一、引言
近年來，隨著我國工業(yè)、農(nóng)業(yè)、第三產(chǎn)業(yè)及城市化進程的快速發(fā)展，水體重金屬污染問題越來越嚴重。在水生生態(tài)系統(tǒng)中，重金屬會通過生物積累及生物放大作用在水生食物鏈上傳遞，最后威脅到人類健康。由于鉛污染分布范圍廣及對生物的毒性強，已成為最重要的重金屬污染物之一。鉛對人體有很強的毒性，過量的鉛會對人體的多種系統(tǒng)產(chǎn)生危害，如神經(jīng)系統(tǒng)、骨骼系統(tǒng)、血液循環(huán)系統(tǒng)、內(nèi)分泌系統(tǒng)、免疫系統(tǒng)等等。因此，環(huán)境中鉛污染問題已引起國內(nèi)外的廣泛關(guān)注，很多國家(包括我國)及國際組織已將鉛列為優(yōu)先控制的污染物。鉛不但對人體和動物有很高的毒性，對植物的生長發(fā)育也會產(chǎn)生不良影響。據(jù)研究，過量的鉛會干擾或抑制植物的光合作用、呼吸作用、對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收利用，并會影響多種重要酶類的活性。
在污水的處理方面，我國目前采用的方法存在不足之處，如污水處理廠廣泛采用的活性污泥法及相關(guān)處理技術(shù)，存在投資大、能耗高、工藝復雜等問題，特別是對重金屬污染廢水的處理效果不理想。而近年來發(fā)展較快的人工濕地處理技術(shù)被認為是一項很有發(fā)展前途的污水處理技術(shù)，它具有投資小、能耗低、工藝簡單易操作、處理效果好等優(yōu)點，特別是對重金屬污染廢水的處理，近年來越來越多地被采用。
在人工濕地處理技術(shù)中，濕地植物是重要的構(gòu)件，被認為是最主要的生物構(gòu)成成分。因為植物一方面可以直接吸收、積累、降解污水中的污染物;另一方面，植物的生命活動可以改變根際環(huán)境，從而影響水生生態(tài)系統(tǒng)中污染物的活性及毒性。因此，濕地中的濕地植物可以通過一系列生物、物理及生物化學過程，對污水中的污染物產(chǎn)生凈化作用。據(jù)研究，一些濕地植物對污水中高濃度的重金屬污染物有很強的耐性，而且能夠在植物體內(nèi)吸收積累高濃度的重金屬，這些植物在利用人工濕地處理重金屬污染廢水時，可以發(fā)揮重要作用，如甘藍型油菜(Brassicanapus)。而在對水體中重金屬的吸收、運轉(zhuǎn)分配及積累能力方面，不同種類的濕地植物間及同種植物的不同基因型之間都存在很大差異。因此，利用人工濕地技術(shù)對重金屬污染廢水進行處理或?qū)χ亟饘傥廴舅w進行修復時，篩選并應用一些對目標重金屬耐性強、生物量高、積累量多的濕地植物種類或基因型非常重要。本研究以常州市郊濕地中常見的十種濕地植物為材料，對不同種類濕地植物吸收積累污水中鉛的能力進行了比較研究。研究結(jié)果將對鉛污染廢水的人工濕地處理工藝有參考或應用價值。
二、材料與方法
2.1.人工濕地池構(gòu)建
在常州市郊野外構(gòu)建小型人工濕地池，共建造6個濕地池，每個面積2m2(1m×2m)，池壁高50cm，池內(nèi)填25cm厚土壤。土壤取自未受污染濕地，風干后過孔徑5mm篩，去除石塊和雜質(zhì)。通過檢測，該土壤酸堿度適中(pH6.87)，有機質(zhì)含量較高(2.95%)。土壤樣品風干過篩后，經(jīng)H2O2-HF-HNO3-HClO4消解，用原子吸收分光光度法測定鉛含量，其鉛含量為33.8mg/kg。濕地池建造完成填入土壤后，用水浸泡一個月以上(水面高于土面5cm)，然后再移栽采集選擇好的濕地植物幼苗。
