2. 中国水产科学研究院淡水渔业研究中心, 农业部淡水渔业与种质资源利用重点实验室, 江苏 无锡 214081
随着城镇化、工业、农业等的迅速发展,随之带来的水环境污染问题日益凸显,其中重金属污染是具有较大危害性的水污染问题[1-2]。由于重金属具有高毒性,难代谢,易被生物富集,具有生物放大效应等特点,不仅污染水体环境,同时危害人类健康和水生生物生存[3]。因此,人工湿地(Constructed Wetland)应用于池塘养殖水环境中重金属的处理,对于改善水体环境以及保障水产品质量安全等方面是很有意义的。
人工湿地污水处理技术兼具环境、经济与社会效益,且具有低投入、低能耗、运行稳定等优势而成为近年来国内外关注的热点[4]。自20世纪60代末以来,人工湿地水处理技术开始大量应用于城市污水、工业废水和自然水体等的处理[5]。人工湿地对重金属去除的研究相对晚一些,LESAGE等于2007年开始关注在人工湿地系统处理生活污水过程中一些重金属的去除效果以及重金属在沉积物和植物体内的迁移累积现象[6]。目前国内关于人工湿地的研究主要在有机物、营养物质的去除及其机理这些方面,而有关重金属的研究相对较少[7]。
水体中重金属的净化主要是通过化学吸附、植物吸收以及微生物等作用,因而植物、基质在受重金属污染水体的处理中具有重要的作用。据研究表明,不同植物和基质构建的湿地系统对重金属的去除效果存在显著差异[8]。目前研究的湿地植物种类很多,但更多是对有机物等有去除能力的植物的研究。据相关调查表明,用于生活污水以及工业废水等处理的湿地类型主要为潜流型人工湿地,其中垂直潜流型湿地占较大比例,因为它对有机物等有着更好的去除效果[9]。为了选择出更好适应本地生长且能体现本地特色的水生植物,湿地的植物应尽可能挑选根系发达、输氧能力强的当地水生植物[10]。本研究选取梭鱼草(Pontederia cordata L.)、再力花(Thalia dealbata Fraser)、水蓼(Polygonum hydropiper)这三种南方地区常见的根系发达且易于富集微生物的植物种类,作为湿地植物构建复合垂直潜流人工湿地系统的主要物种,研究并比较复合垂直潜流人工湿地和其它类型人工湿地的重金属富集能力以及不同植物根系、根系附近基质对重金属的富集能力,分析不同的环境因子与重金属富集速率之间的相关性,旨在为复合垂直潜流人工湿地更好地投入生产以及湿地植物的选择提供一定理论依据和参考。
1 材料与方法 1.1 人工湿地的构建本研究的复合垂直潜流人工湿地系统构建于中国水产科学研究院淡水渔业研究中心大浦科研试验基地,所选植物为梭鱼草、再力花、水蓼,基质为生物陶粒,处理对象是养殖池塘水体。湿地水力负荷(HLR)、水力停留时间(HRT)通过公式(1)、(2)计算得出。
式中:S为湿地主体面积(m2);W为污水设计流量(100 m3/d);HLR为湿地水力负荷(mm/d);γ为基质孔隙度;h为湿地深度(m);HRT为水力停留时间(d)。
实验起止于2016年8月15—10月29日,为期75天,水、基质、根系每隔15天采样1次,采样时间为上午9:00—11:00, 温度、pH、溶氧这3个指标每天现场测定。采集的样品包括进出水口水样、湿地内水样、植物根系及根系附近基质。进出水口采样按照对角线取样,选取对角线上的3个点作为采样点,湿地内水样按照5点采样法采样;植物根系每次平行采集3次;基质样品取自植物根系附近,每次平行采集3次。水样保存方法参照水和废水监测分析方法(第四版)[11]。基质与植物根系进行清洗,除去其表面的大颗粒杂质,风干保存。为方便数据处理,将样品编号:8.15表示8月15日,时间段1表示8月15日—8月30日,其他以此类推。
1.3 样品的检测 1.3.1 水质指标测定方法水温和pH采用梅特勒—托利多便携式仪器测定,溶氧采用雷磁JPB-607A型便携式溶解氧测定仪测定。
1.3.2 重金属含量测定方法进出水口水样中的铜、砷、铅、六价铬的含量采用GB/T 5750.6—2006方法检测。根系中的铬、铜的含量采用诺安实力可商品检验(青岛)有限公司的In House Method SA/SOP/METH/446 V2.6方法进行检测,砷、铅的含量采用SN/T 0448—2011 SA/SOP/METH/446 V2.6方法进行检测。基质中铬、铅的含量通过诺安实力可商品检验(青岛)有限公司US EPA3052 1996 + US EPA 6020A 2007方法检测,铜、砷含量通过US EPA3051A 2007 + US EPA 6020A 2007方法检测。
1.3.3 植物根系及根系附近基质对各重金属的富集速率计算式中:C0为根系或基质中各重金属在实验开始时的含量(mg/kg);C1为根系或基质中各重金属在实验结束时的含量(mg/kg);T为实验进行时间(d);V为根系或基质对不同重金属的富集速率[mg/(kg·d)]。
