2019,
Vol. 28
2. 浙江省鱼类健康与营养重点实验室, 浙江 湖州 313001;
3. 浙江省淡水水产研究所, 浙江 湖州 313001
底泥是水生生态系统的重要组成部分，也是重金属等污染物最主要的贮存场所和内源污染[1]。自1983年美国科学家CHANEY首次提出植物修复(Phytoremediation)技术，即利用某些能够富集重金属的植物来清除底泥中的重金属[2]，利用水生植物对水域底泥开展了修复作用研究已成为近年来研究的热点。沉水植物处于水体下层生态位，具有发达的根系可以固定底泥、分解吸附底泥中的污染物[3]，对重金属污染物具有较为明显的去除效果[4-5]。
在底泥中，重金属往往以多种化学形态存在，不同形态的重金属也决定了其在水环境中的迁移能力，同时也具有不同的生物有效性和毒性[6]。因此，分析底泥中重金属形态对于有效评价水体底泥的污染状况和生物有效性具有重要意义。目前对于底泥中重金属形态的研究主要集中在河流、湖泊水体底泥中重金属的形态分布特征分析及其生物有效性[7-8]，对养殖池塘底泥中重金属形态的研究较少，利用沉水植物对养殖池塘底泥中重金属的生物有效性作用，修复养殖池塘底泥等方面的研究尚属空白。针对养殖池塘水体底泥中重金属污染风险较高[9]等问题，课题组经过前期试验发现，沉水植物对养殖池塘底泥具有较好的去除效果。因此，本研究采用生态缸模拟养殖环境，利用沉水植物修复养殖池塘污染底泥，测定不同重金属的总量及赋存形态，分析养殖池塘底泥中重金属含量、形态与沉水植物中重金属含量的相关性，从而探讨养殖池塘底泥重金属的生物有效性，以期为渔业环境中重金属修复提供理论基础和科学依据。
1 材料与方法 1.1 实验材料实验用沉水植物为苦草(Vallisneria)、菹草(Potamogeton crispus)和黑藻(Hydrilla verticillata), 均购自浙江(中国)花木城。苦草别称蓼萍草、扁草，水鳖科，苦草属；菹草别称虾藻、虾草、麦黄草，眼子菜科，眼子菜属；黑藻又称温丝草、灯笼薇、转转薇等，水鳖科，黑藻属。上述水生植物均为本地区常见水生植物且经适应性试验显示适合于淡水养殖池塘种植，其中，苦草、黑藻在春夏季生长旺盛，菹草为越冬植物。实验用水为经过暴晒后的自来水。实验用底泥采集自浙江省湖州市某养殖池塘，经晾晒、混匀后用于本实验。
1.2 沉水植物的培养本实验通过静态模拟淡水养殖环境，在生态缸内(60 cm×30 cm×50 cm)对沉水植物进行培养试验。将生态缸置于浙江省淡水水产研究所综合实验基地开阔区域一字排开，在生态缸内加入厚度约20 cm经晾晒、混匀后的养殖池塘底泥后铺平，加入经过曝晒的自来水约40 L，静置1周。每个生态缸内种植水生植物18株，并设立1个未种植植物的对照。
本实验共设计12个生态缸，其中：1#—4#用于苦草实验，1#为空白对照，2#—4#种植苦草；5#—8#用于黑藻实验，5#为空白对照，6#—8#种植黑藻；9#—12#用于菹草实验，9#为空白对照，10#—12#种植菹草。根据不同水生植物的生长周期，苦草和黑藻实验均于2017年4月18日开始、10月18日结束，菹草实验于2016年10月18日开始，2017年4月18日结束。各水生植物种植后1个月均生长稳定。实验结束后采集水生植物样、植物根部土壤样和空白对照土壤样，实验过程中水分补充均为经过曝晒的自来水。
1.3 重金属含量测定由于沉水植物根系退化消失，本实验所有植物均按照整株处理，不区分具体部位。样品带回实验室后，将沉水植物样品用超纯水冲洗干净，植物及底泥样品于-80 ℃下冷冻干燥恒重后，用玛瑙研钵研磨，过100目尼龙筛，混匀备用。采用经修正优化的BCR连续萃取提取法[10]，测定底泥中各重金属的4种不同赋存形态，分别为酸溶态(离子交换态和碳酸盐结合态)、可还原态(铁锰氧化态)、可氧化态(有机结合态)和残渣态，其中前3种形态为生物有效态[11]。沉水植物样品、底泥样品总量和各提取形态中重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、Hg、As的含量均采用ICP-MS测定。所测样品均测定3个平行值，扣除试剂空白，并采用国家标准物质进行质量控制。
1.4 评价方法 1.4.1 Newmerow综合污染指数法综合污染指数计算公式为
(1)
式中：Pt为综合污染指数；Ci为底泥中重金属元素的测定值；Si为底泥中重金属元素的标准值；i代表某种重金属污染物。
1.4.2 Hakanson潜在生态危害指数法潜在生态危险指数(RI)计算公式为
(2)
