銅污染水體的修復效果研究范文

本站小編為你精心準備了銅污染水體的修復效果研究參考范文，愿這些范文能點燃您思維的火花，激發您的寫作靈感。歡迎深入閱讀并收藏。

《地球與環境雜志》2016年第一期

摘要:

對水生植物睡蓮(Nymphaeaspontanea)、梭魚草(Pontederiacordata)在5、15和25mg/L銅(Cu)質量濃度下的水體修復效果及生物富集作用進行了試驗研究。結果表明，在實驗條件下，30d后睡蓮和梭魚草對Cu全量的去除率分別為89%和58%。2種植物都能夠用于修復Cu污染水體，且睡蓮的修復效果和根部的Cu富集能力顯著高于梭魚草。初始濃度、修復時間及其交互作用對水體中Cu的去除具有極顯著差異。植物鮮重增長率、修復效果、生物富集系數均隨修復時間的延長和初始濃度的減小而增加。Cu溶解態及其全量具有較為一致的修復規律，去除率與修復時間呈高度相關的線性關系。今后應進一步探討植物種植密度、修復時間和初始濃度對凈化效果的綜合影響。

關鍵詞:

植物修復;睡蓮;梭魚草;銅污染;水體凈化

隨著采礦、冶煉、化工、電鍍、制革等行業的發展，以及固體廢棄物的不合理填埋、堆放和大量化肥農藥的施用，使得各種重金屬污染物進入水體［1－2］。加之重金屬本身所具有的穩定性和生物蓄積性，導致這些污染物給環境和人體健康造成了嚴重危害［3－4］。銅作為環境介質中常見的一種重金屬，在天然水體中有多種存在形式，其中，自由Cu2+被普遍認為是銅對水生生物致毒的主要離子形式。據報道未污染的河流中平均銅濃度為0.25～2μg/L，污染水體的銅濃度通常在10μg/L以上［5］。植物修復作為污染環境治理最具前景的重要手段之一，在土壤和水體重金屬污染修復中已經引起了廣泛關注，具有投資小、效率高，環境生態效益好等優點［6－10］。其中水生維管束植物不僅能保持水體生態系統的良性運行，而且也是重金屬污染水體修復優先選擇的植物種群之一［11－12］。例如，鳳眼蓮(Eichhorniacrassipes(Mart．)Solms)由于適應性廣、生長繁殖快等特點，是Cu、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb、Zn等多種重金屬的優勢蓄積植物［13－15］。在印度利用水生植物假馬齒莧、鳳眼蓮、蜈蚣草、水蕹菜等對廢水中重金屬Cr、Cu、Ni和Pb的富集能力和修復潛力進行評價，結果發現鳳眼蓮適用于Cu和Ni的修復，而細小蘋、蜈蚣草則適用于Cr和Pb的修復［16］。在短期(5d)內鳳眼蓮對含銅廢水具有良好的凈化效果［17］。香根草在處理含Cu廢水時，其生物量隨水體Cu濃度的增長而降低［18］。另據報道，在我國鄱陽湖水生植物種植資源調查中，狗牙根、紫云英對Cu的富集能力也相對較強些［19］。目前，植物修復重金屬污染水體尚處于對超富集植物的篩選和研究階段，用于工程應用的并不多見。考慮到植物生長的環境和適應性，植物修復規律和效率存在較大的地域差異，對具有良好適應性的植物應值得深入研究，挖掘其修復潛力。鑒于睡蓮(Nymphaeaspontanea)、梭魚草(Pontederiacorda-ta)作為城市河流、池塘、湖泊等水體常見的景觀植物，在城市綠化、景觀建設中備受注目，而且一些研究證明它們對水體具有一定的凈化功能［20－21］。但這2種植物用于修復重金屬污染水體的研究結果報道甚少。因此，本次研究嘗試利用在研究區生長良好的睡蓮、梭魚草，來修復不同濃度的銅(Cu)污染水體，并用于評價這2種植物的修復潛力和應用價值。

