周佳棟，馬丹丹，劉 敏，洪小慧，傅嘉輝，蔣璐蔓， 呂丹丹，方佳琪，曹 勇，李偉東

(1. 杭州師范大學錢江學院，浙江 杭州 310018；2. 浙江天川環(huán)?？萍加邢薰?，浙江 杭州 310015； 3. 浙江水美環(huán)保工程有限公司，浙江 杭州 310036；4. 浙江瑞啟環(huán)境檢測有限公司，浙江 杭州 310021)

隨著現(xiàn)代工業(yè)的發(fā)展，水污染問題普遍存在.典型的重金屬污染物如銅、錳、鎘(Cu、Mn、Cd)等，在世界各地很多水體中被檢出[1-2].開展重金屬污染水體的治理修復技術研究工作已刻不容緩.傳統(tǒng)的物化法，相對治理費用高，存在二次污染風險，不能被廣泛應用.水生植物修復法因其綠色環(huán)保等原因在重金屬污染水體的治理上備受關注[3].國外研究表明，水芙蓉(Pistiastratiotes)[4]、車前草(Plantagomajor)[5]可有效吸收水體中銅和汞等重金屬離子.千屈菜(Lythrumsalicaria)可以快速降低鎳離子濃度[6].金魚藻(Ceratophyllumdemersum)可以用于鎘和鉛污染水體的生態(tài)修復[7].浮萍(Lemnaminor)[8]能去除鋅、銅和鎘等重金屬離子.鳳眼蓮(Eichhorniacrassipes)[9]和綠蘿(Epipremnumaureum)[10]等對銅、鎘和鉛等都有較好的去除效果.國內就綠蘿[11-12]、水芙蓉[13]、鳳眼蓮[14]、眼子菜(Potamogetondistinctus)[15]、空心蓮子草(Gynuracrepidioides)[16]、籽粒莧(Amaranthushypochondriacus)[17]、水鱉(Hydrocharisdubia)[18]、浮萍[19]、菹草(Potamogetoncrispus)[20]等水生植物對重金屬污染水體的修復研究也表明，水生植物法具有較好的應用價值，是一種極具發(fā)展?jié)摿Φ木G色生態(tài)修復技術.

目前的研究大多以單一水生植物對單一重金屬離子處理為主，對其他共存重金屬的耐受性和水生態(tài)系統(tǒng)的植物多樣復合型研究普遍不足，對植物凈化重金屬的機制及抗性機理研究不夠深入，難以治理復合(多種)重金屬污染的水體.因此，如何篩選出能有效富集和凈化水體重金屬復合污染的植物是水生植物修復技術的關鍵所在.水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿作為常見的水生植物，其本身繁殖能力強，能在短時間內形成較大規(guī)模的種群，同時，對典型重金屬具有較好的富集凈化能力.因此，本研究以水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿為試驗對象，開展不同水生植物對水體中Cu、Mn、Cd的富集及凈化試驗，旨在闡明合適的植物組合提高對水體重金屬凈化能力的機理，為重金屬污染水體的治理提供借鑒.

1 材料和方法

1.1 供試材料

1.1.1 水樣采集與配制

先期采集受典型重金屬Cu、Mn、Cd 等污染的河道水體，按照確定的檢測分析方法，測定水體理化性質(表1)，作為人工模擬廢水的配制指標.同時，為盡可能地模擬自然水體水質，試驗中模擬水樣用水采自杭州某高校校園內種植水生植物的無污染景觀地表水體.取水后測定水質和重金屬本底含量，并按表1所列典型重金屬污染水體的水質，配制人工模擬重金屬污染廢水用于水生植物富集重金屬和凈化水體試驗.

