植物塘人工濕地系統(tǒng)對灌溉水Cd的生態(tài)攔截效果

蔣凱，鄧瀟，周航，龍堅(jiān)，李欣陽，董霞，劉文輝，侯紅波，彭佩欽*，廖柏寒

（1. 中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,稻米品質(zhì)安全控制湖南省工程實(shí)驗(yàn)室，湖南 長沙 410004；2. 寧鄉(xiāng)市雙江口鎮(zhèn)農(nóng)業(yè)綜合服務(wù)中心，湖南 長沙 410601）

近年來農(nóng)田土壤鎘（cadmium，Cd）污染及其修復(fù)、治理越來越受到重視[1-2]。但由灌溉水途徑輸入稻田土壤Cd并未受到高度重視。一般認(rèn)為灌溉水是稻田Cd輸入途徑之一[3-4]，但輸入稻田灌溉水Cd濃度較低[5-6]。Zhao等[7]研究了不同途徑對稻田系統(tǒng)Cd的輸入，發(fā)現(xiàn)灌溉水Cd輸入量達(dá)到每年 1～400 g/hm2，高于磷肥 0.04～2 g/hm2、有機(jī)肥料0～25 g/hm2和大氣沉降0.4～25 g/hm2的年輸入量。Hou等[8]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，灌溉水是長江三角洲農(nóng)田Cd主要來源。灌溉水Cd由于其賦存形態(tài)生物活性高，遷移轉(zhuǎn)化迅速，而且水稻的灌溉定額很高，輸入稻田Cd通量較大，灌溉水帶來的Cd需引起重視。因此開展灌溉水源水質(zhì)凈化技術(shù)模式研究，探討灌溉水低濃度高通量Cd的去除與攔截方法，降低通過灌溉進(jìn)入稻田系統(tǒng)的Cd，對阻控水稻糙米Cd超標(biāo)及遏制Cd污染稻田土壤質(zhì)量惡化具有重要意義。

目前，國內(nèi)外研究了各種含重金屬污水修復(fù)技術(shù)，如膜法、離子交換法、生物絮凝和電解法等，然而這些技術(shù)具有設(shè)備昂貴、操作成本高和能耗大等缺點(diǎn)[9]。近年來，人工濕地成為一種新興的污水處理工藝，同時(shí)具有較高的生態(tài)價(jià)值。人工濕地系統(tǒng)中含重金屬污水的凈化是“濕地植物—基質(zhì)—微生物”生態(tài)系統(tǒng)通過物理、化學(xué)和生物三重協(xié)同作用實(shí)現(xiàn)的，重金屬經(jīng)過過濾、吸附、沉淀、離子交換和分解等途徑被去除，最終實(shí)現(xiàn)高效的污水凈化[10]。Wojciechowska和Gajewska[11]設(shè)計(jì)的人工濕地系統(tǒng)對各類重金屬的去除率為27%～93%。Gao等[12]采用垂直流人工濕地系統(tǒng)處理不同濃度Cd污染的模擬河水，結(jié)果表明廢水中Cd的平均去除率可達(dá)91.8%。可見人工濕地對污水中Cd有較好的去除效率，但目前人工濕地系統(tǒng)大多應(yīng)用于生活污水、城市雨水中有機(jī)物和營養(yǎng)物質(zhì)的處理，有關(guān)稻田灌溉水中Cd的凈化和去除少有研究[13]。針對農(nóng)田灌溉水污染面廣、來源復(fù)雜、水質(zhì)和水量經(jīng)常變化及Cd濃度低等特點(diǎn)[14]，采用植物塘人工濕地系統(tǒng)凈化灌溉水具有環(huán)境、經(jīng)濟(jì)與社會效益，且具有效率高、成本低、操作簡單和能耗低等優(yōu)點(diǎn)[15]。人工濕地系統(tǒng)可以作為稻田系統(tǒng)的前置庫來治理面源污染，通過延長水力停留時(shí)間，促進(jìn)灌溉水中Cd的沉降，同時(shí)利用濕地植物、微生物和基質(zhì)等進(jìn)一步吸收富集、吸附和攔截水中的Cd，降低進(jìn)入稻田土壤的量。目前，國內(nèi)外前置庫技術(shù)多應(yīng)用于湖泊、水庫等，以人工濕地系統(tǒng)作為稻田Cd面源污染前置庫技術(shù)鮮見報(bào)道。本研究以湖南典型稻田為試驗(yàn)對象，通過野外構(gòu)建水平潛流與表面流兩種工藝組合的植物塘人工濕地系統(tǒng)，在灌溉水進(jìn)入稻田前進(jìn)行凈化處理。實(shí)施田間小區(qū)試驗(yàn)，對比凈化處理灌溉水的降Cd效果，試圖為灌溉水Cd高效凈化，控制稻米Cd 污染提供科學(xué)依據(jù)與技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 植物塘人工濕地系統(tǒng)設(shè)計(jì)與實(shí)施