1材料與方法

1.1試驗材料根據文獻［22－23］的研究結果，用水葫蘆等水生植物處理20mg/L的含Cu廢水時，染毒72h后植株整體上仍保持生長狀態，根部完整，植物的水分運輸系統基本沒有遭到破壞;而在含Cu濃度為從5mg/L升至40mg/L的條件下，李氏禾的生物量不斷減小。因此，在保證水生植物不被損傷致死的情況下，借鑒該結果設定本次試驗中水體Cu質量濃度為三個梯度，分別是5mg/L、15mg/L和25mg/L。植物修復水樣用Hoagl營養液進行配置，Cu元素由CuSO4•5H2O補給。試驗容器為20cm(底部直徑)×30cm(頂部直徑)×25cm(高)的塑料桶，設置試驗水量8L。水生植物睡蓮、梭魚草均購置于鄭州市陳砦花卉市場水生植物培育基地，幼苗平均高10～15cm。植物幼苗經去土洗凈根后置于試驗容器中，進行適應性生長，時間為7d。置于室外光照充足處自然生長。

1.2試驗設計兩種植物按照初始Cu濃度不同分別設置3組，即睡蓮組設N-5、N-15和N-25三組，梭魚草組設P-5、P-15和P-25三組，共計6組，并設空白對照(不種植植物)一組。每組設2個重復。在選擇植株個體時考慮到自然生長原因，盡量保證大小均勻的同時，難免出現睡蓮、梭魚草種類以及個體之間存在鮮重方面的差異。因此，在試驗設計時，每組重復之間做到鮮重近似相等，組間隨初始濃度增加植物鮮重也有所增加。對于相同初始濃度，梭魚草鮮重總體上接近或略小于睡蓮。試驗過程中始終保持桶內水位至8L，添加蒸餾水補充蒸發、蒸騰和采樣所耗水分。試驗于2012年四月中下旬到五月中旬進行，持續時間30d，每8d采集一次水樣進行分析(采樣前一天必須補足水量)。

1.3水樣與植物分析依照《水和廢水監測分析方法》［24］對水樣中的Cu采用火焰原子吸收法測定，計算去除率，評價2種植物對Cu污染水體的修復效果。水樣采集后經硝酸酸化至pH1～2，然后用硝酸、高氯酸消解;測定Cu溶解態含量時，須先把樣品通過0.45μm濾膜過濾，然后酸化消解。植物根部前處理先于50℃烘干48h，研碎，再于105℃恒溫2h，冷卻后消解待測。試驗過程中，觀察植物的生長狀況，并測定鮮重。測量時將植物從水中取出，置于陰涼通風處，直至沒有水從植物滴落時快速稱重。

