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(xué)錢江學(xué)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(cè)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(wèn)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(kāi)展重金屬污染水體的治理修復(fù)技術(shù)研究工作已刻不容緩.傳統(tǒng)的物化法，相對(duì)治理費(fèi)用高，存在二次污染風(fēng)險(xiǎn)，不能被廣泛應(yīng)用.水生植物修復(fù)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(guān)注[3].國(guó)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(yú)藻(Ceratophyllumdemersum)可以用于鎘和鉛污染水體的生態(tài)修復(fù)[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(duì)銅、鎘和鉛等都有較好的去除效果.國(guó)內(nèi)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(duì)重金屬污染水體的修復(fù)研究也表明，水生植物法具有較好的應(yīng)用價(jià)值，是一種極具發(fā)展?jié)摿Φ木G色生態(tài)修復(fù)技術(shù).

目前的研究大多以單一水生植物對(duì)單一重金屬離子處理為主，對(duì)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(fù)合型研究普遍不足，對(duì)植物凈化重金屬的機(jī)制及抗性機(jī)理研究不夠深入，難以治理復(fù)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?gòu)?fù)合污染的植物是水生植物修復(fù)技術(shù)的關(guān)鍵所在.水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿作為常見(jiàn)的水生植物，其本身繁殖能力強(qiáng)，能在短時(shí)間內(nèi)形成較大規(guī)模的種群，同時(shí)，對(duì)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(yàn)對(duì)象，開(kāi)展不同水生植物對(duì)水體中Cu、Mn、Cd的富集及凈化試驗(yàn)，旨在闡明合適的植物組合提高對(duì)水體重金屬凈化能力的機(jī)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(cè)分析方法，測(cè)定水體理化性質(zhì)(表1)，作為人工模擬廢水的配制指標(biāo).同時(shí)，為盡可能地模擬自然水體水質(zhì)，試驗(yàn)中模擬水樣用水采自杭州某高校校園內(nèi)種植水生植物的無(wú)污染景觀地表水體.取水后測(cè)定水質(zhì)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(zhì)，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(yàn).

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

1.1.2 試驗(yàn)植物選取與準(zhǔn)備

實(shí)驗(yàn)用水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿幼苗購(gòu)自杭州市花卉市場(chǎng)，要求為生長(zhǎng)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(shí)驗(yàn)中其他材料等均依照生物學(xué)相關(guān)檢測(cè)實(shí)驗(yàn)要求進(jìn)行，所用化學(xué)試劑均為分析純?cè)噭?

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

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

1.2.1 單一因素的污染水體凈化試驗(yàn)

單一處理試驗(yàn)階段采用玻璃箱在室內(nèi)人工環(huán)境下模擬進(jìn)行，設(shè)置4個(gè)處理：A1，空白組，玻璃箱內(nèi)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(shí)驗(yàn)中，試驗(yàn)箱按組分別放置水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿 200 g，試驗(yàn)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(yàn)箱面積的20%左右.采用復(fù)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(gè)箱中，之后每2 d 采樣一次測(cè)定相關(guān)指標(biāo)，歷時(shí)21 d.

1.2.2 多因素組合污染水體凈化試驗(yàn)

在單一因素污染水體富集凈化試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，結(jié)合實(shí)際污染水體的重金屬污染濃度特征，進(jìn)行多因素組合污染水體的重金屬富集和凈化試驗(yàn).隨機(jī)生成4個(gè)多因素組合污染組和一個(gè)空白對(duì)照組(B1—B5)，采樣測(cè)定時(shí)間與單一因素試驗(yàn)相同.

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 水體中重金屬濃度測(cè)定

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

1.3.2 常規(guī)水質(zhì)參數(shù)的測(cè)定

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

1.3.3 抗氧化酶活力與丙二醛含量測(cè)定

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

1.4 計(jì)算公式及數(shù)據(jù)處理

實(shí)驗(yàn)中富集系數(shù)K和去除率q分別按下列公式計(jì)算：

K=N/M，q=(C0-C)/C0×100%.

