互花米草入侵對(duì)濱海濕地重金屬的富集遷移效應(yīng)

龐曉艷，潘繼花*，劉 飛，陳長(zhǎng)東，袁顯龍，葉敦雨，陳迎港

互花米草入侵對(duì)濱海濕地重金屬的富集遷移效應(yīng)

龐曉艷1，潘繼花1*，劉 飛1，陳長(zhǎng)東2，袁顯龍2，葉敦雨1，陳迎港1

(1. 曲阜師范大學(xué)地理與旅游學(xué)院，日照 276826；2. 山東日照生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，日照 276800)

為探究互花米草（）入侵對(duì)濱海濕地沉積物重金屬的富集遷移效應(yīng)，為濱海濕地生態(tài)保護(hù)與合理利用提供依據(jù)，在山東省日照市黃家塘灣濱海濕地選取不同互花米草入侵年限的斑塊，以5 cm為間隔采集0～30 cm沉積物樣品和互花米草樣品，分析沉積物和互花米草不同部位中重金屬元素Cu、Zn、Pb和Cd的含量，并采用地累積指數(shù)法、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法、生物富集系數(shù)及轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)等方法進(jìn)行評(píng)價(jià)。結(jié)果表明：濕地沉積物重金屬Cu、Zn、Pb和Cd 的含量范圍為5.94～31.94 mg×kg-1，18.59～56.87 mg×kg-1，4.76～30.36 mg×kg-1，0.021～0.083 mg×kg-1，整體低于研究區(qū)域重金屬環(huán)境背景值；但Cu、Pb在0～15 cm內(nèi)存在輕度污染；與光灘濕地相比，互花米草入侵濕地沉積物中重金屬含量增加，且隨互花米草入侵年限增加，沉積物重金屬含量呈增加趨勢(shì)，在上層（0～15 cm）表現(xiàn)尤為顯著；互花米草不同部位對(duì)重金屬的累積存在一定差異，大致表現(xiàn)根>葉>莖；不同重金屬在根部的富集效應(yīng)表現(xiàn)為Cd > Zn > Cu > Pb，互花米草對(duì)重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)效應(yīng)為Pb > Zn > Cu > Cd。相關(guān)分析表明，沉積物中重金屬的累積與互花米草入侵對(duì)濕地沉積物粒度組成、有機(jī)質(zhì)含量及pH的改變密切相關(guān)。不同重金屬在沉積物-植物體系的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)差異則主要與互花米草各部位對(duì)重金屬元素的吸收差異有關(guān)。

互花米草；濱海濕地；沉積物；重金屬；富集遷移

濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)處于海陸交界地帶，其生態(tài)環(huán)境對(duì)于維護(hù)全球生態(tài)系統(tǒng)平衡具有十分重要的意 義[1-3]。受海、陸兩大生態(tài)系統(tǒng)交互影響，濱海濕地物質(zhì)交換頻繁，是典型的環(huán)境脆弱帶。隨著人類活動(dòng)強(qiáng)度增大，工業(yè)和農(nóng)業(yè)污染物隨著管道、河流、大氣顆粒沉降和降水被帶入近岸水體和濱海濕地，并在沉積物中匯集[1]。其中，重金屬污染物是對(duì)環(huán)境和人體健康最具有威脅的污染物之一，其毒性大、降解難，在濕地生態(tài)系統(tǒng)中發(fā)生吸附、沉淀、擴(kuò)散遷移等，并通過生物富集作用，破壞生態(tài)系統(tǒng)平衡[2, 4-6]。

互花米草（）屬禾本科多年生草本植物，原產(chǎn)于北美洲大西洋沿岸，自1979年作為生態(tài)工程種在我國(guó)引種成功后，因其獨(dú)特的生存和擴(kuò)散機(jī)制，在沿海地區(qū)快速蔓延，至2015年，覆蓋面積已到54 579.7 hm2，成為濱海濕地中入侵最嚴(yán)重的外來物種，嚴(yán)重影響濕地生態(tài)平衡。當(dāng)前，有關(guān)互花米草入侵對(duì)濱海濕地影響的研究主要集中于群落特征[7-13]及營(yíng)養(yǎng)元素含量變化等方面[13-19]，對(duì)重金屬的研究相對(duì)較少[20-24]?；诖耍狙芯窟x取山東省日照市黃家塘灣濱海濕地為研究區(qū)域，對(duì)不同互花米草入侵年限的濱海濕地沉積物及互花米草不同部位中重金屬元素Cu、Zn、Pb和Cd的含量進(jìn)行分析，旨在探究互花米草入侵條件下濕地沉積物中重金屬富集遷移效應(yīng)，為加強(qiáng)科學(xué)管理，維持濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)平衡提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

