人工湿地处理高氨氮废水中植物的耐受性

龚娟　王宇晖　赵晓祥　宋新山

摘要：选择人工湿地中常用的挺水植物美人蕉和鸢尾作为受试植物，配制不同氨氮浓度的模拟废水进行培养，每隔一段停留时间测试植株生理指标，以期得到植株的氨氮耐受性特征。研究脯氨酸、丙二醛、超氧化物歧化酶、净光合速率、蒸腾速率、气孔导度等表征植株耐受性指标的变化。结果表明，美人蕉叶片中脯氨酸和丙二醛含量均随氨氮胁迫时间的延长呈现先增高后降低的趋势，说明植株对氨氮的胁迫具有一定的适应性。鸢尾叶片中两种物质的含量均明显高于美人蕉。氨氮浓度为200 mg/L时，美人蕉SOD活性变化很小，而鸢尾则呈现先增高后降低的趋势；随着氨氮浓度升高，美人蕉和鸢尾叶片的SOD活性都呈先升高后降低的趋势，但鸢尾叶片SOD活性无法恢复到初始水平，SOD系统遭到损害。低浓度氨氮对美人蕉净光合速率具有明显的促进作用，且蒸腾速率呈现先升高后下降的趋势。表明在低氨氮浓度情况下，美人蕉表现出较强的耐受性。鸢尾净光合速率和蒸腾速率均有所下降，植物生长受到抑制。研究结果表明，美人蕉对高氨氮具有更强的耐受性，是人工湿地处理高氨氮废水时较为理想的湿地植物。

关键词：人工湿地；氨氮；植物生理指标；湿地植物

中图分类号：X173；X52 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2015）03-0534-05

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.03.007

The Tolerance of Plants to High Concetration of Ammonia in Wastewater by Constructed Wetland

GONG Juan， WANG Yu-hui， ZHAO Xiao-xiang， SONG Xin-shan

（College of Environmental Science and Engineering， Donghua University， Shanghai 201620，China）

Abstract： Two commonly used emergent plants for constructed wetland including Canna and Iris were used to be stressed by the configuration of simulated wastewater with different concentrations of ammonia. Plant physiological indicators were determined at fixed residence time intervals to obtain ammonia tolerance characteristics of the two plants. The plant tolerance indexes were proline， malondialdehyde， superoxide dismutase， photosynthetic rate， transpiration rate and stomatal conductance. The results showed that the contents of proline and MDA in Canna increased with prolonged stress time of ammonia at first and then decreased， indicating that Canna had a certain flexibility of ammonia nitrogen. The contents of proline and MDA in Iris were significantly higher than that of Canna. SOD activity of Canna changed little when the concentration of ammonia nitrogen was 200 mg/L， while the index of Iris increased at first and then decreased. As the concentration of ammonia nitrogen increased， the SOD activity of Canna and Iris increased at first and then decreased. While the SOD activity of Iris was not able to be restored to original level， indicating that the SOD enzyme system was compromised. The photosynthetic rate of Canna was significantly promoted when the concentration of ammonia nitrogen was low. The transpiration rate increased at first and then decreased， showing that Canna had stronger tolerance than Iris had when the concentration of ammonia nitrogen was low. Canna had a stronger tolerance to high concentration of ammonia nitrogen. It was the ideal wetland plants for constructed wetland to treat high concentration of ammonia nitrogen in wastewater.endprint

Key words： constructed wetland； ammonia nitrogen； physiological index of plant； wetland plant

随着水体富营养化问题的日益严重，废水中氨氮的排放标准也越发严格，如何有效地去除废水中的氨氮，是目前亟待解决的问题[1，2]。人工湿地是近年来兴起的一种生态处理方法，具有氮磷去除能力强、基建运行费用低、耐冲击负荷等优点，被广泛应用于生活污水、工业废水、石油开采废水、养殖废水治理等领域[3，4]。2010年，国家环保部发布了《人工湿地污水处理工程技术规范》，标志着人工湿地技术在国内的应用受到广泛的重视和推广。

