水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬污染水體研究進(jìn)展*

王興利 吳曉晨 王晨野# 穆曉東 王晶博 楊曉姝 胡小飛 鄭曉秋

(1.海南省環(huán)境科學(xué)研究院(海南省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站),海南 ?？?571126；2.吉林大學(xué)化學(xué)學(xué)院，吉林 長春 130012)

重金屬污染水體的治理修復(fù)方法主要有化學(xué)法、物理法、生物法等，物理法與化學(xué)法處理成本較高、效果不明顯，相比而言，利用水生植物進(jìn)行生態(tài)修復(fù)的生物法具有治理成本低、環(huán)保美觀等優(yōu)點(diǎn)，受到研究者的廣泛重視，目前生物法在重金屬污染修復(fù)中的應(yīng)用逐步增大。

水生植物主要包括水生維管束植物和高等藻類[1-2]，分為挺水、漂浮、浮葉、沉水等4種類型[3]，通過培育水生植物，利用水生植物根系和莖葉對(duì)重金屬的吸收、轉(zhuǎn)化、富集等功能可以降低水體中重金屬濃度。當(dāng)水生植物生物量增長到一定程度，通過割刈水生植物可以最終實(shí)現(xiàn)重金屬從污染水體中去除[4]。本研究綜述了挺水、漂浮、浮葉、沉水等4種水生植物在生態(tài)修復(fù)重金屬污染水體領(lǐng)域的進(jìn)展，重點(diǎn)闡述了水生植物對(duì)重金屬的蓄積效果，以及生態(tài)修復(fù)的影響因素，為水生植物在重金屬污染水體修復(fù)中的應(yīng)用提供依據(jù)。

1 水生植物去除重金屬的效果研究

1.1 挺水植物

挺水植物的根、根莖一般生長在水體的底泥之中，莖、葉挺出水面。挺水植物主要通過發(fā)達(dá)的不定根、定根、主根吸收并積累水中的重金屬，其根部積累重金屬的能力一般大于莖部和葉部。常見的挺水植物有蘆、蒲草、荸薺、水雍、荷花、香蒲等。挺水植物在水環(huán)境中生長時(shí)，其植物體內(nèi)重金屬的含量與水體中重金屬的濃度相關(guān)。研究發(fā)現(xiàn)，水雍對(duì)重金屬的積累能力優(yōu)異，其對(duì)Cu、Mo、Cr、Cd的積累量可分別達(dá)62、5、13、11 μg/g(以植物干質(zhì)量的重金屬質(zhì)量濃度計(jì)，下同)[5-6]。挺水植物香蒲對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相對(duì)較高,耐受性較好，種植于高濃度Pb環(huán)境中的香蒲，其地下部分Pb質(zhì)量濃度可達(dá)20 mg/kg左右[7-8]。其中寬葉香蒲可作為重金屬污染水體的指示植物，其葉片對(duì)Zn、Mn的濃縮系數(shù)大于1[9]；長苞香蒲生長3個(gè)月后對(duì)Cu、Zn的去除率可分別達(dá)到38%、36%[10]。

研究發(fā)現(xiàn)，將水龍種植在含有0.501 mg/L Hg、103.55 mg/L Fe、5.556 mg/L Cu、28.056 mg/L Zn的廢水中，21 d后Hg、Fe、Cu、Zn的去除率分別達(dá)32.6%、44.9%、63.7%、99.7%[11]。羽毛草、水薄荷、水龍均對(duì)高濃度含Zn廢水表現(xiàn)出超強(qiáng)的處理凈化能力，可用于電鍍廠和冶煉廠含Zn廢水的處理。對(duì)種植西伯利亞鳶尾的垂直流人工濕地進(jìn)行研究，當(dāng)進(jìn)水中Cd分別為1、3、6 mg/L時(shí),濕地對(duì)Cd的平均去除率分別為93.3%、90.2%、92.1%，西伯利亞鳶尾地上部分Cd富集量分別達(dá)0.28、0.61、1.41 mg/株,地下部分Cd富集量分別達(dá)3.48、10.81、19.40 mg/株，可見西伯利亞鳶尾根部具有更強(qiáng)的Cd吸收富集能力[12]。將石菖蒲、菖蒲種植于人工濕地系統(tǒng)處理城市污水，第15天時(shí)城市污水中Cr、Pb、Cd去除率分別達(dá)78.1%、83.2%、91.4%[13]，可見石菖蒲、菖蒲對(duì)Cr、Pb、Cd具有較高的去除性能，因此常用于環(huán)境治理修復(fù)的應(yīng)用案例中。假馬齒莧、席草對(duì)Cr具有優(yōu)異的蓄積能力，將假馬齒莧、席草置于初始質(zhì)量濃度為5 mg/L的含Cr廢水中，7 d后兩者對(duì)Cr的積累量可分別達(dá)1 600、739 μg/g[14]。風(fēng)水草在初始質(zhì)量濃度均為1.0 mg/L的含Cr、Mn廢水中培養(yǎng)10 d后，植物體內(nèi)Cr、Mn積累量可分別達(dá)到44、198 μg/g[15]。

