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水生植物对水体重金属污染修复的深度应用

作者: 来源: 发布时间:2016-08-22 14:41:43
随着经济发展,我国采矿、冶炼、电镀等工业的规模逐渐扩大,但随之而来的尾矿露天堆存和废水污水排放等不正确处理方式极易导致水体重金属含量增加。被污染水体的重金属极难被降解,且在微生物的作用下还可能转化为毒性更强的物质。由于重金属具有累积性和食物链的传递性,位于顶端的生物会累积较高浓度的重金属,最终危害到人类健康。因此,如何修复重金属污染的水体已成为国内外研究的热点和亟待解决的重要环境问题(Harguinteguy et al., 2014), Vaiopoulou and Gikas, 2011)
1我国水体污染现状
随着我国工业化和城市化的进程及经济的快速发展,我国水环境中重金属污染问题日趋严重,尽管部分水域经过污染治理有所缓解,但是各种重金属含量还是呈现逐渐增加的趋势。不同水域中重金属的污染情况不同,七大水系总体上呈现轻度污染,靠近工业、矿业、城市和经济发达的海河、淮河、长江、珠江水域重金属污染较严重,其他水域重金属的污染随不同河段呈现污染程度不同的现象(岳霞 et al., 2014)
2水体中重金属的来源、危害以及处理方法
2.1水体中重金属的来源
水体中重金属的污染来源十分广泛,可分为自然来源、人为来源。其中最主要的还是人为污染。
2.1.1自然来源
重金属是构成地壳的物质之一,因此其在自然
界的分布十分广泛。由于地球的地质环境不同,地表面重金属的分布也不相同。火山爆发、森林火灾等自然灾害也可以使环境中的重金属发生迁移。这些重金属随着各种迁移物质进入水体当中,造成水体一定程度上的污染。
2.1.2人为来源
水体重金属污染的人为来源主要分为工业来源,农业来源以及生活来源(史啸勇, 2005), 于晓莉 and 刘强, 2011), 张芳, 2013)
(1)工业来源
重金属由于良好的理化性质在工业中得到广泛使用,如镉广泛应用于化学工业,如染料、电镀等。工业污染是水环境中重金属的主要来源,我们必须对工业活动加大监管力度,控制工业废水、废气、废渣的排放和处理,合理控制和治理重金属的污染。
(2)农业来源
农业重金属污染一方面来源于化肥、农药和农业废弃物的不合理使用和处置。农业中使用的化肥大多含有各种金属离子,大量使用,会造成金属离子在土壤中短时间的大规模积累,而这些积累物会随着降雨、灌溉等水体当中,造成水体污然:另一方面,农业养殖业中的饲料中常含有部分的重金属,规模化养殖场中形成的排泄物、废弃物也成为了重要的污染源。雨水冲刷重金属污染的土壤,导致了水系的污染。
(3)生活来源
人们日常生活中也有重金属的产生。生活中的废旧电器、电路板、破碎照明灯、化妆品等含有重金属,这些随意丢弃的生活用品经过水的冲刷进入水体从而危害环境。汽车使用所带来的尾气量的增加引起的重金属污染也不容忽视。
2.2水体中重金属污染的危害
水作为人们生活必不可少的自然资源,它污染是我国目前面临的重大环境问题,也是我国一直下大力气治理的问题之一,而水中的重金属污染尤其重要。
重金属污染属于持久性污染,在环境中不能通过水体的自净作用而去除,只能在不同的价态与形态之间进行转化(Wu et al., 2010),但却可以沿着食物链的传递而层层积累,最终影响人类的健康。以铅、镉、砷、铜、锌、汞等为代表的具有较大毒性的重金属被摄入人体后会取代生物大分子中的必须元素,造成人体身体异常。近年来,我国不断出现的镉大米事件,就是因为含镉废水浇灌稻米,使镉转移到水稻体内,人长期食用含镉的食物会引起痛痛病。
