武 坤， 孔 瀟， 董 郁， 付為國

(江蘇大學農(nóng)業(yè)工程學院，江蘇鎮(zhèn)江212013)

隨著工農(nóng)業(yè)的迅速發(fā)展，越來越多的重金屬被排入到環(huán)境中，造成多種形式的重金屬污染。其中，重金屬水污染則是重金屬污染的主要形式之一。重金屬水污染通常是指一定量不同種類的重金屬排入水體后，造成嚴重的水體污染，該污染不僅影響水生動、植物的生長發(fā)育，而且還通過食物鏈的生物富集，最終進入人體，威脅人類的生命健康。不同種類的重金屬致毒性各不相同，其中，鉻(Cr)、鎘(Cd)和鉛(Pb)等重金屬具有顯著的生物毒性，微量即可對人體產(chǎn)生毒性作用。例如日本神通川流域出現(xiàn)的“痛痛病”，便是由水體Cd污染所致。因此，如何處理水體重金屬污染已越來越受到人們的關注，而相關處理技術的探究也一直是研究的熱點。

在重金屬污水處理過程中，吸附、離子交換、電解、膜分離以及化學沉淀等物理或化學處理技術在一定程度上雖可有效去除污水中的重金屬，但各自在實際應用中存在或部分存在成本高、能耗大和易產(chǎn)生二次污染等問題，導致其綜合效益降低。而人工濕地重金屬污水處理則是一項以生物處理為主的處理技術，它是由基質(zhì)、水體、水生動植物、好氧或厭氧微生物種群組成的復雜生態(tài)系統(tǒng)[1]，利用其基質(zhì)、植物和微生物的物理、化學和生物三重協(xié)同作用，通過吸附、滯留、吸收、氧化還原、微生物分解和轉(zhuǎn)化等作用機制去除污水中的重金屬。其中，作為人工濕地系統(tǒng)的最為重要組成部分的濕地植物，通過對重金屬的吸收和富集，在人工濕地重金屬污水處理過程中，發(fā)揮著極其重要作用[2]。例如，在Pb質(zhì)量濃度為50 mg/L的污水中，香蒲(Typhaorientalis)根中Pb的富集濃度為132.2 mg/g，富集系數(shù)為2.64[3]；在Cd質(zhì)量濃度為100 mg/L的污水中，蘆葦(Phragmitesaustralis)地上部分和地下部分Cd的富集濃度分別為474.24 mg/kg和534.00 mg/kg[4]。同時，植物還通過為根區(qū)好氧微生物輸送氧氣[5-6]，提高水體中的溶解氧質(zhì)量濃度和氧化還原電位，促成根區(qū)氧化態(tài)環(huán)境的形成，從而改變水體中重金屬的溶解性及其氧化還原狀態(tài)[7-9]，通過增強重金屬的生物有效性提高植物對重金屬的富集[10-11]。另外，伴生在植物根際周邊的某些微生物可通過多種途徑提高重金屬遷移率或生物有效性，也可通過分泌生長激素，促進植物生長，從而增強植物對重金屬的富集能力[12]。盡管很多學者已對不同類型人工濕地植物對重金屬的富集能力進行了獨立定量研究，也有文獻對此進行定性的分析，但對于這些眾多的人工濕地植物重金屬富集能力的獨立研究結果，目前仍缺少使用系統(tǒng)的或統(tǒng)計的方法，綜合性地定量分析人工濕地植物對重金屬的富集能力，從而提高人工濕地植物重金屬富集能力研究的系統(tǒng)性和廣泛性。

本研究擬采用整合分析的方法，不僅分析濕地植物及其不同器官對Cr、Cd和Pb 3種重金屬的富集能力，還分析不同人工濕地類型對植物富集能力的影響，從而綜合評價濕地植物對水體中Cr、Cd和Pb的富集能力，以克服單一研究結果差異性大、不具普遍代表性的缺點，以期為人工濕地中去污植物的篩選、人工濕地類型的選擇以及重金屬污水處理工程管理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 文獻檢索

所選文獻中如具有以下特征則被排除：(1)重復發(fā)表或重復報道的文獻；(2)數(shù)據(jù)不完整的文獻，例如，報道了植物中某重金屬質(zhì)量濃度，但未報道污水中相應重金屬質(zhì)量濃度的文獻；(3)因添加某特定化合物而影響了植物固有重金屬富集能力的文獻；(4)綜述性文獻。本研究共收集了31篇人工濕地中濕地植物對重金屬Cr、Cd和Pb富集研究的文獻，包含277組數(shù)據(jù)，涉及15科45種濕地植物(表1)。

