全 文 ：第 33卷 第 6期 生 态 科 学 33(6): 1182−1188
2014 年 11 月 Ecological Science Nov. 2014

收稿日期: 2014-04-03; 修订日期: 2014-05-08
基金项目: 浙江省科技计划(2008C23093)
作者简介: 胡天印(1965—), 男, 教授; 研究方向为植物生态学
*通信作者: 李铭红, 男, 教授, E-mail:sky82@zjnu.cn

胡天印, 谢佩君, 晏丽蓉, 等. 菹草对底泥中重金属污染的修复效果[J]. 生态科学, 2014, 33(6): 1182−1188.
HU Tianyin, XIE Peijun, YAN Lirong, et al. Repairing effect of Potamogeton crispus on heavy metal pollution in sediment[J].
Ecological Science, 2014, 33(6): 1182−1188.

菹草对底泥中重金属污染的修复效果
胡天印 1, 2, 谢佩君 2, 晏丽蓉 2, 李铭红 2, *, 乔云蕾 2
1. 浙江金华职业技术学院, 浙江, 金华 321018
2. 浙江师范大学生态研究所, 浙江, 金华 321004

【摘要】 以沉水植物菹草为研究对象, 通过生态缸模拟试验, 研究菹草的种植密度对底泥中不同重金属富集能力的影
响, 探索沉水植物菹草对不同重金属污染的修复效果。结果表明: (1)250 株⋅m–2 密度组的菹草体内 Cd、Cu、Pb 元素的
平均增量最大, 分别达到 30.02 mg⋅kg–1、271.2 mg⋅kg–1、226.48 mg⋅kg–1, 富集效果较好; 167 株⋅m–2 密度组菹草体内 Zn
元素的平均增量最大, 达到 423.08 mg⋅kg–1, 可见该密度下对 Zn 的富集效果最好。(2)菹草对四种重金属富集能力而言,
在实验的三个密度组中对 Zn 的富集效果都是最好的, 生物富集因子 BSAF 分别为 7.77、9.57、8.16; Cd、Cu、Pb 在
250 株⋅m–2(每缸 30 株)密度组下 BSAF 分别达到最高 7.63、6.33、3.93。(3)回归分析的曲线估计, 可知菹草植株中的重
金属含量(y)与底泥中的重金属含量(x)是一种线性回归的关系。回归方程通式为 y= –ax+b, 决定系数 R2 都接近 1, 回归
模型的显著性均达到显著水平。

关键词：菹草; 沉水植物; 重金属; 富集; 修复
doi:10.14108/j.cnki.1008-8873.2014.06.024 中图分类号：Q948.1 文献标识码：A 文章编号：1008-8873(2014)06-1182-07
Repairing effect of Potamogeton crispus on heavy metal pollution in sediment
HU Tianyin1, 2, XIE Peijun2, YAN Lirong2, LI Minghong2, *, QIAO Yunlei2
1. Jinhua College of Profession and Technology, Jinhua 321018, China
2. Institute of Ecology, Zhejiang Normal University, Jinhua 321004, China
Abstract: Submerged plants Potamogeton crispus were used this experiment by outdoor eco-cylinder static simulation test. We
studied the influence of planting density on enrichment ability of different heavy metals in sediment, and explored the remediation
effect of submerged plants on different heavy metal pollution. The results indicated that: (1) 250 plants⋅m–2 (45 plants per aquarium)
testing group showed the highest efficiency to remove Cu, Pb, Cd elements in sediment. The increments of Cd, Cu, Pb elements in
sample plants achieved to 30.02 mg·kg–1, 271.2 mg·kg–1, 226.48 mg·kg–1 respectively, while the increment of Zn element reached up to
a maximum of 423.08 mg·kg–1 in planting density of 167 plants·m–2 (30 plants per aquarium). Thus it could be seen that the plants had
the best enrichment effect on Zn under this density. (2) Potamogeton crispus had various enrichment capability on different heavy
metals and the BSAF(Biota-sediment accumulation factor) differed in diverse planting densities. In this experiment, the enrichment
effect on Zn element was the best; the BSAF were 7.77, 9.57 and 8.16 respectively under the three densities. The highest BSAF of Cd,
Cu, Pb elements were 7.63, 6.33 and 3.93 respectively in 250 plants·m–2 (30 plants per aquarium) group. (3) According to the curve
estimation of regression analysis, there was a linear regression relationship between the heavy metal content (y) in Potamogeton
crispus and the heavy metal content in sediment (x). The regression equation formula was y = –ax + b; the coefficient of determination
R2 was close to 1, and the significance of regression models achieved to a significant level.
Key words: Potamogeton crispus; submerged plants; heavy metal; enrichment; repair
6 期 胡天印, 等. 菹草对底泥中重金属污染的修复效果 1183

