王倩云 方紫蕊 彭姿 李素麗 程夕冉 王學(xué)禮 李志剛

DOI： 10.11931/guihaia.gxzw202301012

王倩云， 方紫蕊， 彭姿， 等， 2024.

不同含鉻廢水對薏苡人工濕地殘根分解及鉻化學(xué)形態(tài)的影響 ［Ｊ］.

廣西植物， 44（5）： 840-851.

WANG QY， FANG ZR， PENG Z， et al.， 2024.

Effects of different chromium containing wastewater on residue decomposition and chromium chemical forms in Coix lacryma-jobi constructed wetland ［J］.

Guihaia， 44（5）： 840-851.

摘? 要：? 為探討生活污水與營養(yǎng)液兩種不同的水源對六價鉻［Cr（Ⅵ）］污染人工濕地殘根分解及鉻化學(xué)形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響，該研究通過構(gòu)建微型薏苡人工濕地處理含鉻廢水 ［分別以生活污水（DWS）和1/2 Hoagland營養(yǎng)液（HNS）配制含0、20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）的配制液作為模擬含鉻廢水］，采用埋根分解法，研究殘根的分解動態(tài)，以及鉻化學(xué)形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律。結(jié)果表明：（1）20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）脅迫下，薏苡的生長均受到抑制，HNS處理株高和莖徑均大于DWS處理，但HNS處理的株高和莖徑受Cr（Ⅵ）抑制程度大于DWS處理。 （2）薏苡殘根分解速率隨Cr（Ⅵ）處理濃度的提高而降低，HNS處理殘根分解速率大于DWS處理。分解60 d后，DWS處理條件下，20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理殘根鉻含量比埋根初期分別降低了11.70%、8.09%，HNS處理下分別下降了15.80%、18.42%。20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理薏苡殘根的殘渣態(tài)鉻占比均隨埋根時間的延長而降低，而乙醇提取態(tài)鉻和去離子水提取態(tài)鉻占比增大，醋酸結(jié)合態(tài)鉻占比則顯著增大。（3）殘根分解初期，HNS和DWS處理出水中的COD、TN、NH4-N以及總鉻含量均有提高，而后降低，變化趨勢與殘根分解進程一致，HNS處理人工濕地對廢水中鉻的去除效率更高。該研究結(jié)果表明在人工濕地植物收割后，根系分解可短時間內(nèi)提高出水中鉻含量，適當改善污水中營養(yǎng)狀況，可以促進殘根分解和濕地對鉻的去除。

關(guān)鍵詞： 鉻， 人工濕地， 鉻化學(xué)形態(tài)， 殘根分解， 水質(zhì)

中圖分類號：? Q948

文獻標識碼：? A

文章編號：? 1000-3142（2024）05-0840-12

收稿日期：? 2023-04-19? 接受日期： 2023-05-23

基金項目：? 國家自然科學(xué)基金（21167002，41867023）； 廣西自然科學(xué)基金（2018GXNSFAA281214） 。

第一作者： 王倩云（1998—），碩士研究生，主要從事重金屬污染研究，（E-mail）2274651377@qq.com。

*通信作者：? 李志剛，教授，主要從事植物逆境生理生態(tài)研究，（E-mail）lizhigangnn@163.com。

Effects of different chromium containing wastewater on

residue decomposition and chromium chemical forms

in Coix lacryma-jobi constructed wetland

WANG Qianyun1， FANG Zirui1， PENG Zi2， LI Suli1，

CHENG Xiran1， WANG Xueli1， LI Zhigang1*

（ 1. College of Agriculture， Guangxi University， Nanning 530003， China; 2. Guangxi Science &

