水生植物生态修複重金屬污染水體

　　重金屬污染水體的治理修複方法主要有化學法、物理法、生物法等，物理法與化學法處理成本較高、效果不明顯，相(xiàng)比而言，利用水生植物進行生态修複的生物法具有治理成本低、環保美觀等優點，受到研究者的廣泛重視，目前生物法在重金屬污染修複中的應用逐步增大。

　　水生植物主要包括水生維管束植物和高等藻類，分爲挺水、漂浮、浮葉、沉水等4種類型，通過培育水生植物，利用水生植物根系和莖葉對重金屬的吸收、轉化、富集等功能可以降低水體中重金屬濃度。當水生植物生物量增長到一定程度，通過割除水生植物可以最終實現(xiàn)重金屬從污染水體中去(qù)除。本研究綜述了挺水、漂浮、浮葉、沉水等4種水生植物在生态修複重金屬污染水體領域的進展，重點闡述了水生植物對重金屬的蓄積效果，以及生态修複的影響因素，爲水生植物在重金屬污染水體修複中的應用提供依據。

　　一、水生植物去(qù)除重金屬的效果研究

　　1.1 挺水植物

　　挺水植物的根、根莖一般生長在水體的底泥之中，莖、葉挺出水面。挺水植物主要通過發達的不定根、定根、主根吸收并積累水中的重金屬，其根部積累重金屬的能力一般大于莖部和葉部。常見(jiàn)的挺水植物有蘆、蒲草、荸荠、水雍、荷花、香蒲等。挺水植物在水環境中生長時，其植物體内重金屬的含量與水體中重金屬的濃度相(xiàng)關。研究發現(xiàn)，水雍對重金屬的積累能力優異，其對Cu、Mo、Cr、Cd的積累量可分别達62、5、13、11μg/g(以植物幹質量的重金屬質量濃度計，下同)。挺水植物香蒲對重金屬的轉運系數相(xiàng)對較高，耐受性較好，種植于高濃度Pb環境中的香蒲，其地下部分Pb質量濃度可達20mg/kg左右。其中寬葉香蒲可作爲重金屬污染水體的指示植物，其葉片對Zn、Mn的濃縮系數大于1，長苞香蒲生長3個月後對Cu、Zn的去(qù)除率可分别達到38%、36%。

　　研究發現(xiàn)，将水龍種植在含有0.501mg/LHg、103.55mg/LFe、5.556mg/LCu、28.056mg/LZn的廢水中，21d後Hg、Fe、Cu、Zn的去(qù)除率分别達32.6%、44.9%、63.7%、99.7%。羽毛草、水薄荷、水龍均對高濃度含Zn廢水表現(xiàn)出超強的處理淨化能力，可用于電鍍廠和冶煉廠含Zn廢水的處理。對種植西伯利亞鸢尾的垂直流人工濕地進行研究，當進水中Cd分别爲1、3、6mg/L時，濕地對Cd的平均去(qù)除率分别爲93.3%、90.2%、92.1%，西伯利亞鸢尾地上部分Cd富集量分别達0.28、0.61、1.41mg/株，地下部分Cd富集量分别達3.48、10.81、19.40mg/株，可見(jiàn)西伯利亞鸢尾根部具有更強的Cd吸收富集能力。将石菖蒲、菖蒲種植于人工濕地系統處理城市污水，第15天時城市污水中Cr、Pb、Cd去(qù)除率分别達78.1%、83.2%、91.4%，可見(jiàn)石菖蒲、菖蒲對Cr、Pb、Cd具有較高的去(qù)除性能，因此常用于環境治理修複的應用案例中。假馬齒苋、席草對Cr具有優異的蓄積能力，将假馬齒苋、席草置于初始質量濃度爲5mg/L的含Cr廢水中，7d後兩者對Cr的積累量可分别達1600、739μg/g。風水草在初始質量濃度均爲1.0mg/L的含Cr、Mn廢水中培養10d後，植物體内Cr、Mn積累量可分别達到44、198μg/g。

