水生植物去除重金属研究进展

贺俊钦，李仕友，伍随意，胡俊毅，汪杨，王国华

(南华大学 土木工程学院污染控制与资源化技术湖南省重点实验室，湖南 衡阳 421001)

目前，工业化的普及与人口的快速增长产生大量的废水，特别是在工业废水中含有大量污染物质如重金属、有毒有机物(氰化物)、氮、磷、酚类及悬浮固体等[1]。这些有毒有害物质可能产生各种环境和经济问题。环境污染物对土壤和水质，植物和动物的生存以及人类健康均具有破坏性的影响。因此，将重金属从污染基质中去除是保护环境和人类健康的迫切需要。

植物修复技术是一种经济、环保、有效的生物技术，利用植物来净化被污染的水源及土壤是一种可行的修复方式。水生植物生长迅速，繁殖相对容易，能够在短时间内获得巨大的生物量[2]，Amir Parnian等[3]采用浮萍及金鱼藻对水中镉、镍进行吸附去除，发现浮萍对镉的去除率高达91%，对镍的去除达50%；金鱼藻对镉的去除达82%，对镍的去除率为52.5%，且金鱼藻相比其他水生植物对镍的吸附更快更多。Keskinkan等[4]研究发现狐尾藻及金鱼藻对重金属的吸附曲线符合朗缪尔模型，且狐尾藻对重金属有更好的吸附能力，此方式适应性广，无二次污染物。本文以不同类型生活型水生植物为对象，从对重金属污染水体修复的角度对近年来的相关研究进行了初步总结。

1 水生植物对重金属的研究应用现状

1.1 挺水植物

挺水型水生植物植株较高大，绝大多数有茎、叶之分，直立挺拔，下部或基部沉于水中，根或地茎扎入泥中生长，上部植株挺出水面，常生长于1～1.5 m 的浅水区。在自然环境中，挺水植物由于其对重金属和其他污染物有良好的环境耐受性，并作为指示生物及蓄积物种在水处理方面得以大量运用。挺水植物有许多类型，如芦苇、菖蒲、蒲苇、羽毛草、香蒲、鸢尾、香菇草等被广泛应用于人工湿地的建造与修复。芦苇及香蒲是目前研究最多的两种用于湿地处理重金属废水的挺水植物[5]。表1说明了挺水植物对于重金属去除的应用研究。

表1 挺水植物对于重金属去除的应用研究

1.2 漂浮植物

漂浮植物生长于浅水中，部分植物的根部较发达可以根植于基底中，部分植物根部较短，能随水面漂浮，具有较强的通气组织，繁殖较迅速。与挺水植物相比，漂浮植物及沉水植物因生长在水面或水面以下，可能具有更大的机会与污染水源相接触，因此他们可能具备相对较高的吸附污染物的潜力[6]。漂浮植物有很多种类，如：睡莲、凤眼莲、大薸、浮萍、满江红、细绿萍等。根据文献资料，常用修复重金属废水的水生植物是大薸、凤眼莲、浮萍，这三种浮游植物在植物修复过程中占主导地位[7]。表2说明了漂浮、浮叶植物对于重金属去除的应用研究。

表2 漂浮、浮水植物对于重金属去除的应用研究

1.3 沉水植物

沉水植物长期沉没于水下，他们的根不发达或退化，通气组织发达，常通过光合作用产氧自给自足。沉水植物生长会从水中汲取养分，因此沉水植物在维持水态清洁稳定中起着重要作用，也常作为湿地系统中处理污水的强化稳定作用，部分沉水植物还可作为城市河流、湖泊的水质生物指标[8]。研究表明，与挺水植物及漂浮、浮水植物相比，沉水植物对重金属的积蓄能力相对较大，因为沉水植物具有更大的表面积及更多的生物量对重金属进行积累[9]，如海苔对铜、锌、镉等元素有着强富集作用[10]。沉水植物有许多种类，如苦草、金鱼藻、狐尾藻、黒藻、沮草、眼子菜等。表3说明了沉水植物对于重金属去除的应用研究。

