全 文 ：　第17卷第6期
2008年11月
长江流域资源与环境
Resources and Environment in the Yang tze Basin
Vol.17 No.6
Nov.2008 　
　　文章编号:1004-8227(2008)06-0920-07
大九湖泥炭藓湿地对磷 、铜污染物净化作用
的模拟研究
胡鸿兴 , 何　伟 , 刘巧玲 , 胡万辉 , 沈　虹 , 任晓迪 , 石宇鹏 , 杨　阳
田艳萍 , 雷卫国 , 彭　博 , 张五州 , 刘　玲 , 钟　鑫 , 陈　侈 , 秦蓓蓓
张南南 , 毛　娜 , 江　丽 , 贾明元 , 沈　娟 , 古南辉 , 陈文方
(武汉大学神农架及长江流域生态考察队 ,湖北 武汉 430072)
摘　要:在大九湖泥炭藓沼泽湿地采用野外实地模拟方法 ,就泥炭藓湿地对铜 、磷两种污染物的净化能力进行了研
究。结果表明 ,磷污染物浓度分别为 10 , 100 , 1 000 mg/ L 时 , 两小时后泥炭藓湿地对该污染物的净化率分别为
93.9%, 69.5%, 66.3%;同样的浓度梯度下 ,对铜污染物的净化率分别为 100.0%, 97.6%, 88.0%。 泥炭藓湿地对
污染物具有很强的净化能力 ,其泥炭层部分在湿地净化污染物中起到重要作用。利用拟一级动力学模型 、修改上
限的拟一级动力学模型 、拟二级动力学模型 、Elovich 模型 、双常数速率模型 、抛物线扩散模型等 6 个模型对泥炭藓
湿地的净化进行动态研究 ,其中后 4 个模型均可模拟湿地净化的动态过程。长期预测以拟二级动力学模型为最
佳。
关键词:神农架大九湖;泥炭藓湿地;净化率;动力学;净化机理
文献标识码:A
　　泥炭藓沼泽作为全球储碳量最丰富的湿地类
型 ,其底层泥炭是由泥炭藓等植被腐烂后经过漫长
的物理化学生物作用形成的。该湿地除了是碳“汇”
外 ,还有助于为河流提供安全清洁的水源[ 1] 。大九
湖作为堵河上游南水北调中线工程水源重要的涵养
地 ,湿地质量直接影响堵河的水质 ,其植被有巨大的
蓄水(包括地下水)、保土 、保肥 、减灾增产 、调节气候
等功能 ,同时 ,泥炭藓湿地底部泥炭又是十分重要的
资源 ,在农业 、工业 、能源 、环境和医疗等领域有着十
分广泛的应用[ 2] 。它的价值体现在处理酸性矿山废
水[ 3] 、处理城市生活污水和工业废水[ 4] 、吸附重金属
及有机化合物以及泥炭作为土壤一部分吸附重金属
保护植被[ 5] 。
对于泥炭净水的报道较多 ,而对泥炭藓湿地净
水能力的研究还未见报道 ,本文在野外实地模拟条
件下研究湿地净化污染水体的生态功能 ,利用动力学
模型[ 6 ～ 8] 探究湿地净水的动态过程 ,为保护和合理利
用大九湖湿地及长江流域的水源区提供科学依据 。
1　材料与方法
1.1　时间与地点
时间:2007年 8 月(实地模拟)至 9月(实验室
分析)。地点概况:大九湖位于神农架林区西部 ,西
通重庆 ,北通陕西 ,南达巴东 ,与长江三峡相接[ 9] 。
实地模拟选取的湿地为泥炭藓沼泽一字号公路边
150 m 处 ,北纬 31°29′18.4″,东经 110°0′10.5″,低于
路面 1.5 m ,在盆地边缘 ,一侧为山丘 ,地表平坦 、低
洼 ,温度 22.6±5.3℃,湿度 99%±1%。主要自然
植被类型为红穗苔草—泥炭藓群落(Com .Carex
argy i-Sphagnum palustre)、葱状灯心草—红穗苔
草群落(Com.Juncus caninus-Carex arg yi)、长叶
地榆群落(Com .Sanguquisobra o f f icinalis)[ 10] 、大
金发藓—泥炭藓群 落(Poly trichum communei-
S phagnum palustre)。
收稿日期:2008-01-07修回日期:2008-03-10
基金项目:联合国环境署全球环境基金(GEE)(编号:02-2· 3· 1)资助项目(2004～ 2008)
作者简介:胡鸿兴(1935～ 　),男 ,湖北省武汉人 ,教授 ,主要从事湿地生态及保护生物学研究.E-m ail:eelak e88@vip.163.com
1.2　填充物及模拟装置
1.2.1　泥炭藓湿地
选取大九湖泥炭藓长势中等的湿地作为实验
地 ,挖取体积为 30±2 cm×40±2 cm ×15±1 cm 的
泥炭藓及其腐根 ,其底层铺厚 5±0.5 cm 的泥炭层 ,
作为泥炭藓湿地的一部分 。
1.2.2　泥炭
