黃思程, 童春富, 朱宜平
（1. 華東師范大學 河口海岸學國家重點實驗室, 上海 200241; 2. 崇明生態研究院, 上海 202162;3. 上海城投原水有限公司, 上海 200125）
挺水植物具有吸收水體重金屬的生態功能[1-2], 利用挺水植物對水體重金屬進行吸收、富集, 可以減少或去除水體重金屬污染, 從而達到污染治理與生態修復的目的[3-4]. 同時, 采用挺水植物處理水體重金屬污染具有低成本、低運行費用等優勢[5]. 因此, 國內外學者已針對挺水植物對重金屬的吸收與富集[6-8]、去除機制[9-11]、影響因素[6,12-13]等方面開展了廣泛研究.
生態浮床, 也可以稱為人工浮床、人工浮島, 是一種利用樹枝、竹子或者一些高密度材料為載體,其上種植水生植物, 搭建在水上以有效去除水體污染物的一種裝置[14]. 生態浮床可用于水體原位修復,搭建生態浮床是一種高效的空間利用方式[15], 在人均土地資源短缺的發展中國家具有廣闊的應用前景[16].生態浮床植物多選用對水體污染耐性高、生物量大、易收割的挺水植物[17]. 國內外有關利用生態浮床去除水中氮、磷的研究發現, 水生植物構建的生態浮床能夠在一定程度上提高水體中氮、磷的去除率[18-20],相比之下, 有關生態浮床對重金屬的吸收去除的研究還相對較少[17,21]. 此外, 已有研究指出, 不同重金屬元素在被挺水植物吸收的過程中存在相互作用[5-6,22], 但是浮床種植是否會影響植物吸收重金屬的相互作用卻鮮有報道. 因此, 本文擬在已有研究的基礎上, 通過在邊灘種植和浮床種植兩種條件下對挺水植物中重金屬賦存特征的對比分析, 探究浮床種植對挺水植物中重金屬賦存的影響, 為浮床技術的進一步推廣應用提供科學依據.
1.1 區域概況
研究區域位于上海市金澤水庫. 金澤水庫位于上海市青浦區金澤鎮西部, 太浦河北岸, 以太浦河為引水水源, 占地面積約2.7 km2[23], 于2017 年建成并投入使用. 金澤水庫總庫容約 9.1 × 106m3, 應急備用庫容約5.25 × 106m3[24], 是上海市重要水源地. 該區域屬于亞熱帶季風性氣候區, 全年四季分明, 降水充沛, 光照充足, 年平均氣溫為15.5℃, 年平均降水量約為1 177 mm[25]. 近年來, 金澤水庫上游的太浦河來水水質總體較好, 多年月均值滿足《地表水環境質量標準》 (GB3838—2002) 中Ⅱ類水質標準[24]. 由于金澤水庫整體面積不大, 且水體具有很強的流動性, 不同區域的水質差異較小, 庫岸區域的土壤質地也基本一致[26].
作為新建水庫和重要水源地, 其庫岸邊灘底質為較清潔的客土, 其上栽種蘆葦 (Phragmite australis)、旱 傘 草 (Cyperus alternifolius)、美 人 蕉 (Canna indica)、鳶 尾 (Iris tectorum)、水 蔥(Scirpus validus) 等挺水植物. 水庫中的浮床主要種植旱傘草 (Cyperus alternifolius)、美人蕉 (Canna indica)、鳶尾 (Iris tectorum) 等四季常綠植物. 邊灘和浮床植物于2017 年初開始種植, 兩者種植密度相近, 例如, 旱傘草種植密度約為112 ～ 120 株/m2, 美人蕉、鳶尾種植密度約為40 ～ 52 株/m2. 本文選擇金澤水庫邊灘和浮床共有的3 種挺水植物—旱傘草、美人蕉、鳶尾開展對比分析. 以往研究發現, Fe、Cu、Zn 等重金屬元素可能會對金澤水庫水質具有潛在影響[27]; 而重金屬Cd、Pb、Cr 是環境中重要的有毒有害污染物, 易與水體中N、P 等有機污染物結合造成水體復合污染[28]. 所以, 對重金屬Cu、Zn、Fe、Cr、Cd、Pb 的研究是十分必要的.
