水生植物去除重金屬研究進展

賀俊欽，李仕友，伍隨意，胡俊毅，汪楊，王國華

(南華大學 土木工程學院污染控制與資源化技術湖南省重點實驗室，湖南 衡陽 421001)

目前，工業(yè)化的普及與人口的快速增長產(chǎn)生大量的廢水，特別是在工業(yè)廢水中含有大量污染物質如重金屬、有毒有機物(氰化物)、氮、磷、酚類及懸浮固體等[1]。這些有毒有害物質可能產(chǎn)生各種環(huán)境和經(jīng)濟問題。環(huán)境污染物對土壤和水質，植物和動物的生存以及人類健康均具有破壞性的影響。因此，將重金屬從污染基質中去除是保護環(huán)境和人類健康的迫切需要。

植物修復技術是一種經(jīng)濟、環(huán)保、有效的生物技術，利用植物來凈化被污染的水源及土壤是一種可行的修復方式。水生植物生長迅速，繁殖相對容易，能夠在短時間內(nèi)獲得巨大的生物量[2]，Amir Parnian等[3]采用浮萍及金魚藻對水中鎘、鎳進行吸附去除，發(fā)現(xiàn)浮萍對鎘的去除率高達91%，對鎳的去除達50%；金魚藻對鎘的去除達82%，對鎳的去除率為52.5%，且金魚藻相比其他水生植物對鎳的吸附更快更多。Keskinkan等[4]研究發(fā)現(xiàn)狐尾藻及金魚藻對重金屬的吸附曲線符合朗繆爾模型，且狐尾藻對重金屬有更好的吸附能力，此方式適應性廣，無二次污染物。本文以不同類型生活型水生植物為對象，從對重金屬污染水體修復的角度對近年來的相關研究進行了初步總結。

1 水生植物對重金屬的研究應用現(xiàn)狀

1.1 挺水植物

挺水型水生植物植株較高大，絕大多數(shù)有莖、葉之分，直立挺拔，下部或基部沉于水中，根或地莖扎入泥中生長，上部植株挺出水面，常生長于1～1.5 m 的淺水區(qū)。在自然環(huán)境中，挺水植物由于其對重金屬和其他污染物有良好的環(huán)境耐受性，并作為指示生物及蓄積物種在水處理方面得以大量運用。挺水植物有許多類型，如蘆葦、菖蒲、蒲葦、羽毛草、香蒲、鳶尾、香菇草等被廣泛應用于人工濕地的建造與修復。蘆葦及香蒲是目前研究最多的兩種用于濕地處理重金屬廢水的挺水植物[5]。表1說明了挺水植物對于重金屬去除的應用研究。

表1 挺水植物對于重金屬去除的應用研究

1.2 漂浮植物

漂浮植物生長于淺水中，部分植物的根部較發(fā)達可以根植于基底中，部分植物根部較短，能隨水面漂浮，具有較強的通氣組織，繁殖較迅速。與挺水植物相比，漂浮植物及沉水植物因生長在水面或水面以下，可能具有更大的機會與污染水源相接觸，因此他們可能具備相對較高的吸附污染物的潛力[6]。漂浮植物有很多種類，如：睡蓮、鳳眼蓮、大薸、浮萍、滿江紅、細綠萍等。根據(jù)文獻資料，常用修復重金屬廢水的水生植物是大薸、鳳眼蓮、浮萍，這三種浮游植物在植物修復過程中占主導地位[7]。表2說明了漂浮、浮葉植物對于重金屬去除的應用研究。

表2 漂浮、浮水植物對于重金屬去除的應用研究

1.3 沉水植物

沉水植物長期沉沒于水下，他們的根不發(fā)達或退化，通氣組織發(fā)達，常通過光合作用產(chǎn)氧自給自足。沉水植物生長會從水中汲取養(yǎng)分，因此沉水植物在維持水態(tài)清潔穩(wěn)定中起著重要作用，也常作為濕地系統(tǒng)中處理污水的強化穩(wěn)定作用，部分沉水植物還可作為城市河流、湖泊的水質生物指標[8]。研究表明，與挺水植物及漂浮、浮水植物相比，沉水植物對重金屬的積蓄能力相對較大，因為沉水植物具有更大的表面積及更多的生物量對重金屬進行積累[9]，如海苔對銅、鋅、鎘等元素有著強富集作用[10]。沉水植物有許多種類，如苦草、金魚藻、狐尾藻、黒藻、沮草、眼子菜等。表3說明了沉水植物對于重金屬去除的應用研究。

