陸 潔, 彭遠航, 朱潔怡, 龍鳳玲, 阮可瑾, 鄭峰霖, 劉頌頌, 曾曙才

(1.華南農(nóng)業(yè)大學林學與風景園林學院,廣東 廣州 510642; 2.廣東省東莞市林業(yè)科學研究所,廣東 東莞 523003)

濕地作為水陸過渡帶,具有巨大的環(huán)境調(diào)節(jié)功能[1]。我國城市化和工業(yè)化發(fā)展過程中,一些濱海、湖泊濕地受到工業(yè)廢水、生活污水的影響,面臨著重金屬污染的風險[2-5]。濕地中多種重金屬形成的復合污染也引起學者們的廣泛關(guān)注[4]。

重金屬富集能力強的植物可有效攔截和過濾污染物質(zhì),凈化被污染的水體,具有高效、經(jīng)濟及不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點[6-7]。堿蓬(Suaedasalsa)對膠州灣濱海濕地多種重金屬均有富集作用[8];北海互花米草(Spartinaalterniflora)可累積重金屬,阻止其進一步擴散[9]。目前,有關(guān)濕地植物修復的研究主要集中在草本植物,而草本植物的生物量小、生長周期短,且存在修復后植物處置難等問題[10]。木本植物生物量大、根系發(fā)達、生長周期長,對重金屬富集能力強,逐漸受到關(guān)注。研究[11-13]表明,池杉(Taxodiumascendens)、鐵冬青(Ilexrotunda)、小葉榕(Ficusmicrocarpa)等具有一定的重金屬耐性。

銀葉樹(Heritieralittoralis)隸屬于梧桐科(Sterculiaceae)銀葉樹屬(Heritiera),是熱帶、亞熱帶海岸半紅樹植物,既能生長于濱海潮間帶,也可生長于陸地,其板根發(fā)達,是濱海濕地植被恢復可利用的優(yōu)良樹種[14-15]。目前,學者們已對銀葉樹的群落特征、光照響應(yīng)、耐鹽機理、干旱脅迫響應(yīng)等方面進行了研究[16-19],而對重金屬污染耐性的研究鮮有報道。

本研究以銀葉樹為研究對象,通過盆栽試驗模擬濕地環(huán)境,分析Pb、Cd、Cu復合污染下銀葉樹的生長、養(yǎng)分吸收狀況及重金屬的吸收累積特征,并運用熵權(quán)TOPSIS模型對銀葉樹的生長適應(yīng)性和重金屬吸收能力進行綜合評價,探究銀葉樹對重金屬污染的修復潛力,以期為濕地重金屬污染的植物修復研究提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

銀葉樹來自廣東省東莞市林業(yè)科學研究所育苗基地,選取健康、株高45～50 cm的植株。供試基質(zhì)采自華南農(nóng)業(yè)大學樹木園落羽杉濕地(113°36′E,23°15′N)0～20 cm底泥,經(jīng)風干、去除雜質(zhì)、磨碎后過1 cm篩。底泥的pH值4.66,EC值140.30 μS·cm-1,有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)47.31 g·kg-1,全N、堿解N、全P、速效P、全K、速效K的質(zhì)量分數(shù)分別為2.51、217.88、0.26、2.81、8.53、44.20 mg·kg-1,Pb、Cd、Cu、Zn、Ni、Cr的質(zhì)量分數(shù)分別為471.08、1.14、41.32、151.81、13.59、42.62 mg·kg-1。栽培用花盆為底部直徑15.5 cm、高19.2 cm的塑料盆。

1.2 盆栽試驗

于2021年11月在華南農(nóng)業(yè)大學啟林北溫室大棚進行盆栽試驗,試驗期6個月。每個花盆裝底泥1.5 kg,用自來水澆灌,維持盆內(nèi)自來水量為1 L(此時達到水淹狀態(tài)),以模擬濕地環(huán)境。每個花盆栽植1株銀葉樹,緩苗15 d后,將提前配制好的三水合醋酸鉛[(CH3COO)2Pb·3H2O](分析純)、氯化鎘(CdCl2·2.5H2O)(分析純)、五水硫酸銅(CuSO4·5H2O)(分析純)濃縮液分別添加到花盆中。3個處理分別為T1、T2、T3。T1:50 mg·L-1Pb+5 mg·L-1Cd+100 mg·L-1Cu。T2:100 mg·L-1Pb+10 mg·L-1Cd+200 mg·L-1Cu。T3:200 mg·L-1Pb+20 mg·L-1Cd +400 mg·L-1Cu。以不添加重金屬為對照(CK),每個處理3個重復。采用完全隨機區(qū)組設(shè)計試驗。