表3 沉水植物对于重金属去除的应用研究

2 水生植物相关的重金属联合修复方式

2.1 微生物-水生植物联合修复

溶液中添加不同的微生物会对水生植物富集重金属产生协同或是拮抗作用。微生物(细菌、真菌、藻类)通过在水生植物根部分泌特殊分泌物改变根部微环境从而影响植物富集重金属，或是通过影响水生植物的抗氧化系统酶活性、叶绿素含量、各类蛋白含量及其他生理机能变化从而影响水生植物对重金属的富集。朱靖等[11]发现施加了EM菌后，凤眼莲及大薸的抗氧化系统酶活性显著增加，促进了其对铀的富集能力及转运能力，但对浮萍却产生相反的结果，并导致浮萍叶绿素含量降低，抑制了浮萍对铀的富集。S Ejaz等[12]从含铬废水及土壤分离提取到Bacillus pumilus-S4,Pseudomonas doudoroffii-S5和Exiguobacterium-S8三种耐铬细菌，当采用凤眼莲、大薸及这三种耐性细菌联合处理废水时，发现铬的去除率增加，并观察到细菌与植物相互促进生长，菌株会分泌利于植物生长的激素生长素，反过来植物也释放分泌物，帮助细菌生长。吴洁婷等[13]也发现菌根真菌与芦苇有着良好的共生关系，接种真菌促进了芦苇的生长、提高了产量，与未接种真菌的对照组相比，接种后的芦苇茎叶对Cu的吸附提高了80.03%。综上，适当的接种微生物可以有效地提高水生植物修复废水的能力。

2.2 化学试剂-水生植物联合修复

在水生植物修复重金属废水时，加入的化学试剂以化学螯合剂为主，螯合是指单个金属离子通过大分子化合物形成多个配位键的过程，这些螯合剂可以与金属形成大分子络合物。在以往的研究中，金属离子多数被富集于植物的根部，是由于金属的存在形态不易于扩散转移至茎叶部分，螯合剂通过改变重金属存在形态或改变金属离子溶解度，调节其被植物根部吸收及转移至植物地上部位的能力，从而影响植物对重金属的吸附。常用螯合剂有EDTA、NTA及柠檬酸等。EDTA等螯合剂有助于减少植物根系的扩散约束，帮助金属从根向茎的转移[14]。另一方面，螯合剂(EDTA、柠檬酸)本身含有有毒化合物，如果使用剂量较大，不仅会抑制植物的生长还会对环境造成二次危害，且大量使用化学螯合剂也不是经济实用的最佳选择。

Rahman等[15]研究发现EDTA能促进紫萍对无机As的吸收，EDTA能使4%～6%被紫萍根部铁膜所吸附的As解吸附，提高As的溶解度及迁移率。Lin Guo等[16]研究发现柠檬酸也可以抑制芦苇根部铁膜的形成，且通过解吸吸附在铁膜上的Fe、Mn来提高溶液中铁、锰的溶解度，提高芦苇对Fe、Mn的富集量，但Al不受柠檬酸的影响，因其不与柠檬酸形成络合物。相反的，添加外源螯合剂并不总是促进植物吸收，Qing[17]发现Pb-EDTA的组合降低了Pb对菖蒲的毒性，抑制了植物对Pb的富集，但是提高了Pb从根部往茎叶部分的转移能力，在较高的pH值下，螯合物形成稳定结构的自由离子(PbEDTA，PbHEDTA)，这些离子是不具有生物活性的，因此不被植物所吸附。Errecaldel[18]研究也发现溶液中添加柠檬酸或NTA可以减低Cd及Zn对月牙藻的毒害。螯合剂的有效性与螯合剂的浓度、金属的种类和浓度、络合物的稳定常数、pH、植物种类等有关[19]，选择合适螯合剂有助于极大限度地减少相关环境风险和金属对植物的毒性作用。

2.3 多种植物联合修复

植物修复得到越来越多的关注，植物修复也不仅仅局限于单种水生植物修复处理，多种植物联合修复也得到了大量运用。多种植物联合修复不仅能够发挥不同种类植物对重金属特异性吸附的优点，而且能够缩短植物修复处理周期，拥有较好的经济效益及美观效果。例如水生植物与陆生植物的联合修复、多种水生植物的联合修复都得到广泛关注。Jiang[20]选用陆生植物百慕大草和水生植物芦苇、金鱼藻、田字萍联合处理我国某钒矿区沉积物和水体中的重金属，研究发现联合处理组对6种重金属均表现出高吸附能力，且比单种植物修复处理的效果更好。Ashish[21]采用芦苇、蜈蚣草及香根草共同修复含As胁迫的小麦种植地，研究发现小麦与芦苇、蜈蚣草联种能显著降低地块中的As含量，小麦的发芽率高于85%，且小麦体内的As含量<0.3 mg/kg，而不含芦苇、蜈蚣草的对照组中小麦的发芽率低于56%，小麦体内的As含量为1.8 mg/kg，这说明多种植物联用可有效吸附重金属，减少重金属对农作物及水体土壤的危害性。多种植物修复通过培养水生植物系统，调节物种结构、空间结构及生物量，构建植物群落，以期达到更好的改善环境的目的[22]。

