鉻是廣泛應用的工業原料，電鍍、皮革加工都會產生含鉻廢水進而造成水體污染。通常，水體中鉻主要以 Cr（ Ⅵ） 和 Cr（ Ⅲ） 2 種價態存在。其中，Cr（ Ⅵ） 被認為是致畸和致癌物質.因此，世界各國都把 Cr（ Ⅵ） 列為優先控制的污染物。

目前，清除水中鉻污染的方法有電解還原法、化學沉淀法、離子交換法和微生物還原法等.但是這些方法需要消耗大量的能源和試劑且成本較高，不適合于大面積、低濃度的 Cr（ Ⅵ） 污染水體。人工濕地是一項利用人工構建的濕地系統去除水體中污染物的生態技術。該技術具備高效率、低成本、低能耗和生態服務功能等優點.大量研究表明，人工濕地能有效去除水體中氮、磷、COD、BOD和重金屬等多種污染物.因此，利用人工濕地凈化 Cr（ Ⅵ） 污染水體可能是一條經濟有效的途徑。

李氏禾（ Leersia hexandra Swartz） 是中國境內首次發現的濕生鉻超富集植物，對 Cr（ Ⅵ） 和 Cr（ Ⅲ）有很強地耐受和富集能力,并且具有生長迅速、根系發達、易于人工種植等優點.因此，該植物可能是一種在水體 Cr（ Ⅵ） 污染修復中極具應用前景的濕地植物。然而，目前這方面的研究仍十分缺乏，急需開展相關研究，為開發利用李氏禾人工濕地去除水體 Cr（ Ⅵ） 污染提供科學依據。

本研究以李氏禾構建了三段式波形潛流式人工濕地，并與相同設計的無植物人工濕地進行了對比研究。本研究的目的是評價李氏禾濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 污染水體的凈化能力，探討李氏禾對濕地系統鉻凈化功能的貢獻。

1 材料與方法

1. 1 裝置和方法
實驗于溫室大棚中進行，采用以 PVC 板材粘合成長 × 寬 × 高 =1. 3 m ×0. 5 m ×0. 3 m 的三段式波形潛流式人工濕地（ 圖 1） .其中進水區長 0. 1 m,濕地長 1. 2 m,濕地平分為 3 段，每段長 0. 4 m.設計的表面負荷率為 0. 1 m3/ （ m2·d） ,進水流量為0. 06 m3/ d,水力停留時間為 1 d.進水區為高 0. 28m 的礫石（ 粒徑 2 cm 左右） ,基質深度為 0. 25 m,其中下層為 0. 05 m 的礫石（ 粒徑 1 cm 左右） ,上層為0. 2 m 的稻田土 + 泥炭混合基質（ 稻田土∶ 泥炭 =2∶ 1,體積比） .濕地植物-李氏禾從桂林市郊采集，成行種植于基質表面。

2012 年 4 月至 2012 年 6 月為李氏禾生長期，李氏禾生長至 6 月末基本布滿整個濕地。濕地從2012 年 7 月開始運行，采用連續進水的方式，運行至 2012 年 12 月。Cr（ Ⅵ） 污染水體由 K2Cr2O7和自來水配制而成，其中： COD 濃度為 2. 42 ~ 2. 58mg / L,NOM 濃度為 3. 27 ~ 3. 48 mg / L.一個取樣周期結 束 后 換 一 次 Cr（ Ⅵ） 濃 度，梯 度 依 次 為2. 50、3. 75、5. 00、7. 50 和 10. 0 mg / L,換濃度時先將水通過放空管排干再給水。實驗采用相同設計的無植物人工濕地作為對照，對種植了李氏禾的濕地和對照進行對比研究。

1. 2 取樣方法及測試項目
濕地運行后第 3 天開始取樣，分別用 50 mL 的離心管從 2 組濕地的 3 個底層取樣口和出水管同時取樣，頻率為每 3 天 1 次，周期為 11 次，取樣時間為當天上午 11: 00,水樣采集后立即進行 3 次重復測定，監測指標包括 Cr（ Ⅵ） 、總 Cr.Cr（ Ⅵ） 采用二苯碳酰二肼分光光度法，具體方法參照《水和廢水監測分析方法》; 總 Cr 采用高錳酸鉀氧化-二苯碳酰二肼分光光度法，具體方法參照國家水環境保護標準.【圖 1 】


