全 文 ：第 29卷　第 2期 海 洋 环 境 科 学 Vol.2 9 , No.2
2 0 1 0 年 4 月 MARINEENVIRONMENTALSCIENCE April.2 0 0 9
Cd在无瓣海桑模拟湿地系统中的分布
迁移及净化效应
李　玫1 ,廖宝文1 ,刘金苓 2 ,章家恩 2 ,周光益 1 ,粟　娟 3
(1.中国林科院热带林业研究所 ,广东 广州 510520;2.华南农业大学 农学院 ,广东 广州 510642;3.广州市林业局 , 广东广
州 510030)
摘　要:在温室中建立红树林植物无瓣海桑模拟湿地系统 ,分别用正常 、 5倍和 10倍浓度 3种人工配制的生活污水定时定
量对模拟系统污灌 4个月 ,研究重金属 Cd的分布 、迁移以及湿地系统对Cd污染的净化效应。结果表明 ,污水中的 Cd主要
存留在土壤子系统中(约 90%),只有很少部分迁移到植物体和凋落物中;无瓣海桑各器官中 Cd含量在根部最高;模拟系统
对污水中 Cd的净化效果显著 , 在植物-土壤-水系统中 , 正常 、 5倍和 10倍浓度组的净化率分别为 96.04%、 85.19%和
92.24%,在无植物系统中 ,对应组分别为 81.18%、85.46%和 80.96%。
关键词:无瓣海桑;模拟湿地系统;Cd;分布;迁移;净化效应
中图分类号:O65　　文献标识码:A　　文章编号:1007-6336(2010)02-0201-04
Distribution, migrationandpurifyingeffectofcadmium
inSonneratiaapetalainartificialwetlandsystem
LIMei1 , LIAOBao-wen1 , LIUJin-ling2 , ZHANGJia-en2 , ZHOUGuang-yi1 , SUJuan3
(1.ResearchInstituteofTropicalForestry, CAF, Guangzhou510520, China;2.ColegeofAgriculture, SouthChinaAgricultureUni-
versity, Guangzhou510520, China;3.ForestryAdministrationofGuangzhou, Guangzhou510030, China)
Abstract:AnartificialmangroveSonneratiaapetalawetlandwassetupinagreenhouse.Throughthewastewaterirrigatingtest, thebe-
haviorofcadmiumintheartificialwetlandsystemwasstudiedwithS.apetalaseedlings.ThesyntheticwastewaterSWhasthecharac-
teristicsandstrengthsimilartonormaldomesticwastewater, whileFWandTWhavethenutrientsandheavymetalsasfiveandten
timesasthoseinSW, respectively.Thesalinitykeeps15.Thewastewaterwasquantitativelyirrigatedweaklyfor4months.Theresults
showedthatcadmiuminthesyntheticwastewaterdischargedintothesystemwasmainlyretainedinthesoilsubsystem(about90%),
andonlyasmalportionmigratedintoplantsandliters.After4monthstrial, Cdcontentintherootswasmorethanthatinstemsand
leaves.TheartificialS.apetalawetlandsystemhasthesignificantefectonpurifyingcadmiuminsyntheticwastewater.Thepurification
ratesforSW, FW andTWwere96.04%, 85.19% and92.24%, respectively.Whileinthesystemwithoutplant, thecorresponding
purificationrateswere81.18%, 85.46% and80.96%, respectively.