表1 污染河道水體的理化性質指標Tab.1 Physical and chemical properties of polluted river water

1.1.2 試驗植物選取與準備

實驗用水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿幼苗購自杭州市花卉市場，要求為生長狀況相似的同一產(chǎn)地的同一品種，并挑選大小、發(fā)育較一致的株體，去除腐爛枝葉后，用去離子水沖洗干凈，經(jīng)自然晾干葉面水分后備用.

此外，實驗中其他材料等均依照生物學相關檢測實驗要求進行，所用化學試劑均為分析純試劑.

1.2 試驗設計

采用人工模擬廢水試驗，分為單一因素的污染水體凈化試驗(A組)和多因素組合污染水體凈化試驗(B組).

1.2.1 單一因素的污染水體凈化試驗

單一處理試驗階段采用玻璃箱在室內人工環(huán)境下模擬進行，設置4個處理：A1，空白組，玻璃箱內只放入模擬污水；A2，放入水芙蓉和模擬污水；A3，放入鳳眼蓮和模擬污水；A4，放入綠蘿和模擬污水.實驗中，試驗箱按組分別放置水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿 200 g，試驗水體中凈化植物的生物量為1.67 g/L，水草覆蓋面積占試驗箱面積的20%左右.采用復合添加的方法，將含Cu2+、Mn2+、Cd2+的化合物分別充分溶解后加入每個箱中，之后每2 d 采樣一次測定相關指標，歷時21 d.

1.2.2 多因素組合污染水體凈化試驗

在單一因素污染水體富集凈化試驗的基礎上，結合實際污染水體的重金屬污染濃度特征，進行多因素組合污染水體的重金屬富集和凈化試驗.隨機生成4個多因素組合污染組和一個空白對照組(B1—B5)，采樣測定時間與單一因素試驗相同.

1.3 測定方法

1.3.1 水體中重金屬濃度測定

Mn、Cd和Cu的測定分別采用GB/T 11906—1989水質錳的測定高碘酸鉀分光光度法、GB/T 7471—1987水質鎘的測定雙硫腙分光光度法和GB/T 7475—1987水質銅的測定原子吸收分光光度法.

1.3.2 常規(guī)水質參數(shù)的測定

按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》采集和測定常規(guī)水質參數(shù).其中水溫、pH用 YSI556MPS 多參數(shù)水質儀測定，COD采用快速消解分光光度法測定，NH3-N 采用納氏試劑分光光度法測定.

1.3.3 抗氧化酶活力與丙二醛含量測定

超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)與過氧化氫酶(CAT)活力分別采用氮藍四唑(NBT)光化還原法、愈創(chuàng)木酚法和H2O2減量法測定，丙二醛(MDA)含量測定采用硫代巴比妥酸(TBA)法測定.

1.4 計算公式及數(shù)據(jù)處理

實驗中富集系數(shù)K和去除率q分別按下列公式計算：

K=N/M，q=(C0-C)/C0×100%.

式中：N—植物體中重金屬離子質量分數(shù)，mg·kg-1(以干質量計)；M—水體中重金屬離子初始質量濃度，mg·L-1；C0—吸附前溶液中重金屬離子質量濃度，mg·L-1；C—吸附后溶液中剩余重金屬離子質量濃度，mg·L-1.

采用Excel和SPSS 18.0進行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析.

2 結果與分析

2.1 水生植物對重金屬的富集能力

表2 不同植物對重金屬的富集能力Tab.2 Accumulation ability of heavy metals with different plants

表2為不同單一水生植物對重金屬的富集能力.由表2可知鳳眼蓮、綠蘿和水芙蓉3種水生植物對重金屬的富集能力有著較大差異：對Cu2+的富集系數(shù)表現(xiàn)為綠蘿>水芙蓉>鳳眼蓮，對Cd2+的富集系數(shù)表現(xiàn)為鳳眼蓮>水芙蓉>綠蘿，對Mn2+的富集系數(shù)表現(xiàn)為水芙蓉>綠蘿>鳳眼蓮；Cu2+、Cd2+和Mn2+的最高富集系數(shù)分別為4.02、6.82和6.32.