表3 沉水植物對于重金屬去除的應用研究

2 水生植物相關的重金屬聯(lián)合修復方式

2.1 微生物-水生植物聯(lián)合修復

溶液中添加不同的微生物會對水生植物富集重金屬產(chǎn)生協(xié)同或是拮抗作用。微生物(細菌、真菌、藻類)通過在水生植物根部分泌特殊分泌物改變根部微環(huán)境從而影響植物富集重金屬，或是通過影響水生植物的抗氧化系統(tǒng)酶活性、葉綠素含量、各類蛋白含量及其他生理機能變化從而影響水生植物對重金屬的富集。朱靖等[11]發(fā)現(xiàn)施加了EM菌后，鳳眼蓮及大薸的抗氧化系統(tǒng)酶活性顯著增加，促進了其對鈾的富集能力及轉運能力，但對浮萍卻產(chǎn)生相反的結果，并導致浮萍葉綠素含量降低，抑制了浮萍對鈾的富集。S Ejaz等[12]從含鉻廢水及土壤分離提取到Bacillus pumilus-S4,Pseudomonas doudoroffii-S5和Exiguobacterium-S8三種耐鉻細菌，當采用鳳眼蓮、大薸及這三種耐性細菌聯(lián)合處理廢水時，發(fā)現(xiàn)鉻的去除率增加，并觀察到細菌與植物相互促進生長，菌株會分泌利于植物生長的激素生長素，反過來植物也釋放分泌物，幫助細菌生長。吳潔婷等[13]也發(fā)現(xiàn)菌根真菌與蘆葦有著良好的共生關系，接種真菌促進了蘆葦?shù)纳L、提高了產(chǎn)量，與未接種真菌的對照組相比，接種后的蘆葦莖葉對Cu的吸附提高了80.03%。綜上，適當?shù)慕臃N微生物可以有效地提高水生植物修復廢水的能力。

2.2 化學試劑-水生植物聯(lián)合修復

在水生植物修復重金屬廢水時，加入的化學試劑以化學螯合劑為主，螯合是指單個金屬離子通過大分子化合物形成多個配位鍵的過程，這些螯合劑可以與金屬形成大分子絡合物。在以往的研究中，金屬離子多數(shù)被富集于植物的根部，是由于金屬的存在形態(tài)不易于擴散轉移至莖葉部分，螯合劑通過改變重金屬存在形態(tài)或改變金屬離子溶解度，調(diào)節(jié)其被植物根部吸收及轉移至植物地上部位的能力，從而影響植物對重金屬的吸附。常用螯合劑有EDTA、NTA及檸檬酸等。EDTA等螯合劑有助于減少植物根系的擴散約束，幫助金屬從根向莖的轉移[14]。另一方面，螯合劑(EDTA、檸檬酸)本身含有有毒化合物，如果使用劑量較大，不僅會抑制植物的生長還會對環(huán)境造成二次危害，且大量使用化學螯合劑也不是經(jīng)濟實用的最佳選擇。

Rahman等[15]研究發(fā)現(xiàn)EDTA能促進紫萍對無機As的吸收，EDTA能使4%～6%被紫萍根部鐵膜所吸附的As解吸附，提高As的溶解度及遷移率。Lin Guo等[16]研究發(fā)現(xiàn)檸檬酸也可以抑制蘆葦根部鐵膜的形成，且通過解吸吸附在鐵膜上的Fe、Mn來提高溶液中鐵、錳的溶解度，提高蘆葦對Fe、Mn的富集量，但Al不受檸檬酸的影響，因其不與檸檬酸形成絡合物。相反的，添加外源螯合劑并不總是促進植物吸收，Qing[17]發(fā)現(xiàn)Pb-EDTA的組合降低了Pb對菖蒲的毒性，抑制了植物對Pb的富集，但是提高了Pb從根部往莖葉部分的轉移能力，在較高的pH值下，螯合物形成穩(wěn)定結構的自由離子(PbEDTA，PbHEDTA)，這些離子是不具有生物活性的，因此不被植物所吸附。Errecaldel[18]研究也發(fā)現(xiàn)溶液中添加檸檬酸或NTA可以減低Cd及Zn對月牙藻的毒害。螯合劑的有效性與螯合劑的濃度、金屬的種類和濃度、絡合物的穩(wěn)定常數(shù)、pH、植物種類等有關[19]，選擇合適螯合劑有助于極大限度地減少相關環(huán)境風險和金屬對植物的毒性作用。

