張河民，鐘銘君，吳啟堂（華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，土壤環(huán)境與廢物資源農(nóng)業(yè)利用廣東省高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510642）BBBBB

石灰石溝-堆肥濕地系統(tǒng)處理酸性礦山廢水的研究

張河民，鐘銘君，吳啟堂*（華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，土壤環(huán)境與廢物資源農(nóng)業(yè)利用廣東省高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510642）BBBBB

為探討石灰石溝-潛流堆肥濕地系統(tǒng)處理酸性礦山廢水（AMD）的效果及影響因素，進(jìn)行了6個月模擬試驗(yàn)，測定出水水質(zhì)和植物生長等相關(guān)的影響因素.結(jié)果表明，石灰石溝可有效提高AMD的pH值，降低其酸度與重金屬含量，但隨著石灰石溝中氫氧化物的積累，后期處理性能下降；堆肥濕地可顯著降低AMD的酸度與重金屬，出水酸度隨時間持續(xù)降低，出水的Cd、Pb在檢測限以下，Zn、Cu平均濃度分別為1.8mg/L， 2.6μg/L，均達(dá)到農(nóng)業(yè)灌溉水標(biāo)準(zhǔn)，而無前置堆肥的普通濕地后期Cd、Zn、Cu偏高；東南景天在濕地系統(tǒng)也能正常富積Cd/Zn；狹葉香蒲使堆肥濕地的產(chǎn)堿過程受到抑制，出水酸度升高，但其對堆肥濕地的重金屬去除沒有產(chǎn)生顯著影響.

酸性礦山廢水；石灰石溝；堆肥濕地；酸度；重金屬

中國是第3大礦業(yè)國，每年因采礦、選礦排放的廢水為12～15億t，大部分未經(jīng)處理直接排放［1］.酸性礦山廢水（AMD）具有pH值低、重金屬及其它有毒物質(zhì)含量高的特征，嚴(yán)重污染地表水、地下水及土壤［2］，導(dǎo)致生態(tài)環(huán)境退化，生物多樣性減少，并威脅人類健康［3-4］.受AMD污染的水體也表現(xiàn)出低pH值、高重金屬含量的特征，廣義上，這些受污染的水也稱為AMD，但其化學(xué)性質(zhì)發(fā)生改變，酸度與重金屬含量降低，大量Fe3+水解沉降.

被動處理技術(shù)利用自然的化學(xué)、生物過程凈化礦山廢水，具有運(yùn)行、維護(hù)成本低、環(huán)境友好的特點(diǎn)，在歐美得到廣泛應(yīng)用［5-6］.堆肥濕地主要通過硫酸還原與石灰石溶解產(chǎn)生堿度、促進(jìn)重金屬的去除，適合AMD（pH＜5.5）的處理［7］.表面流堆肥濕地的酸度、金屬去除效率較低，占地面積大，垂直流堆肥濕地能夠解決這一問題［8］，但其建造成本較高，不易維護(hù)，會產(chǎn)生堵塞問題［9］.有機(jī)質(zhì)的補(bǔ)充對堆肥濕地的長期性能至關(guān)重要，但其在實(shí)際應(yīng)用中經(jīng)常被忽略［7］，簡易的有機(jī)質(zhì)補(bǔ)充方式有利于堆肥濕地的運(yùn)行與維護(hù).

本文以廣東北部一處受鉛鋅礦污染的河水為模擬研究對象，設(shè)計(jì)了一種前置堆肥的潛流濕地，并采用石灰石溝（LSD）作為其預(yù)處理單元.試驗(yàn)設(shè)計(jì)了堆肥濕地和與之對照的普通濕地，并對濕地設(shè)置了不同的植物，包括狹葉香蒲（重金屬耐性植物）和東南景天（Cd/Zn超富集植物）處理，研究了LSD及前置堆肥濕地對模擬AMD的凈化效果及影響因素，為開發(fā)一種經(jīng)濟(jì)有效、易于維護(hù)的AMD污染水的處理技術(shù)提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試材料

石灰石：購于清遠(yuǎn)市佛岡縣某采石場，平均粒徑5cm，密度2.59g/cm3，空隙率42.56%.堆肥與精致泥炭土：購于石家莊市旭能生物技術(shù)有限公司.狹葉香蒲（Typha angustifolia）：取自華南農(nóng)業(yè)大學(xué)濕地公園.超富集東南景天（Sedum alfredii Hance）：取自浙江衢州古老鉛鋅礦.