Keywords:Sonneratiaapetala;artificialwetlandsystemcadmium;distribution;migration;purifyingefect
　　红树林是热带 、亚热带潮间带优势植物群落 , 能耐受
较高浓度的重金属 , 对废水具有较大的净化潜力 [ 1, 2] 。随
着沿海城市化建设及工业的发展 , 排入海湾河口区的重
金属污染物迅速增多 , 使红树林湿地面临着越来越严重
的重金属污染冲击。 Cd是一种常见的 、毒性很强的重金
属 , 可使植物细胞结构受到明显伤害 , 组织的生理生化特
性发生改变 , 高浓度时可导致植株死亡 [ 3] 。迄今为止 ,国
内学者陈桂珠等先后研究了华南常见红树植物白骨壤
(Avicenniamarina)[ 4] 、秋茄(Kandeliacandel)[ 5]和桐花树
(Aegicerascorniculatum)[ 6]对 Cd的耐性及其吸收与净化
效应 , 但对红树林主要造林树种无瓣海桑(Sonneratiaap-
etalaBuch-Ham)的相关研究甚少。本文研究了 Cd在无
　　收稿日期:2008-03-20,修订日期:2008-05-08
基金项目:“十一五 ”国家科技支撑计划专题(2006BAD03A1402);科技部科研院所社会公益专项项目(2005DIB3J137);广州市林业
局项目 “广州南沙红树林湿地环境效应监测 ”
作者简介:李 玫(1971-),女 ,重庆市人 ,助理研究员 ,主要从事湿地生态学研究 , E-mail:limei71@ritf.ac.cn
202　 海　洋　环　境　科　学 第 29卷
瓣海桑模拟湿地系统中的分布 、迁移规律 , 以及整个系统
对 Cd的净化效应 , 拟探讨 Cd对红树植物的影响以及利
用红树林湿地净化重金属污染的可行性。
1　材料与方法
1.1　实验材料
实验用植物材料为华南主要红树林造林树种之一的
海桑科(Rhizophoraceae)无瓣海桑的 1 a生幼苗。于 2005
年 5月 1日从湛江红树林育苗基地运回中国林业科学研
究院热带林业研究所内玻璃网室中种植。实验用底泥取
自广州市番禺新垦红树林湿地。 海水是用海盐加自来水
配制而成的人工海水(盐度为 15)。
1.2　试验设计
实验共设 8个处理组 ,每组由 3个平行处理 , 每个盆
内盛有 4 kg(风干土重)取自广州新垦红树林区 , I-C、I-
SW、I-FW和 I-TW处理分别为不灌污水 、灌正常浓度污
水 、灌 5倍浓度污水和灌 10倍浓度污水 ,每盆均匀种植无
瓣海桑幼苗 4株;Ⅱ -C、Ⅱ -SW、Ⅱ -FW和Ⅱ -TW处理分别
为不灌污水 、灌正常浓度污水 、灌 5倍浓度污水和灌 10倍
浓度污水 , 每盆只盛土壤而不栽种植物。
无瓣海桑幼苗于 2005年 5月 1日栽种于玻璃网室
内 , 生长正常后于 2005年 6月 19日和 8月 21日浇灌人
工合成污水 , 浇灌量为每盆 1.0 L(刚淹没土表), 用海盐
调节盐度为 15, I-C和Ⅱ -C不浇灌污水 , 只浇灌人工海水
(盐度 15), 2005年 10月 22日结束试验。期间 6次补充
等量污水成分 , 经常用淡水补充因蒸发而失去的水分 ,使
盐度保持一致。
正常浓度人工污水的配制参考 “污水综合排放标
准” [ 7] , 具体成分见表 1。正常浓度人工合成污水(代号
SW)浓度如表 1 所示。 5 倍和 10倍浓度污水(分别用
FW、 TW表示)所含物质分别是正常浓度污水的 5倍和
10倍。
表 1　正常人工合成污水成分
Tab.1Compositionofnormalartificialwastewater
污染物 NH4 -N NO3 -N 有机氮 TP K Mn Zn Cu Pb Cd Ni Cr5+ Fe
c/mg· L-1 40.0 1.0 10.0 10.0 50.0 5.0 5.0 2.0 1.0 0.1 1.0 0.5 30.0
1.3　样品分析测试方法
分别于 2005年 8月 21日和 10月 22日采水样 , 每盆
取 1个水样。 采集的水样通过萃取富集 、消化去除有机
质后用 ICP法测定 [ 8] 。灌污试验前后每盆土壤分上层(1