除去泥炭藓层及腐根层 ,挖取泥炭 ,体积为 30
±2 cm×40±2 cm×5±0.5 cm ,对泥炭层的净化作
用进行模拟。
1.2.3　模拟装置
模拟箱(图 1)改装于家用整理箱(规格:30 cm
×40 cm×26 cm ,壁厚 0.2 cm ,上海金樽日用品有
限公司),底部侧壁打孔 ,用外径为 3.5±0.1 cm 的
胶塞堵住孔;然后在橡胶塞上打孔 ,从孔中穿入玻璃
管 ,玻璃管箱内部分用纱布包紧(以防泥炭小颗粒堵
住出水口),箱外部分套上乳胶管 ,乳胶管上配止水
夹以防箱内外水进出改变箱中水的体积;箱底层铺
有3.5±0.5 cm 厚的鹅卵石(模拟泥炭层底部母质
层),再覆上纱布以防泥炭大颗粒进入鹅卵石层。
图 1　泥炭藓湿地净化作用模拟装置图
F ig.1　Simulation Dev ice of the Purification
Effects o f the Sphagnum Wetland
1.3　方法
1.3.1　实验试剂 、器材与仪器
(1)试剂:污染物 I(35 g/L(含磷量)KH 2PO 4
溶液)、污染物 II(40 g/L(含铜量)Cu(NO 3)2 溶
液)、1 mol/ L 硫酸 、1+9硝酸。
(2)器材与仪器:自制模拟箱 、聚乙烯试管(带
盖)、玻璃试管(带盖)、铁锹 、米尺 、喷壶 、量筒 、计时
器 、纱布 , UV-2 000型紫外可见分光光度计(上海精
密仪器仪表有限公司)、TAS-990 型火焰原子吸收
光谱仪(北京普析通用公司)。
表 1　模拟实验组设置
Tab.1　Simula tion Experiment Setting
污染物 各污染物浓度(m g/ L)
0 10 100 1 000
泥炭(T) P
Cu
TP0
TCu0
TP10
TCu10
TP100
TCu100
TP1 000
TCu1 000
泥炭藓湿地(W) PCu W P0WCu0
WP10
WCu10
W P100
WCu1 000
WP1 000
WCu1 000
1.3.2　净化动力学测定
根据材料及污染物的不同浓度设置各实验组 ,
编号如表 1。
现场配制浓度分别为 0 ,10 ,100 ,1 000 mg/L 的
磷 、铜污染物溶液 10 L ,配制水体为泥炭藓湿地井
水 ,将污染物加入到模拟箱中 ,计时 ,捏开止水夹 ,用
塑料瓶(300 mL)接流出的污水 ,再将污水倒入模拟
箱中回流(图 1),回流期间分别于 20 、40 、60 、80 、
100 、120 min在底部接取净化了的污染水体 10 mL
于带盖试管中 ,立即加入 1 mo l/L 浓硫酸酸化至
pH <2(对磷),对铜则是加入 1+9硝酸酸化至 pH
<2 ,固定 ,贴上标签。
1.4　分析方法
1.4.1　水样分析
分别采用钼酸铵分光光度法[ 11] 和原子吸收光
谱法[ 12]分析磷 、铜。
1.4.2　数据分析
在评价泥炭藓湿地及泥炭对污染物的净化能力
和泥炭在其中的贡献时 ,引入参数净化率(Purifica-
t ion Rate , P)和泥炭贡献率(Contribut ion Rate ,C),
计算公式如下:
净化率(P)% =
起始污染物含量-2h后水体污染物含量
起始污染物含量 ×100 %
(1)
泥炭贡献率(C)%= 泥炭净化率泥炭藓湿地净化率×100%(2)
实验系统满足:(1)大九湖丰水期挖取的泥炭藓
湿地含水饱和;(2)实验在一个密闭的体系中 ,无水
体流失;(3)6次采样总体积(60 mL ,每次 10 mL)占
实验系统总体积(10 L)的比为 0.6%(<1%),实验
前后污染物溶液体积变化可以忽略不计 ,因此在计
算净化率时 ,(1)中的含量可直接换成浓度计算 。
对湿地净化的动态过程研究采用拟一级动力学
模型 、拟二级反应动力学模型 、抛物线扩散模型 、修
正的 Elovich模型 、双常数速率模型:
921　第 6期　　　　　　胡鸿兴等:大九湖泥炭藓湿地对磷 、铜污染物净化作用的模拟研究
拟一级动力学模型[ 6](Model 1)
ln(qe -qt)=lnqe-k1 t
修改上限的拟一级动力学模型(Model 2)
ln(q′e-qt)=lnq′e-k′1 t
拟二级动力学模型[ 6](Model 3)
t
q t
= 1
k2q2e
+1
qe
t
Elovich 模型[ 6](Model 4)
qt =k-13 ln(a1k3)+k-13 lnt
双常数速率模型[ 5 , 6](Model 5)
