何鐘響 ，董思俊 ，劉壽濤 ，李丹陽(yáng) ，彭 鷗 ，劉孝利 ，鐵柏清 *

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128；2.湖南省灌溉水源水質(zhì)污染凈化工程技術(shù)研究中心，長(zhǎng)沙 410128；3.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部南方產(chǎn)地污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長(zhǎng)沙 410128）

重金屬污染已成為全世界普遍面臨的環(huán)境問(wèn)題之一[1]。根據(jù)我國(guó)2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》對(duì)我國(guó)55個(gè)污灌區(qū)的1 378個(gè)污灌區(qū)土壤樣品的分析結(jié)果表明，39個(gè)灌區(qū)存在土壤污染，重金屬總超標(biāo)率為16.1%，其中Cd點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%[2]。中南地區(qū)土壤及稻米Cd超標(biāo)問(wèn)題尤為嚴(yán)重，有研究表明，灌溉水是湖南稻田土壤Cd污染的主要輸入途徑[3]。因此從污染源頭——灌溉水中截留和凈化Cd對(duì)于土壤及稻米Cd污染防治有重要意義。目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于重金屬污染的水處理技術(shù)主要包括化學(xué)沉淀、離子交換、吸附、膜過(guò)濾及電化學(xué)技術(shù)法等[4]，其中化學(xué)沉淀與離子交換法對(duì)于高濃度金屬?gòu)U水有去除效率較高、去除速度快的特點(diǎn)，但對(duì)于低濃度金屬?gòu)U水，其靈敏性較差[5]；吸附法對(duì)于低濃度金屬?gòu)U水有較好效果，但其成本較高[6]；而膜過(guò)濾及電化學(xué)技術(shù)法對(duì)低濃度及高濃度重金屬都有極好的去除效果，但其造價(jià)高、維護(hù)方法復(fù)雜，難以在農(nóng)村推廣[7]。綜上，對(duì)于灌溉水痕量Cd的處理均有局限性，主要存在造價(jià)較高、維護(hù)難、連續(xù)處理能力差等問(wèn)題。對(duì)于農(nóng)田灌溉水痕量金屬的去除，需要一種經(jīng)濟(jì)成本低、易于維護(hù)、且能連續(xù)不斷處理灌溉水的凈化工藝。人工濕地系統(tǒng)是近年來(lái)應(yīng)用的一種較為高效、經(jīng)濟(jì)、持續(xù)、易維護(hù)的處理重金屬水污染方法[8]，被廣泛應(yīng)用于灌溉水污染的凈化[9]。人工濕地系統(tǒng)是通過(guò)模擬天然濕地的結(jié)構(gòu)組成及功能，根據(jù)人為需要及環(huán)境需求建設(shè)的水環(huán)境修復(fù)生態(tài)系統(tǒng)[10]，利用基質(zhì)、微生物等的物理化學(xué)作用，通過(guò)吸附、離子交換、植物吸附等過(guò)程，實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬離子的去除[11]，其類型主要包括表面流、水平潛流、垂直潛流、混合型等人工濕地，其中植物塘人工濕地相較于其他類型濕地有易維護(hù)、造價(jià)低、不易堵塞的特點(diǎn)。

本研究以湖南某典型礦山污灌區(qū)為實(shí)驗(yàn)區(qū)，其上游有開(kāi)采多年的湘東鎢礦，因降雨淋洗和山泉水沖刷等，導(dǎo)致下游灌溉水中Cd含量超標(biāo)，且地處礦區(qū)，大氣Cd沉降污染也較為突出[12]。本研究選取梭魚(yú)草、野茭白、狐尾藻3種適宜湖南氣候的優(yōu)勢(shì)濕地植物構(gòu)建野外植物塘+人工濕地+吸附池凈化系統(tǒng)，試驗(yàn)通過(guò)研究人工濕地系統(tǒng)對(duì)灌溉水中不同形態(tài)Cd含量及懸浮顆粒物的凈化效果和Cd在凈化系統(tǒng)中底泥、基質(zhì)、植物中的分布，以及大氣沉降及灌溉水的總輸入輸出量，以期為典型礦區(qū)農(nóng)田灌溉水Cd污染凈化技術(shù)提供數(shù)據(jù)支持與理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)點(diǎn)概況