～ 15 cm)和下层(15 ～ 30 cm)以对角线布点法各取 1个
混合样 , 风干研磨过筛 , 消化后用 ICP光谱仪测定 [ 9] 。植
物样品取实验前后的植株 , 洗净 , 分不同部位 60℃下烘
干 , 研磨过 60目筛 , 用于测定生物量的部分在恒温 105℃
下烘至恒重 , 凋落物随时收集洗净 , 分月汇总。植物样品
的消化 、测定方法同土壤。
2　结果与讨论
2.1　不同处理间 Cd含量变化
2.1.1　Cd加入总量和排出量
对两次排出模拟系统的 Cd含量进行测定 ,并计算出
加入和排出模拟系统 Cd的总量(见表 2)。由表 2可知 ,
随着 Cd加入量的增加 ,栽种有无瓣海桑处理组和不栽种
处理组所排出的 Cd浓度均不断提高 , 排出的 Cd总量也
不断增多。 8月 21日和 10月 22日 ,排出系统的 Cd总量
依次为 Ⅱ -TW>I-TW>Ⅱ -FW>I-FW>Ⅱ -SW>I-SW>
I-C=Ⅱ -C。根据系统水体中加入的总 Cd量及排出的总
Cd量 , 可分别计算出栽种有无瓣海桑的 I-C、I-SW、I-FW、
I-TW土壤植物系统存留 Cd总量依次为 0.18、 771.37、
3659.04和 7482.08 μg,而不栽种植物的Ⅱ -C、Ⅱ -SW、Ⅱ -
FW、Ⅱ -TW土壤存留 Cd总量依次为-6.21、 699.74、
3508.73和 6996.88 μg,其中不灌污的 Ⅱ -C存留的 Cd总
量为负值 , 说明土壤中 Cd有渗出而被水体带走。
表 2　水体加入和排出 Cd总量
Tab.2 AmountsofCdinputandoutput
日期 项目 I-C I-SW I-FW I-TW Ⅱ -C Ⅱ -SW Ⅱ -FW Ⅱ -TW
08-21 加入量 /μg 0.20 400.20 2000.20 4000.20 0.20 400.20 2000.20 4000.20
排出浓度 /μg· L-1 0.12 16.85 171.61 323.63 3.63 47.67 245.31 168.11
排出量 /μg 0.12 16.54 169.57 320.14 3.57 46.89 239.98 459.50
10-22 加入量 /μg 0.20 400.20 2000.20 4000.20 0.20 400.20 2000.20 4000.20
排出浓度 /μg· L-1 0.10 12.68 174.10 200.18 3.09 54.22 255.96 549.52
排出量 /μg 0.10 12.49 171.79 198.18 3.03 53.77 251.69 544.01
总加入量 /μg 0.40 800.40 4000.40 8000.40 0.40 800.40 4000.40 8000.40
总排出量 /μg 0.22 29.03 341.36 518.32 6.61 100.66 491.67 1003.52
2.1.2　土壤子系统中吸收积累的 Cd
污灌前 , 经测定土壤 Cd含量为 0.56×10-6 , 污灌后分
别于 2006年 8月 21日和 10月 22日 , 测定其 Cd含量并
计算各处理组的土壤 Cd现存量(见表 3)。 结果表明 ,随
着污水处理浓度的增大 ,土壤中 Cd含量显著增加。无瓣
海桑-土壤-水模拟湿地系统中高浓度组的土壤 Cd含量高
于土壤-水模拟湿地系统(不种植物), 表明植物系统中土
壤的修复活性更高 。这可能是由于在无瓣海桑-土壤-水
第 2期 李　玫 ,等:Cd在无瓣海桑模拟湿地系统中的分布迁移及净化效应 203　
模拟湿地系统存在根际效应 , 根际微生物以及根系分泌 物的 “共代谢”协同植物根系和土壤起着积极的作用 。
表 3　土壤 Cd含量 、现存量及净增量
Tab.3 Contents, retentionandnetincreaseinsoils
日期 项目 I-C I-SW I-FW I-TW Ⅱ -C Ⅱ -SW Ⅱ -FW Ⅱ -TW
08-21 含量 /×10-6 0.56 0.65 1.00 1.40 0.56 0.65 0.98 1.39
