不同污染负荷下浮水植物对水体营养盐的去除及生理响应

刘旻慧,秦红杰,张志勇,张迎颖,王 岩,闻学政,刘海琴,宋 伟,严少华



不同污染负荷下浮水植物对水体营养盐的去除及生理响应

刘旻慧,秦红杰*,张志勇,张迎颖,王 岩,闻学政,刘海琴,宋 伟,严少华

(江苏省农业科学院农业资源与环境研究所,江苏南京 210014)

为了阐明在不同污染负荷下,水生植物对水体氮、磷、钾等营养盐的削减效果及不同营养水平下的生理响应,选用水质净化力强的漂浮植物水浮莲和水葫芦,探讨其对污水处理厂一级A达标排放尾水中氮、磷、钾的去除效果及此过程中水生植物的生理生态学变化.结果表明,尾水经过总长80m的水浮莲和水葫芦组合配置的净化塘后,水体TN、TP、TK分别由初始的11.97,1.69,8.10mg/L削减至5.23,1.10,4.73mg/L.随着水体营养盐浓度的逐渐降低,水浮莲和水葫芦根冠比均有显著增加,水浮莲茎叶叶绿素a含量明显降低,叶片微黄,而水葫芦叶绿素a含量变化不大.2种漂浮植物根系中与氮、磷、钾等营养盐相关的硝酸还原酶(NR)、Na+-K+ATP酶、H+-K+ATP酶均与水体氮、磷、钾浓度负相关,当环境中浓度营养盐浓度较低时,水生植物可通过提高根系中相关酶活性,满足自己对营养的高效吸收与利用.而水浮莲根系的碱性磷酸酶(AKP)活力与水体氮、磷、钾浓度呈正相关.其中水葫芦根系的Na+-K+ATP酶和H+-K+ATP酶相比于初始值分别提高了88.92%和103.20%.

水浮莲；水葫芦；污水处理；水体修复；酶活性

太湖流域农村生活污水氮磷总排放系数高达6.6kg(a·人)[1],氮磷等污染物的大量流入是造成太湖富营养化的主要原因,污水处理厂的建立与运行则有效地改善了水污染的现状.尤其是2007年太湖蓝藻暴发以后,江苏省政府对太湖流域已有的污水处理厂进行了改造,将排放标准[2]从一级B提升至一级A.尽管如此,污水处理厂一级A排放的尾水中的TN和TP浓度仍然为地表Ⅴ类水质的7.5倍和2.5倍.

在富营养化治理技术方法中,植物修复技术因其太阳能驱动、环境友好、成本低廉、可恢复水体自净能力等优点,已逐渐成为一种重要的生态治理手段[3-4].用于生态修复的水生植物需满足生长快速、生物量大、营养物质富集能力强等特点[5],且根系的长度对其净化水体的深度有重要影响[6].此外,依靠单一水生植物很难取得理想的生态治理效果[7].因而,不同水生植物间的组合与配置已成为更具应用价值的水体修复模式[8].

水浮莲(L.)为天南星科大薸属的一种多年生漂浮水生草本植物天南星科大薸属;水葫芦(),为雨久花科水葫芦属,均为多年生漂浮性草本植物.由于它们根系发达、繁殖速度快、对水体的N、P、K等营养物质吸收迅速,因此在水体净化和生态环境保护方面得到广泛应用[9-12].本研究团队长期致力于采用水葫芦和水浮莲等水生植物修复富营养化湖泊、污染河道等水体的生态修复工程与技术研究,形成了浮水植物“安全控养-收获处置-资源化利用”的工程和技术体系.然而,以往的报道多是单独研究2种水生植物的水体净化效果,缺乏其组合模式下水质净化效果研究,同时对不同氮磷浓度下水生植物的脱氮除磷效果及其相关机理机制缺乏研究.基于此,本文选用水浮莲-水葫芦组合模式,开展其对城镇污水处理厂尾水深度脱氮除磷效果及不同氮磷浓度下水生植物的生理适应策略的研究,为污水处理厂尾水安全排放提供理论支撑和实践参考.

1 材料与方法

1.1 水生植物

实验所用水浮莲和水葫芦均为江苏省农科院温室内正常越冬的苗种.生长至5月达到实验材料要求后,用于在净化塘内开展实验.水浮莲与水葫芦的初始投放量均为0.6kg/m2.