表1 試驗(yàn)材料的基本性質(zhì)Table 1 Main properties of the tested substrates

模擬AMD：根據(jù)過去多次對污染河流的監(jiān)測結(jié)果，以各污染物最高難度配置模擬污水，具體為： pH 3.5（H2SO4調(diào)節(jié)）、2mg/L Fe2+（FeSO4·7H2O）、8mg/L Fe3+（Fe2（SO4）3· xH2O）、25mg/L Zn （ZnSO4·7H2O）、0.3mg/L Pb（Pb（NO3）2）、0.1mg/L Cd （CdCl2·0.5H2O）、0.08mg/L Cu （CuSO4）.

試驗(yàn)材料的基本理化性質(zhì)見表1.

1.2 石灰石溝（LSD）設(shè)計(jì)與模擬

LSD用PVC管模擬建立.在長3m、直徑16cm的PVC管內(nèi)填充石灰石，水平放置，在PVC管兩端裝上彎頭，彎頭另一端垂直向上，使水能浸沒管內(nèi)石灰石，彎頭上側(cè)開一個孔，作為進(jìn)/出水口.

1.3 潛流堆肥濕地設(shè)計(jì)與模擬

如圖1所示，潛流堆肥濕地由厭氧池、石灰石床、有機(jī)基質(zhì)層及濕地植物組成.AMD進(jìn)入濕地前端的厭氧池，厭氧池與石灰石床用塑料板分隔，AMD只能通過厭氧池底部的石灰石層進(jìn)入其后的石灰石床中.有機(jī)基質(zhì)層在石灰石床表面，將有機(jī)質(zhì)鋪在石灰石床上而形成，濕地植物種植在有機(jī)基質(zhì)層上.濕地的出水口在石灰石床上端，與石灰石床表面平齊.

圖1 潛流堆肥濕地剖面結(jié)構(gòu)示意Fig.1 Profile of the compost-based subsurface flow constructed wetland

潛流堆肥濕地用塑料箱模擬建立.塑料箱長、寬、高分別為60，40，30cm，在箱子長15cm處設(shè)置分隔板，隔板下端留有5cm高的空隙.隔離的小空間作為厭氧池，其底部填充石灰石至隔板下端，然后填充堆肥，堆肥的填充高度為20cm.隔板另一側(cè)空間填充石灰石，填充高度為24cm，作為石灰石床.濕地系統(tǒng)的堆肥及石灰石都充分混勻、均一布置，以減少水流的不均勻分布.石灰石床表面鋪一層6cm厚的精制泥炭土，形成有機(jī)基質(zhì)層，其上種植香蒲或套種東南景天.

1.4 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

為研究新型堆肥濕地對AMD的凈化效果及其影響因素，試驗(yàn)設(shè)計(jì)5個處理， 3個重復(fù).每個處理的石灰石床上都均勻鋪有4.4kg（干重）精制泥炭土，厭氧池的填充基質(zhì)與有機(jī)基質(zhì)層的植物設(shè)置則不同.處理1（T1）填充堆肥，不種植物；處理2（T2）填充堆肥，種植香蒲；處理3（T3）填充堆肥，香蒲和東南景天套種；處理4（T4）填充石灰石，種植香蒲；處理5（T5）填充石灰石，香蒲和東南景天套種.以上處理中，堆肥的用量為2.3kg（干重），香蒲種植4棵，東南景天扦插15株.T1、T2、T3是具有不同植物設(shè)置的堆肥濕地，而T4、T5是作為對照的普通濕地.