日照市黃家塘灣位于膠南西南部，海灣口在董家口嘴與日照市殷家臺(tái)嘴之間，面向東南，灣寬14.4 km，水深3.2 ～ 6.8 m，面積達(dá)63 km2，屬于泥質(zhì)沙岸。有潮河、白馬河匯入，灣口東側(cè)有沐官島與董家口嘴對(duì)峙，灣內(nèi)有大孤石、二孤石、棋子灣、王家灘灣等。基于遙感影像以及實(shí)地調(diào)查和測(cè)量發(fā)現(xiàn)，互花米草自2007年開始在黃家塘灣出現(xiàn)，前期擴(kuò)張速度較慢，呈零星分布；2014年之后快速蔓延，現(xiàn)已形成連片大面積分布，對(duì)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)平衡及人工養(yǎng)殖產(chǎn)生重要影響[25]。

1.2 樣品采集與前處理

結(jié)合研究區(qū) 2007—2019 年遙感影像圖和實(shí)地調(diào)查，明確互花米草入侵軌跡，基于入侵年限設(shè)置3個(gè)采樣點(diǎn)， NS（光灘）、S-4（互花米草濕地，入侵3～4年），S-12（互花米草濕地，入侵12年）。為降低不同淹水條件對(duì)重金屬輸移的影響，3個(gè)采樣點(diǎn)距離尺度較小。在各采樣點(diǎn)，以5 cm為間隔，分層采集0 ～ 30 cm沉積物樣品，同時(shí)采集環(huán)刀樣品；設(shè)置1 m×1 m小樣方，分別采集互花米草地上和地下部分。

沉積物樣品于實(shí)驗(yàn)室中自然風(fēng)干，用瑪瑙研缽研磨過篩后，裝入自封袋備用待測(cè)。植物樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后，將植株分為根、莖、葉3個(gè)部分，用蒸餾水洗凈灰塵和雜物后，再用去離子水沖洗干凈，陰干后放入烘箱105 ℃殺青10 min，在65 ℃條件下烘48 h，冷卻后稱重。單株植物根、莖、葉用微型植物粉碎機(jī)分別粉碎，裝入塑料袋密封，放置陰涼干燥處保存待用。

1.3 樣品測(cè)定與數(shù)據(jù)分析

重金屬測(cè)定：稱取0.200 0 g過100目篩的沉積物樣品于聚四氟乙烯坩堝中，加入硝酸、氫氟酸、高氯酸，置于電熱板高溫消解至溶液澄清，冷卻后轉(zhuǎn)移到25 mL容量瓶，用1%的硝酸定容。將溶液轉(zhuǎn)移至25 mL塑料瓶中，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定Cu、Zn和Pb，用石墨爐原子吸收光譜儀測(cè)定Cd，并用去離子水作為空白對(duì)照以消除系統(tǒng)誤差。分析過程中用沉積物標(biāo)樣進(jìn)行質(zhì)量控制，儀器分析結(jié)果與標(biāo)準(zhǔn)值誤差均在允許范圍內(nèi)。植物樣品采用硝酸、高氯酸消解，操作流程和測(cè)定方法同沉積物樣品。

