不同含铬废水对薏苡人工湿地残根分解及铬化学形态的影响

王倩云 方紫蕊 彭姿 李素丽 程夕冉 王学礼 李志刚

DOI： 10.11931/guihaia.gxzw202301012

王倩云， 方紫蕊， 彭姿， 等， 2024.

不同含铬废水对薏苡人工湿地残根分解及铬化学形态的影响 ［Ｊ］.

广西植物， 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：  为探讨生活污水与营养液两种不同的水源对六价铬［Cr（Ⅵ）］污染人工湿地残根分解及铬化学形态转化的影响，该研究通过构建微型薏苡人工湿地处理含铬废水 ［分别以生活污水（DWS）和1/2 Hoagland营养液（HNS）配制含0、20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）的配制液作为模拟含铬废水］，采用埋根分解法，研究残根的分解动态，以及铬化学形态转化规律。结果表明：（1）20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）胁迫下，薏苡的生长均受到抑制，HNS处理株高和茎径均大于DWS处理，但HNS处理的株高和茎径受Cr（Ⅵ）抑制程度大于DWS处理。 （2）薏苡残根分解速率随Cr（Ⅵ）处理浓度的提高而降低，HNS处理残根分解速率大于DWS处理。分解60 d后，DWS处理条件下，20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理残根铬含量比埋根初期分别降低了11.70%、8.09%，HNS处理下分别下降了15.80%、18.42%。20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理薏苡残根的残渣态铬占比均随埋根时间的延长而降低，而乙醇提取态铬和去离子水提取态铬占比增大，醋酸结合态铬占比则显著增大。（3）残根分解初期，HNS和DWS处理出水中的COD、TN、NH4-N以及总铬含量均有提高，而后降低，变化趋势与残根分解进程一致，HNS处理人工湿地对废水中铬的去除效率更高。该研究结果表明在人工湿地植物收割后，根系分解可短时间内提高出水中铬含量，适当改善污水中营养状况，可以促进残根分解和湿地对铬的去除。

关键词： 铬， 人工湿地， 铬化学形态， 残根分解， 水质

中图分类号：  Q948

文献标识码：  A

文章编号：  1000-3142（2024）05-0840-12

收稿日期：  2023-04-19  接受日期： 2023-05-23

基金项目：  国家自然科学基金（21167002，41867023）； 广西自然科学基金（2018GXNSFAA281214） 。

第一作者： 王倩云（1998—），硕士研究生，主要从事重金属污染研究，（E-mail）2274651377@qq.com。

*通信作者：  李志刚，教授，主要从事植物逆境生理生态研究，（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

铬在地壳中极其丰富，在染料、石油精炼、皮革、木材、纺织、纸浆等行业被广泛应用 （Norouzi et al.， 2018）。工业活动造成大量铬释放到环境中，导致铬在土壤、水体中积累。铬具有很多种氧化态，六价铬 ［Cr（Ⅵ）］和三价铬 ［Cr（Ⅲ）］是自然环境中最常见和最稳定的（ Ashraf et al.， 2017），其中六价铬被认为是高毒性、高可携带性的自然污染物 （ Chen et al.， 2016）。

对含铬废水进行处理是减少铬污染传播的重要途径。与传统的物理修复、化学修复相比，人工湿地处理有高效、低耗、简单、低成本等优势（Bhaduri & Fulekar， 2012; Ren et al.， 2016;  Ojuederie & Babalola， 2017），在重金属污染废水的处理中得到了广泛应用。人工湿地对鞣革、电镀等工业废水中的铬均有较好的去除效果（ Shanker et al.， 2005），如人工湿地对制革废水中铬的去除效率高达98%以上（Zapana et al.， 2020; Githuku et al.， 2021）。有机质与微生物对于人工湿地处理含铬废水非常重要（Fang et al.， 2022）。例如，Lin等（2019）的研究发现，在污水中富含有机质、微生物等条件下，人工湿地对废水中铬的去除效果显著提高；李志刚等（2018）研究发现添加生活污水可以提高薏苡人工湿地对含铬废水的处理效果；李恺等（2014）的研究发现，在重金属污染废水中添加生活污水可提高人工湿地对重金属的处理能力，生活污水浓度越高，处理能力越强；李帅（2016）在含铬废水中分别添加生活污水和1/2 Hoagland营养液，发现添加生活污水可缓解Cr6+对薏米的抑制，但随着铬处理时间的延长，基质中有机质与微生物随之积累，1/2 Hoagland营养液人工湿地植物受抑制程度减轻，植物生长及处理效果均提高，并优于纯生活污水的处理。因此，我们认为，较好的营养条件更利于人工湿地的长期可持续高效运行。