1.2 净化塘概况与样品采集

如图1所示,净化塘位于南京市东坝镇污水处理厂旁边(31°17'28.0"N,119°02'29.3"E).净化塘长105m,宽25m,平均水深0.5m,一端设置进水口,另一端设置出水口,日处理水量635m3,水力停留时间2.07d.水葫芦和水浮莲交替控养,每个控养单元宽20m,不同控养单元间隔5m.每块控养单元外围固定有尼龙网片,以防植物逃逸,进水NH4+,NO3-,NO2-,TN,PO43-,TP,CODMn分别为0.51, 11.49,0.02,12.41,0.47,1.84,4.97mg/L.

净化塘稳定运行6周后(2016年9月底),采集样品进行分析.水样采集设10个样点,分别为T1~T10(图1),共分为5组,分别命名为莲进1(T1和T2)、莲出1(T3和T4)、葫出1(T5和T6)、莲出2(T7和T8)和葫出2(T9和T10).用聚乙烯瓶采集水样500mL,带回实验室,在24h以内完成分析.水生植物采样点共16个,采样点分别为L1~L16(图1),分别简称为莲进1(L1和L2)、莲出1(L3和L4)、葫进1(L5和L6)、葫出1(L7和L8)、莲进2(L9和L10)、莲出2(L11和L12)、葫进2(L13和L14)、葫出2(L15和L16) ,每样点采集植物2株,用于后续分析.现场测定植物茎叶和根系的长度和重量,然后将茎叶和根带回实验室后,用蒸馏水冲洗干净,放入烘箱105℃杀青30min,于65℃烘干至恒重,用万能粉碎机粉碎后过60目网筛,用于植物氮、磷、钾含量的测定.

图1 净化塘样点分布示意

1.3 分析方法

1.3.1 水体理化指标测定 水体氨氮(NH4+- N)、硝氮(NO3--N)、亚硝氮(NO2--N)、可溶性正磷酸盐(PO43-)、总氮(TN)及总磷(TP)浓度用流动分析仪(Auto-Analyzer 3Application)测定;水体总钾(TK)浓度用火焰光度计测定(FP6410,上海欣益仪器有限公司);高锰酸钾指数(CODMn)参照《水和废水监测分析方法》方法测定[13].

1.3.2 水生植物理化指标测定 水生植物SPAD值用SPAD仪(SPAD-502Plus,日本)测定,叶绿素a浓度使用95%乙醇提取后测定[14].

水生植物氮磷钾含量的测定:植物氮磷钾的提取采用硫酸-双氧水消解法,其中氮含量用凯氏滴定法测定,磷含量用钼锑抗比色法[15],钾含量用火焰光度法.

植物总可溶性蛋白含量和硝酸还原酶(NR)活性测定:植物总可溶性蛋白含量采用考马斯亮蓝G-250染料结合法测定,NR活性采用离体法[16].

植物根系ATP酶活性和碱性磷酸酶(AKP)活性的测定:植物Na+-K+-ATP酶活性、H+-K+-ATP酶活性及碱性磷酸酶(AKP)活性用南京建成生物工程研究所生产的ATP酶、AKP酶试剂盒测定.

1.4 数据处理

所有数据均以平均数±标准方差的形式表示,所有图采用Origin Version 7.5(OriginLab公司,美国)绘制,水体氮磷钾浓度与水生植物形态及生理指标间的相关分析采用SPSS 16.0 (Chicago, IL, USA)中的pearson进行相关分析.

2 结果与分析

2.1 各形态氮磷钾浓度及CODMn的变化

如图2(a),净化塘各处NH4+-N浓度变化不大,维持在0.50mg/L左右.NO2--N浓度0.08mg/ L~0.19mg/L,莲出1处达到最大值0.19mg/L,两端最低为0.08mg/L.在采样点莲进1处,NO3--N的浓度为11.13mg/L,经水浮莲-水葫芦的组合模式净化后,NO3--N的浓度降至4.50mg/L.PO43-的初始浓度为0.47mg/L,在葫出2处其浓度为0.24mg/L,下降了49.20%.

