黃思程, 童春富, 朱宜平

（1. 華東師范大學(xué) 河口海岸學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 上海 200241; 2. 崇明生態(tài)研究院, 上海 202162;3. 上海城投原水有限公司, 上海 200125）

0 引 言

挺水植物具有吸收水體重金屬的生態(tài)功能[1-2], 利用挺水植物對(duì)水體重金屬進(jìn)行吸收、富集, 可以減少或去除水體重金屬污染, 從而達(dá)到污染治理與生態(tài)修復(fù)的目的[3-4]. 同時(shí), 采用挺水植物處理水體重金屬污染具有低成本、低運(yùn)行費(fèi)用等優(yōu)勢(shì)[5]. 因此, 國(guó)內(nèi)外學(xué)者已針對(duì)挺水植物對(duì)重金屬的吸收與富集[6-8]、去除機(jī)制[9-11]、影響因素[6,12-13]等方面開(kāi)展了廣泛研究.

生態(tài)浮床, 也可以稱(chēng)為人工浮床、人工浮島, 是一種利用樹(shù)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(tài)浮床可用于水體原位修復(fù),搭建生態(tài)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(fā)展中國(guó)家具有廣闊的應(yīng)用前景[16].生態(tài)浮床植物多選用對(duì)水體污染耐性高、生物量大、易收割的挺水植物[17]. 國(guó)內(nèi)外有關(guān)利用生態(tài)浮床去除水中氮、磷的研究發(fā)現(xiàn), 水生植物構(gòu)建的生態(tài)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(guān)生態(tài)浮床對(duì)重金屬的吸收去除的研究還相對(duì)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(guò)程中存在相互作用[5-6,22], 但是浮床種植是否會(huì)影響植物吸收重金屬的相互作用卻鮮有報(bào)道. 因此, 本文擬在已有研究的基礎(chǔ)上, 通過(guò)在邊灘種植和浮床種植兩種條件下對(duì)挺水植物中重金屬賦存特征的對(duì)比分析, 探究浮床種植對(duì)挺水植物中重金屬賦存的影響, 為浮床技術(shù)的進(jìn)一步推廣應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 區(qū)域概況

研究區(qū)域位于上海市金澤水庫(kù). 金澤水庫(kù)位于上海市青浦區(qū)金澤鎮(zhèn)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(kù)總庫(kù)容約 9.1 × 106m3, 應(yīng)急備用庫(kù)容約5.25 × 106m3[24], 是上海市重要水源地. 該區(qū)域?qū)儆趤啛釒Ъ撅L(fēng)性氣候區(qū), 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(lái), 金澤水庫(kù)上游的太浦河來(lái)水水質(zhì)總體較好, 多年月均值滿足《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》 (GB3838—2002) 中Ⅱ類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[24]. 由于金澤水庫(kù)整體面積不大, 且水體具有很強(qiáng)的流動(dòng)性, 不同區(qū)域的水質(zhì)差異較小, 庫(kù)岸區(qū)域的土壤質(zhì)地也基本一致[26].

作為新建水庫(kù)和重要水源地, 其庫(kù)岸邊灘底質(zhì)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(kù)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(kāi)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(kù)邊灘和浮床共有的3 種挺水植物—旱傘草、美人蕉、鳶尾開(kāi)展對(duì)比分析. 以往研究發(fā)現(xiàn), Fe、Cu、Zn 等重金屬元素可能會(huì)對(duì)金澤水庫(kù)水質(zhì)具有潛在影響[27]; 而重金屬Cd、Pb、Cr 是環(huán)境中重要的有毒有害污染物, 易與水體中N、P 等有機(jī)污染物結(jié)合造成水體復(fù)合污染[28]. 所以, 對(duì)重金屬Cu、Zn、Fe、Cr、Cd、Pb 的研究是十分必要的.

1.2 站點(diǎn)布設(shè)與樣品采集

1.2.1 站點(diǎn)布設(shè)

現(xiàn)場(chǎng)實(shí)驗(yàn)樣品的采集于2017 年12 月進(jìn)行, 12 月屬于3 種植物的非生長(zhǎng)季, 生物量相對(duì)穩(wěn)定. 在金澤水庫(kù)邊灘設(shè)置采樣站點(diǎn)JC1—JC4; 在水庫(kù)浮床設(shè)置4 個(gè)采樣站點(diǎn), 均位于同一塊浮床中, 分別為F1—F4, 如圖1 所示. 每個(gè)站點(diǎn)、每種植物設(shè)置2 個(gè)50 cm × 50 cm 的樣方, 齊地割取樣方內(nèi)所有植物地上部分, 將所有樣品帶回實(shí)驗(yàn)室, 進(jìn)行生物量與重金屬含量的測(cè)定.

圖1 金澤庫(kù)區(qū)采樣點(diǎn)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(lái)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(chēng)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(guò) 100 目篩; 每個(gè)樣品稱(chēng)取0.10 g, 經(jīng)過(guò)硫酸-過(guò)氧化氫消解[26], 定容. 然后再采用石墨爐原子吸收法測(cè)定重金屬Cr、Cd 的含量, 采用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀 (ICP-AES) 測(cè)定重金屬Cu、Zn、Fe、Pb 的含量[6],每個(gè)樣品重復(fù)測(cè)定3 次.

