水体重金属污染植物修复研究进展

焦轶男, 朱 宏

(哈尔滨师范大学 生命科学与技术学院, 哈尔滨 150025)

近年来，水体重金属污染问题日益严重，已引起世界范围广泛关注。Cu、Cr、Co、Hg、Ge、Mn、Ni、Pb、Zn等，均是能对水体产生污染的重金属[1]。在中国，地表水中主要的重金属污染为Hg，其次是Cd、Ge和Pr，其他重金属如Ni、Cu在中国各类地表水、饮用水中的超标现象都很严重。根据最近几年中国黑龙江省的一次水质普查结果，对水体产生污染最为严重的重金属是Cd和Hg[1]。重金属超标在污染环境的同时还诱发各种疾病，对人类的健康造成直接或间接的威胁。因此，寻求一种快捷、有效、彻底治理水体重金属污染的方法迫在眉睫。水生植物尤其是藻类和一些沉水植物修复重金属污染水体具有投资小、针对性强、吸附量大、污染小、效率高等优点，尤其对于低浓度及一般方法不易去除的重金属可以选择性的去除，因而具有显著而独特的经济价值和生态效益。利用水生植物对水体重金属进行修复已成为环境科学领域的研究热点[2]。了解水生超富集植物类型与造成水体污染的重金属元素类型，掌握植物修复重金属的研究方法及发展方向是进一步研究植物修复水体重金属污染的理论基础。本文将从水生超富集植物类型、造成水体污染重金属元素类型、植物修复重金属研究方法3个方面进行综述，并对植物修复水体重金属污染的发展前景提出展望。

1 水生超富集植物

水生植物根据其生活方式一般分为挺水植物、浮叶植物、沉水植物和漂浮植物[3]。其中挺水植物、浮叶植物、沉水植物在植物修复方面的研究均已开展并取得相应成果，而漂浮植物的相关研究未见报道。

1.1 浮水植物

浮水植物为漂浮在水中生长或根固定在水底，叶浮在水面的水生高等植物，常见浮萍、水浮莲、睡莲等。浮萍属于浮萍科浮萍属小草本浮水植物，其对生长环境要求低、生物量大、易繁殖、易加工等优点，深受科研工作者重视，目前国内外关于浮萍对重金属吸附作用的研究日益增多，日渐深入。

刘俊等[4]比较研究了浮萍、满江红、凤眼莲3种植物对Pb2+的吸收效果。结果表明浮萍对Pb2+的吸收优于其他2种植物，治理一些特别严重的铅污染水体时，浮萍应为首选。除此之外，浮萍对As、Zn、Pb、Cd、Cu、Hg的富集系数均大于1，即对这6种重金属均产生了富集作用，可以对复合重金属污染下的水体进行修复。其吸附机制主要通过螯合和区室化作用、微生物降解、物理化学(挥发、吸附和沉降)等来耐受并吸收富集环境中的重金属[5]。

1.2 挺水植物

挺水植物为植物的根、根茎生长在水的底泥之中，茎、叶挺出水面的水生植物，分布于0～1.5 m的浅水处，其中有的种类生长于潮湿的岸边，常见有芦、莲、蒲草、荷花等。

徐德福等[6]以灯心草、菖蒲、茭白和美人蕉4种挺水植物为材料进行重金属胁迫处理，研究表明不同挺水植物在重金属抗性方面存在差异：其中灯心草和菖蒲对锌的抗性能力较强，而茭白和美人蕉较弱，并进一步得出结论，挺水植物对锌的抗性能力与其根表铁氧化物胶膜含量和地上部分铁含量有关，灯心草可作为一种工程植物用于锌污染水体的植物修复。

练建国等[7]研究了水生芦苇和香蒲对重金属钼的吸收特性，通过短期内水培实验，对比考察了2种植物对重金属钼的耐毒性、动态去除率、吸收过程及富集情况。结果表明：香蒲对重金属钼的耐毒性、去除率、富集量均高于芦苇，是重金属钼废水修复的优良选择。

1.3 沉水植物

沉水植物是指植物体全部位于水层下面营固着生活的大型水生植物，这类植物的部分都可以吸收水和养料，叶子呈带状或丝状，常见有苦草、金鱼藻、黑藻等。沉水植被是湖泊生态系统的重要组成部分, 不仅对湖泊生态系统结构和功能有十分重要的影响, 而且可净化污染、改善湖泊水环境质量[8]，可有效去除水中Zn、Pb、Cd、Cu等重金属。