表1 本研究所用文獻基本信息

1.2 統(tǒng)計分析

1.2.1 單一研究效應值計算 為消除因研究地點、初始重金屬質(zhì)量濃度、物種和其他變異來源等差異所導致的結果偏差，采用Li等[45]的方法使用生物富集系數(shù)(BCF)作為基礎比較指標用來計算響應比率(R)。其計算公式為：R=Cp/Cw，式中，Cp是植物體內(nèi)的重金屬質(zhì)量濃度，而Cw則是水體中重金屬的質(zhì)量濃度。為便于分析，在不改變數(shù)據(jù)點之間關系的前提下，將觀察到的變異性進行壓縮，即對R取自然對數(shù)壓縮，以lnR作為效應大小的指標[46]。lnR>0表示正向變化或重金屬富集增加，lnR<0表示負向變化或有重金屬從植物體內(nèi)析出，lnR=0則表示沒有效果或濕地植物不富集該重金屬。

1.2.2 綜合效應值計算 采用卡方檢驗來確定不同研究結果之間是否存在異質(zhì)性，并根據(jù)異質(zhì)性情況來選擇模型，進行綜合效應值(單個效應值合并)計算。若顯著性檢驗結果為P>0.05，說明不同研究結果間異質(zhì)性不顯著，需采用固定效應模型；若P<0.05，則說明不同研究結果間異質(zhì)性顯著，則應選擇隨機效應模型。所有數(shù)據(jù)的計算均在Metawin 2.1軟件中進行[46]，繪圖使用Origin 2018軟件。

2 結果與分析

2.1 植物對Cr、Cd和Pb的富集能力

計算各獨立研究的效應值并對其進行異質(zhì)性檢驗，結果(表2)顯示：數(shù)據(jù)異質(zhì)性顯著(P<0.05)，因此，選擇隨機效應模型進行綜合效應值計算。

采用隨機效應模型，通過加權平均計算綜合效應值(表示濕地植物總體上對重金屬富集能力)及其95%置信區(qū)間，綜合效應值越大，濕地植物對重金屬的富集能力越強。研究發(fā)現(xiàn)，應用于人工濕地的植物總體上對Cr、Cd和Pb均具有較強的富集能力。其中對Cd的富集能力最高，綜合效應值為3.776；其次為對Pb的富集能力，綜合效應值為3.392；對Cr的富集能力最低，綜合效應值為3.029 6(圖1)。

表2 隨機效應模型計算結果及異質(zhì)性檢驗結果

圖1 濕地植物對鉻(Cr)、鎘(Cd)和鉛(Pb)的富集效應值Fig.1 Accumulation effect values of wetland plants to chromium (Cr), cadmium (Cd) and lead (Pb)

收集的文獻涉及的濕地植物包括15科，但由于竹芋科和燈芯草科僅收集到一條研究數(shù)據(jù)，其結果不具代表性，因此，在研究結果中僅展示其他13科植物對Cr、Cd和Pb的富集。結果(圖2)顯示：石蒜科、天門冬科、莧科和豆科綜合效應值的置信區(qū)間與0重合，其結果不顯著。其他9科濕地植物對Cr、Cd和Pb都有一定富集能力，且它們對Cr、Cd和Pb的生物富集系數(shù)變化不大，其中天南星科(綜合效應值為5.218 7)和雨久花科(綜合效應值為4.506 0)的生物富集能力最強，對重金屬的富集效果最顯著，而香蒲科(綜合效應值為2.934 5)生物富集系數(shù)最低。

本研究數(shù)據(jù)中共有9科植物對Cr具有富集能力，而其中豆科和莧科由于樣本量少并未納入分析。因此，本研究僅展現(xiàn)其他7科濕地植物對Cr的富集。結果(圖3)顯示，天南星科和菊科對Cr的富集效果不顯著，雨久花科植物對Cr的富集能力最強，綜合效應值為4.517 5，該科較具代表性的物種是鳳眼藍(Eichhorniacrassipes)。禾本科、莎草科和蓼科對Cr的富集能力相近，其綜合效應值分別為2.808 4、3.128 3和3.002 8。其中，禾本科中較具代表性的物種為蘆葦，莎草科中較具代表性的物種是野生風車草(Cyperusalternifolius)，蓼科中較具代表性的物種是水蓼(Polygonumhydropiper)。另外，環(huán)境因素可影響植物對Cr的富集能力。例如，pH的差異和氧化物的存在，可能會影響Cr的形態(tài)和Cr的生物富集潛力[47]。此外，植物通過多種防御機制來耐受Cr的毒害，如絡合作用和抗氧化酶清除活性氧等。例如，李氏禾(Leersiahexandra)在受Cr脅迫時，體內(nèi)產(chǎn)生草酸等有機酸與Cr形成有機酸絡合物，增加對Cr的吸收[48],而李氏禾體內(nèi)的抗性內(nèi)生細菌可以通過改變Cr價態(tài)的形式去除Cr6+[49]。

