红树林生长在热带、亚热带陆海交汇的海湾河口区，特殊的生态与环境特性使之成为多环芳烃吸收和累积的场所^[1-2]。但目前研究较多的是红树林沉积物和根系对多环芳烃的吸附作用^[3-4]，红树林大量落叶对多环芳烃的吸附仅见个别报道^[5-6]。实际上，红树林湿地中残留落叶中PAHs的含量甚至高于其所在湿地的沉积物^[2]。这可能对以落叶碎屑为主要食物源的河口区海洋生物产生不利的生态效应，甚至可通过食物链传递对人类健康带来严重威胁^[7-8]。另一方面，红树林大量落叶碎屑可以作为去除污染水体中PAHs的良好材料。

引自孟加拉的无瓣海桑适应性强、生长迅速，近年已成为我国华南沿海滩涂红树林造林的重要树种^[9]。但其大量落叶对PAHs的吸收是否优于乡土红树植物迄今未见报道。本文通过外来无瓣海桑与乡土红树植物秋茄和木榄落叶碎屑对海水中PAHs吸附作用的模拟试验，研究了不同红树植物落叶碎屑对海水中PAHs的吸附能力及规律，以期为筛选适用于河口海湾的湿地净化植物提供依据，也为利用红树林落叶碎屑去除污染水体中PAHs提供基础数据。

1   材料与方法

1.1   样品采集

采摘广东珠海淇澳岛红树林区无瓣海桑、秋茄和木榄3种红树植物正常植株上完整的成熟叶片(顶芽下第三对叶片)，带回实验室，让叶片自然分解，根据腐败程度的不同，将落叶分为处于半分解、基本保持叶片完整状态的棕叶和处于分解、破碎状态但仍保存完整叶片1/2的黑叶。采样后，用蒸馏水冲洗去除杂物与污泥，65℃烘干后破碎过筛，制备成粒径为2~3 mm的碎屑，保存。实验用的各种落叶碎屑经测定，PAHs含量均低于本方法的检测限。

1.2   试剂与仪器

1.2.1   试剂

实验用海水取自淇澳岛，经砂滤后用自来水稀释盐度至15。海水和自来水经测定，PAHs含量均低于本方法的检测限。取苊(Acy)、菲(Phe)、(Chr)标准样品各3、30、300 μg，分别加入100 mL海水中，配置成总浓度为90、900、9000 μg/L的PAHs混合标准样液。

1.2.2   仪器

仪器：带磨口样品瓶，超声波清洗器、有机系尼龙微波滤膜(直径：50 mm，孔径：0.22 μm)，GC-MS气质联用仪，仪器最小检出限为0.2×10^-6。

GC-MS气质联用仪Agilent 7890 / 5975C-GC/MSD检测，分析条件：进样口的温度为280℃，为脉冲不分流模式。色谱柱为石英毛细管1909IS-433，规格30 m×250 μm×0.25 μm。柱箱初始温度为60℃，通过(Cartridge Assembly)自动无分流进样2 μL。程序升温，初始温度为60℃，保持1 min，再以10℃升至300℃，保持6 min，加入标物进行GC-MS分析。

1.3   模拟PAHs吸附试验

分别量取100 mL各处理浓度的PAHs混合标准样液于不同样品瓶中，准确称取1.0 g落叶碎屑分别加入相应的样品瓶中，在摇床中震荡模拟海洋潮汐涨退环境，使落叶碎屑与标准纯样品(PAHs)充分接触，静置24 h，再振荡1 h，再次静置24 h。取出经浸泡的落叶碎屑加入二氯甲烷10 mL，60℃超声保持60 min，用有机系尼龙微波滤膜净化浓缩至1 mL，用GC-MS进行色谱分离分析。本试验设置不加PAHs标准物质作为空白对照组，以扣除海水中各种微生物降解、玻璃器皿吸附作用以及落叶碎屑本身残存PAHs的影响，叶片吸附总量与PAHs加入量的比值取百分数即为叶片对PAHs吸附率^[4]。