人工湿地植物的根部是重金属积累的重要部位，在人工湿地处理含铬废水过程中，根系积累的铬占植物吸收量的80%以上（李志刚等，2010; Li et al.， 2021），植物生长到一定阶段，部分细根会发生脱落、分解，导致根系吸收的铬释放到环境中（Cao et al.， 2018）。周期性收割地上部分是人工湿地处理铬污染废水的重要措施，当地上部分收割后，残根脱落分解的进程加快，其所吸收的重金属将重新释放，并可能影响到人工湿地对重金属污染废水的处理。Pereira 等（2007）的研究表明，重金属污染条件下，植物细根分解导致重金属的释放。枯落物分解后向环境释放铬，导致环境中铬化学形态的转化（Xu ＆ Wu， 2019）。彭姿等（2015）的研究发现，生活污水条件下的残根分解引起残根中铬的释放，并导致出水铬含量的变化。李帅（2016）的研究也表明，1/2 Hoagland营养液条件能提高人工湿地对含铬废水的处理效果，但改善营养条件下，人工湿地残根分解对人工湿地处理含铬废水有何影响，尚未见有报道。

本研究采用埋根分解法，通过构建薏苡垂直流人工湿地，分别以生活污水和1/2 Hoagland营养液配制不同浓度Cr（Ⅵ）的含铬废水，拟探讨以下问题：（1）人工湿地处理含Cr（Ⅵ）废水过程中，残根分解规律及铬释放规律；（2）残根分解过程中铬化学形态及含量变化；（3）在人工湿地处理含Cr（Ⅵ）废水过程中，残根分解对水质指标的影响。本研究结果为人工湿地高效处理铬废水提供一定的理论支持。

1  材料与方法

1.1 供试材料

以广西野生薏苡（Coix lacryma-jobi）作为人工湿地植物，由广西农业科学院作物品种资源研究所提供。薏苡为湿生性植物，适应性强，喜温暖气候，忌高温闷热，不耐寒，对土壤要求不严，可以在富营养化的水体中生长，根系发达，常被用于人工湿地处理污水工程中。

1.2 研究地点

在广西大学科研基地（22°84′ N、108°30′ E）进行试验。试验地属于亚热带季风气候区和热带季风气候区，年平均气温16.5～23.1 ℃，年平均日照1 800～1 940 h，年均降雨量为1 300～2 000 mm。

1.3 试验设计

2020年在广西大学农学院教学科研基地进行试验，参考李志刚等（2008）的方法构建微型模拟垂直流薏苡人工湿地，使用上端口直径71 cm、下端口直径45 cm、桶高61 cm的大塑料桶作为湿地单元，桶内从下至上依次填入10 cm厚的鹅卵石（直径3～5 cm），之后填入40 cm 厚的河沙（粒径0.25～0.35 mm），并在距桶底10 cm处安装水龙头用于排水。人工湿地构筑后，以1/2 Hoagland营养液灌溉人工湿地系统，并种植长势一致的薏苡幼苗，每个湿地单元6株，当苗高长至60 cm后，用于处理含Cr （Ⅵ）废水［分别用1/2 Hoagland营养液（Hoagland nutrient solution， HNS）和生活污水（domestic sewage， DWS）配制，生活污水的主要指标：化学需氧量（chemical oxygen demand， COD， 105.50～110.50 mg· L-1），总氮（total nitrogen， TN， 6.41～8.61 mg· L-1）， 氨氮（ammonia nitrogen， NH4-N， 4.71～6.09 mg· L-1），根据李志刚等（2008，2010）和彭姿等（2015）的研究方法，铬处理浓度设为0、20、40 mg· L-1 Cr （Ⅵ），每个湿地单元每次进水量为30 L，重复3次。参考李志刚等（2008，2010）的方法，采用间歇式进水方式，即进水后水停留3 d，之后落干4 d，每7 d为一个循环。运行至2021年2月5日，此后仅进水以保证薏苡苗存活，于2021年3月5日剪掉地上部分，同时继续进行0、20、40 mg· L-1Cr （Ⅵ）处理，因薏苡植株根量较大，在各重复所有植株根3 cm附近处，等量采集部分细根，以保证再生苗能够均匀、正常生长，根清洗干净后挑去发黄的老根，剪成5 cm长根段，取7 g装袋（鲜样）；另取部分根烘干，取3 g装袋（干样），用于埋根试验。待再生苗的苗高为60 cm左右时，在4月5日继续进行铬胁迫试验，并参考彭姿等（2015）的方法，进行埋根试验。