1.4 数据处理实验数据以平均值±标准差(Mean±SD)表示,使用IBM SPSS Statistics 20.0进行数据分析。对水体的温度、pH、溶氧值在不同时间段之间的差异以及重金属的富集速率在不同植物根系及根系附近基质间的差异均采用单因素方差分析;对特定时间点下,不同水质指标在湿地进出水口之间的差异采用独立样本T检验进行分析;通过person相关性分析探讨湿地水体、根系以及基质中重金属含量与一些水环境因子之间的相关性。在数据统计分析之前,进行数据的正态性和方差齐性检验[12]。
2 结果与分析 2.1 人工湿地水质指标从表 2可看出,在研究期间内,水温有下降趋势且不同时间段的温度之间存在显著性差异;水体pH整体有下降趋势;水体溶氧呈先增后减的趋势。表 3是人工湿地进出水口水质数据,TN在8月30日—10月14日的进水显著大于出水,NO3--N和总磷TP在9月29日—10月14日的进水显著大于出水,PO43--P在9月14日—10月14日的进水显著大于出水,CODMn在9月29日—10月29日的进水显著大于出水,铜在研究期间内的进水均显著大于出水,铅在8月15日~10月14日的进水显著大于出水。
从表 4可看出,本研究的复合垂直潜流人工湿地在研究期间对铅、铜的平均去除率为77.20%、41.70%;砷在水体中存在释放现象,平均释放率为8.40%。
从图 2可看出,在研究期间内,水蓼根系对铬、砷、铅、铜都有明显的富集效果,整体呈上升趋势,且对铜的富集效果最为明显。从图 3可发现,在研究期间内,梭鱼草根系对铬、砷有明显富集效果,整体呈上升趋势,对铅的富集效果不明显,而梭鱼草根系中铜的含量整体呈下降趋势。从图 4可看出,再力花根系对铬、砷、铅、铜均有富集效果,整体上呈上升趋势,且对铅、铜的富集效果较为明显。
如表 5所示,在研究期间内,梭鱼草根系对铬、砷的富集速率最大;水蓼根系对铅的富集速率最大;再力花根系对铜的富集速率最大。
以第一次采样时基质中各重金属含量做背景值。从图 5、6、7可看出,水蓼根系附近基质对铬、铜有明显的富集效果,整体呈上升趋势;对铅的富集效果不明显。梭鱼草根系附近基质对铬的富集效果最为明显,整体呈上升趋势;对砷的富集无明显变化规律;铅、铜的含量整体呈上升趋势,存在一定富集效果。再力花根系附近基质对铬的富集效果最好,整体呈上升趋势;对铅富集效果无明显变化规律。
如表 6所示,在研究期间内,水蓼根系附近基质对铜的富集速率最大;梭鱼草根系附近基质对铬、铅的富集速率最大;再力花根系附近基质对砷的富集速率最大。
如表 7所示,可看出湿地水体中铅去除率与水体pH呈显著负相关;砷的去除率与水温呈显著正相关,与pH呈极显著负相关。
如表 8所示,水蓼根系对铅和铜的富集速率与水温呈显著负相关;对铬的富集速率与pH呈显著负相关;对铜的富集速率与pH呈极显著负相关。梭鱼草根系对铬富集速率与水温呈显著负相关;对砷的富集速率与水温呈显著负相关。再力花根系对铅富集速率与水温、pH呈显著负相关;对铜的富集速率与水温呈显著负相关。另外,3种植物根系附近基质对重金属富集速率与水温、pH、溶氧均不存在显著的相关性。
池塘水体的水质直接关系到水产品质量安全,渔业水质标准(GB 11607—89)对重金属含量(铬、砷、铅、铜等)给出了相应的标准值。池塘水体中有些重金属含量低于检出限,无法检出,本研究湿地水体中能够检测到的铅、铜在研究过程中的平均去除率均高于其他类型人工湿地(表 4),说明本研究的复合垂直潜流人工湿地对重金属的去除存在一定优势。湿地水体中砷存在释放现象,据相关资料表明在重金属浓度较低的情况下,沉积物会产生酸化腐化作用,对水体的pH和溶氧产生影响,会出现某些重金属的释放现象[7],此结果与人工湿地对水体中砷的去除率与水体pH呈极显著负相关的结果一致(表 7)。
3.2 人工湿地植物根系以及根系附近基质对重金属富集效果比较分析根据图 2、3、4以及表 5的结果,水蓼和再力花根系对铬、砷、铅、铜均有明显的富集作用,梭鱼草对铬、砷均有明显的富集作用。根据以上结果可以总结出,水蓼根系和再力花根系对4种重金属存在富集作用,优于梭鱼草的2种。上述结果可能与植物根系发达情况[15]、根际微生物[16]、根系泌氧能力[17]等有关,因为水蓼和再力花相比于梭鱼草有着较发达的根系,可能对重金属的富集能力更强;另外发达的根系提供了相对复杂的根际环境,根际微生物群落结构会存在很大差异,可能存在更多起着不同净化作用的微生物,去除或者降低了污染物的毒性[18];同时植物根系的泌氧作用会向根区输送氧气,在根部区域形成氧化态的环境,会改变根部区域水中重金属的溶解性及其氧化还原状态,影响湿地植物对重金属的富集,前两者植物根系泌氧能力可能优于梭鱼草,从而为微生物提供了更适宜的生境,更利于对重金属的富集[19-20]。