2 結 果

2. 1 李氏禾濕地對 Cr（Ⅵ） 去除效果
當進水 Cr（ Ⅵ） 濃度為 2. 50 mg/L 時，李氏禾濕地出水 Cr（ Ⅵ） 濃度為 0. 005 ~ 0. 008 mg/L,平均濃度為0. 007 mg/L（ 圖 2） .這遠遠小于國家地表水Ⅱ類環境質量標準中關于 Cr（ Ⅵ） 的限量值0. 05 mg/L（ GB3838-2002） ,證明利用李氏禾濕地系統凈化 Cr（ Ⅵ） 超標 50 倍的污染水體是完全可行的。對出水總 Cr 監測時發現，出水總 Cr 濃度為 0. 006 ~ 0. 01mg / L,平均濃度為 0. 008 mg / L.因此，李氏禾濕地出水中的 Cr 主要以 Cr（ Ⅵ） 存在（ 87. 50%） ,而 Cr（ Ⅲ） 的含量相對較低（ 12. 50%） .無植物的對照濕地出水中 Cr（ Ⅵ） 和總 Cr 平均濃度分別為 0. 017mg / L 和 0. 043 mg / L,Cr（ Ⅵ） 濃度雖然也達到了地表水Ⅱ類環境質量標準，但其出水中 Cr（ Ⅵ） 和總 Cr濃度不穩定并且隨著濕地系統運行時間的延長而上升。對比李氏禾濕地和對照濕地出水中 Cr（ Ⅵ） 和總 Cr 濃度，可知李氏禾濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 的去除效果明顯好于對照?！緢D2】

2. 2 Cr（Ⅵ） 濃度的沿程變化
由圖 3 可知，當進水 Cr（ Ⅵ） 濃度為 2. 50 mg/L時，Cr（ Ⅵ） 的濃度隨水流方向逐漸降低，其在濕地系統的第一階段下降了 27. 56%.隨著遷移距離的增加，Cr（ Ⅵ） 的去除率大幅增加，經過第二階段后達到了 88. 97%.在這一階段，Cr（ Ⅵ） 濃度下降最為顯著。但在濕地系統的第三階段，Cr（ Ⅵ） 下降緩慢，僅有 10. 76%的 Cr（ Ⅵ） 在這一階段被去除。Cr（ Ⅵ） 濃度隨遷移距離的增加而衰減的過程符合二項式函數 y = 0. 0002x2- 0. 0452x + 2. 5947 （ R2=0. 975） .這說明在李氏禾濕地系統中各階段對 Cr（ Ⅵ） 凈化的貢獻率是不同的，大部分 Cr（ Ⅵ） 被截留在波形潛流式濕地系統的前兩個階段?！緢D3】


2. 3 李氏禾濕地對 Cr（Ⅵ） 的凈化潛能
在 Cr（ Ⅵ） 超標 50 倍時，李氏禾濕地出水 Cr（ Ⅵ） 濃度遠遠低于地表水環境質量標準（ Ⅱ類） 中Cr（ Ⅵ） 的限量值（ 圖 2） .這說明李氏禾濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 污染水體的凈化能力大大高于此水平。因此，我們提高了在進水中 Cr（ Ⅵ） 濃度，以評價該濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 的凈化潛能。由圖 4 可知，當進水 Cr（ Ⅵ） 濃度超標 75 倍 （ 3. 75 mg/L） 、100 倍（ 5. 00 mg/L） 和 150 倍（ 7. 50 mg/L） 時，出水 Cr（ Ⅵ） 濃度始終低于地表水Ⅱ類環境質量標準中的限量值 （ 0. 05 mg/L） ,其 出 水 平 均 濃 度 分 別 為0. 004、0. 002 和 0. 015 mg / L.但當進水 Cr （ Ⅵ） 濃度達到 10. 0 mg/L 時，出水 Cr（ Ⅵ） 濃度無法達到地表水環境質量標準。這一結果說明李氏禾濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 污染水體有很強的凈化能力，在 Cr（ Ⅵ）超標 150 倍的情況下李氏禾濕地系統的凈化能力可滿足國家地表水Ⅱ類環境質量標準的要求。

無植物的對照濕地對 Cr（ Ⅵ） 的凈化能力明顯低于李氏禾濕地系統。在進水濃度超標 75 倍時，其出水 Cr（ Ⅵ） 平均濃度就已經達到了0. 092 mg/L,大于 0. 05 mg/L,超過了地表水Ⅱ類環境質量標準（ 圖4） .在 Cr（ Ⅵ） 超標 100 倍、150 倍和 200 倍的情況下，無植物的對照與李氏禾濕地凈化能力的差異更為明顯，其出水 Cr（ Ⅵ） 濃度較李氏禾濕地高出了125. 5 倍、36. 4 倍和 2. 8 倍。這表明，種植李氏禾提高了濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 的凈化能力。相應地，李氏禾濕地對 Cr（ Ⅵ） 的去除率顯著高于對照。例如，在進水濃度超標 100 倍和 150 倍時，李氏禾濕地對 Cr（ Ⅵ） 的去除率均在 99%以上，而無植物的對照濕地對 Cr（ Ⅵ） 的去除率僅為94. 94%和92. 53%（ 表1）.這進一步說明李氏禾在濕地系統凈化 Cr（ Ⅵ） 的過程中發揮著重要的作用?！緢D4.表1】


