電鍍是當(dāng)今全球三大污染工業(yè)之一，隨著科學(xué)技術(shù)的發(fā)展，電鍍工業(yè)的規(guī)模亦發(fā)展，排放的廢水量越來越大。鉻、銅、鎳是電鍍行業(yè)普遍采用的3種重金屬元素，極易隨電鍍廢水的排放進(jìn)入水體，對(duì)水環(huán)境造成嚴(yán)重污染。傳統(tǒng)的電鍍廢水處理技術(shù)有化學(xué)法、電解法、離子交換法、膜分離法等，但這些方法普遍存在著成本高、操作復(fù)雜、處理時(shí)間較長、易造成二次污染等缺點(diǎn)，在適用范圍上受到很大限制。人工濕地污水處理系統(tǒng)是一項(xiàng)20世紀(jì)70年代發(fā)展起來的運(yùn)用生態(tài)學(xué)原理加上工程方法而成的生態(tài)工程水處理技術(shù)，諸多研究表明，人工濕地系統(tǒng)處理重金屬廢水具有顯著的效果并且具有投資少、效率高、運(yùn)行費(fèi)用低、杜絕二次污染等優(yōu)點(diǎn)，有利于生態(tài)環(huán)境的改善，在治理污染的同時(shí)，更可以獲得一定的經(jīng)濟(jì)效益、社會(huì)效益。
濕地植物在人工濕地中起著非常重要的作用，一方面它可吸收并積累離子態(tài)的重金屬，莖以上部分隨植物的收割最終從濕地中去除；另一方面，植物具有生態(tài)美學(xué)和經(jīng)濟(jì)價(jià)值。目前研究采用的濕地植物多為蘆葦（Phragmites communis）、寬葉香蒲（Typha latifohia）、燈心草（Junous effusus）、鳳眼蓮（Eichhornia crassipes）等，將超富集植物應(yīng)用于濕地系統(tǒng)的研究鮮有報(bào)道。張學(xué)洪等在廣西荔浦縣電鍍廢水污染區(qū)發(fā)現(xiàn)了中國第一種鉻超富集植物——李氏禾（Leersia hexandra Swartz），該植物對(duì)鉻具有明顯的超富集作用，對(duì)銅、鎳等重金屬也有很強(qiáng)的富集能力。由于其喜濕生，易于人工種植，生長繁殖迅速，在構(gòu)建人工濕地處理重金屬污染方面表現(xiàn)出極強(qiáng)的應(yīng)用潛力。筆者研究了李氏禾人工濕地對(duì)電鍍廢水的凈化效果以及濕地植物李氏禾對(duì)電鍍廢水中Cr、Cu、Ni的富集特點(diǎn)，為有效凈化電鍍廢水提供參考。
1 材料和方法
1.1 供試材料
植物材料為李氏禾，取自未受Cr、Cu、Ni等重金屬污染的桂林市桃花江邊，洗凈后采用1/2 Hoagland營養(yǎng)液預(yù)培養(yǎng)15 d，供試驗(yàn)用。
供試填料有兩種，無污染紅壤取自桂林市南郊林蔭下表土；沸石由紅輝沸石改性而成。將兩者按體積比1∶1混合，自然風(fēng)干，研磨過0.25 mm篩，供試驗(yàn)用。混合后的填料中重金屬Cr、Cu、Ni的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.047 79%、0.035 08%、0.016 38%。
重金屬廢水采用人工模擬的電鍍廢水，參照桂北某電鍍工業(yè)區(qū)產(chǎn)生的電鍍廢水中Cr、Cu、Ni的濃度，人工模擬的電鍍廢水中Cr、Cu、Ni質(zhì)量濃度分別為100、40、40 mg/L。Cr、Cu、Ni的模擬廢水分別由K2Cr2O7、CuSO4·5H2O、NiCl2·6H2O配制。
1.2 小型模擬人工濕地構(gòu)建
采用12個(gè)塑料桶（上部直徑26 cm，下部直徑10 cm，桶高17 cm ，底部打有直徑1 cm的出水孔5個(gè)）分別編號(hào)1#~12#，共4組，每組3個(gè)平行，第4組不澆灌模擬電鍍廢水作為對(duì)照。預(yù)培養(yǎng)的李氏禾禾苗用自來水沖洗干凈，選取大小均勻一致的禾苗移栽，每桶30株。為提高水的滲透性，底部放置直徑0.2~0.5 cm的鵝卵石，厚度為3 cm，其上鋪一層 0.15 mm的篩網(wǎng)，用以阻止上層填料流失，在篩網(wǎng)上放置1.5 kg混合填料作為人工濕地基質(zhì)，厚度 14 cm。小桶下面放置燒杯用于收集滲出液。人工濕地構(gòu)建后，穩(wěn)定1周，其間用營養(yǎng)液澆灌3~4次，檢驗(yàn)其完好性。
1.3 試驗(yàn)方法
每天進(jìn)水0.3 L，隔天取1次水樣，進(jìn)行出水重金屬含量分析。4組濕地同時(shí)運(yùn)行，前三組分別連續(xù)運(yùn)行30、45、60 d，第四組連續(xù)運(yùn)行60 d后停止試驗(yàn)。濕地停止運(yùn)行后收獲植物，取填料混合均勻，待分析。
1.4 樣品分析