所有样品的预处理和仪器分析的全过程均采用严格的数据质量控制, 每批样品(15个)作一个加入替代物的全程空白实验和1个样品的平行样^[5-6]。各级处理均为3个重复。

1.4   叶片蜡质含量测定

将3种红树不同分解状态的落叶洗净、晾干，分别置于400 mL的烧杯中，加入CH₂Cl₂(150 mL)，使溶液淹没叶片。用铝箔将烧杯封口后超声震荡10 min，提取液经氮吹干后进行称重，计算出叶蜡质量(×10^-3)^[10]。

1.5   数据处理

实验结果运用SPSS 20.0软件进行数理统计。数据为样本平均数±标准差；运用单因素方差分析(ANOVA)对实验数据进行差异显著性分析。

2   结果与讨论

2.1   三种红树不同分解状态落叶叶片的蜡质含量

从表 1可见，3种红树棕叶叶片的蜡质含量排列为：秋茄>木榄>无瓣海桑；而黑叶蜡质含量排列为：木榄>秋茄>无瓣海桑，从棕叶到黑叶，叶片蜡质含量减少最小为木榄，减少最大为无瓣海桑(减少高达43.9%)。这是因为：无瓣海桑叶片表面颗粒状蜡质是散布在表皮毛上^[11]，叶片分解时，蜡质颗粒随着表皮毛的脱落而丢失。而秋茄和木榄叶片的蜡质则覆盖在叶片角质层上面^[11]，当叶片分解时，蜡质丢失相对较少。

表  1  三种红树不同分解状态落叶叶片的蜡质含量(×10^-3)

Tab.  1  Conent of wax in different decomposed states of the leaf litter of the tree mangrove species (×10^-3)

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2.2   三种红树落叶碎屑对PAHs的吸附总量

单因素方差分析结果显示：在同等PAHs浓度下，无瓣海桑、秋茄和木榄同一分解状态落叶碎屑对PAHs的吸附总量树种间差异显著(p＜0.05)(表 2)，尤其是当海水中PAHs的浓度为90和900 μg/L时，3种红树植物落叶碎屑对PAHs的吸附量均是无瓣海桑黑叶最高，分别为2.93×10^-6和31.60×10^-6。王萍^[10]发现在相同的暴露时间下，白骨壤(Avicennia marina)、木榄、秋茄和红海榄(Rhizophors stylosa)4种不同种红树叶片对An的吸附量不同。Wang等^[12]发现在相同的暴露条件下，不同的红树对蒽有不同的吸附能力。曾小康^[13]调查发现深圳多处红树林叶片的PAHs含量范围在1389×10^-9 dw~7925×10^-9 dw，不同树种叶片PAHs含量存在差异。孙娟等^[1]认为不同红树林湿地中残留落叶对PAHs吸附量略有差异。但陆志强等^[5]研究发现，在同等PAHs浓度下，秋茄和白骨壤落叶碎屑对4种PAHs的吸附总量相近，树种间的吸附差异不显著。这可能是其所用的实验叶片成熟度与本实验不同，还有可能是因为他们^[5-6]采用的是液-液萃取法，此过程操作繁杂且萃取时间较长，可能会导致一定的实验误差^[14]。本实验采用超声^[14-15]处理的方法，对实验浸泡后的红树落叶碎屑直接进行超声处理后检测，具有快速、高效等特点，同时萃取效率也较高，因此保证了实验结果的准确性^[16]。

表  2  无瓣海桑、秋茄和木榄落叶碎屑对PAHs的吸附总量(×10^-6)

Tab.  2  Adsorption amounts of PAHs by leaf litter of S.apetala, K.candel and B.gymnorrhiza