式中：Cfi为重金属i相对于背景值的污染系数(Cfi=Csi/Cni)；Csi为底泥中重金属元素的测定值；Cni为底泥中重金属元素的标准值；Tri为重金属i的生态毒性响应系数，参考1980年Hakanson根据重金属的主要危害途径而提出的系数值：Hg=40, Cd=30, Pb=Cu=5, Zn=1, As=10, Cr=2；Eri为重金属i的潜在生态危害系数；RI为潜在生态危害指数。毒性响应系数参照潜在生态危害系数与潜在生态危害指数的强度分级标准见表 1。
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表 1 表层沉积物中重金属元素的生态风险强度划分标准 Tab.1 Criteria for the classification of degrees of the ecological risk of heavy metals in surface sediment |
原始数据经Excel 2010初步整理后，采用SPSS 13.0进行统计分析，显著水平(P)为0.05。作图由Origin 8.0完成。
2 结果与分析 2.1 沉水植物对底泥中重金属含量的修复效果从表 2可以看出，取自养殖池塘的原始底泥在种植苦草、黑藻、菹草等沉水植物前重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、As、Cr的含量分别为25.1、72.1、37.2、1.77、0.114、9.2和60.73 mg/kg，各重金属含量均超过浙江省土壤背景值，分别为浙江省土壤背景值的1.67倍、1.16倍、30.5倍、1.75倍、1.23倍和1.22倍，因此水产养殖可能在一定程度上造成了养殖池塘底泥中重金属的富集。经过6个月沉水植物苦草、黑藻、菹草的修复后，底泥中各重金属含量均有不同程度降低，对重金属Cu、Pb、Cd、Hg的去除率较高，但对Cr的去除率较低。一方面，沉水植物由于重金属元素不同的化学性质和赋存形态对其富集作用具有一定的选择性；另一方面，沉水植物对原始底泥中超标倍数较高的Cu、Pb、Cd、Hg的去除率较高，这与简敏菲等[12]的研究结果相一致，沉水植物对不同重金属的富集作用可能与底泥中各重金属的背景含量有关。从不同沉水植物看：苦草对Cu、Cd、As的去除率最高，分别为47.21%、96.33%和38.15%；黑藻对Zn、Pb、Hg的去除率最高，分别为34.81%、59.68%和58.77%；菹草对Cr的去除率最高，为7.36%。不同沉水植物对底泥重金属污染具有不同的去除修复效果，总体而言苦草和黑藻对底泥中重金属的去除率较高，这与晏丽蓉[5]的研究结果相类似，但不同于陈国梁等[13]对广西刁江流域的研究结果，这可能是由于天然水域的调查相对静态模拟试验可能会受到水域不同自然环境及不同底泥性质影响所致[14]。
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表 2 沉水植物种植前后底泥中重金属的含量及其去除率 Tab.2 The contents and removal rate of heavy metals in sediment before and after planting submerged plants |
采用Newmerow综合污染指数法评价种植沉水植物前后底泥中各重金属的综合污染风险。由图 1可知，取自养殖池塘的原始底泥在种植苦草、黑藻、菹草等沉水植物前综合污染指数为21.9，达到重度的污染水平。通过种植沉水植物，其底泥中的重金属综合污染风险显著降低，3种沉水植物种植后底泥中重金属的综合污染指数范围为1.06~1.78，均显示为轻度污染水平。其中：种植苦草后底泥中重金属的污染指数下降最多，达到1.06；种植菹草后底泥中重金属的污染指数下降最少，为1.78。
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图 1 沉水植物修复前后底泥中重金属的综合污染指数 Fig. 1 Comprehensive pollution index of heavy metals in sediment before and after planting submerged plants |