1.5 處理系統(tǒng)的運(yùn)行

在1000L的塑料箱中，每次配800L模擬AMD.LSD及各濕地系統(tǒng)的進(jìn)水都由閥門控制，以保證系統(tǒng)各部分進(jìn)/出水流量的穩(wěn)定和均勻.AMD進(jìn)入LSD的流量為202.25L/d，水力停留時間4h （靜態(tài)接觸試驗(yàn)將酸性廢水中和至pH 6.0所需的時間）.LSD出水通過多通道水流分配裝置均勻分配至15個濕地系統(tǒng)中，水力停留時間35h （1～2d是經(jīng)濟(jì)、合適的［10-11］，本研究采用1.5d），廢水經(jīng)各濕地系統(tǒng)處理后排放.香蒲和東南景天于2014年4月26日種植在模擬人工濕地上，處理系統(tǒng)于5月16日開始運(yùn)行.

1.6 樣品采集與分析

采集各濕地處理系統(tǒng)出水水樣，同步采集模擬AMD原液和LSD出水水樣.前3個月每隔7～10d采一次水樣，后3個月每隔12～15d采一次水樣.測定水樣pH值、酸度、Fe2+、金屬全量.電位滴定法（滴定至pH 8.3）測定酸度，鄰菲啰啉分光光度法測定Fe2+，金屬全量采用硝酸-高氯酸消解（GB7475-87），原子吸收光譜儀測定.

6月21日收割東南景天，8月13日收割香蒲.東南景天整株拔起，香蒲收割地上部，并采集部分根系.植株用自來水洗凈，再用蒸餾水洗3遍，晾干，于105℃殺青30min，65℃烘干至恒重，粉碎.測定植株的金屬與養(yǎng)分（N、P）含量.金屬采用硝酸-高氯酸（5：1）消解，原子吸收光譜儀測定；養(yǎng)分采用H2SO4-H2O2消解，奈氏比色法測定全氮，鉬銻抗比色法測定全磷.

1.7 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)處理與圖表制作采用Excel 2003軟件，統(tǒng)計(jì)分析采用SAS 9.0軟件，處理間的差異采用單因子方差分析（one-way ANOVA）.

2 結(jié)果與討論

2.1 處理系統(tǒng)的酸度去除效果

由圖2可知，在前75d，經(jīng)LSD處理后，AMD的pH值由3.3上升至6.3，酸度由80mg/L（以CaCO3計(jì)）下降至40mg/L.75d后，LSD出水pH值開始下降.128d后，LSD出水pH值大幅下降，此時，其出水的酸度也開始上升.后期，LSD出水pH值下降至4.5，酸度上升至55mg/L.

AMD進(jìn)入各濕地系統(tǒng)后，其pH值進(jìn)一步提高.初期，T1、T2、T3出水pH值不斷上升，42d后，出水pH值基本穩(wěn)定，且T1出水pH值顯著（P＜0.01）高于T2、T3，T2、T3之間沒有差異.這表明，狹葉香蒲的生長使堆肥濕地的出水pH值降低，而套種東南景天不會對其出水pH值產(chǎn)生影響.T4、T5出水pH值為6.5～6.6，相對穩(wěn)定，但其出水pH值顯著（P＜0.01）低于T1、T2、T3，說明堆肥可顯著提高濕地系統(tǒng)的出水pH值.

AMD進(jìn)入各濕地系統(tǒng)后，其酸度發(fā)生顯著的變化.T1、T2、T3初始的出水酸度高達(dá)150mg/L，遠(yuǎn)高于其40mg/L的進(jìn)水酸度，但其后出水酸度急劇下降.42d后，其出水酸度降至進(jìn)水酸度以下并持續(xù)下降，且T1的出水酸度顯著（P＜0.01）低于T2、T3，但T2、T3之間沒有差異.這表明，狹葉香蒲的生長使堆肥濕地出水酸度升高，而套種東南景天不會對出水的酸度產(chǎn)生影響.