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

采用Excel和SPSS 18.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 水生植物對(duì)重金屬的富集能力

表2 不同植物對(duì)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(duì)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(duì)重金屬的富集能力有著較大差異：對(duì)Cu2+的富集系數(shù)表現(xiàn)為綠蘿>水芙蓉>鳳眼蓮，對(duì)Cd2+的富集系數(shù)表現(xiàn)為鳳眼蓮>水芙蓉>綠蘿，對(duì)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(duì)水中重金屬的去除能力

圖1為不同植物對(duì)水中重金屬的最大去除率.由圖1可知3種水生植物對(duì)水中重金屬的去除能力也存在較大差異：對(duì)Cu2+的去除率表現(xiàn)為綠蘿>水芙蓉>鳳眼蓮，對(duì)Cd2+的去除率表現(xiàn)為鳳眼蓮>水芙蓉>綠蘿，對(duì)Mn2+的去除率表現(xiàn)為水芙蓉>綠蘿>鳳眼蓮；對(duì)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(duì)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(duì)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(duì)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(dǎo)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(zhì)量的混合植株對(duì)水體中重金屬的去除率高于單位質(zhì)量的單一植株.B3組(水芙蓉+綠蘿)對(duì)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(duì)Cu的去除率高于B2組(水芙蓉+鳳眼蓮)，對(duì)Mn、Cd的去除率則低于B2組.總的來(lái)說(shuō)，B2組在處理以Cd污染為主的重金屬污染中更有優(yōu)勢(shì)，而B(niǎo)3組在處理以Cu污染為主的重金屬污染中更有優(yōu)勢(shì).圖3為不同組合下，植物對(duì)水體污染物達(dá)到最大去除率的時(shí)間.由圖3可知，3種水生植物對(duì)3種典型重金屬?gòu)?fù)合污染中的重金屬去除表現(xiàn)出一定的規(guī)律性：1)在實(shí)驗(yàn)所設(shè)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(jìn)行集中無(wú)害化處理)，同時(shí)進(jìn)行下一周期的凈化處理.2)多種水生植物的組合體系對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染達(dá)到最大去除率的時(shí)間呈縮短趨勢(shì)(凈化周期從14 d下降到11 d以內(nèi))，說(shuō)明水生植物間的協(xié)同增益作用能加快植物對(duì)重金屬離子的吸附及對(duì)污染水體的凈化.

圖3 各組中植物達(dá)到最大去除率的時(shí)間Fig.3 Time required for the maximum removal rate with different group plants

2.3 重金屬對(duì)植株丙二醛含量及抗氧化系統(tǒng)相關(guān)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(guān)酶的濃度.

表3 重金屬對(duì)單一植株抗氧化系統(tǒng)的影響

由表3可知，與空白對(duì)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(guān)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(duì)POD及CAT活性的抑制.SOD活性的降低，不僅可以提高植物對(duì)重金屬的抗性，還能增強(qiáng)耐抗植物對(duì)重金屬污染水體的治理效果.

表4 重金屬對(duì)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(jī)制

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

3.2 重金屬對(duì)水生植物的影響

環(huán)境中的重金屬對(duì)生物體有多重功能.低濃度的Cu、Mn等是植物進(jìn)行正常生理代謝所必需的，但當(dāng)濃度過(guò)高時(shí)對(duì)植物體有害.而非必需元素如Cd等即使在低濃度下對(duì)生物體也有毒害作用[22].MDA是膜脂過(guò)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(guān)[23].在本試驗(yàn)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(duì)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(nèi)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(duì)生物酶的抑制.因此治理復(fù)合重金屬污染水體時(shí)，可先用富集系數(shù)高并且耐受能力強(qiáng)的植物處理其中的一部分重金屬[5,25]，再進(jìn)行后續(xù)處理.

3.3 富集重金屬植物的后續(xù)處理

在試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，水中的重金屬達(dá)到最大去除率之后，其含量在接下來(lái)的一段時(shí)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(dá)到其生長(zhǎng)周期后，應(yīng)進(jìn)行回收處理.對(duì)回收的植物目前常采用焚燒、壓縮填埋、灰化等方法進(jìn)行處理[26]，但這些方法都存在造成二次污染的風(fēng)險(xiǎn).因此可采用焚燒后進(jìn)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(jié)論

1)水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿對(duì)Cu、Mn、Cd等重金屬的富集能力不同.其中對(duì)Cu的富集能力以綠蘿為最高，對(duì)Cd以鳳眼蓮為最高，對(duì)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(duì)Cu、Mn、Cd等重金屬的去除率各不相同，綠蘿對(duì)Cu2+的最高去除率為57.59%，水芙蓉對(duì)Mn2+的最高去除率為52.25%，鳳眼蓮對(duì)Cd2+的最高去除率為84.21%.

3)適當(dāng)?shù)闹参锝M合能夠提高對(duì)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(duì)以Cd污染為主的重金屬污染更有優(yōu)勢(shì)，B3(水芙蓉+綠蘿)組合對(duì)以Cu污染為主的重金屬污染水體效果更好.

4)適當(dāng)?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(duì)復(fù)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(nèi).

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(duì)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(duì)植物的影響，還可以提高植物對(duì)重金屬的抗性和耐受性，增強(qiáng)耐抗植物對(duì)重金屬污染水體的治理效果.