叢枝菌根強化型生態(tài)浮床處理煤化工模擬含鹽廢水

　　含鹽廢水是常見(jiàn)的工業(yè)廢水之一, 主要來(lái)自煤化工、制革、印染和油品煉制等行業(yè).雖然鹽分不像重金屬、有機污染物對環(huán)境危害那么大, 但含鹽廢水過(guò)多排放還是對環(huán)境造成了明顯影響.調查表明, 我國部分湖水、河水的電導率近年來(lái)都呈明顯的上升趨勢, 例如, 由于工業(yè)和生活污水排放導致太湖從碳酸鹽鈣型水轉化成氯化鹽鈉型水, 山東南四湖水體電導率在2006~2012年的6年間增加了88%.在淡水資源日趨緊張的背景下, 這些變化無(wú)疑會(huì )影響飲用水安全、淡水養殖、農業(yè)灌溉等, 鹽堿水灌溉越來(lái)越多就是具體表現之一.

　　控制含鹽廢水的排放, 一要加快廢水排放標準中涉鹽指標的制定, 二要探索有效的廢水脫鹽技術(shù).目前廢水排放標準涉鹽指標的制定已取得進(jìn)展, 如國標《污水排入城鎮下水道水質(zhì)標準》(GB/T 31962-2015)、行業(yè)標準《污水排入城鎮下水道水質(zhì)標準》(CJ 343-2010)、北京市地方標準《水污染物綜合排放標準》(DB11/307-2013)和上海市地方標準《污水綜合排放標準》(DB31/1999-2009)中都對溶解性總固體(total dissolved solids, TDS)做了規定.脫鹽技術(shù)對含鹽廢水排放控制也至關(guān)重要, 但目前可選的有效技術(shù)非常有限.總體上, 含鹽廢水處理技術(shù)可分為兩大類(lèi), 一類(lèi)是僅對含鹽廢水的非鹽目標物進(jìn)行處理, 如COD、總氮、總磷和有機污染物等, 但并不處理鹽分, 所以達標排放時(shí)鹽濃度仍可能很高, 這也是地表水含鹽量持續增加的主要原因之一; 另一類(lèi)是將鹽和其他污染物一并處理, 降低廢水鹽濃度和污染物濃度, 這是今后應該重點(diǎn)發(fā)展的技術(shù).目前最常用的脫鹽技術(shù)是蒸發(fā)塘技術(shù)、“雙膜”技術(shù)(超濾或納濾膜+反滲透膜)+結晶技術(shù), 隨著(zhù)國家對蒸發(fā)塘技術(shù)使用的限制, “雙膜”技術(shù)得到快速發(fā)展, 并在煤化工、石化等行業(yè)應用較多.雖然“雙膜”技術(shù)脫鹽效果好, 但投資、運行、維護成本非常高, 僅適用于高濃鹽水(TDS>10 000 mg ·L-1), 而且結晶鹽目前還只能按“危險廢物”處理, 所以, 該技術(shù)不適用于中小企業(yè)或中低鹽廢水的處理.也有些企業(yè)嘗試應用電滲析等技術(shù), 但由于缺點(diǎn)明顯還未得到企業(yè)的認可.所以, 探索經(jīng)濟有效的中低鹽廢水脫鹽技術(shù)仍是含鹽廢水處理必須要面對的問(wèn)題.

　　生態(tài)浮床技術(shù)具有不占用土地面積、兼具水體凈化與景觀(guān)美化雙重功能、環(huán)境友好、易管理和經(jīng)濟性好等特點(diǎn), 在地表水、城市污水、廢水等處理中應用越來(lái)越多, 對重金屬、營(yíng)養鹽去除顯示出較好效果.基于生態(tài)浮床技術(shù)的作用原理, 其在廢水脫鹽方面可能發(fā)揮良好作用, 在土地資源不緊張的區域有很好的應用前景, 但目前這方面的探索還比較少.此外, 普通浮床植物通常耐污染能力差、吸收污染物效率低、廢水中長(cháng)勢差, 從而影響了生態(tài)浮床的功能, 一定程度上限制了其應用.