T4、T5的出水酸度則相對穩(wěn)定，初期略有下降，之后上升并穩(wěn)定在35mg/L左右.前42d，T4、T5的出水酸度遠(yuǎn)低于T1、T2、T3，隨著T1、T2、T3的出水酸度持續(xù)降低，42后，T1、T2、T3的出水酸度顯著（P＜0.01）低于T4、T5.這表明，填充堆肥會使?jié)竦叵到y(tǒng)初期的出水酸度升高，但其對酸度的去除能力越來越好.后期，LSD出水pH值下降，酸度上升，但各濕地處理系統(tǒng)出水的pH值與酸度未受影響，說明各濕地系統(tǒng)都具有較強(qiáng)的酸緩沖能力.

圖2 酸性礦山廢水經(jīng)過石灰石溝及各濕地系統(tǒng)后出水的pH值與酸度（各點(diǎn)數(shù)據(jù)為均值， n=3）Fig.2 pH and acidity （mean， n=3） of effluents of limestone ditch （LSD） and wetlands treating acid mine drainage （AMD）

2.2 AMD及其處理系統(tǒng)中Fe的形態(tài)轉(zhuǎn)化與分布

AMD中Fe的氧化與水解主要受pH值調(diào)控.模擬AMD中Fe2+與Fe3+含量分別為2，8mg/L.由圖3可知， Fe2+在AMD（pH 3.3）中穩(wěn)定存在，而Fe3+則大量水解，剩余含量為0.7～1.0mg/L.Fe3+的水解釋放大量的質(zhì)子酸，降低水的pH值，試驗(yàn)中模擬AMD的pH值由3.5降至3.3.

AMD進(jìn)入LSD后，石灰石的溶解使其pH值迅速上升，促進(jìn)Fe2+的氧化及Fe3+的水解.從圖3可知，在前75d， LSD出水的Fe含量約為1.2mg/L，而Fe2+含量為0.這表明，隨著pH值的上升，AMD中的Fe2+已完全氧化，LSD出水的Fe全部為Fe3+.受LSD出水pH值下降的影響，75d后，LSD出水的Fe2+含量升高，LSD出水pH值越低，其出水的Fe2+含量越高，這使其出水的Fe含量也同步升高.

圖3 酸性礦山廢水經(jīng)過石灰石溝及各濕地系統(tǒng)后出水的Fe2+與總Fe含量（各點(diǎn)數(shù)據(jù)為均值， n=3）Fig.3 Fe2+and total Fe concentrations （mean， n=3） of effluents of limestone ditch （LSD） and wetlands treating acid mine drainage （AMD）

各濕地系統(tǒng)中Fe的形態(tài)與分布具有顯著的差異與變化.從圖3可知，初始階段T1、T2、T3出水的Fe都是Fe2+，并隨時間迅速下降，42d后，其出水的Fe2+下降并穩(wěn)定至0.2mg/L左右.可能是因?yàn)殡S著濕地系統(tǒng)有機(jī)物的消耗與流失，其還原能力下降.155d后，T2、T3出水的Fe2+含量降為0，T1出水的Fe2+含量仍保持穩(wěn)定， 還略有升高.這表明，不種狹葉香蒲的濕地系統(tǒng)具有更強(qiáng)的還原性.受表層泥炭土的影響，T4、T5的出水也含有較高的Fe2+，但其出水的Fe2+含量在32d后就下降為0.T4、T5初期出水的Fe含量在0.5mg/L左右，42d后下降并穩(wěn)定在0.2mg/L左右，其出水的Fe主要是Fe3+.

2.3 處理系統(tǒng)的重金屬去除效果

LSD去除重金屬的效果受其酸中和能力影響.如圖4所示，前75d， LSD出水的Zn、Cd、Cu、Pb含量分別約為18mg/L、38μg/L、23μg/L、19μg/L，平均去除率分別為28%、66%、70%、90%.出水的Zn、Cu、Pb相對穩(wěn)定，而Cd在前51d逐漸降低，之后開始上升.受出水pH值下降影響，75d后，LSD出水的Zn、Cd、Cu、Pb含量上升，隨著pH值進(jìn)一步下降，其對Zn、Cd、Cu、Pb的除去率分別下降至5%、17%、23%、46%.

