喻　理，許　蒙，葉長城，陳　喆，彭　亮，孫　健，劉孝利，鐵柏清*（.湖南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院，長沙 408；.中山大學環(huán)境科學與工程學院，廣州 5075；.廣東工業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院，廣州 50006）

香蒲-表面流濕地系統(tǒng)凈化灌溉水過程中鎘的分布和累積

喻理1，許蒙1，葉長城1，陳喆2，彭亮1，孫健3，劉孝利1，鐵柏清1*
（1.湖南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院，長沙 410128；2.中山大學環(huán)境科學與工程學院，廣州 510275；3.廣東工業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院，廣州 510006）

以室外人工濕地系統(tǒng)進行農(nóng)田灌溉水凈化試驗，分析Cd在表面流人工濕地中的分布和累積規(guī)律，旨在為利用人工濕地凈化灌溉水中鎘提供理論依據(jù)。結(jié)果表明：濕地平均水力停留時間為1.62 d，濕地對Cd的平均去除率為68.88%。香蒲地下根莖Cd含量較高，最高可達127.39 mg·kg-1，地上莖葉Cd含量較低，最高為14.65 mg·kg-1，其富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運系數(shù)范圍分別為6.58～41.26、0.037～0.107，說明香蒲具有凈化灌溉水中Cd的潛力，Cd主要積累在地下部分。Cd在香蒲與底泥中的含量隨水流沿程的延長呈遞減趨勢，且隨著時間的推移逐漸增加。底泥中各點位Cd形態(tài)所占比例平均值大小依次為B2＞B1＞B3＞B4，其潛在有效性較大。

人工濕地；鎘（Cd）；灌溉水；香蒲；分布；積累

喻理，許蒙，葉長城，等.香蒲-表面流濕地系統(tǒng)凈化灌溉水過程中鎘的分布和累積［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2016，35（8）：1573-1579.

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近年來，隨著社會和經(jīng)濟的迅猛發(fā)展，重金屬污染已經(jīng)成為各個國家普遍面臨的環(huán)境問題之一［1］。根據(jù)2014年全國土壤污染狀況調(diào)查顯示，土壤鎘的點位超標率達7.0%，在全國55個污灌區(qū)和1378個污灌土壤樣品中，各類污染總點位超標率分別達71.0% 和26.4%，鎘為主要污染物之一［2］。與此同時，糧食作物對鎘的吸收積累能力較強，尤以水稻為甚［3］。即使在低Cd污染稻田土壤上種植水稻，稻米中鎘的含量也可能會超過國家糧食安全生產(chǎn)標準。由于鎘的隱蔽性和易富集性，在不影響水稻生長的情況下極易大量富集于稻米中［4］，并最終通過食物鏈危害人體健康［5-6］。同時，有研究表明，我國南方雙季稻稻田土壤中鎘的主要輸入源為灌溉水、大氣沉降、化肥施用等，其中灌溉水是南方稻田中Cd的最大輸入途徑，以Cd濃度10 μg·L-1（農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準GB 5084—2005）計，灌溉水Cd輸入量約占輸入總量的73%（其他輸入項以最大值計）；即使灌溉水含量以5 μg·L-1（農(nóng)田灌溉水水質(zhì)標準GB 5084—1992）計，若沒有其他鎘輸入項如磷肥、有機肥等，仍可能會給稻田的生產(chǎn)帶來鎘污染風險［7］。人工濕地（Constructed Wetlands，CWs）是近年來迅速發(fā)展起來的一種污水處理技術(shù)，與傳統(tǒng)處理方法相比，人工濕地技術(shù)具有投資少、能耗低、操作和維護簡單、處理效率高等優(yōu)點［8-9］，但多應(yīng)用于生活污水、污水廠尾水及受污染地表水處理，對農(nóng)田灌溉水的凈化研究少見［10］，且少有人研究實際應(yīng)用中Cd在香蒲和濕地中的分布與累積規(guī)律。本文通過構(gòu)建野外簡單的表面流人工濕地系統(tǒng)，通過對灌溉污水的凈化效果，探索Cd在人工濕地系統(tǒng)中的分布與累積規(guī)律，為進一步研究和推廣人工濕地系統(tǒng)凈化農(nóng)田灌溉水中Cd污染提供一定的理論依據(jù)。