对图 5、6、7及表 6的分析可看出,三种植物根系附近基质对铬都存在富集作用,尤其是梭鱼草根系附近基质对铬的富集速率最大。基质富集重金属受到很多因素的影响,包括基质自身的理化特性(孔隙度等)、根系分泌物等。根据相关资料得知,基质的理化特性在很大程度上影响着湿地去除污染物的效率[21];植物根系分泌物可通过络合、溶解作用改变重金属在水体中的存在形态,从而对植物根系吸收重金属产生影响[14]。上述结果可能是基质本身的理化性质决定了对铬有良好的富集作用,且梭鱼草根系的分泌物与铬有很好的络合反应,促进了根系附近基质对铬的富集。
3.3 人工湿地植物根系以及根际基质中重金属富集速率与水环境因子的相关性分析根据相关性分析得出:水蓼根系对铅、铜的富集速率,梭鱼草根系对铬、砷的富集速率以及再力花根系对铅、铜的富集速率均与水温存在显著相负关性。LI等[22]对马铃薯块茎中重金属积累受温度影响的研究也出现了与本研究相一致的结果,但也有研究结果与本研究存在差异,FRITIOFF等[23]研究发现沉水植物中对铜、锌、镉含量随温度的上升而增加, SARDANS等[24-25]研究发现,温度上升导致灌木埃里卡野蔷薇(Erica multiflora)中铝、砷、铬、铅等的含量增加。温度变化对植物吸收重金属的影响会因不同的植物物种以及不同的基因型物种的生物学特征而异,从而出现不同的结果[26]。前人的研究表明,随着温度的升高,改变了植物根系细胞膜的结构特性,导致细胞膜流动性的增加,有利于重金属离子通过主动或被动运输的方式穿过细胞膜,促进了根系对重金属的吸收[27],但与此同时温度升高也增加了植物的生物量,稀释了根系中重金属的含量,如果生物量的增加占据了主导地位,导致“稀释”作用大于“促进”作用,虽然植物根系对重金属的累积量是上升的,但富集速率却是下降的[26]。因此,本研究中温度对生物量的影响有可能强于对植物根系细胞膜结构特性的影响,在高温阶段,较高的温度对植物生物量增长的促进作用要强于对细胞膜流动性增加的促进作用,从而使得生物量的增加占据了主导地位,导致“稀释”作用大于“促进”作用,根系对重金属富集速率较低,从而使得高温段根系对重金属的富集速率小于低温阶段。
水蓼根系对铬、铜的富集速率,再力花根系对铅富集速率均与水体pH呈显著负相关。李光辉等研究了几种湿地植物对重金属铬、镉、铅、铜、镍的积累量与水体pH之间的关系,结果表明不同湿地植物的重金属累积量与水体pH之间存在很好的负相关性[28];杨秀敏等对植物体内重金属浓度与土壤pH之间相关性的研究发现,植物体中镉、锌、铅的浓度与土壤pH之间存在显著负相关性[29]。上述对植物富集重金属与pH之间相关性的研究结果与本研究结果均存在相似之处。相关研究表明水体中重金属有不同的存在形态,如碳酸盐结合态、可交换态、残渣态、有机物和硫化物结合态、铁锰氧化结合态,其中可交换态重金属可被植物直接吸收利用,水体pH升高导致可交换态重金属浓度降低,进而影响了植物对重金属的吸收[29-30]。因此,在本研究中,实验初期湿地水体pH较高,较高的pH有可能降低了水体中可交换态重金属的浓度,从而抑制了植物根系对可交换态重金属的吸收,降低了植物根系对重金属的富集速率,最终导致实验初期高pH阶段根系对重金属的富集速率小于实验末期低pH阶段。
4 结论(1) 人工湿地对水体中铅、铜的去除效果最好。(2) 水蓼根系和再力花根系对4种重金属(铬、砷、铅、铜)有富集作用,优于梭鱼草的2种(铬、砷), 但梭鱼草对铬、砷的富集速率最大。(3) 人工湿地植物根系附近基质对铬有良好的富集作用。(4) 人工湿地植物根系对重金属的富集速率与水温、pH存在显著相关性,基质对重金属的富集速率与水温、pH、溶氧无显著相关性。
[1] |
林阿彪. 浅析水体重金属污染现状与治理方法[J]. 农家科技, 2011, 201(4): 46-46. LIN A B. Present situation and treatment of heavy metal pollution in water body[J]. NongJia KeJi, 2011, 201(4): 46-46. |
[2] |
孟多, 周立岱, 于常武. 水体重金属污染现状及治理技术[J]. 辽宁化工, 2006, 35(9): 534-536. MENG D, ZHOU L D, YU C W. Present situation of heavy metal pollution in water and its control technology[J]. Liaoning Chemical Industry, 2006, 35(9): 534-536. |
[3] |
