人工湿地植物对污水中重金属铬、镉、铅富集能力的整合分析

武 坤， 孔 潇， 董 郁， 付为国

(江苏大学农业工程学院，江苏镇江212013)

随着工农业的迅速发展，越来越多的重金属被排入到环境中，造成多种形式的重金属污染。其中，重金属水污染则是重金属污染的主要形式之一。重金属水污染通常是指一定量不同种类的重金属排入水体后，造成严重的水体污染，该污染不仅影响水生动、植物的生长发育，而且还通过食物链的生物富集，最终进入人体，威胁人类的生命健康。不同种类的重金属致毒性各不相同，其中，铬(Cr)、镉(Cd)和铅(Pb)等重金属具有显著的生物毒性，微量即可对人体产生毒性作用。例如日本神通川流域出现的“痛痛病”，便是由水体Cd污染所致。因此，如何处理水体重金属污染已越来越受到人们的关注，而相关处理技术的探究也一直是研究的热点。

在重金属污水处理过程中，吸附、离子交换、电解、膜分离以及化学沉淀等物理或化学处理技术在一定程度上虽可有效去除污水中的重金属，但各自在实际应用中存在或部分存在成本高、能耗大和易产生二次污染等问题，导致其综合效益降低。而人工湿地重金属污水处理则是一项以生物处理为主的处理技术，它是由基质、水体、水生动植物、好氧或厌氧微生物种群组成的复杂生态系统[1]，利用其基质、植物和微生物的物理、化学和生物三重协同作用，通过吸附、滞留、吸收、氧化还原、微生物分解和转化等作用机制去除污水中的重金属。其中，作为人工湿地系统的最为重要组成部分的湿地植物，通过对重金属的吸收和富集，在人工湿地重金属污水处理过程中，发挥着极其重要作用[2]。例如，在Pb质量浓度为50 mg/L的污水中，香蒲(Typhaorientalis)根中Pb的富集浓度为132.2 mg/g，富集系数为2.64[3]；在Cd质量浓度为100 mg/L的污水中，芦苇(Phragmitesaustralis)地上部分和地下部分Cd的富集浓度分别为474.24 mg/kg和534.00 mg/kg[4]。同时，植物还通过为根区好氧微生物输送氧气[5-6]，提高水体中的溶解氧质量浓度和氧化还原电位，促成根区氧化态环境的形成，从而改变水体中重金属的溶解性及其氧化还原状态[7-9]，通过增强重金属的生物有效性提高植物对重金属的富集[10-11]。另外，伴生在植物根际周边的某些微生物可通过多种途径提高重金属迁移率或生物有效性，也可通过分泌生长激素，促进植物生长，从而增强植物对重金属的富集能力[12]。尽管很多学者已对不同类型人工湿地植物对重金属的富集能力进行了独立定量研究，也有文献对此进行定性的分析，但对于这些众多的人工湿地植物重金属富集能力的独立研究结果，目前仍缺少使用系统的或统计的方法，综合性地定量分析人工湿地植物对重金属的富集能力，从而提高人工湿地植物重金属富集能力研究的系统性和广泛性。

本研究拟采用整合分析的方法，不仅分析湿地植物及其不同器官对Cr、Cd和Pb 3种重金属的富集能力，还分析不同人工湿地类型对植物富集能力的影响，从而综合评价湿地植物对水体中Cr、Cd和Pb的富集能力，以克服单一研究结果差异性大、不具普遍代表性的缺点，以期为人工湿地中去污植物的筛选、人工湿地类型的选择以及重金属污水处理工程管理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 文献检索

所选文献中如具有以下特征则被排除：(1)重复发表或重复报道的文献；(2)数据不完整的文献，例如，报道了植物中某重金属质量浓度，但未报道污水中相应重金属质量浓度的文献；(3)因添加某特定化合物而影响了植物固有重金属富集能力的文献；(4)综述性文献。本研究共收集了31篇人工湿地中湿地植物对重金属Cr、Cd和Pb富集研究的文献，包含277组数据，涉及15科45种湿地植物(表1)。