　　眾多研究表明, 叢枝菌根(AM)真菌能增強植物的抗鹽脅迫能力, 作用機制包括增加植物養分吸收、改善根際土壤條件、增強植物光合作用、促進(jìn)相容性溶質(zhì)積累和增強抗氧化酶活性, 所以AM真菌被認為能生物改善鹽堿地土壤并在應用上獲得進(jìn)展.但AM真菌在生態(tài)浮床上的應用非常少, 這主要與之前AM真菌一直被認為只存在于陸生環(huán)境中有關(guān), 近幾年才有不少學(xué)者對濕生環(huán)境AM真菌種群結構和功能進(jìn)行了探索.如李世陽(yáng)發(fā)現接種AM真菌能明顯促進(jìn)蘆葦對廢水中高錳酸鹽指數和苯酚的降解.因此, 本研究擬將AM真菌接種在生態(tài)浮床植物上, 搭建AM真菌強化型生態(tài)浮床, 處理煤化工模擬含鹽廢水.

　　1 材料與方法1.1 試驗材料1.1.1 供試植物

　　選擇美人蕉(Canna indica)、旱傘草(Cyperus alternifolius)為供試植物.美人蕉是最常見(jiàn)景觀(guān)植物, 根系發(fā)達; 旱傘草根系發(fā)達, 外觀(guān)漂亮.每個(gè)浮床均由這2種植物組成.購買(mǎi)植物幼苗后, 保留3條根系, 其余剪去, 在滅菌土壤中生長(cháng)一個(gè)月, 再從中挑出大小接近的植物, 一半接種AM真菌, 一半接種滅菌AM菌劑作為對照, 接種時(shí)間2個(gè)月.

　　1.1.2 AM菌劑

　　根據課題組前期實(shí)驗結果, 選用耐鹽脅迫能力較強的幼套球囊霉(Glomus etunicatum )作為實(shí)驗用AM真菌.菌劑是以滅菌河沙為基質(zhì)、三葉草(Trifolium repens)為宿主植物擴繁而成的混合體, 包括孢子、菌絲和被侵染根段, 三葉草菌根侵染率78%, 菌劑孢子密度820個(gè)·g-1.菌劑接種量為植物生長(cháng)基質(zhì)的10%, 將菌劑與土壤完全混合均勻, 對照處理接種等量的滅菌AM菌劑, 浮床試驗開(kāi)始前2個(gè)月接種AM真菌.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　1.1.3 含鹽廢水

　　含鹽模擬廢水由內蒙古某煤化工企業(yè)獲得的結晶鹽復配而成, 結晶鹽主要成分為NaCl和Na2SO4, 有少量鈣、鎂鹽.根據水池中水的體積, 配制成TDS為6 000 mg ·L-1的含鹽廢水.由于結晶鹽中氮磷濃度較低, 為了有利于植物生長(cháng), 含鹽廢水中加入了一定量的學(xué)校生活污水.最終水體的參數為:pH 7.0, TDS 6 000 mg ·L-1、COD 380 mg ·L-1、TN 14 mg ·L-1和TP 4.5 mg ·L-1.每個(gè)水池水量800 L.

　　1.2 AM真菌強化型生態(tài)浮床的搭建及運行

　　生態(tài)浮床長(cháng)×寬=2.0 m×1.0 m, 水深0.4 m(圖 1).兩組生態(tài)浮床的植株大小保持一致, 將植物固定在直徑20 cm的鏤空花盆中, 該花盆固定在PVC浮床框上.為避免植物在花盆中傾斜, 在鏤空花盆中放入2袋裝滿(mǎn)河沙的自封袋固定植物.兩種植物共50株, 美人蕉與旱傘草數量比為4 :1, 植物密度為25株·m-2, 浮床覆蓋率約為80%.浮床搭建完成后放入含鹽廢水池中.通過(guò)蠕動(dòng)泵實(shí)現廢水循環(huán), 48 h循環(huán)一遍, 每天補自來(lái)水至固定水位線(xiàn).生態(tài)浮床放入水池穩定3 d后開(kāi)始第一次取樣, 每天取3次樣混合成一個(gè)樣品, 共運行21 d, 最后一次(11月1日)采集水樣后采集植物樣品, 測植物體內鹽離子含量.生態(tài)浮床在室外露天環(huán)境中運行, 試驗期間環(huán)境條件為:白天28/22℃, 平均氣溫25℃; 夜間16/11℃, 平均氣溫14℃.