AMD進(jìn)入各濕地系統(tǒng)后，其重金屬含量進(jìn)一步下降.從圖4可以看出，T1、T2、T3對重金屬的去除效果及變化規(guī)律基本一致，T4、T5之間也是如此.這表明，種植狹葉香蒲及套種東南景天并不會對濕地系統(tǒng)的重金屬去除產(chǎn)生顯著的差異.堆肥濕地系統(tǒng)（T1、T2、T3）具有良好的重金屬去除效果，而普通濕地系統(tǒng)（T4、T5）對重金屬去除效果較差，這表明，堆肥對堆肥濕地系統(tǒng)的重金屬去除起主要作用.

初期，堆肥濕地系統(tǒng)（T1、T2、T3）出水的Zn在2mg/L以下，67d后，出水的Zn略有上升和波動；其對Cd去除效果良好，前22d，出水的Cd為0.5～2.0μg/L，之后未檢出Cd（檢出限0.1μg/L）.普通濕地系統(tǒng)（T4、T5）出水的Zn不斷上升，42d后，出水的Zn穩(wěn)定在18mg/L左右，103d后，出水的Zn波動上升，最后失去對Zn的去除能力；前51d，其出水的Cd在20μg/L左右，之后上升至36 μg/L左右，后期有上升趨勢.

各濕地系統(tǒng)出水的Cu、Pb含量都很低，且比較穩(wěn)定.堆肥濕地系統(tǒng)（T1、T2、T3）出水的Cu含量顯著（P＜0.01）低于普通濕地系統(tǒng)（T4、T5），系統(tǒng)運(yùn)行期間，其出水未檢出Pb（檢出限1.0μg/L），而普通濕地系統(tǒng)（T4、T5）出水的Pb在1～10μg/L間波動.雖然進(jìn)水的Cd含量高于Cu，堆肥濕地系統(tǒng)（T1、T2、T3）的出水未檢出Cd，卻檢出1～8μg/L的Cu，這可能和Cu易與溶解性有機(jī)物結(jié)合有關(guān).

圖4 酸性礦山廢水經(jīng)過石灰石溝及各濕地系統(tǒng)后出水的重金屬含量（各點(diǎn)數(shù)據(jù)為均值，n=3）Fig.4 Heavy metal concentrations （mean， n=3） of effluents of limestone ditch （LSD） and wetlands treating acid mine drainage （AMD）

2.4 狹葉香蒲在濕地系統(tǒng)中的生長及金屬富集

各濕地系統(tǒng)香蒲的生物量及其N、P、K含量見圖5.T2種植的香蒲生物量顯著高于T4、T5，與堆肥提供了更多的營養(yǎng)有關(guān)；T2種植的香蒲生物量也顯著高于T3，與缺少了東南景天的競爭有關(guān)，且可能受種苗不均的影響.香蒲莖的P含量顯著高于葉，但各濕地系統(tǒng)香蒲莖、葉的P含量沒有顯著差異.香蒲葉的N含量高于莖，且T2、T3香蒲葉的N含量顯著高于T4、T5.香蒲莖的K含量高于葉，且T2、T3香蒲莖的K含量顯著高于T4、T5.

從圖6可知，在普通濕地系統(tǒng)（T4，T5）生長的狹葉香蒲其植株中的Cd、Zn、Pb、Cu含量高于堆肥濕地系統(tǒng)（T2，T3）.Cd、Zn、Pb主要富集在根部，莖、葉中的含量則較低.而Cu的分布在Cu含量較低的生境（T2，T3）中有特殊性，主要分布在香蒲的根和葉，但在Cu含量較高的生境（T4，T5）中，香蒲的根相比于莖、葉又富集更多的Cu.