1.2 漂浮植物

漂浮植物的根不著生于泥中，株體漂浮于水面之上，隨水流、風(fēng)等四處漂泊。漂浮植物主要有水浮蓮、鳳眼藍(lán)、浮萍等，對(duì)重金屬均表現(xiàn)出較強(qiáng)的蓄積能力[16-17]。陳文萍等[18]將普通鳳眼藍(lán)和紫根鳳眼藍(lán)置于10 mg /L含Cd2+溶液中培養(yǎng)2 d， Cd2+去除率分別可達(dá)74.8%、86.0%，在10 mg /L含Zn2+溶液中培養(yǎng)2 d，Zn2+的去除率分別為76.0%、90.1%。鳳眼藍(lán)對(duì)Cu也具有較強(qiáng)的蓄積能力，其在5 mg/L含Cu水體中培養(yǎng)14 d后，植株體內(nèi)Cu的質(zhì)量濃度高達(dá)314 mg/kg。浮萍對(duì)Cd、Se、Cu的吸收和蓄積能力較強(qiáng)，對(duì)Pb、Ni的蓄積能力較弱[19]。王鳳珍等[20]在對(duì)墨水湖湖濱帶周邊植物進(jìn)行研究時(shí)發(fā)現(xiàn)，浮萍具有較強(qiáng)的重金屬綜合富集能力，其對(duì)Cd、Cu、Hg 3種重金屬元素的富集系數(shù)分別為5.76、3.58、2.79。將浮萍置于不同質(zhì)量濃度(1、3、5 mg/L)的Cd(NO3)2中培養(yǎng)兩周，Cd2+去除率均達(dá)到80%以上，Cd(NO3)2為3 mg/L時(shí)Cd2+去除率最高，為87%[21]。滿江紅在含有0.1～3.0 mg/L Hg的廢水中培養(yǎng)6 d后，Hg的去除率可達(dá)80%～94%[22]?？ㄖ萜荚诤?.1～1.0 mg/L Hg和Cr的廢水中培養(yǎng)12 d后，Hg、Cr去除率可達(dá)到75%～100%[23]。紅萍在分別含4 mg/L Pb、Cd、Ni、Zn的廢水中培養(yǎng)15 d，Pb、Cd、Ni、Zn去除率可分別達(dá)到61%、57%、68%、74%[24]56，細(xì)綠萍在含15 mg/L Pb、10 mg/L Hg的廢水中培養(yǎng)7 d后，Pb、Hg去除率可分別達(dá)到98.9%、86.8%[25]75。滿江紅、卡州萍、細(xì)綠萍則對(duì)Hg的蓄積能力突出，其中滿江紅、卡州萍可適用于低濃度含Hg廢水處理，而細(xì)綠萍則適用于高濃度的含Hg廢水的凈化治理。