1.2 站點布設與樣品采集
1.2.1 站點布設
現場實驗樣品的采集于2017 年12 月進行, 12 月屬于3 種植物的非生長季, 生物量相對穩定. 在金澤水庫邊灘設置采樣站點JC1—JC4; 在水庫浮床設置4 個采樣站點, 均位于同一塊浮床中, 分別為F1—F4, 如圖1 所示. 每個站點、每種植物設置2 個50 cm × 50 cm 的樣方, 齊地割取樣方內所有植物地上部分, 將所有樣品帶回實驗室, 進行生物量與重金屬含量的測定.
圖1 金澤庫區采樣點位置分布Fig. 1 Location of sampling sites in Jinze Reservoir
1.2.2 樣品采集與處理
采集的植物樣品先用自來水將表面的泥土等雜物沖洗干凈, 再用Milli-Q 水沖洗3 遍, 瀝去水分,于60℃下烘干至恒重, 稱重獲取植物干重, 即生物量 (g/m2); 將植物剪成小段, 后磨成粉末, 過 100 目篩; 每個樣品稱取0.10 g, 經過硫酸-過氧化氫消解[26], 定容. 然后再采用石墨爐原子吸收法測定重金屬Cr、Cd 的含量, 采用電感耦合等離子發射光譜儀 (ICP-AES) 測定重金屬Cu、Zn、Fe、Pb 的含量[6],每個樣品重復測定3 次.
1.2.3 數據處理與分析
植物樣品中重金屬賦存量計算公式:
式中:ML代表重金屬賦存量 (mg/m2),c代表重金屬元素的含量 (mg/kg),M代表樣方中植物的生物量 (kg),S代表樣方面積 (m2).
采用統計軟件包IBM SPSS Statistics 22 對數據進行方差齊性檢驗, 不具備方差齊性的數據需轉化后再進行分析. 采用單因素方差分析 (one-way ANOVA) 對不同植物生物量及重金屬Cu、Zn、Fe、Cr、Pb、Cd 賦存量差異進行顯著性檢驗, 以p＜ 0.05 表示顯著差異,p＜ 0.01 表示極顯著差異, 再選用最小顯著差 (least significant difference, LSD) 進行多重比較[26]. 采用Spearman 相關性分析檢驗同種植物不同重金屬元素賦存量的相關關系. 作圖在軟件Origin 2019 中完成.
2.1 植物生物量
不同種植條件下, 旱傘草、美人蕉、鳶尾的生物量特征如圖2 所示. 美人蕉和鳶尾的生物量在浮床種植條件下顯著大于邊灘種植 (p＜ 0.05), 而旱傘草生物量在浮床種植條件下則明顯小于邊灘種植(p＜ 0.05).
圖2 邊灘種植和浮床種植條件下的生物量特征 (均值±標準誤)Fig. 2 Biomass of different hydrophyte species with bankside planting and floating-bed planting (mean ± SE)
2.2 重金屬含量
不同種植條件下, 旱傘草、美人蕉、鳶尾中重金屬含量特征如圖3 所示. 浮床種植的旱傘草、美人蕉、鳶尾中重金屬Cu 含量均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05) (圖3(a)). 旱傘草、鳶尾中Zn 含量在浮床種植條件下均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 而美人蕉的Zn 含量在不同種植方式下無顯著差異 (p＞0.05) (圖3(b)). 美人蕉中Fe 含量在浮床種植時顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 而在不同種植條件下,旱傘草、鳶尾中Fe 含量無明顯差異 (p＞ 0.05) (圖3(c)). 旱傘草、美人蕉、鳶尾中重金屬Cr 含量在不同種植方式下均無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖3(d)). 旱傘草、鳶尾中Cd 含量在浮床種植條件下均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 而美人蕉中Cd 含量在不同種植條件下無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖3(e)). 美人蕉中Pb 含量在浮床種植條件下顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 而旱傘草、鳶尾中Pb 含量在不同種植條件下無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖3(f)).
