含鹽廢水是常見的工業廢水之一, 主要來自煤化工、制革、印染和油品煉制等行業.雖然鹽分不像重金屬、有機污染物對環境危害那么大, 但含鹽廢水過多排放還是對環境造成了明顯影響.調查表明, 我國部分湖水、河水的電導率近年來都呈明顯的上升趨勢, 例如, 由于工業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, 這些變化無疑會影響飲用水安全、淡水養殖、農業灌溉等, 鹽堿水灌溉越來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.目前廢水排放標準涉鹽指標的制定已取得進展, 如國標《污水排入城鎮下水道水質標準》(GB/T 31962-2015)、行業標準《污水排入城鎮下水道水質標準》(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.脫鹽技術對含鹽廢水排放控制也至關重要, 但目前可選的有效技術非常有限.總體上, 含鹽廢水處理技術可分為兩大類, 一類是僅對含鹽廢水的非鹽目標物進行處理, 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, 這是今后應該重點發展的技術.目前最常用的脫鹽技術是蒸發塘技術、“雙膜”技術(超濾或納濾膜+反滲透膜)+結晶技術, 隨著國家對蒸發塘技術使用的限制, “雙膜”技術得到快速發展, 并在煤化工、石化等行業應用較多.雖然“雙膜”技術脫鹽效果好, 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, 該技術不適用于中小企業或中低鹽廢水的處理.也有些企業嘗試應用電滲析等技術, 但由于缺點明顯還未得到企業的認可.所以, 探索經濟有效的中低鹽廢水脫鹽技術仍是含鹽廢水處理必須要面對的問題.
生態浮床技術具有不占用土地面積、兼具水體凈化與景觀美化雙重功能、環境友好、易管理和經濟性好等特點, 在地表水、城市污水、廢水等處理中應用越來越多, 對重金屬、營養鹽去除顯示出較好效果.基于生態浮床技術的作用原理, 其在廢水脫鹽方面可能發揮良好作用, 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、廢水中長勢差, 從而影響了生態浮床的功能, 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、促進相容性溶質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展.但AM真菌在生態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境中有關, 近幾年才有不少學者對濕生環境AM真菌種群結構和功能進行了探索.如李世陽發現接種AM真菌能明顯促進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真菌接種在生態浮床植物上, 搭建AM真菌強化型生態浮床, 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, 根系發達; 旱傘草根系發達, 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
根據課題組前期實驗結果, 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、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·g-1.菌劑接種量為植物生長基質的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.具體聯系污水寶或參見http://m.bnynw.com更多相關技術文檔。
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, 含鹽廢水中加入了一定量的學校生活污水.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.每個水池水量800 L.
1.2 AM真菌強化型生態浮床的搭建及運行
生態浮床長×寬=2.0 m×1.0 m, 水深0.4 m(圖 1).兩組生態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.通過蠕動泵實現廢水循環, 48 h循環一遍, 每天補自來水至固定水位線.生態浮床放入水池穩定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, 測植物體內鹽離子含量.生態浮床在室外露天環境中運行, 試驗期間環境條件為:白天28/22℃, 平均氣溫25℃; 夜間16/11℃, 平均氣溫14℃.
圖 1
1.3 測試指標及方法
新鮮根系用曲利苯藍染色-交叉劃線法測定菌根侵染率.植物體內鹽離子含量采用硫酸-高氯酸消解ICP-OES測定方法.水質指標分析參見文獻: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 統計方法
所有數據均用SPSS13.0軟件的Duncan分析進行顯著性檢驗, P < 0.05表示差異顯著.
2 結果與分析
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結構, 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.從圖 2可以看到, 隨著處理時間的延長, AM強化型生態浮床和普通生態浮床對廢水TDS的去除量均持續增加.第21 d時, 普通生態浮床處理中廢水的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含量比普通生態浮床下降了19.8%, 去除率提高了79.2%, 表明AM對生態浮床的脫鹽能力和效率都有較大提高.
圖 2
2.3 含鹽廢水COD的變化
從圖 3可以看出, 隨著生態浮床處理時間的延長, 廢水COD濃度持續下降.普通生態浮床處理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增強了生態浮床去除廢水COD的能力和效率.
圖 3
2.4 含鹽廢水總氮(TN)的變化
從圖 4可以看出, 接種AM真菌后生態浮床的脫氮能力明顯高于普通生態浮床. 21 d時普通生態浮床對TN的去除率為43.4%, AM強化型生態浮床對TN的去除率為57.6%, 去除率提高了32.7%.
圖 4
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強化型生態浮床處理21 d時廢水TP的去除率為59.07%, 而普通生態浮床在21 d時的TP去除率僅為36.89%, 比前者低了37.6%, 表明AM提高了生態浮床的脫磷能力和效率.
圖 5
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, 廢水中主要陽性鹽離子為Na、Ca、Mg和K.從圖 6可以看出, AM強化型生態浮床對Na、Ca、Mg和K這4種離子的去除率明顯高于普通生態浮床, 提高幅度在10%~40%之間, 其中對K離子去除效果促進作用更為明顯, 對Na離子促進作用最小.這可能與AM促進植物吸收K+、Ca2+, 增強植物抗耐Na+脅迫有關.
圖 6
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
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.本研究中, 在旱傘草上沒有觀察到AM結構, 這與預期有差異.旱傘草屬須根系植物, 根系發達密集, 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文獻, 沒發現旱傘草不能形成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驗和文獻調研, 特別是關注不同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, 分離自鹽堿環境中的AM真菌對鹽堿脅迫的耐受能力比分離自普通環境中的AM真菌高.本研究中, AM真菌被應用之前已通過盆栽試驗進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.本研究結果與Hartmond等的研究結果類似, 他們發現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等結果相反, 他們發現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等也發現類似現象.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系.
3.2 廢水水質變化
接種AM真菌后, 生態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真菌侵染使植物發生的生理生化變化, 如促進色素、脯氨酸、茉莉酸、水楊酸的合成, 提高抗氧化酶活性, 促進植物對主要礦質元素(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.這些變化促進了植物生長, 提高了植物的抗鹽脅迫能力, 為生態浮床除鹽提供了保障.雖然部分上述原理來自陸生植物, 而本研究是水生環境, 氮磷移動性要遠高于陸生環境, 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主要來自配水用的生活污水, 該水取自學生宿舍樓污水口, 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, 在本研究中沒有測試兩組生態浮床水體和根際(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.對鹽脅迫來說, 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有關的生理過程, 如氣孔開放、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meta-analysis對107篇AM與NaCl脅迫相關的文章進行分析, 發現在鹽脅迫環境中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元素的同時, 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浮床提高20%~35%.
(3) AM促進植物生長、增加植物對Na離子吸收、促進Na離子向地上部的轉移可能是生態浮床功能得到提升的主要原因之一.(來源：環境科學 作者：竇文清)
