仙山湖湿地11个树种富集重金属特征的研究

潘德寿 ，李贺鹏，方黎明，张 华，杨 乐，王 珺，朱 培，岳春雷，熊李虎

（1.安吉县自然资源和规划局，浙江 安吉 313300；2.浙江省林业科学研究院，浙江 杭州 310023；3.浙江省长兴县林业局，浙江 长兴 313100；4.浙江省水利河口研究院，浙江 杭州 310020）

湿地植物作为湿地生态系统结构和功能的核心，在调节气候、净化环境、降解污染、维持较高的生物生产力和生物多样性等方面具有不可替代的作用[1]。土壤-植物系统作为生物圈的基本结构单元，不仅支持着地球主要生命过程、维持着生态系统的平衡，也承受着人类活动所带来的各种污染[2]。随着工农业生产和城镇化的快速发展，大量的重金属元素通过工业和生活污水排放、污水灌溉、工矿冶金业废渣和不易降解的农业废弃物堆放、交通尾气及工业废气的沉降等途径进入土壤生态系统，导致土壤中重金属含量急剧增加，土壤-植物系统中重金属污染问题日趋严重[3]。重金属不能像有机化合物那样可自然降解或生物降解[4]，但能被植物吸收，并通过食物链放大效应，直接或间接地危害人类的生命和健康。目前，重金属污染土壤的治理工作已经成为国内外研究的重点[5]。植物修复技术是利用植物对重金属的忍耐和超量积累能力，并结合共生的微生物体系来实现对重金属污染环境的修复，是长期以来被公认净化水土资源的一种绿色生态环保技术[6]。

湿地土壤重金属污染是当前湿地科学领域内的热点问题[7]，目前国内外关于湿地土壤中重金属的污染特征、来源及风险评价等方面有许多研究报道[8-9]，另外有关湿地土壤-植物系统中重金属污染研究主要集中在河口及滨海滩涂、湖泊及河流湿地的草本植物[10-11]，对木本植物的研究则相对较少[12]，主要集中在黄花柳Salix caprea，三蕊柳S.triandra[13]，垂柳S.babylonica[14]，金丝垂柳S.×aureo-pendula[15-16]，旱柳S.matsudana 和杞柳S.purpurea[17]，秋华柳S.variegate[18]和枫杨Pterocarla stenoptera[19]，多枝柽柳Tamarix ramosissima[20]，铺地柏Sabina procumbens和金叶女贞Ligustrum vicaryi[11]，红树Rhizophora apiculata 植物[21]等，但是有关水库湿地树种对重金属的吸收和积累的研究相对较少。

仙山湖位于太湖的西南侧，属于太湖（长江）水系，距太湖直线距离39.1 km，作为太湖湿地的重要补充，动植物资源丰富，有湿地维管束植物212种和脊椎动物206种[22]。目前有关利用植物修复方法治理仙山湖湿地重金属污染尚未见相关报道。本研究针对仙山湖湿地部分区域存在潜在重金属污染的现状[23]，选择了日本三蕊柳S.triandra var.nipponica，南川柳S.rosthornii，旱柳等11个具有代表性的树种，通过对植株体内重金属元素含量及其他相关指标进行测定分析，评价其富集特征和对土壤的修复效果，以期为水库湿地土壤重金属污染的修复治理和湿地公园生态恢复研究提供一定的参考依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

长兴仙山湖国家湿地公园，119°33′51″～119°37′43″ E，30°52′08″～30°55′25″ N，位于浙江省长兴县泗安镇，地处苏、浙、皖三省交界处。属亚热带季风气候区，年平均气温13.9℃，多年平均降水量1 309 mm，无霜期239 d。湿地公园总面积2 269.2 hm2，其中湿地面积1 395.3 hm2[24]。仙山湖为人工湖泊，原名泗安水库，总库容为0.5×l08m3[25]，是泗安镇周边居民重要的水源地。通常情况下仙山湖水位的高程为12.62 m（吴淞标高），汛期时水面最大面积约270 hm2，枯水期约260 hm2，水位最大波动高程差为1.83 m。湿地优势植物有天然植物和人工植物，其中天然优势植物群落主要为日本三蕊柳，南川柳，旱柳，乌桕Sapium sebiferum，构树Broussonetia papyrifera，水竹Phyllostachys heteroclada，芦苇Phragmites australis，荻Miscanthus sacchariflorus，荸荠Eleocharis dulcis，碎米莎草Cyperus iria 等；人工半人工植物群落除了水库周边的稻Oryza sativa 田外，近年来发展了大量苗圃地，如樟Cinnamomum camphora，榉树Zelkova serrata，朴树Celtis sinensis，木犀Osmanthus fragrans 等；另外，边滩及河岸上种植了水杉Metasequoia glyptostroboides，池杉Taxodium ascendens，银叶柳S.chienii，小蜡Ligustrum sinense，女贞Ligustrum lucidum 等。