1.3 浮葉植物

浮葉植物生于淺水中，根生長于水底，葉片浮在水面，常見的浮葉植物有蓮、睡蓮、菱、水鱉、荇菜等。菱對(duì)重金屬蓄積能力與環(huán)境中重金屬濃度成正比，當(dāng)水體中Cd、Pb質(zhì)量濃度分別為0.11、0.71 μg/mL時(shí)，菱植株內(nèi)Cd、Pb可分別達(dá)到13.05、87.75 μg/g[26]。周虹霞等[27]對(duì)滇池湖岸植物進(jìn)行實(shí)地踏查和研究，發(fā)現(xiàn)滇池邊生長的野菱、水鱉等2種浮葉植物在水質(zhì)凈化中發(fā)揮重要作用，成為優(yōu)勢(shì)浮葉植物。宋力等[28]采用睡蓮對(duì)黑臭河道重金屬進(jìn)行修復(fù)，通過全譜直讀電感耦合等離子發(fā)射光譜測(cè)定水體沉積物、植物中重金屬含量，發(fā)現(xiàn)睡蓮對(duì)沉積物中重金屬平均去除率為18.23%，經(jīng)治理修復(fù)后水體沉積物中Cr、Pb、Ni的主要形態(tài)為殘?jiān)鼞B(tài)，Cd、Cu的主要形態(tài)為弱酸溶解態(tài)。Cu、Ni在睡蓮中的含量分布為莖<葉<根，Cd和Pb的含量分布為葉<莖<根。在不同質(zhì)量濃度(5、15、25 mg/L)的含Cu廢水中進(jìn)行睡蓮水培試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)培養(yǎng)30 d后睡蓮對(duì)全量Cu去除率均可達(dá)90%左右，其中根部對(duì)Cu的富集能力相對(duì)較高[29]。睡蓮是諸多浮葉植物中蓄積Cr(Ⅵ)能力最出色的物種之一，能同時(shí)適用于高中低濃度含Cr(Ⅵ)廢水的處理，并且蓄積量大，抗逆性強(qiáng)，在熱帶及溫寒帶的淺水區(qū)域均可生長，可用于不銹鋼企業(yè)廢水、皮革廢水中Cr(Ⅵ)的去除。

1.4 沉水植物

沉水植物的植株全部位于水層以下，通氣組織比較發(fā)達(dá)，根部和葉部均可蓄積較高的重金屬。沉水植物的葉子多為帶狀或絲狀，常見的沉水植物有苦草、金魚藻、狐尾藻、黑藻、眼子菜等。沉水植物中的藻類具有較強(qiáng)的重金屬富集能力，能夠富集Pb、Hg、Cu、Cd、Fe、Zn等重金屬元素[30]。黑藻對(duì)池塘底泥中的Hg、Cd均有較好的富集去除能力，其對(duì)兩種重金屬的富集系數(shù)均大于1[31]。將輪葉黑藻在0.2 mg/L的含Hg廢水中培養(yǎng)4 d后，植株內(nèi)Hg的積累量可達(dá)13.2 μg/g[32]98；在1～50 mg/L的含Se廢水中培養(yǎng)7 d后，Se去除率大于92%[33]，可見輪葉黑藻可用于硒礦廢水的凈化處理。將狐尾藻分別在含0.5 mg/L Co、4.6 mg/L Ni、1.5 mg/L Cu、612 mg/L Zn的廢水中培養(yǎng)84 d，其對(duì)Co、Ni、Cu、Zn的去除率分別為74%、75%、74%、81%[34]；菹草在含0～64 mg/L Cd的廢水中培養(yǎng)4 d后，Cd的去除率高達(dá)90%以上[35]。有研究人員利用生態(tài)缸進(jìn)行水體底泥重金屬污染的富集實(shí)驗(yàn),從富集量、生物富集系數(shù)和去除率等指標(biāo)探究金魚藻對(duì)Cu、Pb復(fù)合污染底泥的修復(fù)效果，結(jié)果表明金魚藻富集效果最佳的時(shí)間段為培養(yǎng)第63～84天，金魚藻對(duì)Cu的生物富集系數(shù)達(dá)到5.6[36]。劉梅等[37]采用室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn)方法,將苦草在Cu質(zhì)量濃度為112.42 mg/kg水體底泥中培養(yǎng)120 d,通過定期測(cè)定根際土壤和收割根莖葉部位相關(guān)指標(biāo)，結(jié)果顯示苦草對(duì)Cu具有較優(yōu)異的富集去除性能，底泥Cu去除率達(dá)到55.72%。張飲江等[38]對(duì)伊樂藻在不同pH與Cd濃度下的生長狀況及去除Cd效果進(jìn)行了研究，結(jié)果表明伊樂藻在pH為8.5、Cd為15 μg/L的溶液中對(duì)Cd的去除效果最好，Cd去除率可達(dá)92%。研究人員對(duì)淮河支流若干種沉水植物進(jìn)行了重金屬富集實(shí)驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)小茨藻和龍須眼子菜對(duì)重金屬Cu、Pb、Cd、Zn的富集系數(shù)為58～1 515，小茨藻對(duì)Cd的富集最強(qiáng)，龍須眼子菜對(duì)Zn、Cu富集較強(qiáng)[39]。黑藻培植簡單、生長環(huán)境要求寬松，可用于中低濃度含Hg廢水的凈化處理；狐尾藻和菹草繁殖力強(qiáng)、生長旺盛，表現(xiàn)出超強(qiáng)的重金屬去除效果，可用于高濃度含Cd廢水的凈化處理；伊樂藻、小茨藻等可用于低濃度的含Cd廢水的凈化處理。

