铜污染水体的修复效果研究范文

本站小编为你精心准备了铜污染水体的修复效果研究参考范文，愿这些范文能点燃您思维的火花，激发您的写作灵感。欢迎深入阅读并收藏。

《地球与环境杂志》2016年第一期

摘要:

对水生植物睡莲(Nymphaeaspontanea)、梭鱼草(Pontederiacordata)在5、15和25mg/L铜(Cu)质量浓度下的水体修复效果及生物富集作用进行了试验研究。结果表明，在实验条件下，30d后睡莲和梭鱼草对Cu全量的去除率分别为89%和58%。2种植物都能够用于修复Cu污染水体，且睡莲的修复效果和根部的Cu富集能力显著高于梭鱼草。初始浓度、修复时间及其交互作用对水体中Cu的去除具有极显著差异。植物鲜重增长率、修复效果、生物富集系数均随修复时间的延长和初始浓度的减小而增加。Cu溶解态及其全量具有较为一致的修复规律，去除率与修复时间呈高度相关的线性关系。今后应进一步探讨植物种植密度、修复时间和初始浓度对净化效果的综合影响。

关键词:

植物修复;睡莲;梭鱼草;铜污染;水体净化

随着采矿、冶炼、化工、电镀、制革等行业的发展，以及固体废弃物的不合理填埋、堆放和大量化肥农药的施用，使得各种重金属污染物进入水体［1－2］。加之重金属本身所具有的稳定性和生物蓄积性，导致这些污染物给环境和人体健康造成了严重危害［3－4］。铜作为环境介质中常见的一种重金属，在天然水体中有多种存在形式，其中，自由Cu2+被普遍认为是铜对水生生物致毒的主要离子形式。据报道未污染的河流中平均铜浓度为0.25～2μg/L，污染水体的铜浓度通常在10μg/L以上［5］。植物修复作为污染环境治理最具前景的重要手段之一，在土壤和水体重金属污染修复中已经引起了广泛关注，具有投资小、效率高，环境生态效益好等优点［6－10］。其中水生维管束植物不仅能保持水体生态系统的良性运行，而且也是重金属污染水体修复优先选择的植物种群之一［11－12］。例如，凤眼莲(Eichhorniacrassipes(Mart．)Solms)由于适应性广、生长繁殖快等特点，是Cu、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb、Zn等多种重金属的优势蓄积植物［13－15］。在印度利用水生植物假马齿苋、凤眼莲、蜈蚣草、水蕹菜等对废水中重金属Cr、Cu、Ni和Pb的富集能力和修复潜力进行评价，结果发现凤眼莲适用于Cu和Ni的修复，而细小苹、蜈蚣草则适用于Cr和Pb的修复［16］。在短期(5d)内凤眼莲对含铜废水具有良好的净化效果［17］。香根草在处理含Cu废水时，其生物量随水体Cu浓度的增长而降低［18］。另据报道，在我国鄱阳湖水生植物种植资源调查中，狗牙根、紫云英对Cu的富集能力也相对较强些［19］。目前，植物修复重金属污染水体尚处于对超富集植物的筛选和研究阶段，用于工程应用的并不多见。考虑到植物生长的环境和适应性，植物修复规律和效率存在较大的地域差异，对具有良好适应性的植物应值得深入研究，挖掘其修复潜力。鉴于睡莲(Nymphaeaspontanea)、梭鱼草(Pontederiacorda-ta)作为城市河流、池塘、湖泊等水体常见的景观植物，在城市绿化、景观建设中备受注目，而且一些研究证明它们对水体具有一定的净化功能［20－21］。但这2种植物用于修复重金属污染水体的研究结果报道甚少。因此，本次研究尝试利用在研究区生长良好的睡莲、梭鱼草，来修复不同浓度的铜(Cu)污染水体，并用于评价这2种植物的修复潜力和应用价值。

