葛光環(huán)，寇 坤，張熙龍，閆茹玉，尚思凡

（安康學院，a.旅游與資源環(huán)境學院；b.陜西省院士（專家）工作站，陜西 安康 725000）

濕地是位于陸生生態(tài)系統(tǒng)和水生生態(tài)系統(tǒng)之間的過渡帶［1］，是生態(tài)系統(tǒng)必不可少的組成部分，被稱為“地球之腎”［2］。重金屬作為典型的環(huán)境污染物之一，具有難降解、隱蔽性強、易富集等特點［3］，其對環(huán)境污染危害大，持續(xù)時間長，治理成本高。含重金屬廢水進入環(huán)境后會對生態(tài)系統(tǒng)造成危害，因此對重金屬廢水的處理日益受到重視。Cr 和Cu 元素是造成城市環(huán)境污染的典型元素，并已成為城市環(huán)境和居民健康的最大威脅之一，在濕地環(huán)境研究中日益受到關注［4］。

基質是濕地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，其中的重金屬難以被排除，且在一定條件下還會重新釋放入水體中，造成二次污染，因此，不少學者對濕地基質中重金屬的分布、賦存形態(tài)、生態(tài)風險評價展開了廣泛的研究［5，6］。除此之外，重金屬元素在一定條件下還可以轉變?yōu)槎拘愿鼜姷慕饘儆袡C化合物［7］，并可以通過食物鏈的傳遞，對動、植物產生毒害并對人類的健康產生巨大威脅。

人工濕地可通過基質的吸附、離子交換、沉降反應等作用對重金屬進行脫除，濕地植物可改變重金屬離子的賦存形態(tài)，降低其毒性［8，9］。在國內外，關于利用人工濕地對含重金屬廢水的處理展開了大量研究和實際應用［10］。陳銀萍等［11］研究發(fā)現(xiàn)粉煤灰、河砂、河砂+粉煤灰為基質的人工濕地對Cd 均有明顯的去除效果。

人工濕地對重金屬及污染物有一定的去除效果，且基質對重金屬等污染物的去除發(fā)揮著很重要的作用，基質的選擇直接決定著人工濕地處理重金屬等污染物的效果。選取皂河人工示范濕地為實驗場地，研究濕地中重金屬的總量和各形態(tài)含量在基質中的空間分布特征，為提高濕地去除廢水中重金屬的效果提供理論依據(jù)。

1 試驗區(qū)概況與采樣方法

1.1 試驗區(qū)概況

選取研究地為西安市皂河人工濕地，系統(tǒng)于2010年10月建成并投入使用［12］。該濕地分為5 個工藝，分別為系列1～5。由于系列1～4 工藝中基質相同，所以本研究試驗場地采用系列5（二級表流人工濕地），其濕地基質有沙子和鋁污泥。系列5 的詳細參數(shù)見表1。

表1 皂河人工濕地示范工程系列5 基本參數(shù)

1.2 采樣點分布

在系列5 中設置了采樣點（圖1），系列5 由A 池和B 池組成，在A 池中設置5 個采樣點，B 池中設置了6 個采樣點，其中1～8 采樣點的基質為土壤和沙子，9～11 采樣點的基質為沙子和鋁污泥。測定各采樣點處Cr 和Cu 的總量和各形態(tài)含量，分析人工濕地基質中重金屬的空間分布特征。

圖1 采樣點分布

1.3 樣品采集及分析

基質表層樣本（沿水流方向取0～5 cm）和基質垂直樣本（垂直方向取0～15 cm）均使用自制無擾動采樣器采集，采集時記錄好樣本標簽并裝袋保存，在采集過程中盡量避免人為干擾或污染。采樣自然風干，預處理過程參照文獻［13］。預處理后的樣本運用ICP-OES 電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀對重金屬進行測定；基質重金屬的形態(tài)分析是用BCR 四步連續(xù)提取法［14］。

