重金屬污染水體的治理修復方法主要有化學法、物理法、生物法等，物理法與化學法處理成本較高、效果不明顯，相比而言，利用水生植物進行生態修復的生物法具有治理成本低、環保美觀等優點，受到研究者的廣泛重視，目前生物法在重金屬污染修復中的應用逐步增大。
水生植物主要包括水生維管束植物和高等藻類，分為挺水、漂浮、浮葉、沉水等4種類型，通過培育水生植物，利用水生植物根系和莖葉對重金屬的吸收、轉化、富集等功能可以降低水體中重金屬濃度。當水生植物生物量增長到一定程度，通過割除水生植物可以最終實現重金屬從污染水體中去除。本研究綜述了挺水、漂浮、浮葉、沉水等4種水生植物在生態修復重金屬污染水體領域的進展，重點闡述了水生植物對重金屬的蓄積效果，以及生態修復的影響因素，為水生植物在重金屬污染水體修復中的應用提供依據。
一、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達的不定根、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。挺水植物在水環境中生長時，其植物體內重金屬的含量與水體中重金屬的濃度相關。研究發現，水雍對重金屬的積累能力優異，其對Cu、Mo、Cr、Cd的積累量可分別達62、5、13、11μg/g(以植物干質量的重金屬質量濃度計，下同)。挺水植物香蒲對重金屬的轉運系數相對較高，耐受性較好，種植于高濃度Pb環境中的香蒲，其地下部分Pb質量濃度可達20mg/kg左右。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Zn、Mn的濃縮系數大于1，長苞香蒲生長3個月后對Cu、Zn的去除率可分別達到38%、36%。
研究發現，將水龍種植在含有0.501mg/LHg、103.55mg/LFe、5.556mg/LCu、28.056mg/LZn的廢水中，21d后Hg、Fe、Cu、Zn的去除率分別達32.6%、44.9%、63.7%、99.7%。羽毛草、水薄荷、水龍均對高濃度含Zn廢水表現出超強的處理凈化能力，可用于電鍍廠和冶煉廠含Zn廢水的處理。對種植西伯利亞鳶尾的垂直流人工濕地進行研究，當進水中Cd分別為1、3、6mg/L時，濕地對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0.28、0.61、1.41mg/株，地下部分Cd富集量分別達3.48、10.81、19.40mg/株，可見西伯利亞鳶尾根部具有更強的Cd吸收富集能力。將石菖蒲、菖蒲種植于人工濕地系統處理城市污水，第15天時城市污水中Cr、Pb、Cd去除率分別達78.1%、83.2%、91.4%，可見石菖蒲、菖蒲對Cr、Pb、Cd具有較高的去除性能，因此常用于環境治理修復的應用案例中。假馬齒莧、席草對Cr具有優異的蓄積能力，將假馬齒莧、席草置于初始質量濃度為5mg/L的含Cr廢水中，7d后兩者對Cr的積累量可分別達1600、739μg/g。風水草在初始質量濃度均為1.0mg/L的含Cr、Mn廢水中培養10d后，植物體內Cr、Mn積累量可分別達到44、198μg/g。
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、風等四處漂泊。漂浮植物主要有水浮蓮、鳳眼藍、浮萍等，對重金屬均表現出較強的蓄積能力。陳文萍等將普通鳳眼藍和紫根鳳眼藍置于10mg/L含Cd2+溶液中培養2d，Cd2+去除率分別可達74.8%、86.0%，在10mg/L含Zn2+溶液中培養2d，Zn2+的去除率分別為76.0%、90.1%。鳳眼藍對Cu也具有較強的蓄積能力，其在5mg/L含Cu水體中培養14d后，植株體內Cu的質量濃度高達314mg/kg。浮萍對Cd、Se、Cu的吸收和蓄積能力較強，對Pb、Ni的蓄積能力較弱。王鳳珍等在對墨水湖湖濱帶周邊植物進行研究時發現，浮萍具有較強的重金屬綜合富集能力，其對Cd、Cu、Hg3種重金屬元素的富集系數分別為5.76、3.58、2.79。將浮萍置于不同質量濃度(1、3、5mg/L)的Cd(NO3)2中培養兩周，Cd2+去除率均達到80%以上，Cd(NO3)2為3mg/L時Cd2+去除率最高，為87%。滿江紅在含有0.1~3.0mg/LHg的廢水中培養6d后，Hg的去除率可達80%~94%。卡州萍在含有0.1~1.0mg/LHg和Cr的廢水中培養12d后，Hg、Cr去除率可達到75%~100%。紅萍在分別含4mg/LPb、Cd、Ni、Zn的廢水中培養15d，Pb、Cd、Ni、Zn去除率可分別達到61%、57%、68%、74%，細綠萍在含15mg/LPb、10mg/LHg的廢水中培養7d后，Pb、Hg去除率可分別達到98.9%、86.8%。滿江紅、卡州萍、細綠萍則對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。菱對重金屬蓄積能力與環境中重金屬濃度成正比，當水體中Cd、Pb質量濃度分別為0.11、0.71μg/mL時，菱植株內Cd、Pb可分別達到13.05、87.75μg/g。周虹霞等對滇池湖岸植物進行實地踏查和研究，發現滇池邊生長的野菱、水鱉等2種浮葉植物在水質凈化中發揮重要作用，成為優勢浮葉植物。宋力等采用睡蓮對黑臭河道重金屬進行修復，通過全譜直讀電感耦合等離子發射光譜測定水體沉積物、植物中重金屬含量，發現睡蓮對沉積物中重金屬平均去除率為18.23%，經治理修復后水體沉積物中Cr、Pb、Ni的主要形態為殘渣態，Cd、Cu的主要形態為弱酸溶解態。