湿地挺水植物是人工湿地主要组成部分，是湿地处理系统最明显的生物特征[5]。人工湿地脱氮是通过湿地植物吸收、微生物硝化-反硝化、基质吸附、氨挥发等，其中主要是硝化-反硝化过程去除[6]。有研究表明，植物吸收、存储仅占总氮去除量的10%左右[7]。但是，植物根系则具有很强的输氧作用，能够为微生物提供充足的氧气，并且能分泌有机质为微生物提供生长条件[8，9]。基质内部形成好氧区、缺氧区和厌氧区，满足硝化和反硝化作用的顺利进行[10]。然而，高浓度氨氮对植株具有胁迫作用，氨氮浓度过高，对植物细胞产生渗透胁迫，破坏植物细胞内自由基代谢平衡，导致膜脂过氧化，使膜系统受到伤害；同时影响正常光合作用，植株生长受到抑制。因此，研究常见人工湿地植物对氨氮的耐受性，有助于对湿地植物的选择，有利于人工湿地处理高氨氮废水的连续性和有效性。此外，植物根系还能在介质中形成许多间隙，减少介质封闭性，加强介质的水力传输能力[11]。

因此，以人工湿地中常见的美人蕉和鸢尾作为受试植物，研究植株在高氨氮胁迫作用下生理指标的变化响应，通过对比研究，以期得到植物对高氨氮的耐受性，为人工湿地处理高氨氮废水植物选择提供一定参考。

1 材料与方法

1.1 材料

美人蕉和鸢尾植株均采自上海市松江区东华大学校园，美人蕉选取株高30～35 cm的幼苗，鸢尾选择分蘖数为5～6个的幼苗，采集时植物长势良好。采用长×宽×高为50 cm×35 cm×30 cm的透明塑料箱，基质填充平均粒径为0.3～0.6 cm的石英砂，填充高度16 cm。植株种植密度为：美人蕉（4株/箱）、鸢尾（8株/箱）。采用稀释10倍的Hoagland营养液培养2周，控制液面高度为16 cm，待植物长势稳定。试验时，通过添加硫酸铵调节氨氮浓度。研究中，氨氮浓度梯度分别为0、200、400、600、800 mg/L。植物生长过程中，每周添加相应氨氮浓度的营养液，满足植物对水分的需求。每隔1周对每组植株进行相关的生理指标测定。

1.2 方法

研究采用脯氨酸、丙二醛、超氧化物歧化酶、净光合速率、蒸腾速率、气孔导度、胞间CO2浓度来表征氨氮对植株的胁迫程度。游离脯氨酸测定采用茚三酮比色法，SOD测定采用氮蓝四唑（NBT）光化还原法，丙二醛测定采用硫代巴比妥酸法[12]，光合作用、气孔导度、胞间CO2浓度指标测定采用LI-6400 XT型光合作用测定仪测定（美国LI-COR公司）。

2 结果与分析

2.1 不同浓度氨氮胁迫对植物脯氨酸含量的影响

植物受到逆境胁迫时，细胞会主动形成一些渗透调节物质，以提高溶质浓度，降低水势，细胞就继续从外界吸水，从而保证植物正常生长。脯氨酸（Proline，Pro）是最有效的渗透调节物质之一。图1结果表明，胁迫初期，美人蕉和鸢尾叶片中脯氨酸的含量都随着水中氨氮浓度的升高而逐渐增加，且鸢尾叶片的脯氨酸含量明显高于美人蕉。胁迫1周氨氮浓度为200 mg/L时，鸢尾叶片脯氨酸含量为73.38 μg/g，美人蕉为48.63 μg/g；胁迫1周氨氮浓度为400 mg/L时，鸢尾叶片脯氨酸含量为120.29 μg/g，而美人蕉则为56.79 μg/g；水中氨氮浓度为600 mg/L时，胁迫1周后测定鸢尾叶片中脯氨酸含量高达149.875 μg/g，是氨氮胁迫前的8.2倍，美人蕉叶片的脯氨酸含量为72.54 μg/g，是氨氮胁迫前的4.5倍。美人蕉和鸢尾叶片的脯氨酸含量都随胁迫时间呈现先增高后降低的趋势，二者均在第五周开始趋于稳定。