2 結果與分析

2.1 人工濕地基質中重金屬空間分布特征分析

2.1.1 Cr 和Cu 的水平分布特征分析 皂河人工濕地基質中設置11 個采樣點，其中采樣點1～8 的基質為土壤和沙子，而采樣點9～11 的基質為沙子和鋁污泥。皂河人工濕地基質中Cr 和Cu 在水平方向上的含量見圖2。

圖2 Cr 和Cu 總量水平分布特征

基質中Cr 和Cu 含量在水平方向上沿水流變化趨勢相似，均先下降后略有升高，Cr 含量175.13～380.39 mg/kg，Cu 含量32.35～255.56 mg/kg。Cr 的含量在采樣點7 達到最低，Cu 含量在采樣點5 達到最低，說明Cr、Cu 在基質為土壤和沙子中去除效果較好；Cr、Cu 含量均在采樣點9、10、11（基質為沙子和鋁污泥）略有上升。

2.1.2 Cr 和Cu 的垂直分布特征分析 在皂河人工濕地基質中7 個采樣點的不同深度設置采樣點，分別為采樣點1、3、5、6、8、9、10，采樣深度依次為0～5 cm、5～10 cm、10～15 cm，采樣點1、3、5、6、8 的基質為土壤和沙子，而采樣點9、10 的基質為沙子和鋁污泥，Cr和Cu 垂直方向的重金屬含量見圖3。

圖3 Cr 和Cu 垂直方向分布

在垂直方向上Cr 的含量0.81～25.44 mg/kg，Cu 的含量7.27～38.21 mg/kg。Cr、Cu 的含量均在深度為0～5 cm 時達到最大值，分別為25.44 mg/kg 和38.21 mg/kg，在深度為10～15 cm 時達到最小值，分別為0.81 mg/kg 和7.27 mg/kg。

在0～5 cm 處Cr 的含量大于5～10 cm 處Cr 的含量，Cr 的含量隨著深度的加深不斷減少；在深度0～5 cm 時，Cu 的含量先下降后升高，而在深度5～10 cm、10～15 cm 時，Cu 的含量先下降后逐漸穩(wěn)定，最后在樣點10 達到最高；在采樣點10（沙子和鋁污泥）的3 個深度上，Cu 的含量沒有明顯差別。

2.2 人工濕地基質中重金屬各形態(tài)分布特征分析

2.2.1 Cr 和Cu 各形態(tài)分布特征分析 重金屬的不同形態(tài)分別為弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘渣態(tài)。表層基質中Cr、Cu 賦存形態(tài)的分布見圖4 和圖5，Cr 和Cu 弱酸可溶態(tài)含量沿程依次降低，Cr 和Cu 的弱酸可溶態(tài)形態(tài)含量小，柯增紅［15］認為導致此現(xiàn)象的原因是重金屬的活性大，受基質pH 的影響較大?？蛇€原態(tài)Cr 和Cu 含量沿程明顯降低，可氧化態(tài)Cr 含量在4 個形態(tài)中下降最明顯。殘渣態(tài)Cr 和Cu 在總量中所占比例最大，柯增紅［15］認為導致此類現(xiàn)象的原因是生物活性低。pH 是影響重金屬在濕地基質中形態(tài)分布的重要因素，陳建斌［16］研究同樣證實了這個結果。

圖4 表層基質中Cr 賦存形態(tài)的分布

圖5 表層基質中Cu 賦存形態(tài)的分布

從圖4 可知，Cr 在皂河人工濕地表層基質中的主要賦存形態(tài)是殘渣態(tài)，7 個樣點的形態(tài)分布趨勢基本保持相同，依次為殘渣態(tài)（82.26%）＞可還原態(tài)（9.16%）＞可氧化態(tài)（8.29%）＞弱酸可溶態(tài)（0.29%）。弱酸可溶態(tài)Cr 的含量范圍為0～0.64 mg/kg，平均含量0.28 mg/kg，可還原態(tài)Cr 的含量范圍3.29～31.66 mg/kg，平均含量9.00 mg/kg；可氧化態(tài)Cr 的含量范圍1.60～39.41 mg/kg，平均含量8.15 mg/kg；殘渣態(tài)Cr 的含量范圍74.86～95.25 mg/kg，平均含量80.86 mg/kg。沿水流方向，可氧化態(tài)和可還原態(tài)Cr沿程在采樣點1、3 和5 處明顯降低，殘渣態(tài)含量無明顯變化，說明人工濕地前段中Cr 的去除主要是Cr 參與系統(tǒng)中的氧化還原反應，使水中Cr 的含量降低，從而達到重金屬的去除效果。

