全 文 ：书地 球 与 环 境
EAＲTH AND ENVIＲONMENT
2016 年第 44 卷第 1 期
Vol． 44． No． 1，2016
睡莲、梭鱼草对铜污染水体的修复效果研究
高军侠，陶 贺，党宏斌，姜灵彦，陈 宁，刘 蕾
(郑州航空工业管理学院 资源与环境研究所，郑州 450015)
摘 要:对水生植物睡莲(Nymphaea spontanea)、梭鱼草(Pontederia cordata)在5、15 和25 mg /L 铜(Cu)质量浓度下的水体修
复效果及生物富集作用进行了试验研究。结果表明，在实验条件下，30d 后睡莲和梭鱼草对 Cu 全量的去除率分别为 89%和
58%。2 种植物都能够用于修复 Cu污染水体，且睡莲的修复效果和根部的 Cu富集能力显著高于梭鱼草。初始浓度、修复时
间及其交互作用对水体中 Cu的去除具有极显著差异。植物鲜重增长率、修复效果、生物富集系数均随修复时间的延长和初
始浓度的减小而增加。Cu溶解态及其全量具有较为一致的修复规律，去除率与修复时间呈高度相关的线性关系。今后应进
一步探讨植物种植密度、修复时间和初始浓度对净化效果的综合影响。
关键词:植物修复;睡莲;梭鱼草;铜污染;水体净化
中图分类号:X173 文献标识码:A 文章编号:1672-9250(2016)01-0096-07 doi:10． 14050/ j． cnki． 1672-9250． 2016． 01． 013
收稿日期:2015-03-26;改回日期:2015-09-15
基金项目:国家自然科学基金项目(51406186);河南省科技攻关计划项目(112102310581，132300410328，152102110171);郑州市科技局新兴
产业研究项目(153PXXCY185)。
第一作者简介:高军侠(1975－)，女，博士，副教授，研究方向为水土环境污染修复。E-mail:gaojunxia75@sohu． com．
随着采矿、冶炼、化工、电镀、制革等行业的发
展，以及固体废弃物的不合理填埋、堆放和大量化
肥农药的施用，使得各种重金属污染物进入水
体［1－2］。加之重金属本身所具有的稳定性和生物蓄
积性，导致这些污染物给环境和人体健康造成了严
重危害［3－4］。铜作为环境介质中常见的一种重金
属，在天然水体中有多种存在形式，其中，自由 Cu2+
被普遍认为是铜对水生生物致毒的主要离子形式。
据报道未污染的河流中平均铜浓度为 0. 25 ～
2 μg /L，污染水体的铜浓度通常在 10 μg /L
以上［5］。
植物修复作为污染环境治理最具前景的重要
手段之一，在土壤和水体重金属污染修复中已经引
起了广泛关注，具有投资小、效率高，环境生态效益
好等优点［6－10］。其中水生维管束植物不仅能保持水
体生态系统的良性运行，而且也是重金属污染水体
修复优先选择的植物种群之一［11－12］。例如，凤眼莲
(Eichhornia crassipes (Mart．)Solms)由于适应性广、
生长繁殖快等特点，是 Cu、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb、Zn 等
多种重金属的优势蓄积植物［13－15］。在印度利用水
生植物假马齿苋、凤眼莲、蜈蚣草、水蕹菜等对废水
中重金属 Cr、Cu、Ni和 Pb的富集能力和修复潜力进
行评价，结果发现凤眼莲适用于 Cu和 Ni的修复，而
细小苹、蜈蚣草则适用于 Cr和 Pb 的修复［16］。在短
期(5 d)内凤眼莲对含铜废水具有良好的净化效
果［17］。香根草在处理含 Cu 废水时，其生物量随水
体 Cu浓度的增长而降低［18］。另据报道，在我国鄱
阳湖水生植物种植资源调查中，狗牙根、紫云英对
Cu的富集能力也相对较强些［19］。
目前，植物修复重金属污染水体尚处于对超富
集植物的筛选和研究阶段，用于工程应用的并不多
见。考虑到植物生长的环境和适应性，植物修复规
律和效率存在较大的地域差异，对具有良好适应性
的植物应值得深入研究，挖掘其修复潜力。鉴于睡
莲(Nymphaea spontanea)、梭鱼草(Pontederia corda-
ta)作为城市河流、池塘、湖泊等水体常见的景观植
物，在城市绿化、景观建设中备受注目，而且一些研
究证明它们对水体具有一定的净化功能［20－21］。但
这 2 种植物用于修复重金属污染水体的研究结果报
道甚少。因此，本次研究尝试利用在研究区生长良
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第 1 期 高军侠等:睡莲、梭鱼草对铜污染水体的修复效果研究
好的睡莲、梭鱼草，来修复不同浓度的铜(Cu)污染
水体，并用于评价这 2 种植物的修复潜力和应用
价值。
1 材料与方法
1. 1 试验材料
