2016, Vol. 35文章信息
- 喻理, 许蒙, 叶长城, 陈喆, 彭亮, 孙健, 刘孝利, 铁柏清
- YU Li, XU Meng, YE Chang-cheng, CHEN Zhe, PENG Liang, SUN Jian, LIU Xiao-li, TIE Bo-qing
- 香蒲-表面流湿地系统净化灌溉水过程中镉的分布和累积
- Cadmium distribution and accumulation in surface-flow constructed wetland system with planted Typha Angustifolia L.
- 农业环境科学学报, 2016, 35(8): 1573-1579
- Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(8): 1573-1579
- http://dx.doi.org/10.11654/jaes.2016-0443
文章历史
- 收稿日期: 2016-04-01
2. 中山大学环境科学与工程学院, 广州 510275 ;
3. 广东工业大学环境科学与工程学院, 广州 510006
2. School of Environmental Science and Engineering, Sun Yat-sen University, Guangzhou 510275, China ;
3. School of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China
近年来，随着社会和经济的迅猛发展，重金属污染已经成为各个国家普遍面临的环境问题之一[1]。根据2014年全国土壤污染状况调查显示，土壤镉的点位超标率达7.0%，在全国55 个污灌区和1378 个污灌土壤样品中，各类污染总点位超标率分别达71.0%和26.4%，镉为主要污染物之一[2]。与此同时，粮食作物对镉的吸收积累能力较强，尤以水稻为甚[3]。即使在低Cd 污染稻田土壤上种植水稻，稻米中镉的含量也可能会超过国家粮食安全生产标准。由于镉的隐蔽性和易富集性，在不影响水稻生长的情况下极易大量富集于稻米中[4]，并最终通过食物链危害人体健康[5-6]。同时，有研究表明，我国南方双季稻稻田土壤中镉的主要输入源为灌溉水、大气沉降、化肥施用等，其中灌溉水是南方稻田中Cd的最大输入途径，以Cd 浓度10μg·L-1(农田灌溉水质标准GB 5084—2005)计，灌溉水Cd 输入量＜占输入总量的73%(其他输入项以最大值计)；即使灌溉水含量以5 μg·L-1(农田灌溉水水质标准GB 5084—1992)计，若没有其他镉输入项如磷肥、有机肥等，仍可能会给稻田的生产带来镉污染风险[7]。人工湿地(Constructed Wetlands，CWs)是近年来迅速发展起来的一种污水处理技术，与传统处理方法相比，人工湿地技术具有投资少、能耗低、操作和维护简单、处理效率高等优点[8-9]，但多应用于生活污水、污水厂尾水及受污染地表水处理，对农田灌溉水的净化研究少见[10]，且少有人研究实际应用中Cd 在香蒲和湿地中的分布与累积规律。本文通过构建野外简单的表面流人工湿地系统，通过对灌溉污水的净化效果，探索Cd 在人工湿地系统中的分布与累积规律，为进一步研究和推广人工湿地系统净化农田灌溉水中Cd 污染提供一定的理论依据。
1 材料与方法 1.1 供试湿地 1.1.1 供试湿地基本情况本试验湿地示范点位于湖南省株洲市茶陵县高陇镇水头村(113.825 7ºE，23.024 6ºN)。湿地建设如图 1。该地由两个田块改造而成，考虑农村农田流转与实验结束后的农田恢复等问题，±田埂而建造。该田块靠近河床，深层土为细沙，为防止水向下渗透造成水量流失，在湿地底部铺盖防渗膜，防渗膜上铺垫15cm 土壤作底泥，其Cd 背景值为0.95±0.13 mg·kg-1，pH值为6.03±0.08。
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| 图 1 湿地结构与采样点分布 Figure 1 Distribution of water quality sampling points |
湿地系统＜占地1 188.50 m2，一级表面流人工湿地为610.50 m2，二级表面流人工湿地为578.00 m2，有效水深为0.60 m。湿地平均表面水力负荷为0.37 m3·d-1·m-2，平均流速为18.36 m3·h-1，平均水力停留时间为1.62 d。
1.1.2 供试水源供试水源为河水，水源上游存在挖砂场与排污企业湘东钨矿，河水pH波动范围在6~8 之间。
1.1.3 供试植物供试植物为狭叶香蒲(Typha angustifolia)，移栽时间为7 月初，移栽前香蒲根茎部分Cd 含量为16.36±0.26 mg·kg-1，香蒲茎叶部分Cd 含量为0.62±0.12 mg·kg-1。依据文献[11]设定香蒲的种植密度为27株·m-2。
