張 玲，張 郡，劉 歡，溫 珊，盧潔英

（青海師范大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，青海 西寧 810001）

中國從20 世紀(jì)70 年代以來就開始鬧水荒[1]，這不是危言聳聽，而是客觀實(shí)事。20 世紀(jì)80 年代以來，中國水荒由局部逐漸全國，情勢越來越嚴(yán)重，對農(nóng)業(yè)和國民經(jīng)濟(jì)已經(jīng)帶來了嚴(yán)重的影響。而國內(nèi)去還有大部分水之源被污染，其中以重金屬污染最為嚴(yán)重。而人工濕地是一種廉價(jià)有效的水處理系統(tǒng)，人為設(shè)計(jì)、建造和調(diào)控的由處于水飽和狀態(tài)的基質(zhì)、水生植物、微生物、動(dòng)物以及水體所組成的復(fù)合體污水處理生態(tài)系統(tǒng)[2]，不僅可降解城市污水，暴雨徑流和農(nóng)業(yè)溢流中的有機(jī)和營養(yǎng)物質(zhì)[3-4]，還可以出去礦渣水和特殊行業(yè)污水中的金屬[5-7]。人工濕地是一種強(qiáng)化的生態(tài)處理設(shè)施，通過濕地內(nèi)植物、基質(zhì)和微生物間的物理、化學(xué)和生物作用來完成對進(jìn)水污染物的降解[8]。此外，人工濕地因具有建設(shè)形式多樣、凈化效果好、易運(yùn)行管理等優(yōu)點(diǎn)，在國內(nèi)外已被廣泛應(yīng)用于微污染水的處理[9]。

我國水體重金屬污染問題十分突出，江河湖庫底質(zhì)的污染率高達(dá)80.1%。國外同樣存在水體重金屬污染問題，如波蘭由采礦和冶煉廢物導(dǎo)致約50%的地表水達(dá)不到水質(zhì)三級標(biāo)準(zhǔn)?？梢姡w重金屬污染已成為全球性的環(huán)境污染問題[10]。

有研究表明，西伯利亞鳶尾具有較強(qiáng)的吸收和富集重金屬的能力，且主要在根部[11]。除此之外，復(fù)合人工濕地系統(tǒng)對Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的去除效果。結(jié)果表明:系列1~系列4 復(fù)合型人工濕地對5 中重金屬都有去除效果[12]；海州香薷和紫花香薷在Cu、Pb 復(fù)合污染泥沙土上的重金屬耐性與吸收動(dòng)態(tài)[13]；堿熱處理蘆葦對人工濕地凈化微污染水的促進(jìn)作用[14]；濕地植物的生物量和植物體內(nèi)氮、磷累積能力有利于凈化效果等[15-16]，本研究采用階段性取樣的方法，對植物及土壤基質(zhì)進(jìn)行采樣，在利用火焰原子吸收儀對樣品中的重金屬含量進(jìn)行測定，繪制出標(biāo)準(zhǔn)曲線，以此來分析燈心草對重金屬的吸附能力。

1 材料與方法

1.1 人工濕地模型的搭建

將基質(zhì)按顆粒大小從下至上按從大到小的順序填裝于上口直徑為50cm 下口直徑40cm 高為60cm 的PVC 材料圓柱形水桶中，并在水桶底部往上5cm 出開一個(gè)出水口。見圖1。

圖1 垂直流人工濕地示意圖Figure 1 Schematic diagram of constructed wetlands with vertical flow

采集無復(fù)合重金屬污染過成長中的幼苗，數(shù)量大約為30 株，株高大約為30cm。

將燈芯草按照每株之間相互間隔3~5cm 間距種植，根部入土深度約為5~8cm。將底部出水口堵住，并澆于自來水以進(jìn)行適應(yīng)性生長。每隔一周進(jìn)行一次澆水，持續(xù)一個(gè)月，以保證濕地植物的成活。濕地實(shí)體如圖2。設(shè)計(jì)水力負(fù)荷0.085m3/(m2·d)，計(jì)算每日進(jìn)水量為85L，通過查找文獻(xiàn)配制濃度5mg/L+500mg/L 復(fù)合重金屬污水。