1材料与方法

1.1试验材料根据文献［22－23］的研究结果，用水葫芦等水生植物处理20mg/L的含Cu废水时，染毒72h后植株整体上仍保持生长状态，根部完整，植物的水分运输系统基本没有遭到破坏;而在含Cu浓度为从5mg/L升至40mg/L的条件下，李氏禾的生物量不断减小。因此，在保证水生植物不被损伤致死的情况下，借鉴该结果设定本次试验中水体Cu质量浓度为三个梯度，分别是5mg/L、15mg/L和25mg/L。植物修复水样用Hoagl营养液进行配置，Cu元素由CuSO4•5H2O补给。试验容器为20cm(底部直径)×30cm(顶部直径)×25cm(高)的塑料桶，设置试验水量8L。水生植物睡莲、梭鱼草均购置于郑州市陈砦花卉市场水生植物培育基地，幼苗平均高10～15cm。植物幼苗经去土洗净根后置于试验容器中，进行适应性生长，时间为7d。置于室外光照充足处自然生长。

1.2试验设计两种植物按照初始Cu浓度不同分别设置3组，即睡莲组设N-5、N-15和N-25三组，梭鱼草组设P-5、P-15和P-25三组，共计6组，并设空白对照(不种植植物)一组。每组设2个重复。在选择植株个体时考虑到自然生长原因，尽量保证大小均匀的同时，难免出现睡莲、梭鱼草种类以及个体之间存在鲜重方面的差异。因此，在试验设计时，每组重复之间做到鲜重近似相等，组间随初始浓度增加植物鲜重也有所增加。对于相同初始浓度，梭鱼草鲜重总体上接近或略小于睡莲。试验过程中始终保持桶内水位至8L，添加蒸馏水补充蒸发、蒸腾和采样所耗水分。试验于2012年四月中下旬到五月中旬进行，持续时间30d，每8d采集一次水样进行分析(采样前一天必须补足水量)。

1.3水样与植物分析依照《水和废水监测分析方法》［24］对水样中的Cu采用火焰原子吸收法测定，计算去除率，评价2种植物对Cu污染水体的修复效果。水样采集后经硝酸酸化至pH1～2，然后用硝酸、高氯酸消解;测定Cu溶解态含量时，须先把样品通过0.45μm滤膜过滤，然后酸化消解。植物根部前处理先于50℃烘干48h，研碎，再于105℃恒温2h，冷却后消解待测。试验过程中，观察植物的生长状况，并测定鲜重。测量时将植物从水中取出，置于阴凉通风处，直至没有水从植物滴落时快速称重。

1.4数据处理与分析利用Excel2007和SPSS13.0统计软件对数据进行处理和图表绘制。污水Cu去除率、植物富集系数及富集量根据以下公式计算。

2结果与讨论

2.1植物生长状况分析整个试验期间平均室外温度在14～25℃，温度随时间逐渐升高，适合植物生长。在试验期间植物经历了发芽，长出新叶，发出新根须几个阶段，整体长势良好。起初几天，2种植物原先长出的叶子部分发蔫，植物体周围出现白色泡沫，一周后情况好转，第12d睡莲和梭鱼草都长出了新芽，其中睡莲的新芽较多。第15d之后水质开始出现明显的澄清。在Cu处理浓度为15mg/L和25mg/L时，20d后睡莲的叶子和茎出现腐烂发黑的现象，并且从植物体上脱落下来，新长出的根须也出现了黑头现象。而梭鱼草整体长势要好于睡莲，但其新生根须和幼芽的数量都不如对应浓度下的睡莲多。两种植物在30d内重量均有所增加，所有植物的增长率均随着Cu污染水平的增加而减小(图1)。梭鱼草增长率高于睡莲，尤其随着初始浓度的增加，2种植物之间的增长率差异变大。方差分析结果显示初始浓度、植物种类对植物鲜重增长率均具有极显著差异(P＜0.01)。因此，试验过程中植物生长的快慢，与植物种类和水体Cu初始污染浓度都有关系。虽然选择的睡莲和梭鱼草都属于多年生水生植物，但睡莲为浮叶植物，梭鱼草为挺水植物，从适应能力上看后者优于前者，因此梭鱼草生长整体较好，表现为在水体具有相同Cu初始浓度时，当试验初始2种植物生物量较接近时，试验末期梭鱼草生物量高于睡莲;或者当试验初始梭鱼草鲜重小于睡莲时，试验末期梭鱼草生物量近似相当甚至高于睡莲。当种植睡莲时，Cu初始浓度5mg/L与15mg/L、25mg/L之间的植物增长率具有显著差异(P＜0.05)，而15mg/L与25mg/L之间没有显著差异;说明睡莲能在较长修复时间内生长良好的Cu初始浓度处于较低水平(5mg/L)。与此相比，当种植梭鱼草时，Cu初始浓度25mg/L与5mg/L、15mg/L之间的植物增长率具有显著差异，反而5mg/L与15mg/L之间没有出现显著差异;表明梭鱼草能在较长修复时间内生长良好的Cu初始浓度处于较高水平(15mg/L)。这也进一步扩大了睡莲和梭鱼草在相同初始浓度时植物鲜重增长率之间的差距。从整体状况看，试验期间虽遭遇最低温度11℃和最高温度30℃，但并无大起大落现象，因此植物整体生长状况受污染水体Cu初始浓度的影响程度要远大于外界环境的影响。一些研究也表明Cu浓度的增加会明显抑制凤眼莲、浮萍等水生植物的增长或使其生物量产生显著差异［17－18，22－23，25］。