沉積物理化性質(zhì)測(cè)定：稱取過0.3～0.4 g過10目篩的沉積物樣品于100 mL高腳燒杯中，加入10 mL 10%的過氧化氫，搖勻，靜置過夜；將燒杯搖勻放置到電爐上加熱去除多余的過氧化氫，冷卻；加入10 mL 10%鹽酸，搖勻，待反應(yīng)完全后，放置到電爐上加熱去除多余的鹽酸，冷卻；加入20 mL蒸餾水，10 mL 0.05 mol·L-1的六偏磷酸鈉分散劑，超聲10 min，采用Malvern 2000激光粒度分析儀進(jìn)行粒度分析。采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化－容量法測(cè)定有機(jī)質(zhì)，采用2.5∶1 水土比、用雷磁pH 計(jì)測(cè)定pH，具體方法參見《土壤農(nóng)化分析方法》[26]。各指標(biāo)的分析方法、檢出限、準(zhǔn)確度和精密度均符合有關(guān)規(guī)范要求，數(shù)據(jù)可靠。

數(shù)據(jù)分析：使用Excel2010對(duì)沉積物重金屬含量進(jìn)行統(tǒng)計(jì)作圖；使用SPSS17.0對(duì)沉積物重金屬和理化性質(zhì)進(jìn)行相關(guān)分析。

1.4 評(píng)價(jià)方法

1.4.1 地積累指數(shù)法 地累積指數(shù)（I），又稱Muller指數(shù)，是由德國(guó)科學(xué)家Muller首先提出并用于研究沉積物中重金屬污染程度的定量指標(biāo)[27]，后被廣泛應(yīng)用于其他環(huán)境介質(zhì)的重金屬污染評(píng)價(jià)[27-30]。地累積指數(shù)指數(shù)的計(jì)算公式為：

式（1）中，C為樣品中某種重金屬的實(shí)際含量（mg×kg-1），K為校正系數(shù)，一般取1.5，B為重金屬的地球化學(xué)背景值。背景值的選取對(duì)評(píng)價(jià)結(jié)果的影響比較明顯，為確保評(píng)價(jià)結(jié)果更符合區(qū)域?qū)嶋H，本研究采用相關(guān)學(xué)者研究的黃海及毗鄰海域沉積物中重金屬背景值作為參比值，Cu、Zn、Pb、Cd分別為10.5、62.5、18.3和0.053 mg×kg-1[31-33]。地累積指數(shù)法污染等級(jí)分類見表1。

表1 地累積指數(shù)法分類等級(jí)

式中，C為重金屬的污染指數(shù)；C為重金屬的實(shí)測(cè)含量（mg×kg-1）；C為重金屬的地球化學(xué)背景值（mg×kg-1）；E為重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)；T為重金屬的毒性系數(shù)，（各重金屬毒性系數(shù)為：Cu:5，Zn:1，Pb:5，Cd:30）[35]；為重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。

1.4.3 生物富集系數(shù) 生物富集系數(shù)（bioconcen- tration factor, BCF），可以反映生物從環(huán)境中吸收富集重金屬的能力，通常用生物（或某部位）重金屬含量與環(huán)境中重金屬含量的比值表示[36]。其計(jì)算公式為：

式（5）中，為生物富集系數(shù)，C為生物中重金屬的含量（mg×kg-1），C為環(huán)境中重金屬的含量（mg×kg-1）。BCF數(shù)值越大，說明生物對(duì)重金屬的吸收富集能力越強(qiáng)。

1.4.4 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) 轉(zhuǎn)移系數(shù)（Biological transportation factor, BTF），是指植物體地上部分（莖葉花果）某種重金屬含量與地下部分（根系）同種重金屬含量的比值，可作為植物從地下部分向地上部分轉(zhuǎn)移重金屬能力的反映[37]。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大的植物從根系向地上部部位轉(zhuǎn)移的吸收量大。其計(jì)算公式為：

式（6）中，為轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，C為植物地上部分的重金屬含量（mg×kg-1），C為植物地下部位相應(yīng)的重金屬含量（mg×kg-1）。

2 結(jié)果與分析

2.1 濱海濕地沉積物重金屬含量分布

黃家塘灣濱海濕地沉積物重金屬元素Cu、Zn、Pb和Cd的含量范圍分別為5.94～31.94 mg×kg-1，18.59～56.87 mg×kg-1，4.76～30.36 mg×kg-1，0.021～0.083 mg×kg-1，整體重金屬含量表現(xiàn)為Zn > Cu > Pb > Cd。從垂直分布來看，光灘濕地（NS）各重金屬含量在0～30 cm范圍內(nèi)各層基本一致，互花米草入侵濕地（S-4，S-12）重金屬含量在上部土層（0～15 cm）含量較高。隨互花米草入侵年限增加，上述4種重金屬含量總體呈增加趨勢(shì)，其中，Cu和Zn在0～15 cm范圍內(nèi)增加最為顯著。