圖3 邊灘種植和浮床種植條件下的重金屬含量特征 (均值±標準誤)Fig. 3 Heavy metal content for different hydrophyte species with bankside planting and floating-bed planting(mean ± SE)
2.3 重金屬賦存量
不同種植條件下, 旱傘草、美人蕉、鳶尾的重金屬賦存量特征如圖4 所示. 浮床種植條件下美人蕉、鳶尾中重金屬Cu 賦存量均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 不同種植方式下旱傘草中Cu 賦存量無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖4(a)). 浮床種植條件下鳶尾中重金屬Zn 賦存量顯著高于邊灘種植 (p＜0.05), 不同種植條件下美人蕉、旱傘草中重金屬Zn 賦存量均無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖4(b)). 浮床種植條件下美人蕉、鳶尾中重金屬Fe 賦存量均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 不同種植條件下旱傘草中重金屬Fe 賦存量無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖4(c)). 不同種植條件下旱傘草、美人蕉、鳶尾的重金屬Cr 賦存量均無顯著差異 (p＞ 0.05) (圖4(d)). 浮床種植條件下旱傘草、美人蕉、鳶尾的重金屬Cd 賦存量均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05) (圖4(e)). 浮床種植條件下美人蕉、鳶尾中重金屬Pb 賦存量均顯著高于邊灘種植 (p＜ 0.05), 不同種植條件下旱傘草中重金屬Pb 賦存量均無顯著差異 (p＞ 0.05)(圖4(f)).
圖4 邊灘種植和浮床種植條件下的重金屬賦存量特征 (均值±標準誤)Fig. 4 Retention of heavy metals for different hydrophyte species with bankside planting and floating-bed planting(mean ± SE)
幾種植物中重金屬賦存量的相關關系在不同種植條件下有所差異 (表1—3). 旱傘草中重金屬賦存量的相關分析結果如表1 所示. 邊灘種植條件下, 幾乎所有被測重金屬元素兩兩之間呈顯著正相關(p＜ 0.05), Pb-Cu、Pb-Zn、Pb-Fe、Pb-Cr、Fe-Zn、Fe-Cr、Cu-Zn 之間呈極顯著正相關 (p＜ 0.01), 而Cr-Cd 之間無顯著相關關系 (p＞ 0.05); 浮床種植條件下, Cu-Cd 呈極顯著負相關 (p＜ 0.01), Zn-Fe 之間呈極顯著正相關 (p＜ 0.01), 其余重金屬元素兩兩之間無顯著相關關系 (p＞ 0.05).
表1 旱傘草邊灘 (浮床) 條件下重金屬賦存量相關分析Tab. 1 Spearman rank correlation between the retention of heavy metals by Cyperus alternifolius on the bankside(in the floating bed)
美人蕉中重金屬賦存量的相關分析結果如表2 所示. 邊灘種植條件下, Cu、Zn、Fe、Cr 兩兩之間均呈顯著正相關 (p＜ 0.05), Cd、Pb 與其他被測重金屬元素之間無顯著相關關系 (p＞ 0.05); 浮床種植條件下, Cu 與其他被測重金屬元素之間均呈極顯著正相關 (p＜ 0.01), Pb 與其他被測重金屬元素之間均呈顯著正相關 (p＜ 0.05), Cd-Fe、Cd-Cr 之間呈現極顯著正相關 (p＜ 0.01), Fe-Cr 之間呈現極顯著正相關 (p＜ 0.01), 其余重金屬元素兩兩之間無顯著相關關系 (p＞ 0.05).