根据文献［22－23］的研究结果，用水葫芦等水生植
物处理20 mg /L 的含 Cu 废水时，染毒 72 h 后植株
整体上仍保持生长状态，根部完整，植物的水分运
输系统基本没有遭到破坏;而在含 Cu 浓度为从
5 mg /L升至40 mg /L的条件下，李氏禾的生物量不
断减小。因此，在保证水生植物不被损伤致死的情
况下，借鉴该结果设定本次试验中水体 Cu质量浓度
为三个梯度，分别是5 mg /L、15 mg /L和25 mg /L。
植物修复水样用 Hoagland营养液进行配置，Cu
元素由 CuSO4·5H2O补给。试验容器为20 cm(底
部直径)×30 cm(顶部直径)×25 cm(高)的塑料
桶，设置试验水量 8 L。
水生植物睡莲、梭鱼草均购置于郑州市陈砦花
卉市场水生植物培育基地，幼苗平均高 10 ～ 15 cm。
植物幼苗经去土洗净根后置于试验容器中，进行适
应性生长，时间为 7 d。置于室外光照充足处自然生
长。
1. 2 试验设计
两种植物按照初始 Cu 浓度不同分别设置 3
组，即睡莲组设 N-5、N-15 和 N-25 三组，梭鱼草组设
P-5、P-15 和 P-25 三组，共计 6 组，并设空白对照(不
种植植物)一组。每组设 2 个重复。在选择植株个
体时考虑到自然生长原因，尽量保证大小均匀的同
时，难免出现睡莲、梭鱼草种类以及个体之间存在
鲜重方面的差异。因此，在试验设计时，每组重复
之间做到鲜重近似相等，组间随初始浓度增加植物
鲜重也有所增加。对于相同初始浓度，梭鱼草鲜重
总体上接近或略小于睡莲。试验过程中始终保持
桶内水位至 8 L，添加蒸馏水补充蒸发、蒸腾和采样
所耗水分。试验于 2012 年四月中下旬到五月中旬
进行，持续时间 30 d，每 8 d 采集一次水样进行分析
(采样前一天必须补足水量)。
1. 3 水样与植物分析
依照《水和废水监测分析方法》［24］对水样中的
Cu采用火焰原子吸收法测定，计算去除率，评价 2
种植物对 Cu污染水体的修复效果。水样采集后经
硝酸酸化至 pH 1 ～ 2，然后用硝酸、高氯酸消解;测
定 Cu溶解态含量时，须先把样品通过0. 45 μm 滤
膜过滤，然后酸化消解。植物根部前处理先于
50 ℃烘干 48 h，研碎，再于 105 ℃恒温 2 h，冷却
后消解待测。试验过程中，观察植物的生长状况，
并测定鲜重。测量时将植物从水中取出，置于阴凉
通风处，直至没有水从植物滴落时快速称重。
1. 4 数据处理与分析
利用 Excel 2007 和 SPSS 13. 0 统计软件对数据
进行处理和图表绘制。污水 Cu 去除率、植物富集
系数及富集量根据以下公式计算:
Cu去除率(ＲE)=(污水中的初始值－测定值)/
污水中的初始值×100%
植物富集系数(EC)=根部重金属含量 /
溶液重金属含量
植物富集量(EA)=植物对重金属的吸收量 /
植物干重
2 结果与讨论
2. 1 植物生长状况分析
整个试验期间平均室外温度在 14 ～ 25 ℃，温
度随时间逐渐升高，适合植物生长。在试验期间植
物经历了发芽，长出新叶，发出新根须几个阶段，整
体长势良好。起初几天，2 种植物原先长出的叶子
部分发蔫，植物体周围出现白色泡沫，一周后情况
好转，第 12 d睡莲和梭鱼草都长出了新芽，其中睡
莲的新芽较多。第 15 d 之后水质开始出现明显的
澄清。在 Cu 处理浓度为 15 mg /L 和 25 mg /L 时，
20 d后睡莲的叶子和茎出现腐烂发黑的现象，并且
从植物体上脱落下来，新长出的根须也出现了黑头
现象。而梭鱼草整体长势要好于睡莲，但其新生根
须和幼芽的数量都不如对应浓度下的睡莲多。
两种植物在 30 d内重量均有所增加，所有植物
的增长率均随着 Cu 污染水平的增加而减小(图
1)。梭鱼草增长率高于睡莲，尤其随着初始浓度的
增加，2 种植物之间的增长率差异变大。方差分析
结果显示初始浓度、植物种类对植物鲜重增长率均
具有极显著差异(P＜0. 01)。因此，试验过程中植物
生长的快慢，与植物种类和水体 Cu 初始污染浓度
都有关系。虽然选择的睡莲和梭鱼草都属于多年
生水生植物，但睡莲为浮叶植物，梭鱼草为挺水植
物，从适应能力上看后者优于前者，因此梭鱼草生
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地 球 与 环 境 2016 年
长整体较好，表现为在水体具有相同 Cu 初始浓度
时，当试验初始 2 种植物生物量较接近时，试验末期
梭鱼草生物量高于睡莲;或者当试验初始梭鱼草鲜
重小于睡莲时，试验末期梭鱼草生物量近似相当甚
至高于睡莲。
图 1 植物鲜重增长情况
Fig． 1 Increase of plant fresh weight
