差顯著。

(5) 鋅含量 圖2，E顯示，處理組5種植物中Zn濃度均明顯高于相應(yīng)對照組；對照組中根部和地上部分Zn含量最大值分別為38.147 1和18.426 0 mg·kg-1，處理組根部Zn濃度在蘆葦、水蔥、千屈菜中明顯高于其地上部分，在長苞香蒲和扁稈藨草中則與其地上部分相當(dāng)。處理組5種植物地上部分Zn濃度表現(xiàn)為：千屈菜(177.729 9 mg·kg-1)>扁稈藨草>蘆葦>長苞香蒲>水蔥(54.679 5 mg·kg-1)，最高(千屈菜)是最低(水蔥)的3.25倍；而處理組中5種植物根部Zn濃度表現(xiàn)為：蘆葦(388.087 8 mg·kg-1)>千屈菜>水蔥>長苞香蒲>扁稈藨草(80.212 5 mg·kg-1)，最高是最低的4.84倍，相差比地上部更大，說明5種植物根部對金屬Zn的富集差異顯著。

2.2.2 重金屬富集系數(shù) 由表2可知，5種濕地植物地上部分對金屬鎘的富集系數(shù)以蘆葦最大(0.825 5)，千屈菜最小(0.122 4)；而根部對金屬鎘的富集系數(shù)以水蔥最大(4.171 8)，扁稈蔍草最小(0.695 2)。5種濕地植物地上部分對金屬鉻的富集系數(shù)均較小(0.033 0～0.306 9)，而根部對金屬鉻的富集系數(shù)以蘆葦最大(2.061 8)，其他4種植物根部對金屬鉻的富集系數(shù)均小于1，又以扁稈蔍草最小(0.137 3)。5種植物地上部分對金屬汞的富集系數(shù)均小于1，處于0.082 4～0.379 0之間；除千屈菜根部對金屬汞的富集系數(shù)小于1外，其他4種植物根部對金屬汞的富集系數(shù)均大于1，又以蘆葦最大(8.232 0)。5種植物地上部分對金屬鉛和鋅的富集系數(shù)均小于1，并以千屈菜地上部分對鉛的富集系數(shù)最大(0.234 4)，水蔥地上部分對鋅的富集系數(shù)最大(0.894 0)；蘆葦根部對金屬鉛和鋅的富集系數(shù)均為最大，分別達(dá)2.493 3和1.845 8。以上結(jié)果說明，5種濕地植物根部對重金屬Cd、Hg、Pb的富集系數(shù)均大于地上部分，長苞香蒲根部和地上部分對Cr和Zn的富集系數(shù)接近，水蔥根部對Zn的富集系數(shù)小于地上部分。

表2 5種濕地植物對重金屬的富集系數(shù)

注：同列不同字母表示相同部位不同植物間在0.05水平存在顯著性差異；下同

Note: The different normal letters within the same column indicate significant difference among plants at 0.05 level；The same as below

表3 五種濕地植物對重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)

2.3 濕地植物對重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)特征

5種濕地植物對重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)各不相同(表3)。其中，蘆葦和水蔥對5種重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)分別為0.010 0～0.325 3和0.040 0～0.373 4，轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1，但均對金屬鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)最大；千屈菜對5種重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)處于0.042 0～0.834 3之間，但對金屬鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)最大且接近1；長苞香蒲對鉻的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1，對鎘、汞、鉛、鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)小于1；扁稈藨草對重金屬鉻和鋅的轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于1，對重金屬鎘和鉛的轉(zhuǎn)移系數(shù)接近1?？梢姡舛捤懖莞磕苡行мD(zhuǎn)移金屬Cr、Zn、Cd、Pb至地上部分，對金屬汞的轉(zhuǎn)移能力較弱；千屈菜和長苞香蒲可以有效地分別將金屬Zn和Cr從根部轉(zhuǎn)移至地上部分，但對其余金屬的轉(zhuǎn)移能力較弱；而蘆葦和水蔥根部對5種重金屬的轉(zhuǎn)移能力均較弱。