表2 美人蕉邊灘 (浮床) 條件下重金屬賦存量相關分析Tab. 2 Spearman rank correlation between the retention of heavy metals by Canna indica on the bankside(in the floating bed)
鳶尾中重金屬賦存量的相關分析結果如表3 所示. 邊灘種植條件下, Cu-Zn、Cr-Pb 之間存在顯著正相關 (p＜ 0.05), 其余被測重金屬兩兩之間沒有顯著相關關系 (p＞ 0.05). 浮床種植條件下, Fe 與所有被測重金屬之間存在顯著正相關 (p＜ 0.05), Pb 與除Cr 以外的所有被測重金屬呈顯著正相關 (p＜0.05); Cu-Zn 之間呈極顯著正相關 (p＜ 0.01), Cu-Cd 之間呈顯著正相關 (p＜ 0.05), 除Fe、Pb 外, 其余被測重金屬元素之間無顯著相關關系 (p＞ 0.05).
表3 鳶尾邊灘 (浮床) 條件下重金屬賦存量相關分析Tab. 3 Spearman rank correlation between the retention of heavy metals by Iris tectorum on the bankside(in the floating bed)
3.1 不同種植條件下重金屬賦存特征的差異及影響因素
以往研究發現, 浮床種植相比邊灘種植能顯著提高植物生物量. 例如, 蔣躍等[29]將美人蕉等植物從土壤移栽到浮床上后, 發現植物生物量顯著升高; 溫奮翔等[30]將鳶尾等植物從土壤移栽到生態浮床上4 個月后, 發現植物生物量顯著增加. 有些研究指出, 浮床種植時植物根基能縱向、橫向自由快速生長, 可以一定程度地減少傳統種植方式對植物生長的約束, 使植物生物量得以增加[29]. 本文研究表明,浮床種植的美人蕉、鳶尾生物量明顯大于邊灘種植的生物量, 這與已有研究結果一致. 湯迪娟[31]將旱傘草植株從土壤移栽至生態浮床后, 發現旱傘草生物量的增長較為緩慢且顯著低于美人蕉等植株. 李麗等[32]研究表明, 浮床種植的旱傘草相對生長速率為0.074 d—1, 而美人蕉為0.095 d—1. 本文中, 旱傘草的生物量在浮床種植條件下較邊灘種植低, 且低于浮床種植的美人蕉生物量, 這與已有研究結果相似.
已有研究指出, 與植物的生長能力相比, 植物自身對重金屬的吸收積累能力對重金屬賦存量的影響同樣重要[33]. 本文研究結果中, 美人蕉、鳶尾在浮床種植時部分重金屬含量高于邊灘種植, 表明生態浮床能夠一定程度提高植物對重金屬的吸收能力. 以往研究認為, 根系的淹水條件對植物重金屬吸收能力具有重要影響, 浮床植物根系直接與水體接觸, 浮床植物根系對重金屬元素的吸收作用可能比沉積物中的植物根系更強[34]. 本研究中, 邊灘種植的植物生長在水庫岸邊土壤中, 植物根系間歇性被水淹沒; 而浮床植物一直生長在水中, 植物根系持續被水淹沒, 這可能是浮床種植提高了植物對重金屬吸收能力的重要原因. 另一方面, 從已有研究來看, 水體和沉積物中能夠被植物吸收的重金屬含量可能存在的差異, 也會對植物重金屬含量產生影響[35-37], 未來需要做進一步的監測分析. 植物體內的重金屬賦存量與植物生長特征、重金屬吸收能力密切相關[38]. 本文中, 浮床種植條件下美人蕉、鳶尾中的重金屬賦存量總體上大于邊灘種植條件下重金屬賦存量, 這表明, 浮床種植能夠在一定程度上提高挺水植物對重金屬的賦存能力.
