水生植物對銅污染廢水的凈化能力

沈 瑾，王三反，孫連鵬

（1.蘭州交通大學環境與市政工程學院寒旱地區水資源綜合利用教育部工程研究中心，甘肅蘭州 730070；2.中山大學環境科學與工程學院，廣東廣州 510006）

銅是植物必需的營養元素之一，但過量的銅有明顯的毒害作用。銅在天然水中含量很低，一般為0.003 mg/L[1]。隨著工農業生產的發展，銅污染越來越嚴重，個別水體中Cu2+濃度高于天然水數十甚至數百倍[2-4]。

植物修復指通過植物系統移除、富集、揮發或穩定水體中的重金屬污染物，或者降低重金屬毒性，以達到清除污染、修復以及治理水體為目的的一種技術。目前可分為植物揮發技術、植物吸收技術、根系過濾技術、植物吸附技術和植物穩定技術[5,6]。

本文利用植物修復技術處理含重金屬銅的模擬廢水，選擇幾種對銅有富集作用的植物進行靜態條件下的模擬研究，篩選出處理銅能力較強的種類。

1 材料與方法

1.1 供試植物

試驗前期，通過相關資料的查閱和實地的調查研究，從凈化能力、生長條件、抗逆性和綜合利用價值等方面綜合評價，選用美人蕉、茭白、菖蒲、香蒲和慈姑五種植物進行除銅效果的研究和比較，該五種植物皆有易適應水生環境、除銅效果好等特點。

1.2 植物除銅效果及比較試驗

圖1 植物對水中銅的去除效果Fig.1 Effect of Plants on Copper Removal

美人蕉、茭白、菖蒲、香蒲及慈姑五種植物分別選出三株長勢良好、個體及重量相似、根部形狀及根系面積接近，葉片數目大小相似的植株，放入15個容積為2 L的容器中，采用CuSO4配置的模擬廢水進行培植，Cu2+濃度為3.54 mg/L。植物放置于實驗室內窗戶旁邊（保證光照）、廣州4月份的自然環境下培育。10 d后將植物分根、莖和葉三部分，在105℃下殺青30 min，然后在80℃下烘干至恒重，粉碎，備用。

1.3 樣品分析方法

樣品經硝酸－高氯酸體系消解后,采用火焰原子吸收分光度法測定樣品中銅含量。

2 結果與分析

2.1 植物對水中銅的去除效果及比較

圖1為植物對水中銅的去除效果。

由圖1可知在水體中Cu2+的去除主要集中于前兩天，去除效果顯著，而后剩余的Cu2+被逐步去除，去除速率漸趨緩慢。水體中Cu2+主要被植物通過如下三種作用從水體中去除：（1）通過螯合離子交換作用及選擇性吸收等物理或化學過程吸收重金屬離子；（2）為根際微生物提供了附著及形成菌落場所,促進微生物群落發育，重金屬離子和根系的微生物細胞壁上活性基團發生了定量結合反應，通過物理吸附或者形成無機沉淀，在根系微生物的菌落表面沉積；（3）通過根部釋放的分泌物作用,將重金屬離子以沉淀物的形式沉降下來[7]。至周期結束，水體中90%以上的銅被移除，以種植慈姑的水體中銅的去除率為最高，而種植茭白的水體中銅的去除率略低，但相差不大。

Brooks早在1977年就提出了超富集植物的概念[8]，超富集植物指某些具有超強吸收重金屬的能力并且將其運輸至地上部分的植物[9]，重金屬富集植物則指某些本身并不具有超量富集特性但可以通過特殊過程誘導出超量重金屬的植物。本試驗選用的五種植物均是在國內外植物修復技術中廣泛應用的水處理植物，經試驗證實了它們對銅有非常良好的去除能力，是銅的超富集或富集植物。因此，可利用其去除土壤或水體中的重金屬。