與研究區(qū)域沉積物重金屬背景值相比，光灘濕地（NS）各重金屬含量均低于背景值，互花米草入侵4年（S-4）濕地中Pb含量高于背景值，互花米草入侵12年（S-12）濕地中Cu、Pb含量高于背景值。

對(duì)濕地沉積物重金屬和其他理化性質(zhì)進(jìn)行相關(guān)分析。結(jié)果（表2）表明，除Pb外，重金屬Cu、Zn、Cd兩兩相關(guān)，且與沉積物黏粒（clay）比例、粉粒（silt）比例、有機(jī)質(zhì)（OM）含量呈極顯著正相關(guān)，與砂粒（Sand）比例呈極顯著負(fù)相關(guān)，Cu、Zn與pH呈顯著正相關(guān)，反映了沉積物理化性質(zhì)對(duì)重金屬含量的影響[23]。

圖1 黃家塘灣濱海濕地互花米草不同入侵年限沉積物中重金屬垂直分布

Figure 1 Vertical distribution of heavy metal content in sediments of Huangjiatang bay coastal wetland with different invasion years of

表2 黃家塘灣濱海濕地沉積物中重金屬與基本理化性質(zhì)相關(guān)分析

注：“*”和“**”分別表示顯著相關(guān)（＜0.05）和極顯著相關(guān)（＜0.01）。

表 3 黃家塘灣濱海濕地0～30 cm沉積物重金屬地累積指數(shù)（Igeo）評(píng)價(jià)結(jié)果

表 4 黃家塘灣濱海濕地0～30 cm沉積物重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果

表5 不同年限互花米草各部位中重金屬的含量

2.2 濱海濕地沉積物重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

采用地累積指數(shù)法對(duì)研究區(qū)域濕地沉積物中的重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)。結(jié)果（表3）顯示，黃家塘灣濕地濱海濕地0～30 cm沉積物不同重金屬地累積指數(shù)均小于0，總體表現(xiàn)為無污染。但隨互花米草入侵年限增加，各重金屬地累積指數(shù)均呈增加趨勢(shì)，且在互花米草入侵12年樣地中，Cu、Pb的地累積指數(shù)分別在0～5 cm和10～15 cm均大于0，屬于輕度污染等級(jí)。

黃家塘灣濱海濕地0～30 cm沉積物不同重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度表現(xiàn)為Cd > Cu > Pb > Zn（表4），各重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)小于40，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)輕微。無論是單因子重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)還是重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)，隨互花米草入侵年限增加均有增加趨勢(shì)。

表6 黃家塘灣濱海濕地互花米草對(duì)沉積物中重金屬的富集系數(shù)（BCF）與轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（BTF）

2.3 互花米草對(duì)重金屬的富集遷移效應(yīng)

對(duì)互花米草重金屬含量進(jìn)行分析，結(jié)果顯示各重金屬在互花米草根、莖、葉的平均含量分別如下：Cu，5.88、1.53和2.52 mg×kg-1；Zn，23.13、9.86和13.38 mg×kg-1；Pb，3.46、2.03和5.96 mg×kg-1；Cd，0.05，0.00和0.01 mg×kg-1（表5）。重金屬在不同部位中的含量整體表現(xiàn)為根>葉>莖，且根部重金屬含量遠(yuǎn)大于莖、葉。隨入侵年限增加，互花米草根部重金屬含量呈增加趨勢(shì)，莖、葉重金屬含量變化不明顯。