　　1.2 漂浮植物

　　漂浮植物的根不着生于泥中，株體漂浮于水面之上，随水流、風等四處漂泊。漂浮植物主要有水浮蓮、鳳眼藍、浮萍等，對重金屬均表現(xiàn)出較強的蓄積能力。陳文萍等将普通鳳眼藍和紫根鳳眼藍置于10mg/L含Cd2+溶液中培養2d，Cd2+去(qù)除率分别可達74.8%、86.0%，在10mg/L含Zn2+溶液中培養2d，Zn2+的去(qù)除率分别爲76.0%、90.1%。鳳眼藍對Cu也具有較強的蓄積能力，其在5mg/L含Cu水體中培養14d後，植株體内Cu的質量濃度高達314mg/kg。浮萍對Cd、Se、Cu的吸收和蓄積能力較強，對Pb、Ni的蓄積能力較弱。王鳳珍等在對墨水湖湖濱帶周邊植物進行研究時發現(xiàn)，浮萍具有較強的重金屬綜合富集能力，其對Cd、Cu、Hg3種重金屬元素的富集系數分别爲5.76、3.58、2.79。将浮萍置于不同質量濃度(1、3、5mg/L)的Cd(NO3)2中培養兩周，Cd2+去(qù)除率均達到80%以上，Cd(NO3)2爲3mg/L時Cd2+去(qù)除率最高，爲87%。滿江紅在含有0.1~3.0mg/LHg的廢水中培養6d後，Hg的去(qù)除率可達80%~94%。卡州萍在含有0.1~1.0mg/LHg和Cr的廢水中培養12d後，Hg、Cr去(qù)除率可達到75%~100%。紅萍在分别含4mg/LPb、Cd、Ni、Zn的廢水中培養15d，Pb、Cd、Ni、Zn去(qù)除率可分别達到61%、57%、68%、74%，細綠萍在含15mg/LPb、10mg/LHg的廢水中培養7d後，Pb、Hg去(qù)除率可分别達到98.9%、86.8%。滿江紅、卡州萍、細綠萍則對Hg的蓄積能力突出，其中滿江紅、卡州萍可适用于低濃度含Hg廢水處理，而細綠萍則适用于高濃度的含Hg廢水的淨化治理。

　　1.3 浮葉植物

　　浮葉植物生于淺水中，根生長于水底，葉片浮在水面，常見(jiàn)的浮葉植物有蓮、睡蓮、菱、水鼈、荇菜等。菱對重金屬蓄積能力與環境中重金屬濃度成正比，當水體中Cd、Pb質量濃度分别爲0.11、0.71μg/mL時，菱植株内Cd、Pb可分别達到13.05、87.75μg/g。周虹霞等對滇池湖岸植物進行實地踏查和研究，發現(xiàn)滇池邊生長的野菱、水鼈等2種浮葉植物在水質淨化中發揮重要作用，成爲優勢浮葉植物。宋力等采用睡蓮對黑臭河道重金屬進行修複，通過全譜直讀電感耦合等離(lí)子發射光譜測定水體沉積物、植物中重金屬含量，發現(xiàn)睡蓮對沉積物中重金屬平均去(qù)除率爲18.23%，經治理修複後水體沉積物中Cr、Pb、Ni的主要形态爲殘渣态，Cd、Cu的主要形态爲弱酸溶解态。Cu、Ni在睡蓮中的含量分布爲莖<葉<根，Cd和Pb的含量分布爲葉<莖<根。在不同質量濃度(5、15、25mg/L)的含Cu廢水中進行睡蓮水培試驗，發現(xiàn)培養30d後睡蓮對全量Cu去(qù)除率均可達90%左右，其中根部對Cu的富集能力相(xiàng)對較高。睡蓮是(shì)諸多浮葉植物中蓄積Cr(Ⅵ)能力最出色的物種之一，能同時适用于高中低濃度含Cr(Ⅵ)廢水的處理，并且蓄積量大，抗逆性強，在熱帶及溫寒帶的淺水區域均可生長，可用于不鏽鋼企業廢水、皮革廢水中Cr(Ⅵ)的去(qù)除。