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

植物樣品中重金屬賦存量計(jì)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(tǒng)計(jì)軟件包IBM SPSS Statistics 22 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差齊性檢驗(yàn), 不具備方差齊性的數(shù)據(jù)需轉(zhuǎn)化后再進(jìn)行分析. 采用單因素方差分析 (one-way ANOVA) 對(duì)不同植物生物量及重金屬Cu、Zn、Fe、Cr、Pb、Cd 賦存量差異進(jìn)行顯著性檢驗(yàn), 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(jìn)行多重比較[26]. 采用Spearman 相關(guān)性分析檢驗(yàn)同種植物不同重金屬元素賦存量的相關(guān)關(guān)系. 作圖在軟件Origin 2019 中完成.

2 結(jié)果與分析

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(biāo)準(zhǔn)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(wú)顯著差異 (p＞0.05) (圖3(b)). 美人蕉中Fe 含量在浮床種植時(shí)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(wú)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(wú)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(wú)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(wú)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(biāo)準(zhǔn)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(wú)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(wú)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(wú)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(wú)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(wú)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(biāo)準(zhǔn)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(guān)關(guān)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(guān)分析結(jié)果如表1 所示. 邊灘種植條件下, 幾乎所有被測(cè)重金屬元素兩兩之間呈顯著正相關(guān)(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(guān) (p＜ 0.01), 而Cr-Cd 之間無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系 (p＞ 0.05); 浮床種植條件下, Cu-Cd 呈極顯著負(fù)相關(guān) (p＜ 0.01), Zn-Fe 之間呈極顯著正相關(guān) (p＜ 0.01), 其余重金屬元素兩兩之間無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系 (p＞ 0.05).

表1 旱傘草邊灘 (浮床) 條件下重金屬賦存量相關(guān)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(guān)分析結(jié)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(guān) (p＜ 0.05), Cd、Pb 與其他被測(cè)重金屬元素之間無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系 (p＞ 0.05); 浮床種植條件下, Cu 與其他被測(cè)重金屬元素之間均呈極顯著正相關(guān) (p＜ 0.01), Pb 與其他被測(cè)重金屬元素之間均呈顯著正相關(guān) (p＜ 0.05), Cd-Fe、Cd-Cr 之間呈現(xiàn)極顯著正相關(guān) (p＜ 0.01), Fe-Cr 之間呈現(xiàn)極顯著正相關(guān) (p＜ 0.01), 其余重金屬元素兩兩之間無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系 (p＞ 0.05).

表2 美人蕉邊灘 (浮床) 條件下重金屬賦存量相關(guān)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(guān)分析結(jié)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(guān) (p＜ 0.05), 其余被測(cè)重金屬兩兩之間沒(méi)有顯著相關(guān)關(guān)系 (p＞ 0.05). 浮床種植條件下, Fe 與所有被測(cè)重金屬之間存在顯著正相關(guān) (p＜ 0.05), Pb 與除Cr 以外的所有被測(cè)重金屬呈顯著正相關(guān) (p＜0.05); Cu-Zn 之間呈極顯著正相關(guān) (p＜ 0.01), Cu-Cd 之間呈顯著正相關(guān) (p＜ 0.05), 除Fe、Pb 外, 其余被測(cè)重金屬元素之間無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系 (p＞ 0.05).

表3 鳶尾邊灘 (浮床) 條件下重金屬賦存量相關(guān)分析Tab. 3 Spearman rank correlation between the retention of heavy metals by Iris tectorum on the bankside(in the floating bed)

3 討 論

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(fā)現(xiàn), 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(fā)現(xiàn)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(tài)浮床上4 個(gè)月后, 發(fā)現(xiàn)植物生物量顯著增加. 有些研究指出, 浮床種植時(shí)植物根基能縱向、橫向自由快速生長(zhǎng), 可以一定程度地減少傳統(tǒng)種植方式對(duì)植物生長(zhǎng)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(jié)果一致. 湯迪娟[31]將旱傘草植株從土壤移栽至生態(tài)浮床后, 發(fā)現(xiàn)旱傘草生物量的增長(zhǎng)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(duì)生長(zhǎng)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(jié)果相似.

已有研究指出, 與植物的生長(zhǎng)能力相比, 植物自身對(duì)重金屬的吸收積累能力對(duì)重金屬賦存量的影響同樣重要[33]. 本文研究結(jié)果中, 美人蕉、鳶尾在浮床種植時(shí)部分重金屬含量高于邊灘種植, 表明生態(tài)浮床能夠一定程度提高植物對(duì)重金屬的吸收能力. 以往研究認(rèn)為, 根系的淹水條件對(duì)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(duì)重金屬元素的吸收作用可能比沉積物中的植物根系更強(qiáng)[34]. 本研究中, 邊灘種植的植物生長(zhǎng)在水庫(kù)岸邊土壤中, 植物根系間歇性被水淹沒(méi); 而浮床植物一直生長(zhǎng)在水中, 植物根系持續(xù)被水淹沒(méi), 這可能是浮床種植提高了植物對(duì)重金屬吸收能力的重要原因. 另一方面, 從已有研究來(lái)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(huì)對(duì)植物重金屬含量產(chǎn)生影響[35-37], 未來(lái)需要做進(jìn)一步的監(jiān)測(cè)分析. 植物體內(nèi)的重金屬賦存量與植物生長(zhǎng)特征、重金屬吸收能力密切相關(guān)[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(duì)重金屬的賦存能力.