2.2 不同浓度氨氮胁迫对植物丙二醛含量的影响

由图2可知，受氨氮胁迫前，美人蕉叶片中MDA含量约为0.40 μmol/g，鸢尾叶片的MDA含量约为1.11 μmol/g。受氨氮胁迫初期，美人蕉和鸢尾叶片中MDA的含量都随着水中氨氮浓度的升高而逐渐增加，这与鲁敏等[13]关于4种湿地植物受污水胁迫的生理生化特性鉴定结果一致。鸢尾叶片的MDA含量明显高于美人蕉，但美人蕉MDA含量的增加幅度稍高于鸢尾。水中氨氮浓度为600 mg/g时，胁迫1周后测定鸢尾叶片中MDA含量高达1.60 μmol/g；美人蕉叶片中MDA含量为1.02 μmol/g。美人蕉和鸢尾叶片的MDA含量都随胁迫时间呈现先增高后降低的趋势，且美人蕉叶片的MDA含量能够迅速下降并于第3周趋于稳定，而鸢尾叶片的MDA含量下降缓慢，此后趋于稳定。在高氨氮胁迫下，植株体内膜脂过氧化作用加快，增加植物体内活性氧，影响膜功能，破坏膜结构，从而使丙二醛含量增加。MDA的增加在一定程度上可以表征植株细胞膜脂过氧化的程度，细胞受到一定程度的损伤。但总体上，鸢尾更容易受到氨氮的胁迫，植株受损程度相对严重。

2.3 不同浓度氨氮胁迫对植物超氧化物歧化酶活性的影响

当植物受逆境胁迫时，体内会积累大量的活性氧，从而破坏细胞膜结构。植物将利用细胞内活性氧清除系统来清除不断产生的有害活性氧来保护光合器官、膜及生物功能分子。SOD是一种清除超氧阴离子自由基的酶，通过测定SOD活性，可考察植物对氨氮胁迫的防御能力。图3结果显示，美人蕉和鸢尾体内SOD活性因外环境中氨氮胁迫发生不同程度的变化。氨氮浓度为200 mg/L时，美人蕉的SOD活性变化很小，随着氨氮浓度升高，SOD活性变化很明显。胁迫一周，当氨氮浓度分别为400、600 mg/L时，美人蕉SOD活性为276.54、306.17 U/g，且其SOD活性到第7周恢复到初始水平。鸢尾叶片的SOD活性随着氨氮浓度的增高呈现先增高后下降的趋势。当氨氮浓度为400、600 mg/L时，SOD活性最高达345.68和390.12 U/g，且其SOD活性无法恢复到初始水平，说明SOD系统遭到损害。由此可知，美人蕉比鸢尾对高氨氮废水的耐受性更强。endprint

2.4不同浓度氨氮胁迫对植物净光合速率的影响

光合作用是植物合成物质和蓄积能量的基础。植物净光合速率越大，说明植物的同化作用能力越强。通过测定不同浓度氨氮胁迫下植物叶片的净光合速率，表征植物在该逆境下的耐受性能，为挑选湿地植物提供依据。由图4可知，当氨氮浓度为200 mg/L胁迫2周时，美人蕉叶片的净光合速率由胁迫前的10.05 μmolCO2/（m2·s）增加至14.72 μmolCO2/（m2·s），净光合速率增加幅度很大。当氨氮浓度为400 mg/L时，净光合速率也较不添加氨氮的高，而当氨氮浓度增加至600 mg/L时，植株叶片的净光合速率与不添加氨氮的植株叶片的净光合速率相差不大，说明低浓度氨氮对美人蕉叶片的净光合速率有明显的促进作用。胁迫初期，氨氮对鸢尾叶片的净光合速率有十分明显的抑制作用。随着胁迫时间的延长，氨氮浓度为200 mg/L人工配制废水中栽种的鸢尾净光合速率先降后升再降，其净光合速率于第五周高于种植于不添加氨氮的水环境的鸢尾，这可能是因为鸢尾经过一段时间适应了较低浓度的氨氮废水，而低浓度的氨氮能够为鸢尾提供生长所需的氮，因而净光合速率有小幅度升高。但是，当氨氮浓度为400、600 mg/L时，鸢尾叶片的净光合速率随胁迫时间的延长先降后升再降，但始终低于不添加氨氮的空白对照组，表明美人蕉比鸢尾对氨氮的耐受性更佳。