1.4數據處理與分析利用Excel2007和SPSS13.0統計軟件對數據進行處理和圖表繪制。污水Cu去除率、植物富集系數及富集量根據以下公式計算。

2結果與討論

2.1植物生長狀況分析整個試驗期間平均室外溫度在14～25℃，溫度隨時間逐漸升高，適合植物生長。在試驗期間植物經歷了發芽，長出新葉，發出新根須幾個階段，整體長勢良好。起初幾天，2種植物原先長出的葉子部分發蔫，植物體周圍出現白色泡沫，一周后情況好轉，第12d睡蓮和梭魚草都長出了新芽，其中睡蓮的新芽較多。第15d之后水質開始出現明顯的澄清。在Cu處理濃度為15mg/L和25mg/L時，20d后睡蓮的葉子和莖出現腐爛發黑的現象，并且從植物體上脫落下來，新長出的根須也出現了黑頭現象。而梭魚草整體長勢要好于睡蓮，但其新生根須和幼芽的數量都不如對應濃度下的睡蓮多。兩種植物在30d內重量均有所增加，所有植物的增長率均隨著Cu污染水平的增加而減小(圖1)。梭魚草增長率高于睡蓮，尤其隨著初始濃度的增加，2種植物之間的增長率差異變大。方差分析結果顯示初始濃度、植物種類對植物鮮重增長率均具有極顯著差異(P＜0.01)。因此，試驗過程中植物生長的快慢，與植物種類和水體Cu初始污染濃度都有關系。雖然選擇的睡蓮和梭魚草都屬于多年生水生植物，但睡蓮為浮葉植物，梭魚草為挺水植物，從適應能力上看后者優于前者，因此梭魚草生長整體較好，表現為在水體具有相同Cu初始濃度時，當試驗初始2種植物生物量較接近時，試驗末期梭魚草生物量高于睡蓮;或者當試驗初始梭魚草鮮重小于睡蓮時，試驗末期梭魚草生物量近似相當甚至高于睡蓮。當種植睡蓮時，Cu初始濃度5mg/L與15mg/L、25mg/L之間的植物增長率具有顯著差異(P＜0.05)，而15mg/L與25mg/L之間沒有顯著差異;說明睡蓮能在較長修復時間內生長良好的Cu初始濃度處于較低水平(5mg/L)。與此相比，當種植梭魚草時，Cu初始濃度25mg/L與5mg/L、15mg/L之間的植物增長率具有顯著差異，反而5mg/L與15mg/L之間沒有出現顯著差異;表明梭魚草能在較長修復時間內生長良好的Cu初始濃度處于較高水平(15mg/L)。這也進一步擴大了睡蓮和梭魚草在相同初始濃度時植物鮮重增長率之間的差距。從整體狀況看，試驗期間雖遭遇最低溫度11℃和最高溫度30℃，但并無大起大落現象，因此植物整體生長狀況受污染水體Cu初始濃度的影響程度要遠大于外界環境的影響。一些研究也表明Cu濃度的增加會明顯抑制鳳眼蓮、浮萍等水生植物的增長或使其生物量產生顯著差異［17－18，22－23，25］。

2.2水體中Cu濃度的變化

2.2.1水體中Cu溶解態濃度的變化分別種植睡蓮和梭魚草，水體中Cu溶解態的含量隨著修復時間的延長和初始濃度的增大均呈減小趨勢，而且睡蓮對Cu溶解態的去除效果優于梭魚草，這種修復差異隨著時間的延長也在擴大。如初始Cu溶解態濃度介于1.7～1.8mg/L時，16d后睡蓮和梭魚草對其平均去除率分別為49%和45%，而30d后這2種植物的平均去除率則分別為91%和63%(表1)。通過方差分析，表明在3種初始濃度水平下，水生植物和修復時間及其二者的交互作用對Cu溶解態的去除率起到極顯著作用;同樣地，分別種植2種植物，修復時間和初始濃度及其二者的交互作用對Cu溶解態的去除率亦起到極顯著作用;說明Cu溶解態的去除率受到水生植物種類、修復時間和初始濃度的極顯著影響。進一步對修復時間、初始濃度各處理之間分別進行多重比較，發現除N-15這一組外，其余組Cu溶解態的去除率在不同修復時間之間均表現出極顯著差異，說明2種植物在30d之內均能夠把Cu溶解態持續快速地從水中移除。利用睡蓮修復時，8d后3種初始濃度對Cu溶解態的去除率沒有造成顯著影響，而持續修復16d和24d后，Cu初始濃度5mg/L與15mg/L、25mg/L之間具有顯著差異，直至修復30d后，3種Cu初始濃度兩兩之間才具有顯著差異。當利用梭魚草修復時，8d后Cu初始濃度5mg/L與15mg/L、25mg/L之間已呈現出極顯著差異，此后Cu初始濃度兩兩之間均具有顯著差異，有的甚至是極顯著差異。可見，當Cu初始濃度增加時，梭魚草修復比睡蓮修復導致水體中Cu溶解態的去除變化更大。