3 討論與結(jié)論

本研究證實了5種濕地植物在測試重金屬濃度的土壤中均能正常生長，其對5種重金屬均具有一定的耐性，且從配制的金屬濃度可得出，5種濕地植物對鉻、鉛、鋅的耐性遠(yuǎn)大于對鎘和汞的耐性。其中，無植物對照組(TCK)土壤中的5種重金屬含量隨測試時間的延長均降低，其原因可能是土壤中的微生物的作用，土壤微生物本身及其代謝產(chǎn)物都能吸附和轉(zhuǎn)化重金屬[13]，微生物對土壤中的重金屬首先是吸收作用，由于專性微生物區(qū)系能促進(jìn)重金屬參與微生物體組成，從而促進(jìn)微生物對土壤重金屬的吸收，導(dǎo)致土壤中的重金屬含量降低[14-16]。與無植物對照組(TCK)相比較，定植5種濕地植物均可大幅降低土壤中的重金屬含量，證明濕地植物的存在對重金屬污染土壤的凈化具有重要作用，該研究結(jié)果與以往大量研究結(jié)果一致。在測試的第1個月，土壤中重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的含量均大幅降低，可能的原因一方面是土壤中的重金屬在澆水之后的短時間之內(nèi)為易被植物根系所吸收的水溶態(tài)或交換態(tài)[17]，另一方面由于土壤微生物及其代謝產(chǎn)物對重金屬的吸附和轉(zhuǎn)化作用。隨著測試時間的延長，由于重金屬與土壤中各種有機(jī)物、無機(jī)物和微生物的作用，導(dǎo)致土壤中的重金屬形態(tài)發(fā)生轉(zhuǎn)變[18]，使得植物根部對重金屬的吸收速率減小甚至不可吸收，因此隨著測試時間的延長，土壤中重金屬含量降低幅度減小甚至保持含量不變。隨著測試時間的繼續(xù)延長，定植5種濕地植物的土壤中重金屬鎘、鉻、汞、鉛、鋅的含量均出現(xiàn)過升高的趨勢，可能是由于植物根系對此重金屬的吸附達(dá)到飽和，而在同一時間段內(nèi)由于重金屬的毒害作用[19]，土壤中微生物的生物量降低，對土壤中重金屬的吸附與轉(zhuǎn)化量大大降低所致。

同時，本實驗中，5種濕地植物對重金屬鎘、汞、鉛的吸收遵循同一模式，即根部重金屬的含量大于地上部分重金屬的含量，說明重金屬鎘、汞、鉛更易在5種濕地植物的根部積累。蘆葦、水蔥、千屈菜對重金屬鉻的吸收同樣遵循根部含量大于地上部分含量的規(guī)律，而長苞香蒲和扁稈藨草對重金屬鉻的吸收遵循另一模式，即地上部分含量大于根部含量，說明此兩種濕地植物的根部可有效將重金屬鉻轉(zhuǎn)移至其可收割的地上部分，且可能是由于其根部通氣組織發(fā)達(dá)所致[20]。蘆葦、水蔥、千屈菜和長苞香蒲對重金屬鋅的吸收也遵循根部含量大于地上部分的規(guī)律，而扁稈藨草對重金屬鋅的吸收遵循地上部分含量大于根部含量，說明其根部可將重金屬鋅有效轉(zhuǎn)移至可收割的地上部分。另外，蘆葦根部對5種重金屬的富集系數(shù)均大于1，尤其對汞的富集系數(shù)高達(dá)8.232 0，長苞香蒲、水蔥和扁稈藨草根部對重金屬鎘、汞的富集系數(shù)均大于1，千屈菜根部對重金屬鎘、鋅的富集系數(shù)均大于1，由此得出5種濕地植物均可對土壤中的重金屬進(jìn)行不同程度的富集。根據(jù)李光輝等[21-22]關(guān)于不同濕地植物根系泌氧作用、酸化作用與重金屬吸收方面的研究表明，植物根系泌氧、酸化作用越強(qiáng)，其對重金屬富集能力越高，基于此推測5種濕地植物的根系泌氧、酸化作用各不相同。

