伍振華，李良香，李素麗，程夕冉，王學(xué)禮，李正文，李志剛

（廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，南寧530004）

鉻（Cr）是重要的工業(yè)原料之一，廣泛應(yīng)用于皮革、采礦、冶金等行業(yè)，由于工業(yè)排放過程中的監(jiān)管不到位、處理不過關(guān)等原因，導(dǎo)致了土壤、空氣和水中的鉻污染[1]。國際癌癥研究機構(gòu)將鉻列為頭號致癌物[2]，Cr（Ⅵ）和其他職業(yè)呼吸道致癌物已導(dǎo)致全球10萬人的死亡[1]。目前，中國受鉻嚴(yán)重污染的土壤已超1 250萬t[3]。在環(huán)境中，相比Cr3+，Cr6+具有強遷移轉(zhuǎn)化能力，能殘留在植物體內(nèi)對植物產(chǎn)生毒害，并通過食物鏈危害人類健康[3]。隨著經(jīng)濟發(fā)展，涉鉻企業(yè)逐漸遷移至經(jīng)濟落后地區(qū)。通過對廣西某地受污染地區(qū)糧食進(jìn)行檢測，發(fā)現(xiàn)玉米、水稻等作物中鉻含量超過國家標(biāo)準(zhǔn)[4]。鉻污染事件頻繁發(fā)生，如云南省曲靖市的非法排放、河南省的羊皮染色過程和梧州市的電鍍作坊非法排放事件[5-6]。

由于具有操作方便、美化環(huán)境、建設(shè)成本低、運行費用少等特點，人工濕地在經(jīng)濟落后地區(qū)和農(nóng)村有廣泛的應(yīng)用前景[7-8]，而經(jīng)濟落后地區(qū)也是含鉻廢水不達(dá)標(biāo)排放的重災(zāi)區(qū)，且不發(fā)達(dá)地區(qū)或國家（如印度、巴西、南非等）常發(fā)生工業(yè)廢水與生活污水混合排放的現(xiàn)象[9-10]。因此，一旦污染企業(yè)因事故或故意偷排的廢水進(jìn)入市政污水系統(tǒng)，是否會影響人工濕地植物的生長，人工濕地能否安全高效清除混入市政廢水中的Cr6+，是管理者必須考慮的問題。

近年來，人工濕地已廣泛用于重金屬廢水的處理，其可有效去除工業(yè)廢水和生活污水中的鉻[11-13]。李志剛等[4]的研究表明，廢水中添加生活污水可以提高人工濕地對含鉻廢水的去除能力；李愷等[14]的研究表明，生活污水濃度越高，鉻去除能力越強；李志剛等[15]的研究表明，薏苡人工濕地能夠高效處理生活污水中的Cr6+，薏苡在進(jìn)水中Cr6+濃度為10 mg·L-1的情況下仍能正常生長，薏苡是耐水也耐旱的植物，生物量大，在人工濕地處理污水中有少量有關(guān)應(yīng)用與研究的報道。

人工濕地主要通過植物根系、基質(zhì)、微生物的協(xié)同作用，調(diào)控植物修復(fù)過程中的土壤理化性狀并影響重金屬的化學(xué)形態(tài)及遷移行為[16]。土壤pH、氧化還原電位（Eh）、酶和微生物代謝與重金屬化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)[17-19]，植物和微生物的分泌物以及殘體所形成的有機質(zhì)中的溶解性有機質(zhì)（DOM）易與重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，改變重金屬價態(tài)或吸附重金屬離子[20-21]。然而，根系分泌物、微生物群落易受根際環(huán)境影響，從而影響到植物生長和重金屬去除[22-25]。根據(jù)水流方向，可將人工濕地分為垂直流人工濕地（VC）和水平潛流人工濕地（HC）。在VC 中，可以利用氧化條件下的鐵錳沉淀物沉淀重金屬；在HC 中，可以利用厭氧條件下的硫化物控制重金屬的遷移率[26-27]。因此，人工濕地的水分管理會影響土壤pH、Eh、有機質(zhì)和土壤酶活性，進(jìn)而影響重金屬形態(tài)、分布和生物可利用性[6，28]。盡管已有許多關(guān)于利用VC和HC處理含鉻廢水的研究，但在兩種不同水分管理方式下基質(zhì)土壤理化性質(zhì)、酶活性、有機質(zhì)和微生物的差異對基質(zhì)中鉻化學(xué)形態(tài)轉(zhuǎn)化及遷移的研究尚不多見。

本研究通過構(gòu)建小型垂直流和水平潛流人工濕地，在前人研究的基礎(chǔ)上，選用耐淹耐旱的薏苡作為濕地植物，研究Cr6+脅迫下不同水分管理條件對濕地鉻的轉(zhuǎn)化和遷移的影響，闡明Cr6+脅迫下不同水分管理條件人工濕地中濕地植物的生長和鉻積累狀況，基質(zhì)DOM 特征和微生物群落多樣性，及其與鉻去除之間的關(guān)系。研究結(jié)果可以為含鉻廢水的高效處理提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 人工濕地配置

