红树林重金属污染的研究进展

红树林重金属污染的研究进展摘要：红树林湿地，因其固有的一些特性，能够净化来自潮汐、河水、地表径流所携带的重金属污染物。

近年来红树林湿地重金属污染问题已引起了国内外学者们的极大关注,并对此进行了大量的研究。

本文重点对红树林沉积物中的重金属的分布，迁移与释放以及其对红金属污染的净化机制进行了综述；此外还对不同的重金属污染进行评价方面的研究进展进行了归纳介绍。

最后,对今后红树林的研究趋势提出了一些看法。

关键词：红树林沉积物；重金属；分布；净化机制；污染评价随着人口膨胀、城市化和工业化的急速发展，再加上飞速发展的海洋船泊运输业、农业和渔业等人为活动的影响，大量的污染物被排放到江河湖海中，这样就会给环境带来沉重的生态恢复的压力［1］。

尤其是重金属污染物，因不能被生物降解、残留时间长，而且通过食物链富集等特性，受到我们越来越多的关注。

如何处理受重金属污染的水体和土壤日益受到环境和生态学家们的重视。

传统的重金属处理方法,如物理、化学方法，都存在价格昂贵、易造成二次污染等缺陷。

由于植物除重金属具有成本低、易操作、无副作用等特点，得到迅猛发展，而其中最为重要的便是湿地中生长的红树林植物群落了。

红树林湿地是分布于热带、亚热带海湾、河口潮间带重要的植被类型，对维护海湾河口地区的生态平衡起这重要的作用。

现在将红树林湿地作为废物，污水处理厂已引起关注［2］。

1 在红树林沉积物中重金属分布特征的研究1.1 在红树林沉积物中重金属分布和迁移近些年来，随着环境污染的加剧和各国对红树林湿地保护的重视，有关红树林湿地沉积物中重金属污染物的富集及其与沉积物理化性状关系的研究得到了较多的开展. 从近年来国内外一些红树林湿地沉积物中几种主要重金属含量的测定结果，可以看出，红树林沉积物重金属含量大体上表现为：Mn> Zn> Cu、Pb> Ni> Cd［3］。

植物吸收重金属取决于环境中重金属的种类、数量以及植物的种类和特性。

在红树林群落里，不同的物种对不同重金属离子的吸收也不相同。

植物对不同的重金属吸收能力不同。

红树林对Cu、Pb、Zn、Cd的吸收累积能力有显著差异：Cu、Pb、Zn含量在叶中为：白骨壤叶>秋茄叶>桐花树叶，Cd含量为白骨壤叶>桐花树叶>秋茄叶［1］。

不同的植物对重金属吸收的能力不同。

Del Rio等人[4]曾对99种湿地植物对重金属Pb、Cu、Zn、Cd、Sb、As的吸收情况进行了比较，结果表明：A.azurea，B.vulgaris，C.fuscaturm，C.arvensis，C.dactylon等植物对重金属有较高的吸收性能。

植物的不同部位的吸收重金属能力也不同。

一般植物地下部分重金属的含量比地上部分高很多倍。

郑文教等研究表明，红树林细根是吸收重金属的主要器官，元素含量显著高于其他部位，地上部茎、枝、叶、花各元素中，Cu仅为细根中含量的26%-48%（茎皮最低），Pb仅为细根的12-22%，Zn为18-22%，Mn叶中含量较高，仅比细根低10.3%，其余部位为细根的7-20%；地下各部分的重金属含量顺序为：细根>中根>大根［5,6］。

而且缪绅裕对植物各器官中Ni 、Cu 含量进行测定（详见见表1）也表明：植株Ni 含量基本为根> 叶> 茎> 原胚轴;Cu 含量,C0 组和C1 组为根> 茎>叶> 原胚轴,C5 和C10组为根、茎> 原胚轴> 叶. 随着污水处理浓度的增大,各器官的重金属含量均增大,其中以叶中的Ni 和原胚轴中的Cu 增加最为显著。

与背景值比较,C0 组累积系数变大，各污水处理组均变小。

同一处理组中植株对Cu的累积系数平均大于Ni ,但随着污水处理浓度的上升,二者差异越来越小。

累积系数平均值大小排列有一定差异，Ni 为根> 叶> 原胚轴、茎，而Cu 为根> 茎> 原胚轴和叶。

不同处理组植株的不同器官对Ni 、Cu 的富集作用差异较大. 各器官的累积系数随污水处理浓度的上升而下降[7]。

表1 植物体各器官中Ni、Cu 含量1.2 重金属元素在沉积物中存在形态土壤和沉积物中的重金属不是简单地以某一离子或基团存在，而是以各种不同的结合形态存在的，不同形态的金属具有不同的化学活性和生物有效性，单纯地测定重金属污染物的总浓度不足以说明水体沉积物复杂的地球化学过程和确切表征其污染特性和对生物的危害性。

重金属在沉积物中的存在方式主要有4 种，即吸附、与铁锰的水合氧化物共沉淀、被有机分子络合、结合于矿物晶格中，据此可以将沉积物重金属的形态划分为：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣态[8]。

刘景春[9]的研究表明：东寨港红树林沉积物中Cr 以硫化物及有机结合态和残渣态存在；Cu 以硫化物及有机结合态为主；Zn 主要以硫化物及有机结合态和可交换离子态存在；Cd 以残渣态为主；Pb 基本上以残渣态和硫化物及有机结合态存在。