1.2 样品采集与处理

通过对仙山湖湿地系统全面调查，确定在入库河口周边、村庄、农田及养殖塘附近等具有潜在重金属污染区域的湿地边滩树种（表1）。2016年1 月8 日和4 月29 日采集样品（日本三蕊柳分春季和冬季两次取样，分别标为冬和春区别，见表1）。采集植株的根（根的直径在12 mm 以内）、茎（即茎干、枝条，其直径不超过10 mm，其中乌桕、银叶柳和水杉为枝条，其他植物为茎干）、叶（部分树种除外），无菌密封袋保存，带回实验室处理。每个树种采集3 棵，选择的植株长势良好，树龄相近。挖取每棵植株的过程中取根际土样约1 kg带回实验室。植物样品经过自来水、蒸馏水清洗。植物根、茎、叶和根际土壤样品经自然风干、研磨、过60 目筛后，装袋、备用，室温保存[26]。

表1 仙山湖湿地优势树种的基本特点及取样区域Table 1 Sampled tree species and location in Xianshan Lake

1.3 测定方法

植物样品（树种的根、茎、叶）与土壤样品重金属含量均采用三酸消化法（HNO3-H2SO4-HClO4）消化、定容、保存。用火焰原子吸收光谱法测定重金属Cu，Pb，Zn，Cd 含量；Hg 采用王水消解，原子荧光光谱法测定[26]。每个样品重复3 次。

根据植物根茎叶中重金属含量值，计算生物富集系数（Bio-concentration factor,BCF）[27]、生物转移系数（Translocation factor,TF）[28]。BCF 指某种重金属在植物体内的含量与该种重金属在土壤中含量的比值：BCF=植物地上部（或根）重金属含量/土壤该元素含量；TF 指植物地上部分重金属含量与该植物根部同一种重金属含量的比值：TF=植物地上部重金属含量/根部该元素含量。

1.4 数据处理

用Microsoft Excel 2000 和SPSS 13.0 统计分析软件进行数据分析及相关性分析，用Origin7.5 绘图。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量

从表2 中可以看出，土壤中各重金属含量绝对值高低顺序总体为Zn >Cu >Pb >Cd >Hg，仙山湖作为饮用水源地，大部分区域重金属含量（除了个别区域外）均低于国家Ⅰ类土壤重金属环境背景值[29]。但日本三蕊柳根际生长区的重金属Cd 和Pb 含量略高于环境背景值，南川柳根际生长区的重金属Zn 和Hg 含量略高于环境背景值，说明仙山湖部分区域存在一定重金属污染或者具有潜在污染风险。

2.2 重金属在不同树种不同器官的分布特征

植物体不同器官中的重金属含量存在一定差异，且不同树种之间也有差异。从图1 可以看出，树种根部重金属Cu 在常绿树种中含量较高，最高的女贞为49.267 mg·kg-1，樟为49.107 mg·kg-1，然后依次是水竹和小蜡等，而乌桕最低，仅为13.233 mg·kg-1；Zn 在乌桕中含量最高，达212.105 mg·kg-1，然后依次为日本三蕊柳（冬）、构树、银叶柳等，而最低也是乌桕；Cd 在日本三蕊柳（春）、南川柳、旱柳、银叶柳、小蜡等树种相对较高，含量均超过1.0 mg·kg-1，其中最高的为日本三蕊柳（春），为1.613 mg·kg-1，最低的为构树，仅为0.066 mg·kg-1；Hg 在樟最高，为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，仅为0.001 mg·kg-1；Pb 在日本三蕊柳（冬和春）最高，均超过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 仙山湖优势树种根际土壤重金属特征值与国家Ⅰ类土壤重金属环境背景值比较Table 2 Heavy metal concentration in rhizospheric soil of sampled trees in Xianshan Lake and the standard for environmental soil quality