当种植 睡 莲 时，Cu 初 始 浓 度 5 mg /L 与
15 mg /L、25 mg /L之间的植物增长率具有显著差
异(P＜0. 05) ，而15 mg /L与25 mg /L之间没有显著
差异;说明睡莲能在较长修复时间内生长良好的 Cu
表 1 水体中 Cu溶解态浓度的变化
Table 1 Dissolved state concentration of Cu
初始值
8 d 16 d 24 d 30 d
含量 /(mg /L) 去除率 /% 含量 /(mg /L) 去除率 /% 含量 /(mg /L) 去除率 /% 含量 /(mg /L) 去除率 /%
N-5* 1． 267±0． 016 26． 67dD x 0． 882±0． 093 49． 05cC xX 0． 512±0． 120 70． 48 bB xX 0． 139±0． 005 91． 99aA xX
N-15 5． 966±0． 054 22． 14dC x 5． 045±0． 079 34． 15cB yX 4． 076±0． 031 46． 80bA yX 3． 514±0． 054 54． 14aA yY
N-25 9． 921±0． 081 27． 66dD x 8． 972±0． 045 34． 57cC yX 8． 011±0． 006 41． 59bB yX 7． 094±0． 023 48． 27aA zY
P-5 1． 294±0． 040 28． 28dD xX 0． 995±0． 027 44． 85cC xX 0． 789±0． 005 56． 29bB xX 0． 658±0． 042 63． 51aA xX
P-15 6． 585±0． 091 14． 52dD yY 5． 549±0． 070 27． 97cC yY 4． 675±0． 070 39． 32bB yY 4． 101±0． 093 46． 76aA yY
P-25 11． 171±0． 182 14． 92dD yY 10． 245±0． 013 21． 97cC zY 9． 097±0． 030 30． 71bB zZ 8． 400±0． 034 36． 02aA zY
注:* 表示 Cu全量浓度，其对应的溶解态均值 N组分别是1. 729 mg /L、7. 665 mg /L和13. 714 mg /L，P组分别是1. 804 mg /L、7. 703 mg /L 和
13. 131 mg /L。对于去除率的多重比较，标有不同大写字母者表示组间差异极显著(P ＜0. 01) ，标有不同小写字母者表示组间差异显著
(P＜0. 05) ，标有相同小写字母者表示组间差异不显著(P＞0. 05) ;下标表示修复时间之间的多重比较，上标表示初始浓度之间的多重比较。
下同。
初始浓度处于较低水平(5 mg /L)。与此相比，当种
植梭鱼草时，Cu 初始浓度 25 mg /L 与 5 mg /L、
15 mg /L 之间的植物增长率具有显著差异，反而
5 mg /L与15 mg /L之间没有出现显著差异;表明梭
鱼草能在较长修复时间内生长良好的 Cu 初始浓度
处于较高水平(15 mg /L)。这也进一步扩大了睡莲
和梭鱼草在相同初始浓度时植物鲜重增长率之间
的差距。
从整体状况看，试验期间虽遭遇最低温度 11 ℃
和最高温度30 ℃，但并无大起大落现象，因此植物整
体生长状况受污染水体 Cu初始浓度的影响程度要远
大于外界环境的影响。一些研究也表明 Cu浓度的增
加会明显抑制凤眼莲、浮萍等水生植物的增长或使其
生物量产生显著差异［17－18，22－23，25］。
2. 2 水体中 Cu浓度的变化
2. 2. 1 水体中 Cu溶解态浓度的变化
分别种植睡莲和梭鱼草，水体中 Cu 溶解态的
含量随着修复时间的延长和初始浓度的增大均呈
减小趋势，而且睡莲对 Cu 溶解态的去除效果优于
梭鱼草，这种修复差异随着时间的延长也在扩大。
如初始 Cu溶解态浓度介于 1. 7 ～ 1. 8 mg /L时，16 d
后睡莲和梭鱼草对其平均去除率分别为 49% 和
45%，而 30 d 后这 2 种植物的平均去除率则分别为
91%和 63%(表 1)。通过方差分析，表明在 3 种初
始浓度水平下，水生植物和修复时间及其二者的交
互作用对 Cu 溶解态的去除率起到极显著作用;同
样地，分别种植 2 种植物，修复时间和初始浓度及其
二者的交互作用对 Cu 溶解态的去除率亦起到极显
著作用;说明 Cu 溶解态的去除率受到水生植物种
类、修复时间和初始浓度的极显著影响。
进一步对修复时间、初始浓度各处理之间分别
进行多重比较，发现除 N-15 这一组外，其余组 Cu
溶解态的去除率在不同修复时间之间均表现出极
显著差异，说明 2 种植物在 30 d 之内均能够把 Cu