1.4 样品采集

参考彭姿等（2015）的方法，分别于埋根后30、45、60 d取样，每次在每个投放点取回3袋鲜样和3袋干样，洗净，鲜样吸干根表面的水后直接称重，干样70 ℃下烘干至恒重再称重。干样用于分析根残留率，鲜样用于铬形态的测定。

1.5 根分解系数测定

参考（Benfield ＆ Webster， 1985）的方法，用残留率和分解系数表示。根分解过程中干物质残留率的变化可以用指数衰减模型来描述 （Olson， 1963），即Xt=Xoe-kt; 残留率=XtXo×100%; 铬释放量=（Mt-Mo）×（Xo-Xt）。式中： Xt为分解t时间后根的残留量（g）； Xo为根的初始质量（g）；k为分解速率常数（d-1）； t为分解时间（d）。Mt为分解t时间后的铬含量（mg·kg-1），Mo为根的初始铬含量（mg·kg-1），对分解残留率数据进行自然对数转化后，线性拟合得到回归方程和参数。

1.6 根中铬含量测定

参照王爱云等（2012）的方法，准确称取0.300 0 g干样，用硝酸和高氯酸（4∶1，V/V）浸泡过夜。消化完成后，用0.2%稀硝酸定容至50 mL容量瓶，用0.45 μm水系滤膜进行过滤，使用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-5000，北京聚光科技有限公司）测定样品中铬含量。

1.7 根中铬形态测定

参照杨居荣和贺建群（1995）的方法，提取残根中不同形态的重金属。准确称取3.000 g鲜样，用液氮快速冷冻研磨成粉，加入30 mL提取剂后转入离心管，5 000 g离心，取上清液转移至锥形瓶中，用电热板蒸至近干（约剩1 mL），加入4 mL HNO3、1 mL HClO4，并盖上漏斗消解至剩1～2 mL且溶液澄清，残渣态直接使用残渣加混合强酸消解，以10%HNO3定容至25 mL容量瓶，用0.45 μm水系滤膜进行过滤，采用电感耦合等离子体发射光谱仪 （ICP-MS， Nexion350X， PE， USA）。不同处理下根内不同形态铬含量按照其金属活性将其分为6种化学形态，即乙醇提取态（F1）、去离子水结合态（F2）、氯化钠提取态（F3）、醋酸结合态（F4）、盐酸提取态（F5）、残渣态（F6）（陈东东和童土唐，2014；彭姿等，2015）。

1.8 薏苡农艺性状测量

于2021年收割后13、48、76、90 d，分别测量薏苡的茎径（以茎中间节位为茎径）和株高（从基部至顶部第一个可见叶环）。

1.9 水样采集和水质测定

2021年 4月 8 日，即进水后3 d采集水样，而后间隔30、45、 60 d分别进行水质测定。早上8：00 于人工湿地距桶底部 10 cm的出水口取水。测定的指标有COD、TN、NH4-N和总铬。

COD采用重铬酸钾法（陈丽琼和胡勇，2009），TN采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法（李学莲， 2018），NH4-N采用纳氏试剂分光光度法（HJ 535—2009），总铬采用高锰酸钾氧化法（GB 7466—87）。