薛培英等[9]研究表明，黑藻对Cu2+有强的吸附作用，其吸附主要通过静电吸附、离子交换、表面基团的共同作用，作为一种新的吸附剂，黑藻在工业废水中Cu2+的去除方面有很好的发展前景。在此基础上，薛等[10]进一步研究了Cu、As复合污染对黑藻生长、富集能力及对超氧化物歧化酶(SOD)活性的影响，结果表明黑藻具有应用于处理低浓度铜和砷单一及符合污染水体的潜力。

另外，李国新等[11]在动力学方面研究表明，黑藻属轮叶黑藻对Pb有较好的吸附能力。其吸附作用主要产生于离子交换，Pb2+易与Ca2+和Mg2+产生离子交换，从而易被黑藻吸附。

2 造成水体污染重金属元素类型

2.1 非必需重金属

非必须重金属由于某些原因未经处理就被排入河流、湖泊和海洋，由于它们不能被生物降解而使得这些水体收到严重污染。

在污染环境中，重金属主要指Cr、Co、Hg、Ge、Pb以及类金属As等生物毒性显著的重金属元素。其来源主要是矿山、冶炼、电镀、农药、油漆染料等工业。现已发现许多水生植物能较好地吸收水中的重金属离子。例如水浮莲、印度葵、香蒲等，其修复基本过程为，通过有机物将重金属还原，用底泥将其吸附后转入固相，降低重金属的迁移，减少污染的扩散，然后利用水生重金属超富集植物从底泥中将重金属提取到植物上部，人工收获、转移、焚烧后用于提取重金属，循环利用[12]。

2.2 放射性重金属元素

放射性重金属进入水环境后，可通过接触或食物链途径进入人体。其不断衰变放出射线，使人体器官失去正常的生理机能或造成组织损伤，甚至癌变。许多放射性重金属的半衰期很长，在环境中长期存在，给人们消除这些重金属造成了困难[13]。

水体中的放射性重金属来源非常广泛。如铀等矿山开采、核电站的泄漏事故以及核武器的试验与试用等。常见的放射核素主要有U、Pu、Sr、Cs、Ra、I等。由于放射性重金属不能通过生物降解而清除，在一定条件下它能够从一种形态转化为另一种形态或通过扩散迁移等作用使污染物浓度逐渐降低。依据植物在去除环境中放射重金属的方式和机制，应用于放射性重金属水体污染的植物修复技术主要有根际过滤技术、人工湿地技术和植物固定技术[14]。

3 植物应答重金属污染的检测方法

3.1 原子吸收光谱法测定植物体内重金属含量

目前，灰化原子吸收分光光度法是测定植物体内重金属含量最常用、最准确的方法。原子吸收分光光度法的测量对象是呈原子状态的金属元素和部分非金属元素，是由待测元素灯发出特征谱线通过供试品经原子化产生原子蒸汽时，被蒸汽中待测元素的基态原子吸收，通过测定辐射光强度减弱的程度，求出供试品中待测元素的含量。利用此法可以准确、快捷地测定植物样品中Zn、Pb、Cd、Cu等重金属的含量。此法干扰较小、选择性好、回收率高是检测植物体内重金属含量的优良选择[15]。

3.2 比色法检测生理毒效应

植物抗逆性涉及生理生化多方面的因素，是一种综合情况的表现。通过研究不同程度重金属污染条件下，植物的生理反应来揭示植物抗重金属机理与抗重金属能力，是研究植物抗重金属性能的基础。

过氧化物酶(peroxidase，即POD)活性、超氧化物歧化酶(Superoxide Dismutase, 即SOD)活性、过氧化氢酶(catalase，即CAT)活性、可溶性糖含量、蛋白质含量、膜质过氧化产物丙二醛(malondialdehyde，即MDA)含量及叶绿素含量对植物抗重金属属性均有比较明显的指示意义。其中SOD活性采用淡蓝四唑(nitro-blue tetrazolium，即NBT)光还原法测定，POD活性采用愈伤木酚法测定，过氧化物酶活性采用紫外分光光度法测定，可溶性糖含量采用蒽酮法，蛋白质含量采用考马斯亮蓝法，MDA含量采用硫代巴比妥酸显色法测定，叶绿体含量采用乙醇-丙酮浸提法测定[16]。