2 水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬污染水體的影響因素

2.1 水生植物的種類與生物量

目前研究發(fā)現(xiàn)的重金屬富集水生植物約有700多種，不同種類的水生植物對(duì)重金屬污染水體的生態(tài)修復(fù)能力不同，一般而言，生活在水中的沉水植物生態(tài)修復(fù)能力大于漂浮、浮葉植物，挺水植物的生態(tài)修復(fù)能力最弱。同一類型的水生植物，一般而言根系發(fā)達(dá)的水生植物積累重金屬的能力強(qiáng)于根系弱的水生植物，一方面根系發(fā)達(dá)的水生植物富集吸收能力更好，另一方面根系附著的微生物有利于輔助重金屬離子的轉(zhuǎn)化、吸收、富集。

水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬的能力還與生物量密切相關(guān)。任安芝等[25]76發(fā)現(xiàn)，在15 mg/L含Pb、Hg廢水中培養(yǎng)細(xì)綠萍，為保證其對(duì)Pb、Hg的蓄積效果，細(xì)綠萍生物量在8～12 g/L為宜。生物量過大，水生植物間由于存在對(duì)陽光、氧氣、營養(yǎng)養(yǎng)分等的競爭，會(huì)導(dǎo)致水生植物的生長繁殖受到抑制，并且在非熱帶地區(qū)，冬天時(shí)過密的植物產(chǎn)生枯萎殘?bào)w進(jìn)入水體，易導(dǎo)致富集的重金屬再次進(jìn)入水體。但若單位面積生長的水生植物生物量較少，則水生植物植株內(nèi)蓄積的重金屬含量過高，影響水生植物生長和污染凈化治理效果。

2.2 株齡與處理時(shí)間

水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬能力也受植株株齡影響，成熟植株蓄積重金屬的能力明顯強(qiáng)于幼小植株。睡蓮在處理含Cr(Ⅵ)水體時(shí)，其幼小植株蓄積重金屬的能力明顯較成熟植株弱[40]966。一般而言，成熟植株單株生物量大、新陳代謝旺盛、根系附著微生物多、植株抗性強(qiáng)，對(duì)重金屬富集能力強(qiáng)。

水生植物修復(fù)治理重金屬污染水體的效果與植株在水體中的生長時(shí)間相關(guān)。胡天印等[41]研究了種植密度和培養(yǎng)時(shí)間對(duì)菹草富集水體底泥重金屬Cd(35.82 mg/kg)的影響，發(fā)現(xiàn)在培養(yǎng)0～90 d過程中，菹草體內(nèi)Cd含量逐漸增加。但并非所有水生植物都是培養(yǎng)時(shí)間越長越好，采用細(xì)綠萍對(duì)Pb污染水體的生態(tài)治理修復(fù)實(shí)驗(yàn)中，水體中的Pb在實(shí)驗(yàn)第8天后逐漸升高，這主要是由于細(xì)綠萍?jí)乃赖母o或葉等腐爛分解向水體釋放Pb[25]75。在浮萍對(duì)重金屬Cd的富集實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，浮萍體內(nèi)Cd的生物富集量隨處理時(shí)間增加，并未呈現(xiàn)單調(diào)曲線，而是在第8天達(dá)到最大值(1.6 mg/g)，第8～12天富集量反而降低[42]。因此，采用水生植物修復(fù)重金屬污染水體時(shí)，植株培養(yǎng)時(shí)間不宜過短或過長，應(yīng)控制最合適的處理時(shí)間，達(dá)到重金屬最大蓄積量時(shí)及時(shí)撈出或進(jìn)行收割。

2.3 重金屬種類與濃度

由于不同重金屬的化學(xué)性質(zhì)迥異，不同種類水生植物生理特征懸殊，不同水生植物對(duì)重金屬元素的蓄積吸收及去除能力不同。如水薄荷、羽毛草、水龍、篦齒眼子菜和馬來眼子菜蓄積重金屬能力各異。其中篦齒眼子菜和馬來眼子菜蓄積Cd能力大于Pb和Mn。