1　材料與方法

1.1供試濕地

1.1.1供試濕地基本情況

本試驗濕地示范點位于湖南省株洲市茶陵縣高隴鎮(zhèn)水頭村（113.825 7°E，23.024 6°N）。濕地建設(shè)如圖1。該地由兩個田塊改造而成，考慮農(nóng)村農(nóng)田流轉(zhuǎn)與實驗結(jié)束后的農(nóng)田恢復(fù)等問題，依田埂而建造。該田塊靠近河床，深層土為細沙，為防止水向下滲透造成水量流失，在濕地底部鋪蓋防滲膜，防滲膜上鋪墊15 cm土壤作底泥，其Cd背景值為0.95±0.13 mg·kg-1，pH值為6.03±0.08。

濕地系統(tǒng)約占地1 188.50 m2，一級表面流人工濕地為610.50 m2，二級表面流人工濕地為578.00 m2，有效水深為0.60 m。濕地平均表面水力負荷為0.37 m3· d-1·m-2，平均流速為18.36 m3·h-1，平均水力停留時間為1.62 d。

1.1.2供試水源

供試水源為河水，水源上游存在挖砂場與排污企業(yè)湘東鎢礦，河水pH波動范圍在6～8之間。

1.1.3供試植物

供試植物為狹葉香蒲（Typha angustifolia），移栽時間為7月初，移栽前香蒲根莖部分Cd含量為16.36±0.26 mg·kg-1，香蒲莖葉部分Cd含量為0.62± 0.12 mg·kg-1。依據(jù)文獻［11］設(shè)定香蒲的種植密度為27 株·m-2。

1.2試驗方法

1.2.1水樣采集與處理

設(shè)置3個采集點，位置如圖1所示，分別為濕地入水口、③號點位、濕地出水口。每半個月采1次樣品，每次采集1 L水樣，直接加10 mL硝酸保存。樣品按國家標準方法硝酸消解法消解（HJ 677—2013）。樣品最終采用原子吸收分光光度計-石墨（GTA120，美國Varian）進行測定。

1.2.2底泥采集與處理

如圖1所示，底泥采樣點位設(shè)置在一級人工濕地與二級人工濕地中6個點位。除3、4點位之外（其間由管道連接未經(jīng)濕地處理），其余采樣點位皆均布（下同），每個點位采集底泥1 kg，采集深度為0～15 cm。每隔30 d采1次樣。土樣置于避光處自然風干，敲碎、研磨、過100目篩。

采用歐盟標準局提出的BCR提取法［12］，提取底泥樣品中不同形態(tài)的Cd。包括B1-酸溶態(tài)（如水溶態(tài)、可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)）、B2-可還原態(tài)（鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）、B3-可氧化態(tài)（有機物-硫化態(tài)）和B4-殘渣態(tài)。實驗采用形態(tài)分析標準參照物進行質(zhì)量保證［GBW07436（GSF-2）］，用ICP-OES（美國PE8300）測定底泥各形態(tài)Cd的值。

1.2.3植物采樣與處理

圖1　濕地結(jié)構(gòu)與采樣點分布Figure 1 Distribution of water quality sampling points

如圖1所示，在一級人工濕地與二級人工濕地中設(shè)置6個點位，每15 d于各點位采集長勢相近的植株3株，連根拔起。采集后先用自來水洗凈植物表面泥土，再用去離子水清洗3次，拆分香蒲為地下根莖與地上莖葉兩部分，分別按編號裝入信封，于103℃烘箱內(nèi)殺青1 h，再置于65℃烘箱中烘至恒重；然后用高速植物粉碎機將樣品粉碎，裝入封口袋中保存。植物樣品在電熱消解儀中采用混合酸（HNO3∶HClO4= 4∶1，V/V）濕法進行消解。用ICP-OES（美國PE8300）測定植物樣品Cd含量。

1.3數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)均采用3次重復(fù)的平均值±標準偏差來表示。采用SPSS19.0（Statistical Product and Service Solutions，19.0）統(tǒng)計分析軟件進行單因素方差分析，采用Microsoft Excel 2016繪圖。