然而，由于养殖池塘中投喂、捕捞等人类活动以及鱼类等水产动物的游动，底泥中重金属容易通过絮凝、沉淀、解吸附等作用进入水体和水产动物体内[15]，且不同重金属对水产动物和人体健康的潜在危害也不尽相同，因此，本文采用Hakanson潜在生态危害指数法将重金属元素的生态效应、环境效应和毒理学联系起来[16]，进一步评价种植沉水植物前后底泥中各重金属元素的潜在危害。结果(图 2)显示，原始底泥中重金属的潜在生态危害指数(RI)高达1 018.2，为极强的生态风险程度。通过3种沉水植物的修复作用后，其各自底泥中重金属的RI值均小于150，为轻微的生态风险程度。因此，苦草、黑藻、菹草3种沉水植物的种植修复可以有效降低底泥中重金属的潜在生态风险，这也与Newmerow综合污染指数法的评价结果相一致。
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图 2 沉水植物修复前后底泥中重金属的潜在生态危害指数 Fig. 2 Potential ecological risk index of heavy metals in sediment before and after planting submerged plants |
由图 3可以看出，原始底泥中重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、As、Cr的生物有效态(酸溶态+可还原态+可氧化态)含量占总量百分比分别为53.9%、30.2%、32.7%、54.4%、0.1%、3.9%和8.5%。通过种植沉水植物，底泥中各重金属的生物有效态比例均得到了不同程度的增加(图 4)，底泥中部分稳定的重金属形态转化成生物有效态，实现沉水植物对重金属元素的吸收修复。其中，Cu和Cd在沉水植物种植后生物有效态显著增加，Cu在苦草种植后生物有效态上升为63.5%，Cd在黑藻和菹草种植后生物有效态分别上升为63.4%和66.6%，这可能与原始底泥中Cu和Cd较高的生物有效性使得上述重金属元素易被沉水植物吸收利用有关。因此，Cu和Cd在沉水植物修复前后主要存在形态均为生物有效态，这与黄勤超[17]的研究结果一致。
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图 3 沉水植物修复前底泥中重金属各形态的分布特征 Fig. 3 Distribution characteristics of heavy metals forms in sediment before planting submerged plants |
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图 4 沉水植物修复后底泥中重金属各形态的分布特征 Fig. 4 Distribution characteristics of heavy metals forms in sediment after planting submerged plants |
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图 5 沉水植物修复前底泥中重金属的迁移率 Fig. 5 Mobility factor (MF) of heavy metals in sedi-ment before and after planting submerged plants |
底泥中Zn、Pb、Hg、As、Cr在种植沉水植物后均以残渣态为主，显示上述重金属离子易结合在土壤硅铝酸盐矿物晶格中，性质较为稳定，自然条件下不易释放，对底泥中重金属的迁移和生物可利用性贡献小[18]。值得指出的是，底泥中Hg的生物有效态在沉水植物种植前后差异显著(P＜0.05)，苦草、黑藻和菹草种植后底泥中Hg的残渣态转化为可氧化态，生物有效态分别上升为49.7%、22.5%和9.7%，显著高于原始底泥，这可能与沉水植物根系和微生物作用有关。
2.4 沉水植物修复对底泥中重金属生物有效性和迁移率的影响重金属元素生物有效性与其溶解度有关，MA等[19]研究显示，重金属的生物有效性和迁移率一般顺序为酸溶态＞可氧化态＞可还原态＞残渣态。其中，酸溶态是最倾向从固态的底泥向水相转移的形态[20]，因此可能造成的生态风险最高。以酸溶态重金属的含量和总量的比值计算底泥中各重金属元素的迁移率(MF)。结果显示，原始底泥中各重金属的迁移率大小依次为Cd＞Zn＞Cu＞Pb＝As＝Cr＞Hg，底泥中Cd、Zn和Cu的MF值较高，尤其是Cd，显著高于其他重金属元素。因此，底泥中Cd具有较高的潜在可迁移性和环境风险，与RASTMANESH等[21]的研究结果相一致。