重金属不但会对人体健康造成严重的危害,而且也是水生生态系统中最危险的物质之一。重金属严重影响水生植物的生长发育(贾晓慧, 2005),重金属逆境胁迫会导致水生植物自由基的积累,进而损伤细胞的膜结构,使植物的生理生化代谢失调,植物根系生长受到抑制、叶片黄化、生长缓慢、花期延后等。当植物中重金属积累量达到上限时,会造成植物的不可恢复性伤害,甚至死亡。
3水生植物以及修复机理
3.1水生植物的概念
水生植物按其生活型分类可分为:挺水植物,浮叶植物,漂浮植物和沉水植物四大类。按照生活型特点,水体生态修复净化中常用的水生植物见表1。
表1常见水生植物生活型分类
生活型 特点 常见植物种类
挺水植物 植株高大,上部挺出水面,
根或地茎生长于泥中
鱼腥草,芦苇,菖蒲,菰,
泽泻,蓼,梭鱼草,鸢尾,
千屈菜,莲花等
浮叶植物 植株或叶片漂浮于水面
上,根或地茎生长与泥中
睡莲,菱等
 
漂浮植物 植株或茎叶漂浮在水面,
根系悬于水中
凤眼莲,萍类等
 
沉水植物 全部植株或茎叶沉没在水
下,根系扎根在泥土中
苦草,黑藻,眼子菜,竹
叶眼子菜,菹草等
 
3.2修复机理
植物修复对重金属的去除具有很好的效果,利用植物的根、茎、叶来吸收、富集或转化水体中的重金属离子,通过收割或打捞将重金属从水体体系中清除出来,从而避免二次污染,达到恢复水生生态系统健康的目的,这些植物被统称为重金属超量累积植物。
为了适应水体中重金属的逆境胁迫,水生植物根系最先感应并迅速发出信号做出反应,通过分泌有机酸或植物螯合物,如植物螯合肽,使游离在根系周围的重金属离子发生螯合作用。根系具有的滞留效应可以帮助超量累积植物富集更多的重金属,这种区域化的分布可以有效阻止重金属毒害光合作用和新陈代谢,维持植物正常生长发育和减轻毒害。研究认为,芦苇趋向于将有害离子积累于根部;菖蒲和宽叶泽苔草在Cd的胁迫下,根系累积能力最强,迁移至地上部分的较少;大薸在As的胁迫污染下,茎叶部分的富集系数仅为3.39,而根系部分却高达1255.39(吕伟德 et al., 2012), 易锋, 2011)
此外,超量累积植物在重金属胁迫下,除根系的滞留效应外,也具有其他机制。对于整株植物来说,通常是在多种机制的综合作用下,如酶系统保护机制、重金属形态转化机制等,吸收、富集并转化降低水体中的重金属浓度。不同科属的超量累积植物起主导作用的机制不同,如有些植物细胞壁的沉淀作用可以限制重金属离子的跨膜吸收;此外,不同植物体内的重金属以螯合态或可溶态的形式存在。也有研究表明,富集能力的大小与植物和重金属接触表面积的差异(杜应琼 et al., 2003)相关。这也就解释了个别水生植物的茎、叶部分重金属含量和根部接近,甚至极个别元素的含量反超根部的原因。例如,苦草体内重金属分布较为均匀。
4水生植物修复重金属污染水体的影响因素
4.1植物生活型
不同生活型的水生植物对重金属的蓄积能力大小是不同的,一般认为,沉水植物>漂浮、浮叶植物>挺水植物(Chandra and Kulshreshtha, 2004),根系发达的水生植物大于根系不发达的水生植物(Kumar et al., 2007)。Chandra等研究证实,沉水植物蓄积Cr6+的能力高于漂浮植物和挺水植物。顺序如下:伊乐藻>金鱼藻>菹草>四角菱>芦苇(Chandra and Kulshreshtha, 2004)。但是,这一顺序不是绝对的,如满江红对Hg的蓄积去除能力就比苦草高(Rai and Tripathi, 2009), Kumar et al., 2007)
4.2生物量
水生植物对水体重金属的去除效率与生物量直接相关,生物量适当增加,净化效率相应提高。细绿萍去除15mg/L的Pb,Hg水体具有一个适量的生物量(8~12g/L)(任安芝,唐廷贵, 1996),生长密度过大,繁殖受到一定限制;生长密度过小,虽无拥挤,但生物量小而去除效果差,因为随着净化时间增加,单株重金属积累过高,无性繁殖受到抑制。