Technology Normal University， Laibin 546199， Guangxi， China ）

Abstract：? To investigate the effects of two different water sources， domestic sewage and nutrient solution， on residue decomposition and the transformation of chromium chemical forms in Cr （Ⅵ） contaminated constructed wetlands， a micro Coix lacryma-jobi constructed wetland was constructed to treat chromium containing wastewater? ［using domestic sewage （DWS） and 1/2 Hoagland nutrient solution （HNS） as simulated solutions containing 0， 20， 40 mg· L-1Cr （Ⅵ）， respectively］. By using the buried root decomposition method， the decomposition dynamics of residual roots and the transformation pattern of chromium chemical forms were studied. The results were as follows ： （1） Under 20 and 40 mg· L-1 Cr （Ⅵ） stress， the growth of C. lacryma-jobi was inhibited. The plant height and stem diameter of HNS treatment were greater than those of DWS treatment， but the plant height and stem diameter of HNS treatment were more inhibited by Cr （Ⅵ） than those of DWS treatment. （2） The decomposition rate of C. lacryma-jobi residual roots decreased with the increase of Cr （Ⅵ） concentration， and the decomposition rate of HNS treatment was higher than that of DWS treatment. After 60 d of decomposition， under DWS treatment， the residual root chromium content of 20 and 40 mg· L-1Cr （Ⅵ） treatment decreased by 11.70% and 8.09% respectively compared with that at the initial stage of root burial， while under HNS treatment， the residual root chromium content decreased by 15.80% and 18.42% respectively. The percentage of residual chromium in C. lacryma-jobi root residues at 20 and 40 mg· L-1 treatments decreased with the extension of root burial time， while the percentage of ethanol-extracted chromium and deionized water extracted chromium increased， and the percentage of acetic acid bound chromium increased significantly. （3） In the early stage of residue decomposition， the COD， TN， NH4-N， and total chromium content in the effluents treated with HNS and DWS increased， and then decreased. The trend of change was consistent with the residue decomposition process. HNS treated constructed wetlands were more efficient in removing chromium from wastewater. The research results indicate that after harvesting plants in constructed wetlands， root decomposition can quickly increase the chromium content in the effluent， and appropriately improve the nutritional status in wastewater， which can promote residue decomposition and removal of chromium by wetlands.

Key words： chromium， constructed wetland， chemical form of chromium， residue decomposition， water quality

鉻在地殼中極其豐富，在染料、石油精煉、皮革、木材、紡織、紙漿等行業(yè)被廣泛應(yīng)用 （Norouzi et al.， 2018）。工業(yè)活動造成大量鉻釋放到環(huán)境中，導(dǎo)致鉻在土壤、水體中積累。鉻具有很多種氧化態(tài)，六價鉻 ［Cr（Ⅵ）］和三價鉻 ［Cr（Ⅲ）］是自然環(huán)境中最常見和最穩(wěn)定的（ Ashraf et al.， 2017），其中六價鉻被認為是高毒性、高可攜帶性的自然污染物 （ Chen et al.， 2016）。

對含鉻廢水進行處理是減少鉻污染傳播的重要途徑。與傳統(tǒng)的物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)相比，人工濕地處理有高效、低耗、簡單、低成本等優(yōu)勢（Bhaduri & Fulekar， 2012; Ren et al.， 2016;? Ojuederie & Babalola， 2017），在重金屬污染廢水的處理中得到了廣泛應(yīng)用。人工濕地對鞣革、電鍍等工業(yè)廢水中的鉻均有較好的去除效果（ Shanker et al.， 2005），如人工濕地對制革廢水中鉻的去除效率高達98%以上（Zapana et al.， 2020; Githuku et al.， 2021）。有機質(zhì)與微生物對于人工濕地處理含鉻廢水非常重要（Fang et al.， 2022）。例如，Lin等（2019）的研究發(fā)現(xiàn)，在污水中富含有機質(zhì)、微生物等條件下，人工濕地對廢水中鉻的去除效果顯著提高；李志剛等（2018）研究發(fā)現(xiàn)添加生活污水可以提高薏苡人工濕地對含鉻廢水的處理效果；李愷等（2014）的研究發(fā)現(xiàn)，在重金屬污染廢水中添加生活污水可提高人工濕地對重金屬的處理能力，生活污水濃度越高，處理能力越強；李帥（2016）在含鉻廢水中分別添加生活污水和1/2 Hoagland營養(yǎng)液，發(fā)現(xiàn)添加生活污水可緩解Cr6+對薏米的抑制，但隨著鉻處理時間的延長，基質(zhì)中有機質(zhì)與微生物隨之積累，1/2 Hoagland營養(yǎng)液人工濕地植物受抑制程度減輕，植物生長及處理效果均提高，并優(yōu)于純生活污水的處理。因此，我們認為，較好的營養(yǎng)條件更利于人工濕地的長期可持續(xù)高效運行。