1.2 试验方法 1.2.1 水样采集与处理设置3 个采集点，位置如图 1 所示，分别为湿地入水口、盂号点位、湿地出水口。每半个月采1 次样品，每次采集1 L水样，直接加10 mL 硝酸保存。样品按国家标准方法硝酸消解法消解(HJ 677—2013)。样品最终采用原子吸收分光光度计-石墨(GTA120，美国Varian)进行测定。
1.2.2 底泥采集与处理如图 1所示，底泥采样点位设置在一级人工湿地与二级人工湿地中6个点位。除3、4 点位之外(其间由管道连接未经湿地处理)，其余采样点位皆均布(下同)，每个点位采集底泥1 kg，采集深度为0~15 cm。每隔30 d采1 次样。土样置于避光处自然风干，敲碎、研磨、过100 目筛。
采用欧盟标准局提出的BCR 提取法[12]，提取底泥样品中不同形态的Cd。包括B1-酸溶态(如水溶态、可交换态与碳酸盐结合态)、B2-可还原态(铁锰氧化物结合态)、B3-可氧化态(有机物-硫化态)和B4-残渣态。实验采用形态分析标准参照物进行质量保证[GBW07436(GSF-2)]，用ICP-OES(美国PE8300)测定底泥各形态Cd 的值。
1.2.3 植物采样与处理如图 1所示，在一级人工湿地与二级人工湿地中设置6 个点位，每15 d于各点位采集长势相近的植株3株，连根拔起。采集后先用自来水洗净植物表面泥土，再用去离子水清洗3 次，拆分香蒲为地下根茎与地上茎叶两部分，分别按编号装入信封，于103 ℃烘箱内杀青1 h，再置于65 ℃烘箱中烘至恒重；然后用高速植物粉碎机将样品粉碎，装入封口袋中保存。植物样品在电热消解仪中采用混合酸(HNO3:HClO4=4:1，V/V)湿法进行消解。用ICP-OES(美国PE8300)测定植物样品Cd含量。
1.3 数据处理所有数据均采用3 次重复的平均值依标准偏差来表示。采用SPSS19. 0(Statistical Product and ServiceSolutions，19.0)统计分析软件进行单因素方差分析，采用Microsoft Excel 2016 绘图。
富集系数=地下根茎Cd浓度/底泥Cd 浓度
转运系数=地上茎叶部分Cd 浓度/地下根茎Cd浓度
2 结果与分析 2.1 水样检测结果6次水质监测时间段为9月24日—12月10日。水样浓度变化情况如表 1 所示。湿地入水口Cd含量变化幅度不大，变化范围为7.54~10.20 μg·L-1，平均浓度为8.86 μg·L-1。根据GB 5084—2005灌溉水水质标准，镉超标频数为1(Cd＞10 μg·L-1)；而根据GB5084—1992 灌溉水水质标准，6 次全部超标(Cd＞5μg·L-1)。湿地平均水力停留时间为1.62 d，湿地出水口Cd 浓度范围为1.11~3.99 μg·L-1，平均出水浓度为2.70 μg·L-1。Cd 去除率范围为51.47%~85.75%，平均去除率为68.88%。湿地各采样点位Cd 含量具有显著性差异，说明表面流湿地能有效降低灌溉水中Cd 含量，对灌溉水中Cd 有显著的去除效果。
三次底泥的采样日期介于9 月24 日—12 月10日。系统运行前，底泥Cd 浓度为0.95±0.13 mg·kg-1。运行后，湿地各点位底泥中Cd 含量如表 2 所示。结果显示，不同时间不同点位底泥的Cd 含量变化幅度大，底泥中Cd 含量都超过了国家土壤环境质量标准(GB15618—2008)，底泥中Cd 含量的变化范围为1.85~19.35 mg·kg-1，最高值出现在点位1 的第三次采样，最低值则出现在点位6 的第三次采样。从同一时间各点位Cd 含量关系看，第一次采样各点位Cd 含量大小为1＞2＞3≈4≈5＞6(“＞”表示差异性显著，“≈”表示差异性不显著。下同)；第二次采样各点位Cd 含量大小为1＞2＞3≈4＞5＞6；第三次采样各点位Cd 含量大小为1＞2＞4＞3＞5＞6。从三次采样结果中不难发现，底泥中Cd 含量整体上随着沿程的增加呈逐渐下降趋势。从时间关系看，随着时间的延长，部分点位底泥中Cd 含量出现一定的上升趋势，尤其在点位1、2，上升趋势明显。各点位Cd 含量的差异性也随着时间的增加趋于显著，如点位3、4、5 Cd 含量的差异性，说明在进水-出水口的沿程上，底泥中Cd 含量的差异性会随着时间的推移越来越明显，各点位对Cd 的累积速率不一致。
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图 2 表示，10 月10 日—12 月10 日三次样品中各个点位重金属Cd 各形态的百分比变化情况。B1、B2、B3、B4 分别代表酸溶态(如水溶态、可交换态与碳酸盐结合态)、可还原态(铁锰氧化物结合态)、可氧化态(有机物-硫化态)、残渣态。从图 2 可以看出，Cd 各形态比例大小的平均值基本为B2＞B1＞B3＞B4。B2 所占百分比较大，百分比范围为35.39%~50.83%；B1 百分比范围为27.82%~45.52%；B4 的百分比范围为8.93%~25.07%；B3 百分比范围为3.31%~27.25%。从同一采集时间不同点位关系看，各点位之间四种形态并没表现出一定的趋势与规律；从不同时间同一点位关系看，各点位中各种形态也没有表现出一定的趋势与规律。