2.2水体中Cu浓度的变化

2.2.1水体中Cu溶解态浓度的变化分别种植睡莲和梭鱼草，水体中Cu溶解态的含量随着修复时间的延长和初始浓度的增大均呈减小趋势，而且睡莲对Cu溶解态的去除效果优于梭鱼草，这种修复差异随着时间的延长也在扩大。如初始Cu溶解态浓度介于1.7～1.8mg/L时，16d后睡莲和梭鱼草对其平均去除率分别为49%和45%，而30d后这2种植物的平均去除率则分别为91%和63%(表1)。通过方差分析，表明在3种初始浓度水平下，水生植物和修复时间及其二者的交互作用对Cu溶解态的去除率起到极显著作用;同样地，分别种植2种植物，修复时间和初始浓度及其二者的交互作用对Cu溶解态的去除率亦起到极显著作用;说明Cu溶解态的去除率受到水生植物种类、修复时间和初始浓度的极显著影响。进一步对修复时间、初始浓度各处理之间分别进行多重比较，发现除N-15这一组外，其余组Cu溶解态的去除率在不同修复时间之间均表现出极显著差异，说明2种植物在30d之内均能够把Cu溶解态持续快速地从水中移除。利用睡莲修复时，8d后3种初始浓度对Cu溶解态的去除率没有造成显著影响，而持续修复16d和24d后，Cu初始浓度5mg/L与15mg/L、25mg/L之间具有显著差异，直至修复30d后，3种Cu初始浓度两两之间才具有显著差异。当利用梭鱼草修复时，8d后Cu初始浓度5mg/L与15mg/L、25mg/L之间已呈现出极显著差异，此后Cu初始浓度两两之间均具有显著差异，有的甚至是极显著差异。可见，当Cu初始浓度增加时，梭鱼草修复比睡莲修复导致水体中Cu溶解态的去除变化更大。

