不同營養(yǎng)條件對薏苡人工濕地去除Cr(Ⅵ)的影響*

金隆英 李 帥 李志剛 李素麗 王學(xué)禮 范曉蘇 程夕冉

(廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，廣西 南寧 530005)

鉻普遍存在于環(huán)境中，通常水體含鉻量較少，但污染地區(qū)水中鉻濃度較高，主要與產(chǎn)生鉻的行業(yè)廢水、農(nóng)用殺蟲劑及城市生活污水等有關(guān)[1]。鉻的危害主要來源于Cr(Ⅵ)，其進入人體和生物后不能自然降解，能長期富集積累，可能會引起鼻炎、咽炎，甚至鼻穿孔等癥狀[2]，還可改變DNA的轉(zhuǎn)錄過程，導(dǎo)致嚴重的染色體變異等危害[3]。

大量研究表明，人工濕地種植植物對含鉻污水具有較好的凈化效果。MANCARELLA等[4]研究表明，許多鹽生植物能耐受并積累高濃度重金屬離子，由于鹽生植物可生存于多種不利環(huán)境中，因此利用它對重金屬進行植物富集和萃取有極大的潛力，這為鹽度較高地區(qū)構(gòu)建人工濕地提供了依據(jù)。ISABELLE等[5]利用輪藻修復(fù)污水中的重金屬，對銅、鋅、鎘等都有一定的去除作用。ALEMU等[6]研究發(fā)現(xiàn)，人工濕地對制革廢水、生活污水[7-8]、煉油廠廢水[9]中的鉻等都有很好的處理效果。李愷等[10]、譚良良等[11]研究表明，隨著生活污水濃度的增加，人工濕地對污水中Cr(Ⅵ)的去除能力顯著提高，得出改善人工濕地的營養(yǎng)狀況有利于提高人工濕地對Cr(Ⅵ)的凈化效果。李帥[12]研究表明，相同氮磷濃度條件下，Hoagland營養(yǎng)液與生活污水灌溉人工濕地，凈化污水中Cr(Ⅵ)的能力差異顯著。試驗初期，生活污水灌溉條件下，凈化污水中Cr(Ⅵ)的能力比Hoagland營養(yǎng)液灌溉強，而Hoagland營養(yǎng)液灌溉的人工濕地中有機質(zhì)含量及微生物量均呈升高趨勢并接近生活污水中的含量，可推測營養(yǎng)充足的條件可能更利于人工濕地對含鉻污水的處理。本研究擬通過構(gòu)筑小型人工濕地，研究不同營養(yǎng)條件下薏苡(CoixaquaticaRoxb.)人工濕地對污水中Cr(Ⅵ)的凈化效果，為人工濕地處理含鉻污水提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與培養(yǎng)方法

以廣西野生濕生品種薏苡為供試材料，參考彭姿等[13]報道，利用聚氯乙烯(PVC)板制作1.5 m×0.5 m×0.6 m的微型人工濕地池，在池內(nèi)裝填約50 cm厚的細沙(粒徑0～8 mm)基質(zhì)，距池底約10 cm處安裝水龍頭作為出水口。分別以1/2(體積比)Hoagland營養(yǎng)液(Y)、1/2 Hoagland營養(yǎng)液+生活污水(Y+W)和生活污水(W)為小型薏苡垂直流人工濕地系統(tǒng)的水源。每個濕地池種植薏苡12株，以K2Cr2O7形式加入Cr(Ⅵ)，設(shè)3個重復(fù)。

苗在人工濕地中長至20 cm左右進行鉻脅迫試驗(2018年8月17日)，采用間歇進水方式，進水中Cr(Ⅵ)約0(對照)、10、30 mg/L，進水浸泡濕地池3 d后排水，每7天為一個循環(huán)，至2018年11月12日試驗結(jié)束。

生活污水背景值：COD 36.50～41.50 mg/L，TN 6.91～8.81 mg/L，TP 0.87～1.15 mg/L，氨氮4.91～7.09 mg/L，總鉻0.05～0.10 mg/L，Cr(Ⅵ) 0.02～0.03 mg/L。所用細砂的含鉻量約為13 mg/kg。

1.2 試驗方法

1.2.1 取 樣

分別于鉻處理25、50、75 d后采集出水水樣、薏苡和基質(zhì)樣。每個重復(fù)挖取3株薏苡，帶回實驗室烘干，用于干質(zhì)量和鉻含量測定，同時在距主根系10 cm處均勻取5個濕地基質(zhì)樣品，在距表面10、20、30、40 cm深度處各取一個濕地基質(zhì)樣品，取樣后小心剔除殘留的根系，混勻，帶回實驗室避光條件下自然風(fēng)干用于鉻化學(xué)形態(tài)測定。