现存量 /mg 2.25 2.60 3.98 5.60 2.25 2.59 3.90 5.54
净增量 /μg -2.57 347.61 1728.58 3348.94 03.47 333.31 1650.22 3290.70
10-22 含量 /×10-6 0.56 0.75 1.41 2.40 0.56 0.73 1.42 2.18
现存量 /mg 2.25 3.01 5.63 9.58 2.25 2.90 5.67 8.73
净增量 /μg -4.67 758.66 3379.16 7332.23 -6.31 649.75 3418.73 6476.88
2.1.3　植物子系统吸收积累的 Cd
对污灌前后无瓣海桑植株各器官 Cd含量的测定结
果见表 4。由表 4可知 , 污水处理后植物各器官中 Cd含
量都有显著增加 , 含量大小顺序为根 >茎 >叶。 Cd在根
中含量最高 , 这与前人的研究结果相一致 [ 10, 11] , 说明无瓣
海桑的根具有富集重金属 Cd的作用。红树林植物将重
金属元素吸收并贮存在根部 , 减少了因枯枝落叶而引起
的二次污染和沿食物链传递重金属的可能性 , 进而起到
净化环境的作用。
结合各组植物各器官的生物量计算出 4个月内植物
对 Cd的净吸收量(表 5)。
由表 5可知 , 无瓣海桑各器官对 Cd的净吸收量大小
依次为根 >茎 >叶 , 随着处理时间的延长 , 各器官对 Cd
的净吸收量有所增加。根 、茎 、叶对 Cd的净吸收量在两
次取样中均为 I-TW>I-FW>I-SW>I-C。 10月 22日 ,不
灌污水 、灌 1倍浓度污水 、灌 5倍浓度污水和灌 10倍浓度
污水处理组无瓣海桑对 Cd的吸收总量分别为 4.35、
10.07、28.62和 47.73 μg, 其中根 、茎 、叶的净吸收量分别
占 50%、45%和 5%, 茎对无瓣海桑对 Cd的净吸收 Cd贡
献最大 , 主要原因是其生物量高于根 、叶的生物量。
表 4　无瓣海桑各器官 Cd含量
Tab.4 ContentsofCdindifferentorgansofS.apetala
植物
器官
w/×10-6
试验前 08-21I-C I-SW I-FW I-TW
10-22
I-C I-SW I-FW I-TW
根 0.95 0.94d 1.07c 1.28b 1.87a 0.96d 1.11c 1.57b 1.92a
茎 0.18 0.18c 0.28b 0.36b 0.49a 0.20d 0.31c 0.48b 0.53a
叶 0.11 0.13c 0.14bc 0.14ab 0.15a 0.13c 0.14bc 0.14ab 0.15a
表 5　无瓣海桑 Cd净吸收量
Tab.5 AssimilativeamountsofCdinplants
植物器官
吸收量 /μg
08-21
I-C I-SW I-FW I-TW
10-22
I-C I-SW I-FW I-TW
根 1.44d 2.68c 6.61b 12.43a 2.24d 5.07c 13.82b 25.52a
茎 0.91d 2.82c 4.51b 7.62a 1.86d 4.44c 13.35b 20.19a
叶 0.08d 0.30c 0.56b 0.69a 0.25d 0.56c 1.45b 2.02a
总量 2.43 5.80 11.68 20.74 4.35 10.07 28.62 47.73
2.1.4　凋落物带走的 Cd
定期收集凋落物 ,每月汇总统计出生物量 ,并分析其
Cd含量 , 从而计算出凋落物所带走的 Cd总量(见表 6)。
试验期间 , 凋落物所带走的 Cd总量随着处理浓度的增加
而相应增加 , 说明生长在较高浓度重金属污染物环境中
的红树植物可以通过大量凋落物排除体内的有毒污染
物 , 从而减少对植物生长发育的危害。
2.2　Cd在模拟系统中的分布
不考虑模拟系统外因素的影响 , Cd在水体 、土壤和植
物子系统中的分配见表 7。假设实际由凋落物带走的 Cd
全部返回土壤子系统 ,则可构成整个模拟系统中 Cd的循
环。由表 6可见 , 绝大部分的 Cd(约 90%)被吸收积累在
土壤子系统中 , 植物子系统中的分布积累量很小 , 与缪绅
裕等的研究结果相近 [ 5] 。 凋落物带走的 Cd量极小