水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬污染水體的能力還受重金屬元素初始濃度的影響。當(dāng)重金屬濃度處在水生植物致死閾值以下時(shí)，水生植物蓄積重金屬的能力隨著水體中重金屬濃度的升高而升高。如睡蓮在含不同濃度Cr(Ⅵ)的污染水體中生長，根莖葉中蓄積的重金屬含量隨著水中Cr(Ⅵ)濃度的升高而升高。黑藻在處理含Hg污染水體時(shí)，如Hg的濃度在水生植物致死閾值以下，則黑藻對(duì)Hg的蓄積能力隨著水體中Hg濃度的升高而升高，其他多數(shù)水生植物均存在類似現(xiàn)象，如浮萍、苦草、滿江紅、細(xì)綠萍、石菖蒲、假馬齒莧、香蒲等。

2.4 溫度與pH的影響

喜溫水生植物在夏天一般具有較高重金屬蓄積能力，到了冬天，由于溫度過低，蓄積重金屬的能力則大幅下降。如喜溫水生植物鳳眼藍(lán)、睡蓮、細(xì)綠萍在13 ℃以下不能良好生長，無法表現(xiàn)出色的蓄積重金屬能力，只有在25 ℃以上才會(huì)旺盛生長，發(fā)揮較佳的蓄積重金屬能力[32]100。耐寒水生植物由于在冬天生長旺盛，在冬天較低氣溫下也能發(fā)揮較強(qiáng)的蓄積重金屬的能力。

水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬污染水體的效果還受水體pH的制約，過酸過堿均會(huì)影響水生植物的正常生長和蓄積重金屬能力的發(fā)揮，偏中性的水體有利于水生植物的生長和重金屬的蓄積[43-45]。水浮蓮在處理偏堿性含Cu2+水體時(shí)，由于堿性條件下Cu2+易形成沉淀或絮凝，從而影響水浮蓮正常吸收蓄積Cu2+的能力?？嗖?、風(fēng)車草、席草、菖蒲、水薄荷、美人蕉、再力花等在過酸或過堿水體條件下，植株生長或富集重金屬能力均會(huì)受到較大影響。

2.5 其他因素

水生植物蓄積重金屬的能力還受其他因素影響，如水生植物的栽培方式、水體共存離子等。對(duì)于多數(shù)重金屬污染水體，用于凈化的水生植物應(yīng)盡量采用適當(dāng)種植密度下的混種方式，采用多種生物富集功能相近的物種合理搭配種植，發(fā)揮多物種在吸收富集重金屬離子方面的協(xié)同作用。對(duì)一些水生植物而言，水體中其他離子的存在會(huì)降低其吸收蓄積重金屬的能力。如在重金屬污染廢水中加入1%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))NaCl后，細(xì)綠萍對(duì)Pb、Cd、Ni、Zn去除率均下降明顯[24]58。CHOO等[40]967發(fā)現(xiàn)，將睡蓮培養(yǎng)在只存在Cr(Ⅵ)的污染水體中，其對(duì)Cr(Ⅵ)的蓄積能力遠(yuǎn)大于伴隨存在Cu的復(fù)合重金屬污染水體。然而，若干特定其他重金屬元素的存在則會(huì)提高水生植物對(duì)某種重金屬的吸收蓄積能力。Ca2+的存在會(huì)使睡蓮對(duì)Cd2+的蓄積能力大幅增加，在50 mg/L含Cd2+水體中加入500 mg/L的Ca2+，睡蓮根部對(duì)Cd的蓄積能力將提高48%[32]98。

3 水生植物生態(tài)修復(fù)的適用范圍和不足

3.1 適用范圍

目前只有少數(shù)種類的水生植物可用于常見低濃度重金屬的吸收和生物積累，且一般適用于流速較慢的江河及湖泊的重金屬污染水體修復(fù)。

水雍、香蒲、美洲水蔥、蘆葦、風(fēng)水草、鳶尾、羽毛草、水龍、石菖蒲、假馬齒莧、席草、水薄荷等挺水植物積累重金屬的能力優(yōu)異，可用于對(duì)水體中低濃度Al、Hg、Cu、Fe、Mo、Cr、Cd、Zn、Mn、Pb等重金屬的生物富集吸收。

水浮蓮、鳳眼藍(lán)、紫萍、滿江紅、浮萍、細(xì)綠萍、槐葉萍、卡州萍等漂浮植物的根和莖蓄積重金屬的能力很強(qiáng)?？蓪?duì)污染水體中低濃度的Fe、Cu、Ag、Cd、Cr、Ni、Pb、Zn、Se、Hg發(fā)揮較好的蓄積作用。