1.10 统计方法

采用Origin 2021进行绘图， 采用Excel 2019整理数据， 利用 SPSS Statistics 25 进行计算和统计分析，并用 Duncan 检验法对显著性差异（P＜0.05） 进行多重比较。

2  结果与分析

2.1 不同进水下Cr （Ⅵ）处理对薏苡生长的影响

由表1可知，薏苡的株高和茎径均随着铬处理时间的延长而提高，但添加Cr（Ⅵ）处理的株高、茎径增加量均显著低于0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理的。

HNS处理下，薏苡株高显著大于DWS处理。相同进水条件下，与0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理相比，20、40 mg· L-1Cr（Ⅵ）处理薏苡株高和茎径均受到显著抑制，20 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理株高和茎径抑制率分别为9.51%～23.47%和4.34%～19.33%，40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理抑制率分别为16.11%～32.8%和7.04%～20.14%，受抑制程度随Cr（Ⅵ）处理浓度的提高而显著提高，茎径受抑制程度小于株高。不同进水处理相比较，HNS处理的株高和茎径均高于DWS，但其株高和茎径的受抑制程度也大于DWS处理。

2.2 不同进水下Cr （Ⅵ）处理残根分解过程中干物质残留率的影响

由图1可知，两种含铬废水人工湿地薏苡残根干物质残留率变化趋势一致，均随铬处理浓度提高而显著提高，随着铬处理时间的延长而下降。相同铬处理浓度下，DWS处理残根干物质残留率高于HNS处理。埋根30 d，残留率为72.16%～81.23%，埋根45 d，残留率为66.43%～79.52%，埋根60 d，残留率为60.34%～77.38%。埋根0～30 d，所有处理残根的分解都比较迅速，此时为快速损失阶段；埋根30～60 d，残根分解速率变慢，残留率变化不大；之后根分解缓慢为慢速损失阶段。不同铬处理浓度相比较，0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）残根干重残留率在60.34%～74.23%之间，20 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理残留率在71.78%～78.27%之间，40 mg· L-1Cr（Ⅵ）处理残留率在74.93%～81.23%之间，不同浓度Cr（Ⅵ）处理之间残根干重残留率差异显著。

表2表示不同处理下残根分解残留率经过指数模型分析其R2>0.99（P<0.05），符合Olson单指数分解模型，可求出DWS处理和HNS处理下的分解常数（k）。DWS处理下，0、20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理残根的分解常数分别为0.004 7、0.002 4、0.001 6，HNS处理下分解常数分别为0.006 9、0.003 0和0.002 2，DWS和HNS的分解常数差异显著（P<0.05）。由分解常数可以推算薏苡残根分解50%和95%所需的时间，可见相同Cr （Ⅵ）处理浓度下，DWS处理比HNS处理的薏苡根系分解所需时间更长。

2.3 不同进水下Cr （Ⅵ）处理残根分解过程中根内Cr含量以及积累量的变化动态

在2种处理（DWS、HNS）和3种铬浓度（0、20、40 mg·L-1）条件下，薏苡残根分解过程中60 d内总铬含量的变化。由图2可知，DWS处理和HNS处理的湿地残根铬含量均随着分解时间的延长而呈先升高后降低的趋势。埋根30、45 d时，20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理残根中铬含量均显著大于埋根前的初始浓度（P<0.05），DWS处理残根中铬含量显著大于HNS处理（P<0.05）。DWS处理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理残根中铬含量分别比根初始铬含量增大了98.87%和26.31%；HNS处理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理残根中铬含量分别比根初始铬含量增大了90.60%和37.45%。在分解60 d时，不同浓度处理下根的铬含量均差异显著（P<0.05），残根的铬含量均小于根的初始含量，DWS处理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理残根铬含量分别比埋根初始铬含量降低了11.70%和8.09%；HNS处理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理残根铬含量分别比埋根初始铬含量降低了15.8%和18.4%。这表明薏苡残根中的铬发生了净释放，不同处理下残根铬绝对量变化过程为固持阶段（0～45 d）和释放阶段（45～60 d）。