1 前言
水体重金属污染, 是指排入水体的重金属物质
超过了水的自净能力, 使水的组成和性质发生变化,
从而使水体中生物生长条件恶化, 使人类生活和健
康受到不良影响的行为[1]。重金属不易溶解, 进入水
体中的重金属绝大多数均迅速由水相转为固相, 最
终进入水体底泥中。工农业废弃物和生活垃圾的不
合理排放是水体底泥重金属污染的主要来源。底泥
是河流、湖泊等众多水生生态系统的重要组成部分,
在水生环境中具有重要作用。若环境发生变化, 底
泥中的重金属可以重新释放到水体中造成二次污
染。因此, 开展水体底泥重金属修复技术的研究工
作显得尤为重要。
水生植物主要包括: 挺水植物、漂浮植物、浮
叶植物和沉水植物 4 种生活型。沉水植物是指在大
部分生活周期中植株沉水生活、根生底质中的水生
植物生活型。利用水生植物的富集能力, 定期从江
河、湖泊等水体中收获成熟的植物, 并进行适当处
理, 一方面可以净化水质; 另一方面能对一些贵重
金属进行回收利用[2−3]。不同种类的植物富集能力差
别很大, 水生植物对各种微量元素富集的能力顺序
一般是: 沉水植物>浮水植物>挺水植物。为适应水中
生长, 沉水植物的茎、叶和表皮都与根一样具有吸收
作用, 且皮层细胞含有叶绿素, 有进行光合作用的功
能。这种结构对水体中营养盐类的吸收降解及对重金
属元素的浓缩富集都有很强的作用。根、茎、叶都能
吸收重金属, 所以体内重金属的分布比较均匀[4]。沉
水植物通常被认为是水中的杂草不容易受到关注,
重金属与沉水植物之间的相互作用研究却较少受到
国内外学者的重视。菹草是能够越冬生长的两年生
大型水生维管束植物。是世界性广泛分布种, 生于
湖沼、河沟、池塘和稻田, 为许多草型湖泊的优势
种。因此本研究针对江河、湖泊等水体底泥中重金
属污染问题, 选择可以越冬生长的沉水植物菹草作
为实验材料对模拟静态重金属污染水体底泥中的 4
种常见重金属进行富集实验, 以期为底泥重金属污
染水体的生态修复提供一定的科学依据和参考。
2 实验材料和方法
2.1 实验条件和材料
实验条件: 用有机玻璃制成的生态缸构建天然
水体环境 , 将生态缸在实验前分别进行编号 1#,
2#, 3#……15#。每个生态缸的尺寸均为长 60 cm、
宽 30 cm、高 50 cm, 将生态缸置于适当遮光的树荫,
避免夏季高温曝晒。
实验植物: 菹草(Potamogeton crispus), 为眼子
菜科眼子菜属植物。它是能够越冬生长的两年生大
型水生维管束植物, 比较耐低温, 一般在秋季发芽,
并且在寒冷水体中产生鳞枝以越冬[4]。是世界性广
泛分布种, 生于湖沼、河沟、池塘和稻田, 为许多草
型湖泊的优势种。菹草适低温能力强, 在寒冷水体
中产生鳞枝以越冬, 秋季萌发、幼苗越冬、春季生
长迅速、夏末死亡。实验用菹草, 在自然水体中采
集, 选用生长状态良好的成熟植株, 清洗干净后,
用自来水培养七天后进行实验。
实验水体: 经过暴晒后的自来水。
实验底泥: 在浙江师范大学周边池塘中挖取实
验原始底泥。取回底泥后将其混匀, 风干。测得原
始底泥中四种重金属含量分别为: Cu 17.28 mg·kg–1、
Zn 187.52 mg·kg–1、Pb 78.64 mg·kg–1、Cd 0.82 mg·kg–1。
分别用分析纯的重金属盐 Pb(NO3)2、CdCl2.2.5 H2O、
CuSO4.5 H2O、ZnSO4.7H2O 配制成浓度较高的混合
溶液拌入风干的原始底泥中。配制后底泥中的四种
重金属含量可以通过背景值与加入的重金属盐所含
重金属质量相加得出。配制后的底泥中四种重金属
含量分别为: Cu 317.28 mg·kg–1、Zn 387.52 mg·kg–1、
Pb 278.64 mg·kg–1、Cd 35.82 mg·kg–1。
2.2 实验方法
将配制好的底泥铺入缸内, 厚度约为 10 cm。然
后每个生态缸中加入 50 L 暴晒的自来水, 将菹草植
入盛有配制好的重金属污染底泥的生态缸中。实验
共设置 15 个生态缸, 三个种植密度处理组分别为
167 株·m–2(每缸 30 株)(约 45 g), 250 株·m–2(每缸 45
株)(约 67.5 g), 333株·m–2(每缸 60株)(约 90 g), 每个
种植密度梯度 5 个生态缸, 1#—5#为 167 株·m–2(每
缸 30 株), 6#—10#为株 250·m–2(每缸 45 株), 11#—15#
为333株·m–2 (每缸 60株), 每个生态缸划分为 3个区
域, 分别在三个区域同时取样, 作为实验的重复。
于 2012 年 11 月 27 日开始实验, 每隔 18 天取
植物样、植物根部土样。实验中蒸发的水分用暴晒
的自来水补充。第 18 天分别取 1#、6#和 11#, 第 36
天取 2#、7#和 12#, 第 54 天、第 72 天、第 90 天依
1184 生 态 科 学 33 卷