寇丹丹, 邹书成. 人工湿地处理重金属废水技术的研究现状[J]. 环境, 2011(s1): 44-47. KOU D D, ZOU S C. Research status of heavy metal wastewater treatment by constructed wetland[J]. Environment, 2011(s1): 44-47. |
[4] |
杨舒. 重金属Cu、Cd、Pb、Zn在人工湿地中的形态分布与转化[D]. 兰州: 兰州大学, 2011. YANG S. The distribution of heavy metals (Cu, Cd, Pb and Zn) in constructed wetlands[D]. Lanzhou: Lanzhou University, 2011. |
[5] |
JOHANSSON L. The use of LECA (light expanded clay aggregrates) for the removal of phosphorus from wastewater[J]. Water Science and Technology, 1997, 35(5): 87-93. DOI:10.2166/wst.1997.0171 |
[6] |
梁继东, 周启星, 孙铁珩. 人工湿地污水处理系统研究及性能改进分析[J]. 生态学杂志, 2003, 22(2): 49-55. LIANG J D, ZHOU Q X, SUN T Y. A research review and technical improvement analysis of constructed wetland systems for wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Ecology, 2003, 22(2): 49-55. |
[7] |
宁可佳. 重金属在新型复合型人工湿地中的去除、迁移及累积规律[D]. 重庆: 重庆大学, 2011. NING K J. Kinetics on the removal, transport and accumulation of heavy metals in a novel hybrid constructed wetland system[D]. Chongqing: Chongqing University, 2011. |
[8] |
曹婷婷. 人工湿地不同工艺对重金属的去除研究[D]. 西安: 长安大学, 2015. CAO T T. Study on different process of heavy metal removal in artificial wetland[D]. Xi'an: Chang'an University, 2015. |
[9] |
吴振斌, 詹德昊, 张晟, 等. 复合垂直流构建湿地的设计方法及净化效果[J]. 武汉大学学报(工学版), 2003, 36(1): 12-16. WU Z B, ZHAN D H, ZHANG S, et al. Design method and purification efficiency of integrated vertical flow constructed wetland[J]. Engineering Journal of Wuhan University, 2003, 36(1): 12-16. |
[10] |
王林, 李冰, 余家辉, 等. 不同湿地模型中根系微生物的多样性[J]. 环境科学, 2017, 38(8): 212-218. WANG L, LI B, YU J H, et al. Rhizosphere microbial diversity in different wetland microcosms[J]. Environmental Science, 2017, 38(8): 212-218. |
[11] |
国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会. 水和废水监测分析方法(第四版)[M]. 中国环境科学出版社, 2002. State Environmental Protection Administration "Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods" Editorial Board. Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods, Fourth Edition[M]. China Environmental Science Press. 2002. |