表1 本研究所用文献基本信息

1.2 统计分析

1.2.1 单一研究效应值计算 为消除因研究地点、初始重金属质量浓度、物种和其他变异来源等差异所导致的结果偏差，采用Li等[45]的方法使用生物富集系数(BCF)作为基础比较指标用来计算响应比率(R)。其计算公式为：R=Cp/Cw，式中，Cp是植物体内的重金属质量浓度，而Cw则是水体中重金属的质量浓度。为便于分析，在不改变数据点之间关系的前提下，将观察到的变异性进行压缩，即对R取自然对数压缩，以lnR作为效应大小的指标[46]。lnR>0表示正向变化或重金属富集增加，lnR<0表示负向变化或有重金属从植物体内析出，lnR=0则表示没有效果或湿地植物不富集该重金属。

1.2.2 综合效应值计算 采用卡方检验来确定不同研究结果之间是否存在异质性，并根据异质性情况来选择模型，进行综合效应值(单个效应值合并)计算。若显著性检验结果为P>0.05，说明不同研究结果间异质性不显著，需采用固定效应模型；若P<0.05，则说明不同研究结果间异质性显著，则应选择随机效应模型。所有数据的计算均在Metawin 2.1软件中进行[46]，绘图使用Origin 2018软件。

2 结果与分析

2.1 植物对Cr、Cd和Pb的富集能力

计算各独立研究的效应值并对其进行异质性检验，结果(表2)显示：数据异质性显著(P<0.05)，因此，选择随机效应模型进行综合效应值计算。

采用随机效应模型，通过加权平均计算综合效应值(表示湿地植物总体上对重金属富集能力)及其95%置信区间，综合效应值越大，湿地植物对重金属的富集能力越强。研究发现，应用于人工湿地的植物总体上对Cr、Cd和Pb均具有较强的富集能力。其中对Cd的富集能力最高，综合效应值为3.776；其次为对Pb的富集能力，综合效应值为3.392；对Cr的富集能力最低，综合效应值为3.029 6(图1)。

表2 随机效应模型计算结果及异质性检验结果

图1 湿地植物对铬(Cr)、镉(Cd)和铅(Pb)的富集效应值Fig.1 Accumulation effect values of wetland plants to chromium (Cr), cadmium (Cd) and lead (Pb)

收集的文献涉及的湿地植物包括15科，但由于竹芋科和灯芯草科仅收集到一条研究数据，其结果不具代表性，因此，在研究结果中仅展示其他13科植物对Cr、Cd和Pb的富集。结果(图2)显示：石蒜科、天门冬科、苋科和豆科综合效应值的置信区间与0重合，其结果不显著。其他9科湿地植物对Cr、Cd和Pb都有一定富集能力，且它们对Cr、Cd和Pb的生物富集系数变化不大，其中天南星科(综合效应值为5.218 7)和雨久花科(综合效应值为4.506 0)的生物富集能力最强，对重金属的富集效果最显著，而香蒲科(综合效应值为2.934 5)生物富集系数最低。

本研究数据中共有9科植物对Cr具有富集能力，而其中豆科和苋科由于样本量少并未纳入分析。因此，本研究仅展现其他7科湿地植物对Cr的富集。结果(图3)显示，天南星科和菊科对Cr的富集效果不显著，雨久花科植物对Cr的富集能力最强，综合效应值为4.517 5，该科较具代表性的物种是凤眼蓝(Eichhorniacrassipes)。禾本科、莎草科和蓼科对Cr的富集能力相近，其综合效应值分别为2.808 4、3.128 3和3.002 8。其中，禾本科中较具代表性的物种为芦苇，莎草科中较具代表性的物种是野生风车草(Cyperusalternifolius)，蓼科中较具代表性的物种是水蓼(Polygonumhydropiper)。另外，环境因素可影响植物对Cr的富集能力。例如，pH的差异和氧化物的存在，可能会影响Cr的形态和Cr的生物富集潜力[47]。此外，植物通过多种防御机制来耐受Cr的毒害，如络合作用和抗氧化酶清除活性氧等。例如，李氏禾(Leersiahexandra)在受Cr胁迫时，体内产生草酸等有机酸与Cr形成有机酸络合物，增加对Cr的吸收[48],而李氏禾体内的抗性内生细菌可以通过改变Cr价态的形式去除Cr6+[49]。