lnqt =a2 +k4 lnt
抛物线扩散模型[ 5 , 6](Model 6)
qt =a3 +k5 t1/ 2
式中:qt =(C0 -Ct)V
A
,qt 为 t min 泥炭藓湿地
净化污染物量(mg/cm2 ,由于湿地净化量与湿地质
量的联系无太大意义 ,故用单位面积上的净化量表
示湿地上层 25 cm 的净化污染物量);C0 为污染物
起始浓度(mg/L);Ct 为 t时污染物的浓度(mg/L);
V 为体积(mL);A 为面积(cm2);qe 为净化平衡时
的净化污染物的量;k1 , k2 , k3 , k4 , k5 分别为 5 个模
型的速率常数 , k3 为 Elovich 模型的解吸附速率 ,
a1 , a2 ,a3 分别为后 3个模型的常数项。
采用 Origin软件进行数据处理和绘图 。
2　结果与讨论
2.1　泥炭藓湿地及泥炭对不同污染物的净化效果
2.1.1　相同浓度下泥炭藓湿地及泥炭对两种污染
物的净化能力
实验中发现 W P1 000模拟箱中的泥炭藓变黄 ,高
浓度磷污染物 1 000 mg/L 对泥炭藓有一定影响 ,表
现为植株叶片变黄 ,然而 ,湿地植被部分的破坏只是
暂时影响了净化进程 ,前 1 h 湿地的净化能力与泥
炭的净化能力相当 ,随后 1 h 湿地非泥炭部分的净
化能力表现出来 ,湿地的净化能力要强于泥炭的净
化能力(图 2)。
20 min 后 ,铜浓度已很低(图 3)。100 m in 时
W Cu10组中铜浓度已降到 0.02 mg/ L , 120 min 时火
焰原子吸收光谱仪已不能检出其浓度 ,其含量与空
白对照组铜含量接近 ,为国家地表水 I 类水质标准(
≤0.01 mg/L), T Cu10组中的铜浓度 0.75 mg/L 和
TCu100组中的铜浓度 0.58 mg/ L在 2 h后也符合国家
地表水 II类水质标准(≤1 mg/ L)。
2.1.2　同一净化基质下泥炭藓湿地及泥炭对不同
浓度的两种污染物的净化速率
净化速率为单位时间内湿地净化污染物的量 ,
是反映湿地净化动态过程的一个重要参数 。表 2列
出了不同取样时间段泥炭藓湿地对不同污染物的净
化速率。不同取样时间相比 , 0 ～ 20 min 的净化速
率均最大 ,是其他时间段的十倍至百倍。前 20 min
出现如此高的净化速率 ,这与泥炭对污染物的吸附
密切相关 ,对比同浓度的泥炭藓湿地与泥炭净化污
染物的速率 ,有的时间段泥炭的净化速率甚至超过
泥炭藓湿地的净化速率。不同浓度梯度相比 ,各浓
度梯度净化速率与起始浓度值呈正相关 。对 120
min 内各采样点数据进行线性拟合 ,该时间段净化
速率可用线性拟合曲线斜率的绝对值来表示(表 2 ,
20 ～ 120 min)。可以发现 ,泥炭藓湿地的净化速率
大于泥炭的净化速率。可见 ,泥炭藓湿地的泥炭藓
层及腐根土壤层对净化含磷水体也有较大作用。
W Cu10组的净化速率为 0.009 mg/L ·min ,W Cu100组
的净化速率为 0.013 mg/ L·min , T Cu10组的净化速
率为 0.003 mg/ L· min ,据此可认为净化速率为 0
mg/ L·min ,其净化作用已经达到平衡 。
图 2　泥炭藓湿地与泥炭对同浓度
磷污染物的净化速率
Fig.2　Purifica tion of Sphagnum Wetland and
Tur f to Pho sphate in the Same Concentration
922 　　　　　　　　　长江流域资源与环境　　　　　　　　　　　　　　第 17卷　
表 2　泥炭藓湿地与泥炭对不同污染物不同时间段的净化速率(mg/ L ·min)
Tab.2　Purification Rates of Sphagnum Wetland and Turf U sing Different Po llutants at Diffe rent Sampling Interv als
实验组 取样时间(min)
0～ 20 20～ 40 40～ 60 60～ 80 80～ 100 100～ 120 20～ 120 R2
TP10 0.198 0.032 0.060 0.062 0.018 0.057 0.046 0.985
TP100 1.398 0.160 0.220 0.100 0.300 0.280 0.156 0.900
TP1000 23.312 0.333 1.997 0.499 0.166 0.166 0.342 0.551