另外，不同濕地植物生物量的大小也是影響其對重金屬富集能力的關(guān)鍵因素，當(dāng)植物對重金屬的富集濃度一定時，生物量越大，其對重金屬的富集能力也越高[23]。在本研究中，5種濕地植物地上部分生物量表現(xiàn)為千屈菜>長苞香蒲>蘆葦>水蔥>扁稈藨草，再綜合它們地上部分重金屬濃度的排列順序，可知千屈菜地上部分對金屬鎘、汞、鉛、鋅的富集能力均最大，長苞香蒲地上部分對金屬鉻的富集能力最大，而蘆葦?shù)厣喜糠謱饘冁k、鉻、汞、鉛的富集能力均最小，水蔥地上部分對金屬鋅的富集能力最小，扁稈藨草地上部分對5種重金屬的富集能力居中；5種濕地植物根部生物量表現(xiàn)為:千屈菜>長苞香蒲>水蔥>蘆葦>扁稈藨草，再綜合它們根部重金屬濃度的排列順序，得出千屈菜根部對金屬鎘、鉻、汞、鋅的富集能力均最大，蘆葦根部對金屬鉛的富集能力最大，而扁稈藨草根部對金屬鎘、鉻、鋅的富集能力均最小，蘆葦根部對金屬汞的富集能力最小，長苞香蒲根部對金屬鉛的富集能力最小，水蔥根部對5種重金屬富集能力居中。由此可見,千屈菜對金屬鎘、汞、鋅的富集能力均最強(qiáng)，蘆葦對金屬汞的富集能力最弱。不同種類濕地植物對重金屬的富集能力有很大差異，生產(chǎn)實際中應(yīng)根據(jù)土壤中的重金屬種類進(jìn)一步考慮定植何種植物。

[1] 李勤奮,李志安,任 海,等. 濕地系統(tǒng)中植物和土壤在治理重金屬污染中的作用[J]. 熱帶亞熱帶植物學(xué)報,2004,(3):273-279.

LI Q F, LI Z A, REN H,etal. The role of wetland plants and soils in decontamination of heavy metals[J].JournalofTropicalandSubtropicalBotany, 2004, (3):273-279.

[2] HUANG Y J, LIU D Y, WANG Y B,etal. Heavy metals accumulation by hydrophytes[J].ChineseJournalofEcology, 2006,25(5): 541-545.

[3] LIU J G, DONG Y, XU H,etal. Accumulation of Cd, Pb and Zn by 19 wetland plant species in constructed wetland[J].JournalofHazardousMaterials, 2007,147(3): 947-953.

[4] 李瑞玲, 李倦生, 姚運(yùn)先, 等. 3種挺水濕地植物對重金屬的抗性及吸收累積研究[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, (17):60-63.

LI R L, LI J S, YAO Y X,etal. The resistibility, absorption and accumulation of three wetland emergent plants on heavy metals[J].HunanAgriculturalSciences, 2010, (17):60-63.

[5] WONG S C, LI X D, ZHANG G,etal. Heavy metal in agricultural soils of the Pearl River Delta, South China[J].EnvironmentalPollution, 2000,119(1): 33-44.

[6] 趙善道, 趙雪琴, 左 平, 等. 濕地植物蘆葦?shù)闹亟饘俑患芰εc評價[J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 2014, (1):60-65.

ZHAO S D, ZHAO X Q, ZUO P，etal. Accumulation capacity of heavy metals byPhragmitesaustralisand assessment[J].MarineEnvironmentalScience, 2014, (1):60-65.

[7] 任 珺, 付朝文, 陶 玲, 等. 蘆葦、菖蒲和水蔥對水體中Zn2+的富集效應(yīng)研究[J]. 濕地科學(xué), 2011,(4):322-327.