图3 不同位点水体CODMn浓度变化

如图2(b)所示,污水处理厂尾水经水浮莲1净化后,其TN和TK的浓度变化不大,分别下降14.57%和1.23%,在后续的3个净化模块中,其浓度下降明显,分别下降至5.23,4.73mg/L.而水体TP浓度起初下降较快,但在葫出1处至葫出2处逐渐趋于平缓,降至1.10mg/L.

如图3所示,在莲出1处,水体CODMn浓度变化不明显,但在净化塘后端CODMn浓度有显著下降.葫出2处水体的CODMn浓度为3.64mg/L,较净化塘起始端下降了21.28%.

2.2 水生植物形态特征

如表1所示,水葫芦的SPAD值(约50)显著高于水浮莲(约30).水浮莲1区域内,植物在进出水口处的叶绿素a维持在0.65μg/g左右,而在采样点莲出2处,植物体内的叶绿素a下降至0.60μg/g.两处水葫芦的叶绿素a含量变化不大,均在0.68μg/g左右.

表1 净化塘内水生植物的形态及生理特征

如表1所示,水浮莲的根冠比(根长/茎长)大于水葫芦,最大在莲出2处,可达3.07.从鲜重的根冠比来看,水生植物沿水流方向其根冠比显著递增,也在莲出2处达到最大值0.65.

2.3 植株氮、磷、钾含量变化

如表2所示,随着水体中总氮浓度由11.97mg/L下降至5.23mg/L,植物体内的氮含量也随之降低.水浮莲体内的氮含量维持在2%以上,水葫芦的根及水葫芦2区域的茎叶氮含量在2%以下.水浮莲的磷、钾含量显著高于水葫芦(<0.05),最高分别达到0.45%和6.77%.

表2 水生植物体内氮磷钾含量变化 (%干重)

2.4 根系NR、Na+-K+ATP酶、H+-K+ATP酶和AKP活力变化

如图4所示,水葫芦根系NR活性高于水浮莲,两种浮水植物根系NR活性随着水流方向逐渐升高,其中水葫芦根系NR活性升高更为明显,从起始的1.25μg/(mg pro·h)升高到了1.74μg/(mg pro·h)(图4a).

水浮莲根系AKP活力在莲出1处显著升高,随后在莲进2处急剧下降,至莲出2处恢复至起始水平(图4b).水葫芦根系AKP活力沿着水流和采样点方向逐渐升高,在葫出2处达到最大值为35.98金氏单位/gpro,相比于葫进1升高了88.04%.

水浮莲根系Na+-K+ATP酶活力从16.59U/ mgpro升高至46.45U/mgpro,活力升高了1.80倍.水葫芦根系Na+-K+ATP酶从33.39U/mgpro升高至63.08U/mgpro,升高了88.92%(图4c).植物根系的H+-K+ATP酶活力变化趋势与Na+-K+ATP酶活力变化趋势相似,其中,水葫芦根系H+-K+ATP酶活力上升更为显著,从10.42μmlPi/(mgpro×h)升高至21.17μmlPi/(mgpro×h)(图4d).

图4 植物根系中NR、AKP酶、Na+-K+ATP酶、H+-K+ATP酶活力变化

2.5 水体氮磷钾与植物形态及生理特征相关性

从表3可以看出,水浮莲和水葫芦的根冠比均与水体TN、TP、TK浓度有较强的负相关,相关系数均在0.80以上.植物全氮、全磷、全钾、可溶性蛋白含量与水体氮磷钾浓度正相关,与可溶性蛋白相关性最好,除了水葫芦组水体TN、TP与可溶性蛋白相关系数不显著以外,其他水体氮磷钾与两种水生植物的可溶性蛋白均显著正相关,且相关系数在0.95以上.水浮莲和水葫芦根系NR、Na+-K+ATP酶活力和H+-K+ATP酶活力均与水体TN、TP、TK浓度负相关,其中水葫芦组相关性更强.水浮莲AKP活力与水体TN、TP、TK浓度正相关,但相关性不显著(>0.05),而水葫芦AKP活力与水体TN、TP、TK浓度负相关,且与水体TK相关性极显著(<0.01).