3 討 論

本研究中，李氏禾濕地對 Cr（ Ⅵ） 的去除效果和去除能力都明顯好于無植物的對照。這表現在李氏禾濕地系統出水 Cr（ Ⅵ） 濃度更低，并且在進水 Cr（ Ⅵ） 濃度提高時仍然能維持較高的去除率（ 表 1） .因此，本研究表明，李氏禾在濕地系統凈化 Cr（ Ⅵ）過程中起到重要的作用。李氏禾對 Cr（ Ⅵ） 的凈化功能可能包括直接作用和間接作用。直接作用是指李氏禾可以直接吸收水中的鉻并將其轉化積累在植物體內.間接作用可能包括： （ 1） 植物的根系活動改變了基質物理化學特性從而有利于 Cr（ Ⅵ） 的還原和沉淀; （ 2） 根際分泌物和供氧提高了其周圍微生物的活性從而促進微生物對鉻轉化和固定; （ 3） 植物為基質中的微生物提供了有機質，微生物在消耗有機質時會消耗氧氣從而有利于 Cr（ Ⅵ） 的還原和沉降.李氏禾對濕地系統凈化 Cr（ Ⅵ） 功能的貢獻不僅表現在提高去除率上，還表現在維持濕地運行的穩定性上。隨著運行時間的延長，無植物的對照濕地出水鉻濃度不斷上升而李氏禾濕地保持穩定的鉻出水濃度（ 圖 2） .這說明李氏禾在維持濕地生態系統功能穩定性上起到重要的作用。

觀察濕地系統中污染物沿程的分布，可以判斷濕地系統的運行狀況和各階段對污染物去除的貢獻率.在本實驗中，李氏禾濕地系統中 Cr（ Ⅵ） 的濃度隨水遷移方向而逐步降低，并且在前 2 個階段濃度下降顯著。這表明，人工濕地在實驗期間運行狀況良好，濕地沿程的基質和植物對 Cr（ Ⅵ） 有很好的凈化功能。但是，李氏禾濕地中各階段對 Cr（ Ⅵ）去除的貢獻率是不同的。Cr（ Ⅵ） 的去除主要集中在濕地前兩個階段。這一結果與已有的研究結果相似.Cr（ Ⅵ） 的濃度在濕地前兩個階段下降較快的主要原因可能是 Cr（ Ⅵ） 進入濕地后，基質和植物對 Cr（ Ⅵ） 產生了快速的攔截、過濾和吸附，從而使 Cr（ Ⅵ） 濃度大幅減少.在濕地系統的前兩個階段，Cr（ Ⅵ） 的濃度較高，攔截、過濾、吸附等作用效果比較明顯.當進入濕地第三階段時，液相中Cr（ Ⅵ） 離子的濃度下降，其被吸附和截留的幾率也會大幅下降。因此，在波形潛流式人工濕地中，前兩個階段對 Cr（ Ⅵ） 的去除效率顯著高于最后一個階段。由于三段式波形潛流式人工濕地各階段對 Cr（ Ⅵ） 的凈化效率不同，在設計時適當延長濕地前兩段的距離或者增加基質的高度，可能有利于 Cr（ Ⅵ）的去除。

當進水 Cr（ Ⅵ） 濃度超標 150 倍（ 7. 50 mg/L）時，李氏禾濕地出水 Cr（ Ⅵ） 濃度依然能達到地表水Ⅱ類環境質量標準（ 圖 4） .這表明，李氏禾濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 污染水體具有較強的凈化能力。采用蘆葦和美人蕉間隔種植的人工濕地凈化 Cr（ Ⅵ） 初始濃度為 2. 64 mg/L 的酸性廢水時，Cr（ Ⅵ） 去除率為 77. 5%.以 C. indica 為濕地植物的垂直流人工濕地去除 Cr（ Ⅵ） 的效率為 84. 6%.而 Phrag-mites australis 構建的表面流人工濕地對 Cr（ Ⅵ） 的去除率僅為 55%.本實驗中，李氏禾人工濕地在進水 Cr（ Ⅵ） 濃度超標不大于 150 倍的情況下去除率能達到 99% 以上（ 表 1） .對比以往的研究結果，李氏禾在 Cr（ Ⅵ） 污染水體修復中可能比其他植物更具有應用前景。

4 結 論

（ 1） 李氏禾人工濕地系統對 Cr（ Ⅵ） 污染水體的凈化效果明顯好于無植物的對照，表明李氏禾在濕地系統凈化 Cr（ Ⅵ） 污染水體的過程中起到重要的作用。

（ 2） 在李氏禾人工濕地系統中，Cr（ Ⅵ） 濃度沿水遷移方向逐步衰減，但其隨遷移距離的變化是非線性的。Cr（ Ⅵ） 主要在濕地系統的前兩個階段被去除。

（ 3） 李氏禾人工濕地對 Cr（ Ⅵ） 超標150 倍及以下的水體有很好的凈化效果，其出水 Cr（ Ⅵ） 濃度均能達到國家地表水Ⅱ類環境質量標準。這表明，李氏禾人工濕地系統對于 Cr（ Ⅵ） 污染水體具有很強的凈化能力。

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