含鎘廢水人工濕地處理系統(tǒng)中基質(zhì)微生物數(shù)量和酶活性研究

張超蘭,韋必帽,劉 敏,李 磊,李忠義,高 暢

(廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院,廣西南寧 530005)

人工濕地凈化廢水的原理主要是利用濕地中基質(zhì)、植物和微生物之間的相互作用,通過一系列物理的、化學(xué)的以及生物的途徑凈化污水[1-2]。其中基質(zhì)微生物和酶在污水凈化過程中起了非常重要的作用。各種酶在基質(zhì)中的積累是基質(zhì)微生物、動物區(qū)系和植物根系生命活動的結(jié)果,它們參與了基質(zhì)中腐殖質(zhì)的合成與分解,有機(jī)化合物、高等植物和微生物殘體的水解及其轉(zhuǎn)化成為可利用的形態(tài)、以及氧化還原反應(yīng)等[3]。重金屬鎘對植物的生理具有脅迫作用[4],對微生物和酶活性的影響已有相關(guān)報道。同樣,人工濕地植物、基質(zhì)、微生物和酶在重金屬污染水體的生態(tài)修復(fù)中扮演重要的角色。筆者通過對復(fù)合垂直流人工濕地處理無機(jī)鎘廢水的基質(zhì)微生物數(shù)量和酶活性的研究,分析其與去除重金屬鎘的關(guān)系,探討人工濕地去除污水中重金屬的機(jī)理。

1 材料和方法

1.1 復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)

試驗在廣西大學(xué)農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境科學(xué)系教學(xué)實習(xí)基地上建立下行-上行流為主要單元的垂直流人工濕地系統(tǒng)[5],該系統(tǒng)由下行流、上行流2個單元串聯(lián)而成,各單元大小為120cm×83cm×70 cm,自下而上分別填充礫石(?16～32mm)、豆石(?8～16 mm)、粗沙(?4～6mm)和細(xì)沙(?0～4mm)4種基質(zhì)。植物配置分別設(shè):①美人蕉(下行池)+紅蛋(Echinodorus osiris)(上行池)(簡寫為MH);②彩葉草(下行池)+風(fēng)車草(上行池)(簡寫為CF);③無植物系統(tǒng)(CK)。復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)結(jié)構(gòu)如圖1。

圖1 復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)結(jié)構(gòu)示意圖

試驗用水用自來水配制,進(jìn)水的鎘質(zhì)量濃度為29～ 33 mg/L,電導(dǎo)率為 349～ 417μ S/cm,用濃度為5mol/L的HCl溶液調(diào)pH值至6.21～6.45。進(jìn)水方式為間歇式,2007年9～11月每月進(jìn)水運(yùn)行一次,運(yùn)行時間為24h,運(yùn)行3個月,水力負(fù)荷為600mm/d。

1.2 樣品的采集

采樣時,先讓出水口水流2min后再采樣,測定重金屬Cd的濃度;在運(yùn)行后第8天采集基質(zhì)樣,把下行池、上行池中基質(zhì)從上至下分為0～5 cm、5～15cm、15～20cm 3層,分別采用梅花點(diǎn)法分層取樣,然后把同層次基質(zhì)充分混勻,分成兩部分,一部分鮮樣過2mm篩,保存于4℃冰箱待測微生物數(shù)量。另一部分風(fēng)干,磨碎,過1mm篩,待測各種酶的活性。

1.3 微生物數(shù)量的測定

基質(zhì)的細(xì)菌、真菌、放線菌采用平板計數(shù)法測定,分別用牛肉膏蛋白胨瓊脂、改良馬丁氏培、淀粉銨鹽培養(yǎng)基測定[6]。

1.4 酶活性的測定

脲酶測定采用苯酚-次氯酸鈉比色法,蔗糖酶采用3,5二硝基水楊酸比色法[7]。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物根系分布特點(diǎn)

人工濕地4種植物根系分布特點(diǎn)各不相同,美人蕉根量最大,其塊根盤錯在人工濕地基質(zhì)的表面,且須根發(fā)達(dá),根系深度主要在0～10cm;紅蛋主要以須根為主,在濕地中其根系分布深度較美人蕉深,主要分布在0～20cm;彩葉草的根系也都是須根,根淺且根系相對細(xì)小;風(fēng)車草根系較粗且較深,至40cm的深度含量也較大,表層相對少量分布。