WP10 0.325 0.080 0.012 0.017 0.030 0.007 0.026 0.869
WP100 2.516 0.459 0.220 0.000 0.160 0.120 0.169 0.870
WP1000 25.475 4.326 1.664 11.148 0.166 0.998 2.520 0.625
TCu10 0.482 0.007 0.007 0.001 0.002 0.001 0.003 0.869
TCu100 4.289 0.197 0.034 0.364 0.075 0.069 0.122 0.854
TCu1000 37.284 2.867 0.482 1.554 1.099 0.723 1.270 0.948
WCu10 0.422 0.001 0.000 0.022 0.012 0.008 0.009 0.871
WCu100 4.896 0.043 0.018 0.007 0.003 0.004 0.013 0.777
WCu1000 36.533 2.251 1.340 1.340 0.214 0.214 0.954 0.824
2.1.3　泥炭藓湿地及泥炭对两种污染物的净化率
依据 1.4.2中的公式可以得到 2 h后净化率。
图 3　泥炭藓湿地与泥炭对同浓度铜的净化速率
Fig.3　Purification o f Sphagnum Wetland and
Turf to Blue stone in the Same Concentra tion
　　从表 3的数据可以看出 ,泥炭藓湿地对水体的
净化能力要强于泥炭对污染水体的净化能力 ,同时
泥炭又是泥炭藓湿地净化水体的重要部分 。磷污染
物浓度为 10 mg/L 的条件下 ,泥炭净化水体的贡献
率达到 90.7%,其平均贡献率也超过 70%;而铜污
染条件下 ,泥炭净化水体的平均贡献率甚至达到
96.2%。
2.2　泥炭藓湿地对磷 、铜污染物净化的比较
20 min时(图 2 和图 3),磷污染条件下各浓度
C/C0 的平均值为 0.446 ,而铜的平均值仅为 0.144 ,
表明泥炭藓湿地对铜的净化效率更高 ,20 min就可
以使其浓度降到起始的 14.4%,而磷的各浓度C/C0
平均值 120 min后才到 23.5%(>14.4%),此时铜
的各浓度 C/C0 平均值已降到 4.8%。泥炭藓湿地
对不同类型污染物有不同的净化效率 ,而且对重金
属类污染物(如铜)的净化效率比对非金属类无机污
染物(如磷酸盐 、硝酸盐等)的净化效率要高。
20 min以后 ,在各个浓度梯度 ,磷的净化速率
都大于铜的净化速率。铜的净化速率随浓度和时间
而减缓 ,C/C0 平均值的变小 ,表明泥炭藓湿地对铜污
染物的净化已经接近或者达到平衡位置。120 min
时 ,各浓度磷的平均净化率为 76.6%, 而铜的这一值
表 3　泥炭藓湿地与泥炭对不同污染物的净化率
Tab.3　Purifica tion Ratio s of the Sphagnum Wetland and Turf U sing Different Po llutants
污染物浓度(mg/ L) P
10 100 1 000
平均值 Cu
10 100 1 000
平均值
泥炭藓湿地净化率(%) 93.9 69.5 66.3 76.6 100.0 97.6 88.0 95.2
泥炭净化率(%) 85.2 45.1 49.1 59.8 92.5 99.4 82.9 91.6
泥炭贡献率(%) 90.7 64.9 74.1 76.6 92.5 101.8 94.2 96.2
923　第 6期　　　　　　胡鸿兴等:大九湖泥炭藓湿地对磷 、铜污染物净化作用的模拟研究
为 95.2%,铜的净化率接近上限值 100%。这表明
泥炭藓湿地对铜的净化能力要强于磷的净化能力 ,
这是由铜归宿的多元性所决定 。从泥炭对泥炭藓湿
地净化磷 、铜污染物的贡献率看(表 2),泥炭在泥炭
藓湿地净化铜污染物中发挥的作用要大于其在泥炭
藓湿地净化磷污染物中发挥的作用 。
2.3　泥炭藓湿地净化污染物的动力学研究
对于一个吸纳污染物的系统来说 ,吸附是净化
的一部分 ,净化系统还包括稀释系统 、化学络合 、生
物富集系统 。净化动力学是吸附动力学的一个扩
展 ,本文采用吸附动力学的模型探讨泥炭藓湿地的
净化动力学。净化动力学方程能评价泥炭藓湿地的
净化效率 。
首先用拟一级动力学模型 、拟二级动力学模型