某些種類的浮葉植物能對(duì)特定的重金屬離子發(fā)揮較好的治理修復(fù)效果。田字萍、菱、睡蓮能對(duì)低濃度Hg、Mn、Cd、Cu、Cr、Pb發(fā)揮較好的吸收和蓄積作用。

沉水植物吸收和蓄積水體重金屬能力也很強(qiáng)。狐尾藻、菹草、水池草、眼子菜、黑藻等可蓄積Co、Mn、Ni、Se、Fe、Al、Pb、Hg、Zn、Cu、Cr、Cd、As等低濃度重金屬元素。

3.2 不足之處

水生植物生態(tài)修復(fù)重金屬污染水體的主要不足之處有：(1)可選用的水生植物種類有限；(2)僅適用于流速較慢的重金屬污染河流和湖泊；(3)水生植物吸收重金屬的能力有限，對(duì)于高濃度的重金屬水體難以適用；(4)水生植物生長到一定程度需要定期割割刈，避免植株吸收重金屬能力的下降；(5)水生植物蓄積重金屬的后續(xù)無害化處理需要高度關(guān)注，避免重金屬再次進(jìn)入環(huán)境介質(zhì)及生態(tài)系統(tǒng)。

4 水體重金屬進(jìn)入食物網(wǎng)的生態(tài)過程

水體中的重金屬元素最先通過水生植物根莖葉等部位被吸收和蓄積，隨著水生植物被不同級(jí)別的消費(fèi)者捕食，其所含的重金屬元素也沿著食物網(wǎng)傳遞，產(chǎn)生生物累積效應(yīng)。目前用于研究重金屬在食物網(wǎng)中累積和傳遞的方法主要有碳氮穩(wěn)定同位素法和腸胃含物分析法，部分重金屬會(huì)在食物鏈轉(zhuǎn)移過程中產(chǎn)生生物累積放大現(xiàn)象[46]。QUINN等[47]在湖泊水體中發(fā)現(xiàn)了Cd、Zn的生物累積放大現(xiàn)象。

Hg、Se等重金屬在水生食物網(wǎng)上的傳遞存在明顯生物放大特性。BIDDINGER等[48]研究發(fā)現(xiàn)，在二形柵藻→水蚤→長鰭無須魮的食物鏈上存在明顯的Se富集現(xiàn)象。BARWICK等[49]通過對(duì)麥加利湖海草生態(tài)系統(tǒng)的研究，發(fā)現(xiàn)兩種肉食性魚類體內(nèi)Se富集量是滸苔屬植物的近30倍。CAMPBELL等[50]對(duì)巴芬灣北部水域生態(tài)系統(tǒng)食物網(wǎng)的研究結(jié)果表明，魚類和鳥類肌肉及肝臟組織Hg含量遠(yuǎn)高于第一營養(yǎng)級(jí)的水生植物中的含量。研究發(fā)現(xiàn)Cd、Pb也存在生物累積放大現(xiàn)象，但是放大效應(yīng)不顯著[51]，不過另有研究表明在水生生態(tài)系統(tǒng)中Cd、Pb存在生物稀釋現(xiàn)象[52]。

5 結(jié)論與展望

利用水生植物修復(fù)重金屬污染水體具有治理成本低、景觀效果好等優(yōu)點(diǎn)，在水體修復(fù)領(lǐng)域具有廣闊的應(yīng)用空間。未來應(yīng)挑選適應(yīng)性強(qiáng)、抗逆性佳、生物量大、蓄積能力好的水生植物，提高生態(tài)修復(fù)重金屬水體的能力。最好篩選具有生長迅速、生物量大、易割刈、能適應(yīng)冬季低溫等特點(diǎn)的水生植物，研究者可將研究重點(diǎn)轉(zhuǎn)向利用基因工程和組織培養(yǎng)技術(shù)培養(yǎng)具有良好綜合性能和超富集重金屬能力的新物種。此外，利用多種水生植物的合理搭配組合，可以發(fā)揮多種水生植物在吸收蓄積不同種重金屬元素的功效，組成較合理的植物群落，提高水生植物群落的自動(dòng)調(diào)節(jié)能力和生態(tài)穩(wěn)定性，有望于不同季節(jié)都能實(shí)現(xiàn)較高效的重金屬吸收蓄積能力。