2.2 基質(zhì)微生物數(shù)量及其空間分布

由表1可見,不同植物濕地系統(tǒng)的細(xì)菌數(shù)量明顯不同,其中,MH與CK之間細(xì)菌數(shù)量差異顯著(P＜0.05),但是MH與CF、CF與CK之間差異都不顯著;上行池中基質(zhì)細(xì)菌數(shù)量極顯著大于下行池(P＜0.01),從細(xì)菌數(shù)量的垂直空間分布看,總體規(guī)律性差異不顯著(P＞0.05)。

人工濕地基質(zhì)中真菌數(shù)量較細(xì)菌數(shù)量少,在104～106個/g之間。真菌在系統(tǒng)中受植物影響比較大,其不同植物系統(tǒng)真菌數(shù)量大小順序也是MH、CF、CK。其中MH與CK、CF與CK之間的差異性達(dá)到極顯著水平(P=0.0002＜0.01,P=0.0327＜0.05);但是,MH與CF之間的差異不顯著(P=0.201＞0.05)。真菌在下行池中的數(shù)量極顯著大于上行池的數(shù)量(P=0.0059＜0.01);從真菌的垂直分布看,總體規(guī)律是0～5cm＞5～15cm＞15～20cm,在 0～5cm基質(zhì)的真菌極顯著高于5～15 cm、15～20 cm(P＜0.01),而5～15cm與15～20cm之間的差異性不顯著(P＞0.05)。

放線菌與真菌在垂直流人工濕地基質(zhì)中的規(guī)律基本一致,其數(shù)量也基本維持在104～106個/g的水平,但是各處理之間放線菌數(shù)量差異不顯著性,上行池與下行池之間放線菌數(shù)量差異也不顯著;其垂直分布總體規(guī)律是0～5cm＞5～15cm＞15～20cm,0～5cm與5～15cm中放線菌數(shù)量達(dá)到顯著性差異(P＜0.05),0～5cm與15～20cm中放線菌數(shù)量差異則達(dá)到極顯著水平(P=0.0009＜0.01)。

2.3 上層基質(zhì)微生物數(shù)量與鎘去除率相關(guān)性

人工濕地基質(zhì)上層(0～5cm)微生物數(shù)量與廢水中鎘去除率的相關(guān)性分析結(jié)果(表1和表2)表明,在下行池中,上層真菌和放線菌數(shù)量與去除率相關(guān)性均呈顯著正相關(guān)(r=0.778,P=0.014＜0.05;r=0.789,P=0.011＜0.05),而細(xì)菌數(shù)量與鎘去除率相關(guān)性不顯著(P＞0.05);在上行池中,真菌數(shù)量與鎘去除率相關(guān)性顯著正相關(guān)(r=0.682,P=0.042＜0.05);而細(xì)菌和放線菌數(shù)量與鎘去除率相關(guān)性都不顯著(P＞0.05)。

表1 基質(zhì)微生物數(shù)量及其空間分布

表2 廢水中鎘的去除率

2.4 基質(zhì)酶活性及其空間分布

基質(zhì)脲酶活性與基質(zhì)微生物數(shù)量、有機(jī)物質(zhì)濃度、總氮和速效氮濃度有關(guān),在不同植物的人工濕地系統(tǒng)中,脲酶活性的大致規(guī)律為:MH＞CK＞CF,MH中脲酶活性極顯著高于CK和CF(P=0.0001＜0.01),而CK與CF差異不顯著?；|(zhì)中脲酶的活性隨深度的增加而下降,在下行池中,其中0～5cm中脲酶活性極顯著高于15～20cm的(P=0.0392＜0.05),而其余各層之間差異性都未達(dá)到顯著水平。上行池脲酶活性的垂直分布各層間的差異性都不顯著(P＞0.05)。

濕地基質(zhì)蔗糖酶來自植物根系和濕地微生物,其活性受植被影響較大。由表3可以看出,不同植物系統(tǒng)濕地基質(zhì)蔗糖酶的活性大小順序:MH＞CF＞CK,且MH與CF、MH與CK、CF與CK之間差異都達(dá)到極顯著水平(P＜0.01);垂直空間分布上,蔗糖酶的活性隨深度增加而呈下降趨勢,但各層間的差異性都不顯著(P＞0.05)。