圖5 各濕地系統(tǒng)狹葉香蒲的生物量及其N、P、K含量（均值±標(biāo)準(zhǔn)誤， n=3）Fig.5 Biomass and N， P， K concentrations （mean， n=3） of Typha angustifolia grown in wetlands無相同字母表示處理間差異顯著（P＜0.05），下同

圖6 各濕地系統(tǒng)中狹葉香蒲的金屬含量（均值±標(biāo)準(zhǔn)誤， n=3）Fig.6 Metal concentrations （mean， n=3） in tissues （root， shoot， leaf） of Typha angustifolia grown in wetlands

Fe2+是植物吸收Fe的主要形式，堆肥濕地系統(tǒng)（T2，T3）中的Fe主要以Fe2+形式存在，其香蒲植株中的Fe含量也顯著高于普通濕地系統(tǒng)（T4，T5）. Fe主要富集在香蒲的根部，少量在莖、葉，但葉片中的Fe顯著高于（P＜0.01）莖.普通濕地系統(tǒng)（T4，T5）中香蒲根、莖、葉的Ca含量顯著低于堆肥濕地系統(tǒng)（T2，T3），表明對Ca 的吸收受到顯著抑制，但其對Mg的吸收卻反而有所提高. Batty等［12］發(fā)現(xiàn)，AMD濕地處理系統(tǒng)中生長的蘆葦?shù)腃a吸收受到抑制，并認(rèn)為低pH值、重金屬毒效應(yīng)及根系鐵膜（Iron plaques）是抑制Ca吸收的3種可能原因.普通濕地（T4、T5）生長的狹葉香蒲對Mg的吸收卻顯著提高，可能是由于根系鐵膜對Mg的吸附比Ca弱，而且植物對Ca、Mg的吸收存在拮抗作用［13］，植物減少對Ca的吸收有利于對Mg的吸收.

2.5 東南景天在堆肥濕地中的生長及對金屬的富集

由于濕地系統(tǒng)中景天的種植時間晚、生長期短，其生物量比較低（表2），然而，其Cd濃度達(dá)到50mg/kg，與一般污染土壤上的正常濃度相當(dāng)［14］，分別為香蒲（T5）根、莖、葉的5倍、80倍、250倍.如表2所示，由于濕地系統(tǒng)T5出水的Zn含量高，其景天富集的Zn含量顯著高于T3，而兩者的生物量及Cd濃度沒有顯著差異.

表2 各濕地系統(tǒng)中東南景天的生物量與重金屬含量（均值±標(biāo)準(zhǔn)誤）Table 2 Biomass and heavy metal concentrations of Sedum alfredii Hance grown in wetlands （mean ± SE， n=3）

2.6 討論

降低AMD的酸度有利于其重金屬的去除，也為其生物修復(fù)創(chuàng)造適宜的環(huán)境［15］.LSD是一種簡單、經(jīng)濟(jì)的被動處里系統(tǒng)，其利用石灰石的溶解產(chǎn)生堿度，提升AMD的pH值，促進(jìn)金屬的氧化與水解.但氫氧化物沉降在石灰石表面，形成一層包膜（Armoring），降低石灰石的溶解速率，使LSD出水pH值下降.據(jù)報(bào)道［16-17］，包膜使石灰石溶解速率下降20%～50%.本試驗(yàn)中，LSD出水pH值呈階段性下降，這表明，當(dāng)石灰石表面的包膜達(dá)到一定程度時，其溶解才會受到影響.然而，也有研究表明［18-19］，包膜對石灰石的溶解影響甚微，這可能與其進(jìn)水水質(zhì)和水流狀態(tài)有關(guān).當(dāng)LSD坡度大于12%時，其水流速度使沉淀物呈懸浮狀態(tài)，并促進(jìn)石灰石的表面沖刷，阻止包膜的形成，使其獲得最佳處理效果［6］.因此，在今后的中試試驗(yàn)中應(yīng)提高LSD坡度或水流速度，防止石灰石表面包膜的形成，這是LSD具備長期處理能力的關(guān)鍵.