REN J, FU C W, TAO L,etal. Accumulation effect ofPhragmitesaustralis,AcoruscalamusandScirpusvaliduson Zn2+in water body[J].WetlandScience, 2011, (4):322-327.

[8] 王幼奇, 白一茹, 王建宇. 基于GIS的銀川市不同功能區(qū)土壤重金屬污染評價及分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,(2):710-716.

WANG Y Q, BAI Y R, WANG J Y. Distribution of urban soil heavy metal and pollution evaluation in different functional zones of Yinchuan City[J].EnvironmentalScience, 2016, (2):710-716.

[9] LA SHUNDA A, MAUD M W. Arsenic uptake by common marsh fernThelypterispalusstrisand its potential for phytoremediation[J].ScienceoftheTotalEnvironment, 2007, (379): 263-265.

[10] 衛(wèi)萍萍,璩向?qū)?曹園園. 基于產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)變化的區(qū)域生態(tài)環(huán)境效應(yīng)分析與評價——以寧夏回族自治區(qū)銀川市為例[J]. 綠色科技,2014,(10):29-31.

WEI P P, QU X N, CAO Y Y. Based on changes in industrial structure regional ecological environmental effects analysis and evaluation——a case study of Yinchuan, Ningxia[J].JournalofGreenScienceandTechnology, 2014,(10):29-31.

[11] 潘義宏, 王宏鑌, 谷兆萍,等. 大型水生植物對重金屬的富集與轉(zhuǎn)移[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2010, (23):6 430-6 441.

PAN Y H, WANG H B, GU Z P,etal. Accumulation and translocation of heavy metals by macrophytes[J].ActaEcologicaSinica2010, (23):6 430-6 441.

[12] 李慶華. 人工濕地植物重金屬分布規(guī)律及富集性研究[D].西安：長安大學(xué),2014.

[13] 段學(xué)軍,盛清濤. 土壤重金屬污染的微生物生態(tài)效應(yīng)[J]. 中原工學(xué)院學(xué)報, 2005, (1):1-4.

DUAN X J, SHENG Q T. Effects of heavy metal on microbial in soil[J].ActaZhongyuanInstituteofTechnology, 2005,(1):1-4.

[14] 胥正鋼, 趙運(yùn)林, 周曉梅, 等. 重金屬污染對土壤微生物影響的研究進(jìn)展[J]. 江西農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2014, (4):53-55.

XU Z G, ZHAO Y L, ZHOU X M,etal.Research progress in influence of heavy metal pollution on soil microorganisms[J].ActaAgriculturaeJiangxi, 2014, (4):53-55.

[15] 王 新, 周啟星. 重金屬與土壤微生物的相互作用及污染土壤修復(fù)[J]. 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2004, (11):1-5.

WANG X, ZHOU Q X. Interaction between heavy metal s and soil microorganisms and remediation of contaminated soils[J]. TechniquesandEquipmentforEnvironmentalPollutionControl, 2004,(11):1-5.

[16] 楊 舒.重金屬Cu、Cd、Pb、Zn在人工濕地中的形態(tài)分布與轉(zhuǎn)化[D].蘭州：蘭州大學(xué),2011.

[17] 江 麗.重金屬Cd污染對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)及大豆生理指標(biāo)的影響研究[D].長沙：中南林業(yè)科技大學(xué),2008.

[18] WONG S C, LI X D, ZHANG G,etal. Heavy metal in agricultural soils of the Pearl River Delta, South China[J].EnvironmentalPollution, 2000,119(1): 33-44.

[19] 楊俊興, 任紅艷, 郭慶軍, 等. 濕地植物通氣組織和滲氧對其重金屬吸收和耐性研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2014, (3):394-401.

YANG J X, REN H Y, GUO Q J,etal. Effects of aerenchyma and radial oxygen loss of wetland plants on their heavy metals uptake and tolerance: a review[J].Soils, 2014, (3):394-401.