人工濕地植物的根部是重金屬積累的重要部位，在人工濕地處理含鉻廢水過程中，根系積累的鉻占植物吸收量的80%以上（李志剛等，2010; Li et al.， 2021），植物生長到一定階段，部分細根會發(fā)生脫落、分解，導(dǎo)致根系吸收的鉻釋放到環(huán)境中（Cao et al.， 2018）。周期性收割地上部分是人工濕地處理鉻污染廢水的重要措施，當?shù)厣喜糠质崭詈?，殘根脫落分解的進程加快，其所吸收的重金屬將重新釋放，并可能影響到人工濕地對重金屬污染廢水的處理。Pereira 等（2007）的研究表明，重金屬污染條件下，植物細根分解導(dǎo)致重金屬的釋放。枯落物分解后向環(huán)境釋放鉻，導(dǎo)致環(huán)境中鉻化學(xué)形態(tài)的轉(zhuǎn)化（Xu ＆ Wu， 2019）。彭姿等（2015）的研究發(fā)現(xiàn)，生活污水條件下的殘根分解引起殘根中鉻的釋放，并導(dǎo)致出水鉻含量的變化。李帥（2016）的研究也表明，1/2 Hoagland營養(yǎng)液條件能提高人工濕地對含鉻廢水的處理效果，但改善營養(yǎng)條件下，人工濕地殘根分解對人工濕地處理含鉻廢水有何影響，尚未見有報道。

本研究采用埋根分解法，通過構(gòu)建薏苡垂直流人工濕地，分別以生活污水和1/2 Hoagland營養(yǎng)液配制不同濃度Cr（Ⅵ）的含鉻廢水，擬探討以下問題：（1）人工濕地處理含Cr（Ⅵ）廢水過程中，殘根分解規(guī)律及鉻釋放規(guī)律；（2）殘根分解過程中鉻化學(xué)形態(tài)及含量變化；（3）在人工濕地處理含Cr（Ⅵ）廢水過程中，殘根分解對水質(zhì)指標的影響。本研究結(jié)果為人工濕地高效處理鉻廢水提供一定的理論支持。

1? 材料與方法

1.1 供試材料

以廣西野生薏苡（Coix lacryma-jobi）作為人工濕地植物，由廣西農(nóng)業(yè)科學(xué)院作物品種資源研究所提供。薏苡為濕生性植物，適應(yīng)性強，喜溫暖氣候，忌高溫悶熱，不耐寒，對土壤要求不嚴，可以在富營養(yǎng)化的水體中生長，根系發(fā)達，常被用于人工濕地處理污水工程中。

1.2 研究地點

在廣西大學(xué)科研基地（22°84′ N、108°30′ E）進行試驗。試驗地屬于亞熱帶季風氣候區(qū)和熱帶季風氣候區(qū)，年平均氣溫16.5～23.1 ℃，年平均日照1 800～1 940 h，年均降雨量為1 300～2 000 mm。

1.3 試驗設(shè)計

2020年在廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院教學(xué)科研基地進行試驗，參考李志剛等（2008）的方法構(gòu)建微型模擬垂直流薏苡人工濕地，使用上端口直徑71 cm、下端口直徑45 cm、桶高61 cm的大塑料桶作為濕地單元，桶內(nèi)從下至上依次填入10 cm厚的鵝卵石（直徑3～5 cm），之后填入40 cm 厚的河沙（粒徑0.25～0.35 mm），并在距桶底10 cm處安裝水龍頭用于排水。人工濕地構(gòu)筑后，以1/2 Hoagland營養(yǎng)液灌溉人工濕地系統(tǒng)，并種植長勢一致的薏苡幼苗，每個濕地單元6株，當苗高長至60 cm后，用于處理含Cr （Ⅵ）廢水［分別用1/2 Hoagland營養(yǎng)液（Hoagland nutrient solution， HNS）和生活污水（domestic sewage， DWS）配制，生活污水的主要指標：化學(xué)需氧量（chemical oxygen demand， COD， 105.50～110.50 mg· L-1），總氮（total nitrogen， TN， 6.41～8.61 mg· L-1）， 氨氮（ammonia nitrogen， NH4-N， 4.71～6.09 mg· L-1），根據(jù)李志剛等（2008，2010）和彭姿等（2015）的研究方法，鉻處理濃度設(shè)為0、20、40 mg· L-1 Cr （Ⅵ），每個濕地單元每次進水量為30 L，重復(fù)3次。參考李志剛等（2008，2010）的方法，采用間歇式進水方式，即進水后水停留3 d，之后落干4 d，每7 d為一個循環(huán)。運行至2021年2月5日，此后僅進水以保證薏苡苗存活，于2021年3月5日剪掉地上部分，同時繼續(xù)進行0、20、40 mg· L-1Cr （Ⅵ）處理，因薏苡植株根量較大，在各重復(fù)所有植株根3 cm附近處，等量采集部分細根，以保證再生苗能夠均勻、正常生長，根清洗干凈后挑去發(fā)黃的老根，剪成5 cm長根段，取7 g裝袋（鮮樣）；另取部分根烘干，取3 g裝袋（干樣），用于埋根試驗。待再生苗的苗高為60 cm左右時，在4月5日繼續(xù)進行鉻脅迫試驗，并參考彭姿等（2015）的方法，進行埋根試驗。

