植物在生长过程中不但需要摄取土壤中的大量元素来满足自身生长的需要, 而且微量元素也是其必需的。钒(V)是植物生长必需的微量元素, 其可参与到蛋白质、糖类和脂肪的代谢。V不但可促进土壤中微生物与氮的同化作用, 而且能够促进植物对铁的吸收和利用, 促进叶绿素的合成, 产生希尔反应^[1]；但过量的V又会限制植物生长, 导致植株枯萎、矮化、产量降低以及对钙、磷酸盐等营养物质吸收量减少等^[2]。钴(Co)也是植物生长过程中不可缺少的微量元素, 其可参与植物呼吸作用以及蛋白质、酶类的合成, 并对植物生长以及豆科植物和非豆科植物的固氮具有重要影响。低浓度的Co有利于植物生长, 高浓度的Co则对植物生长产生明显抑制作用^[3]。目前, 国内外关于湿地植物营养元素的相关研究主要是集中于碳、氮、磷、钾等大量元素^[4-5], 硫、钙、镁等中量元素^[5-6]以及铁、锰、锌、硼等微量元素^[6-8], 而关于硅、钒和钴等元素的研究还非常薄弱。

黄河三角洲是中国暖温带保存最完整、最广阔和最年轻的湿地生态系统。碱蓬(Suaeda salsa)作为1年生植物, 是黄河三角洲重要的盐生植被之一。作为潮滩湿地生态系统演替先锋阶段的碱蓬盐沼是黄河三角州丹顶鹤、白鹭、鹬形目等鸟类的主要栖息地, 同时还起着维持湿地系统正常演替、防风固堤、调节气候等功能。在碱蓬分布区内, 由于潮滩不同位置环境条件特别是水盐条件的差异, 分别在中潮滩和低潮滩形成了两种不同表现型的碱蓬群落[中潮滩碱蓬的植株较高(生长旺期为(52.51±9.91) cm)叶和茎均为绿色；低潮滩碱蓬的植株矮小(生长旺期为(33.64±7.96) cm), 叶和茎均为紫红色^[9], 其对于水分和盐分的变化极为敏感^[5]。同时, 本地区又是胜利油田开采的主要区域, 而煤、石油、重油等化石燃料的开采及使用又可显著影响土壤中V和Co的富集, 进而可能对碱蓬植物的生长与发育产生深刻影响。目前, 国内针对黄河口湿地植物营养元素的研究主要集中于碳、氮、磷^[4]、硫^[9]以及铁、锰、铅、铬、铜、锌等^[10-11]元素, 而关于V和Co等对植物生长有益元素的相关研究还鲜有报道, 特别是关于潮间带不同表现型碱蓬湿地植物-土壤系统中V和Co生物累积动态的对比研究还比较缺乏。为此, 选择黄河口滨岸潮滩不同表现型碱蓬湿地为研究对象, 探讨V和Co在湿地植物-土壤系统中的季节动态及生物累积特征, 以期为黄河口湿地生物地球化学循环以及湿地生态保育等研究提供基础数据。

1 研究地区与研究方法 1.1 研究区概况

试验于2008年5-11月在山东黄河三角洲国家级自然保护区今黄河口北部的滨岸潮滩进行。黄河三角洲自然保护区于1992年经国家林业局批准建立, 是全国最大的河口三角洲自然保护区。黄河三角洲属暖温带半湿润气候区, 气候温和, 四季分明, 全年平均气温12.3℃, 大于10℃以上积温4183℃。该区平均无霜期210 d, 年均蒸发量1962.1 mm, 年均降水量551.6 mm, 且多集中在夏季。保护区的土壤类型主要为隐域性潮土和盐土, 主要植被类型为芦苇(Phragmites australis)、芦苇-荻(Phragmites australis-Triarrhena sacchariflora)、柽柳(Tamarix chinensis)、碱蓬及补血草(Limonium sinense)等, 其中芦苇、柽柳及碱蓬分布较广。位于中潮滩与低潮滩上碱蓬湿地的环境条件差异较大, 其表层土壤理化性质见表 1。