3 水生植物去除重金属的影响因素

3.1 温度

温度是水生植物生长的必要条件，通过影响植物的生长发育和生物量从而影响水生植物对重金属的富集能力。不同的植物对温度有不同的要求，当温度适宜的环境下，水生植物的生长代谢旺盛，对重金属离子的富集能力也相应增强。通过实验研究表明，在5 ℃时凤眼莲停止生长，在13 ℃时开始生长，在25 ℃以上生长较快，此时对重金属富集能力也较强，在30 ℃生长最快，此时的富集去除能力也最强[23]。

3.2 初始浓度

重金属的初始浓度也是影响水生植物对重金属富集的重要因素。根据以往报道，植物体内的重金属含量与水中和沉积物中的金属浓度存在显著相关性[24-25]。Luo[26]采用菖蒲及芦苇对7种不同浓度Cu进行富集实验，发现两植物对Cu的吸附量随Cu浓度的增加而增加，随着水培液中Cu浓度的增加，植株中金属积累量在Cu为100 mg/L达到最大值，Cu浓度超过最佳富集浓度为200 mg/L时，植株中Cu积累量反而下降，说明重金属对植物的毒害已经超过了其耐受范围，抑制了植株的生长，减少了Cu的积累。

3.3 富集时间

不同的富集时间下，同一种水生植物对于特定的重金属的累积量也会存在显著的差异。同一植物对单一重金属的富集量在整个周期内会发生动态变化，也许会增加、减少或基本保持稳定不变。采用适合的富集时间，采用植物最佳生物积累和耐受性时期可对重金属污水处理和植物可持续发展带来益处。根据以往的实验研究，金鱼藻和黒藻富集重金属的最佳性能周期为12～15 d[27-28]，在12～15 d时未产生严重中毒现象，随着时间的延长，植物体内的酶或其它防御机制会遭到较重损害。Ma等[29]利用芦苇、千屈菜等植物对含Cd、Pb、Cu、Zn废水进行修复处理时，发现千屈菜富集28 d的Cd含量远高于富集14 d的Cd含量，香蒲富集28 d时Cd含量小于其在富集14 d时的Cd含量；芦苇在14 d与28 d富集的Cd含量大致相同。

3.4 复合污染

自然水体的污染形式一般以复合污染为主，水体中含有多种重金属元素，不同重金属拥有不同的特性，植物对重金属的积累能力、迁移能力及对不同金属的生物指示能力一般具有物种特异性。因此，研究水生植物对不同重金属胁迫响应程度也至关重要。Chen[30]采用5因子二次回归正交旋转组合设计(QRORCD)研究了铀伴生金属(U、Hg、Pb、Mn、As)对睡莲吸附铀的影响，在复合污染条件下，发现Mn和Hg能促进睡莲对铀的吸附，而Pb及As抑制睡莲对铀的吸附，单因素对植物吸附铀的影响顺序为：U>Hg>Pb>Mn>As，交互结果显示U和As、Mn和As及Pb和Hg三种组合都对睡莲吸附铀有显著作用，变化趋势呈盆状及鞍状。Qing[17]研究发现铅锌胁迫对菖蒲的毒害性要大于铅单独胁迫，且锌的存在促进了菖蒲对铅的富集。

4 修复机理

植物自身总是保持一个非常低浓度的金属自由基，以避免产生生理损伤。这种平衡是通过有毒金属的吸收和转移、植物对其进行隔离以及与蛋白质和有机配体的结合来实现的。现阶段根据植物修复原理可把植物修复分为植物稳定、植物过滤、植物提取、植物降解及植物挥发五大类型[31]。有的植物可能只在一个植物修复方式中产生作用，有的则包含两个及两个以上的植物修复方式。植物修复主要以植物稳定及植物提取两种方式为主[32]。图1为水生植物修复技术示意图，图2为植物修复重金属后的主要处理途径。

