重金属污染水体的治理修复方法主要有化学法、物理法、生物法等，物理法与化学法处理成本较高、效果不明显，相比而言，利用水生植物进行生态修复的生物法具有治理成本低、环保美观等优点，受到研究者的广泛重视，目前生物法在重金属污染修复中的应用逐步增大。
水生植物主要包括水生维管束植物和高等藻类，分为挺水、漂浮、浮叶、沉水等4种类型，通过培育水生植物，利用水生植物根系和茎叶对重金属的吸收、转化、富集等功能可以降低水体中重金属浓度。当水生植物生物量增长到一定程度，通过割除水生植物可以最终实现重金属从污染水体中去除。本研究综述了挺水、漂浮、浮叶、沉水等4种水生植物在生态修复重金属污染水体领域的进展，重点阐述了水生植物对重金属的蓄积效果，以及生态修复的影响因素，为水生植物在重金属污染水体修复中的应用提供依据。
一、水生植物去除重金属的效果研究
1.1 挺水植物
挺水植物的根、根茎一般生长在水体的底泥之中，茎、叶挺出水面。挺水植物主要通过发达的不定根、定根、主根吸收并积累水中的重金属，其根部积累重金属的能力一般大于茎部和叶部。常见的挺水植物有芦、蒲草、荸荠、水雍、荷花、香蒲等。挺水植物在水环境中生长时，其植物体内重金属的含量与水体中重金属的浓度相关。研究发现，水雍对重金属的积累能力优异，其对Cu、Mo、Cr、Cd的积累量可分别达62、5、13、11μg/g(以植物干质量的重金属质量浓度计，下同)。挺水植物香蒲对重金属的转运系数相对较高，耐受性较好，种植于高浓度Pb环境中的香蒲，其地下部分Pb质量浓度可达20mg/kg左右。其中宽叶香蒲可作为重金属污染水体的指示植物，其叶片对Zn、Mn的浓缩系数大于1，长苞香蒲生长3个月后对Cu、Zn的去除率可分别达到38%、36%。
研究发现，将水龙种植在含有0.501mg/LHg、103.55mg/LFe、5.556mg/LCu、28.056mg/LZn的废水中，21d后Hg、Fe、Cu、Zn的去除率分别达32.6%、44.9%、63.7%、99.7%。羽毛草、水薄荷、水龙均对高浓度含Zn废水表现出超强的处理净化能力，可用于电镀厂和冶炼厂含Zn废水的处理。对种植西伯利亚鸢尾的垂直流人工湿地进行研究，当进水中Cd分别为1、3、6mg/L时，湿地对Cd的平均去除率分别为93.3%、90.2%、92.1%，西伯利亚鸢尾地上部分Cd富集量分别达0.28、0.61、1.41mg/株，地下部分Cd富集量分别达3.48、10.81、19.40mg/株，可见西伯利亚鸢尾根部具有更强的Cd吸收富集能力。将石菖蒲、菖蒲种植于人工湿地系统处理城市污水，第15天时城市污水中Cr、Pb、Cd去除率分别达78.1%、83.2%、91.4%，可见石菖蒲、菖蒲对Cr、Pb、Cd具有较高的去除性能，因此常用于环境治理修复的应用案例中。假马齿苋、席草对Cr具有优异的蓄积能力，将假马齿苋、席草置于初始质量浓度为5mg/L的含Cr废水中，7d后两者对Cr的积累量可分别达1600、739μg/g。风水草在初始质量浓度均为1.0mg/L的含Cr、Mn废水中培养10d后，植物体内Cr、Mn积累量可分别达到44、198μg/g。
1.2 漂浮植物
