1、重金屬污染水域的植物修復         一、植物修復概述植物修復()是利用綠色植物來轉移、容納或轉化污染物使其對環境無害。植物修復的對象是重金屬、有機物或放射性元素污染的土壤及水體。研究表明,通過植物的吸收、揮發、根濾、降解、穩定等作用,可以凈化土壤或水體中的污染物,達到凈化環境的目的,因而植物修復是一種很有潛力、正在發展的清除環境污染的綠色技術,也是一門正在崛起并涉及土壤學、植物學、分子生物學、基因工程學、環境工程等多門學科的新興邊緣學科。它具有成本低、不破壞土壤和河流生態環境、不引起二次污染等優點。自20世紀

2、90年代以來,植物修復成為環境污染治理研究領域的一個前沿性課題。2二、植物修復機理1、修復類型重金屬污染水體的植物修復是指通過植物系統及其根系移去、揮發或穩定水體環境中的重金屬污染物，或降低污染物中的重金屬毒性，以期達到清除污染、修復或治理水體為目的的一種技術。目前按其機理可分為植物揮發、植物吸收和植物吸附。3（1）植物揮發植物揮發是指重金屬通過植物作用產生毒性小的揮發態物質。目前在這方面研究最多的是金屬元素汞和重金屬元素硒。在過去的半個世紀中汞污染被認為是一種危害很大的環境災難。工業產生的典型含汞廢棄物中，都具有生物毒性4，例如，離子態汞(Hg2 )，它在厭氧細菌的作用下可以轉化成對環境危害

3、極大的甲基汞(MeHg )。利用細菌先在污染位點存活繁衍，然后通過酶的作用將甲基汞和離子態汞轉化成毒性小得多、可揮發的單質汞Hg(0)，己被作為一種降低汞毒性的生物途徑之一。當今的研究目標是利用轉基因植物降解生物毒性汞，即運用分子生物學技術將細菌體內對汞的抗性基因(汞還原酶基因)轉導到植物(如煙草和郁金香)中，進行汞污染的植物修復。研究證實，將來源于細菌中的汞的抗性基因轉導入植物中，可以使其具有在通常生物中毒的汞濃度條件下生長的能力，而且還能將從水體中吸取的汞還原成揮發性的單質汞。植物揮發為水體環境中具有生物毒性汞的去除提供了一種潛在可能性。誠然，植物揮發時將水域中的重金屬轉移至大氣，若從區域

4、整體環境質量考慮，利用植物揮發修復水與重金屬，應以不損害大氣質量為前提。（2）植物吸收植物吸收也稱植物過濾或植物萃取，它是一種具永久性和廣域性于一體的植物修復途徑，已成為眾人矚目、風靡全球的一種植物去除環境污染元素(非凡是重金屬)的方法。它是利用專性植物5根、莖吸收一種或幾種污染物，尤其是重金屬，并將其轉移、儲存到植物莖葉，然后收割莖葉離地處理。這其中專性植物是特指超積累植物。超積累植物是指對重金屬元素的吸收量超過一般植物100倍以上的植物，它積累的Cr, Co, Ni, Ca, Pb的含量一般在0.1%(干重)以上，積累的Mn, Zn含量一般在1%(干重)以上。在受重金屬污染的水體中，連續放

5、養幾次超積累植物就有可能去除有毒金屬。植物吸收的過程如下：根系對重金屬的吸收植物可通過根部直接吸收水溶性重金屬。重金屬在水體中向植物根部的遷移途徑有3種：質體流作用。在植物吸收水分時，重金屬隨溶液向根系流動到根部; 擴散作用。由于根表面吸收離子，降低根系四周水溶液離子濃度，引起離子向根部擴散; 重金屬隨水體流動靠近植物根部。第三種途徑能促進前兩種途徑的發生，從而加速重金屬向植物根系的遷移。到達植物根系表面的金屬離子不一定能被植物吸收。植物吸收重金屬的生理過程可能為兩種方式：一種是細胞壁質外空間對重金屬的吸收；另一種是重金屬透過細胞質膜進人植物細胞。植物的細胞壁是污染物進人植物細胞的第一道屏障。

6、當重金屬濃度較低時和在吸收的開始階段，重金屬首先被細胞壁吸附，只有當外界污染物濃度相當大時，打破了這種平衡，才有部分細顆粒重金屬透過細胞壁，穿過質膜進人細胞。重金屬通過細胞膜進人細胞有兩種方式：被動擴散，物質順著本身的濃度梯度或細胞膜的電化學勢流動；主動傳遞，這種傳遞過程需要能量。重金屬離子可以在膜內以較高的濃度存在，這與蛋白質與重金屬離子的親合性很強有關，同時也取決于膜內的電負性。通常膜內外的電位差可達50一100mV，這就可使Cu, Zn, Mn等二價離子因離子電位差而被濃縮100倍以上。這種機制，就可以使植物非常有效地吸收、富集重金屬。重金屬在植物體內的轉運金屬離子進人根部后，要么被貯存