試驗(yàn)區(qū)位于湖南寧鄉(xiāng)市雙江口鎮(zhèn)（112°33′15″～112°43′00″ E，28°18′00″～28°24′30″ N），屬于亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候，年均氣溫16.7 ℃，年均降雨量為1 367.6 mm。灌溉水源溈水河為湘江一級支流，流域面積60 km2。主要作物為雙季稻，基本無其他輪作物，早晚稻灌溉水量分別為3 675和6 300 m3/hm2（DB43/T 388—2014，Ⅲ區(qū)）。試驗(yàn)基地位于溈水下游，植物塘人工濕地系統(tǒng)于2015年建設(shè)，2016年開始運(yùn)行。

人工濕地系統(tǒng)采用水平潛流（1號和2號）和表面流（3號和4號）2種工藝，其工藝流程如圖1所示，人工濕地系統(tǒng)中包括1～5號蓄水池，共分為三級人工濕地，各級人工濕地系統(tǒng)間分隔部分為混凝土澆筑。1號為一級植物塘人工濕地，種植梭魚草和香蒲，2號為二級植物塘人工濕地，種植狐尾藻，3號為三級表面流人工濕地，放置吸附材料：人造沸石和改性生物炭，4和5號人工濕地為蓄水池。香蒲、梭魚草和狐尾藻3種濕地植物種植密度根據(jù)已有研究設(shè)定[16-18]，每平方米種植香蒲和梭魚草分別為20和16株，待香蒲株小苗高40～60 cm時(shí)，梭魚草小苗長出3～5片葉子，株高30～50 cm時(shí)，選取生長狀況良好、形態(tài)和尺寸基本一致的植株進(jìn)行種植，狐尾藻每平方米25叢，3～5芽/叢。人工濕地系統(tǒng)有效水深為0.5～1.0 m，最大進(jìn)水瞬時(shí)流量為58.37 m3/h，最短水力停留時(shí)間為0.838 d，平均瞬時(shí)流量為11.45 m3/h，水力負(fù)荷為0.179 m3/(m2·d)，系統(tǒng)設(shè)計(jì)服務(wù)農(nóng)田區(qū)域面積約為2 hm2。田間水稻種植分成8個(gè)小區(qū)（G1～G8），每個(gè)小區(qū)面積為16 m2，小區(qū)間分隔部分為混凝土澆筑，水稻田間管理和灌水按照當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)方式種植。G1和G5小區(qū)直接用未經(jīng)人工濕地系統(tǒng)凈化的溝渠灌溉水灌溉，其余小區(qū)用經(jīng)過三級人工濕地系統(tǒng)凈化后的水灌溉，每個(gè)小區(qū)有專門的進(jìn)水管和水表控制進(jìn)水。

圖1 人工濕地設(shè)計(jì)與試驗(yàn)田平面示意圖Fig. 1 Schematic plan of constructed wetland and experimental plot