表3 水体氮磷钾与植物形态及生理指标相关性

注:** 表示P值在0.01水平上极显著相关(双尾检测);* 表示P值在0.05水平上显著相关(双尾检测).

3 讨论

3.1 浮水植物水质净化效果

浮水植物水浮莲和水葫芦因可高效去除水体氮磷等污染物而被应用于水体植被修复[10].李猛等[18]研究了水浮莲对3种富营养化水体(TN:2.45~9.41mg/L,TP:0.44~1.53mg/L)的净化效果,结果表明水浮莲对不同氮磷浓度水体中N、P去除量分别为69.2~318.6mg和15.6~66.0mg,去除量随水体氮磷浓度的升高而逐渐升高.本课题组前期研究结果表明,选用去除氮磷等污染物效果好的浮水植物水浮莲和水葫芦时,并采用组合模式,对受到生活污水污染的开放性池塘的水质净化效果更好[5].本研究水体为生活污水处理厂尾水,其达到一级A排放标准.经过水浮莲和水葫芦间断式控养后,水体NPK等主要营养元素均有显著降低,削减率分别达56.30%,34.91%和41.60%.浮水植物对水体氮素的去除途径除了植物吸收外,还可增强水体硝化反硝化作用,进而增强水体氮素削减效果[8,18];对于磷素来说,其去除途径主要有植物吸收、根系吸附和物理沉淀[19];而相对稳定的钾元素的去除途径与磷素相似,主要包括植物吸收、物理吸附和沉淀.污水处理厂对污水前处理选用了絮凝沉淀等化学净化手段后,水体大多颗粒态营养物在污水厂内就被去除,所以尾水中磷钾的去除主要是植物吸收作用,而氮素除了植物吸收外,硝化反硝化作用也有较多的贡献.此外,水葫芦对水体氮素的吸收作用大于水浮莲,对水体磷素的吸收作用小于水浮莲[5],推测在本研究的2种浮水植物组合净化系统中,水葫芦对尾水氮素去除的贡献高于水浮莲,而对水体磷素的去除不及水浮莲.

3.2 不同营养负荷下浮水植物形态特征

随着水流方向,经过各植物处理单元后,水体营养浓度逐渐降低,植物为了应对水体营养盐的变化,其形态及其生理特征也发生了明显变化.在本实验中,水葫芦的SPAD及Chl a含量均高于水浮莲,水葫芦叶片呈深绿色,水浮莲叶片呈浅绿色.且在净化塘末端,由于水体中的氮、磷浓度低,水浮莲植物叶片发黄,水域的景观效果有所下降,这与秦红杰等[8]研究结果相似,即水浮莲生长对水体氮、磷等营养盐需求较水葫芦偏高.因此,水葫芦比水浮莲更适宜用于污水的深度净化处理.为了适应环境中氮、磷等营养物质浓度逐渐降低的变化,水浮莲和水葫芦根冠比不断增加,从而提高植物对营养物质的吸收能力,这与Xie等[20]的研究结果相似.秦红杰等[8]报道,在低氮、磷浓度的污水中,水浮莲比水葫芦根冠比增加更显著.本研究也有相似的结果,在氮、磷、钾浓度较低的净化塘末端,水浮莲根冠比增加效果明显高于水葫芦.

3.3 不同营养负荷下浮水植物生理生态特征

水生植物对水体氮、磷、钾的吸收与富集是去除的主要途径之一,而对于水浮莲和水葫芦这样高效富集营养盐的水生植物来说,植物吸收与富集在其水体净化过程中的作用更为重要.氮素是植物体生长所需的大量元素,其中NH4+-N为水生植物主要吸收的氮源之一[21],且当环境中存在多种形态氮素时,大多数水生植物优先选择吸收NH4+-N[22].然而污水处理厂尾水中的氮素多是以NO3--N的形式存在的.硝酸还原酶(NR)在NO3-转化为NH4+的过程中起到关键的作用[23],故水生植物根系NR的活力高低与其吸收水体氮素的形态直接相关.NR对环境条件十分敏感,光照、N源及温度等均会影响其活性[24 25]. 在本研究中,随着水流方向,水体中TN,尤其是NO3-浓度逐渐降低,然而水生植物根系NR却不断升高.由于植物的大量吸收,水体NO3-浓度逐渐降低,进而刺激植物根系中NR活性,在酶的作用下将NO3-转化为植物更易吸收利用的NH4+-N.也有报道认为NH4+比例增加NR活性下降[26],因此,NR活性变化在一定程度上能够反映水体中氮的赋存形态及浓度变化.