1.3 樣品的采集與檢測

將供試植株整株挖出,帶回實驗室,先用自來水洗凈根部,再用去離子水沖洗3遍,置于室內(nèi)晾干。將植物的根部、地上部(莖葉)分別裝入不同信封,放入烘箱105 ℃下殺青30 min,75 ℃下烘干至質(zhì)量恒定,用電子天平稱取根部、地上部生物量,再用不銹鋼粉碎機粉碎過篩后密封保存,用于植物養(yǎng)分及重金屬含量的測定。

采用H2SO4-H2O2消解植物樣品,得到植物養(yǎng)分的待測液。N含量采用AA3連續(xù)流動分析儀(上海非利加實業(yè)有限公司提供)測定;P含量采用鉬銻抗比色法測定;K含量采用火焰分光光度計法測定。

植物重金屬元素(Pb、Cd、Cu)含量采用干灰化—原子吸收分光光度計法[20]測定。植物重金屬耐性指數(shù)(tolerance index,TI)、各部分及全株養(yǎng)分吸收量、各部分及全株重金屬累積量、轉(zhuǎn)運系數(shù)( transport factor, TF)分別按以下公式計算:

TI=重金屬污染處理植物平均總生物量/對照組植物平均總生物量;

各部分養(yǎng)分吸收量=各部分養(yǎng)分含量×各部分生物量;

全株養(yǎng)分吸收量=地下部養(yǎng)分吸收量+地上部養(yǎng)分吸收量;

各部分重金屬累積量=各部分重金屬含量×各部分生物量;

全株重金屬累積量=地下部重金屬累積量+地上部重金屬累積量;

TF=地上部重金屬含量/地下部重金屬含量。

1.4 熵權(quán)TOPSIS模型的綜合評價

本研究采用熵權(quán)TOPSIS模型對植物生長適應(yīng)性和重金屬吸收能力進行綜合評價[21]。

(1)構(gòu)建原始數(shù)據(jù)矩陣:

(1)

(2)

(2)計算各指標的信息熵值。第i個指標的熵Hi定義為:

(3)

(3)計算第i個指標的熵權(quán)系數(shù)ωi:

(4)

(5)

(6)

(5)D+為評價指標到正理想解的距離,D-為評價指標到負理想解的距離,按下式計算:

(7)

(8)

(6)計算各個項目的綜合評價指數(shù)Ij。

(9)

式中:Ij的取值介于0與1之間,其值越大,評價指標離理想解越近,植物生長適應(yīng)性和重金屬吸收能力的綜合評價也越高。

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2010和SPSS 19.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。采用單因素(one-way ANOVA)和Duncan氏法進行方差分析和多重比較(α=0.05),利用Origin 2019軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 Pb、Cd、Cu 復合污染對銀葉樹生長的影響

由表1可知,T1處理銀葉樹根部的生物量無顯著變化,T2、T3處理植株的根部生物量較CK分別下降了20.59%、20.23%,均達到顯著水平(P<0.05),表明銀葉樹根部生長受到抑制。各處理銀葉樹的株高、地上部生物量和總生物量均與CK無顯著差異。耐性系數(shù)隨著土壤重金屬含量的提高呈下降趨勢。

表1 各處理銀葉樹的株高、生物量和耐性系數(shù)1)Table 1 Plant height, biomass and tolerance index of H.littoralis under different levels of heavy metals pollution

2.2 Pb、Cd、Cu 復合污染對銀葉樹養(yǎng)分吸收的影響

由圖1可以看出,各處理根部、地上部對銀葉樹N、P、K的吸收量與CK相比均無顯著差異,表明銀葉樹在Pb、Cd、Cu 復合污染下對養(yǎng)分的吸收未受到明顯影響。

圖1 各處理銀葉樹對N(A)、P(B)、K(C)的吸收量Fig.1 N(A), P(B) and K(C) accumulation of H.littoralis plant under different levels of heavy metals pollution