次类推。对相应生态缸中的 3 个区域的菹草植株及
其根部底泥进行取样之后测定菹草和底泥中 Cd、
Cu、Pb、Zn 四种重金属平均含量。最后利用公式计
算出每个时段菹草的生物富集因子(BSAF)。
2.3 实验样品的处理和重金属测定方法
2.3.1 样品的处理
将取好的植物样品分别用自来水充分冲洗, 以
去除样品上的泥土和污物, 然后再用纯水冲洗 3 遍,
沥去水分之后放置到烘箱, 30 ℃风干, 然后在 106 ℃
下烘至恒重。将烘干后的植物用研钵磨碎, 过 60 目
尼龙筛 , 用四分法取样 , 每个样品称取 (0.2510±
0.0005) g 待用。取植物根部的底泥, 去除底泥中的
烂根及杂质等, 然后放入烘箱中 106 ℃下烘至恒
重。将烘干后的土样用研钵磨成粉末状, 过 100 目
尼龙筛 , 用四分法取样 , 每个样品称取 (0.2510±
0.0005) g 待用。
2.3.2 重金属测定的测定方法
采用硝酸—高氯酸消法[5]消解待测样品, 将标
准溶液于原子发射光谱仪进样, 测定每个标准溶液
的吸收值, 绘制标准溶液曲线。用电子耦合等离子发
射发法(Inductively Coupledd plasma-Atomic Emission
Spectrometry, ICP-AES)进行 Cd、Cu、Pb、Zn 的测试。
2.4 数据处理与分析
实验所得数据采用 Excel 2003、SPSS17.0 软件
工具进行分析处理。图表绘制由 Excel 2003 生成。
利用 SPSS17.0 对菹草中重金属含量与底泥中的重
金属含量进行相关分析, 并且对菹草中重金属含量
与底泥中重金属含量的关系进行回归分析。
3 结果
3.1 不同种植密度下菹草对底泥中镉、铜、铅、锌
的富集效果
供试植物菹草中 Cd、Cu、Pb、Zn 的背景值分
别为 0.14 mg·kg–1、20.33 mg·kg–1、37.64 mg·kg–1、
244.67 mg·kg–1。由图1可以看出, 实验90天期间, 随
着时间的推移, 在三个种植密度下菹草中镉元素的
含量都逐渐增加。实验结束时, Cd 平均含量分别为
25.19 mg·kg–1、30.6 mg·kg–1、25.30 mg·kg–1; 与实
验开始时含量相比大幅增加, Cd 含量增量分别为
25.05 mg·kg–1、30.46 mg·kg–1、25.16 mg·kg–1。
对三个密度组的实验结束时镉含量进行多重比