　　圖 1

圖 1 生態(tài)浮床示意

　　1.3 測試指標及方法

　　新鮮根系用曲利苯藍染色-交叉劃線(xiàn)法測定菌根侵染率.植物體內鹽離子含量采用硫酸-高氯酸消解ICP-OES測定方法.水質(zhì)指標分析參見(jiàn)文獻:TDS采用重量法, COD采用重鉻酸鉀法, TN采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法, TP采用鉬酸銨分光光度法, 陽(yáng)離子含量采用ICP-OES法.

　　1.4 統計方法

　　所有數據均用SPSS13.0軟件的Duncan分析進(jìn)行顯著(zhù)性檢驗, P < 0.05表示差異顯著(zhù).

　　2 結果與分析

2.1 植物菌根侵染率的變化

　　無(wú)論是否接種AM真菌, 在旱傘草根系上均沒(méi)觀(guān)察到AM結構, 表明旱傘草沒(méi)被AM真菌侵染.在未接種美人蕉植物根系上, 雖然觀(guān)察到少量疑似AM菌絲, 但侵染率為零.在接種處理中, 美人蕉的菌根侵染率變化如表 1所示.可以看出, AM真菌與美人蕉建立了良好的共生關(guān)系, 侵染率在40%左右, 即使在鹽水脅迫下菌根侵染率也沒(méi)明顯變化(P>0.05), 表明該AM真菌有一定的耐鹽脅迫能力.

　　表 1 鹽脅迫對AM真菌侵染美人蕉的影響 　

　　2.2 含鹽廢水TDS的變化

　　溶解性總固體(TDS)原指溶于水中的離子、分子和化合物總量, 但在實(shí)際測試過(guò)程中一般會(huì )忽略溶解性分子態(tài)無(wú)機物和有機物, 將TDS直接等同于水中含鹽量, 作為評價(jià)水體總鹽含量的指標.從圖 2可以看到, 隨著(zhù)處理時(shí)間的延長(cháng), AM強化型生態(tài)浮床和普通生態(tài)浮床對廢水TDS的去除量均持續增加.第21 d時(shí), 普通生態(tài)浮床處理中廢水的TDS濃度為4 050 mg ·L-1, 去除率為20.1%, 而AM強化型生態(tài)浮床處理中的廢水TDS濃度為3 250 mg ·L-1, 去除率為36.1%, TDS含量比普通生態(tài)浮床下降了19.8%, 去除率提高了79.2%, 表明AM對生態(tài)浮床的脫鹽能力和效率都有較大提高.

　　圖 2

+AM表示接種AM真菌, -AM表示未接種AM真菌對照, 下同圖 2 生態(tài)浮床處理下含鹽廢水中溶解性總鹽(TDS)濃度的變化

　　2.3 含鹽廢水COD的變化

　　從圖 3可以看出, 隨著(zhù)生態(tài)浮床處理時(shí)間的延長(cháng), 廢水COD濃度持續下降.普通生態(tài)浮床處理21 d時(shí)COD濃度為159 mg ·L-1, 去除率為54.5%;AM強化型生態(tài)浮床處理21 d時(shí)COD濃度為90 mg ·L-1, 去除率為74.4%.接種AM真菌后, COD去除率提高了36.4%, 表明AM增強了生態(tài)浮床去除廢水COD的能力和效率.

　　圖 3

圖 3 生態(tài)浮床處理下含鹽廢水中COD濃度的變化

　　2.4 含鹽廢水總氮(TN)的變化

　　從圖 4可以看出, 接種AM真菌后生態(tài)浮床的脫氮能力明顯高于普通生態(tài)浮床. 21 d時(shí)普通生態(tài)浮床對TN的去除率為43.4%, AM強化型生態(tài)浮床對TN的去除率為57.6%, 去除率提高了32.7%.