对实验数据进行拟合 ,由于净化系统在 2 h 中还没
有完全达到平衡 ,故 qe 是通过拟合得到的估计值 。
拟一级动力学模型的拟合度并不理想(R2 =0.226
～ 0.902),很可能是由于净化尚未达到平衡 , qe 比
实际的要小;通过调整 qe 值(=qmax)得到的修改上
限的拟一级动力学模型 ,拟合度明显加强(R2 =
0.643 ～ 0.980)。尽管修改后的一级动力学模型能
在一定程度上反映净化的动态过程 ,但湿地的净化
毕竟不是由单一因素所决定 ,而是存在多个净化位
点 ,因此这个模型也不能很好地反映泥炭藓湿地这
一非均相体系。拟二级动力学模型的拟合度十分理
想(R2 =0.883 ～ 1.000),这表明泥炭藓湿地净化机
理的复杂性 ,从该模型得到的参数分析 ,浓度梯度升
高一个数量级 ,速率常数下降 3个数量级;污染物浓
度越大 ,单位时间净化一定量的污染物所需要的泥
炭藓湿地面积越小 ,这是高浓度下 ,系统更容易捕获
污染物的结果。
表 4　泥炭藓湿地净化不同污染物动力学模型拟合参数
Tab.4　Pa rameters of K inetic Equation o f the Purification(the Sphagnum Wetland)to Different Po llutants
实验组 q120 ,e
mg/ cm 2
拟一级动力学模型
qe
mg/ cm2 k1min-1 R2 D120 , c%
修改上限的拟一级动力学模型
qe
mg/ cm2 Bmg/ cm 2 k

1
min-1 R2
D120 , c%
拟二级动力学模型
qe
mg/ cm2 k2cm2/mg·min R2 D 120 , c%
W P10 0.078 0.075 1 0.060 1 0.902 4.1 0.083 3 0.803 6 0.016 8 0.964 0.1 0.085 6 1 592.8 0.998 0.7
WP100 0.579 0.552 4 0.066 7 0.897 4.7 0.833 3 0.684 0 0.004 4 0.910 1.1 0.619 6 4.203 8 0.998 1.4
WP1000 5.522 5.293 8 0.045 5 0.226 4.5 8.333 3 0.454 6 0.006 0 0.643 4.3 6.851 7 0.003 1 0.883 1.0
WCu10 0.083 0.082 7 0.175 4 0.719 0.8 0.083 3 2.523 6 0.035 1 0.971 0.2 0.084 1 1 684.1 1.000 0.1
WCu100 0.813 0.789 5 0.112 9 0.564 2.9 0.833 3 1.563 9 0.018 9 0.792 0.3 0.843 1.669 4 0.998 0.2
WCu1 000 7.335 7.049 8 0.102 3 0.711 3.9 8.333 3 1.266 3 0.007 3 0.980 0.3 7.618 5 0.002 3 0.999 0.9
实验组 q120 ,e
mg/ cm 2
Elovich模型
a1
cm2/m g·min
k3
cm2/m g R2
D120 ,c%
双常数速率模型
a2
mg/ cm2
k4
mg/ cm2·min R2
D120 , c%
抛物线扩散模型
a3
mg/ cm2
k5
mg/ cm2·min R2
D120 , c%
W P10 0.078 0.046 9 77.160 5 0.966 0.6 -3.477 8 0.197 3 0.953 1.5 0.041 5 0.003 5 0.928 2.0
W P100 0.579 0.673 9 11.875 1 0.970 0.1 -1.356 8 0.170 4 0.961 0.5 0.336 2 0.022 7 0.931 1.1
WP1000 5.522 1.551 8 0.943 8 0.497 0.8 0.622 2 0.223 5 0.468 1.6 2.201 1 0.314 5 0.577 2.3
WCu10 0.083 1.00×1016 574.713 0.980 0.2 -2.584 6 0.021 3 0.979 0.2 0.078 5 0.000 5 0.939 0.4
WCu100 0.813 547.145 5 17.096 9 0.882 0.2 -0.570 2 0.076 5 0.890 0.3 0.643 9 0.016 1 0.884 0.9
