郭 暉 莊靜靜

( 新鄉(xiāng)學(xué)院生命科學(xué)技術(shù)學(xué)院，河南 新鄉(xiāng) 453003)

隨著城市工業(yè)的迅速發(fā)展，各種工業(yè)廢水和固態(tài)廢棄物的滲出液直接或間接排入水體，致使水體中重金屬離子含量越來越高，對水體的污染程度也越來越嚴(yán)重[1]，使水體重金屬污染成為全球性的環(huán)境污染問題[2]。鉛（Pb）是“五毒”重金屬元素之一[3]，它進(jìn)入水體后，可以降低水體質(zhì)量、毒害水生動(dòng)植物，通過動(dòng)植物富集作用，經(jīng)食物鏈進(jìn)入人體，危害人類健康[4]。鉛是植物生長發(fā)育必需的微量元素之一，適量的鉛含量能夠有效促進(jìn)植物生長，緩解外界環(huán)境脅迫對植物造成的損傷。然而，植物體內(nèi)鉛含量過度集中會導(dǎo)致植物的生長受阻、代謝紊亂、甚至死亡。水生植物能夠吸收重金屬污染物，凈化環(huán)境且具有較高的觀賞價(jià)值和經(jīng)濟(jì)價(jià)值[3]。利用水生植物對重金屬污染水體進(jìn)行生態(tài)修復(fù)，投資成本少、治理效率高、靈活性高、針對性強(qiáng)，在治理水環(huán)境的同時(shí)還能美化環(huán)境，并且產(chǎn)生直接或間接的經(jīng)濟(jì)效益[5]。因此，水生植物在水體重金屬污染的監(jiān)測和生態(tài)修復(fù)方面有很廣闊的應(yīng)用前景[6]。

目前，在利用植物對重金屬污染進(jìn)行修復(fù)方面，國內(nèi)外許多學(xué)者在這方面開展了廣泛的研究。孫瑞蓮等[7]通過對寬葉香蒲（Typha latifolia）、茭白（Zizania caduciflora）及黃花鳶尾（Iris wilsonii）3種挺水植物對污水的凈化效果及生理響應(yīng)進(jìn)行研究，結(jié)果表明3種水生植物對不同污染負(fù)荷水體均有較高的凈化效果。紀(jì)美辰等[3]對幾種水生植物對鉛的抗性進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)在單一污染時(shí)水葫蘆（Eichhornia crassipes）對較高濃度的鉛廢液有一定的抗性。楊俊興等[8]研究了18種挺水植物對鉛的耐性及吸收影響，結(jié)果表明不同濕地植物對鉛的吸收差異是顯著的。李巧云等[2]通過沉水植物對沉積物中銅鋅鉛的富集研究，結(jié)果表明，單獨(dú)培養(yǎng)和組合培養(yǎng)，藻體均有不同程度的增長。朱紅霞等[9]進(jìn)行了花卉植物對重金屬修復(fù)能力的比較研究。趙云閣等[10]對北京地區(qū)常見樹種對重金屬的吸收轉(zhuǎn)化率進(jìn)行研究?？梢?，目前我國關(guān)于植物對重金屬的研究已廣泛開展，但關(guān)于耐寒型水生植物的研究較少。本研究選取常見的3種水生植物花葉蘆竹（Arundo donax）、石菖蒲（Acorus tatarinowii）和水生鳶尾（Iris tectorum），采用培養(yǎng)盆，靜態(tài)模擬自然狀況下的小型水體，分析3種水生植物對鉛污染水體的抗性及富集能力，以期為應(yīng)用植物技術(shù)修復(fù)重金屬對環(huán)境造成的污染提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試植物選取長勢基本一致的花葉蘆竹、石菖蒲和水生鳶尾，均采購于新鄉(xiāng)市花卉市場。供試污泥采用學(xué)院校區(qū)內(nèi)的池塘污泥，取回底泥后將其混勻，風(fēng)干，用作盆栽底泥。試驗(yàn)培養(yǎng)水取自學(xué)院自來水，重金屬添加形式為固體硝酸鉛顆粒（Pb（NO3）2），為分析純試劑。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用盆栽培養(yǎng)，利用培養(yǎng)盆（直徑50 cm，高35 cm），在靜態(tài)模擬自然狀況下小型水體，將配制好的底泥鋪入缸內(nèi)，厚度約10 cm。然后每個(gè)生態(tài)缸中加入曝曬的自來水，每種水生植物各取27株，共81株，在保證密度一致的情況下，分別植入盛有配制好的重金屬污染底泥的生態(tài)缸中。污泥處理設(shè)3個(gè)水平，分別為未添加Pb（NO3）2（CK）、低濃度鉛污染（200 mg/kg，Tz）和高濃度鉛污染（500 mg/kg，Tg），共9個(gè)生態(tài)缸，在同一處理等級下，每種植物均設(shè)3個(gè)平行樣，即單個(gè)生態(tài)缸種植9株水生植物。2017年7月開始試驗(yàn)，于2017年8月結(jié)束試驗(yàn)。試驗(yàn)歷經(jīng)45 d，試驗(yàn)中蒸發(fā)的水分用暴曬的自來水補(bǔ)充。