富集系數(shù)=地下根莖Cd濃度/底泥Cd濃度

轉(zhuǎn)運系數(shù)=地上莖葉部分Cd濃度/地下根莖Cd濃度

2　結(jié)果與分析

2.1水樣檢測結(jié)果

6次水質(zhì)監(jiān)測時間段為9月24日—12月10日。水樣濃度變化情況如表1所示。濕地入水口Cd含量變化幅度不大，變化范圍為7.54～10.20 μg·L-1，平均濃度為8.86 μg·L-1。根據(jù)GB 5084—2005灌溉水水質(zhì)標準，鎘超標頻數(shù)為1（Cd＞10 μg·L-1）；而根據(jù)GB 5084—1992灌溉水水質(zhì)標準，6次全部超標（Cd＞5 μg·L-1）。濕地平均水力停留時間為1.62 d，濕地出水口Cd濃度范圍為1.11～3.99 μg·L-1，平均出水濃度為2.70 μg·L-1。Cd去除率范圍為51.47%～85.75%，平均去除率為68.88%。濕地各采樣點位Cd含量具有顯著性差異，說明表面流濕地能有效降低灌溉水中Cd含量，對灌溉水中Cd有顯著的去除效果。

表1　監(jiān)測點位水樣中Cd的濃度及去除率Table 1 Cadmium concentrations of water samples and removal rate

2.2Cd在濕地系統(tǒng)底泥中的分布特征

2.2.1Cd在濕地系統(tǒng)中的沿程分布

三次底泥的采樣日期介于9月24日—12月10日。系統(tǒng)運行前，底泥Cd濃度為0.95±0.13 mg·kg-1。運行后，濕地各點位底泥中Cd含量如表2所示。結(jié)果顯示，不同時間不同點位底泥的Cd含量變化幅度大，底泥中Cd含量都超過了國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準（GB15618—2008），底泥中Cd含量的變化范圍為1.85～19.35 mg·kg-1，最高值出現(xiàn)在點位1的第三次采樣，最低值則出現(xiàn)在點位6的第三次采樣。從同一時間各點位Cd含量關(guān)系看，第一次采樣各點位Cd含量大小為1＞2＞3≈4≈5＞6（“＞”表示差異性顯著，“≈”表示差異性不顯著。下同）；第二次采樣各點位Cd含量大小為1＞2＞3≈4＞5＞6；第三次采樣各點位Cd含量大小為1＞2＞4＞3＞5＞6。從三次采樣結(jié)果中不難發(fā)現(xiàn)，底泥中Cd含量整體上隨著沿程的增加呈逐漸下降趨勢。從時間關(guān)系看，隨著時間的延長，部分點位底泥中Cd含量出現(xiàn)一定的上升趨勢，尤其在點位1、2，上升趨勢明顯。各點位Cd含量的差異性也隨著時間的增加趨于顯著，如點位3、4、5 Cd含量的差異性，說明在進水-出水口的沿程上，底泥中Cd含量的差異性會隨著時間的推移越來越明顯，各點位對Cd的累積速率不一致。

2.2.2Cd在濕地系統(tǒng)底泥中的形態(tài)

表2　濕地各點位底泥中的Cd含量（mg·kg-1）Table 2 Cadmium concentrations of sediments in respective locations（mg·kg-1）

圖2表示，10月10日—12月10日三次樣品中各個點位重金屬Cd各形態(tài)的百分比變化情況。B1、B2、B3、B4分別代表酸溶態(tài)（如水溶態(tài)、可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)）、可還原態(tài)（鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（有機物-硫化態(tài)）、殘渣態(tài)。從圖2可以看出，Cd各形態(tài)比例大小的平均值基本為B2＞B1＞B3＞B4。B2所占百分比較大，百分比范圍為35.39%～50.83%；B1百分比范圍為27.82%～45.52%；B4的百分比范圍為8.93%～25.07%；B3百分比范圍為3.31%～27.25%。從同一采集時間不同點位關(guān)系看，各點位之間四種形態(tài)并沒表現(xiàn)出一定的趨勢與規(guī)律；從不同時間同一點位關(guān)系看，各點位中各種形態(tài)也沒有表現(xiàn)出一定的趨勢與規(guī)律。