2.2.2水体中Cu全量的变化在初始浓度为5mg/L时，睡莲、梭鱼草的修复效果最好，而且睡莲的修复效果明显优于梭鱼草(表2)。不论种植何种植物，修复时间、初始浓度以及二者的交互作用对Cu全量的去除均具有极显著影响。在初始浓度为5mg/L和15mg/L时，植物种类、修复时间及其交互作用亦具有极显著影响，进一步的多重比较证明:该对应浓度下不同修复时间之间Cu全量的去除率均具有极显著差异。但当初始浓度达到25mg/L时，植物种类、修复时间对Cu全量的去除不具有显著影响。这一结果表明在相同浓度梯度下，2种植物的修复效果在中低浓度水平下差异较大，而在高浓度水平下差异较小，通过多重比较判断，在相同植物、相同修复时间下，初始浓度5mg/L与15mg/L和25mg/L时的去除率之间全部是显著差异，试验结果中除一组外全部呈极显著差异;但与此相反的是，15mg/L与25mg/L之间的去除率除一组具有显著差异外，其余组均不具有统计学意义上的明显差异。值得一提的是，当Cu初始浓度由15mg/L增加至25mg/L时，试验设计中虽考虑各组的植物鲜重根据污水中Cu浓度的递增亦有所增加，而且其增幅比例近似相当，但修复结果出现的一些变化却值得探讨，即在最初的修复期内(8～16d)，2种植物的去除率(溶解态、全量)都是RE25＞RE15，在后期的修复过程中(16～30d)，却是RE15＞RE25。出现这种变化的原因可能是:由于植物吸收的Cu主要集中在根部［16，26－27］，因此在高浓度情况下，后期植物根部重金属浓度接近其最高耐受量时，其吸收速度变慢，导致去除速率反而比中等浓度情况下的低。2.3Cu去除率与时间的拟合关系重金属在水中的存在形态可分为溶解态和颗粒态两大类，通过分析水体中Cu溶解态和Cu全量的去除率随时间的拟合关系，发现均符合线性关系(y=ax+b)(表3)。一些研究表明，在植物修复过程中，会出现一段时间内水体中浓度增加和去除率下降的现象，如水葫芦在修复13～14d时，对Cd、As具有最高的去除率，此后，植物体内的蓄积量并不是随时间的延长持续增加;而绿萍对铅的蓄积表现为从第8d开始有所降低，并且水体中铅浓度出现反弹和增加［9，15，28－30］。但在本次试验期间，2种植物并没有出现去除率下降和水体Cu浓度反弹增加的现象，说明2种植物在30d内均能够持续、稳定地带走水体中的Cu元素。随着初始浓度的增加，如果合理布置植物种植密度，其去除率会有显著提高［31］。今后应进一步探讨初始浓度、植物密度、修复时间和修复效果之间的关系，以及确定植物合理收割的时间，避免植物衰亡后污染元素又重新释放进入水体，引起二次污染［32－33］。通过系统研究使得试验结果更加完善，能够逐步将植物修复推广付诸实践。

2.4植物根部对Cu的富集睡莲、梭鱼草根部Cu的富集量平均值分别为794.95mg/kg和670.55mg/kg。睡莲根部的富集量，随着初始浓度的增加而增加，梭鱼草则表现为先减小后增加的趋势;2种植物根部对Cu的富集量随初始浓度的增加，其差距加大。统计分析显示，不论水生植物，初始浓度的变化都会对植物根部Cu的富集量带来显著差异。当初始浓度为5mg/L时，2种植物根部对Cu的富集量差异不明显，但当升至15mg/L和25mg/L时，2种植物间的富集量分别呈现出显著和极显著差异。随着Cu初始浓度的增加，2种植物的富集系数呈现一致的下降规律(图2)。在相同初始浓度下，睡莲的富集系数大于梭鱼草，且睡莲、梭鱼草根部对Cu的富集系数范围分别介于35～150和28～143之间。由于富集系数远大于1，因此2种植物都能够很好地净化Cu污染水体。当初始浓度保持不变时，2种植物对富集系数的影响与其对富集量的影响一致。但是在种植任一水生植物的情况下，初始浓度的变化都会对植物富集系数带来极显著影响。尤其小浓度(5mg/L)下植物的富集系数是中、高浓度(15mg/L、25mg/L)下的3～5倍。一些研究表明植物组织中Cu的浓度范围介于5～20mg/kg，而超过此限值时Cu极有可能产生毒理效应［34－35］。另外许多拥有发达根系的植物对Cu的吸收机理是将其集中阻隔于根部，使得这些植物既能从环境介质中去除Cu，又能免于植物中毒致害［34，36］。本次研究虽然睡莲的鲜重增长较小，但由于植物生出较多的根须，因而在对Cu的富集方面显示出优于梭鱼草的能力，恰好验证了上述结论。