4.3处理时间
水生植物蓄积重金属与修复净化时间密切相关。Sivaci等利用狐尾藻和菹草随着24h,48h,72h,96h增加,蓄积Cd2+含量也增加(Sivaci et al., 2008)。但是,也不是随时间增加蓄积量一直增加。因为随时间推移,有的植物根坏死脱落会向水体释放积累的重金属。因此,利用水生植物去除重金属时,应定时捞取,时间在去除率最大时为宜。
4.4重金属种类
不同的重金属种类有自己独特的性质,导致水生植物蓄积能力各异。如蓖齿眼子菜和马来眼子菜两种水生植物蓄积Cd,Pb,Mn,Zn和Cu五种重金属能力大小如下:Cd>Mn>Pb>Cu>Zn(Jitar et al., 2014)。Kamal等也发现羽毛草,水薄荷和水龙蓄积重金属能力因种类不同而不同(Kamal et al., 2003)
4.5温度
温度是植物生长过程中的重要生态因子,对植物重金属富集能力有很大影响。一般情况下,温度的高低影响水生植物的生长发育状况,并且随着温度的升高,植物对重金属的富集量加大,直到达到一定温度后不再变化。研究表明,温度是影响藻类生长快慢、富集量大小的主要因素之一,在25至38℃之间温度的升高会增加植物细胞的活性和富集数量。例如,轮叶黑藻(邱元凯 et al., 2010)随着温度的升高,化学键断裂,活性位点增加,对重金属离子去除率增大,富集数量增多。
4.6pH值
酸碱度的改变会在一定程度上影响植物的生长状况和吸附效果。同一种水生植物在不同pH值时对某一特定重金属离子的吸附效果不同,一般存在最适pH值范围,在该范围内其对某一特定重金属离子的吸附效率最高。在pH值较低时,有机酸的存在和H+的竞争作用会促进重金属酸化、溶解,加强超量累积植物对重金属离子的吸收和富集作用。研究发现,随着pH值的增加,苦草、金鱼藻、伊乐藻和鼠尾藻等水生植物吸附效率呈现上升趋势,当然过高的pH值也会引起吸附效率的下降(范彩彩, 2013), 张饮江 et al., 2012)
4.7重金属离子的相互影响
被重金属污染的水体多是几种重金属混合在一起产生的复合污染,由于不同重金属离子共存且彼此竞争附着点,会对植物的富集能力造成一定的影响。同一种重金属离子对不同水生植物起到的作用不同。有研究发现,与单一砷污染环境相比,竹叶眼子菜在低浓度Fe2+处理下能显著抑制对重金属As的吸收;黑藻和金鱼藻在高浓度Fe3+处理下能显著提高对重金属As的吸收(谷兆萍, 2011), 潘义宏, 2011)。由此可见,重金属离子间的交互作用既有积极的影响也有消极的影响。
5展望
Gengho的植物修复水体重金属污染与其他的物理、化学方法具有其得天独厚的优势,既可以完成水中重金属去除的目的,又不会造成二次污染,具有十分广阔的应用前景,与此同时,修复中存在的技术问题也是不可忽视的。
一方面,水生植物修复性能有一定波动性,在不同的环境条件下会有差异,同一种操作方式应用于不同处理工艺,效果往往有好有坏。另一方面,当水生植物的去污能力达到饱和或到了凋亡季节,植物体的清除也是比较费时费力的工程。虽然水生植物修复有不少突出的优点,但是究竟如何将它更有效地用于工程实践,还需要进一步的系统研究(肖瑾 et al., 2006)。另外,水生植物治理修复重金属污染水体工程周期过长,对突发性污染事故治理效果不明显等问题,在实际工程实施中都应当考虑到。
  
 
参考文献
 
CHANDRA P, KULSHRESHTHA K 2004. Chromium accumulation and toxicity in aquatic vascular plants. The Botanical Review [J], 70.