2.2.濕地植物采集及試驗設計
根據(jù)本課題組的前期研究，在常州市郊選擇采集10種常見的濕地植物(分屬于7個科)，這些植物的中文名稱及學名見表1。
在采集的濕地植物中，選擇大小基本一致的幼苗(苗高10~20cm)栽入準備好的濕地池，每池每種植物栽3株，植物隨機均勻分布。
人工配制鉛污染廢水。根據(jù)文獻資料及課題組前期研究，污水中鉛濃度設計為2個污染水平，分別為1.5mg/L(中度鉛污染)和3.0mg/L(重度鉛污染)，用分析純PbCl2配制。在濕地植物移栽到濕地池后的第15天、22天、29天將配制好的鉛污染廢水加入濕地池，每個水平的鉛污染廢水加入2個濕地池，每次每池鉛污染廢水加入量為160L。另2個濕地池同時加入未加鉛的自來水作為對照。在整個濕地植物生長期(6月10日~7月30日)，保持濕地中水層深度5~8cm。
2.3.濕地植物取樣與測定
在濕地植物移栽后的第50天，對濕地植物全株進行取樣。植株先用自來水清洗，再用去離子水清洗。將清洗好的濕地植物分為地上部分及地下部分，分別裝紙袋，用烘箱在105℃下殺青30min，再在70℃下烘干至恒重。對烘干樣品稱重計算生物量，再將樣品用不銹鋼粉碎機粉碎，過100目篩。粉碎過篩后的樣品用密封袋裝好待測，樣品經(jīng)HNO3-HClO4消解后用原子吸收分光光度法測定鉛含量。
2.4.統(tǒng)計分析
數(shù)據(jù)分析用Excel2016進行，相關(guān)性顯著水平采用P0.05和P0.01。
三、結(jié)果與討論
3.1.不同濕地植物地上部鉛積累的差異
不同鉛污染水平下(1.5,3.0mg/L)十種濕地植物地上部分對鉛的吸收積累量見圖1。
不同濕地植物間地上部鉛積累量的差異很大。十種濕地植物中，地上部鉛積累量最大的是空心蓮子草(代號J)，在1.5、3.0mg/L鉛污染廢水處理下，地上部鉛積累量分別為17.45mg/池、26.73mg/池;地上部鉛積累量最小的是鱧腸(代號E)，在1.5、3.0mg/L鉛污染廢水處理下，地上部鉛積累量分別只有1.87mg/池、2.75mg/池。在1.5、3.0mg/L鉛污染廢水處理下，十種濕地植物地上部鉛積累量的最大差異分別達到9.3倍、9.7倍(積累量最大植物與積累量最小植物的比值)。有2種植物地上部鉛積累量明顯高于其他植物，分別是空心蓮子草(代號J)和茭筍(代號A)，在1.5mg/L鉛污染廢水處理下高于10mg/池，在3.0mg/L鉛污染廢水處理下高于20mg/池。
就這十種濕地植物地上部鉛積累量來說，1.5mg/L鉛污染廢水處理與3.0mg/L鉛污染廢水處理之間的相關(guān)性很強，相關(guān)系數(shù)高達0.9831，達到極顯著水平(P<0.01)。
3.2.不同濕地植物地下部鉛積累的差異
在鉛污染廢水中，不同濕地植物地下部鉛積累量的差異見圖2。在1.5mg/L鉛污染廢水處理下，十種濕地植物地下部鉛積累量為0.80mg/池~8.41mg/池，不同植物間的最大差異達到10.5倍；在3.0mg/L鉛污染廢水處理下，十種濕地植物地下部鉛積累量為1.03mg/池~12.69mg/池，不同植物間的最大差異達到12.3倍。有3種植物地下部鉛積累量明顯高于其他植物，分別是茭筍(代號A)、鴨舌草(代號I)和空心蓮子草(代號J)，在1.5mg/L鉛污染廢水處理下地下部鉛積累都高于5mg/池，在3.0mg/L鉛污染廢水處理下都高于7mg/池。可以看出，十種濕地植物之間地下部鉛積累量的差異幅度要高于地上部鉛積累量的差異幅度。