1.2 研究方法 1.2.1 样品采集与处理

采用定位研究方法, 按照“典型性、代表性、一致性”的原则, 在黄河入海口北部滨岸潮滩碱蓬分布区内, 选择中潮滩碱蓬湿地(37°45′57.0″N, 119°09′40.7″E, MMS)和低潮滩碱蓬湿地(3°746′38.9″N，119°09′41.4″E, LMS)为研究对象, 分别设置30 m×30 m的典型样地, 测定碱蓬的地上、地下生物量及枯落物量。地上生物量采用收获法, 即在样地按植物生长特点每20 d左右采样1次。采样时, 随机选取4-5个50 cm×50 cm的样方, 用剪刀沿地面剪下植物地上部分, 带回实验室, 并将其分离为茎、叶。由于成熟期碱蓬的果实与小叶紧密相连, 难以准确区分, 所以实际为叶+果实。地下生物量采用挖掘法, 并在地上生物量测定小区内进行测定。采样时, 将样方内0-40 cm的根全部挖出, 带回实验室放于细纱网袋中将泥土冲洗干净至无。枯落物采样与生物量测定同步, 随机选取4-5个50 cm×50 cm的样方, 割除植物地上部分, 摘除立枯物(实验室进行)。同时, 收集样方内散落在地面上的当年凋落物。由于研究地区为不规则半日浅海潮, 少部分植物体(主要为叶子)及枯落物可被潮汐带走或在潮滩上重新分配, 所以本研究测定的生物量及枯落物量均为现存量。将采集的地上、地下植物及枯落物(立枯物+凋落物)样品置于80 ℃烘干箱中烘干至恒重。称量后将样品粉碎, 过0.25 mm筛后备用。植物样品采集的同时, 分别在中潮滩和低潮滩碱蓬群落内采集土壤样品, 并测定土壤容重和含水量。采样时, 每个典型样区采集3个土壤剖面, 剖面深度为60 cm, 每10 cm一层, 共6层。由于碱蓬的根系主要生长在0-10 cm土层中, 故本研究只选择0-10 cm的土壤样品进行测试。将采集的土样及时带回实验室自然风干后, 捡去残根等杂物, 用球磨机磨碎, 过100目筛后装袋待测。采用1:5土水比浸提液的方法测pH, 采用便携式盐度计测定土壤EC, 采用重铬酸钾溶量法测定土壤的有机质, 采用激光粒度分析仪测定土壤粒度, 粒度采用国际制。

1.2.2 样品分析

称取0.1000 g土壤样品, 加入2 mL HNO₃、1mL HClO₄和5mL HF, 并置于160-190℃烘箱中16 h。残渣溶于2 mL 4mol/LHCL后, 再用去离子水稀释至10 mL待测。称取0.2000 g植物样品, 加入2mL 65%的HNO₃和1mL 30%的H₂O₂消解后, 残渣用去离子水稀释至10 mL待测。所有样品均在Agilent 7500 ICP-MS上测定V和Co的含量。测定过程中, 采用标准样品(GBW07401和GBW08513, 国家标准物质中心)和空白样进行质量控制, 每20个样品加一个空白样和一个标准物质。

1.2.3 指标计算

地累积指数(I_geo)是利用元素总含量与其地球化学背景值的关系来直观反映该元素在沉积物中的富集程度。土壤中V和Co的I_geo可用下式计算^[12]：

式中, C_i为湿地土壤中元素i的实测值, B_i为参比元素含量(评价标准或背景值)；K为矫正系数(一般取1.5), 用以消除造岩运动可能引起的元素质量分数的自然波动。当I_geo≤0, 视为无污染；0 < I_geo≤1, 为无污染到轻度污染；1 < I_geo≤2之间, 为轻度污染；2 < I_geo≤3, 为偏中度污染；3 < I_geo≤4之间, 为中度污染；4 < I_geo≤5, 为偏重度污染；I_geo>5，为重度污染。

植物不同器官V和Co的累积系数AF(Accumulation factor)可用不同器官V (或Co)含量与土壤中V (或Co)含量的比值来表征^[13], 计算公式如下：