2.3 多種植物聯(lián)合修復

植物修復得到越來越多的關注，植物修復也不僅僅局限于單種水生植物修復處理，多種植物聯(lián)合修復也得到了大量運用。多種植物聯(lián)合修復不僅能夠發(fā)揮不同種類植物對重金屬特異性吸附的優(yōu)點，而且能夠縮短植物修復處理周期，擁有較好的經(jīng)濟效益及美觀效果。例如水生植物與陸生植物的聯(lián)合修復、多種水生植物的聯(lián)合修復都得到廣泛關注。Jiang[20]選用陸生植物百慕大草和水生植物蘆葦、金魚藻、田字萍聯(lián)合處理我國某釩礦區(qū)沉積物和水體中的重金屬，研究發(fā)現(xiàn)聯(lián)合處理組對6種重金屬均表現(xiàn)出高吸附能力，且比單種植物修復處理的效果更好。Ashish[21]采用蘆葦、蜈蚣草及香根草共同修復含As脅迫的小麥種植地，研究發(fā)現(xiàn)小麥與蘆葦、蜈蚣草聯(lián)種能顯著降低地塊中的As含量，小麥的發(fā)芽率高于85%，且小麥體內(nèi)的As含量<0.3 mg/kg，而不含蘆葦、蜈蚣草的對照組中小麥的發(fā)芽率低于56%，小麥體內(nèi)的As含量為1.8 mg/kg，這說明多種植物聯(lián)用可有效吸附重金屬，減少重金屬對農(nóng)作物及水體土壤的危害性。多種植物修復通過培養(yǎng)水生植物系統(tǒng)，調(diào)節(jié)物種結構、空間結構及生物量，構建植物群落，以期達到更好的改善環(huán)境的目的[22]。

3 水生植物去除重金屬的影響因素

3.1 溫度

溫度是水生植物生長的必要條件，通過影響植物的生長發(fā)育和生物量從而影響水生植物對重金屬的富集能力。不同的植物對溫度有不同的要求，當溫度適宜的環(huán)境下，水生植物的生長代謝旺盛，對重金屬離子的富集能力也相應增強。通過實驗研究表明，在5 ℃時鳳眼蓮停止生長，在13 ℃時開始生長，在25 ℃以上生長較快，此時對重金屬富集能力也較強，在30 ℃生長最快，此時的富集去除能力也最強[23]。

3.2 初始濃度

重金屬的初始濃度也是影響水生植物對重金屬富集的重要因素。根據(jù)以往報道，植物體內(nèi)的重金屬含量與水中和沉積物中的金屬濃度存在顯著相關性[24-25]。Luo[26]采用菖蒲及蘆葦對7種不同濃度Cu進行富集實驗，發(fā)現(xiàn)兩植物對Cu的吸附量隨Cu濃度的增加而增加，隨著水培液中Cu濃度的增加，植株中金屬積累量在Cu為100 mg/L達到最大值，Cu濃度超過最佳富集濃度為200 mg/L時，植株中Cu積累量反而下降，說明重金屬對植物的毒害已經(jīng)超過了其耐受范圍，抑制了植株的生長，減少了Cu的積累。