1.2.2 鉻的測定

將植株根、莖、葉分離，根系去離子水沖洗干凈，再用20 mmol/L乙二胺四乙酸二鈉浸泡30 min，以去除根系表面吸附的鉻，然后將樣品烘干后粉碎過100目篩。參考李瓊[14]13-14的方法進行消煮，用原子吸收光譜儀(A700)測定總鉻。

采用分光光度計(UV752N)測定水樣中的Cr(Ⅵ)。

1.2.3 濕地基質(zhì)中鉻化學(xué)形態(tài)的測定

參考經(jīng)典的TESSIER等[15]五步連續(xù)提取法，按一定土液比提取可交換態(tài)鉻(F1)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉻(F2)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鉻(F3)、有機物結(jié)合態(tài)鉻(F4)和殘渣態(tài)鉻(F5)，并采用原子吸收光譜儀測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2010作圖表，SPSS-Statistics 17進行計算和統(tǒng)計分析，并用Duncan檢驗法對顯著性差異進行多重比較。

2 結(jié)果分析

2.1 營養(yǎng)條件對薏苡干質(zhì)量的影響

由表1可知，同一進水源不同Cr(Ⅵ)濃度下各處理地上、地下部干質(zhì)量間均差異顯著；隨著Cr(Ⅵ)濃度的增加，地上、地下部干質(zhì)量均呈顯著降低趨勢，SDW/RDW總體下降。Y30和W30處理下，地上、地下部干質(zhì)量減少最多，地上部分別比相應(yīng)對照減少了36.50%、38.16%，地下部干質(zhì)量分別減少了41.67%、48.59%。(Y+W)處理的地上部、地下部干質(zhì)量均大于相應(yīng)Cr(Ⅵ)濃度的Y、W處理。單株薏苡的SDW/RDW為0.30～0.37。

表1 營養(yǎng)條件對薏苡干質(zhì)量的影響1)

2．2 營養(yǎng)條件對薏苡鉻積累的影響

由表2可知，根、莖、葉中總鉻均隨處理時間的延長和Cr(Ⅵ)濃度的提高而提高；不同器官之間相比較，總鉻依次為根>葉>莖。根中總鉻和總鉻增幅均為W>(Y+W)>Y；莖、葉中總鉻為W>Y>(Y+W)、總鉻增幅為Y>W>(Y+W)。

根中總鉻均隨處理時間的延長總體顯著提高，其增幅依次為W>(W+Y)>Y，其中以75 d為例，W30處理增幅最大，總鉻為對照的19.66倍，Y30處理的增幅最小，總鉻為對照的13.72倍。

莖中總鉻隨處理時間的延長呈升高趨勢，為其相應(yīng)對照的0.78～36.50倍。處理25 d時，Y10、(Y+W)10和W10莖中總鉻分別為相應(yīng)對照的10.05、1.53、1.54倍，而Y30、(Y+W)30和W30則分別為相應(yīng)對照的26.90、3.19、5.49倍；增加最多的是Y30處理，50、75 d時分別為對照的22.55、36.5倍。

葉中鉻含量變化趨勢與根、莖相類似。25、75 d時Y30處理增加最多，分別為對照的23.71、13.72倍；50 d時，同一進水源不同Cr(Ⅵ)濃度處理間差異顯著，其中增加最多的是W30，為對照的21.33倍。

2.3 不同營養(yǎng)條件對基質(zhì)中鉻化學(xué)形態(tài)的影響

由實驗結(jié)果可知，隨處理時間的延長，F(xiàn)1含量總體呈升高的趨勢。不同時期，F(xiàn)1含量總體表現(xiàn)為W>Y>(Y+W)。25 d時，W10和W30處理的F1分別為對照的11.82、5.94倍；50 d時，Y30、(Y+W)30和W30處理的F1分別比相應(yīng)對照增加了3.34、0.78、4.53倍；75 d時，Y10、W10、W30和Y30處理的F1分別為相應(yīng)對照的3.82、2.27、8.90、6.02倍。