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| 图 2 湿地各点位三次监测底泥中Cd的形态分布 Figure 2 Cadmium species distribution in respective sediments |
香蒲移栽前，茎叶部分Cd 含量为0.62±0.12 mg·kg-1。采集时香蒲生长情况正常，据研究证明，11 月份前香蒲会不断生长[13]，且香蒲具有较强的耐寒性[14]，当地又处于低纬度区Ⅱ相对较暖，所以在采集期内没有出现大面积枯萎现象。香蒲地上茎叶部分Cd含量如表 3所示。各个点位香蒲地上茎叶部分Cd的含量变化幅度较大，变化范围在0.87~14.65 mg·kg-1之间，尤其以点位1对Cd的积累量较大。从同一时间不同点位Cd 含量大小关系看，六个点位Cd 含量大小为：1＞2＞3＞4＞5＞6。这表明Cd 含量在香蒲地上的茎叶部分，随着沿程增加不断降低。从不同时间同一点位Cd含量大小关系看，各点位Cd 含量随着时间的延长，Cd含量不断升高，趋势明显。但各点位Cd 含量升高速度并不相同。点位1 Cd 含量升高趋势明显，点位2~6在前期Cd含量升高明显，后期增长趋缓。
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香蒲移栽前，根茎部分Cd 含量为16.36±0.26mg·kg-1，香蒲地下根茎含量如表 4所示。各个点位香蒲地上茎叶部分Cd 的含量幅度变化较大，点位1 对镉的积累量最大，其Cd 含量变化范围在30.05~127.39 mg·kg-1之间。从不同点位同一时间香蒲地下根茎部分Cd 含量大小关系看：9 月24 日各点位Cd含量大小为1＞2＞3≈4＞5＞6；10 月10 日为1＞2＞3＞4＞5＞6；10 月24 日为1＞2＞3≈4≈5＞6；11 月10 日为1＞2＞3≈4≈5＞6；10 月24 日为1＞2＞3＞4＞5＞6；12 月10日为1＞2＞3≈4≈5＞6。结果表明，香蒲地下根茎部分中Cd 含量，沿着湿地水流沿程方向不断降低；从不同时间同一点位Cd 含量大小关系看，各点位Cd 含量随着时间的延长逐渐升高。结合表 3，比较香蒲地上部分与地下部分，可知香蒲地下根茎部分Cd 的积累能力远远大于地上茎叶部分，地下根茎部分最高可达127.39 mg·kg-1，地上茎叶最高仅有14.65 mg·kg-1。
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表 5 表示香蒲的富集系数以及地下部分对地上部分的转运系数。各点位香蒲富集系数范围为6.58~41.26，最高值出现在点位5 的第三次采样，最低值出现在点位1 的第三次采样，结果表明香蒲对Cd 有较强的富集能力。从同一时间不同点位香蒲的平均富集系数来看，基本随着沿程延长，富集系数呈普遍降低的趋势，越靠近入水口趋势越明显，说明随着沿程的延长土壤中重金属Cd 含量的增长速率小于植物中对Cd的吸收速率。从不同时间同一点位的富集系数看，除点位5 与6 第三次采样，各点位富集系数随着时间推移表现为逐渐降低，越靠近进水口趋势越明显。香蒲富集系数如表 5所示，各点位香蒲的转运系数范围为0.037~0.107。转运系数较低，说明香蒲对Cd向上转能的能力较弱。
Lim等[15]研究表明，由于络合作用和螯合作用，湿地水中大多数重金属被基质和植物根茎所固定，随着沿程流动时，水中Cd 会被湿地中的底泥与植株根茎拦截、吸收、吸附而逐渐降低。还有研究表明人工污水加入模拟湿地系统后，Cd 主要存留在土壤中，且随Cd 处理浓度的增大土壤中Cd 含量显著增加[16]。因此，试验底泥中Cd 含量随着水中Cd 浓度降低而显著下降，且越接近入水口，底泥中的Cd含量越高。从时间推移来看，底泥中各点位Cd 的浓度随着时间推移而增加，越靠近入水口底泥对Cd 的累积速度越快，各个点位之间的浓度差也会越来越大。如点位1三个月内增加的Cd 含量为13.27 mg·kg-1，点位2 三个月内增加的Cd含量为6.48 mg·kg-1。李庆华[17]也研究了重金属在湿地基质中的分布规律及富集性，其研究结果表明基质中重金属随距离的增加而减少，部分点位Cd 含量差异不明显，浓度差异不大。这与本文研究结果相似。
本试验采用BCR 提取法，分别提取了酸溶态(如水溶态、可交换态与碳酸盐结合态)、可还原态(铁锰氧化物结合态)、可氧化态(有机物-硫化态)、残渣态。其中酸溶态的Cd 最为活泼，在中性条件Cd 即可释放，并能直接被植物吸收。酸溶态中Cd 的碳酸盐结合态，在弱酸性条件下就易释放，且受pH 影响大。酸溶态越大，其活性越高。可还原态则易在还原性条件下释放，残渣态是最稳定的形态。非残渣态的比例越高说明其潜在生物有效性越大，也越易发生解析[18]。从图 2 可以看出，非残渣态的比例高达74.93%~90.07%，说明在湿地中Cd 的潜在生物有效性相当大。重金属可以从水体向沉积物中转移，沉积物中的重金属也可能在一定条件下再次释放到水体中，所以表层沉积物既是重金属的“汇”，也是潜在的污染源[19]。因此，湿地底泥中的Cd 容易发生解吸，导致二次污染，若用湿地处理重金属，则一定要在尾端设置预防措施，防止湿地中的Cd 发生解吸，造成二次污染。从图 2还可以看出，湿地底泥中Cd 的形态，并没有随着沿程的延长或者时间推移产生一定的规律；但郑邵建等[20]研究表明，随淹水时间延长底泥中Cd 形态会不断由高活性向低活性形态转化。这两者差异可能归因于郑邵建等测定的是风干后再重新调制的土浆，也可能是因为其试验为盆栽静态试验。