1.3 試驗(yàn)方法

栽培45 d后將幼苗取出，沖洗干凈，用直尺（精確到0.01 cm）測量植株的株高和根系，并取平行樣的平均值作為植株的實(shí)際株高和根系長度。植物生物量的測定采用烘干法，將測量完長度的植株根、莖葉分開，測定鮮質(zhì)量，然后在烘箱中80℃烘24 h，測定干質(zhì)量。葉綠素含量測定采用丙酮提取法[11]。根系活力測定采用TTC法測定[12]。水體Pb測定采用酸消解法[13-16]，使用TAS-990火焰原子化法原子吸收光譜儀（北京普析通用儀器有限責(zé)任公司，中國）進(jìn)行測定。不同鉛污染處理下栽培環(huán)境的基本特性見表1。

1.4 標(biāo)準(zhǔn)曲線制作

1）TTC標(biāo)準(zhǔn)曲線的制作：取0.40 % TTC溶液0.20 mL放入大試管中，加9.80 mL乙酸乙酯，再加少許Na2S2O4粉末搖勻，則立即產(chǎn)生紅色的TTF。此溶液濃度為每毫升含有TTF 80 μg。分別取此溶液0.25、0.50、1.00、1.50、2.00 mL置10 mL刻度試管中，用乙酸乙酯定容至刻度，即得到含 TTF 20、40、80、120、160 μg 的系列標(biāo)準(zhǔn)溶液，以乙酸乙酯作參比，在485 nm波長下測定吸光度，繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線。

表1 栽培環(huán)境的基本特性Table 1 Basic characteristics of different treatments

2）鉛標(biāo)準(zhǔn)曲線的制作：準(zhǔn)確稱取0.16 g硝酸鉛樣品溶解入裝有100 mL蒸餾水的燒杯中攪拌溶解，待完全溶解后加入5 mL硝酸，然后定容入500 mL容量瓶中作為母液，分別取100、80、60、40、20 mL母液加蒸餾水定容至100 mL容量瓶中，取5 mL硝酸定容至500 mL容量瓶中[13]。使用TAS-990火焰原子化法原子吸收光譜儀，制作鉛標(biāo)準(zhǔn)溶液曲線，吸光度為縱坐標(biāo)（Y），樣品濃度為橫坐標(biāo)（X），線性回歸方程為：Y=0.023X，相關(guān)系數(shù)R2=0.997，即在0～10 μg/mL范圍內(nèi)。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

所有數(shù)據(jù)采用Excel 2013軟件和SPSS 13.0統(tǒng)計(jì)分析軟件進(jìn)行處理，圖形采用Origin 8.0進(jìn)行繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度鉛污染對水生植物生長狀況的影響

不同濃度鉛污染下水生植物生長相關(guān)指標(biāo)測定結(jié)果見表2。

表2 不同濃度鉛污染下水生植物的生長狀況Table 2 Growth status of aquatic plants in different concentrations of lead