植物對(duì)重金屬的累積效應(yīng)，主要通過富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)來衡量?；セ撞輰?duì)沉積物中重金屬的生物富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)結(jié)果（表6）顯示：不同部位對(duì)重金屬的生物富集系數(shù)表現(xiàn)為根>葉>莖。除Pb外，根系對(duì)重金屬的生物富集系數(shù)是莖、葉的2倍以上，說明互花米草對(duì)重金屬的吸收富集主要集中在根部，這與很多學(xué)者關(guān)于植物不同部位對(duì)重金屬吸收富集能力的研究結(jié)論一致[38-40]。根對(duì)Cd的生物富集系數(shù)兩種入侵年限樣地中均大于1，說明互花米草根部更容易富集Cd，其次是Zn、Cu和Pb。除Pb外，隨入侵年限增加，互花米草根部重金屬含量增加，但富集系數(shù)呈下降趨勢(shì)，這可能是由于沉積物中重金屬含量增加幅度大于互花米草對(duì)重金屬吸收富集水平。

互花米草對(duì)沉積物中不同重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)整體表現(xiàn)為Pb > Zn > Cu > Cd，這與陳蓮等[20]的研究結(jié)論一致。其中，互花米草入侵4年樣地中，對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)達(dá)到1.8，且Pb在莖、葉中所占的含量百分比為70%，說明互花米草體內(nèi)有較好的Pb運(yùn)輸機(jī)制。而Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)在0.1以下，說明沉積物中Cd被互花米草吸收以后主要限制在根部，而較少向地上部分轉(zhuǎn)移；Zn和Cu的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)介于上述兩種重金屬之間，整體較低，這可能是由于植物體內(nèi)存在著Zn和Cu的還原解毒機(jī)制[41]，故轉(zhuǎn)運(yùn)效率不高。

3 討論與結(jié)論

生物入侵是嚴(yán)峻的全球性問題，給全球經(jīng)濟(jì)與環(huán)境管理帶來巨大的沖擊[42]?；セ撞輵{借極強(qiáng)的適應(yīng)性和繁殖能力，自1979年被我國(guó)引入后在濱海地區(qū)迅速擴(kuò)散，目前在福建、浙江、上海、江蘇、山東、天津和遼寧等沿海地區(qū)均有分布[43]，對(duì)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成嚴(yán)重威脅。本研究中，黃家塘灣濱海濕地沉積物中Cu、Zn、Pb和Cd含量總體低于研究區(qū)域背景值，僅Cu、Pb在0～15 cm有輕度污染。但與光灘濕地相比，互花米草入侵濕地重金屬含量增加，且隨互花米草入侵年限增加，沉積物重金屬含量有明顯增加趨勢(shì)，且在上層表現(xiàn)更為明顯，說明互花米草入侵對(duì)沉積物中重金屬有累積效應(yīng)。相關(guān)分析表明，沉積物中重金屬含量與有機(jī)質(zhì)含量、黏粒比例和粉粒比例呈顯著正相關(guān)，這與互花米草入侵使該區(qū)域沉積物顆粒細(xì)化、有機(jī)質(zhì)含量增加的研究結(jié)果一致[25]，這主要是由于隨互花米草入侵，發(fā)達(dá)的根系削弱水動(dòng)力，沉積物中粉砂顆粒與黏粒含量增加，顆粒物質(zhì)總表面積和孔隙率提高，增加了對(duì)重金屬的吸附能力。同時(shí)，互花米草根系和凋落物的死亡殘?bào)w在微生物作用下分解，使沉積物中有機(jī)質(zhì)含量增加，可通過物理吸附和化學(xué)螯合反應(yīng)等與重金屬形成金屬－有機(jī)絡(luò)合物，且隨pH降低，重金屬溶解度增大，利于吸附和螯合反應(yīng)進(jìn)行，從而增加沉積物中重金屬含量[23, 44-45]。

重金屬在互花米草不同部位含量不同，Cu、Zn、Cd在根部含量最高，其次是葉、莖；Pb在葉部含量最高，其次是根、莖?；セ撞輰?duì)不同重金屬的吸收富集能力不同，總體表現(xiàn)為Cd > Zn > Cu > Pb，不同部位對(duì)重金屬的吸收富集能力表現(xiàn)為根>葉>莖。不同重金屬在互花米草體內(nèi)的遷移能力表現(xiàn)為Pb > Zn > Cu > Cd。