1.1.1 濕地系統(tǒng)的構(gòu)建

試驗(yàn)地點(diǎn)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），為簡(jiǎn)化工程、降低成本，故因地制宜選取3個(gè)可利用地塊進(jìn)行植物塘人工濕地建設(shè)，共占地約2000 m2，如圖1所示。該表面流凈化工藝系統(tǒng)主要由一、二級(jí)植物塘、三級(jí)人工濕地及吸附池組成，設(shè)計(jì)有效面積為1 715.75 m2，有效水深為0.60 m。一級(jí)植物塘610.50 m2；二級(jí)植物塘578.00 m2；三級(jí)表面流濕地527.25 m2；吸附池4.50 m2（放置斜發(fā)沸石500 kg）。該濕地設(shè)計(jì)服務(wù)農(nóng)田區(qū)域約為30 000 m2。試驗(yàn)地點(diǎn)土壤類型為沙壤，深層土為細(xì)沙，為防止灌溉水向下滲透造成不必要的水量流失，施工時(shí)在植物塘底層鋪蓋了防滲膜，在一、二級(jí)植物塘防滲膜上鋪墊了15 cm厚的原有水稻土作為濕地底泥，土壤Cd背景值為0.95±0.13 mg·kg-1，pH為6.03±0.08[13]；三級(jí)濕地池底則以5 cm礫石代替水稻土進(jìn)行鋪設(shè)。監(jiān)測(cè)期間該凈化系統(tǒng)平均進(jìn)水流量為386.46 m3·d-1，平均水力停留時(shí)間為2.66 d，平均表面水力負(fù)荷為0.23 m3·d-1·m-2。

1.1.2 灌溉水源及濕地植物的選取

灌溉水源即供試水源為株洲市茶陵縣高隴鎮(zhèn)水頭河上游河水，河水pH波動(dòng)范圍在6.5～7.5之間，水源上游的挖砂場(chǎng)和湘東鎢礦距離該植物塘人工濕地系統(tǒng)約5.5 km，因降雨淋溶與產(chǎn)匯流導(dǎo)致下游河水重金屬Cd超標(biāo)。

圖1 濕地水樣、植物樣、底泥樣采樣點(diǎn)位概括Figure 1 Wetland water，plant，sediment sample point summary

試驗(yàn)選取挺水植物梭魚(yú)草、野茭白和浮水植物狐尾藻為供試植物，一、二級(jí)植物塘分別種植梭魚(yú)草、狐尾藻、野茭白，三級(jí)表面流人工濕地種植狐尾藻。于2018年5月選取嫩綠健康、株高相似的植株種植于凈化系統(tǒng)中，根據(jù)文獻(xiàn)[14-18]設(shè)定兩種挺水植物的種植密度為27株·m-2，狐尾藻種植密度設(shè)定為780 g·m-2，使其自然生長(zhǎng)，研究監(jiān)測(cè)期間3種濕地植物均長(zhǎng)勢(shì)良好。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 水樣采集及測(cè)定

水樣采集共設(shè)置5個(gè)點(diǎn)位（圖1），1為進(jìn)水口，2為一級(jí)植物塘出水口，3為二級(jí)植物塘出水口，4為三級(jí)表面流人工濕地出水口，5為吸附池出水口。各處理單元間用PVC管相連，每次準(zhǔn)確在同一位置均勻采集上覆水，每月上旬與下旬采樣2次，共采集22次，水樣用1 L白色聚乙烯塑料瓶采集，每次采集時(shí)用流速測(cè)定儀原位測(cè)定進(jìn)水口流速。采集的水樣分為三部分：一部分搖勻后現(xiàn)場(chǎng)用0.45μm濾膜及時(shí)抽濾，取濾液100 mL加硝酸保存待測(cè)；一部分直接加1%硝酸調(diào)pH后保存供總Cd測(cè)定；剩下的一部分用于測(cè)定總懸浮顆粒物[19]。水樣按國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法硝酸消解法（HJ 677—2013）[20]消解，采用原子吸收分光光度計(jì)-石墨爐（GTA120，美國(guó)Varian）進(jìn)行測(cè)定。流量數(shù)據(jù)采用流量計(jì)原位測(cè)定并記錄。