碱性磷酸酶(AKP)是专一水解磷酸单酯的诱导酶类,存在底物诱导和产物抑制的双重机制[27].当环境中生物可直接吸收利用的磷源缺乏时,海藻可以产生碱性磷酸酶,因此,碱性磷酸酶活性升高可作为环境磷营养缺乏的指示参数[28].本研究中,水体中的TP,尤其是植物可直接利用的PO43-浓度,自水流方向逐渐下降,促进了水葫芦根系AKP活性升高,通过提高自身AKP酶活力来催化相应的水解反应,进而满足植物对磷素的需求.而水浮莲根系AKP活力与水体营养盐浓度呈正相关,表明水浮莲对水体磷素的利用能力更强,尤其是在磷浓度较高的水体中,植株仍可高效富集磷素.这与秦红杰等[5,8]研究结果相似,与水葫芦相比水浮莲对水体磷素的去除效果显著.

Na+-K+ATP酶是镶嵌在细胞膜磷脂双分子层之间的一种载体蛋白,也被称之为钠钾泵.在通常情况下,细胞内液钠浓度低,钾浓度高,细胞外液钠浓度高,钾浓度低[29].本研究中,实验水体中的TK浓度随水流方向降低,为了维持细胞内外液的平衡,植物根系细胞的Na+-K+ATP酶活性增大,将外界更多的K+输送到细胞内.

H+-K+ATP酶属于H+-ATP酶的一种,在植物液泡中,液泡膜H+-ATPase是液泡膜上形成跨膜质子电化学梯度的主要酶,在维持细胞内的离子平衡和盐分的区域化分配中起重要作用[30].此外,植物细胞内的液泡膜H+-ATP酶在磷缺乏的情况下能参与液泡对胞质Pi稳态的调节机制.单树花等[31]研究表明,磷饥饿提高了番茄幼苗根部液泡膜H+-ATP酶活性.本研究中,水体中的TP浓度较低,此时植物根系中的H+-K+ATP酶活性较高,这表明在面对磷胁迫时,植物通过提高质膜和液泡膜H+-ATP酶的活性来调节液泡中Pi向胞质中跨膜转运[32],进而维持胞质内磷的正常含量.

研究表明,对于受城市生活污水污染的开放池塘,水葫芦和水浮莲组合模式对水质净化效果较选用一种浮水植物更佳[8].本研究选用水浮莲和水葫芦组合模式,在浮水植物水面覆盖度达到76%时,对污水处理厂尾水中TN削减率达2.14g(m2·d),与前期选用单一水葫芦且100%覆盖净化塘时,对水体主要营养物质削减率无显著差异.然而,从后期打捞等工程量考虑,选用水浮莲和水葫芦组合的间歇种养模式,将更具有应用价值.水浮莲和水葫芦在去除水体氮磷的同时,可启动相应的酶学机制,维持其在低浓度氮磷等环境下的生理状态,满足其快速吸收营养盐的生理需求.因此,在今后的水生态工程修复实践中,可考虑将水浮莲和水葫芦组合起来净化水质,既能去除氮磷等营养盐,也能增加水域的美学效果.

4 结论

4.1 浮水植物水浮莲和水葫芦对污水处理厂尾水中的N、P、K有显著削减效果,削减率分别达56.29%、34.61%和41.56%.

4.2 水浮莲对水体中营养盐浓度要求较水葫芦偏高,在水体氮、磷等浓度偏低水体叶绿素a含量降低,叶片微黄,水葫芦更适宜用于污水的深度净化.

4.3 水体氮、磷、钾等营养盐浓度的变化,可显著影响水浮莲和水葫芦的形态、生理及生化特征.其中根冠比、NR、Na+-K+ATP酶和H+-K+ATP酶活力均与水体氮、磷、钾等营养盐浓度负相关,即植物在低浓度营养盐下,可通过提高相关酶活性,达到自己对营养的高效吸收利用效果,这是浮水植物应对水体营养变化的主要策略.