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从图 1可看出，不同树种对同一浓度PAHs的吸附率差异显著。同一树种不同分解状态落叶碎屑对PAHs的吸附规律，也因树种而异：秋茄棕叶和黑叶对PAHs的吸附率均随着PAHs浓度的增加而增加；木榄棕叶和黑叶对PAHs的吸附率，是随着PAHs浓度的增加，先是上升，然后下降。而无瓣海桑棕叶对PAHs的吸附率是随着PAHs浓度的增加而增加，黑叶却随着PAHs浓度的增加，吸附率先是上升，然后下降。不同红树植物落叶碎屑对PAHs吸附规律的差异可能与其叶片某些结构的差异有关。Tolls等^[17]和Hack等^[18]提出了叶片吸附PAHs的“双室模型”，认为红树植物叶片分两部分储存PAHs:一是叶片表面覆有厚厚的蜡质层，吸附PAHs后较快达到平衡；二是作为“储存部分”的叶片内部，PAHs可从表皮蜡质层迁移进入叶片内部，但速度相对缓慢。他们还认为不同树种叶片因“储存部分”组成的差异(主要为栅栏组织和海绵组织^{[10, 17-18]})，影响到PAHs在植物体内的累积含量。谢峰等^[19]实验证明被秋茄叶片吸附的菲和芘，主要储存在维管束及其附近的海绵组织中。从3种红树叶片的蜡质含量测定结果来看，秋茄棕叶最大，其黑叶也仅略小于木榄(表 1)。而且，秋茄树叶的近轴面和和远轴面的栅栏组织平均厚度分别为155.67 μm和47.20 μm，海绵组织平均厚度为176.26 μm，都明显大于无瓣海桑和木榄叶片中栅栏组织和海绵组织厚度^[11]，按照“双室模型”^[17-18]，由于秋茄有较厚的蜡质层、栅栏组织和海绵组织，当PAHs浓度达9000 μg/L时，其叶片对PAHs吸附仍未达到饱和，因此，实验结果就呈现其棕叶和黑叶对PAHs的吸附率随着PAHs浓度的增加而增加。虽然木榄叶片表面蜡质层高于无瓣海桑(表 1)，但其树叶的近轴面的栅栏组织平均厚度分别仅为47.27 μm，远轴面没有栅栏组织，海绵组织平均厚度为139.34 μm，其叶片蜡质层、栅栏组织和海绵组织总厚度在3种红树植物中是最小的^[11]，因此，其棕叶和黑叶对PAHs的吸附率，是随着PAHs浓度的增加，先是上升(从90 μg/L到900 μg/L)，吸附量达到饱和后，再增加的PAHs浓度(从900 μg/L到9000 μg/L)，吸附率反而下降了。至于无瓣海桑，其棕叶表面蜡质层虽然小于其他两种红树植物(表 1)，但其树叶的近轴面和和远轴面的栅栏组织平均厚度分别为70.27 μm和58.40 μm，海绵组织平均厚度为140.53 μm，其叶片蜡质层、栅栏组织和海绵组织总厚度低于秋茄，却明显高于木榄^[11]，因此，不像木榄，当PAHs的浓度增加到9000 μg/L时，其叶片对PAHs的吸附量仍未达到饱和，故其对PAHs的吸附率仍是随着PAHs浓度的增加而增加。而无瓣海桑黑叶随着PAHs浓度的增加，吸附率先是上升(从90 μg/L到900 μg/L)，当PAHs的浓度继续升高(从900 μg/L到9000 μg/L)，由于其表面蜡质层比棕叶减少了将近一半(表 1)，其对PAHs的吸附量也相应减少，此时其对PAHs的吸附量已达到饱和，再继续升高PAHs浓度，其对PAHs的吸附率反而下降了。但这仍需要对红树植物落叶碎屑中与PAHs具有亲和性的有机成分进行更为深入的对比和研究后，才能确认其全部的吸附机制^[10]。

图  1  无瓣海桑、秋茄和木榄落叶碎屑对PAHs的吸附率

Fig.  1  Adsorption rates of PAHs by leaf litter of S.apetala, K.candel and B.gymnorrhiza