但氫氧化物也可促進(jìn)LSD對痕量金屬的去除.研究表明［18］，氫氧化物的吸附、共沉淀作用可使水中溶解態(tài)金屬降低50%以上. Galán等［20］也發(fā)現(xiàn)，沉降在AMD污染河流兩岸的Fe羥基氫氧化物是主要的痕量金屬清除劑.本試驗(yàn)中，LSD初期對Zn、Cd、Cu、Pb的去除率分別為28%、66%、70%、90%， pH值下降使其出水的金屬含量上升，這表明，痕量金屬與Fe氫氧化物的吸附、共沉淀受pH值影響.Miller等［21］研究表明， 在基于石灰石的處理系統(tǒng)中，痕量金屬的去除主要受AMD的初始Fe含量與pH值影響.在本試驗(yàn)中，AMD的Fe含量基本不變，因此，pH值是影響痕量金屬去除的主要因素.研究表明［22］，當(dāng)pH＜4時，F(xiàn)e氫氧化物對Cu、Pb、Zn沒有吸附作用，本試驗(yàn)也證實(shí)了這一點(diǎn)，然而共沉淀作用是否受到影響需要進(jìn)一步的研究證實(shí).

在堆肥濕地中，有機(jī)質(zhì)的降解為SRB提供碳源和還原性環(huán)境，堆肥是常用的有機(jī)質(zhì)［23］. Yim等［24］發(fā)現(xiàn)，垂直流堆肥濕地系統(tǒng)的產(chǎn)堿能力和金屬去除能力隨磨菇渣肥用量的增加而提高.隨著有機(jī)質(zhì)的消耗及其去除位點(diǎn)的飽和，其處理性能下降.向堆肥濕地補(bǔ)充有機(jī)質(zhì)的必要性早已被認(rèn)識，但其在實(shí)際應(yīng)用中經(jīng)常被忽略［7］.本試驗(yàn)設(shè)計(jì)的堆肥濕地將有機(jī)質(zhì)集中放置在其前端的厭氧池，水垂直向下流過有機(jī)質(zhì)，使其具備垂直流堆肥濕地的特點(diǎn)，同時，有機(jī)質(zhì)的補(bǔ)充或更換變得簡單易行.

基于堆肥的AMD處理系統(tǒng)，系統(tǒng)的規(guī)模及環(huán)境條件對其處理性能具有重要影響［10］.運(yùn)行良好的堆肥濕地可有效地去除酸性廢水中的Zn［10，25］.本研究表明，堆肥濕地可顯著降低AMD的酸度與重金屬，出水酸度隨時間持續(xù)降低，Cd、Zn去除率分別為100%、91%，出水的重金屬（Zn、Cd、Pb、Cu）濃度均達(dá)到農(nóng)業(yè)灌溉水標(biāo)準(zhǔn).今后需要確定堆肥的最大有效時間、確定更換周期.

促進(jìn)微生物的生長可能是植物在AMD處理系統(tǒng)中最重要的作用［26］.硫酸還原過程產(chǎn)生堿度并使金屬以硫化物形式沉淀，有學(xué)者認(rèn)為［5，23］，植物根系釋氧會破壞堆肥濕地中的硫酸還原過程，不宜種植植物，這一現(xiàn)象還沒有實(shí)驗(yàn)研究報(bào)道.本研究表明，種植狹葉香蒲使堆肥濕地出水的pH值顯著（P＜0.01）降低、酸度顯著（P＜0.01）提高，香蒲的根系釋氧使堆肥濕地的還原性產(chǎn)堿過程受到抑制.但堆肥濕地對金屬的去除并沒有受到影響，表明硫化物沉淀不是堆肥濕地的主要金屬去除機(jī)制.種植植物有利于景觀，可以考慮保留.

植物吸收對濕地的金屬去除貢獻(xiàn)很小.金屬M(fèi)n、Fe、Zn、Cu、Ni、Cr在植物里都有富集，但這只占濕地金屬去除量的一小部分［27］.Nyquist和Greger等［28］分析了植物吸收Fe、Cu、Zn、Cd含量占進(jìn)水總量的比例，分別為0.002～0.13%、0.008～0.3%、0.02～0.4%、0.17～2.9%.表明植物對Cd去除的貢獻(xiàn)較大，因而，本試驗(yàn)仍然種植香蒲.此外，金屬在濕地植物中的分布基本呈現(xiàn)為根＞莖＞葉［29］.本試驗(yàn)中，金屬Fe、Zn、Cd、Pb富集在香蒲根部，莖、葉中的含量則非常低，只有Cu在莖、葉中也占有較大的比例.因此，在收獲濕地植物時應(yīng)盡量連根去除.