1.2 樣品采集與分析

本研究于2017年1月至2018年12月進(jìn)行，設(shè)置5個(gè)水樣采集點(diǎn)位，分別為溈水河道、稻田灌溉溝渠和人工濕地系統(tǒng)各級的進(jìn)出水口，每月采集灌溉水樣，每個(gè)采樣點(diǎn)采集3瓶水樣混合后裝入500 mL白色聚乙烯塑料瓶中，加入幾滴硝酸后帶回實(shí)驗(yàn)室放入4 ℃冰箱保存待測。于每年7月和10月水稻成熟后采集早晚稻植株樣和土壤樣品，水稻樣品按梅花布點(diǎn)法采集，每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)選取5個(gè)點(diǎn)采集水稻，清洗混合后裝入網(wǎng)袋，帶回實(shí)驗(yàn)室后進(jìn)行超純水清洗、分剪、稱鮮重、105 ℃殺青和烘干至恒重等處理，烘干稱干重后稻谷使用小型礱谷機(jī)脫殼并進(jìn)行粉碎制樣，其他部位也粉碎制樣后裝入密封袋保存待測；土樣按S型采集非根際土，每個(gè)小區(qū)采集10個(gè)點(diǎn)，混合裝袋，挑出肉眼可見石塊和殘根等其他雜物，帶回實(shí)驗(yàn)室在陰涼、無污染處自然通風(fēng)干燥，風(fēng)干后研磨過100目篩保存待測。

水稻糙米樣品采用干灰化法處理，土樣采用王水—高氯酸消解法處理，水樣采用硝酸—高氯酸消解法處理，用ICP-OES（ICP 6300，Thermo）和石墨爐原子分光光度計(jì)（ICE 3000，Thermo）測定樣品Cd濃度及含量。試劑為優(yōu)級純，用水為超純水，玻璃器皿和容器均用5%的稀硝酸浸泡24 h，用超純水洗凈后烘干備用。

1.3 數(shù)據(jù)處理

人工濕地系統(tǒng)各級處理單元i對灌溉水中Cd的去除率（%）計(jì)算方法為：

式中：Ri為人工濕地各級處理單元對灌溉水中Cd的去除率；Ti為第i個(gè)采樣點(diǎn)灌溉水Cd濃度。

本試驗(yàn)數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，采用Duncan多重比較法進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，數(shù)據(jù)圖表采用SPSS 17.0、Excel 2010和Origin 8.5進(jìn)行處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 溈水Cd濃度變化

溈水系湘江支流，為試驗(yàn)區(qū)域灌溉水源。2017年1月至2018年12月逐月溈水河定位采樣Cd濃度結(jié)果見圖2。2017年溈水Cd濃度范圍為0.001～0.479 μg/L，平均濃度為0.107 μg/L，2018年濃度范圍為0.011～0.904 μg/L，平均濃度為 0.282 μg/L。2017 年溈水Cd濃度在6月和9月最高，2018年溈水Cd濃度在1月和4月最高，2018年溈水Cd平均濃度高于2017年，呈逐年上升趨勢，且年際變化顯著。水體中Cd濃度均符合農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 5084—2005，Cd ≤ 10 μg/L）。

圖2 溈水Cd濃度Fig. 2 Cd concentration of water in Weishui River

2.2 人工濕地系統(tǒng)進(jìn)出水Cd濃度變化

2017年1月至2018年12月逐月定位采集和監(jiān)測人工濕地系統(tǒng)進(jìn)水口和出水口水樣，進(jìn)出水Cd濃度見圖3。2017年人工濕地系統(tǒng)進(jìn)水Cd濃度范圍為 0.034～0.644 μg/L，平均濃度為 0.208 μg/L，出水Cd濃度范圍為0.002～0.189 μg/L，平均濃度為0.054 μg/L；2018年人工濕地系統(tǒng)進(jìn)水Cd濃度范圍為0.090～0.479 μg/L，平均濃度為 0.255 μg/L，出水 Cd濃度范圍為 0.001～0.111 μg/L，平均濃度為 0.063 μg/L。2017年進(jìn)水Cd濃度在2月和12月最高，2月后呈升高趨勢；出水濃度在9月最高，9月至12月濃度變化比其他月份顯著。2018年進(jìn)水Cd濃度在11月最高，出水Cd濃度在8月最高，全年進(jìn)出水Cd濃度均呈先降低后升高趨勢。2018年進(jìn)出水Cd濃度均高于2017年，且進(jìn)水Cd濃度隨著月份變化顯著。進(jìn)出水Cd濃度均符合農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 5084—2005）。

圖3 人工濕地系統(tǒng)進(jìn)出水Cd濃度Fig. 3 Cd concentration in inlet and outlet water of constructed wetland system