　　圖 4

圖 4 生態(tài)浮床處理下含鹽廢水中總氮(TN)濃度的變化

　　2.5 含鹽廢水總磷(TP)的變化

　　從圖 5可以看到, 廢水TP在兩組生態(tài)浮床作用下都明顯下降, 但下降幅度顯著(zhù)不同. AM強化型生態(tài)浮床處理21 d時(shí)廢水TP的去除率為59.07%, 而普通生態(tài)浮床在21 d時(shí)的TP去除率僅為36.89%, 比前者低了37.6%, 表明AM提高了生態(tài)浮床的脫磷能力和效率.

　　圖 5

圖 5 生態(tài)浮床處理下含鹽廢水中總磷(TP)濃度的變化

　　2.6 廢水鹽離子濃度變化

　　對含鹽廢水的除鹽處理來(lái)說(shuō), 首要目標是降低水體中鹽離子濃度.前期的分析結果顯示, 廢水中主要陽(yáng)性鹽離子為Na、Ca、Mg和K.從圖 6可以看出, AM強化型生態(tài)浮床對Na、Ca、Mg和K這4種離子的去除率明顯高于普通生態(tài)浮床, 提高幅度在10%~40%之間, 其中對K離子去除效果促進(jìn)作用更為明顯, 對Na離子促進(jìn)作用最小.這可能與AM促進(jìn)植物吸收K+、Ca2+, 增強植物抗耐Na+脅迫有關(guān).

　　圖 6

圖 6 生態(tài)浮床處理下含鹽廢水中鹽離子濃度的變化

　　2.7 美人蕉Na離子含量的變化

　　從圖 7可以看出, 接種AM真菌后美人蕉對Na+的吸收明顯增加.試驗后期未接種美人蕉對Na+的吸收趨緩, 而接種AM真菌的美人蕉仍顯示出較強的吸收能力, 導致兩者Na+含量差距越來(lái)越大. AM美人蕉根系和莖部的Na+含量比不接種對照最大分別提高30.6%和46.5%. AM的存在促進(jìn)了植物根部Na+向莖部的轉移, 莖/根Na+含量比最大增加87.5%, 很大程度上減輕了根部Na+的脅迫影響.

　　圖 7

圖 7 AM對浮床植物吸收和轉移Na+的影響

　　3 討論3.1 浮床植物菌根侵染率的變化

　　侵染率是評價(jià)AM真菌與宿主植物建立共生關(guān)系程度的主要指標, 植物從AM共生體的受益程度理論上與侵染率高低呈正相關(guān).本研究中, 在旱傘草上沒(méi)有觀(guān)察到AM結構, 這與預期有差異.旱傘草屬須根系植物, 根系發(fā)達密集, 外型漂亮, 因此本試驗選擇了旱傘草作為供試植物.之前查閱了大量濕生植物的相關(guān)文獻, 沒(méi)發(fā)現旱傘草不能形成AM的報道.雖然本研究中沒(méi)在旱傘草上觀(guān)察到AM結構, 但要想確認旱傘草是否屬于非AM植物, 還有待做更詳細的實(shí)驗和文獻調研, 特別是關(guān)注不同AM真菌對旱傘草的侵染可能性方面.美人蕉與AM真菌建立了很好的共生關(guān)系, 且侵染率不受鹽脅迫的影響, 表明該菌有一定的耐鹽脅迫能力.有研究表明, 分離自鹽堿環(huán)境中的AM真菌對鹽堿脅迫的耐受能力比分離自普通環(huán)境中的AM真菌高.本研究中, AM真菌被應用之前已通過(guò)盆栽試驗進(jìn)行了長(cháng)時(shí)間的耐鹽脅迫馴化, 所以其對鹽脅迫不敏感可能與此有關(guān).本研究結果與Hartmond等的研究結果類(lèi)似, 他們發(fā)現150mmol ·L-1NaCl脅迫的存在沒(méi)有降低AM真菌對柑橘苗的侵染率.但與Aliasgharzadeh等結果相反, 他們發(fā)現根系侵染率隨著(zhù)土壤鹽度(EC為7.3~92.0 dS ·m-1)的增加而顯著(zhù)下降, Hashem等和Shekoofeh等也發(fā)現類(lèi)似現象.這些差異可能與植物種類(lèi)、AM真菌耐鹽能力和鹽含量高低等都有關(guān)系.