1.2.2 底泥樣品采集與測(cè)定

底泥采樣點(diǎn)位的設(shè)置見(jiàn)圖1。每月下旬采集（除1月外），分別在一級(jí)植物塘與二級(jí)植物塘中設(shè)置10個(gè)點(diǎn)位；每個(gè)點(diǎn)位用聚乙烯PC管采集0～15 cm深度底泥沉積物，混合均勻?yàn)橐粋€(gè)底泥樣本，用聚乙烯封口袋保存帶回實(shí)驗(yàn)室處理測(cè)定Cd濃度，按三角形隨機(jī)采集3個(gè)重復(fù)。Cd形態(tài)的提取選擇改進(jìn)BCR法[21]；密度測(cè)定，用100 mL離心管填裝底泥樣品至100 mL，烘干至恒質(zhì)量稱量[22]；燒失量測(cè)定，稱取4 g底泥烘干至恒質(zhì)量，在馬弗爐500℃下灰化12 h[23]。

1.2.3 植物樣品采集與測(cè)定

植物樣品采樣點(diǎn)位的設(shè)置見(jiàn)圖1。分別在一級(jí)植物塘、二級(jí)植物塘、三級(jí)人工濕地進(jìn)出水口距離2 m處及池塘中部設(shè)計(jì)茭白、梭魚(yú)草6個(gè)采樣點(diǎn)位，狐尾藻8個(gè)采樣點(diǎn)。每個(gè)點(diǎn)位選取3種植物生長(zhǎng)區(qū)域，布置0.5 m×0.5 m的樣方，采集樣方內(nèi)的所有植物，均連根拔起，根部采樣深度統(tǒng)一為0.15 m，并測(cè)量3種植物在各植物塘所占面積。采集的植物樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后洗凈，分為地上莖葉與地下根部?jī)刹糠?，狐尾藻不做處理，?05±2℃殺青1 h，65℃烘干至恒質(zhì)量測(cè)定生物量，然后用高速植物粉碎機(jī)將樣品粉碎，裝入封口袋中保存待測(cè)。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(jìn)行消解，用ICP-OES（美國(guó)PE8300）測(cè)定植物樣品Cd含量。

1.2.4 大氣干濕沉降

采用青島眾瑞智能儀器有限公司生產(chǎn)的ZR-3901型全自動(dòng)采樣器采集干濕沉降樣品。監(jiān)測(cè)點(diǎn)四周開(kāi)闊，無(wú)其他污染源。采樣器具在使用前泡酸并用去離子水清洗備用，樣品采自2018年11月—2019年9月，每月25號(hào)回收1次。干沉降用鑷子將落入沉降缸內(nèi)的雜物取出，然后用去離子水反復(fù)沖洗干沉降缸壁，將所有沉淀物和懸濁液轉(zhuǎn)移至聚乙烯塑料桶中密封保存，并及時(shí)帶回實(shí)驗(yàn)室。濕沉降將沉降儀內(nèi)的濕沉降收集桶帶回至實(shí)驗(yàn)室，充分搖勻，分別用1 L聚乙烯塑料桶取3個(gè)平行樣品妥善保存?zhèn)溆?。采集的有效樣品送達(dá)實(shí)驗(yàn)室后進(jìn)行全量Cd的測(cè)定分析，樣品按國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法硝酸消解法（HJ 677—2013）消解。樣品采用原子吸收分光光度計(jì)-石墨爐（GTA120，美國(guó)Varian）進(jìn)行測(cè)定。