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第 1 期 高军侠等:睡莲、梭鱼草对铜污染水体的修复效果研究
溶解态持续快速地从水中移除。利用睡莲修复时，
8 d后 3 种初始浓度对 Cu溶解态的去除率没有造成
显著影响，而持续修复 16 d和 24 d后，Cu初始浓度
5 mg /L与 15 mg /L、25 mg /L 之间具有显著差异，
直至修复 30 d 后，3 种 Cu 初始浓度两两之间才具
有显著差异。当利用梭鱼草修复时，8 d 后 Cu 初始
浓度5 mg /L与15 mg /L、25 mg /L之间已呈现出极
显著差异，此后 Cu 初始浓度两两之间均具有显著
差异，有的甚至是极显著差异。可见，当 Cu 初始浓
度增加时，梭鱼草修复比睡莲修复导致水体中 Cu
溶解态的去除变化更大。
表 2 水体中 Cu全量的变化
Table 2 Whole amount concentration of Cu
初始值
8 d 16 d 24 d 30 d
含量 /(mg /L) 去除率 /% 含量 /(mg /L) 去除率 /% 含量 /(mg /L) 去除率 /% 含量 /(mg /L) 去除率 /%
N-5@ 2． 750±0． 037 43． 75dD xX 1． 875±0． 071 61． 67cC xX 1． 112±0． 113 77． 25bB xX 0． 532±0． 047 89． 13aA xX
N-15 12． 431±0． 004 16． 20dD yY 10． 713±0． 298 27． 77cC yY 8． 748±0． 105 41． 02bB yY 7． 926±0． 030 46． 57aA yY
N-25 19． 541±0． 683 19． 93dC yY 17． 501±0． 424 28． 29cB yY 15． 314±0． 110 37． 26bB yY 13． 349±0． 040 45． 31aA yY
P-5 3． 537±0． 017 25． 99dD xX 2． 911±0． 095 39． 10cC xX 2． 391±0． 120 49． 95bB xX 2． 022±0． 096 57． 70aA xX
P-15 12． 411±0． 024 16． 09dD zY 10． 576±0． 105 28． 50cC yX 9． 793±0． 042 33． 79bB yX 8． 995±0． 068 39． 18aA yY
P-25 20． 039±0． 043 18． 13cC yY 17． 450±0． 246 28． 70bB yX 15． 103±0． 465 38． 29aA yX 14． 400±0． 318 41． 16aA yY
注:@对应的实测均值 N组分别是4. 890 mg /L、14. 833 mg /L和24. 410 mg /L，P组分别是4. 780 mg /L、14. 791 mg /L和24. 476 mg /L;下同。
2. 2. 2 水体中 Cu全量的变化
在初始浓度为5 mg /L时，睡莲、梭鱼草的修复效
果最好，而且睡莲的修复效果明显优于梭鱼草(表
2)。不论种植何种植物，修复时间、初始浓度以及
二者的交互作用对 Cu 全量的去除均具有极显著影
响。在初始浓度为 5 mg /L 和 15 mg /L 时，植物种
类、修复时间及其交互作用亦具有极显著影响，进
一步的多重比较证明:该对应浓度下不同修复时间
之间 Cu全量的去除率均具有极显著差异。但当初
始浓度达到25 mg /L 时，植物种类、修复时间对 Cu
全量的去除不具有显著影响。这一结果表明在相
同浓度梯度下，2 种植物的修复效果在中低浓度水
平下差异较大，而在高浓度水平下差异较小，通过
多重比较判断，在相同植物、相同修复时间下，初始
浓度5 mg /L与15 mg /L 和25 mg /L 时的去除率之
间全部是显著差异，试验结果中除一组外全部呈极
显著差异;但与此相反的是，15 mg /L与25 mg /L之
间的去除率除一组具有显著差异外，其余组均不具
有统计学意义上的明显差异。
值得一提的是，当 Cu 初始浓度由 15 mg /L 增
加至25 mg /L时，试验设计中虽考虑各组的植物鲜
重根据污水中 Cu 浓度的递增亦有所增加，而且其
增幅比例近似相当，但修复结果出现的一些变化却
值得探讨，即在最初的修复期内(8 ～ 16 d)，2 种植
物的去除率(溶解态、全量)都是 ＲE25 ＞ＲE15，在后期
的修复过程中(16 ～ 30 d) ，却是 ＲE15 ＞ＲE25。出现
这种变化的原因可能是:由于植物吸收的 Cu 主要
集中在根部［16，26－27］，因此在高浓度情况下，后期植
物根部重金属浓度接近其最高耐受量时，其吸收速