由表3可知，随着分解时间的延长，DWS和HNS处理的释放量均呈现上升的趋势。在DWS和HNS处理人工湿地中，除 0 mg· L-1外，20、40 mg· L-1处理下，30、45、60 d的DWS和HNS处理铬释放量均差异显著（P<0.05），均为HNS＞DWS。不同处理相比较，释放量大小依次为HNS40＞DWS40＞HNS20＞DWS20＞HNS0＞DWS0。

2.4 不同进水下Cr （Ⅵ）处理残根铬形态含量的影响

由图3可知，埋根初期，两种进水条件下，0 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理下，随着埋根时间的延长，残根中F1、F2、F3、F4和F5占比逐渐降低，而F6的比例不断提高。埋根0 d时，DWS和HNS中F6均占总量36%，F1、F2之和占总量41%和42%；残根分解60 d，DWS和HNS处理F6占总量比例分别显著提高至77%和63%，而F1、F2之和占比则分别显著降至7%和13%，F3、F4、F5含量占比变化不明显。

而在20、40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理下，两种处理条件下残根中铬形态分布变化规律比较一致，埋根前期以F1、F2、F6形态为主，后期则以F3、F4、F5形态为主。与0 d相比，分解60 d后F1、F2占比均显著下降，F6占比下降，而F4占比提高，与埋根前相比均差异显著（P<0.05），分解60 d时F4占比最大。20 mg· L-1Cr（Ⅵ）处理0 d， DWS处DWS0、DWS20和DWS40分别代表生活污水条件下添加0、20、40 mg· L-1 Cr （Ⅵ）处理，HNS0、HNS20和HNS40分别代表营养液条件下添加0、20、40 mg· L-1 Cr （Ⅵ）处理。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处理残根中F4占比分别为4%和5%，F6+F1+F2占比之和分别为71%和76%，差异不显著；Cr（Ⅵ）处理60 d，DWS和HNS处理F4占比分别为50%和34%，DWS处理增幅显著大于HNS处理，而F6+F1+F2占比之和在两种处理条件下相同。

在40 mg· L-1 Cr（Ⅵ）处理下，0 d时，DWS处理和HNS处理中F4占比均为5%，F6+F1+F2之和分别占比80%和71%；60 d时，DWS处理和HNS处理中F4占比均为37%，DWS处理中F6+F1+F2占比为35%，DWS降低幅度略大于HNS处理（36%），F3、F5占比变化不明显。埋根30、45 d，相同Cr（Ⅵ）浓度处理下，埋根Cr形态总量均表现为HNS>DWS；但在埋根60 d时，薏苡残根铬形态总量处理表现均为DWS>HNS。

2.5 不同进水下Cr （Ⅵ）处理残根分解过程中出水中COD、TN、NH4-N和总铬含量的影响

由表4可知，DWS和HNS下所有处理中的COD、TN和NH4-N的含量均随残根分解时间的延长呈先降低后提高趋势，而总铬的含量则是降低后升高又继续降低的趋势。在3 d时，因为埋根后不久， 所以COD、TN和Cr的含量均处于较高状态，在30、45、60 d时，3个铬浓度处理的COD含量与残根分解进程变化趋势类似，残根分解30～45 d，出水中COD含量显著提高，但在45～60 d时则变化不大，DWS处理的COD含量显著大于HNS处理的（P<0.05），但从COD的提高幅度来看，残根分解过程中，HNS处理的COD含量大于DWS处理的。在0、20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理下，DWS和HNS处理中TN在同一时间段没有显著差异性，在60 d时DWS处理中NH4-N含量显著大于HNS处理的。在30、45、60 d时，3个铬浓度处理中总铬的含量都表现出DWS处理的显著大于HNS处理的（P<0.05）。埋根60 d时，DWS处理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理出水中铬含量分别比30 d下降了54%和37%， HNS处理下，20、40 mg·L-1Cr （Ⅵ）处理出水中铬含量分别比30 d下降了63%和47%。