1.3 數(shù)據(jù)計(jì)算與處理

（1）濕地各處理單元對(duì)灌溉水中Cd的去除率：

式中：Pi為各處理單元對(duì)灌溉水Cd的去除效率，%；Ni為第i個(gè)采樣點(diǎn)的灌溉水Cd濃度，μg·L-1。

（2）懸浮顆粒物濃度：

式中：SS為懸浮顆粒物濃度，mg·L-1；A為懸浮固體+濾膜及容器質(zhì)量，g；B為濾膜及容器質(zhì)量，g；V為水樣體積，mL。

（3）植物塘底泥沉積Cd總量估算[24]：

沉積Cd總量（g）=底泥Cd濃度（g·kg-1）×底泥體積（m3）×底泥密度（kg·m-3） （3）

（4）植物富集Cd總量估算：

植物富集Cd總量（mg）=植物富集濃度（mg·kg-1）×植物生物量（kg·m-2）×植物面積（m2） （4）

（5）進(jìn)出水口Cd總量估算：

進(jìn)出水口Cd總量（mg）=進(jìn)水（出水）流量（m3）×進(jìn)水（出水）Cd濃度（μg·L-1） （5）

（6）人工濕地干濕沉降Cd通量計(jì)算公式[25]：

M=Q/S （6）式中：M為元素沉降通量mg·m-2·a-1；Q為采樣器收集到的大氣沉降顆粒物中某種重金屬元素的總量，mg·a-1；S為采樣器的截面積，m2。

數(shù)據(jù)和圖表處理采用Microsoft Excel 2013及Ori?gin 8.5；多重差異顯著性分析運(yùn)用SPSS19.0進(jìn)行。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物塘濕地系統(tǒng)對(duì)灌溉水中Cd和懸浮顆粒物的去除效果

2018年11月—2019年9月監(jiān)測(cè)并采集了22次水樣，懸浮態(tài)和可溶態(tài)Cd濃度變化如圖2所示。由圖2A可知，進(jìn)水水樣中懸浮態(tài)及可溶態(tài)Cd濃度均會(huì)出現(xiàn)波動(dòng)，根據(jù)GB 5084—1992灌溉水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，監(jiān)測(cè)期間采集的22次樣品中全量Cd超標(biāo)次數(shù)達(dá)到16次（Cd＞5.00 μg·L-1）。進(jìn)水口與出水口全量Cd濃度范圍分別為1.67～15.81、0.25～1.73 μg·L-1，進(jìn)水與出水全量Cd濃度均值分別為6.35、0.73μg·L-1（表1）；對(duì)可溶態(tài)與懸浮態(tài)Cd的平均去除率分別為86.58%和90.37%（圖2B）。監(jiān)測(cè)期間，灌溉水中全量Cd在流經(jīng)系統(tǒng)各級(jí)處理單元過(guò)程中可溶態(tài)與懸浮態(tài)均呈逐級(jí)下降趨勢(shì)，一級(jí)植物塘對(duì)懸浮態(tài)Cd相較于可溶態(tài)Cd平均去除率更高，分別為51.24%和34.18%。各處理單元對(duì)全量Cd去除效率從高到低順序依次為一級(jí)植物塘＞二級(jí)植物塘＞三級(jí)人工濕地＞吸附池，經(jīng)過(guò)吸附池后，全量Cd降低顯著，平均去除率為88.50%（表1）。

由圖3可知，進(jìn)水口懸浮態(tài)Cd與懸浮顆粒物呈極顯著正相關(guān)（r=0.972，P＜0.01），進(jìn)水口流速與總懸浮顆粒物同樣呈極顯著正相關(guān)（r=0.954，P＜0.01），進(jìn)水流速增大時(shí)，懸浮顆粒物濃度增大，進(jìn)而增大懸浮態(tài)Cd輸入量。由圖4可知，進(jìn)水懸浮顆粒物濃度為28.04～183.50 mg·L-1，濕地系統(tǒng)對(duì)灌溉水中懸浮顆粒物具有較好的去除效果，平均去除率為81.54%。

2.2 底泥沉積物中Cd的變化

圖2 濕地進(jìn)出水口不同Cd形態(tài)濃度變化及去除率Figure 2 Concentration and removal rate of two Cd forms in wetland inlet and outlet