3.2 Cd在香蒲中含量分布试验结果表明，所有点位香蒲中Cd 含量基本呈现下降的趋势。这是因为水中Cd 会随着水流沿程增加而逐渐下降[15]，而香蒲体内Cd 的蓄积量会随着水中Cd 浓度(＜1.5 mg·kg-1)下降而急剧下降[21]，随底泥中Cd 浓度降低而降低[22]。Lesage E等[23]也研究了人工湿地中基质和植物相对重金属延程变化的积累情况，结果表明植物中Cd随距离的增加而减少，与本试验结果一致。此外，叶志鸿等[24]研究了重金属在香蒲不同生长期中同一部位的分布，结果表明Cd含量大小依次为：老叶＞成熟叶＞嫩叶；老根＞成熟根＞嫩根。说明香蒲植株各部位Cd 含量随时间推移不断富集，且所采集的香蒲样品长势基本一致，避开了其新发幼体。因此，在同一点位的香蒲中Cd 含量会随着时间的推移而升高。
本试验所采集的香蒲地下根茎部分Cd 的含量高，最高达127.39 mg·kg-1，地上茎叶部分仅有14.65mg·kg-1；香蒲富集系数范围为6.58~41.26，转运系数范围为0.037~0.107。说明香蒲对Cd 有着较强的富集能力，更适合于Cd 的根际过滤，根系吸收的Cd 通过韧皮部转运时移动性较低[25]，向上转运能力较差，其对Cd 的吸收富集主要在地下部分[26-27]。这与香蒲的耐性机理、根部对重金属吸收积累外排以及根细胞壁的区隔化等作用有关，可用于减轻Cd 对植物重要部分的损害[22, 28-29]。香蒲作为多年生挺水植物，具有适应性强、生物量大，生长速度快等优点，对镉也具有较高耐性，尤其在Cd2+浓度小于1 mg·kg-1 时随着Cd2+浓度的增大对Cd2+去除效率升高[30]，是净化低浓度Cd 的优良水生植物。但其局限性在于必须通过拔除地下根系来清除镉污染，尤其运用到农业生产中，香蒲移除与栽种都需要一定劳动力，与现今农村劳动力匮乏的情况相悖。若能找到促进香蒲向地上部分转运的方法或者渠道，使香蒲对Cd 积累量转移到地上部分，将更有利于香蒲在湿地中净化灌溉水中Cd 的推广应用。
4 结论(1) 在平均水力停留时间为1.62 d的条件下，湿地对Cd 的平均去除率为68.88%。
(2) 湿地底泥中Cd 含量随着沿程的延长逐渐下降；同时随着时间的推移，各点位Cd 含量呈一定的上升趋势；Cd 在底泥中的形态分布为B2＞B1＞B3＞B4，其潜在有效性大，容易发生解吸造成二次污染。
(3) 香蒲地下根茎Cd 含量较高，最高可达127.39mg·kg-1，地上茎叶Cd含量较小，最高为14.65 mg·kg-1，其富集系数与转运系数范围分别为6.58~41.26、0.037~0.107，说明香蒲具有净化灌溉水中Cd 的潜力。此外，沿着湿地水流沿程方向，重金属Cd 在香蒲中的含量递增，且随着时间的推移增加。
| [1] | Lottermoser B G. Natural enrichment of top soils with chromium and other heavy metals, Port Macquarie, New South Wales, Australia[J]. Australian Journal of Soil Research , 1997, 35 (5) : 65–117. |
| [2] | 环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[J]. 中国环保产业 , 2014 (5) : 10–11. M EP, M LR. National survey of soil pollution bulletin[J]. China Environmental Protection Industry , 2014 (5) : 10–11. |
| [3] | Arao T, Kawasaki A, Baba K, et al. Effects of water management on cadmium and arsenic accumulation and dimethylarsinic acid concentrations in Japanese rice[J]. Environmental Science & Technology , 2009, 43 (43) : 9361–9367. |