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。在不同質量濃度(5、15、25mg/L)的含Cu廢水中進行睡蓮水培試驗，發現培養30d后睡蓮對全量Cu去除率均可達90%左右，其中根部對Cu的富集能力相對較高。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，在熱帶及溫寒帶的淺水區域均可生長，可用于不銹鋼企業廢水、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，通氣組織比較發達，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的重金屬富集能力，能夠富集Pb、Hg、Cu、Cd、Fe、Zn等重金屬元素。黑藻對池塘底泥中的Hg、Cd均有較好的富集去除能力，其對兩種重金屬的富集系數均大于1。將輪葉黑藻在0.2mg/L的含Hg廢水中培養4d后，植株內Hg的積累量可達13.2μg/g，在1~50mg/L的含Se廢水中培養7d后，Se去除率大于92%，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0.5mg/LCo、4.6mg/LNi、1.5mg/LCu、612mg/LZn的廢水中培養84d，其對Co、Ni、Cu、Zn的去除率分別為74%、75%、74%、81%，菹草在含0~64mg/LCd的廢水中培養4d后，Cd的去除率高達90%以上。有研究人員利用生態缸進行水體底泥重金屬污染的富集實驗，從富集量、生物富集系數和去除率等指標探究金魚藻對Cu、Pb復合污染底泥的修復效果，結果表明金魚藻富集效果最佳的時間段為培養第63~84天，金魚藻對Cu的生物富集系數達到5.6。劉梅等采用室內盆栽實驗方法，將苦草在Cu質量濃度為112.42mg/kg水體底泥中培養120d，通過定期測定根際土壤和收割根莖葉部位相關指標，結果顯示苦草對Cu具有較優異的富集去除性能，底泥Cu去除率達到55.72%。張飲江等對伊樂藻在不同pH與Cd濃度下的生長狀況及去除Cd效果進行了研究，結果表明伊樂藻在pH為8.5、Cd為15μg/L的溶液中對Cd的去除效果最好，Cd去除率可達92%。研究人員對淮河支流若干種沉水植物進行了重金屬富集實驗，發現小茨藻和龍須眼子菜對重金屬Cu、Pb、Cd、Zn的富集系數為58~1515，小茨藻對Cd的富集最強，龍須眼子菜對Zn、Cu富集較強。黑藻培植簡單、生長環境要求寬松，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、生長旺盛，表現出超強的重金屬去除效果，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。
二、水生植物生態修復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
目前研究發現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重金屬污染水體的生態修復能力不同，一般而言，生活在水中的沉水植物生態修復能力大于漂浮、浮葉植物，挺水植物的生態修復能力最弱。同一類型的水生植物，一般而言根系發達的水生植物積累重金屬的能力強于根系弱的水生植物，一方面根系發達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化、吸收、富集。
水生植物生態修復重金屬的能力還與生物量密切相關。任安芝等發現，在15mg/L含Pb、Hg廢水中培養細綠萍，為保證其對Pb、Hg的蓄積效果，細綠萍生物量在8~12g/L為宜。生物量過大，水生植物間由于存在對陽光、氧氣、營養養分等的競爭，會導致水生植物的生長繁殖受到抑制，并且在非熱帶地區，冬天時過密的植物產生枯萎殘體進入水體，易導致富集的重金屬再次進入水體。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 株齡與處理時間
水生植物生態修復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于幼小植株。睡蓮在處理含Cr(Ⅵ)水體時，其幼小植株蓄積重金屬的能力明顯較成熟植株弱。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，對重金屬富集能力強。
水生植物修復治理重金屬污染水體的效果與植株在水體中的生長時間相關。胡天印等[41]研究了種植密度和培養時間對菹草富集水體底泥重金屬Cd(35.82mg/kg)的影響，發現在培養0~90d過程中，菹草體內Cd含量逐漸增加。但并非所有水生植物都是培養時間越長越好，采用細綠萍對Pb污染水體的生態治理修復實驗中，水體中的Pb在實驗第8天后逐漸升高，這主要是由于細綠萍壞死的根莖或葉等腐爛分解向水體釋放Pb。在浮萍對重金屬Cd的富集實驗中發現，浮萍體內Cd的生物富集量隨處理時間增加，并未呈現單調曲線，而是在第8天達到最大值(1.6mg/g)，第8~12天富集量反而降低。因此，采用水生植物修復重金屬污染水體時，植株培養時間不宜過短或過長，應控制最合適的處理時間，達到重金屬最大蓄積量時及時撈出或進行收割。
2.3 重金屬種類與濃度
由于不同重金屬的化學性質迥異，不同種類水生植物生理特征懸殊，不同水生植物對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。