表1 濕地各單元出水中不同形態(tài)Cd濃度及去除率Table 1 Concentration and removal rate of different forms of Cd in the effluent of each unit in the wetland

圖3 濕地進(jìn)水口懸浮態(tài)Cd及流速與懸浮顆粒物線性擬合圖Figure 3 Linear fit of particulated Cd，flow rate with suspended solid in wetland inlet

圖4 濕地進(jìn)出水口懸浮顆粒物濃度變化Figure 4 Concentration in suspended soils in wetland inlet-outlet

由圖5可知，監(jiān)測(cè)期間，一級(jí)和二級(jí)植物塘底泥Cd濃度總體呈上升趨勢(shì)，分別由7.45、3.95 mg·kg-1上升至11.05、4.75 mg·kg-1，1—3月期間，一、二級(jí)植物塘底泥中Cd均有向水體釋放的現(xiàn)象。底泥燒失量（LOI）能反映出底泥中有機(jī)質(zhì)的變化趨勢(shì)（圖5），一、二級(jí)植物塘底泥最大燒失量分別為9.87%、5.74%，且底泥中有機(jī)質(zhì)變化與底泥Cd濃度變化有相似趨勢(shì)，呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系。圖6反映出在一級(jí)和二級(jí)植物塘底泥中Cd形態(tài)會(huì)隨時(shí)間推移而發(fā)生變化，底泥中Cd主要以弱酸可溶態(tài)存在（36.15%～48.25%），其次以可氧化態(tài)（21.18%～33.57%）和可還原態(tài)存在（12.43%～31.00%），殘?jiān)鼞B(tài)含量占比最小。植物塘底泥沉積物中Cd濃度較大，且以弱酸可溶態(tài)為主。

2.3 植物對(duì)Cd的富集能力

由圖7可知，3種濕地植物莖葉部與根部（狐尾藻為整株測(cè)量）Cd濃度總體按水流方向呈顯著下降趨勢(shì)，其中梭魚(yú)草和野茭白根部及狐尾藻Cd最高濃度均出現(xiàn)在1-1點(diǎn)位，分別為 162.86、105.56、69.08 mg·kg-1，莖葉部Cd濃度梭魚(yú)草與野茭白最大值為8.45、

圖5 一級(jí)和二級(jí)植物塘底泥各月Cd濃度與燒失量變化Figure 5 Changes of Cd concentration and LOIin the sediments of the first and second plant ponds

圖6 一級(jí)和二級(jí)植物塘底泥Cd形態(tài)變化Figure 6 Changes of Cd morphology in the sediments of the first and second plant ponds

5.61 mg·kg-1。3種植物生物量3—9月均有顯著性增加（圖7D），最大生物量分別為野茭白2 443.54 g·m-2、梭魚(yú)草1 927.18 g·m-2、狐尾藻1 753.00 g·m-2，其中兩種挺水植物莖葉部生物量均大于根部。3種濕地植物對(duì)灌溉水中Cd的富集能力較強(qiáng)，挺水植物尤以根部為甚，且生物量較為可觀，3種濕地植物均可有效富集灌溉水中痕量Cd。

2.4 凈化工藝系統(tǒng)Cd輸入輸出通量

由表2和表3可知，11個(gè)月監(jiān)測(cè)期間通過(guò)灌溉水共輸入Cd總量為859.61 g，干濕沉降輸入Cd總量為95.34 g，輸出Cd總量為86.43 g，平均截留率為90.95%，灌溉水與大氣沉降的最大輸入量分別出現(xiàn)在7月與2月，分別為148.44、11.80 g。其中灌溉水為濕地系統(tǒng)的Cd主要輸入源，研究期間，一級(jí)植物塘共截留544.64 g，二級(jí)植物塘截留156.26 g，三級(jí)人工濕地+吸附池截留167.62 g。相較于植物，底泥、基質(zhì)與吸附池對(duì)Cd有更大的截留量，占總截留量的82.75%（圖8），且一級(jí)植物塘底泥中截留Cd總量最大，占截留量的52.09%，表明灌溉水中Cd在進(jìn)入一級(jí)植物塘后，大量沉積固定在植物塘塘底。該凈化系統(tǒng)對(duì)于灌溉水中痕量Cd的去除主要以一級(jí)植物塘的截留為主。