2.3 各級人工濕地系統(tǒng)灌溉水Cd濃度及去除率

2017年1月至2018年12月植物塘人工濕地系統(tǒng)各級單元灌溉水中Cd濃度和去除率見圖4，2018年人工濕地系統(tǒng)各級單元灌溉水中Cd平均濃度和累積去除率均高于2017年。2017年進(jìn)水、一級處理、二級處理和三級處理Cd平均濃度分別為0.208、0.082、0.062和0.054 μg/L，一級處理、二級處理和三級處理累積去除率分別為45.65%、63.28%和70.09%；2018年進(jìn)水、一級處理、二級處理和三級處理Cd平均濃度分別為0.255、0.099、0.078和0.063 μg/L，一級處理、二級處理和三級處理累積去除率分別為54.77%、65.26%和74.06%。人工濕地系統(tǒng)各級處理單元灌溉水中Cd濃度均符合農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 5084—2005）。

灌溉水中Cd的濃度在流經(jīng)人工濕地系統(tǒng)各級處理單元過程中呈逐級下降趨勢，2017和2018年人工濕地對灌溉水中Cd的平均去除率達(dá)72.06%，可見潛流與表流復(fù)合植物塘人工濕地系統(tǒng)對去除灌溉水中Cd有較好的效果，降低了灌溉水對稻田Cd的輸入通量。根據(jù)圖4，各級人工濕地系統(tǒng)去除效率從高到低依次為：一級人工濕地＞二級人工濕地＞三級人工濕地。

圖4 人工濕地系統(tǒng)中各級Cd濃度及累積去除率Fig. 4 Cd concentration and cumulative removal rate in constructed wetlands system

2.4 人工濕地系統(tǒng)對水稻糙米Cd累積的影響

2017和2018年早晚稻糙米中Cd含量見圖5。2017年早晚稻糙米Cd含量范圍分別為0.193～0.266和0.257～0.367 mg/kg，平均分別為0.226和0.308 mg/kg；2018年早晚稻糙米Cd含量范圍分別為0.246～0.302和 0.317～0.405 mg/kg，平均分別為 0.276和0.369 mg/kg。2017和2018年晚稻糙米Cd含量均高于早稻糙米，2018年早晚稻糙米Cd含量略高于2017年早晚稻糙米。

圖5 不同小區(qū)糙米Cd含量Fig. 5 Cd content of brown rice in different plots

G1和G5小區(qū)灌溉水未經(jīng)人工濕地處理，G2和G6小區(qū)灌溉水經(jīng)過人工濕地系統(tǒng)凈化。從圖中可以看出，G2和G6小區(qū)種植的早晚稻糙米Cd含量均低于G1和G5小區(qū)的早晚稻糙米，說明通過凈化后的灌溉水灌溉可以一定程度降低糙米中的Cd，人工濕地對水中的Cd能進(jìn)行有效的攔截。2017年G2和G6小區(qū)早稻糙米Cd含量比G1和G5小區(qū)平均降低13.75%，晚稻糙米平均降低24.51%；2018年G2和G6小區(qū)早稻糙米Cd含量比G1和G5小區(qū)平均降低10.50%，晚稻糙米平均降低19.64%。2017年早晚稻糙米Cd含量降低百分比高于2018年早晚稻糙米，晚稻糙米Cd含量降低百分比高于早稻糙米。