　　1.4 沉水植物

　　沉水植物的植株全部位于水層以下，通氣組織比較發達，根部和葉部均可蓄積較高的重金屬。沉水植物的葉子多爲帶狀或絲狀，常見(jiàn)的沉水植物有苦草、金魚藻、狐尾藻、黑藻、眼子菜等。沉水植物中的藻類具有較強的重金屬富集能力，能夠富集Pb、Hg、Cu、Cd、Fe、Zn等重金屬元素。黑藻對池塘底泥中的Hg、Cd均有較好的富集去(qù)除能力，其對兩種重金屬的富集系數均大于1。将輪葉黑藻在0.2mg/L的含Hg廢水中培養4d後，植株内Hg的積累量可達13.2μg/g，在1~50mg/L的含Se廢水中培養7d後，Se去(qù)除率大于92%，可見(jiàn)輪葉黑藻可用于硒礦廢水的淨化處理。将狐尾藻分别在含0.5mg/LCo、4.6mg/LNi、1.5mg/LCu、612mg/LZn的廢水中培養84d，其對Co、Ni、Cu、Zn的去(qù)除率分别爲74%、75%、74%、81%，菹草在含0~64mg/LCd的廢水中培養4d後，Cd的去(qù)除率高達90%以上。有研究人員(yuán)利用生态缸進行水體底泥重金屬污染的富集實驗，從富集量、生物富集系數和去(qù)除率等指标探究金魚藻對Cu、Pb複合污染底泥的修複效果，結果表明金魚藻富集效果最佳的時間段爲培養第63~84天，金魚藻對Cu的生物富集系數達到5.6。劉梅等采用室内盆栽實驗方法，将苦草在Cu質量濃度爲112.42mg/kg水體底泥中培養120d，通過定期測定根際土壤和收割根莖葉部位相(xiàng)關指标，結果顯示苦草對Cu具有較優異的富集去(qù)除性能，底泥Cu去(qù)除率達到55.72%。張飲江等對伊樂藻在不同pH與Cd濃度下的生長狀況及去(qù)除Cd效果進行了研究，結果表明伊樂藻在pH爲8.5、Cd爲15μg/L的溶液中對Cd的去(qù)除效果最好，Cd去(qù)除率可達92%。研究人員(yuán)對淮河支流若幹種沉水植物進行了重金屬富集實驗，發現(xiàn)小茨藻和龍須眼子菜對重金屬Cu、Pb、Cd、Zn的富集系數爲58~1515，小茨藻對Cd的富集最強，龍須眼子菜對Zn、Cu富集較強。黑藻培植簡單、生長環境要求寬松，可用于中低濃度含Hg廢水的淨化處理，狐尾藻和菹草繁殖力強、生長旺盛，表現(xiàn)出超強的重金屬去(qù)除效果，可用于高濃度含Cd廢水的淨化處理，伊樂藻、小茨藻等可用于低濃度的含Cd廢水的淨化處理。

　　二、水生植物生态修複重金屬污染水體的影響因素

　　2.1 水生植物的種類與生物量

　　目前研究發現(xiàn)的重金屬富集水生植物約有700多種，不同種類的水生植物對重金屬污染水體的生态修複能力不同，一般而言，生活在水中的沉水植物生态修複能力大于漂浮、浮葉植物，挺水植物的生态修複能力最弱。同一類型的水生植物，一般而言根系發達的水生植物積累重金屬的能力強于根系弱的水生植物，一方面根系發達的水生植物富集吸收能力更好，另一方面根系附着的微生物有利于輔助重金屬離(lí)子的轉化、吸收、富集。

　　水生植物生态修複重金屬的能力還與生物量密切相(xiàng)關。任安芝等發現(xiàn)，在15mg/L含Pb、Hg廢水中培養細綠萍，爲保證其對Pb、Hg的蓄積效果，細綠萍生物量在8~12g/L爲宜。生物量過大，水生植物間由于存在對陽光、氧氣、營養養分等的競争，會導緻水生植物的生長繁殖受到抑制，并且在非熱帶地區，冬天時過密的植物産生枯萎殘體進入水體，易導緻富集的重金屬再次進入水體。但(dàn)若單位面積生長的水生植物生物量較少，則水生植物植株内蓄積的重金屬含量過高，影響水生植物生長和污染淨化治理效果。

　　2.2 株齡與處理時間

　　水生植物生态修複重金屬能力也受植株株齡影響，成熟植株蓄積重金屬的能力明顯強于幼小植株。睡蓮在處理含Cr(Ⅵ)水體時，其幼小植株蓄積重金屬的能力明顯較成熟植株弱。一般而言，成熟植株單株生物量大、新陳代謝旺盛、根系附着微生物多、植株抗性強，對重金屬富集能力強。