3.3 富集時間

不同的富集時間下，同一種水生植物對于特定的重金屬的累積量也會存在顯著的差異。同一植物對單一重金屬的富集量在整個周期內(nèi)會發(fā)生動態(tài)變化，也許會增加、減少或基本保持穩(wěn)定不變。采用適合的富集時間，采用植物最佳生物積累和耐受性時期可對重金屬污水處理和植物可持續(xù)發(fā)展帶來益處。根據(jù)以往的實驗研究，金魚藻和黒藻富集重金屬的最佳性能周期為12～15 d[27-28]，在12～15 d時未產(chǎn)生嚴重中毒現(xiàn)象，隨著時間的延長，植物體內(nèi)的酶或其它防御機制會遭到較重損害。Ma等[29]利用蘆葦、千屈菜等植物對含Cd、Pb、Cu、Zn廢水進行修復處理時，發(fā)現(xiàn)千屈菜富集28 d的Cd含量遠高于富集14 d的Cd含量，香蒲富集28 d時Cd含量小于其在富集14 d時的Cd含量；蘆葦在14 d與28 d富集的Cd含量大致相同。

3.4 復合污染

自然水體的污染形式一般以復合污染為主，水體中含有多種重金屬元素，不同重金屬擁有不同的特性，植物對重金屬的積累能力、遷移能力及對不同金屬的生物指示能力一般具有物種特異性。因此，研究水生植物對不同重金屬脅迫響應程度也至關重要。Chen[30]采用5因子二次回歸正交旋轉組合設計(QRORCD)研究了鈾伴生金屬(U、Hg、Pb、Mn、As)對睡蓮吸附鈾的影響，在復合污染條件下，發(fā)現(xiàn)Mn和Hg能促進睡蓮對鈾的吸附，而Pb及As抑制睡蓮對鈾的吸附，單因素對植物吸附鈾的影響順序為：U>Hg>Pb>Mn>As，交互結果顯示U和As、Mn和As及Pb和Hg三種組合都對睡蓮吸附鈾有顯著作用，變化趨勢呈盆狀及鞍狀。Qing[17]研究發(fā)現(xiàn)鉛鋅脅迫對菖蒲的毒害性要大于鉛單獨脅迫，且鋅的存在促進了菖蒲對鉛的富集。

4 修復機理

植物自身總是保持一個非常低濃度的金屬自由基，以避免產(chǎn)生生理損傷。這種平衡是通過有毒金屬的吸收和轉移、植物對其進行隔離以及與蛋白質和有機配體的結合來實現(xiàn)的。現(xiàn)階段根據(jù)植物修復原理可把植物修復分為植物穩(wěn)定、植物過濾、植物提取、植物降解及植物揮發(fā)五大類型[31]。有的植物可能只在一個植物修復方式中產(chǎn)生作用，有的則包含兩個及兩個以上的植物修復方式。植物修復主要以植物穩(wěn)定及植物提取兩種方式為主[32]。圖1為水生植物修復技術示意圖，圖2為植物修復重金屬后的主要處理途徑。

圖1 水生植物修復技術示意圖Fig.1 Schematic diagram of aquatic phytoremediation techniques

圖2 植物修復后主要處理途徑Fig.2 Main treatment pathways after phytoremediation

4.1 金屬在植物根部形態(tài)轉變及金屬的轉運

當植物受到一定水平濃度重金屬脅迫時，植物根部會產(chǎn)生許多分泌物，對根部酸化、沉淀、氧化還原反應及螯合作用有著直接影響。分泌物還可促進污染物化學形態(tài)發(fā)生改變，減緩可溶性金屬的遷移性和運輸性。如植物根部會產(chǎn)生檸檬酸和蘋果酸，能夠將不溶Fe轉化為Fe3+，進而有效被植物絡合吸收，檸檬酸也能與Cu絡合形成有機銅化合物從而使Cu易被蘆葦根部吸附。在濕地系統(tǒng)中，鎘耐性被認為與根系氧化鐵在根系表面產(chǎn)生鐵膜的能力有關[33]，作為鐵膜的必要生成條件，徑向氧損失(ROL)發(fā)生在植物的整個根部，這種損失導致Fe大量沉積在植物的根系形成鐵膜，鐵膜能有效的將Cd固定于根系表面，降低了Cd在水中的遷移能力，在Li[34]的研究中，水花生的根部鐵膜吸附Cd最大達2 883.16 mg/kg，遠大于其他水生植物鐵膜的固定量。