| [4] | Chaney R L, Reeves P G, Ryan J A, et al. An improved understanding of soil Cd risk to humans and low cost methods to phytoextract Cd from contaminated soils to prevent soil Cd risks[J]. Biometals , 2004, 17 (5) : 549–553. DOI:10.1023/B:BIOM.0000045737.85738.cf |
| [5] | 张兴梅, 杨清伟, 李扬. 土壤镉污染现状及修复研究进展[J]. 河北农业科学 , 2010, 14 (3) : 79–81. ZHANG Xing-mei, YANG Qing-wei, LI Yang. Progress of status and remediation of soil cadmium pollution[J]. Journal of Hebei Agricultural Sciences , 2010, 14 (3) : 79–81. |
| [6] | |
| [7] | Zhao F J, Ma Y B, Zhu Y G, et al. Soil contamination in China:Current status and mitigation strategies[J]. Environmental Science & Technology , 2015, 49 (27) : 750–759. |
| [8] | Lloyd J R, Klessa D A, Parry D L, et al. Stimulation of microbial sulphate reduction in a constructed wetland:Microbiological and geochemical analysis[J]. Water Res , 2004, 38 (7) : 1822–1830. DOI:10.1016/j.watres.2003.12.033 |
| [9] | Ran N, Agami M, Oron G. A pilot study of constructed wetlands using duckweed for treatment of domestic primary effluent in Israel[J]. Water Res , 2004, 38 (9) : 2241–2248. DOI:10.1016/j.watres.2004.01.043 |
| [10] | 张清. 人工湿地的构建与应用[J]. 湿地科学 , 2011, 9 (4) : 373–379. ZHANG Qing. Construction and application of artificial wetlands[J]. Wetland Science , 2011, 9 (4) : 373–379. |
| [11] | 马凡凡, 王颖, 贾如宾. 不同香蒲种植密度对模拟污水的净化试验研究[J]. 北方环境 , 2013 (5) : 28–30. MA Fan-fan, WANG Ying, JIA Ru-bin. Purification test study on simulated sewage by means of Typha orientalis Presl. planting density[J]. Northern Environment , 2013 (5) : 28–30. |
| [12] | Ure A M, Quevauviller Ph, Muntau H, et al. Speciation of heavy metals in soils and sediments:An account of the improvement and harmonization of extraction techniques undertaken under the auspices of the BCR of the commission of the european communities[J]. International Journal of Environmental Analytical Chemistry , 1993, 51 (1-4) : 135–151. DOI:10.1080/03067319308027619 |
| [13] | 熊霞, 孙庆业. 芦苇和香蒲地上部N和P积累动态及适宜收获时期分析[J]. 植物资源与环境学报 , 2014, 23 (1) : 71–77. XIONG xia, SUN Qing-ye. Analyses on accumulation dynamics of N and P in above-ground part and appropriate harvest period of Phragmites australis and Typha orientalis[J]. Journal of Plant Resources & Environment , 2014, 23 (1) : 71–77. |