2.5 不同浓度氨氮胁迫对植物蒸腾速率的影响

植物吸收水分与吸收营养物质之间是相互促进的，植物的日蒸腾量可作为人工湿地净化工程植物选择的一个重要的指标[14]。由图5可知，氨氮胁迫前，美人蕉叶片的蒸腾速率远高于鸢尾叶片，美人蕉的蒸腾速率为2.28 mmol H2O/（m2·s）左右，而鸢尾的蒸腾速率为0.22 mmol H2O·/（m2·s）左右。氨氮浓度为200和400 mg/L时，随着胁迫时间的延长，美人蕉叶片的蒸腾速率先上升后下降，再后趋于稳定，第1周美人蕉叶片蒸腾速率分别为2.67和2.94 mmol H2O/（m2·s）。当氨氮浓度升高为600 mg/L时，美人蕉的蒸腾速率下降。鸢尾叶片的蒸腾速率与氨氮浓度之间的关系与美人蕉不同。鸢尾叶片的蒸腾速率受不同浓度氨氮胁迫影响均呈现下降趋势。氨氮浓度为200、400、600 mg/L时，1周后鸢尾叶片的蒸腾速率分别为0.12、0.14、0.09 mmol H2O/（m2·s），并于第3周后趋于稳定。

2.6 不同浓度氨氮胁迫对植物气孔导度的影响

由图6可知，氨氮胁迫前，美人蕉叶片的气孔导度约为0.11 molH2O/（m2·s），鸢尾叶片的气孔导度约为0.03 molH2O/（m2·s）。氨氮胁迫开始后，美人蕉叶片的气孔导度随着胁迫时间的延长呈现先增高后降低的趋势，且氨氮浓度为200 mg/L条件下种植的美人蕉叶片的气孔导度变化最大，在胁迫后第3周达到最大值，约为0.41 molH2O/（m2·s）。氨氮胁迫初期，鸢尾叶片的气孔导度迅速降低，且氨氮浓度越高，气孔导度降低幅度越大。氨氮浓度分别为400、600 mg/L时，第2周测定的气孔导度最低，分别为0.009 molH2O/（m2·s）和0.005 molH2O/（m2·s）。此后，随着胁迫时间的延长，鸢尾叶片的气孔导度缓慢上升并逐渐趋于稳定。

2.7 不同处理对植物胞间CO2浓度的影响

CO2是光合作用反应的底物，是植物光合作用的限制因子之一，对植物光合作用的生理生化过程起决定性作用，因此胞间CO2浓度的高低可以作为判断光合作用潜在能力的一项指标。图7结果表明，随着氨氮胁迫的开始，美人蕉叶片的胞间CO2浓度呈现先增高后降低的趋势，且它在氨氮浓度为200 mg/L时最高，在胁迫第3周时为290.91 μmol CO2/mol。美人蕉叶片的胞间CO2浓度随时间延长降低，当氨氮浓度为600 mg/L时，至胁迫第十周叶片胞间CO2浓度最低，为147.18 μmol CO2/mol。鸢尾叶片的胞间CO2浓度则随着氨氮胁迫时间的延长呈现先降低后升高的趋势，且在第3周达到最低值。此时，氨氮浓度为200、400、600 mg/L下种植的鸢尾叶片的胞间CO2浓度分别为162.13、103.22、67.12 μmolCO2/mol。胁迫6周后，鸢尾叶片的胞间CO2浓度逐渐趋于稳定。