图 1 不同种植密度下菹草中镉含量的动态变化
Fig. 1 The dynamic changes of Cd in Potamogeton crispus
in different planting density
较(Bonferroni 法, 即修正 LSD 法)。多重比较的结
果显示: 167 株·m–2 组与 250 株·m–2 组之间差异极
显著(P<0.01), 167 株·m–2 组与 333 株·m–2 组之间没
有显著差异(P=0.056); 250 株·m–2 组与 167 株·m–2
组、333 株·m–2 之间都表现极显著差异(P<0.01)。
综上所述, 本研究在一定时间内, 菹草在 250 株·m–2
组种植密度下对 Cd 元素的吸收效果最好。
对三个密度组的实验结束时铜含量进行多重比
较(Bonferroni 法)。多重比较的结果显示: 167 株·m–2组
与 250 株·m–2 组之间差异极显著(P=0.008), 167 株·m–2
组与333株·m–2之间没有显著差异(P=0.927); 250株·m–2
组与 333 株·m–2 之间组差异极显著(P=0.009)。由图
2可知, 250株·m–2密度组在18d–36d阶段富集效率更
高, 在实验期间, 菹草在 250株·m–2种植密度种植密
度下对 Cu 元素的吸收效果最好。
对三个密度组的实验结束时铅含量进行多重比
较(Bonferroni 法)。多重比较的结果显示: 167 株·m–2
组与 250 株·m–2 组之间没有显著差异(P=0.184), 167
株·m–2 组与 333 株·m–2 之间差异显著(P=0.014); 250
株·m–2组与 333株·m–2组之间无显著差异(P=0.237)。
就铅元素而言, 不同种植密度菹草都有较好
的吸收效果, 但是仅从实验结束时菹草增加的铅含
量来看 250 株·m–2 组的吸收效果最好, 45 株/缸组与

图 2 不同种植密度下菹草中铜含量的动态变化
Fig. 2 The dynamic changes of Cu in Potamogeton crispus
in different planting density
6 期 胡天印, 等. 菹草对底泥中重金属污染的修复效果 1185


图 3 不同种植密度下菹草中铅含量的动态变化
Fig. 3 The dynamic changes of Pb in Potamogeton crispus
in different planting density
60 株/缸组的吸收效果相当, 但在实验的 18 d—72 d
阶段, 333 株·m–2 组的富集效率较高。
对三个密度组的实验结束时锌含量进行多重比
较(Bonferroni 法)。多重比较的结果显示: 167 株·m–2
组与 250 株·m–2 组、333 株·m–2 组之间显著极差异
(P<0.01); 250 株·m–2 组与 333 株·m–2 组之间无显著
差异(P=0.078)。在一定时间内, 菹草在 167 株·m–2
组种植密度下对 Zn 元素的吸收效果最好 , 在
0d–18d 阶段效率最高, 250 株·m–2 组与 333 株·m–2 组
吸收效果相当。
实验结束时的菹草重金属含量与实验开始时相
比大幅增加, 其平均增量如表 1 所示。
综上所述, 菹草种植密度为 250 株·m–2 时, Cd、
Cu、Pb 元素的平均增量最高, 由此推测在该密度下
对 Cd、Cu、Pb 元素的富集效果最好, 种植密度为