取回的水樣消解后（濃硝酸和雙氧水），用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.2%的HNO3溶液定容。植物樣品先用自來水洗凈，然后用去離子水沖洗3次。根部用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5%的HCl溶液進(jìn)行清洗，再用吸水紙把表面水吸干，將樣品分為根和地上部兩部分。將新鮮樣品放在烘箱內(nèi)105 ℃殺青30 min，然后80 ℃烘干至恒重，磨碎，分別稱重。用HNO3+HClO4體系消解。土壤樣品自然風(fēng)干，陶瓷碾缽碾細(xì)，過0.15 mm尼龍篩，采用HNO3+HF+HClO4體系消解。所有樣品中的Cr、Cu、Ni含量均用原子吸收分光光度法測(cè)定（PE- AA700）。
2 結(jié)果和分析
2.1 人工濕地對(duì)電鍍廢水中重金屬的去除效果
李氏禾人工濕地對(duì)電鍍廢水中重金屬的去除效果見表 1。
表1 出水中的重金屬濃度和去除率
由表 1可以看出，李氏禾人工濕地對(duì)模擬電鍍廢水中的重金屬具有較好的去除效果。出水中重金屬含量雖未達(dá)到電鍍行業(yè)水污染物排放重金屬標(biāo)準(zhǔn)限值，但有極為顯著的降低。45 d時(shí)濕地系統(tǒng)對(duì)Cr、Cu、Ni的去除率最高，分別達(dá)到84.76%、96.09%、74.62%。其中Cu的去除率要高于Cr和Ni，出現(xiàn)這種結(jié)果的原因一方面是因?yàn)橹亟饘俦旧淼某两敌院涂裳趸缘哪芰Σ煌�，另一方面與植物對(duì)重金屬的選擇性吸收有關(guān)。隨著濕地運(yùn)行時(shí)間的延長，Cr、Cu、Ni的去除率會(huì)有所降低，這可能是由于填料的吸附容量逐漸飽和對(duì)廢水中重金屬吸附量減小所致。
2.2 填料對(duì)重金屬的積累
填料中吸收積累的Cr、Cu、Ni一方面來源于澆灌的模擬電鍍廢水，其次是填料中積存的本底含量。分別對(duì)澆灌30、45、60 d后的填料中重金屬含量進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果見表 2。
注：表中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差（n=3），不同字母間差異顯著（LSD，p<0.05）。
結(jié)果表明，隨濕地運(yùn)行時(shí)間的延長，填料中重金屬含量均顯著增高（p<0.05）。60 d時(shí)填料中Cr、Cu、Ni的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別達(dá)到0.049 094%、0.019 538%、0.010 701%。
2.3 重金屬對(duì)李氏禾生物量的影響
收獲時(shí)每盆李氏禾總生物量及單株生物量測(cè)定結(jié)果見圖 1。李氏禾對(duì)電鍍廢水中的Cr、Cu、Ni具有一定的耐受能力，大部分植株在經(jīng)過一段時(shí)間誘導(dǎo)馴化后均能存活。重金屬處理的李氏禾與對(duì)照相比，莖和葉出現(xiàn)了不同程度的泛黃，但新葉不斷萌發(fā)，僅僅生長趨勢(shì)變緩。
圖 1 重金屬對(duì)李氏禾生物量的影響
由圖 1可以看出，處理30 d下的李氏禾，其根部和地上部的生物量與對(duì)照相比雖有減少但無顯著性差異（p>0.05）。隨著運(yùn)行時(shí)間的延長，李氏禾生長受重金屬毒性影響程度逐漸加深，分別處理45 d和60 d的李氏禾根部和地上部的生物量顯著降低（p<0.05）。這表明隨著試驗(yàn)時(shí)間的延長，李氏禾逐漸將根部富集的重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分，被轉(zhuǎn)運(yùn)的重金屬對(duì)李氏禾的地上部分產(chǎn)生了毒害作用，造成了李氏禾地上部生物量的下降。這種狀況隨著重金屬在李氏禾地上部分的積累量不斷增大而加劇。
2.4 李氏禾對(duì)重金屬的富集
不同時(shí)間收獲后李氏禾根部和地上部重金屬含量見表 3。
表3 李氏禾對(duì)重金屬的富集和分布
由表 3可以看出，李氏禾能對(duì)Cr、Cu、Ni產(chǎn)生較強(qiáng)的富集作用。隨著試驗(yàn)時(shí)間的延長，李氏禾根部和地上部的重金屬含量顯著增高（p<0.05）。至60 d時(shí)李氏禾根部Cr、Cu、Ni的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別達(dá)到0.611 447%、0.027 388%、0.041 107%，地上部Cr、Cu、Ni的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別達(dá)到0.153 941%、0.027 388%、0.044 888%。李氏禾對(duì)Cr的富集量大于Cu和Ni的富集量，這與進(jìn)水和填料中Cr含量較高有關(guān)。
2.5 生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)能力