從本文研究結(jié)果來(lái)看, 浮床種植對(duì)挺水植物重金屬賦存能力的改善主要基于對(duì)植物生長(zhǎng)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(duì)重金屬的去除效率與植物生物量密切相關(guān), 適當(dāng)增大植物生物量時(shí), 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(huán)境中大量吸收重金屬,植物修復(fù)技術(shù)可以通過(guò)采用超富集植物吸收重金屬來(lái)提升重金屬去除效率, 說(shuō)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(xiàn)有研究結(jié)果來(lái)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(tài)浮床建設(shè)中優(yōu)先考慮.

3.2 不同種植條件對(duì)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(guò)程中不同重金屬元素可能存在相互作用[40]. 且有研究認(rèn)為, 重金屬元素的相互作用與重金屬元素自身結(jié)構(gòu)及化學(xué)性質(zhì)具有一定的關(guān)系. 例如, Cd 與Zn 的核外電子構(gòu)型相似, 兩者的化學(xué)性質(zhì)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(duì)兩者的吸收可能表現(xiàn)出明顯的相關(guān)關(guān)系. 本文研究結(jié)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(shí)的美人蕉中Cd-Zn 含量之間表現(xiàn)出顯著正相關(guān), 但在邊灘種植時(shí)則無(wú)顯著相關(guān)性; 而旱傘草在浮床種植時(shí)的Cd-Zn 含量之間無(wú)明顯相關(guān)關(guān)系, 但在邊灘種植時(shí)存在明顯的相關(guān)性. 這可能與浮床種植改變了植物的生長(zhǎng)環(huán)境有關(guān)[42], 而與核外電子構(gòu)型的相似關(guān)系并不明顯. 一些研究指出, 在植物吸收重金屬的過(guò)程中, 重金屬的濃度對(duì)重金屬元素的相互作用有重要影響[43-44]. 王麗香等[44]發(fā)現(xiàn), 人為施加低濃度Cd 可促進(jìn)花生對(duì)Fe、Zn 的吸收, 但高濃度Cd 會(huì)抑制其對(duì)Fe、Zn 的吸收. 傅桂平等[45]研究發(fā)現(xiàn), 人為加鋅量小于25 mg·kg—1時(shí)能促進(jìn)油菜對(duì)Cd 的吸收, 人為加鋅量超過(guò)25 mg·kg—1時(shí)會(huì)抑制其對(duì)Cd 的吸收.此外, 營(yíng)養(yǎng)元素濃度也會(huì)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(huán)境介質(zhì)中, 其對(duì)應(yīng)的氮、磷含量不盡相同. 張慧等[41]研究發(fā)現(xiàn), 磷也可能會(huì)對(duì)重金屬交互作用產(chǎn)生影響, 環(huán)境中高濃度的Zn 與Cd 使植物在吸收過(guò)程中產(chǎn)生拮抗作用, 適當(dāng)?shù)卦黾恿诐舛瓤梢源龠M(jìn)植物對(duì)Cd 的吸收, 從而減輕Zn 與Cd 的拮抗作用. Huang 等[47]發(fā)現(xiàn), 土壤中適當(dāng)?shù)卦黾恿诐舛葧?huì)增加?xùn)|南景天對(duì)Zn 的吸收, 但會(huì)抑制其對(duì)Cd 的吸收. Wang 等[46]發(fā)現(xiàn), 在富營(yíng)養(yǎng)化的水域, 環(huán)境中的營(yíng)養(yǎng)元素(如氮、磷)在一定程度上改變了植物對(duì)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(duì)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(jī)理需在長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)的基礎(chǔ)上, 綜合植物生長(zhǎng)特征、環(huán)境條件等多種影響因素進(jìn)行系統(tǒng)的綜合分析.

4 結(jié) 論

浮床種植能在一定程度上促進(jìn)挺水植物的生長(zhǎng), 提高其對(duì)重金屬的吸收能力, 進(jìn)而對(duì)挺水植物重金屬賦存特征產(chǎn)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(huán)境濃度等條件有關(guān). 邊灘植物對(duì)重金屬的吸收能力是有限的, 而生態(tài)浮床位于水庫(kù)中央, 可以更全面地對(duì)水體污染物進(jìn)行生物吸收, 為多方面提升水庫(kù)的供水安全提供了保障. 未來(lái)需在長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)的基礎(chǔ)上,綜合植物生長(zhǎng)特征、環(huán)境條件等多種影響因素進(jìn)行系統(tǒng)的綜合分析.