重金屬主要是通過植物自主吸收或利用陽離子轉運體、非選擇性陽離子(NSCC)及被動轉運等多種方式進入植物體內(nèi)。Cd可通過共質體和非共質體運輸被吸收，Cd等重金屬離子通過與Ca2+、Mg2+和Fe2+等相同或廣譜的轉運體穿過細胞膜屏障進入植物體內(nèi)，并與植物絡合素合成酶蛋白相結合形成植物螯合物(PC)，以減弱金屬離子對植物酶活性所帶來的毒性[35]。Nakbanpote[36]利用l-XRF技術檢測了水三七體內(nèi)Cd的積累，發(fā)現(xiàn)Zn和Cd分布在莖橫截面上，尤其含有花青素的薄壁細胞呈現(xiàn)為紫色，表明金屬主要積聚在皮質層，葉片橫截面上的Zn、Cd信號證實了Zn、Cd通過木質部和葉脈實現(xiàn)從莖到葉的運輸。

4.2 金屬在植物體內(nèi)的固定

金屬進入植物體內(nèi)后以多種形態(tài)存在于植物體內(nèi)，大部分是被細胞外機制如細胞壁的結合、螯合和沉淀所固定，或細胞內(nèi)機制如液泡進行區(qū)室化分隔、多肽及有機酸絡合等固定[25]。植物可以通過沉降將金屬與細胞壁結合，形成較難溶解的形態(tài)，或與有機產(chǎn)物形成復合物，吸附在根表面，并在根組織中積累，以穩(wěn)定金屬。液泡是植物富集重金屬及減弱重金屬對植物危害的重要部位，液泡是由于液泡膜pH梯度及V-ATPASE轉運系統(tǒng)進行重金屬富集固定，且液泡中含質子泵，尤其是ATP酶和質子焦磷酸酶能夠促進液泡對重金屬的攝入，大部分金屬螯合物最終均會進入液泡[37-38]。Jieting Wu[39]通過XAS、TEM等手段對蘆葦?shù)母o葉中的銅存在形式及存在部位進行分析，發(fā)現(xiàn)銅被轉化為有機銅化合物(Cu-citrate為優(yōu)勢形態(tài)存在)及其它復合銅的形式存在，說明檸檬酸鹽主要參與了銅從植物根部到地上部位的轉運，且在細胞壁附近發(fā)現(xiàn)沉積大量高密度電子，可推測出銅在細胞水平的主要堆積部位為細胞壁。Meneguelli-Souza等[40]發(fā)現(xiàn)As進入鳳眼蓮根部后擁有與細胞壁結合的能力，也對巰基有很強的親和力，由As5+被還原成As3+，降低As的毒性，最終這些巰基會將As隔離在根部的液泡中。

5 總結與展望

有些植物天生具有環(huán)境重金屬修復的能力，生物修復率與植物生長速率成正比，可能導致修復過程非常緩慢[41]。理想的修復植物應具有生物量大、品質好、根系旺盛、目標污染物積累多、具有抗逆性等特征[42]。已經(jīng)有研究表明利用各種水生植物的協(xié)同合作及微生物輔助植物修復可以更高效的處理重金屬污染廢水，或是利用植物蒸騰作用來控制金屬污染物隨地下水體遷移，及利用植物進行生態(tài)工程綜合整治的運用，像CWs這樣的植物技術可能為從廢水中去除污染物提供一種好的生態(tài)技術解決方案[43]。也有很多研究致力于基因工程技術，可通過向植物體內(nèi)導入抗性基因、轉運蛋白基因，或是利用優(yōu)勢超富集物種間的雜交培育出性狀優(yōu)良且更具有實用能力的新品種等方式來提高植物對重金屬的耐受及富集能力[44- 45]，如靶向抗氧化防御系統(tǒng)與活性氧清除系統(tǒng)可作為植物對抗重金屬脅迫的潛在策略，采用基因工程或基于MAS的方法來增加活性抗氧化劑的產(chǎn)生，這需要更好的理解和研究植物防御系統(tǒng)在重金屬脅迫中所產(chǎn)生的調(diào)控作用[46]。

目前大部分研究還只是針對實驗內(nèi)水培植物對重金屬的處理，實際上污水中重金屬離子及有機物成分較為復雜，此外，水生植物對各金屬均有一定吸附性，如何提高水生植物對重金屬的特異性吸附也是一個值得探討的問題。