式中, C_R、C_S、C_L、C_LI分别为植物中根、茎、叶和枯落物中V或Co的平均含量, C_SE表示土壤中V或Co的平均含量。

植物中V (或Co)含量的根/茎比(R/S)、根/叶比(R/L)和茎/叶比(S/L)可依据Dahmani-Muller等^[14]提出的公式计算：

植物体V和Co的储量H_n(mg/m²)可用下式计算：

式中, C_n为植物体中V或Co的含量(mg/kg), B_n表示植物体的生物量(kg/m²)。

1.2.4 数据处理与分析

运用Origin 8.0软件对数据进行作图和计算, 并对MMS和LMS表层土壤中的V和Co的含量以及植物不同器官的V和Co含量进行方差分析。

2 结果与分析 2.1 土壤中V和Co含量季节变化

两种湿地表层土壤中V或Co含量的季节变化特征差异较大(P>0.05), 且同一种湿地土壤中V和Co含量的季节变化模式相似(P>0.05)(图 1)。生长季MMS和LMS湿地表层土壤V和Co含量的变化范围分别介于93.53-129.87、11.74-13.45 mg/kg和99.59-111.58、11.75-16.73 mg/kg, 均值为109.70、12.60 mg/kg和106.31、13.68 mg/kg。MMS表层土壤中的V和Co平均含量均高于LMS, 且同一种湿地表层土壤的V含量均明显高于Co含量, 前者为后者的8.02(MMS)和8.44(LMS)倍。整体而言, MMS湿地土壤的V和Co含量均分别于5月末和8月上旬取得最低值和最高值, 其在生长季的变异系数分别为12.01%和12.35%, 均属于中等变异(10%<CV < 100%)。与之不同, LMS湿地土壤的V和Co含量在生长季均呈较缓波动变化, 其变异系数分别为4.08%和4.94%, 均属于弱变异(CV < 10%)。此外, 生长季MMS和LMS湿地表层土壤V的I_geo大多介于1-2, 处于轻度污染状况；Co的I_geo大多介于0-1之间, 处于无污染到轻度污染状态(图 2)。

2.2 植物中V和Co含量季节变化

MMS和LMS不同器官的V和Co含量均具有明显的季节变化特征(图 3)。MMS根和茎的V含量均在生长初期较低, 并于7月中旬达到最大值后整体呈波动降低趋势；叶的V含量则在生长初期取得最大值后呈较缓降低变化。尽管LMS不同器官V含量的变化特征亦比较一致, 但其变化模式与MMS差别较大, 特别是根、茎中V含量峰值取得的时间要比MMS滞后1个月左右。就Co而言, 其在MMS不同器官中的含量变化在8月末前较为一致, 之后则呈不同变化特征。其中, 根和茎中的Co含量整体呈降低趋势, 叶中的Co含量则于9月下旬取得最大值后呈骤然降低变化。与之不同, LMS茎和叶中Co含量的变化模式较为一致且均于8月取得最大值, 而根中的Co含量整体呈较大波动变化。尽管MMS (或LMS)根、茎、叶和枯落物中V (或Co)含量的变化特征比较一致, 但两种元素之间的变化模式差异较大(图 3)。除MMS茎的V含量以及叶的Co含量在生长季的变化均属强变异以外(CV>100%), 二者不同部分V或Co含量的季节变化均属中等变异(表 2)。比较而言, V和Co在MMS不同部分中的含量整体均表现为枯落物>根>叶>茎(P_V < 0.001, P_Co=0.011), 在LMS中则均表现为枯落物>叶>茎>根(P_V < 0.001, P_Co < 0.001)。除根外, MMS和LMS不同部分的V或Co含量亦均达到显著差异水平(茎：P_V=0.002, P_Co=0.016；叶：P_V < 0.001, P_Co=0.036；枯落物：P_V=0.013, P_Co=0.010)。

2.3 V和Co的累积与分配 2.3.1 V和Co的转移

MMS中V和Co的R/S、R/L和S/L的比值范围分别为1.34-9.43、1.01-6.79、0.32-2.83(V)和1.00-26.00、0.90-7.87、0.04-4.05(Co), 而在LMS中二者的相应比值分别为0.19-3.36、0.15-0.88、0.26-1.95(V)和0.14-2.92、0.12-2.83、0.38-2.09(Co)(表 3)。比较而言, MMS中V和Co的R/S、R/L和S/L大多大于1, 而LMS中两种元素的相应比值大多小于1, 说明二者不同器官V或Co的转移能力存在较大差异。

2.3.2 V和Co的分配

MMS和LMS不同部分的V和Co储量分别为0.118-2.743、0.012-1.071 g/m²和0.090-2.136、0.028-0.516 g/m², 前者V和Co的储量在生长季均要高于后者。对MMS和LMS不同部分分配比的研究发现, 叶是生长初期二者V的主要储库, 其分配比分别介于52.97%-59.97%(MMS)和49.62%-63.07%(LMS)；生长旺期, 根和茎是主要储库, 二者根分配比分别介于23.19%-37.37%(MMS)和11.78%-49.01%(LMS), 而茎分配比分别介于18.08%-37.26%(MMS)和19.77%-59.68%(LMS)；生长末期, 枯落物是V的主要储库, 其分配比分别高达87.95%(MMS)和89.94%(LMS)(表 4)。与之相比, MMS和LMS不同部分的Co分配比与V差异较大。生长初期, 叶和茎是二者Co的主要储库, 其分配比分别高达68.03%、68.87%(MMS)和57.87%、60.48%(LMS)；生长旺期, 二者茎的Co分配比最高, 其值分别介于37.56%-53.10%(MMS)和36.98%-53.25%(LMS)；生长末期, 叶是Co的主要储库, 其变化范围分别介于37.56%-53.10%(MMS)和36.98%-53.25%(LMS)。