| [14] | 黄娟, 杨思思, 李润青, 等. 低温域湿地植物根际硝化强度及氨氧化微生物研究[J]. 环境科学研究 , 2014, 27 (8) : 857–864. HUANG Juan, YANG Si-si, LI Run-qing, et al. Nitrification intensity and ammonia-oxidizing microorganisms in wetland plant rhizosphere soil at low temperature[J]. Research of Environmental Sciences , 2014, 27 (8) : 857–864. |
| [15] | Lim P E, Tay M G, Mak K Y, et al. The effect of heavy metals on nitrogen and oxygen demand removal in constructed wetlands[J]. Science of the Total Environment , 2003, 301 (1-3) : 13–21. DOI:10.1016/S0048-9697(02)00304-2 |
| [16] | 陈桂葵, 陈桂珠. 镉在白骨壤模拟湿地系统中的分布、迁移及净化效应[J]. 应用生态学报 , 2005, 16 (3) : 550–554. CHEN Gui-kui, CHEN Gui-zhu. Distribution, migration and purifying effect of cadmium in artificial Avicennia marina wetland system[J]. Chinese Journal of Applied Ecology , 2005, 16 (3) : 550–554. |
| [17] | 李庆华. 人工湿地植物重金属分布规律及富集性研究[D]. 长安大学, 2014. LI Qing-hua. Spatial distribution and accumulation characteristics of heavy metals in constructed wetlands plants[D]. Changan University, 2014. |
| [18] | 葛光环. 表流人工湿地中重金属的迁移及累积规律研究[D]. 长安大学, 2014. GE Guang-huan. Spatial study on the migration and accumulation of heavy metals in a surface flow constructed wetland[D]. Changan University, 2014. |
| [19] | Ryssen R V, Leermakers M, Baeyens W. The mobilization potential of trace metals in aquatic sediments as a tool for sediment quality classification[J]. Envir Science & Policy , 1999, 2 (1) : 75–86. |
| [20] | 郑绍建, 胡霭堂. 淹水对污染土壤镉形态转化的影响[J]. 环境科学学报 , 1995, 15 (2) : 142–147. ZHEN Shao-jie, HU Ai-tang. Flooding on contaminated soil pick form transformation[J]. Research of Environmental Sciences , 1995, 15 (2) : 142–147. |
| [21] | 张弛, 袁亚光, 钦佩, 等. 香蒲对重金属镉的耐性及吸收途径研究[J]. 南京大学学报 , 2013, 49 (4) : 506–511. ZHANG Chi, YUAN Ya-guang, QIN Pei, et al. Characteristics of cadmium tolerance and absorption in Typha angustifolia[J]. Journal of Nanjing University , 2013, 49 (4) : 506–511. |
| [22] | 王永凤, 郭朝辉, 苗旭峰, 等. 东方香蒲对重度污染土壤中As、Cd、Pb的耐性与累积特征[J]. 农业环境科学学报 , 2011, 30 (10) : 1966–1971. WANG Yong-feng, GUO Zhao-hui, MIAO Xu-feng, et al. Tolerance and accumulation characteristics of Typha orientalis presl for As, Cd and Pb in heavily contaminated soils[J]. Journal of Agro-Environment Science , 2011, 30 (10) : 1966–1971. |