由表2可知，與CK相比，在低濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹的株長增加了4.24 cm，而在高濃度鉛污染水體中下降了5.10 cm?；ㄈ~蘆竹的根長隨著鉛濃度的增加不斷下降，在CK和高濃度鉛污染水體中，其根長差值達(dá)5.40 cm。花葉蘆竹的莖長的表現(xiàn)趨勢初期與株長相似，與CK相比，低濃度鉛污染有助于莖長和株長的增加，而在高濃度鉛污染水體中，莖長和株長均出現(xiàn)下降現(xiàn)象。在不同濃度鉛污染水體中，石菖蒲的株長和根長均表現(xiàn)為隨著鉛污染濃度的增加，而逐漸下降的趨勢，與CK相比，其差值分別為2.57、5.63 cm和2.90、5.73 cm。石菖蒲的莖長，與CK相比，則在不同濃度鉛污染水體中，發(fā)生增加，但其增加幅度較小，其差值分別為0.34 cm和0.40 cm。在不同濃度鉛污染水體中，水生鳶尾與石菖蒲的變化趨勢相一致，其株長和根長均表現(xiàn)為隨著鉛濃度的增加，其值逐漸下降的趨勢。在低濃度鉛污染水體中，水生鳶尾的莖長最小，其與CK和高濃度鉛污染水體的差值均為0.33 cm。通過對比3種水生植物在不同鉛污染水體中的生長狀況，與CK相比，低濃度的鉛污染對3種水生植物均有一定的刺激生長作用，但不同的植物感受部位不同。3種水生植物的根系長都表現(xiàn)出隨著鉛濃度的增加，根系長度逐漸減短的現(xiàn)象。但在低濃度污染的水體中，根系長度縮短的差異較小，而在高濃度污染水體中，其下降速度較快?？梢姡m量的鉛含量能夠有效促進(jìn)植物生長，而植物體內(nèi)鉛含量過度集中會導(dǎo)致植物的生長受阻，甚至死亡。

由表3可知，除在CK中，石菖蒲地上部分的生物量較大外，花葉蘆竹在不同濃度鉛污染水體中的地上部分和地下部分生物量均為最大。與CK相比，在低濃度和高濃度的鉛污染水體中，石菖蒲地上部分的生物量差值分別為1.78 g/m2和3.10 g/m2，花葉蘆竹差值分別為 1.99 g/m2和0.60 g/m2。在不同濃度鉛污染水體中，水生鳶尾的生物量與花葉蘆竹的變化趨勢相一致。在低濃度污染水體中，水生鳶尾地上部的生物量與CK相比，其差值為0.27 g/m2。在高濃度時(shí)地上部生物量最小，其與CK的差值為0.72 g/m2。通過計(jì)算3種水生植物的根冠比可知，在不同濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹的根冠比最大，石菖蒲次之，水生鳶尾最小。3種水生植物的根冠比表現(xiàn)趨勢相一致，均隨著鉛污染濃度的增加，根冠比逐漸下降。在高濃度鉛污染水體中，根冠比的下降趨勢要比低濃度明顯。綜上所述，在不同濃度鉛污染水體中，石菖蒲的長勢要明顯優(yōu)于其他2種水生植物，但其生物量根冠比要小于花葉蘆竹，這可能與其自身是多年生草本植物的生物特性有關(guān)。

表3 不同濃度鉛污染下水生植物的生物量和根冠比Table 3 Biomass and root /shoot ratio of aquatic plants in different concentration of lead

2.2 不同濃度鉛污染下水生植物的根系活力變化

根的活力水平直接影響莖、葉甚至整個(gè)植株的營養(yǎng)狀況，在一定的環(huán)境脅迫下，根系活力有所增加是一種植物體控制根系提高呼吸作用，來抵抗脅迫環(huán)境以維持植物正常生長的結(jié)果[17]。由圖1可知，在CK中，3種水生植物的根系活力基本相近，其值分別為 0.19、0.18、0.16 mg/（g·h），差異性不顯著。在低濃度和高濃度污染水體中，花葉蘆竹的根系活力仍高于石菖蒲和水生鳶尾，其值分別為 0.23 mg/（g·h）和 0.06 mg/（g·h）。差異性分析表明，在低濃度和高濃度污染水體中，3種水生植物的根系活力之間差異顯著（P＜0.05）?？梢?，花葉蘆竹對鉛污染具有一定的抗性，使其在鉛污染水體中仍能保持較高的根活力。但從不同濃度鉛污染水體中來看，3種水生植物雖然仍然保持一定的根系活力，但在高濃度鉛污染水體中，與CK和低濃度鉛污染相比，其根系活力發(fā)生了明顯下降?；ㄈ~蘆竹在低濃度鉛污染水體中，與CK相比，其根系活力發(fā)生了輕微的增加，其差值為0.03 mg/（g·h），這說明低濃度的鉛污染對花葉蘆竹根生長具有一定的促進(jìn)作用，這也與之前關(guān)于花葉蘆竹地下部分生物量的計(jì)算相一致。石菖蒲和水生鳶尾在不同濃度鉛污染水體中，其根系活力隨著鉛污染濃度的增加，均表現(xiàn)為逐漸下降的趨勢。與CK相比，石菖蒲的根系活力差值分別為0.01 mg/（g·h）和0.14 mg/（g·h）。在高濃度水體中，水生鳶尾根系活力下降速度較低濃度鉛污染水體有所增加，其根系活力值最低，僅為0.01 mg/（g·h），這表明水生鳶尾對鉛的抗性較低，不適宜在鉛污染水體中生存。