图 4 不同种植密度下菹草中锌含量的动态变化
Fig. 4 The dynamic changes of Zn in Potamogeton crispus
in different planting density
表 1 各元素在三种密度组下的平均增量
Tab. 1 Average incremental of each element in three densities
△Cd/ (mg·kg–1)
△Cu/
(mg·kg–1)
△Pb/
(mg·kg–1)
△Zn/
(mg·kg–1)
167 株·m–2
(每缸 30 株) 25.09 239.1 200.79 423.03
250 株·m–2
(每缸 45 株) 30.02 271.2 226.48 393.08
333 株·m–2
(每缸 45 株) 25.16 228.92 220.86 366.08
167 株·m–2 时, Zn 元素的平均增量最大, 说明种植密
度为 167 株·m–2 下 Zn 的富集效果最好。
3.2 不同种植密度下菹草的重金属的生物富集因
子及动态
沉积物生物富集因子(biota-sediment accumulation
factor, BSAF), 表示生物从沉积物(底泥)中积累污染
物的能力。对沉水植物吸收重金属而言, 沉积物生
物富集因子表示沉水植物从底泥中积累重金属的能
力。BSAF的计算公式为: BSAF = Cx/Cs, 其中Cx是
生物体内重金属的平均含量, Cs是底泥中的重金属
含量。沉积物生物富集因子(BSAF)是生物体富集和
吸收底泥中重金属能力的的指标[6]。
本研究中的生物富集因子(BSAF)是菹草植物体
内重金属的平均含量与其相应根部的底泥中重金属
含量的比值。计算出的菹草的BSAF, 其大小可衡量
菹草去除底泥中重金属的能力。
3.2.1 菹草对 Cd 的 BSAF 及动态
图 5 显示, 实验期间三种密度下菹草对 Cd 的
BSAF 都是逐渐增大的, 说明在一定时间内, 随着时
间的推移, 菹草对 Cd 的富集能力在逐渐增强。实验
结束时, 三种密度下 Cd 的 BASF 分别达到 2.39、
7.63、2.37。比较之下当种植密度为 250 株·m–2 时, Cd
的 BSAF 较大, 菹草对底泥中 Cd 的去除能力较好。
3.2.2 菹草对 Cu 的 BSAF 及动态
图 6 显示, 实验期间三种密度下菹草对 Cu 的
BSAF 都是逐渐增大的, 说明在一定时间内, 随着
时间的推移, 菹草对 Cu 的富集能力在逐渐增强。
实验结束时, Cu 的 BASF 在植密度为 250 株·m–2
时达到最高 6.33, 说明此时菹草对底泥中 Cu 的去
除能力较好。
3.2.3 菹草对 Pb 的 BSAF 及动态
图 7 显示, 实验期间三种密度下菹草对 Pb 的

图 5 菹草对 Cd 生物富集因子变化
Fig. 5 The changes of BSAF of Cd
1186 生 态 科 学 33 卷


图 6 菹草对 Cu 生物富集因子变化
Fig. 6 The changes of BSAF of Cu

图 7 菹草对 Pb 生物富集因子变化
Fig. 7 The changes of BSAF of Pb
BSAF 都是逐渐增大的, 说明在一定时间内, 随着时
间的推移, 菹草对 Pb 的富集能力在逐渐增强。实验
结束时, Pb 的 BASF 为 4.13, 相比其他元素的最大
BASF 更小。在生长的不同阶段密度为 333 株·m–2
时 BSAF 较高。
3.2.4 菹草对 Zn 的 BSAF 及动态
图 8 显示, 实验期间三种密度下菹草对 Zn 的
BSAF 都是逐渐增大的, 说明在一定时间内, 随着时
间的推移, 菹草对 Zn 的富集能力在逐渐增强。实验
结束时, Zn 的 BASF 达到 7.77、9.57、8.16, 相比
Cd、Cu、Pb、Zn 无论在哪种密度下富集因子都为
最大。在生长的 18 d、36 d、54 d 阶段 166 株·m–2密