2.3.3 V和Co的生物累积

MMS茎、叶和枯落物的AF_V(或AF_Co)均显著低于LMS (AF_V:P_茎=0.003, P_叶=0.001, P_枯=0.016；AF_Co:P_茎=0.016, P_叶=0.020, P_枯=0.008), 而根的AF_V表现为MMS>LMS (P＞0.05)；AF_Co表现为MMS < LMS (P＞0.05)(图 4)。另外, MMS和LMS根、茎、叶和枯落物的AF_V均小于AF_Co, 前者分别为后者的0.31-1.32、0.12-5.56、0.08-1.23、0.38-0.65倍(MMS)和0.14-0.84、0.23-0.68、0.34-0.77、0.43-0.56倍(LMS)

3 讨论 3.1 土壤中V和Co含量

本研究表明, MMS和LMS湿地表层土壤V和Co含量在生长季的均值分别为109.70、12.60 mg/kg和106.31、13.68 mg/kg, 不仅高于黄土母质背景值(73.5 mg/kg和11.5 mg/kg)^[15], 而且还高于华北克拉通背景值(78 mg/kg和12 mg/kg)^[16], 说明在以华北克拉通为背景的黄河三角洲地区, 潮滩湿地存在V和Co的富集过程。原因可能主要有两方面：一是, 研究区位于胜利油田开采区域, 石油、天然气等化石燃料的开采、使用及泄露较多。由于重油、石油等燃料中均含有大量的V, 并可在燃烧后的灰渣中富集, 所以这些化石燃料可能对湿地表层土壤中V和Co的富集产生重要影响。另有研究表明, 在煤、石油等燃料的燃烧过程中, 煤中的V以易挥发的有机V或含V化合物的颗粒形式进人大气。在高温下, 它可参与各种反应形成钒氧化物、钒氯化物或V的磷酸盐等；随着温度的降低, V又进入颗粒相。大气颗粒物中的V主要以可溶于水的形式存在, 通过大气沉降, 最后在潮滩湿地表层土壤富集^[17]。随着化石燃料使用量的增加, 潮滩湿地表层土壤的Co含量也会提高。Co在煤和石油中的含量分别为1-90 mg/kg (平均为4 mg/kg)和0.1 mg/kg^[1], 燃烧煤和石油造成大气总悬浮颗粒物(TSP)沉降所提供的Co可能成为植物吸收钴的重要来源^[3], 而植物吸收Co后通过残体分解又可将部分Co转移到土壤中。二是, 随着黄河流域工农业的迅速发展, 黄河可携带大量含V和Co的污染物进入河口, 并在河海水动力的影响下在潮滩湿地土壤中富集^[18]。研究还表明, 尽管MMS和LMS湿地表层土壤中V或Co含量的季节变化特征差异较大, 但并未达到显著水平(P>0.05)。由于黄河口潮滩湿地土壤主要来源于黄河从黄土高原携带而来的泥沙以及部分中下游泥沙的淤积, 所以其土壤母质主要为黄土、褐土和棕壤。可能正是由于中潮滩和低潮滩碱蓬湿地土壤的母质基础较为一致, 导致二者表层土壤中V或Co含量的季节变化特征差异不大。尽管如此, MMS和LMS湿地土壤中的V或Co含量的季节动态由于受到生物与非生物因素的影响亦存在一定差异(图 1)。前者土壤中的V和Co含量在生长季整体呈较大波动变化且最大值出现在生长旺期, 而后者土壤中的V和Co含量整体呈现较缓波动变化。MMS湿地土壤中V和Co含量在8月份的骤然升高可能主要与8月份温度较高, 植物分解速率快, 植物中的V和Co向表层土壤大量归还有关。LMS湿地由于受潮汐的周期性影响, 土壤中不断富集的V和Co可能极易被带走, 由此导致其整体呈较缓波动变化。