图2 13科湿地植物对Cr、Cd和Pb的富集效应值Fig.2 Accumulation effect values of wetland plants from 13 families to Cr, Cd and Pb

图3 7科湿地植物对Cr的富集效应值Fig.3 Accumulation effect values of wetland plants from seven families to Cr

本研究数据中12科湿地植物能够富集Cd，但其中的豆科、灯芯草科和苋科样本量少，在分析湿地植物对Cd富集能力的研究结果中并未纳入豆科、苋科和灯芯草科这3科植物。从其他9科湿地植物对Cd的富集能力中(图4)可以发现，除菊科、蓼科和槐叶蘋科对Cd的富集能力不显著外，其余每科植物均有较强的Cd富集能力，代表其富集能力的综合效应值为3.146 0～4.779 3，富集能力非常显著。其中，香蒲科较具代表性的物种是宽叶香蒲(Typhalatifolia)。禾本科较具代表性的物种为芦苇和香根草(Chrysopogonzizanioides)等物种。蓼科植物中的水蓼和酸模叶蓼(Polygonumlapathifolium)以及莎草科中的碎米莎草(Cyperusiria)和异型莎草(Cyperusdifformis)等均能有效富集Cd，常被种植于人工湿地中来处理重金属污水。图1中Cd的BCF平均值较高的原因可能是湿地植物从污水中吸收Cd的效率更高，这与Ismael等[50]的研究结果类似。尽管目前尚未全面探明不同植物对Cd的吸收机制，但研究结果已显示交换态的Cd更容易被植物根部吸收并运输到植物的其他部分[51]。图4中Cd的综合效应值变化较大，表明不同科的湿地植物对Cd的吸收能力差异较大。香蒲科和禾本科的植物表现出较高的Cd耐受性，可能是基于抗氧化酶活性的解毒防御策略[52]。此外，植物自身也会释放有机酸，减轻重金属对植物的毒害[53]。例如，薛博晗等[54]研究发现添加草酸可以提高披碱草(Elymusdahuricus)对Cd的积累，添加柠檬酸则可以显著提高披碱草的生物量，对披碱草Cd的吸收和转运具有积极的作用。

图4 9科湿地植物对Cd的富集效应值Fig.4 Accumulation effect values of wetland plants from nine families to Cd

本研究中有13科植物能够富集Pb，但其中的豆科、苋科和竹芋科由于各仅有一条数据其结果不具代表性，因此，在分析结果中并未纳入豆科、苋科和竹芋科。其他10科湿地植物对Pb的富集能力见图5。槐叶蘋科、石蒜科、天门冬科和菊科的综合效应值置信区间与0重合，其富集效果不显著。雨久花科和天南星科湿地植物对Pb的富集能力最显著，综合效应值分别为4.556 7和5.006 9，其次为莎草科植物，其综合效应值为3.975 8。禾本科、蓼科和香蒲科等湿地植物对Pb也具有显著的富集能力，其综合效应值也在3.000 0左右，对Pb也具有良好的富集效果。雨久花科的凤眼蓝、禾本科的芦苇和香根草、蓼科的水蓼、莎草科的野生风车草、以及香蒲科的宽叶香蒲等分别为各科较具有代表性的物种。植物对Pb的富集能力是由植物的耐受机制决定的，Pb胁迫会损害植物的生理生化活动，为了应对Pb胁迫，植物配备了广泛的解毒耐受机制，包括吸收/解吸、吸收/螯合和转移/积累等过程[55]。

图5 10科湿地植物对Pb的富集效应值Fig.5 Accumulation effect values of wetland plants from ten families to Pb