2.3 Pb、Cd、Cu 復合污染對銀葉樹重金屬吸收積累的影響

銀葉樹根部Pb、Cd、Cu含量隨著土壤重金屬含量的升高而升高(圖2),T3處理達到最大值,分別為181.53、36.73、887.37 mg·kg-1。從圖2可知:T1、T2處理銀葉樹的地上部Pb含量較CK顯著提高,增幅分別為100.00%、66.18%(P<0.05),而T3處理與CK無顯著差異;T1、T2、T3處理銀葉樹的地上部Cd含量均顯著高于CK,分別為CK的35.0、73.8、91.8倍(P<0.05);T2、T3處理銀葉樹的地上部Cd含量顯著高于T1(P<0.05),但兩者無顯著差異;T1、T2處理銀葉樹的地上部Cu含量與CK無顯著差異,而T3處理銀葉樹的地上部Cu含量顯著高于CK,為CK的19.68倍(P<0.05)。由圖3可知:銀葉樹Pb、Cd、Cu累積量隨著重金屬含量的提高而提高;T3處理的Pb、Cd、Cu累積量分別為1 540.2、351.78、9 556.48 μg·株-1,顯著高于其他處理。

圖2 各處理銀葉樹的Pb(A)、Cd(B)、Cu(C)含量Fig.2 Contents of Pb(A), Cd(B) and Cu(C) in H.littoralis plant under different levels of heavy metals pollution

圖3 各處理銀葉樹的重金屬累積量Fig.3 Heavy metal accumulations in H.littoralis under different levels of heavy metals pollution

由表2可知:銀葉樹對Pb的轉(zhuǎn)運系數(shù)隨著重金屬濃度的提高而減小,CK的轉(zhuǎn)運系數(shù)最大;T1、T2處理銀葉樹對Cd的轉(zhuǎn)運系數(shù)顯著高于CK,而T3處理與CK無顯著差異;CK銀葉樹對Cu的轉(zhuǎn)運系數(shù)大于1,顯著高于3個處理,且T1、T2、T3處理間差異不顯著。

表2 各處理銀葉樹對Pb、Cd、Cu的轉(zhuǎn)運系數(shù)1)Table 2 Pb, Cd and Cu transfer factor of H.littoralis under different levels of heavy metals pollution

2.4 銀葉樹對 Pb、Cd、Cu 復合污染修復效果的綜合評價

由表3可知:銀葉樹根部Cu含量在各指標中的貢獻率最大,其權(quán)重值為0.163 5;株高的貢獻率最小,其權(quán)重值為0.000 1。各生物量指標權(quán)重值排序為地上部生物量>根部生物量>全株生物量,表明地上部生物量可作為衡量銀葉樹修復潛力的重要指標。各養(yǎng)分吸收指標權(quán)重值排序為 P 吸收量>N 吸收量>K 吸收量,表明銀葉樹受重金屬脅迫時對 P 的吸收量最大。根部、地上部和全株重金屬累積量的權(quán)重值均表現(xiàn)為Cu>Cd>Pb,表明復合重金屬污染下Cu對銀葉樹生長及重金屬吸收能力的影響最大。

表3 各處理銀葉樹基本指標的權(quán)重值Table 3 Weighted value of different indices of H.littoralis under different levels of heavy metals pollution

由表4可知,銀葉樹生長適應(yīng)性及重金屬吸收能力綜合評價排序為T3>T2>T1>CK,表明銀葉樹對復合重金屬污染的耐受性強,對T3處理的修復潛力最大。

表4 各處理銀葉樹修復潛力的綜合評價結(jié)果Table 4 Comprehensive evaluation on remediation potential of H.littoralis under different levels of heavy metals pollution

3 討論與小結(jié)