圖1 不同濃度鉛污染下水生植物的根系活力Fig. 1 Root activity of aquatic plants in different concentrations of lead

2.3 不同濃度鉛污染水體中水生植物的葉綠素含量變化

重金屬脅迫會使葉綠素a的含量降低，植物在不同重金屬脅迫下其光合作用和葉綠素a含量的變化是不同的，其含量可表征植物生理狀況[15]。由圖2可知，在不同濃度鉛污染水體中，CK的3種水生植物其葉綠素a含量最高，值分別為1.64、3.01、3.26 mg/g。花葉蘆竹在不同濃度鉛污染水體中，其葉綠素a含量最低，并呈現(xiàn)出隨著鉛濃度的增加，其葉綠素a含量逐漸下降的趨勢。在CK和低濃度鉛污染中，方差分析結(jié)果也表明，石菖蒲和水生鳶尾之間的差異性不顯著，而與花葉蘆竹的差異顯著（P＜0.05），這可能與花葉蘆竹本身葉片中葉綠素含量較低有關(guān)。石菖蒲的葉綠素a含量在不同濃度鉛污染水體中，并未表現(xiàn)出相同趨勢。在CK中，石菖蒲的葉綠素a含量最高，高濃度污染次之，中濃度污染最低，其最高值為1.83 mg/g，與最低值差值為0.86 mg/g。水生鳶尾的葉綠素a含量變化趨勢與花葉蘆竹相一致，均表現(xiàn)為隨著鉛濃度的增加，其葉綠素a含量逐漸降低，為1.16～3.26 mg/g。

由圖3可知，在不同濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹和石菖蒲的葉綠素b含量變化趨勢相一致，均表現(xiàn)為隨著鉛濃度的增加，其葉綠素b含量逐漸下降。在CK和低濃度鉛污染中，方差分析結(jié)果也表明，花葉蘆竹和石菖蒲的葉綠素b含量差異不顯著。水生鳶尾在低濃度鉛污染中，其葉綠素b含量最大，值為4.35 mg/g，與CK的葉綠素b含量差值為2.36 mg/g。在CK和低濃度鉛污染水體中，水生鳶尾葉綠素b含量與花葉蘆竹和石菖蒲的差異性顯著（P＜0.05）。這一方面與水生鳶尾自身葉片中葉綠素含量較高有關(guān)外，也可以說明鉛對水生鳶尾的根系和生物量影響作用較大，而對葉片的影響作用較小。在3種濃度鉛污染處理水平下，花葉蘆竹和石菖蒲的葉綠素b含量為0.96～2.04、0.84～3.29 mg/g，其差值分別為1.08 mg/g和2.45 mg/g。在低濃度和高濃度鉛污染水體中，水生鳶尾的葉綠素b含量均高于花葉蘆竹和石菖蒲，其差值分別為2.36、1.62 mg/g和0.25、0.36 mg/g。在CK中，石菖蒲的葉綠素b含量最大，值為3.29 mg/g。

圖2 不同濃度鉛污染下水生植物的葉綠素a含量Fig. 2 Chlorophyll a content of aquatic plants in different concentrations of lead

圖3 不同濃度鉛污染下水生植物的葉綠素b含量Fig. 3 Chlorophyll b content of aquatic plants in different concentrations of lead