1.4 樣品采集

參考彭姿等（2015）的方法，分別于埋根后30、45、60 d取樣，每次在每個投放點取回3袋鮮樣和3袋干樣，洗凈，鮮樣吸干根表面的水后直接稱重，干樣70 ℃下烘干至恒重再稱重。干樣用于分析根殘留率，鮮樣用于鉻形態(tài)的測定。

1.5 根分解系數(shù)測定

參考（Benfield ＆ Webster， 1985）的方法，用殘留率和分解系數(shù)表示。根分解過程中干物質(zhì)殘留率的變化可以用指數(shù)衰減模型來描述 （Olson， 1963），即Xt=Xoe-kt; 殘留率=XtXo×100%; 鉻釋放量=（Mt-Mo）×（Xo-Xt）。式中： Xt為分解t時間后根的殘留量（g）； Xo為根的初始質(zhì)量（g）；k為分解速率常數(shù)（d-1）； t為分解時間（d）。Mt為分解t時間后的鉻含量（mg·kg-1），Mo為根的初始鉻含量（mg·kg-1），對分解殘留率數(shù)據(jù)進行自然對數(shù)轉(zhuǎn)化后，線性擬合得到回歸方程和參數(shù)。

1.6 根中鉻含量測定

參照王愛云等（2012）的方法，準確稱取0.300 0 g干樣，用硝酸和高氯酸（4∶1，V/V）浸泡過夜。消化完成后，用0.2%稀硝酸定容至50 mL容量瓶，用0.45 μm水系濾膜進行過濾，使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-5000，北京聚光科技有限公司）測定樣品中鉻含量。

1.7 根中鉻形態(tài)測定

參照楊居榮和賀建群（1995）的方法，提取殘根中不同形態(tài)的重金屬。準確稱取3.000 g鮮樣，用液氮快速冷凍研磨成粉，加入30 mL提取劑后轉(zhuǎn)入離心管，5 000 g離心，取上清液轉(zhuǎn)移至錐形瓶中，用電熱板蒸至近干（約剩1 mL），加入4 mL HNO3、1 mL HClO4，并蓋上漏斗消解至剩1～2 mL且溶液澄清，殘渣態(tài)直接使用殘渣加混合強酸消解，以10%HNO3定容至25 mL容量瓶，用0.45 μm水系濾膜進行過濾，采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀 （ICP-MS， Nexion350X， PE， USA）。不同處理下根內(nèi)不同形態(tài)鉻含量按照其金屬活性將其分為6種化學(xué)形態(tài)，即乙醇提取態(tài)（F1）、去離子水結(jié)合態(tài)（F2）、氯化鈉提取態(tài)（F3）、醋酸結(jié)合態(tài)（F4）、鹽酸提取態(tài)（F5）、殘渣態(tài)（F6）（陳東東和童土唐，2014；彭姿等，2015）。

1.8 薏苡農(nóng)藝性狀測量

于2021年收割后13、48、76、90 d，分別測量薏苡的莖徑（以莖中間節(jié)位為莖徑）和株高（從基部至頂部第一個可見葉環(huán)）。

1.9 水樣采集和水質(zhì)測定

2021年 4月 8 日，即進水后3 d采集水樣，而后間隔30、45、 60 d分別進行水質(zhì)測定。早上8：00 于人工濕地距桶底部 10 cm的出水口取水。測定的指標有COD、TN、NH4-N和總鉻。

COD采用重鉻酸鉀法（陳麗瓊和胡勇，2009），TN采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法（李學(xué)蓮， 2018），NH4-N采用納氏試劑分光光度法（HJ 535—2009），總鉻采用高錳酸鉀氧化法（GB 7466—87）。

1.10 統(tǒng)計方法

采用Origin 2021進行繪圖， 采用Excel 2019整理數(shù)據(jù)， 利用 SPSS Statistics 25 進行計算和統(tǒng)計分析，并用 Duncan 檢驗法對顯著性差異（P＜0.05） 進行多重比較。

2? 結(jié)果與分析

2.1 不同進水下Cr （Ⅵ）處理對薏苡生長的影響

由表1可知，薏苡的株高和莖徑均隨著鉻處理時間的延長而提高，但添加Cr（Ⅵ）處理的株高、莖徑增加量均顯著低于0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理的。