| [23] | Lesage E, Rousseau D P L, Meers E, et al. Accumulation of metals in the sediment and reed biomass of a combined constructed wetland treating domestic wastewater[J]. Water Air & Soil Pollution , 2007, 183 (1-4) : 253–264. |
| [24] | 叶志鸿, 陈桂珠, 蓝崇钰, 等. 铅锌矿废水中重金属在宽叶香蒲(Typha latifolia)的积累与分布[J]. 植物生态学报 , 1992, 16 (1) : 72–79. YE Zhi-hong, CHEN Gui-zhu, LAN Chong-yu, et al. Mining waste of heavy metals in cattail(Typha latifolia) accumulation and distribution[J]. Chinese Journal of Plant Ecology , 1992, 16 (1) : 72–79. |
| [25] | 李冰, 舒艳, 李科林, 等. 人工湿地宽叶香蒲对重金属的累积与机理[J]. 环境工程学报 , 2016, 10 (4) : 2099–2108. LI Bing, SHU Yan, LI Ke-lin, et al. Accumulation and mechanism of heavy metals in Typha latifolia L. in constructed wetland[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering , 2016, 10 (4) : 2099–2108. |
| [26] | Demırezen D, Aksoy A. Accumulation of heavy metals in Typha angustifolia(L.) and Potamogeton pectinatus(L.) living in Sultan Marsh(Kayseri, Turkey)[J]. Chemosphere , 2004, 56 (7) : 685–696. DOI:10.1016/j.chemosphere.2004.04.011 |
| [27] | Carranza-Ávarez C, Alonso-Castro A J. Accumulation and distribution of heavy metals in Scirpus americanus, and Typha latifolia, from an artificial lagoon in San Luis Potosí, México[J]. Water Air & Soil Pollution , 2007, 188 (1) : 297–309. |
| [28] | 赵艳, 徐迎春, 吴晓丽, 等. Cu胁迫对狭叶香蒲体内元素吸收分配的影响[J]. 生态学杂志 , 2009, 28 (4) : 665–670. ZHAO Yan, XU Ying-chun, WU Xiao-li, et al. Element absorption and distribution in Typha angustifolia under Cu stress Cu[J]. Journal of Ecology , 2009, 28 (4) : 665–670. |
| [29] | 万敏, 周卫, 林葆. 镉积累不同类型的小麦细胞镉的亚细胞和分子分布[J]. 中国农业科学 , 2003, 36 (6) : 671–675. WAN Min, ZHOU Wei, LIN Bao. Subcelluar and molecular distribution of cadmium in two wheat genotypes differing in shoot/root Cd partitioning[J]. Scientia Agricultura Sinica , 2003, 36 (6) : 671–675. |
| [30] | 吴晓丽, 罗玉明, 徐迎春, 等. 狭叶香蒲吸收Cd2+的动力学特征[J]. 广西植物 , 2008, 28 (4) : 511–514. WU Xiao-li, LUO Yu-ming, XU Ying-chun, et al. The kinetics characteristic of Cd2+ absorption of Typha angustifolia[J]. Guihaia , 2008, 28 (4) : 511–514. |