漂浮植物的根不着生于泥中，株体漂浮于水面之上，随水流、风等四处漂泊。漂浮植物主要有水浮莲、凤眼蓝、浮萍等，对重金属均表现出较强的蓄积能力。陈文萍等将普通凤眼蓝和紫根凤眼蓝置于10mg/L含Cd2+溶液中培养2d，Cd2+去除率分别可达74.8%、86.0%，在10mg/L含Zn2+溶液中培养2d，Zn2+的去除率分别为76.0%、90.1%。凤眼蓝对Cu也具有较强的蓄积能力，其在5mg/L含Cu水体中培养14d后，植株体内Cu的质量浓度高达314mg/kg。浮萍对Cd、Se、Cu的吸收和蓄积能力较强，对Pb、Ni的蓄积能力较弱。王凤珍等在对墨水湖湖滨带周边植物进行研究时发现，浮萍具有较强的重金属综合富集能力，其对Cd、Cu、Hg3种重金属元素的富集系数分别为5.76、3.58、2.79。将浮萍置于不同质量浓度(1、3、5mg/L)的Cd(NO3)2中培养两周，Cd2+去除率均达到80%以上，Cd(NO3)2为3mg/L时Cd2+去除率最高，为87%。满江红在含有0.1~3.0mg/LHg的废水中培养6d后，Hg的去除率可达80%~94%。卡州萍在含有0.1~1.0mg/LHg和Cr的废水中培养12d后，Hg、Cr去除率可达到75%~100%。红萍在分别含4mg/LPb、Cd、Ni、Zn的废水中培养15d，Pb、Cd、Ni、Zn去除率可分别达到61%、57%、68%、74%，细绿萍在含15mg/LPb、10mg/LHg的废水中培养7d后，Pb、Hg去除率可分别达到98.9%、86.8%。满江红、卡州萍、细绿萍则对Hg的蓄积能力突出，其中满江红、卡州萍可适用于低浓度含Hg废水处理，而细绿萍则适用于高浓度的含Hg废水的净化治理。
1.3 浮叶植物
浮叶植物生于浅水中，根生长于水底，叶片浮在水面，常见的浮叶植物有莲、睡莲、菱、水鳖、荇菜等。菱对重金属蓄积能力与环境中重金属浓度成正比，当水体中Cd、Pb质量浓度分别为0.11、0.71μg/mL时，菱植株内Cd、Pb可分别达到13.05、87.75μg/g。周虹霞等对滇池湖岸植物进行实地踏查和研究，发现滇池边生长的野菱、水鳖等2种浮叶植物在水质净化中发挥重要作用，成为优势浮叶植物。宋力等采用睡莲对黑臭河道重金属进行修复，通过全谱直读电感耦合等离子发射光谱测定水体沉积物、植物中重金属含量，发现睡莲对沉积物中重金属平均去除率为18.23%，经治理修复后水体沉积物中Cr、Pb、Ni的主要形态为残渣态，Cd、Cu的主要形态为弱酸溶解态。Cu、Ni在睡莲中的含量分布为茎<叶<根，Cd和Pb的含量分布为叶<茎<根。在不同质量浓度(5、15、25mg/L)的含Cu废水中进行睡莲水培试验，发现培养30d后睡莲对全量Cu去除率均可达90%左右，其中根部对Cu的富集能力相对较高。睡莲是诸多浮叶植物中蓄积Cr(Ⅵ)能力最出色的物种之一，能同时适用于高中低浓度含Cr(Ⅵ)废水的处理，并且蓄积量大，抗逆性强，在热带及温寒带的浅水区域均可生长，可用于不锈钢企业废水、皮革废水中Cr(Ⅵ)的去除。
1.4 沉水植物
沉水植物的植株全部位于水层以下，通气组织比较发达，根部和叶部均可蓄积较高的重金属。沉水植物的叶子多为带状或丝状，常见的沉水植物有苦草、金鱼藻、狐尾藻、黑藻、眼子菜等。沉水植物中的藻类具有较强的重金属富集能力，能够富集Pb、Hg、Cu、Cd、Fe、Zn等重金属元素。黑藻对池塘底泥中的Hg、Cd均有较好的富集去除能力，其对两种重金属的富集系数均大于1。