由圖4可知，在不同濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹和石菖蒲的總?cè)~綠素含量變化趨勢相一致，均表現(xiàn)為隨著鉛濃度的增加，總?cè)~綠素含量逐漸下降。在CK中，石菖蒲和水生鳶尾的總?cè)~綠素含量與花葉蘆竹的差異性分析表明，石菖蒲和水生鳶尾的總?cè)~綠素含量的差異不顯著，而其與花葉蘆竹的差異性顯著（P＜0.05）。在CK和高濃度鉛污染水體中，石菖蒲的總?cè)~綠素含量均為最高，其值分別為6.28 mg/g和2.98 mg/g。在低濃度鉛污染水體中，水生鳶尾的總?cè)~綠素含量最高，其與石菖蒲和花葉蘆竹差值分別為1.50 mg/g和3.00 mg/g，差異性顯著（P＜0.05）。在3種濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹、石菖蒲和水生鳶尾的總?cè)~綠素含量為1.91～3.67、2.98～6.28 mg/g和2.36～6.04 mg/g。由此可知，不同濃度鉛污染對水生植物的葉綠素含量會產(chǎn)生一定影響，而且不同植物的反應(yīng)也各不相同。但總的來說，隨著鉛濃度的增加，植物體內(nèi)的葉綠素含量會逐漸下降。

圖4 不同濃度鉛污染下水生植物的總?cè)~綠素含量Fig. 4 Total chlorophyll content of aquatic plants in different concentrations of lead

2.4 不同濃度鉛污染水體中的鉛含量變化

水生植物能夠吸收重金屬污染物，凈化環(huán)境且具有較高的觀賞價(jià)值和經(jīng)濟(jì)價(jià)值[3]。由圖5可知，在不同濃度鉛污染處理水平下，花葉蘆竹、石菖蒲和水生鳶尾所在的水體中鉛含量呈現(xiàn)出相似的變化趨勢，即隨著濃度的增加，水體中鉛含量逐漸增加。在CK中，由于未添加Pb（NO3）2，各水體的鉛含量最低，為0.04～0.05 μg/mL，它們之間差異性不顯著。在低濃度和高濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹的鉛吸收能力均表現(xiàn)為最強(qiáng)，其所在水體中的鉛含量分別為0.11 μg/mL和0.20 μg/mL，其下降百分比分別為64.39 %和60.40 %。在低濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹、石菖蒲和水生鳶尾所在的水體中鉛含量為0.11～0.32 μg/mL，其下降百分比分別為64.39%、43.27%和28.07%，差異性顯著（P＜0.05）。在高濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹、石菖蒲和水生鳶尾所在的水體中鉛含量為0.20～0.55 μg/mL，其下降百分比分別為60.40 %、20.48 %和18.07 %。石菖蒲和水生鳶尾的差異性不顯著，而它們與花葉蘆竹之間的差異性顯著（P＜0.05）。由此可知，在不同濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹的鉛吸收能力雖強(qiáng)，但隨著鉛濃度的增加，花葉蘆竹的吸收能力也會下降，使高濃度鉛污染水體的鉛含量仍高于低濃度鉛污染水體。在低濃度鉛污染水體中，石菖蒲和水生鳶尾的吸收能力相近，其水體中的鉛含量分別為0.23 μg/mL和 0.32 μg/mL，差值為 0.09 μg/mL。在高濃度鉛污染水體中，石菖蒲和水生鳶尾的鉛吸收能力較弱，其與花葉蘆竹所在水體的鉛含量差值分別為0.33 μg/mL 和 0.35 μg/mL。綜上所述，3 種水生植物在不同濃度鉛污染條件下，都能使水體鉛含量有所下降。但在不同濃度鉛污染條件下，石菖蒲和水生鳶尾的凈化效果要明顯弱于花葉蘆竹?；ㄈ~蘆竹在高濃度鉛污染條件下的凈化效果也低于在低濃度條件下。

圖5 不同濃度鉛污染水體中的鉛含量Fig. 5 Lead content of water in different concentrations of lead

