水生美人蕉(Canna glauca)與銅錢草(Hydrocotyle vulgaris)的光合特性及其對氮磷去除效果研究

余紅兵 ，肖潤林，周小梅

1. 湖南城市學(xué)院建筑與城市規(guī)劃院，湖南 益陽 413000；2. 數(shù)字化城鄉(xiāng)空間規(guī)劃關(guān)鍵技術(shù)湖南省重點實驗室（2018TP1042），湖南 益陽 413000；3. 湖南省城鄉(xiāng)生態(tài)規(guī)劃與修復(fù)工程技術(shù)研究中心（2017TP2006），湖南 益陽 413000；4. 中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，湖南 長沙 410125

利用水生植物凈化水體是湖泊、溝渠等污染水體治理研究的熱點，多集中在水生植物對沉積物底泥氮磷、有機質(zhì)的吸附方面（俞振飛等，2012；李振國等，2014）。水生美人蕉為多年生濕地植物，其葉大花艷，株形優(yōu)美，園林用價值極高。同時，因其根系發(fā)達(dá)，具有很高的生態(tài)應(yīng)用價值，吸附能力強，對環(huán)境有較強的適應(yīng)能力，屬河道修復(fù)常見植物。銅錢草也為多年生濕地植物，植株較矮，春夏生長茂盛，根系發(fā)達(dá)，對水中總氮、總磷均有較好的去除效果。對水生美人蕉的研究多集中在其對水體和土壤中的重金屬、氮磷有機污染物的吸收與富集能力上，且因水生美人蕉生長快，生物量大而備受關(guān)注（蔡秋亮等，2005；Bose et al.，2008；Li et al.，2009；李睿華等，2009；莊靜靜等，2019）。對銅錢草的研究主要集中在其對湖泊和河道中受污染水體的適應(yīng)性和凈化能力上（陳友媛等，2011；張鳳娥等，2011），其中，在新型植物對河道受污染水體中TN、TP去除效果的研究中，銅錢草對水中TN的去除效率達(dá)到63%，當(dāng)初始TN濃度增加時，銅錢草對TN的去除效率變?yōu)?7.8%，在4種植物中銅錢草對TN的吸收能力較好。另外，因銅錢草對水中總氮均具有較好的去除效果，可作為用于景觀水體污染修復(fù)的備選凈水植物，又因其對不同污染負(fù)荷養(yǎng)殖模擬污水的TN去除率均在91%以上，TP去除率均在 96%以上，對養(yǎng)殖污水具有較好的凈化效果（王浩等，2019；袁泉等，2019）。另外，研究表明在5種水生植物中，水生美人蕉吸收氮磷量最強，而銅錢草收氮磷量最弱（余紅兵等，2012），但對水生美人蕉、銅錢草的光合特性與其脫氮去磷效果等方面少見報道。為此研究水生美人蕉、銅錢草兩水生植物光合特性和氮磷凈化效果具有重要意義。

本試驗的目的是以生態(tài)溝渠水生美人蕉和銅錢草兩種水生植物為材料，研究其凈光合速率等生理生態(tài)指標(biāo)的日變化及其之間的關(guān)系，探討光合特性對氮磷去除效果的影響，為水生植物應(yīng)用于溝渠污染水體的生態(tài)修復(fù)及溝渠科學(xué)利用與選擇水生植物提供理論依據(jù)和參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗以生態(tài)溝渠水生美人蕉和銅錢草為材料，溝渠按工藝要求進(jìn)行了工程改造和水生植物種植（圖 1、2），是中國科學(xué)院城郊農(nóng)業(yè)區(qū)環(huán)境質(zhì)量修復(fù)與功能提升技術(shù)研究與示范基地。周邊地區(qū)以稻田為主。整個試驗區(qū)域通過溝渠系統(tǒng)與外部進(jìn)行水交換。