7、，要么被轉運到莖葉部分。盡管很多實驗證實重金屬主要分布在植物根部，但一些流動性較大的元素還是可以通過導管向上遷移到葉片。重金屬進人根細胞質后，可以游離金屬離子形態存在，但細胞質中游離金屬離子過多，對細胞產生毒害作用，干擾細胞的正常代謝，因而細胞質中金屬可能與細胞質中的有機酸、氨基酸、多肽和無機物等結合，通過液泡膜上的運輸體或通道蛋白轉人液泡中。金屬轉運到莖葉部分可能發生在木質部，其主要受兩個過程的控制：從木質部薄壁細胞轉載到導管和在導管中運輸，后者主要受根壓和蒸騰流的影響。目前對于陽離子在木質部的裝載過程還不十分明確，但研究者一致認為，它是與根細胞吸收離子相獨立的一個過程。有資料表明，木質部裝

8、載過程的能量來自木質部薄壁細胞膜上的H一ATPase產生的負性跨膜電勢。陽離子在木質部的裝載可能通過陽離子質子反向運輸體、陽離子-ATPase和離子通道。在超積累植物中，可能存在更多的離子運輸體或通道蛋白，從而促進重金屬向木質部裝載，但目前還缺乏直接證據。（3）植物吸附植物吸附直接發生在植物根(或莖葉)部表面。表面吸附可能是去除水體重金屬最快的一步。它是由螯合離子交換和選擇性吸收等物理和化學過程共同作用的結果6，且不要求生物活性，在死去的植物體表面也可以發生。對于沉水植物和浮葉根生植物7而言，植物吸附是他們去除重金屬的主要方式。三、植物修復的影響因素影響植物吸收、遷移重金屬的因素很多，主要取決

9、于重金屬的種類及其形態差異，以及一些外部因素如溫度、水體pH值、營養元素的競爭等。1    2007-12-15        、重金屬的種類及其形態差異植物對有些元素輕易吸收而對另一些元素很難吸收，通過植物對Cr, Hg, As, Cd的吸收比較發現植物最輕易吸收Cd和As，而對Cr的吸附量就很少。同一元素的不同價態吸收系數差別很大，如水稻對Cr3 的吸收系數平均值為0.032，而對Cr6 則為0.056，可見Cr6 的吸收系數大于Cr3 。用同樣濃度的CdS, CdSO4

10、, CdI2和CdCl2澆灌水稻，這些化合物在糙米中積累率之比分別為1:1, 9:3, 7:3.9，因為上述化合物在水中的解離常數關系是CdS<CdSO4,<CdI2<CdCl28 。2、pH值以Cd、Zn為例，隨pH升高，Cd、Zn趨于穩定; 在低pH時，沉積物中生物可給態的水溶液和可交換態Cd、Zn的濃度有明顯增加。不同的是還原態Cd含量相對減少，且不受pH變化的影響。在酸性氧化條件下，Cd的釋放量遠高于其他重金屬的釋放量。研究還指出，天然水體中膠體水合氧化物的吸附、共沉淀是控制沉積物中Pb、Zn釋放的主要機制; 而硫化物、有機物和碳酸鹽結合態是控制Hg、Cd釋放的重要機

11、制。在低pH值的氧化性水體中，這些組分結合的金屬都易被釋放，因此，也直接影響植物對金屬的吸收。3、溫度溫度首先會影響水生植物的生長，水葫蘆能耐5左右的低氣溫，也能耐短期0的低氣溫。氣溫13左右時開始生長，25以上時生長較快，30左右時生長最快(此時對重金屬的吸收能力是最強的)。直至39時仍能正常生長。水溫保持在7以上就能安全越冬，但水溫保持34以上時僅可存活很短時間。9溫度還會影響水體重金屬離子的活性，以及水體懸浮泥沙、底泥對重金屬的吸附，進而影響植物的吸收。4、重金屬與養分元素的交互作用重金屬與養分元素的交互作用養分是影響植物吸收重金屬的重要因素，有些已成為調控金屬植物毒性的途徑和措施。施加