2.3Cd在香蒲植株中的分布特征

2.3.1在地上莖葉部分的分布

香蒲移栽前，莖葉部分Cd含量為0.62±0.12 mg· kg-1。采集時香蒲生長情況正常，據(jù)研究證明，11月份前香蒲會不斷生長［13］，且香蒲具有較強的耐寒性［14］，當?shù)赜痔幱诘途暥葏^(qū)域相對較暖，所以在采集期內(nèi)沒有出現(xiàn)大面積枯萎現(xiàn)象。香蒲地上莖葉部分Cd含量如表3所示。各個點位香蒲地上莖葉部分Cd的含量變化幅度較大，變化范圍在0.87～14.65 mg·kg-1之間，尤其以點位1對Cd的積累量較大。從同一時間不同點位Cd含量大小關(guān)系看，六個點位Cd含量大小為：1＞2＞3＞4＞5＞6。這表明Cd含量在香蒲地上的莖葉部分，隨著沿程增加不斷降低。從不同時間同一點位Cd含量大小關(guān)系看，各點位Cd含量隨著時間的延長，Cd含量不斷升高，趨勢明顯。但各點位Cd含量升高速度并不相同。點位1 Cd含量升高趨勢明顯，點位2～6在前期Cd含量升高明顯，后期增長趨緩。

2.3.2在地下根莖部分的分布

香蒲移栽前，根莖部分Cd含量為16.36±0.26 mg·kg-1，香蒲地下根莖含量如表4所示。各個點位香蒲地上莖葉部分Cd的含量幅度變化較大，點位1對鎘的積累量最大，其Cd含量變化范圍在30.05～127.39 mg·kg-1之間。從不同點位同一時間香蒲地下根莖部分Cd含量大小關(guān)系看：9月24日各點位Cd含量大小為1＞2＞3≈4＞5＞6；10月10日為1＞2＞3＞4＞5＞6；10月24日為1＞2＞3≈4≈5＞6；11月10日為1＞2＞3≈4≈5＞6；10月24日為1＞2＞3＞4＞5＞6；12月10日為1＞2＞3≈4≈5＞6。結(jié)果表明，香蒲地下根莖部分中Cd含量，沿著濕地水流沿程方向不斷降低；從不同時間同一點位Cd含量大小關(guān)系看，各點位Cd含量隨著時間的延長逐漸升高。結(jié)合表3，比較香蒲地上部分與地下部分，可知香蒲地下根莖部分Cd的積累能力遠遠大于地上莖葉部分，地下根莖部分最高可達127.39 mg·kg-1，地上莖葉最高僅有14.65 mg·kg-1。

圖2　濕地各點位三次監(jiān)測底泥中Cd的形態(tài)分布Figure 2 Cadmium species distribution in respective sediments

表3　香蒲地上莖葉部分Cd含量（mg·kg-1）Table 3 Cadmium concentrations of aboveground organs in Typha（mg·kg-1）

2.4香蒲的富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運系數(shù)

表5表示香蒲的富集系數(shù)以及地下部分對地上部分的轉(zhuǎn)運系數(shù)。各點位香蒲富集系數(shù)范圍為6.58～41.26，最高值出現(xiàn)在點位5的第三次采樣，最低值出現(xiàn)在點位1的第三次采樣，結(jié)果表明香蒲對Cd有較強的富集能力。從同一時間不同點位香蒲的平均富集系數(shù)來看，基本隨著沿程延長，富集系數(shù)呈普遍降低的趨勢，越靠近入水口趨勢越明顯，說明隨著沿程的延長土壤中重金屬Cd含量的增長速率小于植物中對Cd的吸收速率。從不同時間同一點位的富集系數(shù)看，除點位5與6第三次采樣，各點位富集系數(shù)隨著時間推移表現(xiàn)為逐漸降低，越靠近進水口趨勢越明顯。香蒲富集系數(shù)如表5所示，各點位香蒲的轉(zhuǎn)運系數(shù)范圍為0.037～0.107。轉(zhuǎn)運系數(shù)較低，說明香蒲對Cd向上轉(zhuǎn)能的能力較弱。