圖1 生態(tài)溝渠橫斷面示意圖Fig. 1 Cross-section of the vegetated drainage ditch

圖2 生態(tài)溝渠水生植物分布圖Fig. 2 Location of the aquatic plants ditch

1.2 光合速率檢測

于植物生長的季節(jié)，在8月中旬對光合作用日變化進(jìn)行測定。在晴朗天氣選擇株型較一致的3株水生美人蕉，取每株的第3片葉（從頂部向下），并選銅錢草植株能受自然光照且生長旺盛的成熟葉 3片，每片葉測3次，測定凈光合速率等生理生態(tài)指標(biāo)。每2 h測定一次（從07:00—19:00），分別取平均值作為此時測量值。

采用便攜式CID-340光合儀（美國CID公司生產(chǎn)的 CID-340光合測定系統(tǒng)），利用其開路法分別對水生美人蕉和銅錢草葉片進(jìn)行測定，直接獲得數(shù)據(jù)有：葉室面積（6.25 cm2）及各生理生態(tài)因子（空氣 CO2濃度 Ca (μmol·mol?1)，氣溫 Ta (℃)，葉溫 Tl(℃)，胞間 CO2濃度 Ci (μmol·mol?1)，空氣相對濕度 RH (%)，凈光合速率 Pn (μmol·m?2·s?1)，蒸騰速率 Tr (mmol·m?2·s?1)）， 光 合 有 效 輻 射 PAR（μmol·m?2·s?1）和氣孔導(dǎo)度 Gs（mmol·m?2·s?1）。用SPSS軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析。

1.3 水生美人蕉和銅錢草對氮、磷的凈化能力檢測

水樣取樣時間也每2小時一次，與光合作用測定時間同步，分別在水生美人蕉和銅錢草植物區(qū)的入口和出口取樣。為分析水生美人蕉、銅錢草對氮、磷的凈化能力用如下指標(biāo)進(jìn)行衡量：

式中：R1為銅錢草凈化水體氮或磷的能力（TN或TP去除率）：CA1為銅錢草的入口水樣氮、磷質(zhì)量濃度（mg·L?1）；CB2為銅錢草的出口水樣氮、磷質(zhì)量濃度（mg·L?1）；R2為水生美人蕉凈化水體氮或磷的能力（TN或TP去除率）；CA3為美人蕉入口水樣氮、磷質(zhì)量濃度（mg·L?1）；CB4為水生美人蕉的出口水樣氮、磷質(zhì)量濃度（mg·L?1）。

用流動分析儀測定水樣 TN（用堿性過硫酸鉀消化）（國家環(huán)境保護總局，2002）；用鉬銻抗分光光度法測定水樣TP（過硫酸鉀消解）（國家環(huán)境保護總局，2002）。

2 結(jié)果與分析

2.1 水生美人蕉和銅錢草兩種水生植物各生理生態(tài)因子的日變化

生態(tài)溝渠濕地中水生美人蕉和銅錢草光合有效輻射（PAR）變化呈現(xiàn)為中午高（11:00時）早晚低的趨勢，日變化呈單峰曲線，該變化趨勢與光照強度及晴朗天氣有關(guān)。兩種水生植物的光合有效輻射（PAR）與氣溫（Ta）的最高值（41.4 ℃），和出現(xiàn)時間同步，且氣溫（Ta）與葉溫（Tl）的最高值出現(xiàn)時間也同步（圖3a、b）。而大氣相對濕度（RH）與葉周圍空氣溫度變化則相反，早上（09:00時）相對濕度值最大，在13:00—15:00降至最低（圖3a、b），是隨太陽輻射的加強和氣溫的上升而有所下降。大氣相對濕度，因為8月生態(tài)溝渠比較濕潤，兩種水生植物生長旺盛，大氣相對濕度（53.97%—86.13%）比較高。

圖3 銅錢草、水生美人蕉凈光合速率與生態(tài)因子的日變化Fig. 3 Diurnal change of the net photosynthetic rates and ecological and physiological factors of Hydrocotyle vulgaris and Canna glauca