[12] |
ZAR J H. Biostatistical analysis[M]. Prentice Hall: Upper Saddle River, NJ, 1999: 389-394.
|
[13] |
杨俊. 表流人工湿地系统对污染物去除效果的研究[D]. 西安: 长安大学, 2014. YANG J. Research on removal efficiency of pollutants in surface-flow constructed wetland[D]. Xi'an: Chang'an University, 2014. |
[14] |
葛光环. 表流人工湿地中重金属的迁移及累积律研究[D]. 西安: 长安大学, 2014. GE G H. Study on the migration and accumulation of heavy metals in a surface flow constructed wetland[D]. Xi'an: Chang'an University, 2014. |
[15] |
严莉, 李龙山, 倪细炉, 等. 5种湿地植物对土壤重金属的富集转运特征[J]. 西北植物学报, 2016, 10(10): 2078-2085. YAN L, LI L S, NI X L, et al. Accumulation of soil heavy metals in five species of wetland plants[J]. Acta Bot. Boreal. -Occident. Sin, 2016, 10: 2078-2085. DOI:10.7606/j.issn.1000-4025.2016.10.2078 |
[16] |
魏本杰. 微生物强化植物修复重金属污染土壤[D]. 长沙: 湖南工业大学, 2014. WEI B J. Microbes enhance the phytoremediation foe heavy mental contaminated soil[D]. Changsha: Hunan University of Technology, 2014. |
[17] |
李光辉, 何长欢, 刘建国. 不同湿地植物的根系泌氧作用与重金属吸收[J]. 水资源保护, 2010(1): 17-20. LI G H, HE C H, LIU J G. Root oxygen release and heavy metal uptake of various wetland plants[J]. Water Resorces Protection, 2010(1): 17-20. |
[18] |
雷旭, 李冰, 李晓, 等. 复合垂直流人工湿地系统中不同植物根际微生物群落结构[J]. 生态学杂志, 2015, 34(5): 1373-1381. LEI X, LI B, LI X, et al. Rhizosphere microbial communities of three plants in vertical-flow constructed wetland[J]. Chinese Journal of Ecology, 2015, 34(5): 1373-1381. |
[19] |
王倩. 人工湿地植物根系泌氧影响污染物去除的机制研究[D]. 济南: 山东大学, 2015. WANG Q. Study on the mechanism of radial oxygen loss affected pollutant removal in consttucted wetlands[D]. Jinan: Shan Dong University, 2015. |
[20] |
BRIX H. Treatment of wastewater in the rhizosphere of wetland plants-the root-zone method[J]. Water Science and Technology, 1987, 19(1-2): 107-118. DOI:10.2166/wst.1987.0193 |
[21] |
LAMBERT J M. The spartina story[J]. Nature, 1964(204): 1136-1138. |
[22] |
LI Y, ZHANG Q, WANG R Y, et al. Temperature changes the dynamics of trace element accumulation in solanum tuberosum L. [J]. Climatic Change, 2012, 112(3/4): 655-672.