就不同树种茎干而言（图2），Cu 含量最高的为旱柳（25.302 mg·kg-1），小蜡（25.100 mg·kg-1）次之，最低为构树（9.100 mg·kg-1）；Zn 在旱柳中最高，为262.030 mg·kg-1，银叶柳次之（97.400 mg·kg-1），最低的为构树（22.700 mg·kg-1）；Cd 含量较高的树种分别为旱柳、小蜡、银叶柳、南川柳、乌桕，分别为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，仅为0.019 mg·kg-1；Hg 含量在樟、小蜡、女贞、水竹中相对较高，分别为0.045 mg·kg-1、0.016 mg·kg-1、0.015 mg·kg-1、0.011 mg·kg-1，乌桕、南川柳、构树则相对较低；Pb 含量最低的为樟，仅为0.510 mg·kg-1，水竹略高，为0.970 mg·kg-1，而含量最高的为小蜡（5.930 mg·kg-1）、旱柳（5.840 mg·kg-1）次之。

图1 重金属元素在不同树种根部含量的比较Figure 1 Comparisons of heavy metal contents in roots of different tree species

Cu 在叶片中含量超过19.0 mg·kg-1的有南川柳、旱柳、乌桕、水杉、樟，其中最高的为乌桕（26.308 mg·kg-1）（图3）；Zn 在南川柳、旱柳、乌桕、樟、女贞、小蜡叶片中均超过50.0 mg·kg-1，其中最高的为女贞（92.600 mg·kg-1），然后依次为旱柳（89.804 mg·kg-1）和小蜡（83.500 mg·kg-1）；Cd 含量最高的为旱柳（0.723 mg·kg-1），小蜡（0.650 mg·kg-1）次之，日本三蕊柳（春）最低，为0.160 mg·kg-1；Hg 在水竹、小蜡叶片中高于其他树种，分别为0.025 mg·kg-1和0.024 mg·kg-1，另外，女贞、水杉、日本三蕊柳、旱柳等均超过0.010 mg·kg-1；Pb 在日本三蕊柳（春）叶片中含量最高，为11.050 mg·kg-1，另外水杉、水竹、小蜡、旱柳、女贞等叶片含量均超过3.500 mg·kg-1。

图2 重金属元素在不同树种茎部含量的比较Figure 2 Comparison on heavy metal contents in stems of different tree species

图3 重金属元素在不同树种叶片含量的比较Figure 3 Comparison on heavy metal contents in leaves of different tree species

同一种元素含量在同一植物不同营养器官中以及同一种元素含量在不同植物相同营养器官中均表现出一定的差异性（图1 至图3）。日本三蕊柳对Cu 和Zn 的富集能力高低顺序是茎>根>叶，对Pb 和Hg 的富集能力是根>叶>茎，对Cd 是茎>根>叶；南川柳对Cu，Cd 和Pb 的富集能力是根>茎>叶，对Zn 是茎>叶>根，对Hg 则是根>叶>茎；旱柳对Zn 和Cd 的富集能力是茎>根>叶，对Pb 是根>茎>叶，对Cu 是茎>叶>根，对Hg 则是叶>根>茎；构树和银叶柳对5种重金属的富集能力均是根>茎（除银叶柳对Zn 的茎>根外）；乌桕对Cu 和Zn 的富集能力高低顺序是叶>茎>根，对Cd 和Pb 是茎>根>叶，对Hg 则是叶>根>茎；水杉对Cu 和Zn 的富集能力高低顺序为叶>根>茎，对Cd 和Pb 的是叶>茎>根，对Hg 的是根>叶>茎；樟对Cu 和Pb 的富集能力高低变化为根>叶>茎，对Zn 的是叶>茎>根，对Cd 的是叶>根>茎，对Hg 的是根>茎>叶；女贞对Cu，Cd 和Pb 的富集能力高低变化为根>叶>茎，对Zn 的是叶>茎>根，对Hg 的是茎>叶>根；小蜡对Cu 和Cd 的富集能力高低变化为根>茎>叶，对Zn 和Hg 的是叶>茎>根，对Pb 的是茎>叶>根；水竹对Cu 和Cd 的富集能力高低变化为根>叶>茎，对Zn 的富集能力高低为茎>根>叶，对Pb 的是叶>根>茎，对Hg 的是叶>茎>根。