為提高濕地系統(tǒng)對主要目標(biāo)重金屬Cd的長期去除能力，本研究將Cd/Zn超富集植物東南景天引入其中.試驗(yàn)表明，東南景天能夠在所設(shè)計(jì)的濕地上生長，也能富積Cd/Zn.但是本試驗(yàn)東南景天生長期短，生物量與金屬富集量都比較低，對濕地出水水質(zhì)未產(chǎn)生顯著影響，其在濕地系統(tǒng)中的作用有待更長期的試驗(yàn)研究確認(rèn).

3 結(jié)論

3.1 石灰石溝（LSD）可有效地提高AMD的pH值，降低其酸度，促進(jìn)金屬的氧化與水解，并通過吸附、共沉淀作用降低水中的重金屬.但是，后期應(yīng)采取措施防止石灰石表面包膜的形成，使LSD具備長期處理能力.

3.2 前置堆肥濕地可有效降低AMD的重金屬與酸度，有機(jī)質(zhì)對堆肥濕地的重金屬去除起決定性作用，出水的Cd、Pb在檢測限以下，Zn、Cu的平均出水含量分別為1.8mg/L、2.6μg/L.

3.3 狹葉香蒲的生長會減弱堆肥濕地中的還原性，使堆肥濕地的出水pH值降低、酸度升高，但其對堆肥濕地的金屬去除沒有產(chǎn)生顯著影響，而東南景天在濕地系統(tǒng)也能正常富積Cd/Zn.

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The treatment of acidic mine drainage using limestone ditch and compost constructed wetland system.

ZHANG He-min， ZHONG Ming-jun， WU Qi-tang*（Key Laboratory of Soil Environment and Waste Reuse in Agriculture of Guangdong Higher Education Institutes， College of Natural Resources and Environment， South China Agricultural University， Guangzhou 510642， China）. China Environmental Science， 2015，35（10）：3032～3040

In order to evaluate the performance and affecting factors of a limestone ditch-compost wetlands system to treat acidic mine drainage （AMD）， a pilot test for six months was conducted with the measurements of effluents quality and plant growth-related parameters. Results show that limestone ditch （LSD） can effectively increase pH， decrease acidity and heavy metals of AMD， but the efficiency declined with the accumulation of metal hydroxides in LSD. The acidity and heavy metals decreased significantly after passing through compost wetlands， the acidity of the effluents decreased continuously and concentrations of Cd， Pb were below the levels of detection， the mean concentrations of Zn， Cu were 1.8mg/L， 2.6μg/L， respectively， which conform to the standards for irrigation water quality. However， much higher concentrations of Cd， Zn were found in the effluents of wetlands without the addition of compost. Sedum alfredii Hance planted in wetlands grew and extracted normally Cd/Zn. Alkalinity production in compost wetlands were inhibited in the presence of Typha angustifolia， and the acidity of the effluents were increased， but heavy metals removals were not significantly affected by planting Typha angustifolia.

acid mine drainage （AMD）；limestone ditch （LSD）；compost wetlands；acidity；heavy metals

X703.1

A

1000-6923（2015）10-3032-09

張河民（1989-），男，廣東省韶關(guān)人，華南農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生，主要從事礦區(qū)水、土壤污染修復(fù)技術(shù)研究.

2015-03-12

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41371308）；國家“863”項(xiàng)目（2012AA06A202）；廣東省自然科學(xué)基金團(tuán)隊(duì)項(xiàng)目（S2011030002882）；廣東省科技計(jì)劃項(xiàng)目（2012A030700003）

* 責(zé)任作者， 教授， wuqitang@scau.edu.cn