其通过对中国主要红树林地区沉积物研究得出这样的结论：Cr、Cu、As、Pb 形态中有机质- 硫化物结合态含量相对较高，这可能是由于红树林沉积物中高有机质含量和高硫含量所致。

重金属污染物在沉积物中具有不同的存在形态就涉及到不同的研究方法。

对于重金属污染物在土壤或沉积物颗粒物上结合形态的的分布可直接用 X 射线衍射法（XRD）、傅立叶变换红外光谱法（FT－IR）和质子诱导 X 射线发射分析法（PIXE）等方法测定[10]。

沉积物中重金属元素总是在不断地发生时空的迁移和价态、形态的转化，这一过程极其复杂多样；归纳为四个主要物理化学作用，即：溶解-沉淀作用、离子交换与吸附作用、络合-离解作用、氧化还原作用[11]。

这些作用过程受到沉积物的酸碱度(pH)、氧化还原电位（Eh）、温度、盐度、有机质含量、植物根系及微生物生活能力等多种环境、生物因素的综合制约，进而影响着重金属在沉积物中存在的形态和分布[3]。

2 红树植物抗重金属污染的机制红树林湿地系统具有独特而复杂的净化机理，能够利用植物-土壤的共同作用，通过过滤、吸附、离子交换、植物吸收来实现对重金属离子的净化作用。

2.1 吸收到体内的重金属重新排出体外这种降解重金属毒害的方式是生物界最为常见的植物应对环境的毒害时，自我的排斥现象。

在重金属胁迫红树植物时，由于红树群落里的乔木或者灌木通过自我的净化途径，将吸收到体内的重金属排到体外环境中去。

Nies 和Siler研究不同耐性植物的金属离子吸收与代谢关系时, 认为耐性植物的原生质膜有主动排出金属离子的作用[12]。

另外, 红树植物还可以把有害的物质包括重金属离子转移到老叶中, 通过老叶脱落达到有害成分的排除。

2.2 根部富集一般情况下, 植物吸收到体内的重金属主要积累在根部, 地上部位含量极低，这在一定程度上提高了植物的抗性。

红树植物所生长环境的特殊性, 其根际环境特别是根际pH 变化、Eh 状况, 根系分泌物, 根际微生物效应, 金属有机成分的改变等可能影响了红树植物根系对重金属的吸收和运输[13]。

2.3 抗氧化系统的增强重金属胁迫与其他形式的氧化胁迫相似, 能导致大量的活性氧自由基产生, 自由基能损伤主要的生物大分子蛋白质和核酸, 引起膜脂过氧化。

植物体内拥有完善的抗氧化机制的调控，为植物的正常生长提供有力的保障。

植物受到重金属的胁迫，能量代谢不足，植物就会产生大量的活性氧，植物内部的抗氧化机制发挥作用，其超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶(CAT) 、过氧化物酶(POD) 、谷胱甘肽还原酶(GR)和抗氧化剂类物质(抗坏血酸(ASA) 、谷胱甘肽(GSH) 和生育酚(VitE) 等)产生，清除氧自由基。

在镉对红树植物根系的毒害机理的研究中，发现Cd2+ 浓度为0.25~ 10mg/L 均能诱导桐花树幼苗根系CAT 、POD 活性升高[14]。

抗氧化保护酶清除氧自由基的能力提高, 其抗氧化保护作用随胁迫浓度的加大而增强（详见表2）。

表2 Cd2+胁迫对桐花树幼苗根系CAT 与POD 活性的影响不同Cd 浓度下,桐花树叶POD 和SOD活性的变化的试验中，结果表明Cd 对两种酶有一定的破坏作用,其中POD 对Cd 金属的敏感性大于SOD[15]。

图1 Cd 对桐花树叶片过氧化物酶(POD) 和超氧化物歧化酶(SOD) 活性的影响3.红树林沉积物中的重金属污染评价红树林表层积物中重金属含量比相应水相中的重金属含量高很多倍, 并易产生二次污染, 有效地评价红树林沉积物中重金属的危害情况, 有利于对红树林生态系统的管理与治理。

近些年来，有关红树林沉积物中重金属污染评价和指示的研究已有较多开展。

中国科学院南海海洋研究所对深圳的大亚湾的水质进行检测，结果表明, 大亚湾海域的重金属污染主要为汞和砷(其潜在生态危害系数值较高)。

红树林表层沉积物重金属污染评价的主要研究方法是采用地积累指数法和潜在生态危害指数法。

前者可反映沉积物重金属富集程度，并广泛用于研究沉积物中重金属污染情况。

后者可应用沉积学原理评价重金属污染及生态危害的方法。

通过地质累积指数法和潜在生态风险指数法2种评价方法对海南岛北部红树林湿地沉积物中重金属的污染状况及潜在生态风险性进行了评价[16]。

4. 展望红树植物重金属耐性机理尚无系统性认识,仍需进一步研究；而且我们对重金属在植物体内的运输、代谢途径缺乏进一步的探讨，更重要的是我们对植物抗重金属胁迫的具有机理了解的还比较浅显。

最后就是现在红树林湿地污水处理技术的应用还需要进一步的推广，今后一方面要注重净化效率，筛选出重金属净化效果最好的红树植物及搭配方式，同时也要严防二次污染；另一方面要兼顾经济效益，与生产实践和人民生活联系起来。

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