4.4 水浮莲AKP酶活力与水体NPK浓度正相关,对污水中磷素的去除效果较水葫芦更佳.

[1] 尹微琴,王小治,王爱礼,等.太湖流域农村生活污水污染物排放系数研究—以昆山为例[J]. 农业环境科学学报, 2010,29(7): 1369−1373.

[2] 何星海,马世豪,罗 孜.北京市《城镇污水处理厂水污染物排放标准》解读 [J]. 给水排水, 2013,39(10):123−127.

[3] Salt D E, Smith R D, Raskin I. Phytoremediation [J]. Annual Reviews of Plant Physiology and Plant Molecular Biology, 1998, 49:643–668.

[4] Batty L C, Dolan C. The potential use of phytoremediation for sites with mixed organic and inorganic contamination [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2013,3(3):217–259.

[5] Qin H J, Zhang Z Y, Liu M H, et al. Site test of phytoremediation of an open pond contaminated with domestic sewage using water hyacinth and water lettuce [J]. Ecological Engineering, 2016,95: 753−762.

[6] Putra R S, Cahyana F, Novarita D. Removal of lead and copper from contaminated water using EAPR system and uptake by water lettuce (L.) [J]. Procedia Chemistry, 2015, 14:381–386.

[7] 胡长伟,孙占东,李建龙,等.凤眼莲在城市重污染河道修复中的应用[J]. 环境工程学报, 2007,1(12):51–56.

[8] 秦红杰,张志勇,刘海琴,等.两种漂浮植物的生长特性及其水质净化作用[J]. 中国环境科学, 2016,36(8):2470 −2479.

[9] 吾甫尔·米吉提,艾尔肯·热合曼,苏里坦·阿巴拜克力,等.利用水浮莲(L.)净化城市污水的实践[J]. 中国环境科学, 2002,22(3):77−80.

[10] Zimmcls Y, Kirzhncr F, Mxlkovskxjx A. Application ofandfor treatment of urban sewage in Israel [J]. Journal of Environmental Management, 2006,81:420−428.

[11] 张志勇,张迎颖,刘海琴,等.滇池水域凤眼莲规模化种养种群扩繁特征与水质改善效果[J]. 江苏农业学报, 2014,30(2):310−318.

[12] Verma V K, Gupta R K, Rai J P N. Biosorption of Pb and Zn from pulp and paper industry effluent by water hyacinth () [J]. Journal of Scientific and Industrial Research, 2005,64(10):778–781.

[13] 魏复盛.水和废水监测分析方法[M]. 北京:中国环境科学出版社, 2002,223–259.

[14] Wintermans J F G M, DE Mots A. Spectropho-tometric characteristics of chlorophylls a and b and their pheophytins in ethanol [J]. Biochimica et Biophysica Acta, 1965,109(2):448–453.

[15] 鲍士旦.土壤农化分析(第三版) [M]. 北京:中国农业出版社. 2008:39–76.

[16] 李合生,孙 群,赵世杰,等.植物生理生化实验原理和技术[M]. 高等教育出版社, 2000:125–127.

[17] 李 猛,马旭洲,王 武.大薸对水体氮磷去除效果的初步研究[J]. 长江流域资源与环境, 2012,21(9):1137−1142.

[18] 高 岩,易 能,张志勇,等.凤眼莲对富营养化水体硝化、反硝化脱氮释放N2O的影响 [J]. 环境科学学报, 2012,32(2):349−359.

[19] A L.-Nozaily F, Alaerts G, Veenstra S. Performance of duckweed-coveredsewage lagoons-II. Nitrogen and phosphorus balance and plant productivity [J]. Water Research, 2000,34(10): 2734–2741.

[20] Xie Y H, Yu D. The significance of lateral roots in phosphorus (P) acquisition of water hyacinth () [J]. Aquatic Botany, 2003,75(4):311–321.

[21] Kronzucker H J, Siddiqi M Y, Glass A D M. Conifer root discrimination against soil nitrate and the ecology of forest succession [J]. Nature, 1997,385:59–61.

[22] Snooknah R. A review of the mechanisms of pollutant removal in water hyacinth systems [J]. Science and Technology, Research Journal of University of Mautitius, 2000,6:49−57.