度变慢，导致去除速率反而比中等浓度情况下的低。
2. 3 Cu去除率与时间的拟合关系
重金属在水中的存在形态可分为溶解态和颗
粒态两大类，通过分析水体中 Cu 溶解态和 Cu 全量
的去除率随时间的拟合关系，发现均符合线性关系
(y=ax+b)(表 3)。一些研究表明，在植物修复过程
中，会出现一段时间内水体中浓度增加和去除率下
降的现象，如水葫芦在修复 13 ～ 14 d 时，对 Cd、As
具有最高的去除率，此后，植物体内的蓄积量并不
是随时间的延长持续增加;而绿萍对铅的蓄积表现
为从第 8 d开始有所降低，并且水体中铅浓度出现
反弹和增加［9，15，28－30］。但在本次试验期间，2 种植
物并没有出现去除率下降和水体 Cu 浓度反弹增加
的现象，说明 2 种植物在 30 d 内均能够持续、稳定
地带走水体中的 Cu 元素。随着初始浓度的增加，
如果合理布置植物种植密度，其去除率会有显著提
高［31］。今后应进一步探讨初始浓度、植物密度、修
复时间和修复效果之间的关系，以及确定植物合理
收割的时间，避免植物衰亡后污染元素又重新释放
进入水体，引起二次污染［32－33］。通过系统研究使得
试验结果更加完善，能够逐步将植物修复推广付诸
实践。
99
地 球 与 环 境 2016 年
表 3 植物对水体中 Cu的净化过程
Table 3 Purification process of Cu by plant
处理
Cu溶解态 Cu全量
拟合方程式
相关系数
(Ｒ2)
拟合方程式
相关系数
(Ｒ2)
N-5 y=2． 926x+2． 492 0． 996 y=2． 805x+10． 607 0． 939
N-15 y=1． 472x+10． 602 0． 998 y=1． 559x+1． 984 0． 989
N-25 y=0． 927x+19． 948 0． 997 y=1． 425x+3． 930 0． 966
P-5 y=1． 593x+17． 173 0． 985 y=1． 845x+5． 768 0． 957
P-15 y=1． 466x+3． 556 0． 996 y=1． 273x+3． 656 0． 954
P-25 y=0． 974x+6． 910 0． 998 y=1． 361x+4． 030 0． 955
2. 4 植物根部对 Cu的富集
睡莲、梭鱼草根部 Cu 的富集量平均值分别为
794. 95 mg /kg 和 670. 55 mg /kg。睡莲根部的富集
量，随着初始浓度的增加而增加，梭鱼草则表现为
先减小后增加的趋势;2 种植物根部对 Cu 的富集量
随初始浓度的增加，其差距加大。统计分析显示，
不论水生植物，初始浓度的变化都会对植物根部 Cu
的富集量带来显著差异。当初始浓度为 5 mg /L
时，2 种植物根部对 Cu 的富集量差异不明显，但当
升至15 mg /L和25 mg /L 时，2 种植物间的富集量
分别呈现出显著和极显著差异。
随着 Cu初始浓度的增加，2 种植物的富集系数
呈现一致的下降规律(图 2)。在相同初始浓度下，
睡莲的富集系数大于梭鱼草，且睡莲、梭鱼草根部
对 Cu 的富集系数范围分别介于 35 ～ 150 和 28 ～
143 之间。由于富集系数远大于 1，因此 2 种植物都
能够很好地净化 Cu 污染水体。当初始浓度保持不
变时，2 种植物对富集系数的影响与其对富集量的
影响一致。但是在种植任一水生植物的情况下，初
始浓度的变化都会对植物富集系数带来极显著影
响。尤其小浓度(5 mg /L)下植物的富集系数是中、
高浓度(15 mg /L、25 mg /L)下的 3 ～ 5 倍。
一些研究表明植物组织中 Cu 的浓度范围介于
5 ～ 20 mg /kg，而超过此限值时 Cu 极有可能产生毒
理效应［34－35］。另外许多拥有发达根系的植物对 Cu
的吸收机理是将其集中阻隔于根部，使得这些植物
既能从环境介质中去除 Cu，又能免于植物中毒致
害［34，36］。本次研究虽然睡莲的鲜重增长较小，但由
图 2 2 种水生植物根部对 Cu的富集量、富集系数比较
Fig． 2 Enrichment amount and enrichment coefficient
of the roots of 2 kind plants
于植物生出较多的根须，因而在对 Cu 的富集方面
显示出优于梭鱼草的能力，恰好验证了上述结论。
3 结 论
1)植物种类、水体中 Cu 初始浓度对植物生物
量的影响显著。梭鱼草生长整体好于睡莲，且试验
末期其鲜重增长率均高于睡莲;2 种植物能在较长
修复时间内生长良好的 Cu 初始浓度分别是睡莲为
5 mg /L，梭鱼草为15 mg /L。
2)初始浓度对植物根部 Cu 的富集量和富集系
数的影响分别呈现出显著和极显著差异。随着水