[20] SALT E D, BLAYLOCK M B, KUMAR NPBA,etal. Hytore-Mediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants[J].Biotechnology, 1995, (13):468-474.

[21] 李光輝, 楊 霞, 徐加寬, 等. 不同濕地植物的根系酸化作用與重金屬吸收[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2009, (1):97-100.

LI G H, YANG X, XU J K,etal. Variations among wetland plants in root acidification and heavy metal uptake[J].EcologyandEnvironmentalSciences, 2009, (1):97-100.

[22] 李光輝, 何長歡, 劉建國. 不同濕地植物的根系泌氧作用與重金屬吸收[J]. 水資源保護(hù), 2010，(17)：1-4.

LI G H, HE C H, LIU J G. Root oxygen release and heavy metal uptake of various wetland plants[J].WaterResourcesProtection, 2010，(17)：1-4.

[23] 郝玉嬌,朱啟紅. 植物富集重金屬的影響因素研究[J]. 重慶文理學(xué)院學(xué)報(自然科學(xué)版), 2010, (4):45-47.

HAO Y J, ZHU Q H. Study of influence factors of plants enriching heavy metals[J].JournalofChongqingUniversityofArtandScience(Natural Science Edition). 2010, (4):45-47.

(編輯:裴阿衛(wèi))

Accumulation of Soil Heavy Metals in Five Species of Wetland Plants

YAN Li1,2, LI Longshan2, NI Xilu2,3*, LI Changxiao2, LI Jian2

(1 College of Life Science, Ningxia University, Yinchuan 750021, China; 2 Ningxia Forestry Institute Key Laboratory of the Seedling Bioengineering, Yinchuan 750004, China; 3 Yinchuan Urban Forest Ecosystem Research Station of State Forestry Administration, Yinchuan 750004, China)

The accumulation of heavy metals in wetland plants was studied in this paper．Phragmitesaustralis,Scirpusvalidus,Lythrumsalicaria,ScirpusplaniculmisandTyphaangustatawere selected to use as test plants, comparing their accumulation of five heavy metals(Cd, Cr, Hg, Pb, Zn). The results showed that: (1) the treatment system with wetland plants has higher accumulation to five heavy metals (Cd, Cr, Hg, Pb, Zn) than that without wetland plants. While the treating time was prolonged, the contents of five kind of heavy metals were decreased. (2) The five wetland plants have a significant difference for bioaccumulation to five heavy metals(Cd, Cr, Hg, Pb, Zn). Among them, the root ofS.validushas the best bioaccumulation factors to Cd;P.australishas the best bioaccumulation factor to Cr, Hg, Pb and Zn in its root；for the above-ground, reed has the best bioaccumulation factor to Cd. Meanwhile, we found thatL.salicariahas the highest bioaccumulation factor to Cr, Hg and Pb. AndS.validushas the best factor to Zn. (3) The five wetland plants have a significant variation for translocation factors to five heavy metals(Cd, Cr, Hg, Pb, Zn). The translocation factors ofS.planiculmisfor Cd, Cr, Pb and Zn are all the best, of which the translocation factors for Cr and Zn are greater than 1. The translocation factor ofT.angustatafor Cr is also greater than 1, secondly only toS.planiculmis. The translocation factors of other three species of wetland plants for five heavy metals are all low.

wetland plants; heavy metal; bioaccumulation factor; translocation factor

1000-4025(2016)10-2078-08

10.7606/j.issn.1000-4025.2016.10.2078

2016-06-01;修改稿收到日期:2016-10-13

國家國際科技合作專項(2015DFA90900，2011DFG32780)；國家自然科學(xué)基金(31660045)

嚴(yán) 莉(1991-)，女，碩士，主要從事逆境植物生理生態(tài)學(xué)研究。E-mail：18295085526@163.com

*通信作者:倪細(xì)爐，博士，副研究員，主要從事逆境植物生理生態(tài)學(xué)研究。 E-mail：nixilu110@163.com

Q948.116

A