就這十種濕地植物地下部鉛積累量來說，1.5mg/L鉛污染廢水處理與3.0mg/L鉛污染廢水處理之間的相關(guān)性也很強，相關(guān)系數(shù)高達0.9907，相關(guān)性達到極顯著水平(P<0.01)。關(guān)于地上部與地下部之間鉛積累量的關(guān)系，相關(guān)分析表明，在1.5mg/L鉛污染廢水處理下地上部與地下部之間鉛積累量的相關(guān)系數(shù)為0.7270，相關(guān)性達到顯著水平(P<0.05)；在3.0mg/L鉛污染廢水處理下的相關(guān)系數(shù)為0.7894，相關(guān)性達到極顯著水平(P<0.01)。
3.3.不同濕地植物全株鉛積累的差異
十種濕地植物間全株鉛積累量的差異也很大(圖3)。在1.5mg/L鉛污染廢水處理下，全株鉛積累量最大的植物為茭筍(代號A)，積累量達到23.22mg/池；全株鉛積累量最小的植物是鱧腸(代號E)，積累量只有2.71mg/池;十種濕地植物間全株鉛積累量的最大差異為8.6倍。在3.0mg/L鉛污染廢水處理下，全株鉛積累量最大的植物為空心蓮子草(代號J)，積累量達到35.28mg/池；全株鉛積累量最小的植物為的是鱧腸(代號E)，積累量只有3.82mg/池;十種濕地植物間全株鉛積累量的最大差異為9.2倍。有2種植物全株鉛積累量明顯高于其他植物，分別是茭筍(代號A)和空心蓮子草(代號J)，在1.5mg/L鉛污染廢水處理下高于20mg/池，在3.0mg/L鉛污染廢水處理下高于30mg/池。
就這十種濕地植物的全株鉛積累量來說，1.5mg/L鉛污染廢水處理與3.0mg/L鉛污染廢水處理之間的相關(guān)性也很強，相關(guān)系數(shù)高達0.9913，相關(guān)性達到極顯著水平(P<0.01)。
3.4.不同濕地植物間鉛分配的差異
不同濕地植物鉛積累量在地上部的分配比例見圖4。
可以看出，鉛在濕地植物地上部的分配比例比較高，所有植物都高于50%，平均達到70%以上。在1.5mg/L鉛污染廢水處理下，鉛在濕地植物地上部的分配比例介于57.19%至86.85%，十種濕地植物間的最大差異為1.52倍;在3.0mg/L鉛污染廢水處理下，鉛在濕地植物地上部的分配比例介于60.19%至87.76%，十種濕地植物間的最大差異為1.46倍。十種濕地植物鉛積累量在地下部的分配比例比較低，基本都在40%以下，平均只有25%左右(圖5)。在1.5mg/L鉛污染廢水處理下，鉛在濕地植物地下部的分配比例介于13.15%至42.81%，十種濕地植物間的最大差異為3.48倍;在3.0mg/L鉛污染廢水處理下，鉛在濕地植物地下部的分配比例介于12.24%至39.81%，十種濕地植物間的最大差異為3.25倍。因此，濕地植物積累的鉛在地上部的分配比例大大高于在地下部的分配比例，而不同濕地植物間地下部鉛分配比例的差異幅度高于地上部分配比例的差異幅度，但不同濕地植物間鉛分配的差異幅度大大小于鉛積累量的差異幅度。