2.2 植物對水中重金屬的去除能力

圖1為不同植物對水中重金屬的最大去除率.由圖1可知3種水生植物對水中重金屬的去除能力也存在較大差異：對Cu2+的去除率表現(xiàn)為綠蘿>水芙蓉>鳳眼蓮，對Cd2+的去除率表現(xiàn)為鳳眼蓮>水芙蓉>綠蘿，對Mn2+的去除率表現(xiàn)為水芙蓉>綠蘿>鳳眼蓮；對Cu2+、Mn2+和Cd2+的最高去除率分別為57.59%、52.25%和84.21%.

圖1 不同植物對水中重金屬的最大去除率Fig.1 Maximum removal rate of heavy metals from water by different plants圖2 多種植物組合對水中重金屬的去除率Fig.2 Removal rate of heavy metals in water by multiple plant combinations

圖2為多種植物組合對水中重金屬的去除率.與圖1相比，由于多因素組合中單種植物生物量減少，導致水體中各重金屬的去除率發(fā)生較大改變，整體上單位質量的混合植株對水體中重金屬的去除率高于單位質量的單一植株.B3組(水芙蓉+綠蘿)對水體中Cu、Mn、Cd的去除率均高于B4(鳳眼蓮+綠蘿)、B5組(水芙蓉+鳳眼蓮+綠蘿)，對Cu的去除率高于B2組(水芙蓉+鳳眼蓮)，對Mn、Cd的去除率則低于B2組.總的來說，B2組在處理以Cd污染為主的重金屬污染中更有優(yōu)勢，而B3組在處理以Cu污染為主的重金屬污染中更有優(yōu)勢.圖3為不同組合下，植物對水體污染物達到最大去除率的時間.由圖3可知，3種水生植物對3種典型重金屬復合污染中的重金屬去除表現(xiàn)出一定的規(guī)律性：1)在實驗所設置的重金屬濃度條件下，鳳眼蓮、水芙蓉和綠蘿比較適用的凈化周期為14 d左右，即14 d左右可以更換植株(撈出植株進行集中無害化處理)，同時進行下一周期的凈化處理.2)多種水生植物的組合體系對重金屬復合污染達到最大去除率的時間呈縮短趨勢(凈化周期從14 d下降到11 d以內)，說明水生植物間的協(xié)同增益作用能加快植物對重金屬離子的吸附及對污染水體的凈化.

圖3 各組中植物達到最大去除率的時間Fig.3 Time required for the maximum removal rate with different group plants

2.3 重金屬對植株丙二醛含量及抗氧化系統(tǒng)相關酶的影響

表3為不同植株在重金屬污染水體作用下，植株葉片中丙二醛(MDA)的含量及抗氧化系統(tǒng)相關酶的濃度.

表3 重金屬對單一植株抗氧化系統(tǒng)的影響

由表3可知，與空白對照組相比，重金屬處理后水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿葉片中的MDA含量顯著提高，提高幅度分別為202.9%、214.6%、261.2%.重金屬作用下3種植物葉片中的SOD活性顯著上升，POD和CAT活性卻顯著下降，這表明重金屬脅迫顯著抑制了植物的POD及CAT活性.

表4為不同組合在重金屬污染水體作用下，植株葉片中MDA含量及抗氧化系統(tǒng)相關酶濃度的分布.由表4可知，多因素組合中植株葉片中的MDA含量較單一因素組明顯下降，多種植物的協(xié)同作用顯著減輕了重金屬脅迫對POD及CAT活性的抑制.SOD活性的降低，不僅可以提高植物對重金屬的抗性，還能增強耐抗植物對重金屬污染水體的治理效果.