水生美人蕉和銅錢草的氣孔導(dǎo)度（Gs）與胞間 CO2濃度（Ci）的日變化呈現(xiàn)不一樣的曲線變化（圖3d、e）。水生美人蕉氣孔導(dǎo)度（Gs）日變化則呈雙峰曲線，其日變化大體與凈光合速率（Pn）的變化趨勢相同，上午，水生美人蕉氣孔導(dǎo)度（Gs）因氣孔的緩慢關(guān)閉，氣孔導(dǎo)度下降，而因氣孔的緩慢開放，氣孔導(dǎo)度隨之增加（圖3c、d）。銅錢草胞間 CO2濃度（Ci）的變化趨勢總體呈凹形。其胞間 CO2濃度（Ci）的日變化曲線與氣孔導(dǎo)度（Gs）變化曲線相反，其胞間CO2濃度（Ci）呈現(xiàn)先下降，后逐漸上升的趨勢，于13:00降至最低。分析氣孔導(dǎo)度（Gs）、胞間CO2濃度（Ci）的變化，即細(xì)胞間隙 CO2濃度的高低受葉肉光合活性大小的影響，其原因與已研究的分析一致（李衛(wèi)民，2003）。水生美人蕉胞間CO2濃度（Ci）則呈現(xiàn)先緩慢下降后逐漸上升趨勢，上午有起伏變化，在 13:00左右出現(xiàn)最低值。而銅錢草的氣孔導(dǎo)度（Gs）呈單峰曲線變化，氣孔導(dǎo)度（Gs）峰和凈光合速率（Pn）谷的出現(xiàn)時間一致（圖3a、d）。氣孔導(dǎo)度（Gs）出現(xiàn)早晨緩慢升高，隨氣孔開放度于11:00后再增加，于13:00后又緩慢下降的趨勢（圖3d）。水生美人蕉和銅錢草兩種水生植物蒸騰速率Tr日變化一致，均呈單峰曲線變化。水生美人蕉蒸騰速率 Tr最高值為 5.95 mmol·m?2·s?1，且其日均值高于銅錢草的日均值（圖3f）。銅錢草蒸騰速率 Tr的日均值為 2.91 mmol·m?2·s?1，最高值（4.62 mmol·m?2·s?1）和其凈光合速率 Pn 的最高值同時出現(xiàn)。

2.2 水生美人蕉和銅錢草兩種水生植物葉片凈光合速率的日變化

水生美人蕉和銅錢草中午光合“午休”現(xiàn)象明顯，其葉片凈光合速率日變化均呈雙峰曲線（圖3c）。銅錢草凈光合速率在 15:00左右出現(xiàn)主峰（19.32 μmol·m?2·s?1），次峰（16.21 μmol·m?2·s?1）在 11:00出現(xiàn)，于 13:00左右降至谷值（14.23 μmol·m?2·s?1），光合“午休”現(xiàn)象出現(xiàn)。而水生美人蕉主峰與次峰出現(xiàn)的時間則與之相反，即主峰（22.20 μmol·m?2·s?1）出現(xiàn)在 11:00 左右，次峰（19.83 μmol·m?2·s?1）出現(xiàn)在 15:00（圖 3c），光合作用也出現(xiàn)明顯的“午休”現(xiàn)象。結(jié)果表明，水生美人蕉凈光合速率日均值大于銅錢草凈光合速率日均值。

2.3 水生美人蕉和銅錢草兩種水生植物光合特性及其對氮磷去除效果相關(guān)因素分析

2.3.1 凈光合速率與主要因子及氮磷去除效果的相關(guān)因素分析

為了更進(jìn)一步了解水生美人蕉、銅錢草凈光合速率與其主要生理生態(tài)因子的相互關(guān)系，對主要生態(tài)因子之間、生理因子之間以及各因子對凈光合速率的影響進(jìn)行了相關(guān)分析，其相關(guān)系數(shù)如表1。

從相關(guān)分析可以看出，水生美人蕉的凈光合速率與氣孔導(dǎo)度呈極顯著正相關(guān)，與光合有效輻射也呈極顯著正相關(guān)，與蒸騰速率呈顯著正相關(guān)，而與空氣相對濕度呈負(fù)相關(guān)，與胞間氧化碳濃度不相關(guān)（表1）。銅錢草的凈光合速率與其蒸騰速率、光合有效輻射、氣孔導(dǎo)度分別有極顯著正相關(guān)。相反，其凈光合速率與胞間二氧化碳濃度和空氣相對濕度呈顯著負(fù)相關(guān)（表1）。這結(jié)果表明水生美人蕉和銅錢草的凈光合速率的變化是在其生理生態(tài)因子的綜合作用下進(jìn)行的，其光合作用是一個復(fù)雜的過程（付為國等，2006），不同因素在不同階段的影響是不同的，甚至是相反的（郭天財?shù)龋?002）。