水生植物生態修復重金屬污染水體的能力還受重金屬元素初始濃度的影響。當重金屬濃度處在水生植物致死閾值以下時，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，如Hg的濃度在水生植物致死閾值以下，則黑藻對Hg的蓄積能力隨著水體中Hg濃度的升高而升高，其他多數水生植物均存在類似現象，如浮萍、苦草、滿江紅、細綠萍、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、睡蓮、細綠萍在13℃以下不能良好生長，無法表現出色的蓄積重金屬能力，只有在25℃以上才會旺盛生長，發揮較佳的蓄積重金屬能力。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揮較強的蓄積重金屬的能力。
水生植物生態修復重金屬污染水體的效果還受水體pH的制約，過酸過堿均會影響水生植物的正常生長和蓄積重金屬能力的發揮，偏中性的水體有利于水生植物的生長和重金屬的蓄積。水浮蓮在處理偏堿性含Cu2+水體時，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。苦草、風車草、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。對于多數重金屬污染水體，用于凈化的水生植物應盡量采用適當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，發揮多物種在吸收富集重金屬離子方面的協同作用。對一些水生植物而言，水體中其他離子的存在會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%(質量分數)NaCl后，細綠萍對Pb、Cd、Ni、Zn去除率均下降明顯。CHOO等發現，將睡蓮培養在只存在Cr(Ⅵ)的污染水體中，其對Cr(Ⅵ)的蓄積能力遠大于伴隨存在Cu的復合重金屬污染水體。然而，若干特定其他重金屬元素的存在則會提高水生植物對某種重金屬的吸收蓄積能力。Ca2+的存在會使睡蓮對Cd2+的蓄積能力大幅增加，在50mg/L含Cd2+水體中加入500mg/L的Ca2+，睡蓮根部對Cd的蓄積能力將提高48%。
三、水生植物生態修復的適用范圍和不足
3.1 適用范圍
目前只有少數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。
水雍、香蒲、美洲水蔥、蘆葦、風水草、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異，可用于對水體中低濃度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、紫萍、滿江紅、浮萍、細綠萍、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。可對污染水體中低濃度的Fe、Cu、Ag、Cd、Cr、Ni、Pb、Zn、Se、Hg發揮較好的蓄積作用。
某些種類的浮葉植物能對特定的重金屬離子發揮較好的治理修復效果。田字萍、菱、睡蓮能對低濃度Hg、Mn、Cd、Cu、Cr、Pb發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。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
水生植物生態修復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除，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無害化處理需要高度關注，避免重金屬再次進入環境介質及生態系統。
四、水體重金屬進入食物網的生態過程
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別的消費者捕食，其所含的重金屬元素也沿著食物網傳遞，產生生物累積效應。目前用于研究重金屬在食物網中累積和傳遞的方法主要有碳氮穩定同位素法和腸胃含物分析法，部分重金屬會在食物鏈轉移過程中產生生物累積放大現象。QUINN等在湖泊水體中發現了Cd、Zn的生物累積放大現象。
Hg、Se等重金屬在水生食物網上的傳遞存在明顯生物放大特性。BIDDINGER等研究發現，在二形柵藻→水蚤→長鰭無須魮的食物鏈上存在明顯的Se富集現象。BARWICK等通過對麥加利湖海草生態系統的研究，發現兩種肉食性魚類體內Se富集量是滸苔屬植物的近30倍。CAMPBELL等對巴芬灣北部水域生態系統食物網的研究結果表明，魚類和鳥類肌肉及肝臟組織Hg含量遠高于第一營養級的水生植物中的含量。研究發現Cd、Pb也存在生物累積放大現象，但是放大效應不顯著，不過另有研究表明在水生生態系統中Cd、Pb存在生物稀釋現象。
五、結論與展望
利用水生植物修復重金屬污染水體具有治理成本低、景觀效果好等優點，在水體修復領域具有廣闊的應用空間。未來應挑選適應性強、抗逆性佳、生物量大、蓄積能力好的水生植物，提高生態修復重金屬水體的能力。最好篩選具有生長迅速、生物量大、易割除、能適應冬季低溫等特點的水生植物，研究者可將研究重點轉向利用基因工程和組織培養技術培養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調節能力和生態穩定性，有望于不同季節都能實現較高效的重金屬吸收蓄積能力。( >
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