通过种植3种沉水植物后发现，底泥中重金属Pb、As和Cr的迁移率与种植前无明显变化，但底泥中Cu、Zn、Cd的迁移率明显增加，其中种植黑藻后底泥中Cu的迁移率提高1.2%，种植菹草后底泥中Zn的迁移率提高1.1%，种植苦草、黑藻和菹草后Cd的迁移率分别提高2.2%、6.9%和5.5%。因此，底泥中迁移率较高的重金属元素在种植沉水植物后迁移率相比其他元素提升显著。值得指出的是，原始底泥中虽然Hg的迁移率很低，但在种植沉水植物后，其迁移率显著增加，其潜在的环境风险需要予以关注。其次，不同沉水植物对底泥中重金属迁移率的影响也存在差异。黑藻对底泥中Cu、Cd的迁移率的影响大于苦草和菹草，而菹草对底泥中Zn和Hg的迁移率的影响大于苦草和黑藻。
3 讨论苦草、黑藻和菹草均为本地区常见的沉水植物，然而由于苦草、黑藻为春夏生长植物，而菹草为越冬植物，不同的生长条件造成其对底泥中各重金属的去除率存在差异。以类间平均距离法(Between-groups linkage)作为测量方法，相关系数(Pearon correlation)作为测量距离，对春夏季生长沉水植物(苦草、黑藻)和越冬沉水植物(菹草)中7种重金属的去除率进行聚类分析，得到重金属的树形聚类分析图(图 6和7)。从图 6可以看出，Cd、As相关性最好，先聚为一类，随后与Cr、Cu相聚；Zn、Hg、Pb聚为一类，表示春夏季生长沉水植物对上述重金属的去除效果。这也与苦草对Cd、As、Cu的去除效果较好，黑藻对Zn、Pb的去除效果较好的结论相一致。相比春夏季生长的沉水植物，越冬沉水植物对各重金属的去除效果有所不同。从图 7可以看出：Cu、Cr聚为一类，进一步印证了菹草对Cr具有较好的去除效果；Hg、As、Pb、Cd、Zn相关性较好，聚为一类，说明越冬沉水植物对上述重金属的去除效果相近，但弱于春夏季生长沉水植物。
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图 6 春夏季生长沉水植物中不同重金属元素的聚类分析 Fig. 6 Cluster analysis on heavy metals in submerged plants grown in spring and summer |
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图 7 越冬沉水植物中不同重金属元素的聚类分析 Fig. 7 Cluster analysis on heavy metals in submerged plants grown in winter |
研究显示，沉水植物的种植有效去除了底泥中的重金属元素，减低其对环境的潜在生态风险，同时也影响了底泥中各重金属的生物有效性。相关性分析(表 3)显示, 底泥中重金属的去除率与底泥中重金属残渣态呈现极显著的负相关(P＜0.01)，与底泥中重金属的迁移率呈现极显著正相关(P＜0.01)，这表明沉水植物对底泥的去除效果可能与底泥中重金属的生物有效态和迁移率有关。从不同重金属元素看，底泥中重金属Cd的生物有效态和迁移率均较高，而As和Cr的生物有效态和迁移率均较低，因此沉水植物对底泥中Cd的去除效果最好，而对As和Cr的去除效果较差，这进一步印证了上述研究结果。从不同沉水植物看，苦草、黑藻对底泥中重金属的去除率与底泥中重金属残渣态呈现显著负相关(P＜0.05，表 4-5)，苦草、菹草对底泥中重金属的去除率与底泥中重金属的迁移率呈现显著负相关(P＜0.05，表 6)。不同沉水植物对底泥中重金属的去除效果与底泥中重金属的生物有效态和迁移率的相关性有所区别，这可能与不同沉水植物对底泥中重金属的富集能力有关。因此，综合考虑底泥中重金属的生物有效态含量和迁移率可以更好地表征沉水植物对底泥中复合重金属污染的去除效果。
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表 3 沉水植物修复后底泥中重金属各赋存形态与重金属去除率、迁移率的相关关系 Tab.3 Correlations among the removal rate, mobility factor (MF) and distribution characteristics of heavy metals forms in sediments after planting submerged plants |
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表 4 苦草修复后底泥中重金属各赋存形态与重金属去除率、迁移率的相关关系 Tab.4 Correlations among the removal rate, mobility factor (MF) and distribution characteristics of heavy metals forms in sediments after planting Vallisneria |