從本文研究結果來看, 浮床種植對挺水植物重金屬賦存能力的改善主要基于對植物生長狀況和植物重金屬吸收能力的提升. 以往研究中, 浮床種植提高挺水植物重金屬賦存量的兩種方式也普遍存在. 例如, 王謙等[12]研究表明, 水生植物對重金屬的去除效率與植物生物量密切相關, 適當增大植物生物量時, 重金屬去除效率明顯提高; 而廖曉勇等[39]則提出, 超富集植物可以從環境中大量吸收重金屬,植物修復技術可以通過采用超富集植物吸收重金屬來提升重金屬去除效率, 說明植物吸收重金屬的能力高低是影響重金屬去除能力的重要因素. 從現有研究結果來看, 浮床種植條件下, 美人蕉與鳶尾的生物量與重金屬賦存量均得到了明顯的提升. 因此, 這兩種植物可以作為重要的工程物種, 在生態浮床建設中優先考慮.
3.2 不同種植條件對挺水植物重金屬相互作用的影響
已有研究指出, 植物吸收重金屬過程中不同重金屬元素可能存在相互作用[40]. 且有研究認為, 重金屬元素的相互作用與重金屬元素自身結構及化學性質具有一定的關系. 例如, Cd 與Zn 的核外電子構型相似, 兩者的化學性質及生物行為具有相似性, 所以自然界中Cd 一般與Zn 共生[41], 植物對兩者的吸收可能表現出明顯的相關關系. 本文研究結果表明, 浮床種植與邊灘種植條件下重金屬元素的相互作用普遍存在, 但不同種植條件下重金屬的相互作用具有明顯差別. 例如, 浮床種植時的美人蕉中Cd-Zn 含量之間表現出顯著正相關, 但在邊灘種植時則無顯著相關性; 而旱傘草在浮床種植時的Cd-Zn 含量之間無明顯相關關系, 但在邊灘種植時存在明顯的相關性. 這可能與浮床種植改變了植物的生長環境有關[42], 而與核外電子構型的相似關系并不明顯. 一些研究指出, 在植物吸收重金屬的過程中, 重金屬的濃度對重金屬元素的相互作用有重要影響[43-44]. 王麗香等[44]發現, 人為施加低濃度Cd 可促進花生對Fe、Zn 的吸收, 但高濃度Cd 會抑制其對Fe、Zn 的吸收. 傅桂平等[45]研究發現, 人為加鋅量小于25 mg·kg—1時能促進油菜對Cd 的吸收, 人為加鋅量超過25 mg·kg—1時會抑制其對Cd 的吸收.此外, 營養元素濃度也會影響重金屬元素的相互作用[46-47]. 本文中, 浮床種植和邊灘種植建立在水體與沉積物兩種不同的環境介質中, 其對應的氮、磷含量不盡相同. 張慧等[41]研究發現, 磷也可能會對重金屬交互作用產生影響, 環境中高濃度的Zn 與Cd 使植物在吸收過程中產生拮抗作用, 適當地增加磷濃度可以促進植物對Cd 的吸收, 從而減輕Zn 與Cd 的拮抗作用. Huang 等[47]發現, 土壤中適當地增加磷濃度會增加東南景天對Zn 的吸收, 但會抑制其對Cd 的吸收. Wang 等[46]發現, 在富營養化的水域, 環境中的營養元素(如氮、磷)在一定程度上改變了植物對重金屬的吸收, 從而影響了重金屬間的相互作用. 因此, 浮床種植對挺水植物重金屬賦存特征的影響存在多種影響因子, 其相互作用機理需在長期監測的基礎上, 綜合植物生長特征、環境條件等多種影響因素進行系統的綜合分析.
浮床種植能在一定程度上促進挺水植物的生長, 提高其對重金屬的吸收能力, 進而對挺水植物重金屬賦存特征產生重要影響. 這種影響可能與不同種植條件下的根系淹水狀況及重金屬元素的環境濃度等條件有關. 邊灘植物對重金屬的吸收能力是有限的, 而生態浮床位于水庫中央, 可以更全面地對水體污染物進行生物吸收, 為多方面提升水庫的供水安全提供了保障. 未來需在長期監測的基礎上,綜合植物生長特征、環境條件等多種影響因素進行系統的綜合分析.
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