|
[23] |
FRITIOFF A, KAUTSKY L, GREGER M. Influence of tem-perature and salinity on heavy metal uptake by submersed plants[J]. Environmental Pollution, 2005, 133(2): 265-274. DOI:10.1016/j.envpol.2004.05.036 |
[24] |
SARDANS J, PEUELAS J, PRIETO P, et al. Changes in Ca, Fe, Mg, Mo, Na, and S content in a Mediterranean shrubland under warming and drought[J]. Journal of Geophyssical Research Biogeosciences, 2008, 113(G3): 564. |
[25] |
SARDANS J, PEUELAS J, ESTIARTE M. Warming and drought change trace element bioaccumulation patterns in a Mediterranean shrubland[J]. Chemosphere, 2008, 70(5): 874-885. DOI:10.1016/j.chemosphere.2007.06.085 |
[26] |
徐笠, 陆安祥, 王纪华. 温度变化对重金属植物有效性影响的研究进展[J]. 江苏农业科学, 2016, 44(10): 26-26. XU L, LU A X, WANG J H. Research progress on the effect of temperature Variation on the effectiveness of heavy metal plants[J]. Journal of Jiangsu Agricultural Sciences, 2016, 44(10): 26-26. |
[27] |
LYNCH D V, TEPONKUS P L. Plasma membrane lipid alterations associated with cold acclimation of winter rye seedlings (secale cereale L. cv puma)[J]. Plant Physiology, 1987, 83(4): 761. DOI:10.1104/pp.83.4.761 |
[28] |
李光辉, 杨霞, 徐加宽, 等. 不同湿地植物的根系酸化作用与重金属吸收[J]. 生态环境学报, 2009, 18(1): 97-100. LI G H, YANG X, XU J K, et al. Variations among wetland plants in root acidification and heavy metal uptake[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2009, 18(1): 97-100. |
[29] |
杨秀敏, 任广萌, 李立新, 等. 土壤pH值对重金属形态的影响及其相关性研究[J]. 中国矿业, 2017, 26(6): 79-83. YANG X M, REN G M, LI L X, et al. Effect of pH value on heavy metals form of soil and their relationship[J]. China Mining Magazine, 2017, 26(6): 79-83. |
[30] |
王新伟, 何江, 李朝生. 水体中重金属的形态分析方法[J]. 内蒙古大学学报(自然版), 2002, 33(5): 587-591. WANG X W, HE J, LI C S. Speciation analytical methods for heavy metals in waters[J]. Journal of Inner Mongolia University, 2002, 33(5): 587-591. |
2. Freshwater Fisheries Research Center, Key Laboratory of Freshwater Fisheries and Germplasm Resources Utilization, Ministry of Agriculture, Wuxi 214081, Jiangsu, China