2.5 上層基質(zhì)酶活性與鎘去除率相關(guān)性

根據(jù)表2和表3,對濕地上層(0～5 cm)基質(zhì)酶活性與鎘去除率做相關(guān)性分析,結(jié)果發(fā)現(xiàn),無論是上行池還是下行池中,上層基質(zhì)中蔗糖酶活性與鎘去除率相關(guān)性都呈極顯著正相關(guān)(上行池r=0.863,P=0.003＜0.01;下行池 r=0.837,P=0.005＜0.01);而脲酶活性與鎘去除率相關(guān)性均未達(dá)到顯著水平(P＞0.05)。

3 討 論

a.微生物抗重金屬機(jī)制有生物吸附作用和細(xì)胞外的沉淀結(jié)晶作用[8],許多微生物能產(chǎn)生大量的胞外多糖,胞外多糖帶有負(fù)電荷,作為重金屬的有效吸附,其分泌的有機(jī)酸對重金屬也有絡(luò)合作用;有些微生物能參與形成沉積物,這些沉積物含有大量的重金屬,從而達(dá)到去除重金屬的作用。在人工濕地處理無機(jī)鎘廢水中,細(xì)菌在上行池的數(shù)量大于下行池,這表明細(xì)菌數(shù)量除了與植物根系有關(guān)外,還可能與處理過程中鎘廢水濃度有關(guān),因為經(jīng)過下行池基質(zhì)和植物根系的吸附凈化作用,當(dāng)廢水流經(jīng)上行池的時候,其濃度應(yīng)有所下降,這樣對細(xì)菌的毒害作用降低。有研究表明,細(xì)菌受重金屬鎘濃度影響較大,在三大菌中最敏感[9-10]。細(xì)菌、真菌和放線菌在濕地基質(zhì)中垂直分布都是0～5 cm＞5～15cm＞15～20cm,有植物系統(tǒng)微生物數(shù)量顯著大于無植物系統(tǒng),與Ottova等[11]、Machate等[12]和成水平等[13]的研究結(jié)果一致,即人工濕地微生物數(shù)量越大,對重金屬鎘去除效果也越好。

表3 基質(zhì)酶活性空間分布

b.導(dǎo)致土壤酶活性降低的主要因素是重金屬含量[14],重金屬對酶活性的抑制機(jī)理可能與酶分子中的活性部位一巰基和含瞇唑的配位等結(jié)合,形成較穩(wěn)定的絡(luò)合物,產(chǎn)生了與底物的競爭性抑制作用有關(guān),或者可能由于重金屬通過抑制土壤微生物的生長和繁殖,減少體內(nèi)酶的合成和分泌,最后導(dǎo)致土壤酶活性下降[15-16]。脲酶受重金屬濃度影響不大[15],這與本試驗脲酶與鎘去除率相關(guān)性不顯著結(jié)論一致。人工濕地中植物的根系發(fā)達(dá),微生物群落豐富,是影響酶活性的重要因素。試驗中,美人蕉系統(tǒng)表層脲酶活性最高,即0～5cm脲酶活性最高;有植物系統(tǒng)極顯著高于無植物系統(tǒng),這與黃娟等[17]的研究結(jié)果一致。

4 結(jié) 論

a.在復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)中,3種微生物中細(xì)菌數(shù)量最多(為106～108個/g數(shù)量級),真菌和放線菌相差不大(都在104～106個/g數(shù)量級)。

b.不同植物配置的復(fù)合垂直流人工濕地基質(zhì)微生物數(shù)量和蔗糖酶活性大小順序為:MH＞CF＞CK;基質(zhì)細(xì)菌數(shù)量為上行池大于下行池,而真菌、放線菌數(shù)量和酶活性則為下行池高于上行池;微生物數(shù)量和酶活性的垂直空間分布都是在0～5cm極顯著高于其他各層。

c.無論在下行池還是上行池,基質(zhì)上層(0～5 cm)中,真菌數(shù)量和蔗糖酶活性與鎘去除率均呈極顯著正相關(guān),而細(xì)菌數(shù)量和脲酶活性與鎘去除率的相關(guān)性都不顯著;放線菌數(shù)量與鎘去除率的相關(guān)性則表現(xiàn)為,在下行池放線菌數(shù)量與鎘去除率呈顯著正相關(guān),而在上行池相關(guān)性則不顯著。可見,真菌數(shù)量和蔗糖酶活性是影響垂直流人工濕地去除廢水中鎘的主要因素,而真菌數(shù)量和蔗糖酶活性與濕地植物的關(guān)系密切。

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