結(jié)果顯示，水生美人蕉和銅錢草的凈光合速率與總氮去除率呈極顯著正相關(guān)，說明植物可提高濕地氮素去除率。而水生美人蕉和銅錢草凈光合速率與總磷的去除率無顯著關(guān)系（表1），表明植物凈光合速率與去磷效果的關(guān)系不大。

2.3.2 逐步多元回歸分析

因為影響水生植物葉片凈光合速率的因素很多，因此，凈光合速率與其相關(guān)生理生態(tài)因子的簡單相關(guān)分析簡單相關(guān)分析在某些情況下無法真實準(zhǔn)確地反映變量之間的關(guān)系。而逐步多元回歸分析方法能有效地從眾多影響因素中挑選出對Pn(y) 貢獻(xiàn)大的因子，并建立y與這些因子的“最優(yōu)”回歸方程（吳瑞云，2007）。

水生美人蕉的逐步多元回歸方程為：Pn=1.198693+0.044097 Gs（R=0.768），銅錢草的逐步多元回歸方程為：Pn= ?5.45613+0.006797 PAR+0.050099 Gs（R=0.868），此結(jié)果表明，影響水生美人蕉凈光合速率的主要因子是氣孔導(dǎo)度。而氣孔導(dǎo)度和光合有效輻射對銅錢草的凈光合速率的影響較大，影響順序為：Gs>PAR，這兩因子是影響其凈光合速率的主要因子。

表1 水生美人蕉和銅錢草凈光合速率與主要因子及氮磷去除效果的相關(guān)分析Table 1 Correlation analysis between net photosynthetic rate and main factors and removal efficiency nitrogen and phosphorus

3 討論

水生美人蕉和銅錢草在自然條件下中午光合“午休”現(xiàn)象明顯，且其凈光合速率日變化呈雙峰型。引起植物葉片凈光合速率午間降低的植物自身因素不外乎氣孔的部分關(guān)閉（氣孔限制）和葉肉細(xì)胞自身活性下降（非氣孔限制）兩類，前者使胞間CO2濃度降低，而后者使胞間CO2濃度增高（許大全，1997）。在11:00、09:00時分別達(dá)到高峰后，水生美人蕉和銅錢草葉片凈光合速率開始下降。同時兩種植物胞間CO2濃度（Ci）呈現(xiàn)先下降，后逐漸上升的趨勢，于13:00降至最低。這表明氣孔限制可能是造成兩種水生植物凈光合速率下降的主要因素，即二氧化碳不足。

另外，光合午休與中午光照強、溫度高、空氣相對濕度低及胞間 CO2虧缺等因素有關(guān)，低的空氣濕度是導(dǎo)致光合午休的重要生態(tài)因子（蘇培璽等，2002），本試驗圖3也證明了這一點，中午RH迅速下降到最低點。該試驗表明，植物自身因素與環(huán)境因子等因素導(dǎo)致了兩種植物光合“午休”現(xiàn)象明顯。

簡單相關(guān)分析表明，水生美人蕉的凈光合速率與氣孔導(dǎo)度和光合有效輻射分別有極顯著正相關(guān)，逐步回歸分析結(jié)果也表明，氣孔導(dǎo)度是影響水生美人蕉凈光合速率的主要影響因子，這充分表明水生美人蕉光合作用固碳受氣孔行為的影響，其氣孔行為發(fā)揮了主導(dǎo)和控制作用。另外，銅錢草凈光合速率（Pn）和氣孔導(dǎo)度（Gs）呈極顯著正相關(guān)，氣孔導(dǎo)度（Gs）和光合有效輻射（PAR）對銅錢草凈光合速率（Pn）有較大影響，影響順序為：Gs>PAR，簡單相關(guān)分析表明氣孔導(dǎo)度（Gs）對銅錢草凈光合速率（Pn）有較大影響，逐步回歸分析結(jié)果也表明，氣孔作為氣體交換的調(diào)節(jié)機構(gòu)，銅錢草光合作用的改變也受氣孔導(dǎo)度改變的影響，其氣孔行為對銅錢草光合作用固碳有明顯的控制與主導(dǎo)作用，與已研究結(jié)果一致（趙平等，2000）。雖然氣孔的開張受各種因素影響，但只會降低耗水量以維持二氧化碳的供應(yīng)（蘇培璽等，2002）。以上均表明植物的光合作用和生理過程與細(xì)胞活性和結(jié)構(gòu)的變化密切相關(guān)。