12、氮肥能夠促進植物對水體中錫的吸收，重金屬作為一種離子或者與養分元素競爭植物根系吸收位，或者影響植物生理生化過程，從而引起植物對養分吸收性能及轉運特征的改變。Ca、Mg離子能降低植物對Zn、Cu的吸附，施磷肥通常降低植物體內重金屬的含量。因此利用此特性能調控植物對重金屬的吸收。四、修復工程的應用利用水生植物凈化重金屬污水，目前應用得較多的是人工濕地技術和生物塘工程。1、人工濕地技術10，11濕地處理系統是一種利用低洼濕地和沼澤地處理污水的方法。人工濕地是在一定長寬比及底面坡降的洼地中，按一定的坡度填充一定規格的填料，如礫石。在填料表層土壤中種植一些處理性能良好，成活率高，生長周期長，美觀及有經濟

13、價值的植物，構成一個濕地生態系統。在運行中含重金屬的污水緩慢流過生長植物的土壤表面，在耐水性植物和土壤共同作用下得以凈化。目前人工濕地常用的植物為水生或半水生的維管植物，如破銅錢、水芹菜等。它們能在水中長期的吸收鉛、銅和鎘等金屬。人工濕地生態結構復雜且收獲富含金屬殘體的難度大。針對于此，Salt等發現在通氣良好的水中，印度葵幼苗能從人造污水中積累不同的金屬。基于此幼芽的人工濕地系統，不僅可以迅速建立，還易于收獲富含金屬的殘體。2、氧化塘12氧化塘又稱穩定塘或生物塘。它是利用庫塘等水生生態系統對污水的凈化作用，進行污水原位處理的工程措施。通過向池塘內投放對重金屬有富集作用的植物，如水葫蘆，水芹菜

14、，黑麥草、香蒲等，然后定期收割，達到去除重金屬的目的。如水葫蘆，1 hm2葫蘆一晝夜就能從水中吸收錳4 kg、汞89g、鎳297 g、鉛104 g，并能從低于1×10-6的含鎘廢水中，除去97%的鎘。污水中的砷對它生長有抑制的作用，但它仍然能富集砷，使體內砷的含量達到水中砷濃度的幾十倍。戴全裕通過黑麥草對黃金廢水的凈化實驗13表明: 黑麥草對黃金廢水不僅有很強的凈化能力，而且也具有很高的富集功能，其根部的含金量最高可達784 g/t(干重)。而且黑麥草對其它重金屬也有良好的富集作用，從而展示了它的廣闊開發應用前景。不同于鳳眼蓮的是它比較耐寒，只要10以上就能生長良好。這正好在凈化處理

15、廢水時與鳳眼蓮進行交替使用。其他植物還有如香蒲，我國韶關凡口鉛鋅礦廢水香蒲凈化塘系統最新研究發現，該廢水凈化系統對鉛、鋅、銅、鎘的去除率分別為93.98%、 97.02%、96.87% 、96.39%，凈化后的廢水其重金屬含量達到國家排放標準。當然由于植物生長受季節控制，而且重金屬累積過多，會對植物造成毒害，假如采用氧化塘和人工濕地結合處理的方法，可以利用多種植物，在不同季節對污水進行凈化，達到更好的凈化效果。五、超積累植物及新技術的研究重金屬超量積累植物14(hyperaccumulator)的概念在1977年首先由Brooks15提出后,經過科學家們不懈的努力，目前已經發現了360多種植物

16、能夠超量積累各種重金屬。這些超量積累植物具有較高的重金屬臨界濃度，在重金屬污染環境中能夠良好地生長。但是，由于超量積累植物生長緩慢、生物量小，又極大地限制了其在環境治理中的應用價值。如文獻報道十字花科遏藍萊屬植物Thlaspi rotundifolium植株內Pb積累可高達8200mg·kg-1干重，但經5個月生長期后，每株干重只有550mg，照此計算每株中Pb積累總量只有41410g，低于我們實驗中生長僅十幾天的向日葵或蓖麻幼苗根部Pb的積累總量。1997年11ya Raskin曾指出種苗過濾(B1astoflltration)代表了植物修復技術用于含重金屬廢水處理的發展方向，本研究工作的目的是在現有文獻報道的基礎上，通過考察種苗過濾法的規律，探索該方法在含重金屬廢水生態修復中的應用可行性。1、種苗過濾去除水中重金屬鉛實驗16表明，種苗過濾去除水中Pb的生態效應與植物種類有關。在不同種類植物之間以及在相同植物的不同亞種之間，存在著對比積累程度上較明顯的差異。在相同體積(100mL)、相同濃度(100mg·L-1)的Pb溶液