F2含量隨著處理時間的延長呈先增加后減少的趨勢。不同Cr(Ⅵ)濃度處理和不同時期F2含量變化趨勢均不一致。25 d時，Y、W處理的F2含量均隨Cr(Ⅵ)濃度的升高而增加，但(Y+W)處理呈降低趨勢，(Y+W)30處理的F2最少，比對照減少了68.53%；50、75 d時，Y、(Y+W)和W處理的F2隨Cr(Ⅵ)濃度的增加而總體呈先升高后降低趨勢。50 d時，Y、W處理的F2隨Cr(Ⅵ)濃度的增加而變化不顯著，而(Y+W)30處理的F2比對照顯著增加12.39倍；75 d時，Y30和W30處理的F2分別比相應(yīng)對照減少45%、74%左右。相同Cr(Ⅵ)濃度處理的F2依次為(Y+W)>W>Y。隨處理時間的延長，F(xiàn)3含量變化趨勢與F1相似。25 d時，F(xiàn)3含量增幅依次為W>Y>(Y+W)，Y30、(Y+W)30和W30處理的F3分別為相應(yīng)對照的20.80、2.30、22.10倍；50、75 d時F3增幅依次為(Y+W)>W>Y，其中75 d時(Y+W)30處理的增幅最大，為其對照的11.09倍。

隨著處理時間的延長，F(xiàn)4呈增加的趨勢。相同Cr(Ⅵ)濃度處理下，75 d時，F(xiàn)4增幅依次為W>(Y+W)>Y，W30處理的F4增幅為對照的21.09倍，但(Y+W)30處理的F4含量最高；25、50 d時，F(xiàn)4增幅依次為Y>W>(Y+W)，25 d時Y30處理的F4為對照的29.13倍，50 d時Y30、(Y+W)30和W30處理的F4分別為相應(yīng)對照的34.36、16.92、45.15倍。

表2 不同處理下薏苡體內(nèi)不同器官中的總鉻

F5隨處理時間的延長呈升高的趨勢。相同Cr(Ⅵ)濃度處理下，F(xiàn)5增幅總體(Y+W)>Y>W，其中75 d時(Y+W)30處理的F5增幅最大，為其對照的10.39倍。

各鉻形態(tài)中，F(xiàn)5含量較大，其次是F3和F4，且各鉻形態(tài)在處理期間其含量所占比例有變化，但F5所占比例始終最大；W處理下F1～F5均較高。

2.4 營養(yǎng)條件對基質(zhì)中總鉻的影響

由表3可知，基質(zhì)中的總鉻隨處理時間延長而總體升高；基質(zhì)中的總鉻依次為W>(Y+W)>Y。相同進水源的各處理下，25 d時總鉻總體差異不顯著；50 d時W30和Y30處理總鉻分別為相應(yīng)對照的2.40、2.64倍，且差異顯著；75 d時W30和(Y+W)30處理總鉻分別為相應(yīng)對照的3.44、3.58倍。

表3 基質(zhì)中的總鉻

2.5 不同營養(yǎng)條件下人工濕地出水中的Cr(Ⅵ)

由表4可知，出水Cr(Ⅵ)隨著處理時間的延長總體呈升高趨勢，隨著Cr(Ⅵ)濃度的增加而增加；出水Cr(Ⅵ)總體依次為Y>(Y+W)>W。整個處理時間內(nèi)，不同Cr(Ⅵ)濃度下Y處理間均差異顯著。50 d時，(Y+W)10、W10分別比相應(yīng)對照增加了2.80、1.96倍；75 d時，Y30、(Y+W)30、W30處理Cr(Ⅵ)分別為相應(yīng)對照處理的41.04、40.18、33.48倍。

3 討 論

研究表明，較高濃度的Cr(Ⅵ)處理對植物的生長有一定的抑制作用。李志剛等[16]研究表明，污水中Cr(Ⅵ)超過10 mg/L時薏苡的生長就會受到抑制。本研究表明，不同濃度Cr(Ⅵ)處理下，地上部、地下部干質(zhì)量隨Cr(Ⅵ)濃度的增加而呈降低的趨勢，但不同的營養(yǎng)條件下，不同Cr(Ⅵ)濃度處理對植物生長的抑制程度不同，(Y+W)處理下地上部、地下部干質(zhì)量均高于Y、W處理，這與李瓊[14]17研究結(jié)果相一致。這可能與研究所用生活污水中氮磷等養(yǎng)分濃度較低有關(guān)，本研究所用生活污水TN、TP分別為6.91～8.81、0.87～1.15 mg/L ，顯著低于Hoagland營養(yǎng)液中氮、磷等營養(yǎng)元素含量，可能會導(dǎo)致植物生長得不到足夠的營養(yǎng)，而(Y+W)處理增加了進水營養(yǎng)元素含量，其中的生活污水又含有大量的微生物和有機質(zhì)等成分。微生物和有機質(zhì)的存在有利于污水中鉻的化學(xué)形態(tài)轉(zhuǎn)化，有機質(zhì)是微生物代謝的主要能源和碳源。基質(zhì)微生物是基質(zhì)中的活性膠體，具有比表面積大、代謝活動旺盛和帶電荷等特性，對基質(zhì)鉻的化學(xué)形態(tài)有較大影響[17]。因此，(Y+W)處理降低了Cr(Ⅵ)的含量，從而減輕其毒害，有利于人工濕地植物的生長，受到抑制程度也最低。