HNS處理下，薏苡株高顯著大于DWS處理。相同進水條件下，與0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理相比，20、40 mg· L-1Cr（Ⅵ）處理薏苡株高和莖徑均受到顯著抑制，20 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理株高和莖徑抑制率分別為9.51%～23.47%和4.34%～19.33%，40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理抑制率分別為16.11%～32.8%和7.04%～20.14%，受抑制程度隨Cr（Ⅵ）處理濃度的提高而顯著提高，莖徑受抑制程度小于株高。不同進水處理相比較，HNS處理的株高和莖徑均高于DWS，但其株高和莖徑的受抑制程度也大于DWS處理。

2.2 不同進水下Cr （Ⅵ）處理殘根分解過程中干物質(zhì)殘留率的影響

由圖1可知，兩種含鉻廢水人工濕地薏苡殘根干物質(zhì)殘留率變化趨勢一致，均隨鉻處理濃度提高而顯著提高，隨著鉻處理時間的延長而下降。相同鉻處理濃度下，DWS處理殘根干物質(zhì)殘留率高于HNS處理。埋根30 d，殘留率為72.16%～81.23%，埋根45 d，殘留率為66.43%～79.52%，埋根60 d，殘留率為60.34%～77.38%。埋根0～30 d，所有處理殘根的分解都比較迅速，此時為快速損失階段；埋根30～60 d，殘根分解速率變慢，殘留率變化不大；之后根分解緩慢為慢速損失階段。不同鉻處理濃度相比較，0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）殘根干重殘留率在60.34%～74.23%之間，20 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理殘留率在71.78%～78.27%之間，40 mg· L-1Cr（Ⅵ）處理殘留率在74.93%～81.23%之間，不同濃度Cr（Ⅵ）處理之間殘根干重殘留率差異顯著。

表2表示不同處理下殘根分解殘留率經(jīng)過指數(shù)模型分析其R2>0.99（P<0.05），符合Olson單指數(shù)分解模型，可求出DWS處理和HNS處理下的分解常數(shù)（k）。DWS處理下，0、20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理殘根的分解常數(shù)分別為0.004 7、0.002 4、0.001 6，HNS處理下分解常數(shù)分別為0.006 9、0.003 0和0.002 2，DWS和HNS的分解常數(shù)差異顯著（P<0.05）。由分解常數(shù)可以推算薏苡殘根分解50%和95%所需的時間，可見相同Cr （Ⅵ）處理濃度下，DWS處理比HNS處理的薏苡根系分解所需時間更長。

2.3 不同進水下Cr （Ⅵ）處理殘根分解過程中根內(nèi)Cr含量以及積累量的變化動態(tài)

在2種處理（DWS、HNS）和3種鉻濃度（0、20、40 mg·L-1）條件下，薏苡殘根分解過程中60 d內(nèi)總鉻含量的變化。由圖2可知，DWS處理和HNS處理的濕地殘根鉻含量均隨著分解時間的延長而呈先升高后降低的趨勢。埋根30、45 d時，20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理殘根中鉻含量均顯著大于埋根前的初始濃度（P<0.05），DWS處理殘根中鉻含量顯著大于HNS處理（P<0.05）。DWS處理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理殘根中鉻含量分別比根初始鉻含量增大了98.87%和26.31%；HNS處理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理殘根中鉻含量分別比根初始鉻含量增大了90.60%和37.45%。在分解60 d時，不同濃度處理下根的鉻含量均差異顯著（P<0.05），殘根的鉻含量均小于根的初始含量，DWS處理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理殘根鉻含量分別比埋根初始鉻含量降低了11.70%和8.09%；HNS處理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理殘根鉻含量分別比埋根初始鉻含量降低了15.8%和18.4%。這表明薏苡殘根中的鉻發(fā)生了凈釋放，不同處理下殘根鉻絕對量變化過程為固持階段（0～45 d）和釋放階段（45～60 d）。

由表3可知，隨著分解時間的延長，DWS和HNS處理的釋放量均呈現(xiàn)上升的趨勢。在DWS和HNS處理人工濕地中，除 0 mg· L-1外，20、40 mg· L-1處理下，30、45、60 d的DWS和HNS處理鉻釋放量均差異顯著（P<0.05），均為HNS＞DWS。不同處理相比較，釋放量大小依次為HNS40＞DWS40＞HNS20＞DWS20＞HNS0＞DWS0。

2.4 不同進水下Cr （Ⅵ）處理殘根鉻形態(tài)含量的影響

由圖3可知，埋根初期，兩種進水條件下，0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理下，隨著埋根時間的延長，殘根中F1、F2、F3、F4和F5占比逐漸降低，而F6的比例不斷提高。埋根0 d時，DWS和HNS中F6均占總量36%，F(xiàn)1、F2之和占總量41%和42%；殘根分解60 d，DWS和HNS處理F6占總量比例分別顯著提高至77%和63%，而F1、F2之和占比則分別顯著降至7%和13%，F(xiàn)3、F4、F5含量占比變化不明顯。