3　討論

3.1濕地中Cd的形態(tài)及意義

Lim等［15］研究表明，由于絡(luò)合作用和螯合作用，濕地水中大多數(shù)重金屬被基質(zhì)和植物根莖所固定，隨著沿程流動時，水中Cd會被濕地中的底泥與植株根莖攔截、吸收、吸附而逐漸降低。還有研究表明人工污水加入模擬濕地系統(tǒng)后，Cd主要存留在土壤中，且隨Cd處理濃度的增大土壤中Cd含量顯著增加［16］。因此，試驗底泥中Cd含量隨著水中Cd濃度降低而顯著下降，且越接近入水口，底泥中的Cd含量越高。從時間推移來看，底泥中各點位Cd的濃度隨著時間推移而增加，越靠近入水口底泥對Cd的累積速度越快，各個點位之間的濃度差也會越來越大。如點位1三個月內(nèi)增加的Cd含量為13.27 mg·kg-1，點位2三個月內(nèi)增加的Cd含量為6.48 mg·kg-1。李慶華［17］也研究了重金屬在濕地基質(zhì)中的分布規(guī)律及富集性，其研究結(jié)果表明基質(zhì)中重金屬隨距離的增加而減少，部分點位Cd含量差異不明顯，濃度差異不大。這與本文研究結(jié)果相似。

表4　香蒲地下根莖部分Cd含量（mg·kg-1）Table 4 Cadmium concentrations of underground organs in Typha（mg·kg-1）

表5　香蒲的富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運系數(shù)Table 5 Accumulation coefficients and transfer coefficients in Typha

本試驗采用BCR提取法，分別提取了酸溶態(tài)（如水溶態(tài)、可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)）、可還原態(tài)（鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（有機物-硫化態(tài)）、殘渣態(tài)。其中酸溶態(tài)的Cd最為活潑，在中性條件Cd即可釋放，并能直接被植物吸收。酸溶態(tài)中Cd的碳酸鹽結(jié)合態(tài)，在弱酸性條件下就易釋放，且受pH影響大。酸溶態(tài)越大，其活性越高?？蛇€原態(tài)則易在還原性條件下釋放，殘渣態(tài)是最穩(wěn)定的形態(tài)。非殘渣態(tài)的比例越高說明其潛在生物有效性越大，也越易發(fā)生解析［18］。從圖2可以看出，非殘渣態(tài)的比例高達74.93%～90.07%，說明在濕地中Cd的潛在生物有效性相當大。重金屬可以從水體向沉積物中轉(zhuǎn)移，沉積物中的重金屬也可能在一定條件下再次釋放到水體中，所以表層沉積物既是重金屬的“匯”，也是潛在的污染源［19］。因此，濕地底泥中的Cd容易發(fā)生解吸，導(dǎo)致二次污染，若用濕地處理重金屬，則一定要在尾端設(shè)置預(yù)防措施，防止?jié)竦刂械腃d發(fā)生解吸，造成二次污染。從圖2還可以看出，濕地底泥中Cd的形態(tài)，并沒有隨著沿程的延長或者時間推移產(chǎn)生一定的規(guī)律；但鄭邵建等［20］研究表明，隨淹水時間延長底泥中Cd形態(tài)會不斷由高活性向低活性形態(tài)轉(zhuǎn)化。這兩者差異可能歸因于鄭邵建等測定的是風干后再重新調(diào)制的土漿，也可能是因為其試驗為盆栽靜態(tài)試驗。

3.2Cd在香蒲中含量分布

試驗結(jié)果表明，所有點位香蒲中Cd含量基本呈現(xiàn)下降的趨勢。這是因為水中Cd會隨著水流沿程增加而逐漸下降［15］，而香蒲體內(nèi)Cd的蓄積量會隨著水中Cd濃度（＜1.5 mg·kg-1）下降而急劇下降［21］，隨底泥中Cd濃度降低而降低［22］。Lesage E等［23］也研究了人工濕地中基質(zhì)和植物相對重金屬延程變化的積累情況，結(jié)果表明植物中Cd隨距離的增加而減少，與本試驗結(jié)果一致。此外，葉志鴻等［24］研究了重金屬在香蒲不同生長期中同一部位的分布，結(jié)果表明Cd含量大小依次為：老葉＞成熟葉＞嫩葉；老根＞成熟根＞嫩根。說明香蒲植株各部位Cd含量隨時間推移不斷富集，且所采集的香蒲樣品長勢基本一致，避開了其新發(fā)幼體。因此，在同一點位的香蒲中Cd含量會隨著時間的推移而升高。