　　水生植物修複治理重金屬污染水體的效果與植株在水體中的生長時間相(xiàng)關。胡天印等[41]研究了種植密度和培養時間對菹草富集水體底泥重金屬Cd(35.82mg/kg)的影響，發現(xiàn)在培養0~90d過程中，菹草體内Cd含量逐漸增加。但(dàn)并非所有水生植物都是(shì)培養時間越長越好，采用細綠萍對Pb污染水體的生态治理修複實驗中，水體中的Pb在實驗第8天後逐漸升高，這主要是(shì)由于細綠萍壞死的根莖或葉等腐爛分解向水體釋放(fàng)Pb。在浮萍對重金屬Cd的富集實驗中發現(xiàn)，浮萍體内Cd的生物富集量随處理時間增加，并未呈現(xiàn)單調曲線(xiàn)，而是(shì)在第8天達到最大值(1.6mg/g)，第8~12天富集量反而降低。因此，采用水生植物修複重金屬污染水體時，植株培養時間不宜過短或過長，應控制最合适的處理時間，達到重金屬最大蓄積量時及時撈出或進行收割。

　　2.3 重金屬種類與濃度

　　由于不同重金屬的化學性質迥異，不同種類水生植物生理特征懸殊，不同水生植物對重金屬元素的蓄積吸收及去(qù)除能力不同。如水薄荷、羽毛草、水龍、篦齒眼子菜和馬來眼子菜蓄積重金屬能力各異。其中篦齒眼子菜和馬來眼子菜蓄積Cd能力大于Pb和Mn。

　　水生植物生态修複重金屬污染水體的能力還受重金屬元素初始濃度的影響。當重金屬濃度處在水生植物緻死阈值以下時，水生植物蓄積重金屬的能力随着水體中重金屬濃度的升高而升高。如睡蓮在含不同濃度Cr(Ⅵ)的污染水體中生長，根莖葉中蓄積的重金屬含量随着水中Cr(Ⅵ)濃度的升高而升高。黑藻在處理含Hg污染水體時，如Hg的濃度在水生植物緻死阈值以下，則黑藻對Hg的蓄積能力随着水體中Hg濃度的升高而升高，其他多數水生植物均存在類似現(xiàn)象，如浮萍、苦草、滿江紅、細綠萍、石菖蒲、假馬齒苋、香蒲等。

　　2.4 溫度與pH的影響

　　喜溫水生植物在夏天一般具有較高重金屬蓄積能力，到了冬天，由于溫度過低，蓄積重金屬的能力則大幅下降。如喜溫水生植物鳳眼藍、睡蓮、細綠萍在13℃以下不能良好生長，無法表現(xiàn)出色的蓄積重金屬能力，隻有在25℃以上才會旺盛生長，發揮較佳的蓄積重金屬能力。耐寒水生植物由于在冬天生長旺盛，在冬天較低氣溫下也能發揮較強的蓄積重金屬的能力。

　　水生植物生态修複重金屬污染水體的效果還受水體pH的制約，過酸過堿均會影響水生植物的正常生長和蓄積重金屬能力的發揮，偏中性的水體有利于水生植物的生長和重金屬的蓄積。水浮蓮在處理偏堿性含Cu2+水體時，由于堿性條件下Cu2+易形成沉澱或絮凝，從而影響水浮蓮正常吸收蓄積Cu2+的能力。苦草、風車草、席草、菖蒲、水薄荷、美人蕉、再力花等在過酸或過堿水體條件下，植株生長或富集重金屬能力均會受到較大影響。

　　2.5 其他因素

　　水生植物蓄積重金屬的能力還受其他因素影響，如水生植物的栽培方式、水體共存離(lí)子等。對于多數重金屬污染水體，用于淨化的水生植物應盡量采用适當種植密度下的混種方式，采用多種生物富集功能相(xiàng)近的物種合理搭配種植，發揮多物種在吸收富集重金屬離(lí)子方面的協同作用。對一些水生植物而言，水體中其他離(lí)子的存在會降低其吸收蓄積重金屬的能力。如在重金屬污染廢水中加入1%(質量分數)NaCl後，細綠萍對Pb、Cd、Ni、Zn去(qù)除率均下降明顯。CHOO等發現(xiàn)，将睡蓮培養在隻存在Cr(Ⅵ)的污染水體中，其對Cr(Ⅵ)的蓄積能力遠大于伴随存在Cu的複合重金屬污染水體。然而，若幹特定其他重金屬元素的存在則會提高水生植物對某種重金屬的吸收蓄積能力。Ca2+的存在會使睡蓮對Cd2+的蓄積能力大幅增加，在50mg/L含Cd2+水體中加入500mg/L的Ca2+，睡蓮根部對Cd的蓄積能力将提高48%。