本研究发现, MMS湿地表层土壤中V和Co的平均含量要高于LMS。一般而言, 粘粒含量高的土壤其V和Co的含量也较高。沈碧贞等测定了我国不同质地近代河流冲积物的Co含量, 得出砂质、壤质和粘质土壤的Co含量分别为8.4、9.3、12.9 μg/g^[19]。汪金舫等的研究表明, 土壤全V和可溶态V含量与粘粒含量均存在显著正相关关系(P < 0.05)^[20]。本研究中, MMS土壤的粘粒和粉粒含量均明显低于LMS (表 1), 而其V和Co的平均含量则要高于LMS。这与已有研究结果不一致, 原因可能与二者更多受制于MMS与LMS湿地其它环境因素的差异有关, 而这些因素可能是土壤有机质含量、pH和铁锰氧化物含量等。一般而言, 有机质含量高的土壤其V和Co的含量也较高, 二者呈显著正相关(P < 0.05)。同时, 随着pH的升高, 土壤活性V和Co的含量也会下降^{[17, 21]}。由于MMS土壤的pH略低于LMS, 而有机质含量明显高于LMS (表 1), 由此导致其土壤中V和Co的平均含量高于LMS。另有研究表明, Fe、Mn对V和Co具有较好的吸附性, 土壤中V和Co的含量与铁锰含量呈极显著正相关, 且土壤中Fe、Mn等共存金属离子对V含量具有重要影响, 全V和可溶态V含量均与Fe含量呈显著正相关^[22]。本研究在测定V和Co含量的同时, 亦测定了Fe和Mn含量。结果表明, 黄河口潮间带MMS表层土壤的Fe、Mn平均含量均明显高于LMS。由于湿地土壤中的Fe、Mn对V和Co均具有较强的吸附性, 由此导致MMS湿地表层土壤中V和Co的平均含量要高于LMS。另外, 在碱性介质体系的表生带氧化条件下, V³⁺可转化为V⁵⁺并形成易溶于水且迁移能力强的VO₄^3-络阴离子, 可使V富集, 且这种转化能力随着pH值的增大而增强, 但在还原环境或滞水环境中, 不利于V的富集^[17]。尽管MMS与LMS土壤的pH值相差不大且均属于碱性土壤, 但MMS处于碱性表生带氧化条件, 故V易富集；LMS处于滞水厌氧环境, 故不利于V的富集。正是所处氧化还原条件的差异, 导致MMS表层土壤中V的平均含量要高于LMS。另有研究表明, 土壤中Co³⁺以锰氧化结合态存在, 且在还原条件下极易被破坏, 而由这些氧化物结合的Co³⁺也将随之被释放而有效化^[3]。相对与MMS, LMS由于其频繁受到潮汐作用的影响, 有效化的锰结合态的Co极易被海水冲走, 最终导致表层土壤中的Co含量较MMS低。