3 結(jié)論與討論

植物的生長特性與其對水體中的物質(zhì)的吸收有著顯著的關(guān)系[14]。本研究發(fā)現(xiàn)，3種水生植物在低濃度鉛污染水體中，對植物的生長特性均有促進(jìn)作用，而在高濃度鉛污染水體中，則表現(xiàn)為抑制作用。王敏等[18]對常見水生植物對富營養(yǎng)化和重金屬復(fù)合污染水體修復(fù)效果的研究中指出，菖蒲的株高增加幅度大于根長，說明污染水體對菖蒲根的毒害作用大于對地上部的毒害作用。付佳佳等[19-20]對鉛、鋅及其復(fù)合脅迫對花菖蒲（Iris ensatavar.hortensis）幼苗生長及生理抗性的影響的研究結(jié)果表明，花菖蒲幼苗對單一脅迫有一定的耐受性，而在復(fù)合脅迫下，花菖蒲的幼苗生長受到明顯的抑制作用。周玉卿等[21]對鉛、鎘及其復(fù)合脅迫對黃菖蒲（Iris pseudacorus）幼苗生長和生理抗性影響的研究中指出，與CK相比，在有重金屬污染的處理中，黃菖蒲幼苗的地上部和地下部干質(zhì)量及葉綠素a含量都明顯下降。這些研究均與本研究觀點(diǎn)相一致。根系活力的變化是植被適應(yīng)能力強(qiáng)弱的生理表現(xiàn)指標(biāo)[15]。本研究與解純芬[22]的研究中水生鳶尾的適應(yīng)能力高于菖蒲不一致。這可能是由于本研究中實(shí)驗(yàn)環(huán)境與人工濕地有所區(qū)別，使石菖蒲表現(xiàn)出比水生鳶尾更強(qiáng)的適應(yīng)性。

葉綠素是植物體內(nèi)光合作用賴以進(jìn)行的物質(zhì)基礎(chǔ)，作為葉綠體中最為重要的一類光合色素廣泛存在于高等植物的葉綠體中[21]。葉綠素含量的多少是植物光合作用、生長能力的強(qiáng)弱的重要標(biāo)志[23]。本研究中，在不同濃度鉛污染水體中，花葉蘆竹和水生鳶尾表現(xiàn)出隨著鉛濃度的增加，葉綠素a含量逐漸下降的趨勢。這可能是由于鉛與相關(guān)酶作用，抑制葉綠素前體的合成，促進(jìn)葉綠素分解或直接破壞葉綠體結(jié)構(gòu)，從而降低葉綠素含量及組成[24]。石菖蒲則表現(xiàn)為隨著鉛濃度的增加，葉綠素a含量先升高后降低的趨勢，這可能是由于低濃度的鉛脅迫促進(jìn)了葉綠素的生成或使少數(shù)的葉綠素a處于激發(fā)狀態(tài)，增強(qiáng)了其對光能的利用率。但當(dāng)鉛濃度過高時(shí)，則可能破壞植物的細(xì)胞膜或葉綠體，從而對植物造成了損傷。這與顧艾博等[25]關(guān)于重金屬脅迫對單子葉植物光合特性的影響結(jié)果相類似。

本研究中3種水生植物對不同濃度鉛污染水體的凈化效果結(jié)果與任珺等[26]的研究結(jié)果中菖蒲的凈化能力高于水蔥（Scirpus validus）和鳶尾有所不同，這主要是由于本研究中花葉蘆竹的凈化效果明顯更優(yōu)于石菖蒲，使石菖蒲的凈化效果不顯著。王敏等[18]對常見水生植物對富營養(yǎng)化和重金屬復(fù)合污染水體的修復(fù)效果研究中提出，旱生美人蕉（Canna indica）、水生美人蕉（Canna indicavar.flava）、旱傘草（Cyperus alternifolius）、鳶尾、馬藺（Iris lacteavar.chinensis）和菖蒲6種水生植物對鉛均有去除作用，去除效果的大小與栽培方式及周邊環(huán)境也密切相關(guān)。

通過對3種水生植物在不同濃度鉛污染水體中的抗逆性和適應(yīng)性研究可知，花葉蘆竹由于自身的生長特性使其地上部分生物量、株長和葉綠素含量低于石菖蒲和水生鳶尾，但其根系活力及其所在水體中的鉛含量明顯優(yōu)于石菖蒲和水生鳶尾。由此表明，花葉蘆竹對鉛脅迫具有一定的抗性。石菖蒲雖然不能適應(yīng)高濃度的鉛污染水體，但在低濃度水體中有很好的生長特性。石菖蒲的地上部分生物量和葉綠素含量也表現(xiàn)出較好的特性。綜上所述，花葉蘆竹、石菖蒲和水生鳶尾3種水生植物對不同濃度鉛污染水體均有一定的適應(yīng)性和凈化效果，表現(xiàn)為石菖蒲的適應(yīng)性較強(qiáng)，花葉蘆竹凈化效果最好。