植物生物量的變化及養(yǎng)分吸收狀況能夠反映其對重金屬污染環(huán)境的生長適應(yīng)性[22]。在Cu脅迫下,秋茄(Kandeliaobovata)生物量隨著Cu含量的提高顯著降低,生長受到嚴重抑制[23]。在Ni質(zhì)量濃度為30 mg·L-1時,矮莎草(Cyperuspygmaeus)地上部和根部生物量較對照顯著增加;在Ni質(zhì)量濃度為60 mg·L-1時卻顯著下降;同時,在這兩種質(zhì)量濃度Ni脅迫下秋茄地上部和地下部對養(yǎng)分的吸收均顯著下降[24]。本研究結(jié)果表明T2、T3處理的銀葉樹根部生物量受到顯著抑制,這可能是因為根系是植物最先接觸重金屬的部位,植物可通過縮短根長、減小根表面積以及減少根尖數(shù)量等來減少根表面的活性位點,降低根系對重金屬的吸收能力[25]。然而,銀葉樹的株高、地上部生物量以及對N、P、K的吸收量均未受到顯著影響,其正常的生理活動不受干擾[26-27],這可能與銀葉樹對重金屬的耐受力有關(guān)。耐性指數(shù)是表征植物抗逆性的重要指標[28]。T1處理銀葉樹的耐性指數(shù)高達103.96%,具有高耐受性,故其生長未受到明顯影響。隨著重金屬含量的進一步提高,T2、T3處理的耐性指數(shù)分別降至95.16%、80.80%。總體上看,銀葉樹對Pb、Cd、Cu復合污染具有很強的耐受能力。T2、T3處理的銀葉樹總生物量及養(yǎng)分吸收能力沒有顯著差異。

植物對重金屬的吸收累積主要通過吸附在根系外圍、轉(zhuǎn)運至植物根系內(nèi)部、通過根系向地上部轉(zhuǎn)運3種方式進行[29]。本試驗中銀葉樹對Pb、Cd、Cu的吸收累積均隨著重金屬含量的升高而增加,且大部分重金屬儲存在根部,這與前人對鐵冬青(Ilexrotunda)、海桐(Pittosporumtobira)、水蓼(Polygonumhydropiper)等的研究結(jié)果[12,30-31]一致。研究[26]表明,將重金屬富集在根部是植物對重金屬耐受的策略之一。重金屬進入植物體后,由植物木質(zhì)部轉(zhuǎn)運至莖葉等組織,其轉(zhuǎn)運過程主要由轉(zhuǎn)運蛋白介導完成[32]。本研究發(fā)現(xiàn),當銀葉樹未受重金屬污染時,其對重金屬的轉(zhuǎn)運能力表現(xiàn)為Cu>Pb>Cd,其中Cu的轉(zhuǎn)運系數(shù)[33]>1,這是因為Cu是植物必需的微量元素,Cu轉(zhuǎn)運蛋白可維持植物體內(nèi)Cu的穩(wěn)定[34]。受重金屬污染后銀葉樹對Cu、Pb的轉(zhuǎn)運能力顯著降低,植物將過多或有害的重金屬滯留在根部,以減輕其對地上部的毒害。然而,銀葉樹對Cd的轉(zhuǎn)運能力隨著污染物含量的提高呈先提高后降低的趨勢,這可能與重金屬轉(zhuǎn)運蛋白類型和分布發(fā)生變化有關(guān)[35]。

此外,研究[36-37]表明植物可產(chǎn)生多種抵抗重金屬毒害的防御機制,通過在植物根尖形成較厚的質(zhì)外體屏障或通過泌氧調(diào)節(jié)等方式可將重金屬截留在根系外圍部分,以減少植物對重金屬的吸收。當重金屬離子進入根細胞后,植物可通過限制重金屬轉(zhuǎn)運到地上部、抗氧化系統(tǒng)的防御作用、絡(luò)合素(PCs)等有機化合物的螯合作用、細胞壁結(jié)合及液泡區(qū)的室化作用等多種途徑進行解毒[7]。

通過熵權(quán)TOPSIS模型分析可知T3處理銀葉樹的修復能力最強,說明銀葉樹在短期內(nèi)能發(fā)揮較好的修復作用。就長期修復而言,T1處理銀葉樹的生長未受到明顯影響,適應(yīng)性最好。在ρ(Pb)≤50 mg·L-1、ρ(Cd)≤5 mg·L-1、ρ(Cu)≤100 mg·L-1的重金屬污染濕地中,銀葉樹生長不受影響。而盆栽試驗的環(huán)境與實際生長環(huán)境有一定差別,銀葉樹在實際生長環(huán)境下的修復效果有待進一步研究。