2.2.2水體中Cu全量的變化在初始濃度為5mg/L時，睡蓮、梭魚草的修復效果最好，而且睡蓮的修復效果明顯優于梭魚草(表2)。不論種植何種植物，修復時間、初始濃度以及二者的交互作用對Cu全量的去除均具有極顯著影響。在初始濃度為5mg/L和15mg/L時，植物種類、修復時間及其交互作用亦具有極顯著影響，進一步的多重比較證明:該對應濃度下不同修復時間之間Cu全量的去除率均具有極顯著差異。但當初始濃度達到25mg/L時，植物種類、修復時間對Cu全量的去除不具有顯著影響。這一結果表明在相同濃度梯度下，2種植物的修復效果在中低濃度水平下差異較大，而在高濃度水平下差異較小，通過多重比較判斷，在相同植物、相同修復時間下，初始濃度5mg/L與15mg/L和25mg/L時的去除率之間全部是顯著差異，試驗結果中除一組外全部呈極顯著差異;但與此相反的是，15mg/L與25mg/L之間的去除率除一組具有顯著差異外，其余組均不具有統計學意義上的明顯差異。值得一提的是，當Cu初始濃度由15mg/L增加至25mg/L時，試驗設計中雖考慮各組的植物鮮重根據污水中Cu濃度的遞增亦有所增加，而且其增幅比例近似相當，但修復結果出現的一些變化卻值得探討，即在最初的修復期內(8～16d)，2種植物的去除率(溶解態、全量)都是RE25＞RE15，在后期的修復過程中(16～30d)，卻是RE15＞RE25。出現這種變化的原因可能是:由于植物吸收的Cu主要集中在根部［16，26－27］，因此在高濃度情況下，后期植物根部重金屬濃度接近其最高耐受量時，其吸收速度變慢，導致去除速率反而比中等濃度情況下的低。2.3Cu去除率與時間的擬合關系重金屬在水中的存在形態可分為溶解態和顆粒態兩大類，通過分析水體中Cu溶解態和Cu全量的去除率隨時間的擬合關系，發現均符合線性關系(y=ax+b)(表3)。一些研究表明，在植物修復過程中，會出現一段時間內水體中濃度增加和去除率下降的現象，如水葫蘆在修復13～14d時，對Cd、As具有最高的去除率，此后，植物體內的蓄積量并不是隨時間的延長持續增加;而綠萍對鉛的蓄積表現為從第8d開始有所降低，并且水體中鉛濃度出現反彈和增加［9，15，28－30］。但在本次試驗期間，2種植物并沒有出現去除率下降和水體Cu濃度反彈增加的現象，說明2種植物在30d內均能夠持續、穩定地帶走水體中的Cu元素。隨著初始濃度的增加，如果合理布置植物種植密度，其去除率會有顯著提高［31］。今后應進一步探討初始濃度、植物密度、修復時間和修復效果之間的關系，以及確定植物合理收割的時間，避免植物衰亡后污染元素又重新釋放進入水體，引起二次污染［32－33］。通過系統研究使得試驗結果更加完善，能夠逐步將植物修復推廣付諸實踐。

2.4植物根部對Cu的富集睡蓮、梭魚草根部Cu的富集量平均值分別為794.95mg/kg和670.55mg/kg。睡蓮根部的富集量，隨著初始濃度的增加而增加，梭魚草則表現為先減小后增加的趨勢;2種植物根部對Cu的富集量隨初始濃度的增加，其差距加大。統計分析顯示，不論水生植物，初始濃度的變化都會對植物根部Cu的富集量帶來顯著差異。當初始濃度為5mg/L時，2種植物根部對Cu的富集量差異不明顯，但當升至15mg/L和25mg/L時，2種植物間的富集量分別呈現出顯著和極顯著差異。隨著Cu初始濃度的增加，2種植物的富集系數呈現一致的下降規律(圖2)。在相同初始濃度下，睡蓮的富集系數大于梭魚草，且睡蓮、梭魚草根部對Cu的富集系數范圍分別介于35～150和28～143之間。由于富集系數遠大于1，因此2種植物都能夠很好地凈化Cu污染水體。當初始濃度保持不變時，2種植物對富集系數的影響與其對富集量的影響一致。但是在種植任一水生植物的情況下，初始濃度的變化都會對植物富集系數帶來極顯著影響。尤其小濃度(5mg/L)下植物的富集系數是中、高濃度(15mg/L、25mg/L)下的3～5倍。一些研究表明植物組織中Cu的濃度范圍介于5～20mg/kg，而超過此限值時Cu極有可能產生毒理效應［34－35］。另外許多擁有發達根系的植物對Cu的吸收機理是將其集中阻隔于根部，使得這些植物既能從環境介質中去除Cu，又能免于植物中毒致害［34，36］。本次研究雖然睡蓮的鮮重增長較小，但由于植物生出較多的根須，因而在對Cu的富集方面顯示出優于梭魚草的能力，恰好驗證了上述結論。