从图1 至图3 可看出随原子序数的递增（Cu→Pb），不同植物的根（除樟、女贞和水竹的Cu 含量略高于Zn 外）、茎、叶中不同重金属的含量均表现出近似“N”型的变化趋势，而且重金属元素在不同植物不同器官中的含量基本上呈Zn>Cu>Pb>Cd>Hg 的变化特点（除樟、女贞和水竹根中Cu 含量略高于Zn 外）。

2.3 不同树种对重金属富集系数和转移系数

不同树种以及同一树种的不同器官对不同重金属的富集、转移均存在较大的差异。从表3 中可以看出，11种树种的BCF 变化范围为0.06～22.50；樟、女贞、小蜡和水竹对Cu 富集能力相对较高，樟的根茎叶、小蜡的根茎、女贞和水竹的根对Cu 的BCF 值均>1.0，说明这些常绿植物对Cu 的富集能力强；日本三蕊柳、旱柳和乌桕地上茎叶对Cu 的富集能力高于根部，南川柳、构树和银叶柳根对Cu 的富集能力相对较高。所有树种根部对Cd 的BCF 值均>1.0，除了樟和女贞的根部及日本三蕊柳和水竹的茎叶的BCF 变化范围0.33～0.94 外，其他各树种根茎叶的BCF 值均>1.0，各树种对Cd 的富集能力顺序由高到低为：小蜡>旱柳>银叶柳>南川柳>其他树种。旱柳根茎叶、日本三蕊柳（冬季）和银叶柳的根茎、女贞和小蜡的茎叶对Zn 的BCF 值均>1.0，说明这些树种对Zn 有较强的富集能力。11种树种对Pb 的BCF 总的变化范围为0.06～0.51，其中日本三蕊柳、南川柳、旱柳、构树、银叶柳、樟和女贞等树种根部的BCF 值高于地上营养器官，说明这些树种根部对重金属Pb 的富集能力相对高于地上营养器官；水杉不同营养器官对重金属Pb 的BCF 值由高到低为：叶>茎>根，而小蜡的BCF 值由高到低为：茎>叶>根，水竹的BCF 值由高到低为：叶>根>茎。除樟根茎和小蜡叶片对重金属Hg 的BCF 值高于0.50 外，其他树种的BCF 值则相对较低。

表3 仙山湖湿地不同树种不同部位重金属的BCF 和TFTable 2 Bio-concentration and translocation factors in different organs of different tree species

从表3 可以看出，11种树种TF 介于0.10～3.57，其中有2 项TF 值超过1.0 的有8个树种，分别是日本三蕊柳（春）（茎对Cu 和Zn）、旱柳（茎对Cu，Cd，Zn；叶对Cu 和Hg）、乌桕（茎对Cu，Cd，Zn，Pb；叶对Cu 和Zn）、水杉（叶对Cu，Cd，Zn，Pb；茎对Cd 和Pb）、樟（叶对Cd 和Zn）、女贞（茎叶对Zn 和Hg）、小蜡（茎叶对Zn，Pb，Hg）、水竹（茎对Zn，Hg；叶对Pb，Hg），说明不同树种对不同重金属的转移能力存在较大差异。总体而言，11种树种Cu 转移能力顺序由高到低为：乌桕>旱柳>日本三蕊柳>南川柳>水杉>银叶柳>构树>小蜡>樟>水竹>女贞，Cd 转移能力顺序为：水杉>樟>乌桕>旱柳>构树>银叶柳>小蜡>女贞>南川柳>水竹>日本三蕊柳，Zn 转移能力顺序为：女贞>乌桕>小蜡>银叶柳>南川柳>樟>水竹>水杉>日本三蕊柳>旱柳>构树，Pb 转移能力顺序为：水杉>小蜡>乌桕>银叶柳>水竹>女贞>樟>旱柳>日本三蕊柳>南川柳>构树，Hg 转移能力顺序为：水竹>女贞>小蜡>银叶柳>旱柳>构树>水杉>日本三蕊柳>樟>南川柳>乌桕。