3.3 扫描电镜技术观察植物体形态变化

近年来，扫描电镜配备X 射线能谱仪EDS后发展成分析扫描电镜, 不仅比X 射线波谱仪WDS分析速度快、灵敏度高、也可进行定性和无标样定量分析。通过分析扫描电镜，可以清晰直观的从植物器官水平观察到重金属胁迫下植物体根、茎、叶形态的变化，同时应用能谱检测出植物体主要元素含量丰度的变化情况[17]。R.Fiala等[18]通过扫描电镜观察到镉胁迫下玉米根部横截面积增大，皮层细胞层数增多，由此得出皮层细胞的增多，加大了对重金属镉的贮藏能力，防治重金属的径向流动速度和效率，从而减小其对地上器官的进一步损伤。

3.4 重金属在植物体内分布的检测

植物自身有一种稳态机制称为植物内稳态机制，是植物长期进化的结果，它能减少植物对外界环境的依赖性，提高植物对外界环境的适应能力[19]。在重金属胁迫下，植物的这种稳态机制，可将不同组织或细胞器中有毒元素的含量维持在正常水平，以减少过量毒素对植物产生的毒害作用，为探究植物对过量重金属的解毒机制，近年来，不少学者围绕超积累植物叶片中重金属元素在细胞水平以及亚细胞水平上的分布特征进行了大量的研究，其研究方法主要有：

3.4.1 荧光探针技术检测植物体组织水平重金属分布

荧光探针技术将重金属阳离子识别蛋白与环化的荧光蛋白相对接，构建一种特异性荧光探针，能够有效地与植物体内重金属阳离子结合并产生荧光效应，利用这一技术可有效对植物体内重金属分布进行观察，不同重金属离子对应不同的荧光探针，其显示的荧光颜色也存在差异(锌-绿色荧光，铅-红色荧光)具体方法参考Sinclain等和Hanikenne等的方法[20， 21]。

3.4.2 透射电子显微镜测定重金属在植物体亚细胞水平的分布

透射电子显微镜(Transmission electron microscopy，TEM)，简称透射电镜，是把经加速和聚集的电子束投射到非常薄的样品上，电子与样品中的原子碰撞而改变方向，从而产生立体角散射。散射角的大小与样品的密度、厚度相关，因此可以形成明暗不同的影像。通常，透射电子显微镜的分辨率为0.1～0.2 nm，放大倍数为几万～百万倍，适于观察超微结构，其在材料学、生物学上应用较多[21]。目前，已有相关研究结果显示，通过透射电镜可以观察到植物吸收重金属后，植物亚细胞结构变化情况和重金属在亚细胞水平上的分布状况。Kavita Shah等[22]通过透射电子显微镜观察发现，100 μmol/L Cd2+和高温共同胁迫后，水稻品种Bh-1根细胞的细胞壁出现轻微内突现象，细胞间隙及液泡内聚集大量镉离子络合物。任慧朝[21]的透射电子显微镜观察结果表明，湿地植物千屈菜经过铅胁迫后，铅在各器官、组织和细胞中的含量显著不均。具体来说，铅在根中的积累量大于地上部。其中，在根部和茎部主要积累在表皮;在叶部则主要分布在表皮毛中，并逐渐富集在表皮毛尖端。

4 结论与展望

近年来，水体重金属污染植物修复方面的研究取得了较大成就，包括不同类型水体超富集植物的发现与应用，重金属在水体中迁移转化规律的研究等[21]。使得重金属污染水体问题越来越多的为人们所关注和了解。

目前对重金属污染水体的植物修复主要利用单种植物，其修复效果有限。因此，寻求多种类型植物的优化组合修复方式来提高植物修复效率将是以后研究的重点。另外，利用分子生物学、基因工程学技术培育出有良好遗传形状、生物量大、能适应不同水体污染的植物新品种将是今后植物修复的研究方向[23]。

值得注意的是，利用植物对环境污染进行修复，对外界环境的要求较高，空间性、季节性变化都会对植物修复的效果造成影响；由此产生的高效富集植物可能不是原环境中存在的，若不加以控制，外来物种迅速生长将对原环境造成严重破坏，因此，修复地点、修复植物的选择及外来植物安全性是必须关注并解决的问题。

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