3结论

1)植物种类、水体中Cu初始浓度对植物生物量的影响显著。梭鱼草生长整体好于睡莲，且试验末期其鲜重增长率均高于睡莲;2种植物能在较长修复时间内生长良好的Cu初始浓度分别是睡莲为5mg/L，梭鱼草为15mg/L。2)初始浓度对植物根部Cu的富集量和富集系数的影响分别呈现出显著和极显著差异。随着水体中Cu初始浓度的增加，睡莲根部Cu的富集量一直增加，而梭鱼草则是先减小后增加;但2种植物的富集系数均一致下降。在初始浓度由15mg/L增至25mg/L时，不同植物种类对富集量和富集系数的影响由显著差异变为极显著差异。与梭鱼草相比，睡莲根部对Cu具有更强的富集能力。3)2种植物对Cu溶解态、全量的修复过程相似，都能够较好地应用于Cu污染水体的修复。总体上，修复30d后，睡莲对Cu溶解态的平均去除率最高为92%，梭鱼草为64%;而对应的Cu全量的去除率则分别为89%和58%。可见，睡莲的去除率高于梭鱼草。

参考文献

［1］ZhaoQH，LiuSL，DengL，etal．Spatio-temporalvariationofheavymetalsinfreshwaterafterdamconstruction:AcasestudyoftheManwanreservoir，LancangRiver［J］，EnvironmentalMonitoringAssessment，2012，184(7):4253－4266．

［2］宋昊，施泽明，倪师军，等．四川省绵远河水系重金属物源探讨及环境质量评价［J］．地球与环境，2011，39(4):543－550．

［3］孔繁翔．环境生物学［M］．北京:高等教育出版社，2000．

［4］BrbaraPS．Phytochelatinproductioninfreshwateralgaestigeocloniuminresponsetoheavymetalscontainedinminingwater，effectsofsomeen-vironmentalfactors［J］．AquaticToxicology，2001，52(3/4):241－249．

［5］向华，于晓英．铜污染对水体-水生植物的毒害效应研究进展［J］．湖南农业科学，2009，(11):54－56．

［6］JoonkiY，CaoXD，ZhouQX，etal．AccumulationofPb，Cu，ZninnativeplantsgrowingonacontaminatedFloridasite［J］．ScienceoftheTotalEnvironment，2006，368(2－3):456－464．

［7］刘家女，周启星，孙挺．Cd-Pb复合污染条件下3种花卉植物的生长反应及超积累特性研究［J］．环境科学学报，2006，26(12):2039－2044．

［8］StoltsE，GregorM．AccumulationpropertiesofAs，Cd，Cu，PbZnbyfourwetlspeciesgrowinginsubmergedminetailings［J］．Envi-ronmentalExperimentalBotany，2002，47:27l－280．

［9］王谦，成水平．大型水生植物修复重金属污染水体研究进展［J］．环境科学与技术，2010，33(5):96－102．

［10］徐礼生，吴龙华，高贵珍，等．重金属污染土壤的植物修复及其机理研究进展［J］．地球与环境，2010，38(3):372－377．

［11］JeffW，MikiH，DavidB，etal．Laboratorystudyofheavymetalphytoremediationbythreewetlmacrophytes［J］．InternationalJournalofPhytoremediation，2006，8(3):245－259．

［12］BennicelliR，StezpniewskaZ，BanachA，etal．TheAbilityofazollacarofinianatoremoveheavymetals(Hg(Ⅱ)，Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅵ))frommu-nicipalwastewater［J］．Chemosphere，2004，55:141－146．

［13］OdjegbaVJ，FasidiIO．PhytoremediationofheavymetalsbyEichhorniacrassipes［J］．Environmentalist，2007，27(3):349－355．

［14］MathiasE，MichaelWHE，reasS．Cyanidephytoremediationbywaterhyacinths(Eichhorniacrassipes)［J］．Chemosphere，2007，66(5):816－823．

［15］AlvaradoS，GuedezM，Lue-MeruMP，etal．Arsenicremovalfromwatersbybioremediationwiththeaquaticplantswaterhyacinth(Eichhorniacrassipes)lesserduckweed(Lemnaminor)［J］．BioresourceTechnology，2008，99(17):8436－8440．

［16］NarendraK，KuldeepB，NeetuD，etal．Accumulationofmetalsinselectedmacrophytesgrowninmixtureofdrainwatertanneryeffluenttheirphytoremediationpotential［J］．JournalofEnvironmentalBiology，2012，33(12):923－927．