2.2 植物根、莖、葉對銅的吸收

圖2為植物根、莖、葉對水中銅的吸附量。

圖2 植物根、莖、葉對銅的吸收量Fig.2 Absoption of Copper in Plants'Root,Stems and Leaves

由圖2可知Cu2+在植株體內的分布情況隨植物種類的不同而有所變化。植物吸收的大部分重金屬都集中在根部，只有少部分被轉移到了莖、葉等部位。Cu2+對植物葉片的毒害作用遠遠大于對根系的毒害作用。高濃度Cu2+使葉綠體酶的活性失調，葉綠體的分解加快。并且局部積累Cu2+過多，會與葉綠體蛋白質上－SH結合或者取代其中Fe2+、Zn2+、Mg2+，致使葉綠體蛋白中心粒子的組成發生變化失活[10]。植物本身不能吸收很多重金屬，但是植物根系的分泌物，氨基酸、糖、酶等物質卻可以促進根系周圍土壤中的微生物的活性及生化反應，有利于重金屬的釋放以及微生物的吸收。根系分泌物同樣也可以通過影響根際微生物種類、數量以及生理活性等間接增強根系來抵御Cu2+毒害[11,12]。因此，植物會基于自我保護的作用而把大量的Cu2+固定在根部，只將少部分Cu2+輸送至葉片，有效地降低Cu2+對植物的毒害作用[13]。

各種植物根部和葉片Cu2+含量的比例范圍為5.03～8.16。其中的香蒲根部/葉片比例為最小，只有5.03；比例最高的是茭白，其根部是葉片的8.16倍。根部/葉片比從高到低依次是茭白、菖蒲、慈姑、美人蕉、香蒲。比值的大小，反映了Cu2+從根部向葉片轉移的難易程度，其值越大，表示重金屬越不容易從根部轉移到地上；比值越小，轉移越易。

2.3 植物生物量的差異

圖3為植物干重。

圖3 植物干重Fig.3 Dry Weight of Plant

由圖3可知這五種濕地植物間，植株干重的差異也很大。不同種類植物間差異幅度達到2.87倍（干重最大的植物比干重最小的植物高出的倍數）。植株干重最大的植物是茭白，達到每株15.60 g；干重最小的植物是是香蒲，每株只有5.47 g。

不同植物根部和葉片干物質量的比率也有很大的差異。香蒲根部/葉片比值排在最前面，為1.89；而茭白的則比較低，為0.772。從植物的可操作性方面分析，地上部分更容易通過傳統的耕作方法收割，所以地上部分的干物質量占總干物質量越大的植物，通過收割其地上部分所去除吸收的重金屬的量也就越大。因此，我們在選擇合適的濕地植物時，植株的生物量也是一個重要參考因素，此外植株地上部分占總體干物質量的比例也是要考慮的因素之一。

2.4 植株對銅的積累

五種植物根系、莖部和葉片中的銅積累量與它們的生物量及其體內的濃度密切相關性如下：植物中銅的累積量=植株中銅的濃度×植株干重。

因此在選擇合適的水生植物時，應盡量選擇那些易生長、生物量大的品種，以提高植物修復工程的效率。供試植物，其根部莖部及葉片部分對Cu2+的積累量如圖4所示。

圖4 植株對銅的累積量Fig.4 Copper Accumulation in Plants

由圖4可知五種植物的莖部和葉片Cu2+的積累量均低于根系，這與植株根莖葉中Cu2+濃度及根莖葉各部位干重整體趨勢一致。另外，還可發現植物干重對植物體內Cu2+的積累量影響顯著，圖2中根莖葉的Cu2+吸收量都不是最好的茭白，由于其植物干重遠遠大于其它植物，濃度和干重相乘后，其根部、莖部和葉片的Cu2+的積累量均為五種植物中最好。從全株來看，同樣由于其植物干重較大，茭白中Cu2+的積累量也是五種植物中積累量最大的，此外慈姑和菖蒲對Cu2+也有較好的積累能力。由此可見植物對Cu2+的積累量在整體上的差異也很大。

植株對Cu2+的積累是將水體中的Cu2+吸收至植物體內，使Cu2+從水體得以去除。比較被植物根系吸附或形成沉淀物從水體中移除的Cu2+，被植物吸收的Cu2+較為穩定，不易隨水質、天氣等環境的變化再次進入水體，環境隱患小。同時，植株對Cu2+的積累反映出植物對銅的吸收及植株干重的綜合作用，因此可將植株對Cu2+的積累能力作為選擇富集植物的主要指標。