本試驗所采集的香蒲地下根莖部分Cd的含量高，最高達127.39 mg·kg-1，地上莖葉部分僅有14.65 mg·kg-1；香蒲富集系數(shù)范圍為6.58～41.26，轉(zhuǎn)運系數(shù)范圍為0.037～0.107。說明香蒲對Cd有著較強的富集能力，更適合于Cd的根際過濾，根系吸收的Cd通過韌皮部轉(zhuǎn)運時移動性較低［25］，向上轉(zhuǎn)運能力較差，其對Cd的吸收富集主要在地下部分［26-27］。這與香蒲的耐性機理、根部對重金屬吸收積累外排以及根細胞壁的區(qū)隔化等作用有關(guān)，可用于減輕Cd對植物重要部分的損害［22，28-29］。香蒲作為多年生挺水植物，具有適應(yīng)性強、生物量大，生長速度快等優(yōu)點，對鎘也具有較高耐性，尤其在Cd2+濃度小于1 mg·kg-1時隨著Cd2+濃度的增大對Cd2+去除效率升高［30］，是凈化低濃度Cd的優(yōu)良水生植物。但其局限性在于必須通過拔除地下根系來清除鎘污染，尤其運用到農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，香蒲移除與栽種都需要一定勞動力，與現(xiàn)今農(nóng)村勞動力匱乏的情況相悖。若能找到促進香蒲向地上部分轉(zhuǎn)運的方法或者渠道，使香蒲對Cd積累量轉(zhuǎn)移到地上部分，將更有利于香蒲在濕地中凈化灌溉水中Cd的推廣應(yīng)用。

4　結(jié)論

（1）在平均水力停留時間為1.62 d的條件下，濕地對Cd的平均去除率為68.88%。

（2）濕地底泥中Cd含量隨著沿程的延長逐漸下降；同時隨著時間的推移，各點位Cd含量呈一定的上升趨勢；Cd在底泥中的形態(tài)分布為B2＞B1＞B3＞B4，其潛在有效性大，容易發(fā)生解吸造成二次污染。

（3）香蒲地下根莖Cd含量較高，最高可達127.39 mg·kg-1，地上莖葉Cd含量較小，最高為14.65 mg·kg-1，其富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運系數(shù)范圍分別為6.58～41.26、0.037～0.107，說明香蒲具有凈化灌溉水中Cd的潛力。此外，沿著濕地水流沿程方向，重金屬Cd在香蒲中的含量遞增，且隨著時間的推移增加。

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Cadmium distribution and accumulation in surface-flow constructed wetland system with planted Typha Angustifolia L.

YU Li1，XU Meng1，YE Chang-cheng1，CHEN Zhe2，PENG Liang1，SUN Jian3，LIU Xiao-li1，TIE Bo-qing1*
（1.College of Resources and Environment，Hunan Agricultural University，Changsha 410128，China；2.School of Environmental Science and Engineering，Sun Yat-sen University，Guangzhou 510275，China；3.School of Environmental Science and Engineering，Guangdong University of Technology，Guangzhou 510006，China）

Distribution and accumulation patterns of cadmium（Cd）were investigated in a surface flow artificial wetland system（SFAW）with Typha Angustifolia L.designed for purification of wastewater for field irrigation.Results showed that 68.88%of Cd were removed by the SFAW with an average retention time of 1.62 days.The Cd content in underground and aboveground parts of Typha were respectively 127.39 mg·kg-1and 14.65 mg·kg-1，with enrichment coefficient and transfer coefficient of 6.58～41.26 and 0.037～0.107，respectively，indicating that Typha has a high capacity for purifying irrigation water.The Cd content within the plant and in the sediment decreased gradually with the distance of water flow，but increased with time.The percentages of various forms of Cd in sediment decreased in order：B2＞B1＞B3＞B4，implying a high potential bioavailability of Cd.

constructed wetland；cadmium（Cd）；irrigation water；typha；distribution；accumulation

X52

A

1672-2043（2016）08-1573-07

10.11654/jaes.2016-0443

2016-04-01

農(nóng)業(yè)部財政部項目（農(nóng)辦財函［2014］28號）

喻理（1991—），男，碩士研究生，研究方向為環(huán)境污染治理與修復(fù)。E-mail：290676361@qq.com

鐵柏清E-mail：tiebq@qq.com