2.4 不同树种重金属含量与土壤重金属含量的相关性

不同树种各器官的重金属量与根际土壤中的重金属含量进行了相关性分析，结果表明（表4），树种不同营养器官中重金属含量与土壤中重金属含量相关性较强，其中Pb，Hg，Zn 元素相关性最强，其相关系数r 值基本都达到0.9 以上，表明植物各营养器官对重金属的富集能力与土壤中重金属污染程度具有较强的相关性。日本三蕊柳（春）根部的Pb 及茎干和叶部的Hg 含量、乌桕根部的Pb 含量、樟茎干的Cd 含量、小蜡茎干的Cu 含量、水竹根部Zn 和茎干Pb 含量均与根际土壤重金属含量呈极显著相关（P<0.01）；构树和水杉根的Cu含量，日本三蕊柳（春）根的Cd 含量，女贞和小蜡根、日本三蕊柳（春）、构树和水竹茎、樟和女贞叶部的Zn 含量，水杉根和乌桕茎的Pb 含量，水竹叶的Hg 含量与根际土壤中重金属浓度呈显著相关（P<0.05）。这进一步说明了不同树种对重金属具有不同的吸收富集特性，同一种树种对不同元素吸收、富集也存在一定差异。

表4 仙山湖湿地优势树种各部位重金属含量与根际土壤重金属含量的相关分析Table 4 Correlation analysis on heavy metal content between different organs and rhizosphere soil

3 讨论与结论

3.1 讨论

研究证实仙山湖湿地土壤总体上处于健康状态，仅个别区域的Zn，Cd，Hg 的含量略微超标，这与其他研究结果[23]基本一致，但Pb 在日本三蕊柳生长区属轻度污染。日本三蕊柳生长区紧邻村庄生活区，可能是长期受生活污水影响所致；南川柳位于小河流斜坡上，周边曾经分布着大量养殖塘，可能是历史上养殖废水排放流经生长区造成Zn 和Hg 的轻度污染。

不同树种的不同营养器官对不同重金属元素的富集特点也存在明显差异。本研究中4个柳属植物的不同营养器官表现出对不同重金属的富集能力差异性（图1 至图3），南川柳对Cu 和Pb 富集能力由高到低为根>茎>叶，与其他柳属植物（S.borealis 和S.phylicfolia）的研究一致[30]；日本三蕊柳、南川柳和银叶柳对Cd 的富集能力大小顺序为根>茎>叶，这与秋华柳的研究结果[18]一致，但是与幼苗期秋华柳对Cd 的富集能力大小为叶>根>茎的研究结果[19]不一致；本研究中旱柳对Cu，Zn 和Cd 的富集能力大小顺序为茎>根>叶，但是与Cu 胁迫下1年生旱柳树苗不同组织对Cu 富集能力顺序为根>叶>茎的研究[31]不一致。研究发现[32]桐乡平原地区道路两侧的樟和水杉对重金属Cd 和Pb 的富集能力为枝、叶＞根＞皮、干，河道则为根＞枝、叶＞皮、干，本研究中樟对Cd 和Pb 的富集能力相对较低的均是茎干部位，这与前期研究[32]基本一致，但水杉对Cd 和Pb 的富集能力最高部位为叶片，最低为根部，这与其他研究[32]不一致，这可能主要是受湿地环境条件影响和植物自身生物学特性所致。研究证实在严重Sb，As，Cd，Hg 污染和轻度Zn、Pb 污染矿区的女贞对重金属的富集能力高低变化顺序都是叶>茎、枝>根[33]，本研究中除女贞对Zn 的富集特点与上述研究[33]一致外，本研究女贞根茎叶对不同重金属的富集特点均存在差异，这可能是植物生长环境差异造成的。这些结果说明不同物种、同一物种的不同生态型或者同一植株的不同部位、同一属的不同种植物对重金属的吸收能力不同[34-35]。

研究证实随原子序数的递增，多数植物的根茎叶等不同营养器官中重金属的含量一般表现出“N”字形变动趋势，同时重金属元素在不同植物不同器官中的含量一般呈现Zn>Cu>Pb>Cd>Hg 的变化规律[2]。本研究中11树种除樟、女贞和水竹根部的Cu 含量略高于Zn 外，研究结果与上述研究[2]一致；本研究中不同树种各营养器官中基本上都是Zn 含量最高，Cu 次之，而Cd，Hg 含量较低，其他研究也类似的结果[36]。