本研究在廣西大學(xué)教學(xué)科研基地網(wǎng)室內(nèi)進(jìn)行。分別構(gòu)建微型垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地（圖1）。濕地由0.5 cm 厚度的不透光PVC 板構(gòu)建而成，每個濕地單元高度為60 cm、長度為120 cm、寬度為50 cm，底部填充10 cm 粒徑為0.3～0.6 cm 的沙子，上層填充40 cm 粒徑為0.1～0.6 cm 的沙子，距底部10 cm 處有出水口，用于采集水樣。每個人工濕地內(nèi)種植14 株長勢均勻的薏苡苗，Cr6+處理前以生活廢水（COD含量100～130 mg·L-1、pH 6.8）灌溉，當(dāng)薏苡長到約60 cm 時進(jìn)行含Cr6+廢水實驗，含Cr6+廢水使用1/2 Hoaglands 營養(yǎng)液配制，并添加80 mg·L-1的葡萄糖以模擬生活污水，在其中添加K2Cr2O7以獲得含Cr6+0、10、20 mg·L-1的模擬含Cr6+廢水，各處理名稱及縮寫見表1。在垂直流人工濕地上表面和底部分別采用長110 cm、直徑4 cm的水管作為布水管和集水管，采取進(jìn)水后保持3 d，然后控干4 d的間歇進(jìn)水方式。水平潛流人工濕地兩側(cè)用多孔擋板隔離，采取連續(xù)進(jìn)水的方式，保證表土始終覆水。兩種濕地單位時間內(nèi)進(jìn)水量一致，以一個濕地單元為一個重復(fù)，各處理均重復(fù)3次。

表1 各處理名稱及縮寫Table 1 Names and abbreviations of each treatment

1.2 樣品采集和指標(biāo)測定

1.2.1 樣品采集

分別于Cr6+處理后30、60、90 d，從每個人工濕地裝置中收集植物、基質(zhì)和水樣，用于實驗室定量分析。將植物根、莖、葉擦拭干凈，一部分葉片鮮樣用于逆境生理指標(biāo)測定，另一部分植物按地上部和地下部分開，放入烘箱105 ℃殺青30 min，70 ℃烘至恒質(zhì)量后粉碎，最后過60 目篩后保存待測。基質(zhì)取樣采用五點取樣法以確保取樣均勻，在每個人工濕地的0～20 cm 深度去除表層青苔后進(jìn)行基質(zhì)取樣，取回的基質(zhì)挑去植物殘根，一部分于45 ℃進(jìn)行烘干，直到質(zhì)量恒定，然后過直徑為1 mm 的篩備用，另一部分放置于-80 ℃冰箱，用于土壤酶和微生物分析。

1.2.2 農(nóng)藝性狀的測定

分別在Cr6+處理后的第30、60、90 天測量植物株高，在第90 天，收獲剩余植物，將其分為地上部（AG）和地下部（UG），記錄其地上鮮樣質(zhì)量（AGW）和地下鮮樣質(zhì)量（UGW），烘干后記錄其地上干樣質(zhì)量（ADW）和地下干樣質(zhì)量（UDW）。

1.2.3 植物和濕地基質(zhì)總鉻和鉻形態(tài)的測定

參照王愛云等[3]的實驗方法，稱取0.300 0 g 植株樣品于消煮管中，加入HNO36 mL、HClO41.5 mL混合浸泡過夜，于石墨消煮爐中160 ℃消解3 h，趕酸至僅剩1～2 mL 無色透明液體，冷卻后以0.2% HNO3定容至50 mL，并過0.45μm 水系濾膜，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，中國）測定鉻含量。

基質(zhì)總鉻的測定參考肖文丹[29]的方法并進(jìn)行改進(jìn)，稱取0.300 0 g 過100 目篩的基質(zhì)樣品至50 mL 聚四氟乙烯消煮管中，加入2 mL HCl 浸泡1 h 左右再分別加入3 mL HNO3和HF，于石墨消煮爐130 ℃消煮3 h，降溫后加入1 mL HClO4，繼續(xù)消煮1 h，然后降溫至120 ℃，開蓋趕酸，趕酸終點為管底只剩一滴無色黏稠狀固體，若固體為黃色則加蒸餾水繼續(xù)趕酸。冷卻后以蒸餾水定容至50 mL，過0.45 μm 水系濾膜后用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定鉻含量。

植物根系中鉻化學(xué)形態(tài)參考楊居榮等[30]的方法，稱取2.500 0 g 鮮樣用于測定根系的80%乙醇提取態(tài)（FEth）、去離子水提取態(tài)（FH2O）、氯化鈉提取態(tài)（FNaCl）、醋酸提取態(tài)（FHAc）、鹽酸提取態(tài)（FHCl）、殘渣態(tài)（FRes）鉻含量?；|(zhì)中鉻化學(xué)形態(tài)的測定參考Tessier 等[31]的方法，稱取過100 目篩的基質(zhì)1.500 0 g 用于測定基質(zhì)的可交換態(tài)（F1）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3）、有機質(zhì)結(jié)合態(tài)（F4）、殘渣態(tài)（F5）鉻含量。