体中 Cu初始浓度的增加，睡莲根部 Cu 的富集量一
直增加，而梭鱼草则是先减小后增加;但 2 种植物
的富集系数均一致下降。在初始浓度由 15 mg /L
增至25 mg /L时，不同植物种类对富集量和富集系
数的影响由显著差异变为极显著差异。与梭鱼草
相比，睡莲根部对 Cu具有更强的富集能力。
3)2 种植物对 Cu 溶解态、全量的修复过程相
似，都能够较好地应用于 Cu 污染水体的修复。总
体上，修复 30 d后，睡莲对 Cu溶解态的平均去除率
最高为 92%，梭鱼草为 64%;而对应的 Cu全量的去
除率则分别为 89%和 58%。可见，睡莲的去除率高
于梭鱼草。
001
第 1 期 高军侠等:睡莲、梭鱼草对铜污染水体的修复效果研究
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Phytoremediation of Copper-contaminated Water by Nymphaea
Tetragona and Pontederia Cordata
GAO Junxia，TAO He，DANG Hongbin，JIANG Lingyan，CHEN Ning，LIU Lei
(Ｒesources and Environmental Institute，Zhengzhou Institute of Aeronautical Industry Management，Zhengzhou 450015，China)
Abstract:Enrichment coefficient and phytoremediation effect of nymphaea tetragona(Nymphaea spontanea)and pickerelweed(Pontede-
ria cordata L)，on different levels of copper(Cu) ，5 mg /L，15 mg /L，and 25 mg /L in water were investigated． Ｒesults show that
the removal efficiency of nymphaea tetragona and pickerelweed to whole amount of Cu reached 89% and 58% respectively in 30 days
under the trial． Two kinds of aquatic macrophytes could be applied for purification of Cu contaminated water． Phytoremediation effect
and enrichment ability in root of nymphaea tetragona were better than those of pickerelweed． The removals of Cu in water are significant
different by different initial concentrations，remediation time and their interactions． The plant fresh weight growth rate，removal effect
and enrichment coefficient should increase with the extension of time and decrease of initial concentrations． There was a good agreement
with the phytoremediation law to the dissolved state and whole amount of Cu，presenting a linear relation with high correlation between
removal efficiency and remediation time． The effect of plant density，initial concentration and time on removal should be discussed in
the further research．
Key words:phytoremediation;nymphaea tetragona;pickerelweed;copper contaminated water;water body purification
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