3 討論

濕地系統(tǒng)主要通過(guò)基質(zhì)與植物體的協(xié)同積累作用，從而去除污水中的重金屬[26]。本研究中，在11個(gè)月的監(jiān)測(cè)期間，該凈化系統(tǒng)通過(guò)灌溉水輸入Cd 859.61 g，通過(guò)大氣沉降輸入Cd 95.34 g，灌溉水為濕地系統(tǒng)主要Cd輸入源（表3），濕地各級(jí)單元均對(duì)可溶態(tài)Cd和懸浮態(tài)Cd有較好的截留效果（表1）。有研究表明，濕地對(duì)重金屬的去除主要依靠于基質(zhì)的吸附作用[19]，而植物對(duì)重金屬的富集微乎其微[24]。但另一些研究表明種植植物的人工濕地相較于未種植的濕地能夠截留更多的重金屬[27-28]。本研究中，濕地底泥與基質(zhì)相較于植物截留總Cd量的確更大，分別為790.17 g與78.35 g（表2），但植物吸附總量（圖8）占總輸入量的8.20%，高于Ma等[29]研究中植物吸附僅占總Cd輸入的3.32%，可能是由于灌溉水中全量Cd含量較低，且系統(tǒng)占地面積大、水流線程長(zhǎng)、水力停留時(shí)間長(zhǎng)等原因所致。灌溉水中大部分Cd可與懸浮顆粒物形成穩(wěn)定的配位結(jié)合[30]，本研究中，灌溉水中懸浮態(tài)Cd占比大且與懸浮顆粒物有極好的正相關(guān)性（圖3），這與前人研究有相似規(guī)律，因此本實(shí)驗(yàn)中對(duì)懸浮顆粒物的攔截（圖4）一定程度上也去除了灌溉水中的部分Cd。有研究表明[31-32]植物能通過(guò)根莖的表面吸附，根系及其分泌物對(duì)水中懸浮態(tài)及可溶態(tài)的重金屬進(jìn)行攔截和吸附絮凝沉淀，且對(duì)于懸浮態(tài)金屬有更高的去除率。一級(jí)植物塘對(duì)懸浮態(tài)Cd相較于可溶態(tài)Cd有更高的去除率（表1），主要與植物的根系對(duì)懸浮顆粒物沉砂作用有關(guān)，使大部分懸浮態(tài)Cd在一級(jí)植物塘沉淀，進(jìn)而導(dǎo)致一級(jí)植物塘底泥Cd含量遠(yuǎn)高于二級(jí)植物塘（圖5）。濕地系統(tǒng)末端設(shè)置有吸附池，填料為斜發(fā)沸石，我們以往的研究以及他人的研究[33-34]證明，斜發(fā)沸石價(jià)格較便宜，在發(fā)生陽(yáng)離子競(jìng)爭(zhēng)吸附時(shí)，其對(duì)Cd仍有極好的吸附效果，且化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，不易破碎，是一種能較好適應(yīng)野外環(huán)境的吸附材料。本實(shí)驗(yàn)中，吸附池因進(jìn)水Cd濃度較低，因此去除效率不顯著，但對(duì)于突發(fā)的灌溉水Cd濃度升高及底泥Cd解吸有末端防范作用。

圖7 各處理單元中3種植物Cd濃度變化及平均生物量Figure 7 Changes in Cd on three wetland plant and mean biomass

表2 濕地各單元截留Cd通量估算（g）Table 2 Estimated of Cd flux intercepted by each unit in the wetland（g）

表3 各月濕地輸入輸出通量及進(jìn)出水口流量估算Table 3 Estimation of input and output fluxes，inflow and outflow of wetlands in each month

圖8 濕地系統(tǒng)各單元平均截留Cd通量扇形圖Figure 8 Cd mass balance of each unit in wetland systems