圖2 13科濕地植物對Cr、Cd和Pb的富集效應值Fig.2 Accumulation effect values of wetland plants from 13 families to Cr, Cd and Pb

圖3 7科濕地植物對Cr的富集效應值Fig.3 Accumulation effect values of wetland plants from seven families to Cr

本研究數(shù)據(jù)中12科濕地植物能夠富集Cd，但其中的豆科、燈芯草科和莧科樣本量少，在分析濕地植物對Cd富集能力的研究結果中并未納入豆科、莧科和燈芯草科這3科植物。從其他9科濕地植物對Cd的富集能力中(圖4)可以發(fā)現(xiàn)，除菊科、蓼科和槐葉蘋科對Cd的富集能力不顯著外，其余每科植物均有較強的Cd富集能力，代表其富集能力的綜合效應值為3.146 0～4.779 3，富集能力非常顯著。其中，香蒲科較具代表性的物種是寬葉香蒲(Typhalatifolia)。禾本科較具代表性的物種為蘆葦和香根草(Chrysopogonzizanioides)等物種。蓼科植物中的水蓼和酸模葉蓼(Polygonumlapathifolium)以及莎草科中的碎米莎草(Cyperusiria)和異型莎草(Cyperusdifformis)等均能有效富集Cd，常被種植于人工濕地中來處理重金屬污水。圖1中Cd的BCF平均值較高的原因可能是濕地植物從污水中吸收Cd的效率更高，這與Ismael等[50]的研究結果類似。盡管目前尚未全面探明不同植物對Cd的吸收機制，但研究結果已顯示交換態(tài)的Cd更容易被植物根部吸收并運輸?shù)街参锏钠渌糠諿51]。圖4中Cd的綜合效應值變化較大，表明不同科的濕地植物對Cd的吸收能力差異較大。香蒲科和禾本科的植物表現(xiàn)出較高的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，植物自身也會釋放有機酸，減輕重金屬對植物的毒害[53]。例如，薛博晗等[54]研究發(fā)現(xiàn)添加草酸可以提高披堿草(Elymusdahuricus)對Cd的積累，添加檸檬酸則可以顯著提高披堿草的生物量，對披堿草Cd的吸收和轉(zhuǎn)運具有積極的作用。

圖4 9科濕地植物對Cd的富集效應值Fig.4 Accumulation effect values of wetland plants from nine families to Cd

本研究中有13科植物能夠富集Pb，但其中的豆科、莧科和竹芋科由于各僅有一條數(shù)據(jù)其結果不具代表性，因此，在分析結果中并未納入豆科、莧科和竹芋科。其他10科濕地植物對Pb的富集能力見圖5。槐葉蘋科、石蒜科、天門冬科和菊科的綜合效應值置信區(qū)間與0重合，其富集效果不顯著。雨久花科和天南星科濕地植物對Pb的富集能力最顯著，綜合效應值分別為4.556 7和5.006 9，其次為莎草科植物，其綜合效應值為3.975 8。禾本科、蓼科和香蒲科等濕地植物對Pb也具有顯著的富集能力，其綜合效應值也在3.000 0左右，對Pb也具有良好的富集效果。雨久花科的鳳眼藍、禾本科的蘆葦和香根草、蓼科的水蓼、莎草科的野生風車草、以及香蒲科的寬葉香蒲等分別為各科較具有代表性的物種。植物對Pb的富集能力是由植物的耐受機制決定的，Pb脅迫會損害植物的生理生化活動，為了應對Pb脅迫，植物配備了廣泛的解毒耐受機制，包括吸收/解吸、吸收/螯合和轉(zhuǎn)移/積累等過程[55]。

圖5 10科濕地植物對Pb的富集效應值Fig.5 Accumulation effect values of wetland plants from ten families to Pb