而在20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理下，兩種處理條件下殘根中鉻形態(tài)分布變化規(guī)律比較一致，埋根前期以F1、F2、F6形態(tài)為主，后期則以F3、F4、F5形態(tài)為主。與0 d相比，分解60 d后F1、F2占比均顯著下降，F(xiàn)6占比下降，而F4占比提高，與埋根前相比均差異顯著（P<0.05），分解60 d時F4占比最大。20 mg· L-1Cr（Ⅵ）處理0 d， DWS處DWS0、DWS20和DWS40分別代表生活污水條件下添加0、20、40 mg· L-1 Cr （Ⅵ）處理，HNS0、HNS20和HNS40分別代表營養(yǎng)液條件下添加0、20、40 mg· L-1 Cr （Ⅵ）處理。下同。

DWS0， DWS20， and DWS40 represent the addition of 0， 20， 40 mg · L-1Cr （Ⅵ） under domestic sewage conditions， while HNS0， HNS20， and HNS40 represent the addition of 0， 20， 40 mg · L-1 Cr （Ⅵ） under nutrient solution conditions. The same below.

理和HNS處理殘根中F4占比分別為4%和5%，F(xiàn)6+F1+F2占比之和分別為71%和76%，差異不顯著；Cr（Ⅵ）處理60 d，DWS和HNS處理F4占比分別為50%和34%，DWS處理增幅顯著大于HNS處理，而F6+F1+F2占比之和在兩種處理條件下相同。

在40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）處理下，0 d時，DWS處理和HNS處理中F4占比均為5%，F(xiàn)6+F1+F2之和分別占比80%和71%；60 d時，DWS處理和HNS處理中F4占比均為37%，DWS處理中F6+F1+F2占比為35%，DWS降低幅度略大于HNS處理（36%），F(xiàn)3、F5占比變化不明顯。埋根30、45 d，相同Cr（Ⅵ）濃度處理下，埋根Cr形態(tài)總量均表現(xiàn)為HNS>DWS；但在埋根60 d時，薏苡殘根鉻形態(tài)總量處理表現(xiàn)均為DWS>HNS。

2.5 不同進水下Cr （Ⅵ）處理殘根分解過程中出水中COD、TN、NH4-N和總鉻含量的影響

由表4可知，DWS和HNS下所有處理中的COD、TN和NH4-N的含量均隨殘根分解時間的延長呈先降低后提高趨勢，而總鉻的含量則是降低后升高又繼續(xù)降低的趨勢。在3 d時，因為埋根后不久， 所以COD、TN和Cr的含量均處于較高狀態(tài)，在30、45、60 d時，3個鉻濃度處理的COD含量與殘根分解進程變化趨勢類似，殘根分解30～45 d，出水中COD含量顯著提高，但在45～60 d時則變化不大，DWS處理的COD含量顯著大于HNS處理的（P<0.05），但從COD的提高幅度來看，殘根分解過程中，HNS處理的COD含量大于DWS處理的。在0、20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理下，DWS和HNS處理中TN在同一時間段沒有顯著差異性，在60 d時DWS處理中NH4-N含量顯著大于HNS處理的。在30、45、60 d時，3個鉻濃度處理中總鉻的含量都表現(xiàn)出DWS處理的顯著大于HNS處理的（P<0.05）。埋根60 d時，DWS處理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理出水中鉻含量分別比30 d下降了54%和37%， HNS處理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）處理出水中鉻含量分別比30 d下降了63%和47%。

3 ?討論

3.1 不同進水類型對Cr （Ⅵ）處理薏苡生長的影響

人工濕地植物的生長狀況與污水處理效果有密切關(guān)系（Kim & Geary， 2001）。重金屬脅迫下，植物的生長受抑制程度與重金屬濃度及營養(yǎng)狀況密切相關(guān)，充足的氮磷鉀等營養(yǎng)有利于緩解重金屬對植物的抑制作用（黃益宗，2004）。鉻脅迫下，生活污水處理下濕地中薏苡的生長受到抑制（李志剛等，2018; Li et al.， 2021），本研究中，20、40 mg·L-1 Cr（Ⅵ）處理均對薏苡的生長有抑制作用，但1/2 Hoagland 營養(yǎng)液營養(yǎng)條件下薏苡長勢優(yōu)于生活污水條件，與前人的研究一致。本研究中生活污水條件下薏苡生長受抑制程度低于1/2 Hoagland營養(yǎng)液處理，但隨Cr （Ⅵ）處理時間的延長，營養(yǎng)液條件下薏苡受抑制程度降低，可能與脅迫初期生活污水中豐富的微生物及有機質(zhì)，而營養(yǎng)液條件下微生物群落及有機質(zhì)缺乏有密切關(guān)系。脅迫后期，1/2 Hoagland營養(yǎng)液具有的豐富營養(yǎng)，以及人工濕地基質(zhì)有機質(zhì)大量的積累和微生物群落豐度的提高（黃建祥，2012； 李帥，2016），都有利于緩解Cr （Ⅵ）對植物的毒害，而微生物通過對重金屬離子的生物吸附和富集作用等途徑，改變重金屬在土壤中的貯存形式（馬瑩等，2013； Kumar，2020），降低鉻的植物吸收率（Mandal et al.， 2017; Yang et al.， 2019），這可能是不同生活污水與營養(yǎng)液條件下植物生長受抑制程度有差異的重要原因。