BCF 和TF 是衡量植物对重金属吸收、积累能力的重要指标[28]，BCF 是衡量植物从土壤中吸收并贮藏的能力，TF 是衡量植物对重金属由地下部向地上部转运的能力。有学者认为BCF>1 和TF>1 是重金属超富集植物应具备的基本条件[37-38]。BCF>1 时，可确定植物体对该物质有富集能力，并且系数越大表明植物对该金属元素的吸收能力越强；TF>1 时，表明植物对该重金属有富集能力，并且系数越大表明植物对该金属元素的吸收能力越强[33]。本研究中女贞对Cu，Cd 和Zn 有较高的BCF，以及对Zn 和Hg 有较高的TF，证实该树种对这Cu，Cd和Zn 有较强的富集能力和对Zn 和Hg 的吸收能力，是重金属超富集植物，这与其他研究结果[33]一致。旱柳对Cd 和Zn 有较高的BCF，同时对Cu，Cd，Zn 和Hg 有较高的TF，这与Cu 胁迫下旱柳对Cu 的富集系数和转移系数的研究结果[31]一致。日本三蕊柳、南川柳和银叶柳Cd 和Zn 的BCF 大都接近或>1，以及这3种树种Zn 的TF 也是大都接近或>1，证实这些树种对Cd 和Zn，特别是Zn 有较强的吸收和转运能力，这与其他柳树的研究结果[39]相一致。在道路交通环境中的小蜡对Cu，Cd，Zn，Pb 等重金属有较高的BCF[40]，本研究中小蜡根茎叶对Cu，Cd 和Zn 的BCF 大都接近或大于1，并且对Zn、Pb 和Hg 的TF 均>1，证实小蜡是重金属超富集植物。水竹根Cu 和Zn 的BCF 及Hg 的TF>1 外，其他营养器官均<1。

本研究结果证实不同树种各器官的重金属含量与根际土壤中的含量相关性较强，这与北京常见绿化树种叶片重金属研究结果[42]一致，同时根际土壤重金属含量绝对值的高低变化趋势也与树种营养器官的变化趋势一致，均为Zn>Cu>Pb>Cd>Hg。尽管湖泊和水库湿地的天然植被以草本植物为主，但是湿地公园建设或湿地恢复与重建时仍以木本植物为主，并且有关湿地树种富集重金属的研究相对较少，因此要发挥木本植物在湿地土壤重金属污染的修复治理、湿地公园生态恢复中的重要作用，仍需要进行更深入的研究。

3.2 结论

仙山湖湿地土壤总体上处于健康状态，仅个别区域土壤的Zn，Cd，Pb 和Hg 含量略微超标。其中Cu 含量为15.66～31.42 mg·kg-1，Cd 为0.034～0.210 mg·kg-1，Zn 为54.36～102.25 mg·kg-1，Pb 为11.13～35.24 mg·kg-1，Hg 为0.045～0.157 mg·kg-1。不同树种以及同一树种的不同器官中的重金属含量绝对值有很大差异：重金属Cu含量在女贞根、旱柳茎和乌桕叶较高，Zn 在乌桕根和旱柳茎叶较高，Cd 在日本三蕊柳根和旱柳茎叶较高，Hg在樟根茎和水竹叶较高，Pb 在日本三蕊柳根叶和小蜡茎较高，这些差异与湿地环境条件和植物生理生态学特性有关。除樟、女贞和水竹根部的Cu 含量略高于Zn 外，11种湿地树种不同营养器官中重金属的含量均表现出“N”字形变动趋势，重金属元素在不同植物不同器官中的含量一般呈现Zn>Cu>Pb>Cd>Hg 的变化规律。

11个湿地树种对5种重金属的富集系数总体表现为Cd>Zn>Cu>Hg>Pb，其中对Cu 富集能力最强的树种为樟，对Cd 为小蜡，对Zn 和Pb 为旱柳，对Hg 为樟。所有树种的转移系数总体表现为Zn>Hg>Pb>Cu>Cd，其中对Cu 转移能力最高树种为乌桕，对Cd 为水杉，对Zn 为女贞，对Pb 为水杉，对Hg 为水竹。总体而言，小蜡、旱柳、女贞、银叶柳、水竹等在研究树种中有相对较好的重金属富集、转移能力，可以作为湿地区域土壤重金属复合污染的修复植物。