(4.22% ～ 8.61%), 说明若用该模拟湿地系统作为污水
净化系统 , 归还环境中引起二次污染的可能性极小。
种有植物的系统中 ,土壤子系统积存的 Cd量随着污
水处理浓度的升高而增大 , 而无瓣海桑吸收和凋落物带
走的 Cd量却随污水浓度的增大而呈减少的趋势;未种植
植物的系统中 , 土壤子系统积存的 Cd量随污水浓度的增
加而降低 , 这说明无瓣海桑在本模拟湿地净化系统中起
着重要作用。
204　 海　洋　环　境　科　学 第 29卷
表 6　无瓣海桑模拟湿地系统中 Cd的分布
Tab.6 DistributionofCdinsimulatedsystems
处理 Cd/ μg水体加入 水体排出 土壤存留 土壤支出 植物存留 凋落物带走 平衡
I-C 0.40 0.22 4.67 4.35 0.41 0.09
I-SW 800.40 29.03 758.66 10.07 0.63 2.01
I-FW 4000.40 341.36 3379.16 28.62 1.26 250.00
I-TW 8000.40 518.32 7332.23 47.73 2.11 100.01
Ⅱ -C 0.40 6.61 6.31 0.10
Ⅱ -SW 800.40 100.66 649.75 49.99
Ⅱ -FW 4000.40 491.67 3418.73 90.00
Ⅱ -TW 8000.40 1003.52 6476.88 520.00
2.3　模拟湿地系统对污水中 Cd的净化效应
通过计算加入系统中 Cd的总量(含海水中的量)、被
土壤和植物吸收的量 , 可计算出其净化污水中 Cd的能
力 , 由土壤或植物中存留的 Cd量除以由水体加入的总 Cd
量即为净化率(表 7)。由表 7可见 ,在有植物的系统中 ,
对污水中 Cd起净化作用的主要是土壤子系统 ,与香蒲植
物湿地净化铅锌矿废水情况相似 [ 12] 。随着处理的污水浓
度增大 , 其主导作用逐渐明显。在高浓度污水处理组中 ,
植物-土壤系统的净化率大于无植物的系统。这是因为除
了植物本身对污染物的吸收作用外 , 在栽种植物的系统
中存在一个有利于污染物降解的根际环境 , 根际微生物
协同植物根系和根周土壤发挥着积极作用。尽管无瓣海
桑本身的净化率远低于土壤 , 但其作为速生乔木可以不
断生长及吸收污染物 , 且在自然界中红树林植物是高生
产者 , 红树植物-土壤-水系统对污染物修复的潜力不可低
估。
表 7　模拟湿地系统对污水中 Cd的净化率
Tab.7 PurificationratesofCdinsimulatedsystems
项目 净化率 /(%)I-SW I-FW I-TW Ⅱ -SW Ⅱ -FW Ⅱ -TW
土壤 94.79 84.47 91.65 81.18 85.46 80.96
植物 1.26 0.72 0.60
总净化效应 96.04 85.19 92.24 81.18 85.46 80.96
3　结　论
本模拟湿地系统排放污水 4个月后 , 无瓣海桑植物
仍能维持正常生长 , 并未发现植物出现受害症状。人工
污水加入模拟湿地系统中的 Cd主要存留在土壤子系统
中(约 90%),只有少部分迁移到植物体和凋落物中 ,这可
能是由于植物生物量小。随着植物的生长 , 其生物量将
不断增大 , 对污染物的吸收能力增强 , 植物在系统中的净
化作用也将越来越大 。植物-土壤-水系统中 ,土壤对污水
中 Cd的净化率随污水处理浓度升高而增加 , 而植物吸收
和凋落物带走的 Cd却随污水处理浓度升高而下降。本
模拟湿地系统对人工污水中重金属 Cd的净化效果显著 ,
达到约 91%。
本试验在室内模拟条件下进行 , 与自然界中红树林
的生境存在较大差异。 本文上述结果尚未考虑如下因
素:①气候因素的影响;②微生物的组成与活性分析;③
潮汐变化的影响;④净化机理的探讨等。需要指出 , 本试
验污灌时间较短而且是在室内可控条件下进行的模拟 ,
若要将红树林湿地系统实际应用于城市污水处理 , 尚需
进行野外自然条件下的较大面积污灌试验。
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