将轮叶黑藻在0.2mg/L的含Hg废水中培养4d后，植株内Hg的积累量可达13.2μg/g，在1~50mg/L的含Se废水中培养7d后，Se去除率大于92%，可见轮叶黑藻可用于硒矿废水的净化处理。将狐尾藻分别在含0.5mg/LCo、4.6mg/LNi、1.5mg/LCu、612mg/LZn的废水中培养84d，其对Co、Ni、Cu、Zn的去除率分别为74%、75%、74%、81%，菹草在含0~64mg/LCd的废水中培养4d后，Cd的去除率高达90%以上。有研究人员利用生态缸进行水体底泥重金属污染的富集实验，从富集量、生物富集系数和去除率等指标探究金鱼藻对Cu、Pb复合污染底泥的修复效果，结果表明金鱼藻富集效果最佳的时间段为培养第63~84天，金鱼藻对Cu的生物富集系数达到5.6。刘梅等采用室内盆栽实验方法，将苦草在Cu质量浓度为112.42mg/kg水体底泥中培养120d，通过定期测定根际土壤和收割根茎叶部位相关指标，结果显示苦草对Cu具有较优异的富集去除性能，底泥Cu去除率达到55.72%。张饮江等对伊乐藻在不同pH与Cd浓度下的生长状况及去除Cd效果进行了研究，结果表明伊乐藻在pH为8.5、Cd为15μg/L的溶液中对Cd的去除效果最好，Cd去除率可达92%。研究人员对淮河支流若干种沉水植物进行了重金属富集实验，发现小茨藻和龙须眼子菜对重金属Cu、Pb、Cd、Zn的富集系数为58~1515，小茨藻对Cd的富集最强，龙须眼子菜对Zn、Cu富集较强。黑藻培植简单、生长环境要求宽松，可用于中低浓度含Hg废水的净化处理，狐尾藻和菹草繁殖力强、生长旺盛，表现出超强的重金属去除效果，可用于高浓度含Cd废水的净化处理，伊乐藻、小茨藻等可用于低浓度的含Cd废水的净化处理。
二、水生植物生态修复重金属污染水体的影响因素
2.1 水生植物的种类与生物量
目前研究发现的重金属富集水生植物约有700多种，不同种类的水生植物对重金属污染水体的生态修复能力不同，一般而言，生活在水中的沉水植物生态修复能力大于漂浮、浮叶植物，挺水植物的生态修复能力最弱。同一类型的水生植物，一般而言根系发达的水生植物积累重金属的能力强于根系弱的水生植物，一方面根系发达的水生植物富集吸收能力更好，另一方面根系附着的微生物有利于辅助重金属离子的转化、吸收、富集。
水生植物生态修复重金属的能力还与生物量密切相关。任安芝等发现，在15mg/L含Pb、Hg废水中培养细绿萍，为保证其对Pb、Hg的蓄积效果，细绿萍生物量在8~12g/L为宜。生物量过大，水生植物间由于存在对阳光、氧气、营养养分等的竞争，会导致水生植物的生长繁殖受到抑制，并且在非热带地区，冬天时过密的植物产生枯萎残体进入水体，易导致富集的重金属再次进入水体。但若单位面积生长的水生植物生物量较少，则水生植物植株内蓄积的重金属含量过高，影响水生植物生长和污染净化治理效果。
2.2 株龄与处理时间
水生植物生态修复重金属能力也受植株株龄影响，成熟植株蓄积重金属的能力明显强于幼小植株。睡莲在处理含Cr(Ⅵ)水体时，其幼小植株蓄积重金属的能力明显较成熟植株弱。一般而言，成熟植株单株生物量大、新陈代谢旺盛、根系附着微生物多、植株抗性强，对重金属富集能力强。