3 討論

3.1 灌溉水Cd輸入和濃度變化

溈水上游有一處90年代關(guān)停的錳礦，堆積了大量廢渣。同時(shí)研究區(qū)處于寧鄉(xiāng)市區(qū)下游，城鎮(zhèn)常住人口約70萬，寧鄉(xiāng)工業(yè)制造業(yè)發(fā)達(dá)為全國工業(yè)百強(qiáng)縣，經(jīng)開區(qū)有裝備和建材制造行業(yè)，因此溈水中Cd主要來源于采礦冶煉、工業(yè)生產(chǎn)和生活污水等。逐月采集和監(jiān)測灌溉水源溈水和人工濕地系統(tǒng)灌溉水Cd濃度發(fā)現(xiàn)，按農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 5084—2005），灌溉水均達(dá)標(biāo)，但湖南早晚稻灌溉水量大，致使灌溉水對稻田Cd輸入通量較高。以湖南省用水定額農(nóng)田灌水標(biāo)準(zhǔn)（DB43/T 388—2014，III區(qū)）常規(guī)方式定額和灌溉水中Cd平均濃度來計(jì)算，若溈水沿岸稻田直接采用溈水灌溉，2017年和2018年溈水灌溉對稻田Cd輸入量分別為1.07和2.81 g/hm2。G1和G5小區(qū)采用未經(jīng)人工濕地系統(tǒng)處理的灌溉水灌溉，2017年和2018年灌溉水對小區(qū)Cd輸入量分別為2.07和2.54 g/hm2，G2和G6小區(qū)用處理后的灌溉水灌溉，2017年和2018年灌溉水對小區(qū)Cd輸入量分別為0.54和0.63 g/hm2。灌溉水中Cd輸入2018年均高于2017年，且灌溉水對稻田Cd輸入呈逐年增長趨勢，稻田Cd污染加重。灌溉水未經(jīng)人工濕地系統(tǒng)處理對稻田Cd輸入量較高[7]，對稻田土壤質(zhì)量和水稻品質(zhì)有一定的污染風(fēng)險(xiǎn)，凈化后能有效降低Cd輸入量。本研究表明，未經(jīng)處理灌溉水對稻田Cd輸入量占稻田系統(tǒng)16.94%，在研究區(qū)存在食用農(nóng)產(chǎn)品污染風(fēng)險(xiǎn)的情況下，減少和控制各個(gè)途徑對稻田Cd的輸入，對提高土壤環(huán)境質(zhì)量和實(shí)現(xiàn)食品安全生產(chǎn)有重要意義。

從圖2和圖3發(fā)現(xiàn)，溈水和人工濕地系統(tǒng)灌溉水Cd濃度變化顯著，研究區(qū)為亞熱帶季風(fēng)氣候，濕潤多雨，四季分明，其中4月至7月為降雨量較其他月份高，溈水河道和溝渠水流量增加；而10月至次年2月降雨量較少，河道水流量較低，研究區(qū)有明顯的豐水期、平水期和枯水期，這是造成Cd濃度差異的原因之一[19]，也導(dǎo)致灌溉水輸入稻田Cd通量差異較大。Cd濃度在10月至次年2月較高，4月至7月較低，即水中Cd濃度從高到低依次為：枯水期＞平水期＞豐水期。同時(shí)，灌溉水中的Cd還與人類活動和季節(jié)氣候等時(shí)空變化有關(guān)[20]，灌溉水中Cd濃度隨時(shí)間變化規(guī)律和主要影響因素還需進(jìn)一步探究。

3.2 人工濕地對灌溉水中Cd生態(tài)攔截影響因素

Mohammed和Babatunde[21]在研究垂直流人工濕地系統(tǒng)對重金屬的去除效率時(shí)，構(gòu)建的人工濕地動態(tài)模型對Cd的去除率高達(dá)91%。Liu等[22]設(shè)計(jì)人工濕地系統(tǒng)對中度和重度Cd污染廢水進(jìn)行處理，廢水Cd濃度為0.5和1.0 mg/L，結(jié)果發(fā)現(xiàn)Cd去除率均高達(dá)90%以上。這與本試驗(yàn)結(jié)果相符，本試驗(yàn)灌溉水進(jìn)水平均濃度為0.232 μg/L，植物塘人工濕地系統(tǒng)對Cd的去除效率為72.06%，說明該人工濕地系統(tǒng)對灌溉水中低濃度Cd有較好的去除效果。有研究表明，人工濕地系統(tǒng)對重金屬的去除主要是通過基質(zhì)的吸附沉淀和植物的吸收富集[23]。Galletti等[24]研究表明人工濕地系統(tǒng)中基質(zhì)對水體中Cd的移除貢獻(xiàn)率較高。而基質(zhì)對重金屬的去除效率主要取決于基質(zhì)的類型和數(shù)量，不同基質(zhì)類型的含水率、孔隙度和比表面積不同，導(dǎo)致基質(zhì)對重金屬的吸附、沉淀和離子交換能力不同[25]。和君強(qiáng)等[26]選取沸石等四種材料開發(fā)農(nóng)田Cd污染灌溉水快速凈化裝置，結(jié)果發(fā)現(xiàn)對灌溉水Cd污染凈化率為83.3%，四種材料對灌溉水Cd的吸附量均很高。Bavandpour等[27]研究兩種不同填料的濕地系統(tǒng)去除廢水中的重金屬時(shí)發(fā)現(xiàn)，填充海貝殼砂粒人工濕地系統(tǒng)中的重金屬幾乎完全去除，而填充綠色堆肥的人工濕地系統(tǒng)對重金屬的平均去除率為27%～90%。鄧瀟等[28]使用高錳酸鉀對玉米秸稈生物炭進(jìn)行改性，對水中Cd的去除率為67.03%，最大吸附量為68.97 mg/g。本試驗(yàn)人工濕地系統(tǒng)中的基質(zhì)主要為人造沸石和改性生物炭，灌溉水經(jīng)過一級和二級人工濕地系統(tǒng)的處理凈化，Cd濃度較低，三級人工濕地系統(tǒng)對Cd的平均去除率仍有7.81%（圖4），說明人造沸石和生物炭對Cd有較好的吸附效果，在人工濕地系統(tǒng)中吸附材料對重金屬的去除起到了重要的作用。