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表 5 黑藻修复后底泥中重金属各赋存形态与重金属去除率、迁移率的相关关系 Tab.5 Correlations among the removal rate, mobility factor (MF) and distribution characteristics of heavy metals forms in sediments after planting Hydrilla verticillata |
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表 6 菹草修复后底泥中重金属各赋存形态与重金属去除率、迁移率的相关关系 Tab.6 Correlations among the removal rate, mobility factor (MF) and distribution characteristics of heavy metals forms in sediments after planting Potamogeton crispu |
沉水植物对底泥中重金属的去除效果不仅与重金属元素和沉水植物的种类有关，还取决于重金属从底泥中的释放机制，其中pH、溶解氧、水温等环境因素均会影响底泥中重金属的释放过程。魏俊峰等[22]的研究结果表明，污染底泥主要在酸性(pH＜4)条件下发生重金属释放，且随着pH的升高释放量迅速下降；蔡金娟[23]研究显示，随着底泥有机质含量升高，重金属的富集作用增强，重金属会被螯合、固定，进而降低其在环境中的危害程度。在实际养殖过程中，pH往往偏高且底泥有机质含量较高，因此不利于沉水植物对底泥中重金属的去除效果。相反，由于底泥中的重金属经过曝气后由原来相对稳定的存在形态逐渐向生物易于吸收的结合态转化，增加重金属的生物毒性[24]，且随着温度升高，底泥中的重金属的释放量也会显著增加[25]。因此，水产养殖过程中较高的水温和曝气等条件可能增加底泥中重金属的释放，从而促进沉水植物对底泥中重金属的去除效果。此外，增加底泥中重金属的生物有效性不仅可以提升沉水植物对底泥中重金属的去除效果，也可能对鱼类等水产动物带来富集风险，因此，在实际的生产过程中需要综合考虑，进一步开展相关研究。
4 结论本研究通过种植沉水植物对底泥中重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cd、Cr进行修复作用研究发现：沉水植物修复可以有效去除底泥中重金属污染，其中对底泥中Cu、Pb、Cd、Hg的去除率较高，但对Cr的去除率较低。沉水植物修复有效减低了底泥中重金属的生态风险，通过3种沉水植物的修复作用后，其各自底泥中重金属的RI值均小于150，为轻微的生态风险程度。
不同季节生长的沉水植物对不同重金属的修复效果不同。聚类分析显示，苦草、黑藻等春夏季生沉水植物对Cd、As、Cu、Zn、Pb的去除效果较好，而菹草等越冬沉水植物对Cr的去除作用较好。底泥中重金属形态分析显示，沉水植物修复前后，Cu、Cd主要以生物有效态形式存在，Zn、Pb、Hg、As、Cr则以残渣态形式存在。沉水植物修复前底泥中Cd、Zn和Cu的迁移率较高，尤其是Cd，显著高于其他重金属元素；修复后Pb、As和Cr的迁移率与种植前无明显变化，但Cu、Zn、Cd的迁移率明显增加。因此，底泥中生物有效态含量和迁移率较高的Cu和Cd在沉水植物修复后底泥中生物有效态含量和迁移率相比其他元素显著增加。此外，相关性分析显示，底泥中重金属的去除率与其生物有效态含量和迁移率均呈现极显著正相关(P＜0.01)。因此，底泥中重金属的生物有效态含量和迁移率可以有效表征沉水植物对底泥中复合重金属污染的去除效果。
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2. Key Laboratory of Fish Health and Nutrition of Zhejiang Province, Huzhou 313001, Zhejiang, China;
3. Zhejiang Institute of Freshwater Fisheries, Huzhou 313001, Zhejiang, China