HARGUINTEGUY C A, CIRELLI A F, PIGNATA M L 2014. Heavy metal accumulation in leaves of aquatic plant Stuckenia filiformis and its relationship with sediment and water in the Suquía river (Argentina). Microchemical Journal [J], 114.
JITAR O, TEODOSIU C, OROS A, et al. 2014. Bioaccumulation of heavy metals in marine organisms from the romanian sector of the black sea. New BIOTECHNOLOGY [J].
KAMAL M, GHALY A E, MAHMOUD N, et al. 2003. Phytoaccumulation of heavy metals by aquatic plants. Environment International [J], 29.
KUMAR M V, RANI U A, KUMAR P S, et al. 2007. Concentrations of heavy metals and aquatic macrophytes of Govind Ballabh Pant Sagar an anthropogenic lake affected by coal mining effluent. Environmental Monitoring and Assessment [J], 141.
RAI P K, TRIPATHI B D 2009. Comparative assessment of Azolla pinnata and Vallisneria spiralis in Hg removal from G.B. Pant Sagar of Singrauli Industrial region, India. Environmental Monitoring and Assessment [J], 148.
SIVACI A, ELMAS E, G M ? F, et al. 2008. Removal of Cadmium by Myriophyllum heterophyllum Michx. and Potamogeton crispus L. and Its Effect on Pigments and Total Phenolic Compounds. Archives of Environmental Contamination and Toxicology [J], 54.
VAIOPOULOU E, GIKAS P 2011. Effects of chromium on activated sludge and on the performance of wastewater treatment plants: A review. Water Research [J], 46.
WU J, ZHANG H, HE P-J, et al. 2010. Insight into the heavy metal binding potential of dissolved organic matter in MSW leachate using EEM quenching combined with PARAFAC analysis. Water Research [J], 45.
杜应琼, 何江华, 陈俊坚, et al. 2003. 铅、镉和铬在叶类蔬菜中的累积及对其生长的影响. 园艺学报 [J]: 51-55.
范彩彩 2013. 鼠尾藻对水体重金属铅、铜、锌、镉的生物吸附效应研究 [M]. 浙江海洋学院.
谷兆萍 2011. 复合污染下浮萍(Lemna minor L.)对重金属吸收、富集特征和机理 [M]. 昆明理工大学.
贾晓慧 2005. 水生植物受重金属污染毒害的相关研究. 焦作大学学报 [J]: 54-55.
吕伟德, 邱春英, 曹方彬 2012. 重金属胁迫对宽叶泽苔草生长、重金属及养分吸收的影响. 浙江大学学报(理学版) [J]: 666-670+695.
潘义宏 2011. 阳宗海大型水生植物对砷的吸收、富集特征及机理 [M]. 昆明理工大学.
邱元凯, 邓培雁, 欧阳邓福, et al. 2010. 轮叶黑藻(Hydrilla verticillata)干粉对重金属吸附特征的研究. 华南师范大学学报(自然科学版) [J]: 102-106+116.
任安芝,唐廷贵 1996. 细绿萍对铅、汞污水的净化作用及其生物学效应. 南开大学学报(自然科学版) [J]: 74-79.
史啸勇 2005. 水体中重金属对人体健康影响的研究现状及对策. 江苏环境科技 [J]: 3-5.
肖瑾, 成水平, 吴振斌, et al. 2006. 植物修复技术及其在污水处理中的应用. 淡水渔业 [J]: 59-62.
易锋 2011. 复合污染下大薸和凤眼莲对重金属的吸收和富集特征 [M]. 昆明理工大学.
于晓莉, 刘强 2011. 水体重金属污染及其对人体健康影响的研究. 绿色科技 [J]: 123-126.
岳霞, 刘魁, 林夏露, et al. 2014. 中国七大主要水系重金属污染现况. 预防医学论坛 [J]: 209-213+223.
张芳 2013. 农村地下水重金属特征及健康风险评价研究 [M]. 河北师范大学.
张饮江, 易冕, 王聪, et al. 2012. 3种沉水植物对水体重金属镉去除效果的实验研究. 上海海洋大学学报 [J]: 784-793.
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