叢枝菌根強化型生態(tài)浮床處理煤化工模擬含鹽廢水

　　含鹽廢水是常見的工業(yè)廢水之一, 主要來自煤化工、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, 但含鹽廢水過多排放還是對環(huán)境造成了明顯影響.調(diào)查表明, 我國部分湖水、河水的電導(dǎo)率近年來都呈明顯的上升趨勢, 例如, 由于工業(yè)和生活污水排放導(dǎo)致太湖從碳酸鹽鈣型水轉(zhuǎn)化成氯化鹽鈉型水, 山東南四湖水體電導(dǎo)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, 這些變化無疑會影響飲用水安全、淡水養(yǎng)殖、農(nóng)業(yè)灌溉等, 鹽堿水灌溉越來越多就是具體表現(xiàn)之一.

　　控制含鹽廢水的排放, 一要加快廢水排放標(biāo)準(zhǔn)中涉鹽指標(biāo)的制定, 二要探索有效的廢水脫鹽技術(shù).目前廢水排放標(biāo)準(zhǔn)涉鹽指標(biāo)的制定已取得進(jìn)展, 如國標(biāo)《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 31962-2015)、行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(CJ 343-2010)、北京市地方標(biāo)準(zhǔn)《水污染物綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(DB11/307-2013)和上海市地方標(biāo)準(zhǔn)《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(DB31/1999-2009)中都對溶解性總固體(total dissolved solids, TDS)做了規(guī)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, 一類是僅對含鹽廢水的非鹽目標(biāo)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(dá)標(biāo)排放時鹽濃度仍可能很高, 這也是地表水含鹽量持續(xù)增加的主要原因之一; 另一類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(yīng)該重點發(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(jié)晶技術(shù), 隨著國家對蒸發(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(yīng)用較多.雖然“雙膜”技術(shù)脫鹽效果好, 但投資、運行、維護(hù)成本非常高, 僅適用于高濃鹽水(TDS>10 000 mg ·L-1), 而且結(jié)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(yīng)用電滲析等技術(shù), 但由于缺點明顯還未得到企業(yè)的認(rèn)可.所以, 探索經(jīng)濟(jì)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美化雙重功能、環(huán)境友好、易管理和經(jīng)濟(jì)性好等特點, 在地表水、城市污水、廢水等處理中應(yīng)用越來越多, 對重金屬、營養(yǎng)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(qū)域有很好的應(yīng)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(yīng)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(yǎng)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(rèn)為能生物改善鹽堿地土壤并在應(yīng)用上獲得進(jìn)展.但AM真菌在生態(tài)浮床上的應(yīng)用非常少, 這主要與之前AM真菌一直被認(rèn)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(jié)構(gòu)和功能進(jìn)行了探索.如李世陽發(fā)現(xiàn)接種AM真菌能明顯促進(jìn)蘆葦對廢水中高錳酸鹽指數(shù)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.美人蕉是最常見景觀植物, 根系發(fā)達(dá); 旱傘草根系發(fā)達(dá), 外觀漂亮.每個浮床均由這2種植物組成.購買植物幼苗后, 保留3條根系, 其余剪去, 在滅菌土壤中生長一個月, 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, 接種時間2個月.

　　1.1.2 AM菌劑

　　根據(jù)課題組前期實驗結(jié)果, 選用耐鹽脅迫能力較強的幼套球囊霉(Glomus etunicatum )作為實驗用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(kuò)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·g-1.菌劑接種量為植物生長基質(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, 浮床試驗開始前2個月接種AM真菌.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.yiban123.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(nèi)蒙古某煤化工企業(yè)獲得的結(jié)晶鹽復(fù)配而成, 結(jié)晶鹽主要成分為NaCl和Na2SO4, 有少量鈣、鎂鹽.根據(jù)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(jié)晶鹽中氮磷濃度較低, 為了有利于植物生長, 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(shù)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×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(shù)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.通過蠕動泵實現(xiàn)廢水循環(huán), 48 h循環(huán)一遍, 每天補自來水至固定水位線.生態(tài)浮床放入水池穩(wěn)定3 d后開始第一次取樣, 每天取3次樣混合成一個樣品, 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(nèi)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(biāo)及方法

　　新鮮根系用曲利苯藍(lán)染色-交叉劃線法測定菌根侵染率.植物體內(nèi)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(biāo)分析參見文獻(xiàn):TDS采用重量法, COD采用重鉻酸鉀法, TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法, TP采用鉬酸銨分光光度法, 陽離子含量采用ICP-OES法.