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从图 1还可见，3种红树植物不同分解状态的落叶碎屑对海水PAHs的吸附率均小于陆志强等^[5-6]的实验结果，这可能与实验材料成熟度不同有关，还可能与检测方法的不同有关，本实验直接采用浸泡后的红树落叶碎屑进行超声处理后检测，萃取效率较高；而陆志强等^[5-6]采用的是液-液萃取法对水样进行前处理，该方法很容易因为上清液中PAHs长时间萃取而损耗，PAHs的回收率可能会较低，导致检测结果上清液中PAHs的剩余量低于实际，从而造成海水中大部分PAHs被红树落叶碎屑吸附的“假象”^[14]。尽管本实验结果3种红树植物落叶碎屑对海水PAHs的吸附率低于陆志强等^[5-6]的实验结果，但也均在26%以上，说明3种红树植物落叶碎屑对海水PAHs具有较强的吸附作用。有研究证明红树林湿地中落叶碎屑中PAHs的含量甚至高于其所在湿地的沉积物^[20]。从表 2可见，当海水中PAHs的浓度为90和900 μg/L时，3种红树植物落叶碎屑对PAHs的吸附率均是无瓣海桑黑叶最高。鉴于无瓣海桑是一种速生林，其落叶碎屑量远远大于同林龄的秋茄和木榄，故当海水中PAHs的浓度小于900 μg/L时，无瓣海桑对PAHs的去除效果要优于秋茄和木榄。因此，可以收集无瓣海桑落叶，去净化养殖水体中的PAHs。但由于无瓣海桑落叶与水体接触在数周内可分解形成有机碎屑，因此，在养殖水体中PAHs污染浓度较高的情况下，落叶碎屑的引入可能会进一步增加养殖鱼类的食用风险。不过，若要去除环境中受PAHs污染较为严重水体中的PAHs，上述3种红树植物落叶碎屑就是天然、廉价、良好的吸附材料。

2.3   三种红树落叶碎屑对单个PAHs的吸附率

从图 2可见，对于苊(Acy)的吸附率，无瓣海桑和秋茄棕叶、秋茄黑叶均是随着Acy浓度的增加，呈现增加的趋势。而无瓣海桑和木榄黑叶、木榄棕叶对于Acy的吸附率，是随着Acy浓度的增加，先上升(从30 μg/L到300 μg/L)，然后下降(从300 μg/L到3000 μg/L)(图 2A)。对于菲(Phe)的吸附率，无瓣海桑和秋茄棕叶和黑叶、木榄棕叶均是随着Phe浓度的增加，先上升(从30 μg/L到300 μg/L)，然后下降(从300 μg/L到3000 μg/L)(图 2B)。而木榄黑叶对Phe的吸附率先是呈现逐渐增加的趋势，当吸附率上升到31%后则变化幅度不大(图 2B)。对于(Chr)的吸附率，无瓣海桑、秋茄和木榄棕叶、秋茄黑叶均是随着Chr浓度的增加，呈现逐渐增加的趋势。而无瓣海桑和木榄黑叶对Chr的吸附率是随着Chr浓度的增加，先上升(从30 μg/L到300 μg/L)，然后下降(从300 μg/L到3000 μg/L)(图 2C)。可见，3种红树植物不同分解状态落叶碎屑对单个PAHs组分的吸附率，一些是随着单个PAHs组分浓度的增加，呈现逐渐增加的趋势，如无瓣海桑棕叶、秋茄棕叶、秋茄黑叶和木榄棕叶对浓度的吸附率(图 2C)。这与陆志强等^[5-6]的研究结果具有一定的相似性。但实验结果也显示，一些红树植物落叶碎屑是随着单个PAHs组分浓度的增加，吸附率先是上升，然后下降，如无瓣海桑和秋茄棕叶和黑叶、木榄棕叶对Acy的吸附率(图 2A)。不同树种同一分解状态的落叶碎屑对单个PAHs组分的吸附作用不同，可能与3种红树树叶蜡质层、栅栏组织和海绵组织结构存在差异有关^[11]。秋茄叶的近轴面和远轴面表皮细胞角质层上面均覆盖蜡质层，近轴面的蜡质呈颗粒状分布，远轴面的蜡质有些呈丝状分布，栅栏组织分化为上下栅栏组织两部分，细胞排列较紧密，且上栅栏组织比下栅栏组织厚，海绵组织排列疏松，无规则；木榄叶的近轴面和远轴面的表皮细胞角质层上面均覆盖颗粒状蜡质和蜡质细丝，栅栏组织细胞排列紧密，海绵组织细胞排列疏松，靠近下表皮的海绵组织排列较紧密和有规律；无瓣海桑叶的近轴面和远轴面表皮细胞外都覆盖着绒羽状的表皮毛，表皮毛上面零星散布着颗粒状蜡质，上下表皮细胞内都分布着栅栏组织，栅栏组织由2~3层细胞组成，细胞排列紧密，上下栅栏组织之间分布着海绵组织，海绵组织细胞已特化为贮水细胞，成不规则长方形，细胞排列紧密^[11]。叶蜡质层、栅栏组织和海绵组织是红树叶片吸附PAHs的主要结构^{[10, 17-19]}，不同红树植物这些结构的差异，可能会影响到它们对某单个PAHs组分的吸附作用，其详细机制，仍需进一步实验研究。