[23] Sivasankar S, Oaks A. Nitrate assimilation in higher plants: the effect of metabolites and light [J]. Plant Physiology and Biochemistry, 1996,34:609−620.

[24] 刘永华,朱祝军,魏国强.不同光强下氮素形态对番茄谷氨酰胺合成酶和光呼吸的影响[J]. 植物生理学通讯, 2004,40(6): 680−682.

[25] 戴廷波,曹卫星,孙传范,等.增铵营养对小麦光合作用及硝酸还原酶和谷氨酰胺合成酶的影响[J]. 应用生态学报, 2003,14(9): 1529−1532.

[26] 魏丽娜,周文灵,陈迪文,等.铵硝营养对番茄幼苗根系中NR、GS活性及表达的影响[J]. 西南农业学报, 2016,29(9):2093−2099.

[27] 周易勇,付永清.水体磷酸酶:来源、特征及其生态学意义[J]. 湖泊科学, 1999,11(3):274−282.

[28] Hernández I, Niell F X, Whitton B A. Phosphatase activity of benthic marine algae. An overview [J]. Journal of Applied Phycology, 2002,14:475–487.

[29] 张 娟,韩 榕.He-Ne 激光辐照与UV-B辐射对小麦幼苗细胞器中Na+/K+-ATP 酶活性的影响[J]. 植物学报, 2009,44(4): 451−456.

[30] Chen Q, Liu Y L. Effects of H2O2,.OH and their scavengers on the activities of H+transport in the tonoplast vesicles isolated from barley leaves [J]. Acta Phytophysiol Sin, 1999,25(3):281−286.

[31] 单树花,宋克敏,刘晶茹,等.磷饥饿下番茄幼苗根系液泡膜H+-ATPase活性的适应性变化[J]. 植物生理与分子生物学学报, 2006,32(6):685−690.

[32] Song K M, Jiao X Z, Li L, et al. The relationship between phosphate uptake and changes in plas-malemma H+-ATPase activities from the roots of tomato seedlings during phosphate starvation [J]. Acta Phytophysiologica Sinica, 2001,27(1):87−93.

Nutrient removal and physiological response of floating macrophytes in different pollution loading waters.

LIU Hao-hui, QIN Hong-jie*, ZHANG Zhi-yong, WANG Yan, WEN Xue-zheng, LIU Hai-qin, SONG Wei, YAN Shao-hua

(Institute of Agricultural Resources and Environment, Jiangsu Academy of Agricultural Sciences, Nanjing 210014, China)., 2017,37(11)：4304~4311

In order to illustrate nutrient removal and physiological response of aquatic macrophytes under different pollution loads, water lettuce and water hyacinth were selected to study on their water purification characteristics, physiological and biochemical response to tailrace of sewage. TN, TP and TK concentrations reduced from 11.97, 1.69, 8.10mg/L to 5.23, 1.10, 4.73mg/L when the sewage run through the purification pond cultured with water lettuce and water hyacinth alternately. With nutrient concentration decreasing in sewage, leaves turn yellow, chlorophyll a content in stems and leaves of water lettuce decreased significantly, while no significant changes on chlorophyll a content of water hyacinth were found. A significant negative correlation existed between NPK concentration in sewage and nitrate reductase, Na+-K+ATPase, H+-K+ATPase in roots of macrophytes. The enzyme activity of aquatic plants may be improved to meet with their efficient nutrition absorption when nutrient concentration is low in the environment. While AKP in water lettuce roots appeared positive correlation with NPK concentration in sewage. Compared with the beginning, Na+-K+ATPase and H+-K+ATPase of water hyacinth increased by 88.92% and 103.20%, respectively.

water lettuce；water hyacinth；wastewater treatment；water restoration；enzyme activity

X52

A

1000-6923(2017)11-4304-08

刘旻慧(1991-),女,浙江台州人,实习研究员,硕士,主要从事水生态系统修复理论与技术方面的研究.发表论文7篇.

2017-05-08

国家自然科学基金项目(41501545);江苏省自然科学基金项目(BK20150549);农业部农业环境重点实验室开放基金研究课题(KLAE201602)

* 责任作者, 副研究员, hongjieqin111@126.com