從圖5 可知，Cu 在皂河人工濕地示范基地表層基質中的主要賦存形態(tài)是殘渣態(tài)。弱酸可溶態(tài)Cu的平均含量1.30 mg/kg，可還原態(tài)Cu 的平均含量19.06 mg/kg，可氧化態(tài)Cu 的平均含量5.39 mg/kg，殘渣態(tài)Cu 的平均含量23.17 mg/kg。樣點1 的可還原態(tài)和殘渣態(tài)明顯高于其他樣點；樣點3、5、6、8、9、10的形態(tài)分布趨勢基本保持相同，即殘渣態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞弱酸可溶態(tài)，Cu 的4 種形態(tài)占總量的平均占比分別為弱酸可溶態(tài)（2.65%）、可還原態(tài)（38.96%）、可氧化態(tài)（11.02%）和殘渣態(tài)（47.37%）。

沿水流方向，可氧化態(tài)和可還原態(tài)Cu 沿程在采樣點1、3 和5 處明顯逐漸降低，殘渣態(tài)含量無明顯變化，說明人工濕地前段中Cu 的去除主要是Cu 參與系統(tǒng)中的氧化還原反應，使水中Cu 的含量降低，從而達到重金屬的去除效果。

2.2.2 Cr 和Cu 各形態(tài)的垂直分布特征分析 為研究垂直方向上的Cr、Cu 的形態(tài)分布特征，在7 個采樣點設置3 個深度，分別為0～5 cm、5～10 cm、10～15 cm。垂直方向上重金屬各形態(tài)分布如圖6 和圖7所示。

圖6 Cr 各形態(tài)的垂直分布

圖7 Cu 各形態(tài)的垂直分布

從圖6 可知，Cr 4 種形態(tài)的總量大小表現(xiàn)為殘渣態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞弱酸可溶態(tài)，殘渣態(tài)在不同采樣深度的含量變化規(guī)律不明顯，弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)在3 個深度的占比由大到小依次為0～5 cm、5～10 cm、10～15 cm，說明隨深度加深弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的Cr 含量在不斷地減少。弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)在采樣點1 和采樣點3 處均下降明顯，且3 個不同深度的Cr含量均有所下降。

從圖7 可知，在Cu 的各形態(tài)的垂直分布中，除了采樣點1 處的可還原態(tài)Cu 含量大于殘渣態(tài)含量，其余采樣點處Cu 4 種形態(tài)的總量表現(xiàn)為殘渣態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞弱酸可溶態(tài)。在采樣點1 處，殘渣態(tài)隨深度變化不明顯，而弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)在3 個深度的含量由大到小依次為0～5 cm、5～10 cm、10～15 cm。

3 小結

在水平方向上，Cr 和Cu 含量沿程變化趨勢相似，在采樣點1～8（土壤和沙子基質）下降趨勢明顯，在采樣點9、10、11（沙子和鋁污泥基質）略有升高；說明土壤和沙子的基質去除效率良好，沙子和鋁污泥的基質中重金屬有釋放現(xiàn)象。在水平和垂直方向上，Cr和Cu 含量隨深度加深而減少。

人工濕地基質中Cr、Cu 4 個形態(tài)的分布特征，在水平方向主要表現(xiàn)為沿水流方向，可氧化態(tài)和可還原態(tài)Cr 和Cu 沿程在采樣點1、3 和5 處明顯逐漸降低，殘渣態(tài)含量無明顯變化，說明人工濕地前段中Cr和Cu 的去除主要是Cr和Cu 參與系統(tǒng)中的氧化還原反應。在垂直方向上分布特征主要表現(xiàn)為隨采樣深度的加深，弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的Cr和Cu 含量不斷減少。