1.2 樣品前期處理

植物樣品：燈芯草植株將其按根、莖、葉、分開放置，待水分除去，放置于馬弗爐灰化?；|(zhì)樣品：分別從基質(zhì)表層、中層、底層分別取適量基質(zhì)，風(fēng)干后進(jìn)行硝化處理。處理水樣：定期從取水口取樣。

2 數(shù)據(jù)分析

由圖2 看出，污染前人工濕地上層基質(zhì)重金屬Cd 的的含量較大。說明土壤上層基質(zhì)對復(fù)合重金屬污水富集效果較好。污染后人工濕地上層基質(zhì)重金屬Cd 的的含量較污染前明顯有所上升，其次是人工濕地中層基質(zhì)，說明土壤上層基質(zhì)對復(fù)合重金屬污水富集效果較好。第二次污染后人工濕地上層基質(zhì)重金屬Cd 的含量較污染前明顯有所上升，可得出對重金屬Cd 的富集主要是植物的根部及濕地的上層基質(zhì)。

圖2 污染前各樣品Cd 濃度變化圖Figure 2 Cd concentration variation of samples before contamination

由圖3 看出，污染前人工濕地上層基質(zhì)重金屬Pb 的的含量較大，其次是人工濕地中層基質(zhì)。說明土壤上層基質(zhì)對復(fù)合重金屬污水富集效果較好。污染后人工濕地上層基質(zhì)重金屬Pb 的的含量較污染前明顯有所上升，且幅度較大，其次是人工濕地中層基質(zhì)。第二次污染后人工濕地上層基質(zhì)重金屬Pb 的含量較污染前明顯有所上升，故重金屬Pb 的富集主要是植物的根部及濕地的上層基質(zhì)。

3 結(jié)果及討論

圖3 污染前各樣品Pb 濃度變化圖Figure 3 Pb concentration variation of samples before pollution

由上述分析得出，所測樣品中濕地植物（燈芯草）對復(fù)合重金屬Cd、Pb、的富集特性高于濕地的富集特性，而且濕地植物（燈芯草）的根、葉、對重金屬Cd、Pb、的富集性也各有不同，其中以濕地植物（燈芯草）為代表，燈芯草根部對重金屬Cd、Pb、的富集效果明顯大于葉。對于濕地土壤，濕地土壤基質(zhì)的表層、中層、下層對重金屬Cd、Pb、的富集效果也有所不同，由標(biāo)準(zhǔn)曲線顯示得出上層土壤基質(zhì)對復(fù)合重金屬的富集效果更好。而對復(fù)合重金屬來說，在樣品中的含量都有一個(gè)先上后下的趨勢，說明隨著時(shí)間的推移和植物及濕地的凈化使得復(fù)合重金屬得到了凈化，水樣中重金屬含量波動(dòng)不大。

4 展望

本研究中以模擬搭建垂直流人工濕地并種植濕地植物（燈芯草）來研究濕地以及濕地植物對重金屬Cd、Pb、的富集特性及凈化效果，分析重金屬在植物體和土壤中的動(dòng)態(tài)分布,以評價(jià)所測植物對土壤中重金屬Cd、Pb、的綜合富集能力及凈化效果,為利用植物修復(fù)金屬污染土壤提供實(shí)驗(yàn)依據(jù)和技術(shù)支持。但本實(shí)驗(yàn)中對水樣中復(fù)合重金屬的檢測結(jié)果顯示，水樣中還含有一部分復(fù)合重金屬。治理復(fù)合重金屬污染是我國當(dāng)下治理水土污染的一大難題，在本實(shí)驗(yàn)中我們只為利用植物修復(fù)金屬污染土壤提供實(shí)驗(yàn)依據(jù)和技術(shù)支持，期待有更成熟的治理技術(shù)和方法。