图1 水生植物修复技术示意图Fig.1 Schematic diagram of aquatic phytoremediation techniques

图2 植物修复后主要处理途径Fig.2 Main treatment pathways after phytoremediation

4.1 金属在植物根部形态转变及金属的转运

当植物受到一定水平浓度重金属胁迫时，植物根部会产生许多分泌物，对根部酸化、沉淀、氧化还原反应及螯合作用有着直接影响。分泌物还可促进污染物化学形态发生改变，减缓可溶性金属的迁移性和运输性。如植物根部会产生柠檬酸和苹果酸，能够将不溶Fe转化为Fe3+，进而有效被植物络合吸收，柠檬酸也能与Cu络合形成有机铜化合物从而使Cu易被芦苇根部吸附。在湿地系统中，镉耐性被认为与根系氧化铁在根系表面产生铁膜的能力有关[33]，作为铁膜的必要生成条件，径向氧损失(ROL)发生在植物的整个根部，这种损失导致Fe大量沉积在植物的根系形成铁膜，铁膜能有效的将Cd固定于根系表面，降低了Cd在水中的迁移能力，在Li[34]的研究中，水花生的根部铁膜吸附Cd最大达2 883.16 mg/kg，远大于其他水生植物铁膜的固定量。

重金属主要是通过植物自主吸收或利用阳离子转运体、非选择性阳离子(NSCC)及被动转运等多种方式进入植物体内。Cd可通过共质体和非共质体运输被吸收，Cd等重金属离子通过与Ca2+、Mg2+和Fe2+等相同或广谱的转运体穿过细胞膜屏障进入植物体内，并与植物络合素合成酶蛋白相结合形成植物螯合物(PC)，以减弱金属离子对植物酶活性所带来的毒性[35]。Nakbanpote[36]利用l-XRF技术检测了水三七体内Cd的积累，发现Zn和Cd分布在茎横截面上，尤其含有花青素的薄壁细胞呈现为紫色，表明金属主要积聚在皮质层，叶片横截面上的Zn、Cd信号证实了Zn、Cd通过木质部和叶脉实现从茎到叶的运输。

4.2 金属在植物体内的固定

金属进入植物体内后以多种形态存在于植物体内，大部分是被细胞外机制如细胞壁的结合、螯合和沉淀所固定，或细胞内机制如液泡进行区室化分隔、多肽及有机酸络合等固定[25]。植物可以通过沉降将金属与细胞壁结合，形成较难溶解的形态，或与有机产物形成复合物，吸附在根表面，并在根组织中积累，以稳定金属。液泡是植物富集重金属及减弱重金属对植物危害的重要部位，液泡是由于液泡膜pH梯度及V-ATPASE转运系统进行重金属富集固定，且液泡中含质子泵，尤其是ATP酶和质子焦磷酸酶能够促进液泡对重金属的摄入，大部分金属螯合物最终均会进入液泡[37-38]。Jieting Wu[39]通过XAS、TEM等手段对芦苇的根茎叶中的铜存在形式及存在部位进行分析，发现铜被转化为有机铜化合物(Cu-citrate为优势形态存在)及其它复合铜的形式存在，说明柠檬酸盐主要参与了铜从植物根部到地上部位的转运，且在细胞壁附近发现沉积大量高密度电子，可推测出铜在细胞水平的主要堆积部位为细胞壁。Meneguelli-Souza等[40]发现As进入凤眼莲根部后拥有与细胞壁结合的能力，也对巯基有很强的亲和力，由As5+被还原成As3+，降低As的毒性，最终这些巯基会将As隔离在根部的液泡中。

5 总结与展望

有些植物天生具有环境重金属修复的能力，生物修复率与植物生长速率成正比，可能导致修复过程非常缓慢[41]。理想的修复植物应具有生物量大、品质好、根系旺盛、目标污染物积累多、具有抗逆性等特征[42]。已经有研究表明利用各种水生植物的协同合作及微生物辅助植物修复可以更高效的处理重金属污染废水，或是利用植物蒸腾作用来控制金属污染物随地下水体迁移，及利用植物进行生态工程综合整治的运用，像CWs这样的植物技术可能为从废水中去除污染物提供一种好的生态技术解决方案[43]。也有很多研究致力于基因工程技术，可通过向植物体内导入抗性基因、转运蛋白基因，或是利用优势超富集物种间的杂交培育出性状优良且更具有实用能力的新品种等方式来提高植物对重金属的耐受及富集能力[44- 45]，如靶向抗氧化防御系统与活性氧清除系统可作为植物对抗重金属胁迫的潜在策略，采用基因工程或基于MAS的方法来增加活性抗氧化剂的产生，这需要更好的理解和研究植物防御系统在重金属胁迫中所产生的调控作用[46]。

目前大部分研究还只是针对实验内水培植物对重金属的处理，实际上污水中重金属离子及有机物成分较为复杂，此外，水生植物对各金属均有一定吸附性，如何提高水生植物对重金属的特异性吸附也是一个值得探讨的问题。