图  2  无瓣海桑、秋茄和木榄落叶碎屑对单个PAHs的吸附率

Fig.  2  Adsorption rates of different individual PAHs by leaf litter of S.apetala, K.candel and B.gymnorrhiza

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从图 2还可见，同一树种同一分解状态落叶碎屑对3种PAHs组分中单个PAHs的吸附规律是不相同的，如随着单个PAHs组分浓度的增加，无瓣海桑棕叶对Phe的吸附先是上升，然后下降；对Chr吸附升高到28.3%后，再升高幅度很小；而对Acy的吸附呈现逐渐增加的趋势。Wang等^[12]发现同种红树叶片上、下表面，以及不同部位对蒽的吸附能力都不同。Wild等^[20]发现Phen不是均匀吸附在菠菜叶片表皮蜡质层，而是可能存在“优先”吸附位置。王萍^[10]发现在相同的An暴露时间下，4种红树叶片中部是“优先”吸附An的位置。这些说明叶片对单个PAHs有特异的成团吸附位点，而不是均匀吸附。因此，随着单个PAHs组分浓度的增加，红树植物落叶蜡质层、栅栏组织和海绵组织不断将该PAHs组分成团吸附，若该浓度下该落叶的吸附未达到饱和，继续增加该PAHs组分浓度，吸附量跟着增大，吸附率继续升高；若该浓度下落叶的吸附达到饱和，该PAHs组分浓度再增加，落叶吸附量不再增加，继续增加PAHs的加入量，落叶吸附率反而下降了。具体机制仍需进一步研究证实。

3   结论

(1) 在实验室条件下，当海水中PAHs(含苊、菲、)的浓度分别为90、900或9000 μg/L时，无瓣海桑、秋茄和木榄不同分解状态落叶碎屑(棕叶和黑叶)对PAHs的吸附总量差异显著(p ＜0.05)，吸附率树种间也差异显著(p ＜0.05)。同一树种不同分解状态落叶碎屑对PAHs的吸附规律，也因树种而异。

(2) 当海水中苊、菲、3种PAHs组分的浓度分别为30、300或3000 μg/L时，3种红树植物同一分解状态的落叶碎屑对3种PAHs组分中单个PAHs的吸附率规律存在差异。同一树种同一分解状态的落叶碎屑对3种PAHs组分中单个PAHs的吸附规律也存在差异。