3 結論及展望

水生植物都具有一定的吸收重金屬離子的能力，本試驗選用的美人蕉、慈姑、菖蒲、香蒲和茭白五種植物對銅均有一定的富集能力，對低濃度的銅污染廢水有較好的處理效果。

（1）從銅的去除效果來看，水中90%以上的銅被去除，其中10%左右的Cu2+被植物吸收，80%左右的Cu2+被植物根系吸附或沉積，由于這部分Cu2+的存在形式不穩定，較易重新進入水體。因此，在選擇重金屬的富集植物時，應以植物對銅的積累能力為主要指標，以茭白為最好，慈姑其次。

（2）因為束縛在地下部分的Cu2+很難影響植物地上部分的生長，植物為避免Cu2+毒害，60%～70%集中于根部，葉片中僅含10%左右的Cu2+。可見Cu2+在植物體內各部位分布差異較大。

（3）植物干重對植物體內銅的積累影響顯著，植物對銅的積累能力由植物對銅的吸收能力和植物自身干重共同決定。選擇適宜的重金屬修復植物不僅要考慮植物在重金屬污染水體中的生長情況，還要以植物對銅的吸收能力和植物的生物量為指標。

綜合以上結論，本次研究發現凈化重金屬銅污染的廢水的效果以茭白和慈姑為好，茭白直立高大，慈姑矮小散生。如果將這2種水生植物用于植物修復,不但對廢水中銅的吸收凈化能力強,而且能充分利用生長空間,從而形成一個旺盛生長的植物群落,進一步提高對廢水中銅的凈化效果。

但當植物去污能力達到了飽和或到凋亡季節，為了避免Cu2+隨落葉腐化重新進入環境，清除植物體也是費時費力的工程。因此，植物修復技術雖已廣泛應用于治理包括銅污染廢水在內的重金屬污染廢水，但如何更有效的應用于工程實踐，還有待進一步研究。

［1］顏素珠,梁冬,彭秀娟.8種水生植物對污水中重金屬—銅的抗性及凈化能力的探討[J].中國環境科學,1990,10(3):166－171.

［2］彭人勇,程寶珍.Fe/C微電解－絮凝沉淀法處理電鍍廢水中銅的研究[J].環境工程學報,2012,2(6):501－504.

［3］王文國,王煊軍,蔣大勇,等.高鐵酸氧化處理絡合銅廢水的試驗[J].凈水技術,2011,30(2):23－27.

［4］安瑜,常青,于明泉.高分子絮凝劑去除廢水中銅及濁度的研究[J].凈水技術,2004,23(6):4－6,20.

［5］范修遠,陳玉成.重金屬污染水域的植物修復[J].山區開發,2003,4(1):41－43.

［6］王校常.重金屬的植物修復—綠色清潔的污染治理途徑[J].核農學報,2000,14(5):315－320.

［7］羅凌江,于德浩,張平.植物修復技術在地表水污染控制中的應用[J].污染防治技術,2007,20(4):74－77.

［8］ Brooks RR,Lee J,Reeves RD,et al.Detection of nickeli－ferous roeks by analysis of herbarium specimens of indicator plants[J].Geochem Explor,1977,7:49－57.

［9］沈晴,解慶林,王敦球.三種處理重金屬廢水的生物方法[J].廣西科學學報,2005,21(2):122－126.

［10］儲玲,劉登義,王友保,等.銅污染對三野草幼苗生長及活性氧化代謝影響的研究[J].應用生態學報,2004,14(1):119－122.

［11］Maria Pletsech.Novel biotechnology approaches in environmental remediation research[J].Biotechnology approaches in environment research Biotechnology Advances,1999,17:679－687.

［12］常學秀,段昌群,王煥校.根分泌作用于植物對金屬毒害的抗性[J].應用生態學報,2000,11(2):315－320.

［13］李波,青長樂,周正賓,等.肥料中氮磷和有機質對土壤重金屬的影響及治污中的應用[J].重慶環境科學,2000,22(6):37－40.