在各種污水處理工程技術(shù)中，人工濕地處理技術(shù)被認為是一種很有發(fā)展前途的技術(shù)，因為人工濕地可以發(fā)揮多種自然凈化的優(yōu)勢，如植物凈化功能、微生物降解功能等等。在人工濕地中種植適宜的濕地植物種類，可以大量吸收廢水中的重金屬，然后通過定期收獲濕地植物進行集中處理，可以將這些重金屬從水體中去除。據(jù)研究報道，通過人工濕地處理技術(shù)，可以去除重金屬污染廢水中87%的錳、49%的鈷、95%的銅、85%的砷及92%的鉛。自20世紀90年代以來，人工濕地被成功應用于處理多種污染廢水，如采礦酸性廢水、工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)廢水、食品加工廢水、高速公路徑流水、污泥脫水等。然而，有一些研究也表明，濕地植物對重金屬的吸收積累能力及重金屬在植物體內(nèi)的遷移分配特性，隨濕地植物種類的不同及重金屬種類的不同而有很大差異。
本研究表明，不同濕地植物間鉛積累能力存在很大差異，供試十種濕地植物間地上部、地下部及全株鉛積累量的最大差異達10倍左右。進一步分析表明，不同鉛污染水平間植物地上部、地下部及全株鉛積累量的相關(guān)性很強，相關(guān)系數(shù)高達0.98以上，都達到極顯著水平(P<0.01)，說明這些植物的鉛積累能力在不同鉛污染程度的廢水中保持穩(wěn)定。分析還表明，這些植物地上部與地下部之間鉛積累量的相關(guān)性也較好，達到顯著或極顯著水平(P<0.05或0.01)。這些研究結(jié)果為選擇在鉛污染廢水中對鉛吸收積累能力強的植物種類提供了可行性。但本研究也發(fā)現(xiàn)，不同濕地植物間鉛分配的差異相對較小，十種濕地植物間地上部鉛分配比例的最大差異為1.5倍左右，地下部鉛分配比例的差異為3倍左右，大大小于不同濕地植物間鉛積累量的差異幅度。因此，在利用人工濕地工程技術(shù)處理鉛污染廢水時，宜根據(jù)濕地植物在鉛污染廢水中的鉛積累量來進行選擇。由于濕地植物的地上部分比地下部分更容易收獲和去除，而且本研究也表明，濕地植物地上部鉛積累量占全株鉛積累量的大部分(平均達到70%以上)，所以濕地植物地上部鉛積累量比地下部鉛積累量更有意義。因此，在選擇鉛積累能力強的濕地植物時，可以根據(jù)地上部鉛積累量，再綜合考慮全株鉛積累量來進行選擇。根據(jù)本研究結(jié)果，有2種植物地上部及全株的鉛積累量都顯著高于其他植物，分別是茭筍(Zizanialatifolia)和空心蓮子草(Alternantheraphiloxeroides)。在應用人工濕地工程技術(shù)處理鉛污染廢水時，這2種植物是較理想的選擇。
四、結(jié)論
在中度(1.5mg/L)及重度(3.0mg/L)鉛污染廢水中，十種濕地植物間的鉛積累能力差異很大。其地上部鉛積累量的最大差異達到9.3~9.7倍，地下部鉛積累量的最大差異達到10.5~12.3倍，全株鉛積累量的最大差異達到8.6~9.2倍。而且這些植物的鉛積累能力在不同鉛污染水平下保持一致。這為篩選出在鉛污染廢水中吸收積累鉛能力強的濕地植物種類提供了可行性。而這些濕地植物間鉛分配的差異相對較小，十種濕地植物間地上部鉛分配比例的最大差異為1.5倍左右，地下部鉛分配比例的差異達到3倍以上。根據(jù)鉛污染廢水中濕地植物地上部及全株鉛積累量進行綜合衡量，本研究中有2種植物：茭筍(Zizanialatifolia)和空心蓮子草(Alternantheraphiloxeroides)表現(xiàn)突出，在利用人工濕地工程技術(shù)處理鉛污染廢水時，適宜作為候選植物進行應用。( >
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