3  讨论

3.1 不同进水类型对Cr （Ⅵ）处理薏苡生长的影响

人工湿地植物的生长状况与污水处理效果有密切关系（Kim & Geary， 2001）。重金属胁迫下，植物的生长受抑制程度与重金属浓度及营养状况密切相关，充足的氮磷钾等营养有利于缓解重金属对植物的抑制作用（黄益宗，2004）。铬胁迫下，生活污水处理下湿地中薏苡的生长受到抑制（李志刚等，2018; Li et al.， 2021），本研究中，20、40 mg·L-1 Cr（Ⅵ）处理均对薏苡的生长有抑制作用，但1/2 Hoagland 营养液营养条件下薏苡长势优于生活污水条件，与前人的研究一致。本研究中生活污水条件下薏苡生长受抑制程度低于1/2 Hoagland营养液处理，但随Cr （Ⅵ）处理时间的延长，营养液条件下薏苡受抑制程度降低，可能与胁迫初期生活污水中丰富的微生物及有机质，而营养液条件下微生物群落及有机质缺乏有密切关系。胁迫后期，1/2 Hoagland营养液具有的丰富营养，以及人工湿地基质有机质大量的积累和微生物群落丰度的提高（黄建祥，2012； 李帅，2016），都有利于缓解Cr （Ⅵ）对植物的毒害，而微生物通过对重金属离子的生物吸附和富集作用等途径，改变重金属在土壤中的贮存形式（马莹等，2013； Kumar，2020），降低铬的植物吸收率（Mandal et al.， 2017; Yang et al.， 2019），这可能是不同生活污水与营养液条件下植物生长受抑制程度有差异的重要原因。

3.2 不同进水类型对Cr （Ⅵ）处理残根分解的影响

通过收割植株地上部分可以带走一部分重金属，但植物吸收的重金属主要集中在根系（Mustapha et al.， 2018）。李志刚等（2018）研究发现人工湿地处理含铬废水时，薏苡根系中积累的铬显著大于其他部位。当地上部分收割后，残根必然会脱落分解，并导致残根中积累的重金属释放（Cao et al.， 2018），凋落物的分解速率与重金属Cu、Cd、Zn、Pb的含量均呈现明显的负相关（迟国梁等，2009； 薛银婷等，2018）。彭姿等（2015）研究发现，以生活污水为水源灌溉的人工湿地，地上部收割后，根系脱落分解导致铬的释放，但较高浓度下，残根分解速率下降。本研究表明，在两种进水条件下，残根的分解速率均随铬处理浓度的提高而下降，与前人的研究结果一致，可能是高铬浓度条件下会抑制微生物的活动，从而抑制残根的分解（Duarte et al.， 2004; 李帅，2016）。本研究中，HNS处理残根分解速率大于DWS处理，可能与HNS处理营养丰富，利于微生物群落活动有密切关系，Guo 等（2021）研究发现凋落物分解与营养物质含量（如氮和磷）呈正相关，本研究所用生活污水的N、P、K等元素含量显著低于HNS处理且养分不平衡。而营养丰富的生态系统，有利于微生物的活动，从而导致凋落物的高衰减率（Corstanje et al.， 2006; Grasset et al.， 2017）。Jani等（2015）研究表明，氮添加促进了土壤微生物的生长，从而促进了红三叶草（Trifolium incarnatum）和毛野豌豆（Vicia villosa）细根的分解。本研究HNS处理中残根分解更快，可能是丰富的氮促进了微生物的活动，从而促进了残根的分解。

3.3 不同进水类型对Cr （Ⅵ）处理残根分解过程中残根内Cr化学形态及含量的影响

在凋落物分解过程中，必然伴随着元素的释放，杨继松等（2006）研究发现小叶章枯落物分解促进了Mg、Mn、Fe的释放和积累。Xu和Wu（2019）研究表明，人工湿地中的枯落物分解初期铬含量升高，但随着分解程度的增强，铬的含量逐渐降低并低于初始浓度，说明分解过程中湿地植物凋落物重金属变化动态与枯落物的分解程度有关。本研究发现分解前期根残体的铬含量均升高，可能与薏苡残根的铬主要分布在中柱导管中，而韧皮部分布相对较少，导致不同部位分解进程不同有关（Li et al.， 2021）。随着分解时间的延长，铬含量较高部位逐渐分解，导致铬含量逐渐降低并低于初始含量，与关亚楠等（2020）发现的两种淹水条件下芦苇和盐地碱蓬凋落物中 Pb 和 Zn 在分解期间均呈现出不同程度的净归还的结果一致。本研究中，HNS中的铬释放量显著大于DWS的，但DWS处理残根中的铬显著高于HNS的（P<0.05）。表明铬释放量与营养水平有关（Kang et al.， 2019），HNS处理具有较好的营养状况，可能是HNS处理残根分解快，铬释放量大的重要原因。