由圖2可知，濕地系統(tǒng)在1—3月對(duì)可溶態(tài)Cd的去除率有所降低（圖2），可能與植物生物量還較小有關(guān)（圖7）。有研究表明，濕地系統(tǒng)冬季對(duì)于重金屬的去除作用為4個(gè)季節(jié)中最低[35]，植物在冬季氣溫低時(shí)，生長(zhǎng)受到抑制，生物量小，部分濕地植物枯萎進(jìn)入較長(zhǎng)的休眠期，因此對(duì)金屬富集能力降低，植物根系與底泥的交互作用減弱，根系活力降低，影響了底泥對(duì)金屬的去除，進(jìn)而導(dǎo)致濕地系統(tǒng)去除率下降。Za?mani-Ahmadmahmoodi等[36]研究表明，底泥中Cd含量與有機(jī)質(zhì)呈正相關(guān)，與本研究相似（圖5）。冬季植物凋落，緩慢分解[37]，底泥有機(jī)質(zhì)增加，可氧化態(tài)Cd占比升高；春季回暖，溶解氧充足，微生物大量繁殖分解有機(jī)質(zhì)，可氧化態(tài)Cd部分釋放，與水體中少量-OH形成可還原態(tài)；夏季，池底大量厭氧菌生長(zhǎng)[28]，有機(jī)質(zhì)堆積，可氧化態(tài)Cd含量再次增加（圖6）。底泥中Cd的弱酸可溶態(tài)比值較大，其遷移性易受溫度、pH、溶解氧等因素影響[38]，造成底泥Cd的釋放（圖5）。同時(shí)也有研究表明有植物覆蓋的濕地相較于裸露的濕地，底泥中Cd的遷移能力更低[39]，植物能通過(guò)根系分泌物影響底泥基質(zhì)中硫化物及鐵錳氧化物循環(huán)，增強(qiáng)底泥對(duì)Cd的固定能力[40-41]。Zhao等[42]發(fā)現(xiàn)稻田土對(duì)Cd的特異性吸附達(dá)到飽和后，繼續(xù)吸附的Cd將以弱酸可溶態(tài)存在于土壤表面及孔隙水中。可見(jiàn)，底泥基質(zhì)既是濕地系統(tǒng)去除Cd的“匯”，也能是濕地系統(tǒng)釋放Cd的“源”，因此，對(duì)于底泥Cd的監(jiān)測(cè)仍是下一步工作的研究重點(diǎn)。

3種濕地植物富集的Cd濃度均隨水流流經(jīng)方向呈下降趨勢(shì)（圖7），表明濕地具有較好的“通道效應(yīng)”[19]，水體與底泥中Cd含量隨水流呈下降趨勢(shì)，從而導(dǎo)致植物體內(nèi)富集的Cd濃度也有相似規(guī)律。實(shí)驗(yàn)中，植物富集Cd總量較為可觀，其中狐尾藻繁殖快、生物量大、易收獲[43]，在今后的維護(hù)中，可以考慮將狐尾藻分時(shí)段部分收獲帶離出濕地系統(tǒng)，進(jìn)而延長(zhǎng)濕地的使用壽命，這對(duì)今后該系統(tǒng)在農(nóng)田灌溉水中的應(yīng)用有重要現(xiàn)實(shí)意義。

4 結(jié)論

（1）“植物塘+人工濕地＋吸附池”系統(tǒng)中各處理單元均能有效降低灌溉水中Cd濃度，使水中懸浮態(tài)Cd和可溶態(tài)Cd的濃度顯著降低。

（2）研究監(jiān)測(cè)期間，凈化系統(tǒng)共輸入Cd通量954.95 g，有效攔截Cd 868.52 g，各個(gè)單元攔截量從高到低依次為一級(jí)植物塘（544.64 g）＞三級(jí)人工濕地+吸附池（167.62 g）＞二級(jí)植物塘（156.26 g）。

（3）一、二級(jí)植物塘底泥Cd濃度與總量較高，底泥中Cd弱酸可溶態(tài)占比較大，在系統(tǒng)今后運(yùn)行和維護(hù)中，需持續(xù)監(jiān)測(cè)，防止其解吸釋放。