图 8 菹草对 Zn 生物富集因子变化
Fig. 8 The changes of BSAF of Zn
度组 BSAF 较高, 后阶段 72 d、90 d 时 250 株·m–2
密度组 BSAF 较高。
3.3 不同种植密度下菹草与底泥中重金属相关性
及回归分析
γ 表示 Pearson 简单相关系数, 当–1≤γ＜0, 表
明两个变量之间存在负相关; 若 γ=–1 时, 表示变量
间存在着完全负相关的关系; γ 的绝对值越大, 说明
两个变量之间相关程度越强。由表 2 可以看出, 不
同种植密度下菹草中四种重金属 Cd、Cu、Pb、Zn
与植株根部底泥中 Cd、Cu、Pb、Zn 的 Pearson 相关
系数(γ)均为负值, 且 γ 的绝对值都几乎接近 1 或等
于 1(Pb), 在双侧显著性 0.01 水平上显著, 说明菹草
中四种重金属与底泥中相应的四种重金属均存在着
显著的负相关。
由表 3 可明显看出, 四种重金属的回归方程的
系数都为负值, 与相关分析的结果相同, 这也说明
菹草中四种重金属与底泥中相应的四种重金属是负
相关关系。方程的判定系数 R2 都接近 1, 说明回归
方程拟合度很高。
4 讨论
菹草植株的生长密度过大, 植株之间生长的竞
争力增加, 生长繁殖会受到一定的限制; 而生长密
度过小, 富集重金属能力得不到充分发挥。在 0—18
天的时段内菹草对重金属的富集效率最高, 随后渐
表 2 菹草体内重金属与底泥重金属相关分析
Tab. 2 The correlation analysis between the heavy metals
in Potamogeton crispus and in sediments
密度 Pearson 相关系(γ) 显著性(双侧) N
菹草 Cd-
底泥 Cd 167 株·m
–2 –0.993 0.000 18
250 株·m–2 –0.998 0.000 18
333 株·m–2 –0.998 0.000 18
菹草 Cu-
底泥 Cu 167 株·m
–2 –0.999 0.000 18
250 株·m–2 –1.000 0.000 18
333 株·m–2 –1.000 0.000 18
菹草 Pb-
底泥 Pb 167 株·m
–2 –1.000 0.000 18
250 株·m–2 –0.999 0.000 18
333 株·m–2 –1.000 0.000 18
菹草 Zn-
底泥 Zn 167 株·m
–2 –0.995 0.000 18
250 株·m–2 –0.980 0.000 18
333 株·m–2 –0.995 0.000 18
6 期 胡天印, 等. 菹草对底泥中重金属污染的修复效果 1187

表 3 富集底泥重金属的拟合方程
Tab. 3 The fitting equations for enrichment of heavy metals
密度 拟合回归方程 R2
Cd 167 株·m–2 y= –0.976x+30.193 0.986**
250 株·m–2 y= –0.991x+35.652 0.997**
333 株·m–2 y= –1.011x+36.278 0.996**
Cu 167 株·m–2 y= –0.958x+322.216 0.999**
250 株·m–2 y= –1.001x+337.964 1.000**
333 株·m–2 y= –1.001x+337.981 1.000**
Pb 167 株·m–2 y= –0.993x+315.138 0.999**
250 株·m–2 y= –1.068x+339.790 0.997**
333 株·m–2 y= –1.013x+319.301 0.999**
Zn 167 株·m–2 y= –1.342x+760.722 0.990**
250 株·m–2 y= –1.205x+750.775 0.957**
333 株·m–2 y= –1.166x+708.642 0.990**
注: ** p< 0.01, 表示相关性极显著。