　　三、水生植物生态修複的适用範圍和不足

　　3.1 适用範圍

　　目前隻有少數種類的水生植物可用于常見(jiàn)低濃度重金屬的吸收和生物積累，且一般适用于流速較慢(màn)的江河及湖泊的重金屬污染水體修複。

　　水雍、香蒲、美洲水蔥、蘆葦、風水草、鸢尾、羽毛草、水龍、石菖蒲、假馬齒苋、席草、水薄荷等挺水植物積累重金屬的能力優異，可用于對水體中低濃度Al、Hg、Cu、Fe、Mo、Cr、Cd、Zn、Mn、Pb等重金屬的生物富集吸收。

　　水浮蓮、鳳眼藍、紫萍、滿江紅、浮萍、細綠萍、槐葉萍、卡州萍等漂浮植物的根和莖蓄積重金屬的能力很強。可對污染水體中低濃度的Fe、Cu、Ag、Cd、Cr、Ni、Pb、Zn、Se、Hg發揮較好的蓄積作用。

　　某些種類的浮葉植物能對特定的重金屬離(lí)子發揮較好的治理修複效果。田字萍、菱、睡蓮能對低濃度Hg、Mn、Cd、Cu、Cr、Pb發揮較好的吸收和蓄積作用。

　　沉水植物吸收和蓄積水體重金屬能力也很強。狐尾藻、菹草、水池草、眼子菜、黑藻等可蓄積Co、Mn、Ni、Se、Fe、Al、Pb、Hg、Zn、Cu、Cr、Cd、As等低濃度重金屬元素。

　　3.2 不足之處

　　水生植物生态修複重金屬污染水體的主要不足之處有：(1)可選用的水生植物種類有限，(2)僅适用于流速較慢(màn)的重金屬污染河流和湖泊，(3)水生植物吸收重金屬的能力有限，對于高濃度的重金屬水體難以适用，(4)水生植物生長到一定程度需要定期割除，避免植株吸收重金屬能力的下降，(5)水生植物蓄積重金屬的後續無害化處理需要高度關注，避免重金屬再次進入環境介質及生态系統。

　　四、水體重金屬進入食物網的生态過程

　　水體中的重金屬元素最先通過水生植物根莖葉等部位被吸收和蓄積，随着水生植物被不同級别的消費(fèi)者捕食，其所含的重金屬元素也沿着食物網傳遞，産生生物累積效應。目前用于研究重金屬在食物網中累積和傳遞的方法主要有碳氮穩定同位素法和腸胃含物分析法，部分重金屬會在食物鏈轉移過程中産生生物累積放(fàng)大現(xiàn)象。QUINN等在湖泊水體中發現(xiàn)了Cd、Zn的生物累積放(fàng)大現(xiàn)象。

　　Hg、Se等重金屬在水生食物網上的傳遞存在明顯生物放(fàng)大特性。BIDDINGER等研究發現(xiàn)，在二形栅藻→水蚤→長鳍無須�的食物鏈上存在明顯的Se富集現(xiàn)象。BARWICK等通過對麥加利湖海草生态系統的研究，發現(xiàn)兩種肉食性魚類體内Se富集量是(shì)浒苔屬植物的近30倍。CAMPBELL等對巴芬灣北部水域生态系統食物網的研究結果表明，魚類和鳥類肌肉及肝髒組織Hg含量遠高于第一營養級的水生植物中的含量。研究發現(xiàn)Cd、Pb也存在生物累積放(fàng)大現(xiàn)象，但(dàn)是(shì)放(fàng)大效應不顯著，不過另有研究表明在水生生态系統中Cd、Pb存在生物稀釋現(xiàn)象。

　　五、結論與展望

　　利用水生植物修複重金屬污染水體具有治理成本低、景觀效果好等優點，在水體修複領域具有廣闊的應用空間。未來應挑選适應性強、抗逆性佳、生物量大、蓄積能力好的水生植物，提高生态修複重金屬水體的能力。最好篩選具有生長迅速、生物量大、易割除、能适應冬季低溫等特點的水生植物，研究者可将研究重點轉向利用基因工程和組織培養技術培養具有良好綜合性能和超富集重金屬能力的新物種。此外，利用多種水生植物的合理搭配組合，可以發揮多種水生植物在吸收蓄積不同種重金屬元素的功效，組成較合理的植物群落，提高水生植物群落的自動調節能力和生态穩定性，有望于不同季節都能實現(xiàn)較高效的重金屬吸收蓄積能力。(來源：海南省環境科學研究院(海南省環境監測中心站);吉林大學化學學院)