表4 重金屬對不同組合植株抗氧化系統(tǒng)的影響Tab.4 Effects of antioxidant systems to different combinations of plants by heavy metal

續(xù)表4

3 討論

3.1 水生植物凈化重金屬污染水體的機制

水生植物生長過程中需要從周圍環(huán)境中吸收營養(yǎng)物質，重金屬如Cu、Mn等也是植物生長所必需的元素.這些元素通過膜表面的轉運蛋白運輸進入植物細胞[3-4].非必需元素如Cd等進入植物體可能是由于它們能與體內的羰基糖醛酸結合[5-8].植物可通過區(qū)域化作用把吸收的重金屬隔離在其體內特定部位從而降低重金屬的毒害.重金屬一旦進入植物細胞中，就被液泡吸收，從而從細胞液中去除，減輕了重金屬對植物的直接毒害和脅迫作用.因此液泡是植物體內重金屬貯存和降低重金屬對植物危害的重要場所[21].

3.2 重金屬對水生植物的影響

環(huán)境中的重金屬對生物體有多重功能.低濃度的Cu、Mn等是植物進行正常生理代謝所必需的，但當濃度過高時對植物體有害.而非必需元素如Cd等即使在低濃度下對生物體也有毒害作用[22].MDA是膜脂過氧化的最終產(chǎn)物，其含量高低與植物的氧化傷害呈正相關[23].在本試驗的重金屬濃度條件下植株葉片MDA的含量顯著增加，表明重金屬離子對植株產(chǎn)生了氧化傷害.重金屬脅迫抑制了水芙蓉等植物體內CAT和POD的活性，這可能是造成植株葉片氧化傷害的原因[4,24]，降低水中重金屬濃度能有效降低重金屬脅迫對生物酶的抑制.因此治理復合重金屬污染水體時，可先用富集系數(shù)高并且耐受能力強的植物處理其中的一部分重金屬[5,25]，再進行后續(xù)處理.

3.3 富集重金屬植物的后續(xù)處理

在試驗中發(fā)現(xiàn)，水中的重金屬達到最大去除率之后，其含量在接下來的一段時間不斷上升，這可能是由于部分植株腐爛后釋放其富集的重金屬所致.因此植株在治理水域達到其生長周期后，應進行回收處理.對回收的植物目前常采用焚燒、壓縮填埋、灰化等方法進行處理[26]，但這些方法都存在造成二次污染的風險.因此可采用焚燒后進行濕法提取與凈化的方法從植株中回收重金屬[27]，這在一定程度上符合可持續(xù)發(fā)展的思想.

4 結論

1)水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿對Cu、Mn、Cd等重金屬的富集能力不同.其中對Cu的富集能力以綠蘿為最高，對Cd以鳳眼蓮為最高，對Mn以水芙蓉為最高.最高的富集K值分別為4.02、6.82和6.32.

2)3種水生植物對Cu、Mn、Cd等重金屬的去除率各不相同，綠蘿對Cu2+的最高去除率為57.59%，水芙蓉對Mn2+的最高去除率為52.25%，鳳眼蓮對Cd2+的最高去除率為84.21%.

3)適當?shù)闹参锝M合能夠提高對污染水體中重金屬的去除效果.其中B2(水芙蓉+鳳眼蓮)組合對以Cd污染為主的重金屬污染更有優(yōu)勢，B3(水芙蓉+綠蘿)組合對以Cu污染為主的重金屬污染水體效果更好.

4)適當?shù)闹参锝M合相比單一植物處理，能縮短凈化處理的周期.其中B5組(水芙蓉+鳳眼蓮+綠蘿)對復合重金屬污染水體的最佳凈化周期從單植物的14 d縮短到11 d以內.

5)多因素組合中植株葉片的MDA含量較單一因素組明顯下降，多種植物的協(xié)同作用顯著減輕了重金屬脅迫對POD及CAT活性的抑制，SOD活性降低.這不僅減輕了重金屬脅迫對植物的影響，還可以提高植物對重金屬的抗性和耐受性，增強耐抗植物對重金屬污染水體的治理效果.