3.2 不同進水類型對Cr （Ⅵ）處理殘根分解的影響

通過收割植株地上部分可以帶走一部分重金屬，但植物吸收的重金屬主要集中在根系（Mustapha et al.， 2018）。李志剛等（2018）研究發(fā)現(xiàn)人工濕地處理含鉻廢水時，薏苡根系中積累的鉻顯著大于其他部位。當?shù)厣喜糠质崭詈?，殘根必然會脫落分解，并?dǎo)致殘根中積累的重金屬釋放（Cao et al.， 2018），凋落物的分解速率與重金屬Cu、Cd、Zn、Pb的含量均呈現(xiàn)明顯的負相關(guān)（遲國梁等，2009； 薛銀婷等，2018）。彭姿等（2015）研究發(fā)現(xiàn)，以生活污水為水源灌溉的人工濕地，地上部收割后，根系脫落分解導(dǎo)致鉻的釋放，但較高濃度下，殘根分解速率下降。本研究表明，在兩種進水條件下，殘根的分解速率均隨鉻處理濃度的提高而下降，與前人的研究結(jié)果一致，可能是高鉻濃度條件下會抑制微生物的活動，從而抑制殘根的分解（Duarte et al.， 2004; 李帥，2016）。本研究中，HNS處理殘根分解速率大于DWS處理，可能與HNS處理營養(yǎng)豐富，利于微生物群落活動有密切關(guān)系，Guo 等（2021）研究發(fā)現(xiàn)凋落物分解與營養(yǎng)物質(zhì)含量（如氮和磷）呈正相關(guān)，本研究所用生活污水的N、P、K等元素含量顯著低于HNS處理且養(yǎng)分不平衡。而營養(yǎng)豐富的生態(tài)系統(tǒng)，有利于微生物的活動，從而導(dǎo)致凋落物的高衰減率（Corstanje et al.， 2006; Grasset et al.， 2017）。Jani等（2015）研究表明，氮添加促進了土壤微生物的生長，從而促進了紅三葉草（Trifolium incarnatum）和毛野豌豆（Vicia villosa）細根的分解。本研究HNS處理中殘根分解更快，可能是豐富的氮促進了微生物的活動，從而促進了殘根的分解。

3.3 不同進水類型對Cr （Ⅵ）處理殘根分解過程中殘根內(nèi)Cr化學(xué)形態(tài)及含量的影響

在凋落物分解過程中，必然伴隨著元素的釋放，楊繼松等（2006）研究發(fā)現(xiàn)小葉章枯落物分解促進了Mg、Mn、Fe的釋放和積累。Xu和Wu（2019）研究表明，人工濕地中的枯落物分解初期鉻含量升高，但隨著分解程度的增強，鉻的含量逐漸降低并低于初始濃度，說明分解過程中濕地植物凋落物重金屬變化動態(tài)與枯落物的分解程度有關(guān)。本研究發(fā)現(xiàn)分解前期根殘體的鉻含量均升高，可能與薏苡殘根的鉻主要分布在中柱導(dǎo)管中，而韌皮部分布相對較少，導(dǎo)致不同部位分解進程不同有關(guān)（Li et al.， 2021）。隨著分解時間的延長，鉻含量較高部位逐漸分解，導(dǎo)致鉻含量逐漸降低并低于初始含量，與關(guān)亞楠等（2020）發(fā)現(xiàn)的兩種淹水條件下蘆葦和鹽地堿蓬凋落物中 Pb 和 Zn 在分解期間均呈現(xiàn)出不同程度的凈歸還的結(jié)果一致。本研究中，HNS中的鉻釋放量顯著大于DWS的，但DWS處理殘根中的鉻顯著高于HNS的（P<0.05）。表明鉻釋放量與營養(yǎng)水平有關(guān)（Kang et al.， 2019），HNS處理具有較好的營養(yǎng)狀況，可能是HNS處理殘根分解快，鉻釋放量大的重要原因。