生物富集系數(shù)反映土壤—植物體系中元素遷移的難易程度，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)則表示植物從地下部向地上部運(yùn)輸元素的能力。李氏禾對(duì)重金屬的生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)見表 4。其中：富集系數(shù)=植物地上部重金屬濃度/填料中重金屬濃度，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)=植物地上部重金屬濃度/植物根部重金屬濃度。
表4 李氏禾對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)
由表 4可以看出，試驗(yàn)中李氏禾對(duì)Cr、Cu、Ni均表現(xiàn)出了較好的富集能力，富集系數(shù)Ni>Cr>Cu>1，且隨著試驗(yàn)時(shí)間的延長，李氏禾對(duì)Cu和Ni的富集系數(shù)也不斷增大，在60 d時(shí)分別達(dá)到3.76、10.43；李氏禾對(duì)Cr的富集系數(shù)呈先增后減的趨勢(shì)，在45 d時(shí)最高，達(dá)到8.58。
試驗(yàn)中李氏禾對(duì)Cu 和Ni的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大致相當(dāng)，均大于1。隨著試驗(yàn)時(shí)間的延長，李氏禾對(duì)Cu和Ni的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著增高（p<0.05）。Cr的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)較低，表明李氏禾對(duì)Cr的耐受和儲(chǔ)存機(jī)制主要是吸收在根部，減少向地上部的運(yùn)輸，以減輕Cr毒害。
3 討論
近年來重金屬污染的植物修復(fù)技術(shù)受到了廣泛關(guān)注，被譽(yù)為廉價(jià)的“綠色修復(fù)技術(shù)”。理想的用于污染環(huán)境修復(fù)的植物應(yīng)具有生長快、生物量大、抗病蟲害，能夠在植物體內(nèi)積累高濃度的污染物，同時(shí)能夠積累幾種重金屬。本研究中的李氏禾根部和地上部中Cr、Cu、Ni的質(zhì)量分?jǐn)?shù)在60 d時(shí)分別達(dá)到0.611 447%、0.027 388%、0.041 107%、0.153 941%、0.027 388%、0.044 888%，明顯高于韓志萍等對(duì)蘆竹中鉻銅鎳富集和分布的研究值。其中地上部對(duì)Cr的富集量已達(dá)到超富集植物的臨界值，說明李氏禾在修復(fù)重金屬污染環(huán)境方面潛力巨大。
研究結(jié)果表明，李氏禾對(duì)Cr、Cu、Ni表現(xiàn)出了很強(qiáng)的富集能力，對(duì)Cu和Ni也表現(xiàn)出了較強(qiáng)的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。李氏禾對(duì)Cr的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱的原因可能是由于李氏禾根系非常發(fā)達(dá)，呈絮狀，比表面積非常大，對(duì)水中Cr的吸附能力很強(qiáng)所致。濕地植物強(qiáng)大的根際過濾作用使得重金屬大量積累于根表，減少了重金屬向莖葉的運(yùn)輸量，吸附在植物根部的污染物質(zhì)也可以通過根系微生物的凈化而得到降解，可以減輕電鍍廢水對(duì)植物的危害，提高濕地對(duì)電鍍廢水的凈化和修復(fù)效率。
綜上所述，李氏禾對(duì)Cr、Cu、Ni有較強(qiáng)的耐受能力和富集能力，在構(gòu)建人工濕地處理重金屬污染方面具有廣闊的前景。具體參見http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
4 結(jié)論
（1）李氏禾能在Cr、Cu、Ni的質(zhì)量分?jǐn)?shù)高達(dá)0.049 094%、0.019 538%、0.010 701%的污染濕地中成活，對(duì)Cr、Cu、Ni復(fù)合污染具有較強(qiáng)的耐受能力。
（2）李氏禾對(duì)電鍍廢水中的Cr、Cu、Ni表現(xiàn)出較強(qiáng)的富集能力，植物組織中重金屬的富集量隨濕地運(yùn)行時(shí)間延長而增高，根和地上部重金屬含量相比較，根中含量最高；李氏禾根部對(duì)Cu和Ni的轉(zhuǎn)運(yùn)能力強(qiáng)于Cr。
（3）李氏禾人工濕地對(duì)電鍍廢水有較好的處理效果，Cr、Cu、Ni去除率保持在63.86%~84.76%、91.78%~96.09%、56.65%~74.62%之間，在處理重金屬污染方面表現(xiàn)出巨大潛力。