2.2 植物不同器官对Cr、Cd和Pb的富集能力

由植物不同器官对重金属富集能力的整合分析结果(图6)可知，3种重金属中，植物器官总体对Cd的富集能力高于对Pb的富集能力，而植物器官总体对Pb的富集能力又高于对Cr的富集能力。重金属在植物不同器官内的富集能力因重金属种类不同而存在差异，其中，植物各器官对Pb的富集能力表现为叶>茎>根，对Cd的富集能力表现为根>茎>叶，而对于Cr的富集能力则表现为根>叶>茎。许多研究结果显示，植物各器官对多数重金属的富集规律一般表现为根>茎>叶，这可能是由于根是植物吸收重金属的主要场所的缘故[56-57]。根中重金属含量较高也与植物根系发达且生物量较高有关，因此，重金属通常在根系中的滞留量远远超过茎和叶[58]。此外，根际微生物可以通过分泌有机酸、表面活性剂和有关酶，提高根际环境中重金属的生物有效性，从而促进植物对重金属的富集[59]。本研究中湿地植物根对Pb富集反而低于叶，一方面可能是Pb可通过气孔交换和叶面吸附，大量吸收大气中的Pb并富集；另一方面，可能是由于土壤中Pb的移动性弱和生物有效性低等缘故[60]。

图6 湿地植物各器官对Cr、Cd和Pb的富集效应值Fig.6 Accumulation effect values of various organs of wetland plants to Cr, Cd and Pb

2.3 不同湿地类型对植物富集重金属的影响

根据人工湿地进水方式的不同，可将湿地划分为表面流、水平潜流和垂直潜流等类型，不同类型的人工湿地具有不同的净化效果。本研究分析了不同类型人工湿地中植物对重金属Cr、Cd和Pb的富集能力，以探究湿地类型的不同对人工湿地中植物富集重金属能力的影响。结果(图7、图8和图9)显示：在复合人工湿地中植物对Cr的富集能力非常显著，富集能力最高，其次是在潜流人工湿地和表面流人工湿地中。植物在漂浮植物湿地中对Cd的富集效果不显著，植物在潜流人工湿地中富集Cd的能力大于表面流人工湿地。植物对Pb的富集能力在不同类型人工湿地中的表现为：潜流人工湿地>复合人工湿地>水平潜流人工湿地>表面流人工湿地>漂浮植物湿地。潜流人工湿地的进水方式，使污水在湿地床内部流动，充分发挥了植物根系吸附截留的作用，促进了植物对重金属的吸收富集[61]。

图7 不同类型人工湿地中植物对Cr的富集能力Fig.7 The Cr accumulation ability of plants in different types of constructed wetlands

图8 不同类型人工湿地中植物对Cd的富集能力Fig.8 The Cd accumulation ability of plants in different types of constructed wetlands

图9 不同类型人工湿地中植物对Pb的富集能力Fig.9 The Pb accumulation ability of plants in different types of constructed wetlands

3 结论

本研究整合分析了湿地植物对Cr、Cd和Pb的富集能力，结果显示：(1)湿地植物对Cr、Cd和Pb都具有良好的富集能力，其富集能力总体上表现为Cd>Pb>Cr。不同植物对重金属的富集能力存在差异，对Cr富集能力最强的是雨久花科，天南星科和莎草科对Cd的富集能力最强，对Pb的富集能力最强是天南星科和雨久花科。(2)湿地植物各器官对重金属的富集能力不同，对Pb的富集能力表现为叶>茎>根，对Cd的富集能力表现为根>茎>叶，对Cr的富集能力表现为根>叶>茎。(3)不同人工湿地类型中植物对重金属的富集能力不同，植物在复合人工湿地中对Cr的富集能力最强，其次是水平潜流人工湿地和垂直潜流人工湿地，在漂浮植物湿地中富集能力最弱。植物在垂直潜流人工湿地中对Cd富集能力最强，微电场潜流人工湿地和水平潜流人工湿地次之，表面流人工湿地较弱。植物对Pb的富集能力在不同湿地中表现为潜流人工湿地>复合人工湿地>水平潜流人工湿地>表面流人工湿地>漂浮植物湿地。