濕地植物是人工濕地系統(tǒng)的重要組成部分，不僅可以凈化水質(zhì)，還具有景觀價(jià)值和經(jīng)濟(jì)效益，濕地植物對重金屬具有較強(qiáng)的吸收富集能力。韋菊陽和陳章和[18]比較了梭魚草和蘆葦在人工濕地系統(tǒng)中對Cd的去除效果，結(jié)果顯示兩種植物對Cd的去除率差別不大，停留2 d時(shí)，蘆葦、梭魚草濕地對水中Cd的去除率分別為58.6%和52.6%；停留7 d時(shí)，分別為86.4%和86.0%。陳永華等[29]對梭魚草等17種濕地植物研究發(fā)現(xiàn)，梭魚草在人工濕地系統(tǒng)中的凈化潛力較好。濕地植物對重金屬的吸收富集會受溫度和pH的影響[30]，Sardans等[31]和Fritioff等[32]研究發(fā)現(xiàn)水生植物中Cd的含量會隨著溫度的升高而升高。李光輝等[33]研究發(fā)現(xiàn)幾種濕地植物對Cd的累積量與水體pH呈負(fù)相關(guān)。楊秀敏等[34]發(fā)現(xiàn)植物對Cd的吸收和富集量與土壤pH呈負(fù)相關(guān)。本試驗(yàn)人工濕地系統(tǒng)水體pH為6.0～8.0之間，年均氣溫為16.1 ℃，采集種植前和種植一段時(shí)間后的3種濕地植物，進(jìn)行樣品前處理并測定植株Cd含量，種植后香蒲和梭魚草每株生物量分別為585.37和1 143.39 g。結(jié)果顯示（圖6），種植前香蒲、梭魚草和狐尾藻Cd含量范圍為0.132～0.317 mg/kg，種植后香蒲、梭魚草和狐尾藻Cd含量范圍為0.203～0.860 mg/kg，種植后植株Cd含量比種植前平均升高了1.55～2.71倍，3種濕地植物對Cd的累積量從高到低依次為：香蒲＞梭魚草＞狐尾藻。

圖6 不同類型植物Cd含量Fig. 6 Cd content of different types of plants

2017年3月至8月為濕地植物生長旺盛和環(huán)境溫度較高時(shí)期，人工濕地系統(tǒng)平均去除率為78.52%，高于其他月份平均去除率（66.99%）；2018年3月至8月平均去除率為82.02%，也高于其他月份平均去除率（68.37%）。說明在濕地植物生長旺盛和環(huán)境溫度較高時(shí)期，對灌溉水中Cd的去除效率較好。根據(jù)圖4，香蒲和梭魚草對灌溉水中Cd的平均去除率為50.21%，狐尾藻對Cd的平均去除率為14.06%，3種濕地植物吸收對Cd平均去除率為32.14%。對比3種濕地植物，香蒲對灌溉水中Cd的富集能力較強(qiáng)，梭魚草的生物量較高，狐尾藻的繁殖能力和生命力較強(qiáng)，濕地植物生物量越大對Cd的累積量也越高[22]，表明這3種濕地植物能在一定程度上吸收和富集水體中的重金屬，對灌溉水中低濃度Cd有較好去除效果。