W Cu1000 7.335 812.311 3 1.641 6 0.979 0.5 1.557 6 0.090 2 0.982 0.3 5.522 0.167 8 0.978 0.3
　　考虑到泥炭藓湿地系统不仅净化污染物 ,同时
还会释放污染物 ,这两者在平衡时 ,净化和释放的速
率几乎接近 。依据 Elovich 模型 ,可以得到污染物
从泥炭藓湿地系统游离的速率(表 4),该值随污染
物浓度升高而下降 ,同样是由于在高浓度下 ,系统也
容易丢失污染物 。由该模型还可以得到湿地净化的
初始净化速率 ,湿地对铜的初始净化速率要远远大
于磷 。
在研究湿地质量传输过程时 ,采用抛物线扩散
模型 ,如果截距 a3 为 0 ,该模型的拟合效果很差 。
若 a3不为 0 ,则拟合效果较好 ,这很可能是由于湿
地水体的稀释作用使湿地在初始时就获得了一个净
化值。
表 4中 q120 , e为 120 min时实测值 , q120 , c为模型
预测值 ,通过预测值对实测值的偏差可以用来评价
模型拟合的效果 , 6 个模型 D120 , c的平均值分别为
3.5%, 1.5%,0.7%,0.4%,0.7%,1.2%,可见拟合
R
2 值大的模型其拟合效果不一定很好。将各时刻
实测值与预测值进行 t 检验 , P 值范围分别为:
0.004 6 ～ 0.995 3 , 0.186 3 ～ 0.925 4 , 0.726 3 ～
924 　　　　　　　　　长江流域资源与环境　　　　　　　　　　　　　　第 17卷　
0.861 0 , 0.984 8 ～ 1.000 0 , 0.868 0 ～ 0.997 5 ,
0.981 2 ～ 1.000 0 ,用 Elovich 模型的拟合效果很
好。因此 ,泥炭藓湿地的净化符合拟二级动力学模
型 、Elovich 模型 、双常数速率模型 、抛物线扩散模
型 。但考虑到要进行长期预测及湿地净化的上限 ,
拟二级动力学模型外的几个拟合效果好的模型预测
值都将趋于无限大 ,与实际不符 ,故拟二级动力学模
型为最佳(图 4)。
图 4　6 个模型对泥炭藓湿地净化不同污染物的长期预测
F ig.4　Prediction of the Purification(the Sphagnum Wetland)to Different Po llutants Using Six M ode ls
2.4　泥炭藓湿地的净化机理探讨
大九湖泥炭藓湿地的净化是泥炭藓湿地化学 、
物理和生物等众多因素共同作用的结果(图 5)。湿
地的净化部分包括基质部分和生物体部分。基质部
分有土壤层(无机质和有机腐殖层)、泥炭层 、砾石层
等;生物部分有泥炭藓的叶片 、根(存活根和腐根)、
微生物等 。
对磷(PO 3-4 )的净化主要是泥炭藓叶片的吸收 ,
微生物的吸收和土壤 、泥炭与砾石层的吸附。对铜
(二价)的净化主要是泥炭藓叶片和根的富集吸收 ,
土壤有机腐殖质的络合作用 、泥炭的物理吸附作用
等[ 13 , 14] 。
图 5　泥炭藓湿地净化污水模式图
Fig.5　Purifica tion Mechanism of Sphagnum Wetland
3　结论
研究证实了泥炭藓湿地对污染水体强大的净化
能力 ,泥炭在湿地净化水质中扮演着重要角色。泥
炭藓湿地对铜的净化效率要高于磷 ,并且泥炭藓湿
地对铜的净化速率 ,在低浓度(2 h)达到平衡 。
在对泥炭藓湿地的净化进行动态研究中拟二级
动力学模型 、Elovich模型 、双常数速率模型 、抛物线
扩散模型等模型均可模拟湿地净化的动态过程 。从
长期预测考虑 ,拟二级动力学模型为最佳 。
大九湖泥炭藓湿地作为天然湿地 ,由于人类不
合理的开发利用 ,沼泽湿地面积日益减少 ,部分沼泽
草甸化 ,泥炭藓被大量采集出售[ 15] 。泥炭藓一旦遭
到不可恢复的破坏 ,湿地的泥炭资源也将失去来源
和改变性质 ,大九湖湿地净化水体的生态功能也将
丧失 ,而作为南水北调中线工程水源重要的涵养地 ,
其水质也难以保障 ,因此保护和合理利用大九湖泥
炭藓湿地迫在眉睫 。
925　第 6期　　　　　　胡鸿兴等:大九湖泥炭藓湿地对磷 、铜污染物净化作用的模拟研究
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ON SIMULATING THE PURIFICATION EFFECTS OF THE