渐降低, 但四种重金属元素在菹草植株内富集速
度虽然下降, 但其含量仍持续升高。富集速度下降
的可能原因是在此后的时间段陆续有菹草叶片腐
烂, 释放各营养元素如 C、N、S、P 从而影响富集
效率[7–8], 同时随着重金属元素在植株体内的富集,
较高的重金属浓度引起植物体细胞的功能损伤从而
影响其吸收机能[9]。Cd2+-Pb2+复合污染促进植株对
Cd2+和 Pb2+的吸收, 其中对 Pb2+的吸收能力大于 Cd2+,
表现出明显的协同作用[10]。这与本实验 333 株·m–2组
36d 以后对 Pb 仍保持较高的富集效率结果相似。水
合 Cu2+和 Zn2+离子半径相似, 所带电荷相同的离子
相互间存在着争夺载体的运载现象。考虑到营养离
子间存在协同拮抗等效应, 不同离子的最佳富集效
果的种植密度有所差异。
BCF (bioconcentration factor)多用于表示生物体从
水中富集污染物的能力[11],而以 BSAF(biota-sediment
accumulation factor)则多用来表示生物从沉积物中
积累污染物的能力[12]。从各个阶段的变化来看, 菹
草对底泥中的四种重金属元素都表现出显著的富集
作用。在不同种植密度下, 菹草 Cd、Cu、Pb、Zn
四种重金属 BSAF 不同, 即富集能力的不同。菹草
的种植密度对其吸收重金属有一定的影响。实验期
间三种密度下菹草对重金属的 BSAF 都逐渐增大。
无论在何种种植密度下, 在试验的元素中菹草对 Zn
的富集能力都是最强的。其原因可能是因为锌元素
是植物生长所需要的营养元素, 在体内含量比 Cd、
Cu、Pb 等元素要高。锌在植物体内只以 Zn(Ⅱ)形态
存在, 并且往往与 N、O 特别是 S 结合成四面体复
合物, 通过在酶和基质间的搭桥作为维持酶反应中
心结构和催化功能的完整性。通过酶起作用, 进而
对植物代谢产生相当广泛的影响。徐勤松等人[13]的
研究表明当水体 Zn2+浓度低于 20 mg·L–1时, 菹草的
细胞核和叶片叶绿体没有结构损伤,各生理指标呈
上升趋势, Zn2+浓度高达 50 mg·L–1 时, 导致菹草超
微结构严重损伤和抗氧化酶系统紊乱。本实验中菹
草体内锌元素是四种重金属中含量最高的, 高达
387.52 mg·kg–1。如果作为超富集植物, 超富集重金属的
临界含量规定为: Zn 和 Mn 都是 10000 mg·kg–1, Pb、
Cu、As、Co 和Ni 均为1000 mg·kg-1, Cd 为100 mg·kg–1,
Au 为 1 mg·kg–1[14–15]。菹草本身的富集能力虽然达
不到该标准, 但是, 在许多水域中基本找不到超富
集植物的情况下, 菹草也可以作为修复锌污染的重
要沉水植物。菹草在我国江南地区一年四季均可以
生长, 而且对多种重金属均有不同程度的富集效应,
因此在低温水域可以选择菹草作为修复底泥重金属
污染的重要沉水植物。
沉水植物可影响并改变重金属在底泥中的存
在形态, 通过对重金属的富集或代谢转化, 最终实
现重金属从底泥中的移除。国内外已经有众多研究
表明植物体内的重金属与其环境中的浓度显著相
关[16–17], 这与本研究的结果基本一致, 显示菹草中
的四种重金属与生长环境的底泥中的四种重金属
呈显著的负相关。通过回归分析的曲线估计, 发现
植物体内的重金属含量与底泥中的重金属含量是
一种线性回归的关系。回归方程通式为 y=–ax+b,
由回归方程也可以知道菹草中的重金属含量与底
泥中的重金属含量呈负相关关系, 也说明菹草确
实有修复水体底泥中重金属污染的能力。在重金属
污染的底泥中 , 很少出现单一的重金属污染 , 本
试验研究不同密度的菹草对多种重金属复合污染
的修复作用, 对重金属污染修复具有一定的指导
作用。
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