表4 不同營養(yǎng)條件下出水中的Cr(Ⅵ)

植物修復(fù)過程中，根是吸收重金屬的主要器官，本研究不同營養(yǎng)液條件不同濃度Cr(Ⅵ)處理下各器官總鉻均表現(xiàn)為根>葉>莖，均隨處理時間的延長和Cr(Ⅵ)濃度的提高而提高，也與馬智宏等[18]、趙魯?shù)萚19]的研究相似。不同營養(yǎng)條件下，W處理下薏苡各部位對鉻積累能力較強，(Y+W)處理下薏苡各部位對鉻積累能力較弱，這與丁巧蓓等[20]研究結(jié)果一致，說明不同水源不同器官對鉻的吸收存在差異，這可能與供水中營養(yǎng)成分、有機質(zhì)、微生物等含量有密切關(guān)系，Hoagland營養(yǎng)液中由于微生物和有機質(zhì)都較缺乏，不利于進水中Cr(Ⅵ)的轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致莖、葉對鉻的積累量提高。W處理下營養(yǎng)不平衡且含量較低，但微生物和有機質(zhì)對進水中的Cr(Ⅵ)有較強的的轉(zhuǎn)化作用，導(dǎo)致根及基質(zhì)的鉻積累量增加，一定程度上減輕了地上部對鉻的積累。(Y+W)處理下，由于生活污水的存在，莖、葉總鉻較少。

基質(zhì)質(zhì)地、有機質(zhì)含量等對鉻遷移和形態(tài)轉(zhuǎn)化有顯著的影響[21]，而鉻的化學(xué)形態(tài)、數(shù)量及比例將直接影響其在土壤中的遷移、轉(zhuǎn)化及毒性[22]。本研究表明，隨處理時間的延長，F(xiàn)1、F3、F4和F5總體增加，F(xiàn)2先升后降，這與李玉會等[23]研究結(jié)果相似。W處理下F1～F5均較高，這可能是因為生活污水中的有機物一方面為重金屬提供結(jié)合位點，另一方面，也是濕地微生物的能量來源，對重金屬在基質(zhì)中的遷移轉(zhuǎn)化具有重要作用[24-25]。

鉻在土壤中以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)兩種形式存在，Cr(Ⅵ)不穩(wěn)定、容易被還原為Cr(Ⅲ)，氧化還原作用在鉻的形態(tài)轉(zhuǎn)化過程中起重要作用，Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的相互轉(zhuǎn)化能影響其生物有效性和毒性[26]，而基質(zhì)中的有機質(zhì)含量與此過程密切相關(guān)。肖文丹[27]發(fā)現(xiàn)，土壤中有機質(zhì)能使大部分的Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)化為Cr(Ⅲ)，從而沉淀穩(wěn)定于土壤中。本研究通過向基質(zhì)(粒徑0～8 mm細沙)中添加不同的水源，來改變基質(zhì)中微生物及有機質(zhì)含量，從而影響Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的相互轉(zhuǎn)化，使植物對鉻的積累量和出水中Cr(Ⅵ)含量存在差異。W、(Y+W)處理有利于增加基質(zhì)中有機質(zhì)含量，使Cr(Ⅵ)還原螯合積累于基質(zhì)中，使得出水Cr(Ⅵ)較低。

4 結(jié) 語

不同水源處理下植物對鉻的積累量不同，添加生活污水處理的植物對鉻的積累量較高，且對鉻的各種形態(tài)含量具有影響，如F2先升高后降低，F(xiàn)1、F3、F4和F5均升高。因此，通過改變?nèi)斯竦刂兄参锷L的營養(yǎng)條件和增加人工濕地的微生物量，可以增強其對污水中Cr(Ⅵ)的凈化能力。