2.2 植物不同器官對Cr、Cd和Pb的富集能力

由植物不同器官對重金屬富集能力的整合分析結果(圖6)可知，3種重金屬中，植物器官總體對Cd的富集能力高于對Pb的富集能力，而植物器官總體對Pb的富集能力又高于對Cr的富集能力。重金屬在植物不同器官內(nèi)的富集能力因重金屬種類不同而存在差異，其中，植物各器官對Pb的富集能力表現(xiàn)為葉>莖>根，對Cd的富集能力表現(xiàn)為根>莖>葉，而對于Cr的富集能力則表現(xiàn)為根>葉>莖。許多研究結果顯示，植物各器官對多數(shù)重金屬的富集規(guī)律一般表現(xiàn)為根>莖>葉，這可能是由于根是植物吸收重金屬的主要場所的緣故[56-57]。根中重金屬含量較高也與植物根系發(fā)達且生物量較高有關，因此，重金屬通常在根系中的滯留量遠遠超過莖和葉[58]。此外，根際微生物可以通過分泌有機酸、表面活性劑和有關酶，提高根際環(huán)境中重金屬的生物有效性，從而促進植物對重金屬的富集[59]。本研究中濕地植物根對Pb富集反而低于葉，一方面可能是Pb可通過氣孔交換和葉面吸附，大量吸收大氣中的Pb并富集；另一方面，可能是由于土壤中Pb的移動性弱和生物有效性低等緣故[60]。

圖6 濕地植物各器官對Cr、Cd和Pb的富集效應值Fig.6 Accumulation effect values of various organs of wetland plants to Cr, Cd and Pb

2.3 不同濕地類型對植物富集重金屬的影響

根據(jù)人工濕地進水方式的不同，可將濕地劃分為表面流、水平潛流和垂直潛流等類型，不同類型的人工濕地具有不同的凈化效果。本研究分析了不同類型人工濕地中植物對重金屬Cr、Cd和Pb的富集能力，以探究濕地類型的不同對人工濕地中植物富集重金屬能力的影響。結果(圖7、圖8和圖9)顯示：在復合人工濕地中植物對Cr的富集能力非常顯著，富集能力最高，其次是在潛流人工濕地和表面流人工濕地中。植物在漂浮植物濕地中對Cd的富集效果不顯著，植物在潛流人工濕地中富集Cd的能力大于表面流人工濕地。植物對Pb的富集能力在不同類型人工濕地中的表現(xiàn)為：潛流人工濕地>復合人工濕地>水平潛流人工濕地>表面流人工濕地>漂浮植物濕地。潛流人工濕地的進水方式，使污水在濕地床內(nèi)部流動，充分發(fā)揮了植物根系吸附截留的作用，促進了植物對重金屬的吸收富集[61]。

圖7 不同類型人工濕地中植物對Cr的富集能力Fig.7 The Cr accumulation ability of plants in different types of constructed wetlands

圖8 不同類型人工濕地中植物對Cd的富集能力Fig.8 The Cd accumulation ability of plants in different types of constructed wetlands

圖9 不同類型人工濕地中植物對Pb的富集能力Fig.9 The Pb accumulation ability of plants in different types of constructed wetlands

3 結論

本研究整合分析了濕地植物對Cr、Cd和Pb的富集能力，結果顯示：(1)濕地植物對Cr、Cd和Pb都具有良好的富集能力，其富集能力總體上表現(xiàn)為Cd>Pb>Cr。不同植物對重金屬的富集能力存在差異，對Cr富集能力最強的是雨久花科，天南星科和莎草科對Cd的富集能力最強，對Pb的富集能力最強是天南星科和雨久花科。(2)濕地植物各器官對重金屬的富集能力不同，對Pb的富集能力表現(xiàn)為葉>莖>根，對Cd的富集能力表現(xiàn)為根>莖>葉，對Cr的富集能力表現(xiàn)為根>葉>莖。(3)不同人工濕地類型中植物對重金屬的富集能力不同，植物在復合人工濕地中對Cr的富集能力最強，其次是水平潛流人工濕地和垂直潛流人工濕地，在漂浮植物濕地中富集能力最弱。植物在垂直潛流人工濕地中對Cd富集能力最強，微電場潛流人工濕地和水平潛流人工濕地次之，表面流人工濕地較弱。植物對Pb的富集能力在不同濕地中表現(xiàn)為潛流人工濕地>復合人工濕地>水平潛流人工濕地>表面流人工濕地>漂浮植物濕地。