水生植物修复治理重金属污染水体的效果与植株在水体中的生长时间相关。胡天印等[41]研究了种植密度和培养时间对菹草富集水体底泥重金属Cd(35.82mg/kg)的影响，发现在培养0~90d过程中，菹草体内Cd含量逐渐增加。但并非所有水生植物都是培养时间越长越好，采用细绿萍对Pb污染水体的生态治理修复实验中，水体中的Pb在实验第8天后逐渐升高，这主要是由于细绿萍坏死的根茎或叶等腐烂分解向水体释放Pb。在浮萍对重金属Cd的富集实验中发现，浮萍体内Cd的生物富集量随处理时间增加，并未呈现单调曲线，而是在第8天达到最大值(1.6mg/g)，第8~12天富集量反而降低。因此，采用水生植物修复重金属污染水体时，植株培养时间不宜过短或过长，应控制最合适的处理时间，达到重金属最大蓄积量时及时捞出或进行收割。
2.3 重金属种类与浓度
由于不同重金属的化学性质迥异，不同种类水生植物生理特征悬殊，不同水生植物对重金属元素的蓄积吸收及去除能力不同。如水薄荷、羽毛草、水龙、篦齿眼子菜和马来眼子菜蓄积重金属能力各异。其中篦齿眼子菜和马来眼子菜蓄积Cd能力大于Pb和Mn。
水生植物生态修复重金属污染水体的能力还受重金属元素初始浓度的影响。当重金属浓度处在水生植物致死阈值以下时，水生植物蓄积重金属的能力随着水体中重金属浓度的升高而升高。如睡莲在含不同浓度Cr(Ⅵ)的污染水体中生长，根茎叶中蓄积的重金属含量随着水中Cr(Ⅵ)浓度的升高而升高。黑藻在处理含Hg污染水体时，如Hg的浓度在水生植物致死阈值以下，则黑藻对Hg的蓄积能力随着水体中Hg浓度的升高而升高，其他多数水生植物均存在类似现象，如浮萍、苦草、满江红、细绿萍、石菖蒲、假马齿苋、香蒲等。
2.4 温度与pH的影响
喜温水生植物在夏天一般具有较高重金属蓄积能力，到了冬天，由于温度过低，蓄积重金属的能力则大幅下降。如喜温水生植物凤眼蓝、睡莲、细绿萍在13℃以下不能良好生长，无法表现出色的蓄积重金属能力，只有在25℃以上才会旺盛生长，发挥较佳的蓄积重金属能力。耐寒水生植物由于在冬天生长旺盛，在冬天较低气温下也能发挥较强的蓄积重金属的能力。
水生植物生态修复重金属污染水体的效果还受水体pH的制约，过酸过碱均会影响水生植物的正常生长和蓄积重金属能力的发挥，偏中性的水体有利于水生植物的生长和重金属的蓄积。水浮莲在处理偏碱性含Cu2+水体时，由于碱性条件下Cu2+易形成沉淀或絮凝，从而影响水浮莲正常吸收蓄积Cu2+的能力。苦草、风车草、席草、菖蒲、水薄荷、美人蕉、再力花等在过酸或过碱水体条件下，植株生长或富集重金属能力均会受到较大影响。
2.5 其他因素
水生植物蓄积重金属的能力还受其他因素影响，如水生植物的栽培方式、水体共存离子等。对于多数重金属污染水体，用于净化的水生植物应尽量采用适当种植密度下的混种方式，采用多种生物富集功能相近的物种合理搭配种植，发挥多物种在吸收富集重金属离子方面的协同作用。对一些水生植物而言，水体中其他离子的存在会降低其吸收蓄积重金属的能力。如在重金属污染废水中加入1%(质量分数)NaCl后，细绿萍对Pb、Cd、Ni、Zn去除率均下降明显。CHOO等发现，将睡莲培养在只存在Cr(Ⅵ)的污染水体中，其对Cr(Ⅵ)的蓄积能力远大于伴随存在Cu的复合重金属污染水体。然而，若干特定其他重金属元素的存在则会提高水生植物对某种重金属的吸收蓄积能力。Ca2+的存在会使睡莲对Cd2+的蓄积能力大幅增加，在50mg/L含Cd2+水体中加入500mg/L的Ca2+，睡莲根部对Cd的蓄积能力将提高48%。
三、水生植物生态修复的适用范围和不足
3.1 适用范围