　　3.2 廢水水質(zhì)變化

　　接種AM真菌后, 生態(tài)浮床處理廢水的能力明顯高于普通浮床, 這可能主要得益于A(yíng)M真菌侵染使植物發(fā)生的生理生化變化, 如促進(jìn)色素、脯氨酸、茉莉酸、水楊酸的合成, 提高抗氧化酶活性, 促進(jìn)植物對主要礦質(zhì)元素(Na除外)的吸收, 葉面積的增加等.此外, 不管植物是否遭受環(huán)境脅迫, AM真菌侵染均能增強植物的光合作用, 這將有助于植物對氮磷等養分的吸收.這些變化促進(jìn)了植物生長(cháng), 提高了植物的抗鹽脅迫能力, 為生態(tài)浮床除鹽提供了保障.雖然部分上述原理來(lái)自陸生植物, 而本研究是水生環(huán)境, 氮磷移動(dòng)性要遠高于陸生環(huán)境, 但由于本研究中水體的氮磷濃度低于植物生長(cháng)所需要的濃度, 所以AM對促進(jìn)植物吸收氮磷養分仍能起到明顯的作用.這是因為AM結構如外生菌絲比植物根系對氮磷有更強的親和力, 能吸收水生植物吸收困難的氮磷元素.本研究中, COD主要來(lái)自配水用的生活污水, 該水取自學(xué)生宿舍樓污水口, 主要是廁所沖洗水、洗滌水和洗浴水, 以氮磷和有機物為主.當水體氮磷濃度降低后, 有機物也被水體微生物降解, 因此COD迅速下降.但造成兩者COD下降速率不同的主要原因應該是AM導致的氮磷下降, 其次是AM使植物根際吸附有更多的微生物, 所以在降解有機物方面速度可能更快.但遺憾的是, 在本研究中沒(méi)有測試兩組生態(tài)浮床水體和根際(表)微生物的差異變化.在后面的研究中, 將對此予以重點(diǎn)關(guān)注.

　　本研究中的含鹽廢水屬于典型的Na離子型廢水, 其它離子如Ca、Mg、K等雖有檢出但濃度較低, 所以Na離子是主要處理目標.對鹽脅迫來(lái)說(shuō), Na也是傷害浮床植物的首要離子, 鈉離子不僅能改變細胞膜結構與功能導致細胞電解質(zhì)泄漏, 而且還與K競爭吸附位點(diǎn), 影響植物對K的吸收, 干擾與K有關(guān)的生理過(guò)程, 如氣孔開(kāi)放、基因轉錄、酶功能等.有研究表明, AM改變植物耐Na離子脅迫能力的途徑主要是增加對K離子的吸收, 降低Na離子向地上部的轉移. Augé等通過(guò)meta-analysis對107篇AM與NaCl脅迫相關(guān)的文章進(jìn)行分析, 發(fā)現在鹽脅迫環(huán)境中AM使植物根系和莖K離子濃度分別增加了47%和42%, K/Na分別增加了47%和58%.但在本研究中, AM植物地上/地下Na濃度都增加了, 說(shuō)明AM在增加植物吸收其他礦質(zhì)元素的同時(shí), 可能也相應地增加了植物對Na離子的吸收和轉移, 具體機制還有待做進(jìn)一步研究.

　　4 結論

　　(1) AM侵染美人蕉不受鹽脅迫的影響.

　　(2) AM提高了生態(tài)浮床處理含鹽廢水的能力, 對TDS、COD、TN和TP的去除率比普通生態(tài)浮床提高20%~35%.

　　(3) AM促進(jìn)植物生長(cháng)、增加植物對Na離子吸收、促進(jìn)Na離子向地上部的轉移可能是生態(tài)浮床功能得到提升的主要原因之一.(來(lái)源：環(huán)境科學(xué) 作者：竇文清)