SPHAGNUM WETLAND USING THE WASTEWATER THAT
CONTAIN PHOSPHORUS AND CUPRUM IN DAJIUHU
HU Hong-x ing ,HE Wei , LIU Qiao-ling ,H U Wan-hui ,SHEN Hong , REN Xiao-di ,SHI Yu-peng ,
YANG Yang ,TIAN Yan-ping , LEI Wei-guo , PENG Bo ,ZHANG Wu-zhou ,LIU Ling ,ZHONG Xin ,
CHEN Chi ,Q IN Bei-bei ,ZHANG Nan-nan ,MAO Na , JIANG Li , JIA M ing-yuan ,
SHEN Juan ,GU N an-hui ,CHEN Wen-fang
(Ecological E xpedit ion Team to Shennongjia and the Changjiang River Basin ,Wuhan University ,Wuhan 430079 , China)
Abstract:The purif ication ef fects of the sphagnum wet land on the contaminated w ater w ere studied.Tw o
kinds of compounds (which are phosphate and bluestone)were used as pollutants in this study and the
simulation boxes w ere int roduced into the study .10 L polluted w ate r w as added into eve ry box ,using four
grads o f concentration of each element -0 , 100 , 1000 ,1000 mg/L.T he experimental results indicated that:
the purif icat ion rate of the three kinds of w ater po lluted by the phosphate(concentrations are 10 , 100 , 100
mg/L , respectively)were 93.9%, 69.5%,66.3% af ter tw o hourspurification o f the sphagnum wet land ,
while purif icat ion rate po lluted by the bluestone unde r the same condit ion w ere 100.0%, 97.6%, 88.0%.
S o a conclusion is made that the purif ication ability of the sphagnum wet land is very high , and the turf
play s an impor tant part in purification o f the sphagnum we tland.The dynamic processes of the purification
of the sphagnum wetland w ere tested using six kinetic models.The processes could be described w ell by
pseudo-second-order kinetic model , Elovich model , tw o-constant rate model , hype rbolic diffusion model.
However , considering the prediction ,pseudo-second-o rder kine tic model is the best.
Key words:Shennongjia DaJiuhu;sphagnum wet land;purif icat ion ratio;kine tics;purification mechanism
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