3.3 糙米中Cd累積影響因素

從圖5中發(fā)現(xiàn)，灌溉水經(jīng)過人工濕地系統(tǒng)凈化后灌溉的G2和G6小區(qū)早晚稻糙米Cd含量比未經(jīng)凈化灌溉的G1和G5小區(qū)的糙米Cd含量低，平均降低了17.10%，但G2和G6小區(qū)中早晚稻糙米Cd含量仍超過國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017，Cd≤0.2 mg/kg），早稻糙米平均超標(biāo)1.17倍，晚稻糙米平均超標(biāo)1.48倍。灌溉水中的Cd經(jīng)過人工濕地系統(tǒng)的處理凈化，水中Cd濃度較低，灌溉途徑對稻田Cd輸入通量降低，采集并分析4個(gè)試驗(yàn)小區(qū)土壤Cd含量，各小區(qū)土壤Cd平均含量為0.409 mg/kg，超過國家農(nóng)田土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)風(fēng)險(xiǎn)篩選值（GB 15618—2018，Cd≤0.4 mg/kg），土壤平均pH為5.8。在酸性條件下，土壤中難溶態(tài)的Cd會加速溶解和釋放，轉(zhuǎn)化為活性更高的有效態(tài)Cd，增加了Cd在土壤中的生物有效性和毒性，使水稻更易吸收和富集Cd[35]。除了土壤pH，Cd在土壤—植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化還與土壤Eh、CEC和OM等因素影響[36]。

另一方面，水稻中的Cd不僅來自于灌溉水和土壤，還來源于大氣沉降、固體廢棄物、污泥和農(nóng)用化學(xué)品等[37-38]。同時(shí)，施用肥料帶入土壤的陰離子也會對水稻累積Cd產(chǎn)生影響，如Cl-與Cd2+有很強(qiáng)的配位能力，能減少土壤膠體對Cd的吸附，增加土壤溶液中Cd的濃度，從而提高土壤中Cd的生物有效性[39-40]。所以造成早晚稻糙米中Cd累積和超標(biāo)的主要原因還需進(jìn)一步的探究，從而制定更科學(xué)有效的重金屬防治措施，降低稻田重金屬的輸入和土壤中重金屬的生物有效性，實(shí)現(xiàn)糧食安全生產(chǎn)，減少重金屬通過食物鏈進(jìn)入人體的健康風(fēng)險(xiǎn)。

4 結(jié)論

1）2017年溈水河灌溉水Cd濃度范圍為0.001～0.479 μg/L，平均濃度為 0.107 μg/L，2018 年濃度范圍為 0.011～0.904 μg/L，平均濃度為 0.282 μg/L。水體中Cd濃度均符合農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 5084—2005，Cd ≤ 10 μg/L）。

2）2017年人工濕地系統(tǒng)進(jìn)水Cd濃度范圍為0.034～0.644 μg/L，平均濃度為 0.208 μg/L，出水 Cd濃度范圍為 0.002～0.189 μg/L，平均濃度為 0.054 μg/L；2018年人工濕地系統(tǒng)進(jìn)水Cd濃度范圍為0.090～0.479 μg/L，平均濃度為 0.255 μg/L，出水 Cd濃度為 0.001～0.111 μg/L，平均濃度為 0.063 μg/L。植物塘人工濕地系統(tǒng)能對灌溉水低濃度Cd進(jìn)行有效的生態(tài)攔截，人工濕地系統(tǒng)對灌溉水中Cd的總?cè)コ蕿?2.06%，各級去除效率從高到低依次為：一級人工濕地＞二級人工濕地＞三級人工濕地。

3）2017年和2018年灌溉水Cd輸入量分別為2.07和2.54 g/hm2，而經(jīng)人工濕地系統(tǒng)凈化后輸入量分別為0.54和0.63 g/hm2，比未經(jīng)凈化降低75.56%，凈化后灌溉能降低早晚稻糙米中的Cd含量，降低幅度為10.50%～24.51%。人工濕地系統(tǒng)中吸附材料人造沸石和改性生物炭對Cd有較好的吸附效果，在Cd濃度較低的情況下仍有7.81%去除率。濕地植物香蒲、梭魚草和狐尾藻對灌溉水中低濃度Cd具有較強(qiáng)的富集能力，3種濕地植物種植后植株Cd含量比種植前平均升高了1.55～2.71倍，植物吸收對Cd平均去除率為32.14%。在保證水質(zhì)凈化效果的前提下還具有一定的景觀效應(yīng)和經(jīng)濟(jì)價(jià)值。