鉻的化學(xué)形態(tài)直接體現(xiàn)鉻的生物有效性（彭姿等，2015）。本研究表明，殘根分解初期，鉻的化學(xué)形態(tài)均以F6主，這可能與殘根中高鉻濃度的積累和較低的生物利用度有關(guān)（ Lytle et al.，1998）。其次為F1和F2，F(xiàn)1和F2形態(tài)的鉻，生物活性高，在植物體內(nèi)容易被遷移和轉(zhuǎn)化（Zeng et al.， 2011）。本研究中，殘根F1、F2均隨分解時間的延長而大幅度降低，隨著殘根分解時間的延長，殘根中的醋酸結(jié)合態(tài)（F4）增加，殘渣態(tài)（F6）降低，可能是磷酸鹽、草酸鹽以及難溶性高分子量化合物把一部分鉻固定在殘根中，說明在鉻脅迫下殘根分解過程中沒有提高根殘留體內(nèi)鉻的生物活性。

3.4 不同進水類型根系分解對出水水質(zhì)的影響

人工濕地主要依靠微生物吸收及轉(zhuǎn)化作用、基質(zhì)吸附和濕地植物吸收作用對污水中的重金屬進行凈化。而基質(zhì)中有機質(zhì)的變化動態(tài)則與重金屬等污染物的去除關(guān)系極為密切。Paredes等（2007）研究表明，人工濕地基質(zhì)中添加有機質(zhì)可以提高鉻的去除率，而脫落根系是人工濕地有機質(zhì)的重要來源，有機質(zhì)的官能團如羧基、醇羥基、烯醇羥基等，可以通過吸附、螯合、絡(luò)合等多種作用方式影響到重金屬在土壤中的遷移行為（馬闖等，2022），戴曉娟等（2021）研究發(fā)現(xiàn)龍須菜的分解導(dǎo)致短期內(nèi)水體中氮、磷濃度升高。蘆葦?shù)蚵湮锓纸?，?dǎo)致環(huán)境中As、Cr和Cu的含量增加（關(guān)亞楠等，2020），彭姿等（2015）的研究表明，鉻污染下，殘根分解過程中鉻的釋放非?；钴S。本研究中，殘根分解過程中，人工濕地出水中COD、總鉻的含量均提高，對出水中TP含量影響不大，但TN、NH4-N的去除率有所下降，TN、NH4-N的含量均隨著鉻處理濃度的增加而增加，可能是因為高濃度鉻條件下導(dǎo)致濕地中薏苡和微生物產(chǎn)生毒害作用，抑制濕地對TN及NH4-N的去除，與楊玲麗等（2022）的研究在銅脅迫下人工濕地對TN的去除能力下降，從而影響到TN的去除的研究結(jié)果一致。

隨著分解的進行，DWS處理和HNS處理的水中總鉻含量先升高后降低，原因可能是殘根分解時部分鉻釋放到水體中，到了分解后期，釋放到水體中的鉻趨向于穩(wěn)定，一部分鉻被濕地中的薏苡植株吸收，一部分被濕地中的微生物群體轉(zhuǎn)化成不同形式的鉻。薏苡人工濕地對生活污水中鉻的凈化效果較好（李志剛等，2018），但生活污水營養(yǎng)失衡，薏苡生長不良，最終導(dǎo)致植株過早老化，不利于人工濕地中含鉻廢水的高效處理（Li et al.， 2021）。因此，盡管HNS處理殘根分解較快，會向環(huán)境釋放出更多的鉻，但由于HNS處理植物長勢較好，有較高的生物量，仍能保持較高的對Cr（Ⅵ）去除的能力。

4? 結(jié)論

Cr（Ⅵ）脅迫下，薏苡殘根分解速率隨Cr（Ⅵ）處理濃度的提高而降低，HNS處理殘的根分解速率大于DWS處理的。薏苡根殘留體的殘渣態(tài)百分比重隨埋根時間的延長而減小，乙醇提取態(tài)、去離子水提取態(tài)占比增大，醋酸結(jié)合態(tài)的比重大幅度增大。殘根分解初期，人工濕地出水中COD、TN及總鉻的含量增大，之后則穩(wěn)定不變，較好的營養(yǎng)條件可以促進殘根的分解及殘根中鉻的釋放，并有利于植物的生長和對鉻的吸收，提高人工濕地處理含鉻廢水的效果。

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（責任編輯? 鄧斯麗）