铬的化学形态直接体现铬的生物有效性（彭姿等，2015）。本研究表明，残根分解初期，铬的化学形态均以F6主，这可能与残根中高铬浓度的积累和较低的生物利用度有关（ Lytle et al.，1998）。其次为F1和F2，F1和F2形态的铬，生物活性高，在植物体内容易被迁移和转化（Zeng et al.， 2011）。本研究中，残根F1、F2均随分解时间的延长而大幅度降低，随着残根分解时间的延长，残根中的醋酸结合态（F4）增加，残渣态（F6）降低，可能是磷酸盐、草酸盐以及难溶性高分子量化合物把一部分铬固定在残根中，说明在铬胁迫下残根分解过程中没有提高根残留体内铬的生物活性。

3.4 不同进水类型根系分解对出水水质的影响

人工湿地主要依靠微生物吸收及转化作用、基质吸附和湿地植物吸收作用对污水中的重金属进行净化。而基质中有机质的变化动态则与重金属等污染物的去除关系极为密切。Paredes等（2007）研究表明，人工湿地基质中添加有机质可以提高铬的去除率，而脱落根系是人工湿地有机质的重要来源，有机质的官能团如羧基、醇羟基、烯醇羟基等，可以通过吸附、螯合、络合等多种作用方式影响到重金属在土壤中的迁移行为（马闯等，2022），戴晓娟等（2021）研究发现龙须菜的分解导致短期内水体中氮、磷浓度升高。芦苇凋落物分解，导致环境中As、Cr和Cu的含量增加（关亚楠等，2020），彭姿等（2015）的研究表明，铬污染下，残根分解过程中铬的释放非常活跃。本研究中，残根分解过程中，人工湿地出水中COD、总铬的含量均提高，对出水中TP含量影响不大，但TN、NH4-N的去除率有所下降，TN、NH4-N的含量均随着铬处理浓度的增加而增加，可能是因为高浓度铬条件下导致湿地中薏苡和微生物产生毒害作用，抑制湿地对TN及NH4-N的去除，与杨玲丽等（2022）的研究在铜胁迫下人工湿地对TN的去除能力下降，从而影响到TN的去除的研究结果一致。

随着分解的进行，DWS处理和HNS处理的水中总铬含量先升高后降低，原因可能是残根分解时部分铬释放到水体中，到了分解后期，释放到水体中的铬趋向于稳定，一部分铬被湿地中的薏苡植株吸收，一部分被湿地中的微生物群体转化成不同形式的铬。薏苡人工湿地对生活污水中铬的净化效果较好（李志刚等，2018），但生活污水营养失衡，薏苡生长不良，最终导致植株过早老化，不利于人工湿地中含铬废水的高效处理（Li et al.， 2021）。因此，尽管HNS处理残根分解较快，会向环境释放出更多的铬，但由于HNS处理植物长势较好，有较高的生物量，仍能保持较高的对Cr（Ⅵ）去除的能力。

4  结论

Cr（Ⅵ）胁迫下，薏苡残根分解速率随Cr（Ⅵ）处理浓度的提高而降低，HNS处理残的根分解速率大于DWS处理的。薏苡根残留体的残渣态百分比重随埋根时间的延长而减小，乙醇提取态、去离子水提取态占比增大，醋酸结合态的比重大幅度增大。残根分解初期，人工湿地出水中COD、TN及总铬的含量增大，之后则稳定不变，较好的营养条件可以促进残根的分解及残根中铬的释放，并有利于植物的生长和对铬的吸收，提高人工湿地处理含铬废水的效果。

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（责任编辑  邓斯丽）