3.2 V和Co的累积与分配

本研究表明, MMS和LMS不同部分V和Co含量的季节变化具有显著差异(P < 0.05), 且整体表现为MMS>LMS。原因可能在于, 相对于MMS, LMS由于经常受到海流、潮汐等海洋作用力的影响, 不仅面临盐分胁迫, 而且还受到海水渍涝等带来的综合逆境胁迫, 由此导致其植株矮小、叶片肥厚且光合速率低^[23]。相关研究亦发现, MMS和LMS的叶片肉质化程度^[24]、叶片色素积累及光合特性^[23]、叶片抗氧化系统^[25]等均具有明显差异, 内部组织结构的差异必然会影响植物对营养元素的吸收与利用^[7], 进而导致二者不同器官V和Co累积与分配特征的差异。研究还表明, MMS和LMS碱蓬中V和Co的平均含量在生长初期和生长末期的变化趋势相似, 而在生长旺期则呈现相反规律变化。原因可能主要与生长旺期气温偏高, 蒸发旺盛, MMS湿地表层土壤较高的盐分不利于植物生长, 进而使得其对V和Co的吸收与累积受到明显抑制有关。与之相比, LMS湿地表层土壤的水分条件较好, 其受到的盐分胁迫可能不如MMS强, 故其对V和Co的吸收与累积能力相对较高。此外, MMS和LMS的V和Co平均含量在生长末期均呈现增加趋势, 这主要与此间植物种子发育需从地下转移大量V和Co养分有关。研究还表明, MMS和LMS不同部分中V和Co的含量分布存在显著差异, 前者整体均表现为枯落物>根>叶>茎(P < 0.05), 后者均表现为枯落物>叶>茎>根(P < 0.001)。原因除了与二者的生理生态学特性以及所处生境等因素的差异有关外, 还可能与V和Co在MMS和LMS不同器官中的生态功能差异有关。值得注意的是, MMS和LMS枯落物中的V和Co含量均最高, 原因可能与植物死亡前V和Co的转移和滞留有关。在生长初期和旺期, 茎和叶是二者V和Co的主要储库, 其分配比均较高(表 4), 但此间茎和叶中V和Co的转移能力却较低(表 3), 由此导致其在茎叶中不断累积, 直至最终死亡成为枯体。由于LMS湿地土壤的盐分含量较高, 不利于根系从土壤中吸收V和Co养分, 由此导致两种元素在根中的含量较低；茎和叶作为LMS地上V和Co的主要累积器官, 其可通过根系相对较弱的吸收能力而不断累积, 进而使得其含量较高。与之相比, MMS湿地土壤的盐分含量较低, 利于根系向土壤中大量吸收V和Co养分, 由此导致两种元素在根中的含量较高。尽管茎和叶亦是MMS地上V和Co的主要累积器官, 但因其地上生物量较LMS高(MMS地上生物量为LMS的1.97-6.31倍)^[5], 稀释效应明显, 由此导致两种元素的含量较低。此外, MMS不同部分V和Co含量的最大值均未出现在生长旺期, 而LMS不同部分的最大值则出现在生长旺期。导致这种差异的原因可能主要与前述生长旺期气温度偏高, 蒸发旺盛, MMS和LMS湿地表层土壤盐胁迫强度的差异有关。研究还表明, MMS不同部分V和Co的储量在生长季均要高于LMS, 原因主要与MMS的生物量要明显高于LMS有关(MMS地上生物量和地下生物量分别为LMS的1.97-6.31和2.46-6.91倍)^[5]。

研究还表明, MMS和LMS不同器官的V或Co转移能力存在较大差异, 前者V和Co的R/S、R/L和S/L比大多大于1, 后者中两种元素的相应比值则大多小于1, 说明MMS地下吸收及转移V和Co的能力较LMS强, 而这主要与LMS的根系不如MMS发达且地下生物量较低有关。另外, MMS茎、叶和枯落物的AF_V(或AF_Co)均显著低于LMS, 而根的AF_V表现为MMS>LMS, AF_Co表现为MMS < LMS (图 4), 说明LMS中茎、叶和枯落物对V或Co的吸收能力较强, 而MMS中根对两种元素的吸收能力较强。原因可能主要与前述提及的二者生理生态学特性、所处生境水盐条件以及V和Co在不同器官扮演生态功能的差异有关。研究亦表明, 研究区潮间带湿地表层土壤中的V和Co含量均高于华北克拉通和黄土母质背景值, 特别是V呈明显富集状态。另外, 地累积指数的计算结果还表明, MMS和LMS湿地表层土壤均处于轻度V和Co污染状态(图 2)。未来, 随着该区潮间带石油开采强度及石油燃料使用的增加, 湿地表层土壤的V和Co (特别是V)的富集程度将进一步增强, 二者土壤污染问题将会逐渐凸显。前述可知, 过量的V和Co可对植物生长产生明显抑制作用, 可导致植株枯萎、矮化、生物量降低以及对营养物质吸收量减少等^[1]。为了消除未来V和Co富集对潮间带植被的这种不利影响, 通过对两种碱蓬V和Co的转移、分配、累积以及两种碱蓬对潮滩水盐环境适应性的对比研究发现, LMS可用于未来受V污染湿地修复的备选物种。

4 结论

MMS (或LMS)湿地土壤的V含量均明显高于Co含量, 且存在V和Co的富集过程。MMS和LMS湿地表层土壤V的地累积指数(I_geo)大多介于1-2, 处于轻度污染状况；Co的I_geo大多介于0-1之间, 处于无污染到轻度污染状态。

V和Co含量在MMS不同部分中整体表现为枯落物>根>叶>茎(P < 0.05), 而在LMS中表现为枯落物>叶>茎>根(P < 0.001)。LMS中茎、叶和枯落物对V或Co的累积能力较强, 而MMS中根对两种元素的吸收能力较强, 这与二者的生理生态学特性、所处生境水盐条件以及V和Co在不同器官扮演生态功能的差异有关。LMS可用于未来受V污染湿地修复的备选物种。