目前只有少数种类的水生植物可用于常见低浓度重金属的吸收和生物积累，且一般适用于流速较慢的江河及湖泊的重金属污染水体修复。
水雍、香蒲、美洲水葱、芦苇、风水草、鸢尾、羽毛草、水龙、石菖蒲、假马齿苋、席草、水薄荷等挺水植物积累重金属的能力优异，可用于对水体中低浓度Al、Hg、Cu、Fe、Mo、Cr、Cd、Zn、Mn、Pb等重金属的生物富集吸收。
水浮莲、凤眼蓝、紫萍、满江红、浮萍、细绿萍、槐叶萍、卡州萍等漂浮植物的根和茎蓄积重金属的能力很强。可对污染水体中低浓度的Fe、Cu、Ag、Cd、Cr、Ni、Pb、Zn、Se、Hg发挥较好的蓄积作用。
某些种类的浮叶植物能对特定的重金属离子发挥较好的治理修复效果。田字萍、菱、睡莲能对低浓度Hg、Mn、Cd、Cu、Cr、Pb发挥较好的吸收和蓄积作用。
沉水植物吸收和蓄积水体重金属能力也很强。狐尾藻、菹草、水池草、眼子菜、黑藻等可蓄积Co、Mn、Ni、Se、Fe、Al、Pb、Hg、Zn、Cu、Cr、Cd、As等低浓度重金属元素。
3.2 不足之处
水生植物生态修复重金属污染水体的主要不足之处有：(1)可选用的水生植物种类有限，(2)仅适用于流速较慢的重金属污染河流和湖泊，(3)水生植物吸收重金属的能力有限，对于高浓度的重金属水体难以适用，(4)水生植物生长到一定程度需要定期割除，避免植株吸收重金属能力的下降，(5)水生植物蓄积重金属的后续无害化处理需要高度关注，避免重金属再次进入环境介质及生态系统。
四、水体重金属进入食物网的生态过程
水体中的重金属元素最先通过水生植物根茎叶等部位被吸收和蓄积，随着水生植物被不同级别的消费者捕食，其所含的重金属元素也沿着食物网传递，产生生物累积效应。目前用于研究重金属在食物网中累积和传递的方法主要有碳氮稳定同位素法和肠胃含物分析法，部分重金属会在食物链转移过程中产生生物累积放大现象。QUINN等在湖泊水体中发现了Cd、Zn的生物累积放大现象。
Hg、Se等重金属在水生食物网上的传递存在明显生物放大特性。BIDDINGER等研究发现，在二形栅藻→水蚤→长鳍无须魮的食物链上存在明显的Se富集现象。BARWICK等通过对麦加利湖海草生态系统的研究，发现两种肉食性鱼类体内Se富集量是浒苔属植物的近30倍。CAMPBELL等对巴芬湾北部水域生态系统食物网的研究结果表明，鱼类和鸟类肌肉及肝脏组织Hg含量远高于第一营养级的水生植物中的含量。研究发现Cd、Pb也存在生物累积放大现象，但是放大效应不显著，不过另有研究表明在水生生态系统中Cd、Pb存在生物稀释现象。
五、结论与展望
利用水生植物修复重金属污染水体具有治理成本低、景观效果好等优点，在水体修复领域具有广阔的应用空间。未来应挑选适应性强、抗逆性佳、生物量大、蓄积能力好的水生植物，提高生态修复重金属水体的能力。最好筛选具有生长迅速、生物量大、易割除、能适应冬季低温等特点的水生植物，研究者可将研究重点转向利用基因工程和组织培养技术培养具有良好综合性能和超富集重金属能力的新物种。此外，利用多种水生植物的合理搭配组合，可以发挥多种水生植物在吸收蓄积不同种重金属元素的功效，组成较合理的植物群落，提高水生植物群落的自动调节能力和生态稳定性，有望于不同季节都能实现较高效的重金属吸收蓄积能力。( >
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