3結論

1)植物種類、水體中Cu初始濃度對植物生物量的影響顯著。梭魚草生長整體好于睡蓮，且試驗末期其鮮重增長率均高于睡蓮;2種植物能在較長修復時間內生長良好的Cu初始濃度分別是睡蓮為5mg/L，梭魚草為15mg/L。2)初始濃度對植物根部Cu的富集量和富集系數的影響分別呈現出顯著和極顯著差異。隨著水體中Cu初始濃度的增加，睡蓮根部Cu的富集量一直增加，而梭魚草則是先減小后增加;但2種植物的富集系數均一致下降。在初始濃度由15mg/L增至25mg/L時，不同植物種類對富集量和富集系數的影響由顯著差異變為極顯著差異。與梭魚草相比，睡蓮根部對Cu具有更強的富集能力。3)2種植物對Cu溶解態、全量的修復過程相似，都能夠較好地應用于Cu污染水體的修復。總體上，修復30d后，睡蓮對Cu溶解態的平均去除率最高為92%，梭魚草為64%;而對應的Cu全量的去除率則分別為89%和58%。可見，睡蓮的去除率高于梭魚草。

參考文獻

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

［2］宋昊，施澤明，倪師軍，等．四川省綿遠河水系重金屬物源探討及環境質量評價［J］．地球與環境，2011，39(4):543－550．

［3］孔繁翔．環境生物學［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］向華，于曉英．銅污染對水體-水生植物的毒害效應研究進展［J］．湖南農業科學，2009，(11):54－56．

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

［7］劉家女，周啟星，孫挺．Cd-Pb復合污染條件下3種花卉植物的生長反應及超積累特性研究［J］．環境科學學報，2006，26(12):2039－2044．

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

［9］王謙，成水平．大型水生植物修復重金屬污染水體研究進展［J］．環境科學與技術，2010，33(5):96－102．

［10］徐禮生，吳龍華，高貴珍，等．重金屬污染土壤的植物修復及其機理研究進展［J］．地球與環境，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，雷澤湘，胡宏偉，等．鳳眼蓮凈化含銅廢水的效果研究［J］．長江大學學報(自然科學版)農學卷，2009，6(2):68－71，106．

［18］阮肖龍，林東教，羅健，等．香根草對水體中Cu和Zn的耐受性研究［J］．華中農業大學學報，2004，35(Z2):282－286．

［19］簡敏菲，游海，倪才英．鄱陽湖饒河段重金屬污染水平與遷移特性［J］．湖泊科學，2006，18(2):127－133．

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

［21］盧曉明，趙豐，陳建軍，等．睡蓮與梭魚草的生理特性及脫氮除磷比較［J］．武漢理工大學學報，2009，31(23):44－47．

［22］張學洪，陳俊，李海翔，等．鉻超富集植物李氏禾對銅的富集特征研究［J］．農業環境科學學報，2008，27(2):521－524．

［23］李玥．鎘、銅、鋅對四種水生植物的毒性效應［D］．長春:東北師范大學碩士學位論文，2007．

［24］國家環境保護總局水和廢水監測分析方法編委會編．水和廢水監測分析方法［M］．北京:中國環境科學出版社，2002．

［25］王忠全，溫琰茂，黃兆霆，等．幾種植物處理含重金屬廢水的適應性研究［J］．生態環境，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，唐廷貴．細綠萍對鉛、汞污水的凈化作用及其生物學效應［J］．南開大學學報(自然科學版)，1996，29(1):74－79．

［31］方云英，楊肖娥，常會慶．利用水生植物原位修復污染水體［J］．應用生態學報，2008，19(2):407－412．

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

［33］華建峰，胡李娟，張垂勝，等．3種水生植物對錳污染水體修復作用的研究［J］．生態環境學報，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：高軍俠 陶賀 黨宏斌 姜靈彥 陳寧 劉蕾 單位：鄭州航空工業管理學院 資源與環境研究所