盡管濕地沉積物重金屬含量總體低于研究區(qū)域重金屬環(huán)境背景值，但重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示Cu、Pb在上層0～15 cm表現(xiàn)出輕度污染。且由于互花米草入侵對(duì)濕地沉積物中重金屬具有累積效應(yīng)，隨入侵年限增加引起的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)不容忽視。結(jié)合重金屬元素在互花米草體內(nèi)的遷移規(guī)律，可以適當(dāng)刈割互花米草地上部分，降低重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)，維持濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的動(dòng)態(tài)平衡。

黃家塘灣濱海濕地沉積物中Cu、Zn、Pb、Cd的含量5.94～31.94 mg×kg-1，18.59～56.87 mg×kg-1，4.76～30.36 mg×kg-1，0.021～0.083 mg×kg-1。其中，光灘濕地各重金屬含量均低于研究區(qū)域背景值，互花米草入侵濕地0～15 cm中Cu、Pb含量高于背景值，存在輕度污染。隨互花米草入侵年限增加，沉積物中重金屬含量呈增加趨勢(shì)。

互花米草對(duì)不同重金屬的吸收富集能力不同，總體表現(xiàn)為Cd > Zn > Cu > Pb，不同部位對(duì)重金屬的吸收富集能力表現(xiàn)為根>葉>莖，不同重金屬在互花米草體內(nèi)的遷移能力表現(xiàn)為Pb > Zn > Cu > Cd。

互花米草入侵對(duì)濱海濕地沉積物重金屬的累積效應(yīng)主要是由于隨互花米草入侵，沉積物中粉砂和黏粒比例加大，有機(jī)質(zhì)含量增加，對(duì)重金屬的絡(luò)合、吸附作用增強(qiáng)。

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Characteristics of heavy metal enrichment and migration affected byinvasion in coastal wetland

PANG Xiaoyan1, PAN Jihua1, LIU Fei1, CHEN Changdong2, YUAN Xianlong2, YE Dunyu1, CHEN Yinggang1

(1. School of Geography and Tourism, Qufu Normal University, Rizhao 276826;2. Ecological and Environmental Monitoring Center, Rizhao 276800)

To study the characteristics of heavy metal enrichment and migration affected byinvasion in coastal wetland and provide a scientific basis for the ecological protection and rational utilization of the coastal wetland, three sampling sites with different invasion years ofwere selected, and the heavy metal contents of Cu, Zn, Pb and Cd at 5 cm intervals in 0 - 30 cm sediments andwere analyzed and evaluated using geo-accumulation indexes, potential ecological risks evaluation methodology, bioconcentration factor and biological translocation factor. The results suggested that: the contents of Cu, Zn, Pb and Cd in sediments were 5.94-31.94 mg×kg-1, 18.59-56.87 mg×kg-1, 4.76-30.36 mg×kg-1, 0.021-0.083 mg×kg-1, respectively, lower than the environmental background values in the study region; the contents of Cu and Pb showed mild pollution in 0-15 cm sediments; the contents of heavy metals in vegetation areas were higher than those in bare flat areas, particularly in the upper level (0-15 cm). The preferential order of contents of heavy metals in different parts ofwas root > leaf > stem; the preferential order of enrichment effect of heavy metals in the root was Cd > Zn > Cu > Pb; the preferential order of transport efficiency was Pb > Zn > Cu > Cd. The change of the physicochemical properties of the wetland deposits was an important reason for the accumulation of heavy metals in the sediments. The differences in migration and transport of heavy metals in the sediment-plant system were mainly related to the absorption of heavy metal elements in different parts of.

; coastal wetland; sediment; heavy metal; enrichment and migration

X55

A

1672-352X (2022)06-1006-07

10.13610/j.cnki.1672-352x.20230106.001

2023-01-09 09:47:31

[URL] https://kns.cnki.net/kcms/detail//34.1162.S.20230106.1154.001.html

2022-03-02

國(guó)家自然科學(xué)青年基金（41301225）資助。

龐曉艷，碩士研究生。E-mail：2903559544@qq.com

潘繼花，博士，副教授。E-mail：pjh78119@163.com