［17］蔡青，雷泽湘，胡宏伟，等．凤眼莲净化含铜废水的效果研究［J］．长江大学学报(自然科学版)农学卷，2009，6(2):68－71，106．

［18］阮肖龙，林东教，罗健，等．香根草对水体中Cu和Zn的耐受性研究［J］．华中农业大学学报，2004，35(Z2):282－286．

［19］简敏菲，游海，倪才英．鄱阳湖饶河段重金属污染水平与迁移特性［J］．湖泊科学，2006，18(2):127－133．

［20］DumanF，ObaliO．Seasonalvariationofmetalaccumulationtranslocationinyellowpond-lily(Nupharlutea)［J］．ChemicalSpeciationBioavailability，2008，20(3):181－190．

［21］卢晓明，赵丰，陈建军，等．睡莲与梭鱼草的生理特性及脱氮除磷比较［J］．武汉理工大学学报，2009，31(23):44－47．

［22］张学洪，陈俊，李海翔，等．铬超富集植物李氏禾对铜的富集特征研究［J］．农业环境科学学报，2008，27(2):521－524．

［23］李玥．镉、铜、锌对四种水生植物的毒性效应［D］．长春:东北师范大学硕士学位论文，2007．

［24］国家环境保护总局水和废水监测分析方法编委会编．水和废水监测分析方法［M］．北京:中国环境科学出版社，2002．

［25］王忠全，温琰茂，黄兆霆，等．几种植物处理含重金属废水的适应性研究［J］．生态环境，2005，14(4):540－544．

［26］DemirezenD，AksoyA．AccumulationofheavymetalsinTyphaangustifila(L．)Potamogetonpectinatus(L．)livinginsultenmarsh(Kayseri，Turkey)［J］．Chemosphere，2004，56:685－696．

［27］MishraVK，UpadhyayAR，PeySK，etal．Concentrationsofheavymetalsaquaticmacrophytesofgovindballabhpantsagarananthro-pogeniclakeaffectedbycoalminingeffluent［J］．EnvironmentalMonitoringAssessment，2008，141(1－3):49－58．

［28］VajpayeeP，TripathiRD，raiun，etal．Chromium(Ⅵ)accumulationreduceschlorophyllbiosynthesis，nitratereductaseactivityproteincon-tentinNymphaeaalbaL［J］．Chemosphere，2000，41(7):1075－1082．

［29］DingX，JiangJ，WangY，etal．BioconcentrationofCadmiuminwaterhyacinth(Eichhorniacrassipes)inrelationtothiolgroupcontent［J］．En-vironmentalPollution，1994，84:93－96．

［30］任安芝，唐廷贵．细绿萍对铅、汞污水的净化作用及其生物学效应［J］．南开大学学报(自然科学版)，1996，29(1):74－79．

［31］方云英，杨肖娥，常会庆．利用水生植物原位修复污染水体［J］．应用生态学报，2008，19(2):407－412．

［32］SoltanME，RashedMN．Laboratorystudyonthesurvivalofwaterhyacinthunderseveralconditionsofheavymetalconcentrations［J］．AdvancesinEnvironmentalResearch，2003，7(2):321－334．

［33］华建峰，胡李娟，张垂胜，等．3种水生植物对锰污染水体修复作用的研究［J］．生态环境学报，2010，19(9):2160－2165．

［34］ManalAF，NadiaEB，AhmedE，etal．HeavymetalbiomonitoringphytoremediationpotentialitiesofaquaticmacrophytesinRiverNile［J］．EnvironmentalMonitoringAssessment，2012，184:1753－1771．

［35］BorkertCM，CoxFR，TuckerMR．ZincCoppertoxicityinpeanut，soybean，ricecorninsoilmixtures［J］．CommunicationsinSoilSciencesPlantAnalysis，1998，29:2991－3005．

［36］WeisJS，WeisP．Metaluptake，transportreleasebywetlplants:Implicationsforphytoremediationrestoration［J］．EnvironmentIn-ternational，2004，30(5):685－700．

作者：高军侠 陶贺 党宏斌 姜灵彦 陈宁 刘蕾 单位：郑州航空工业管理学院 资源与环境研究所