　　1.4 統(tǒng)計方法

　　所有數(shù)據(jù)均用SPSS13.0軟件的Duncan分析進(jìn)行顯著性檢驗, P < 0.05表示差異顯著.

　　2 結(jié)果與分析

2.1 植物菌根侵染率的變化

　　無論是否接種AM真菌, 在旱傘草根系上均沒觀察到AM結(jié)構(gòu), 表明旱傘草沒被AM真菌侵染.在未接種美人蕉植物根系上, 雖然觀察到少量疑似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, 但在實際測試過程中一般會忽略溶解性分子態(tài)無機物和有機物, 將TDS直接等同于水中含鹽量, 作為評價水體總鹽含量的指標(biāo).從圖 2可以看到, 隨著處理時間的延長, 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(xù)增加.第21 d時, 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, 隨著生態(tài)浮床處理時間的延長, 廢水COD濃度持續(xù)下降.普通生態(tài)浮床處理21 d時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, 但下降幅度顯著不同. AM強化型生態(tài)浮床處理21 d時廢水TP的去除率為59.07%, 而普通生態(tài)浮床在21 d時的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說, 首要目標(biāo)是降低水體中鹽離子濃度.前期的分析結(jié)果顯示, 廢水中主要陽性鹽離子為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(dǎo)致兩者Na+含量差距越來越大. 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(zhuǎn)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(zhuǎn)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AM真菌與宿主植物建立共生關(guān)系程度的主要指標(biāo), 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, 在旱傘草上沒有觀察到AM結(jié)構(gòu), 這與預(yù)期有差異.旱傘草屬須根系植物, 根系發(fā)達(dá)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(xiàn), 沒發(fā)現(xiàn)旱傘草不能形成AM的報道.雖然本研究中沒在旱傘草上觀察到AM結(jié)構(gòu), 但要想確認(rèn)旱傘草是否屬于非AM植物, 還有待做更詳細(xì)的實驗和文獻(xiàn)調(diào)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(yīng)用之前已通過盆栽試驗進(jìn)行了長時間的耐鹽脅迫馴化, 所以其對鹽脅迫不敏感可能與此有關(guān).本研究結(jié)果與Hartmond等的研究結(jié)果類似, 他們發(fā)現(xiàn)150mmol ·L-1NaCl脅迫的存在沒有降低AM真菌對柑橘苗的侵染率.但與Aliasgharzadeh等結(jié)果相反, 他們發(fā)現(xiàn)根系侵染率隨著土壤鹽度(EC為7.3~92.0 dS ·m-1)的增加而顯著下降, Hashem等和Shekoofeh等也發(fā)現(xiàn)類似現(xiàn)象.這些差異可能與植物種類、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AM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(yǎng)分的吸收.這些變化促進(jìn)了植物生長, 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自陸生植物, 而本研究是水生環(huán)境, 氮磷移動性要遠(yuǎn)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所需要的濃度, 所以AM對促進(jìn)植物吸收氮磷養(yǎng)分仍能起到明顯的作用.這是因為AM結(jié)構(gòu)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(dāng)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(yīng)該是AM導(dǎo)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(biāo).對鹽脅迫來說, Na也是傷害浮床植物的首要離子, 鈉離子不僅能改變細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)與功能導(dǎo)致細(xì)胞電解質(zhì)泄漏, 而且還與K競爭吸附位點, 影響植物對K的吸收, 干擾與K有關(guān)的生理過程, 如氣孔開放、基因轉(zhuǎn)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(zhuǎn)移. Augé等通過meta-analysis對107篇AM與NaCl脅迫相關(guān)的文章進(jìn)行分析, 發(fā)現(xiàn)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, 說明AM在增加植物吸收其他礦質(zhì)元素的同時, 可能也相應(yīng)地增加了植物對Na離子的吸收和轉(zhuǎn)移, 具體機制還有待做進(jìn)一步研究.

　　4 結(jié)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、增加植物對Na離子吸收、促進(jìn)Na離子向地上部的轉(zhuǎn)移可能是生態(tài)浮床功能得到提升的主要原因之一.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：竇文清)