濕地植物通過光合作用產(chǎn)生氧氣，增加水體中的溶解氧，并向水體釋放，從而改善了濕地的氧氣環(huán)境，促進(jìn)了污染物的凈化（雒維國，2006；黃娟等，2006）。實驗結(jié)果表明，水生美人蕉和銅錢草的凈光合速率與濕地氮素去除率呈正相關(guān)，這是因為濕地的氧氣環(huán)境通過植物的光合作用可以改善，植物的根際效應(yīng)能使其硝化和亞硝化過程順利進(jìn)行，其根際微生物對氮進(jìn)行分解去除，濕地氮素去除率由此提高。而磷的去除與植物產(chǎn)氧的關(guān)系不大，主要是通過溝渠底泥沉積物物理化學(xué)作用，因此植物凈光合速率與去磷效果的關(guān)系不大。且夏季11:00—15:00時，水生美人蕉與銅錢草TN去除率均達(dá)到全天最高值，呈現(xiàn)與植物凈光合速率 Pn相似的變化規(guī)律，明顯高于其它時段，因為短時間的溫度變化對微生物活性影響不大，故可推測植物光合作用對微生態(tài)的間接影響。而植物凈光合速率 Pn與各污染物去除率的相關(guān)性存在差異，這與濕地內(nèi)各污染物的去除機理有關(guān)，也反映出各類污染物降解對濕地溶解氧的依賴程度。

無論從提高各污染物的去除效果還是改善濕地供氧水平的角度出發(fā)，植物凈光合速率 Pn均可作為濕地植物篩選的一項重要指標(biāo)（黃娟等，2006）。本研究比較了水生美人蕉和銅錢草兩種植物于夏季晴朗天氣的日凈光合速率峰值及日平均值，發(fā)現(xiàn)相同條件下水生美人蕉凈光合速率峰值和平均值均明顯高于銅錢草，從而水生美人蕉能有效改善濕地系統(tǒng)內(nèi)溶解氧環(huán)境，提高污染物去除率。因此，在溝渠系統(tǒng)中，水生美人蕉對總氮的去除率效果更好。

4 結(jié)論

（1）水生美人蕉和銅錢草葉片凈光合速率日變化出現(xiàn)不對稱的雙峰型，中午出現(xiàn)光合“午休”現(xiàn)象。水生美人蕉凈光合速率日均值大于銅錢草。水生美人蕉其主峰（22.20 μmol·m?2·s?1）在 11:00 左右出現(xiàn)，在 15:00 出現(xiàn)次峰（19.83 μmol·m?2·s?1）。而銅錢草凈光合速率主峰與次峰出現(xiàn)的時間則與之相反，其主峰（19.32 μmol·m?2·s?1）在 15:00 左右出現(xiàn)，次峰（16.21 μmol·m?2·s?1）在 11:00 出現(xiàn)。

（2）氣孔導(dǎo)度是水生美人蕉凈光合速率的主要影響因子。而氣孔導(dǎo)度和光合有效輻射這兩因子是影響銅錢草凈光合速率的主要因子，影響順序為：Gs>PAR。

（3）水生美人蕉和銅錢草的凈光合速率與溝渠總氮的去除效果呈顯著正相關(guān)，但與總磷去除效果無顯著正相關(guān)。

（4）因此，根據(jù)上述規(guī)律，凈光合速率可作為凈化溝渠水體植物選擇的重要依據(jù)之一，且水生美人蕉總氮的去除率與銅錢草相比有較大提高，可作為凈化溝渠水體的優(yōu)選植物。