3 结论与讨论

美人蕉和鸢尾叶片中脯氨酸、丙二醛的含量都随着水中氨氮浓度的升高而逐渐增加，且鸢尾叶片的含量明显高于美人蕉。氨氮浓度为200 mg/L时，美人蕉的SOD活性变化很小，随着氨氮浓度升高，SOD活性变化明显，且可以恢复到初始水平。鸢尾叶片的SOD活性随着氨氮浓度的增高呈现先增高后下降的趋势。当氨氮浓度为400、600 mg/L时，SOD活性无法恢复到初始水平，说明SOD系统遭到损害。美人蕉的净光合速率和蒸腾速率远大于鸢尾。美人蕉在200和400 mg/L时的净光合速率高于不添加氨氮的水样下栽培的美人蕉，但在600 mg/L的浓度下则受到抑制。而氨氮对鸢尾叶片的净光合速率有十分明显的抑制作用。氨氮胁迫开始后，美人蕉叶片的气孔导度和胞间CO2浓度随着胁迫时间的延长呈现先增高后降低的趋势，而鸢尾叶片的气孔导度和胞间CO2浓度则呈现先降低后升高的趋势，但始终低于不受氨氮胁迫的植株。通过两种植物的生理生化特征对比可知，美人蕉对氨氮的耐受性更佳，是人工湿地系统处理高氨氮废水的理想工程植物。

参考文献：

[1] 李 娟，张龙庄，段 亮，等. 人工湿地废水处理技术的研究现状及展望[J].南方农业学报，2011，42（1）：69-73.

[2] 何 岩，赵由才，周恭明.高浓度氨氮废水脱氮技术研究进展[J].工业水处理，2008，28（1）：1-4.

[3] ONG S A，UCHIYAMA K，INADAMA D， et al. Treatment of azo-dye Acid Orange 7 containing Wastewater using up-flow constructed wetland with and without supplementary aeration.[J] Bioresource Technology，2010，101（23）：9049-9057endprint

[4] ONG S A， UCHIYAMA K， INADAMA D， et al. Simultaneous removal of color， organic compounds and nutrients in azo dye-containing wastewater using up-flow constructed wetland[J]. Journal of Hazardous Materials，2009，165（1）：696-703.

[5] VYMAZAL J. Emergent plants used in free water surface constructed wetlands：A review[J]. Ecological Engineering，2013，61：582-592.

[6] LEE S， MANIQUIZ M C， KIM L H. Characteristics of contaminants in water and sediment of a constructed wetland treating piggery wastewater effluent[J]. Environmental Sciences，2010，22（6）： 940-945.

[7] 付融冰，杨海真，顾国维，等.潜流人工湿地对农村生活污水氮去除研究[J].水处理技术，2006， 32（1）：18-22.

[8] MARCHAND L， MENCH M， JACOB D L， et al. Metal and metalloid removal in constructed wetlands， with emphasis on the importance of plants and standardized measurements： A review[J]. Environmental Pollution，2010，158：3447-3461.

[9] STOTTMEISTER U， WIESSNER A， KUSCHK P， et al. Effects of plants and microorganisms in constructed wetlands for wastewater treatment[J]. Biotechnology Advances 2003，22（1-2）： 93-117.

[10] FENNESSY M S ， CRONK J K ， MITSCH W J . Macrophyte productivity and community development in created fresh water wetlands under experimental hydrological conditions[J]. Ecological Engineering， 1994，3（4）：469-484.

[11] BRIX H. Treatment of wasterwater in the rhizosphere of wetland plants—The root-zone method[J]. Water Science and Technology，1987，19（1-2）：107-118.

[12] 孔祥生，易现峰. 植物生理学实验技术[M].北京：中国农业出版社，2008.

[13] 鲁 敏，裴翡翡，宁 静，等. 4种湿地植物受污水胁迫生理生化特性影响的相关性研究[J].山东建筑大学学报，2011，26（5）：416-419.

[14] 黄 娟，王世和，鄢 璐，等. 人工湿地污水处理系统脱氮研究进展[J]. 电力环境保护，2006，22（5）：33-36.endprint