1.2.4 基質(zhì)理化性狀和酶活性的測定

在Cr6+處理后的第30、60、90天，使用土壤化肥快速檢測儀（ZYD-TF）測定基質(zhì)pH 和Eh。基質(zhì)脲酶和蔗糖酶活性采用蘇州科銘試劑盒測定。

1.2.5 濕地出水DOM表征分析和Cr6+濃度測定

在實驗結(jié)束時采集濕地出水水樣。一部分冷凍干燥后用于DOM 傅里葉測試，參考梁儉[32]的分析方法，采用傅里葉紅外光譜儀（Frontier）分析出水DOM表征；另一部分過0.45μm的濾膜后加入幾滴HNO3保存，采用二苯碳酰二肼分光光度法測定出水Cr6+濃度。

1.2.6 微生物分析

微生物多樣性分析基于Illumina HiSeq 測序平臺，利用雙末端測序（Paired-End）構(gòu)建小片段文庫進(jìn)行測序。細(xì)菌主要是基于16S區(qū)。

1.3 統(tǒng)計分析

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對薏苡株高的影響

由圖2可知，隨著Cr6+濃度的增加，薏苡株高呈現(xiàn)下降趨勢。在0、10 mg·L-1Cr6+處理下，植株的高度在68.21～158.24 cm之間，而20 mg·L-1Cr6+處理的植株高度在59.36～119.36 cm 之間，植株株高顯著降低。垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地的株高分別為59.36～147.31 cm 和61.27～158.24 cm。在0～60 d，垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地的株高差異不顯著，但第90 d 時，0、10 mg·L-1Cr6+處理下水平潛流人工濕地的薏苡株高顯著高于垂直流人工濕地。

圖2 不同處理對薏苡株高的影響Figure 2 Effects of different treatments on the height of Coix lachryma jobi L.

2.2 不同處理對薏苡生物量的影響

隨著Cr6+濃度的提高，植物的鮮樣質(zhì)量和干樣質(zhì)量顯著降低。圖3 表明，與0 mg·L-1Cr6+處理（對照處理）相比，10 mg·L-1Cr6+處理的AGW 和ADW 分別降低 了18.59%～28.15% 和22.46%～32.38%，UGW 和UDW 分 別 降 低 了41.96%～43.50% 和18.31%～29.22%。20 mg·L-1的Cr6+處理與10 mg·L-1的Cr6+處理相比，植物AGW和ADW分別降低了4.88%～21.08%和12.05%～26.60%，UGW 和UDW 分別降低了9.94%～13.85%和16.32%～17.03%。高濃度的Cr6+處理對垂直流人工濕地植物的鮮樣質(zhì)量影響較大。

圖3 不同處理對薏苡生物量的影響Figure 3 Effects of different treatments on fresh and dry weight of Coix lacryma-jobi L.

2.3 不同處理對薏苡吸收鉻和根系鉻形態(tài)的影響

由圖4 可知，薏苡根、莖、葉中總鉻含量分別為7.03～199.66、2.62～74.98、2.01～59.37 mg·kg-1，鉻含量大小依次為根＞莖＞葉。根、莖、葉中鉻含量隨著Cr6+處理濃度的提高和時間的延長而增加。在垂直流濕地中，薏苡根、莖、葉總鉻含量分別為7.21～199.66、3.29～74.98，2.14～59.37 mg·kg-1；而在水平潛流條件下薏苡根、莖、葉總鉻含量分別為7.03～93.00、2.62～59.31、2.01～42.77 mg·kg-1。在同濃度的Cr6+處理下，垂直流處理下的根、莖、葉總鉻含量顯著大于水平潛流處理。

圖4 不同處理下薏苡植株根、莖和葉中的鉻含量Figure 4 Chromium content in roots，stems and leaves of Coix lacryma-jobi L.under different treatments

薏苡根系各形態(tài)鉻含量均隨Cr6+處理時間的延長和濃度的提高而提高。根系FEth、FH2O、FNaCl、FHAc、FHCl 和FRes 形態(tài)鉻含量分別為0.26～33.30、0.08～26.02、0.12～5.86、0.11～11.91、0.28～13.30、7.06～106.67 mg·kg-1，垂直流人工濕地薏苡根各形態(tài)鉻含量均大于水平潛流處理。由圖5 可知，根系FEth、FH2O、FNaCl、FHAc、FHCl、FRes形態(tài)鉻含量占比分別為 2.57%～37.46%、0.79%～19.08%、0.91%～8.60%、0.60%～10.95%、2.54%～9.95%、38.75%～87.35%，根系鉻形態(tài)中FEth 和FRes 占比最多，共占根系總鉻的62.87%～92.47%，垂直流人工濕地薏苡根中FH2O 和FNaCl 形態(tài)鉻含量占比大于水平潛流處理，而根FHAc形態(tài)鉻含量占比低于水平潛流處理。

圖5 不同處理下薏苡植株根鉻形態(tài)Figure 5 Chromium chemical speciation of Coix lacryma-jobi L.root under different treatments

2.4 不同水分管理對人工濕地基質(zhì)總鉻和鉻形態(tài)的影響

由圖6 可知，人工濕地基質(zhì)鉻含量為21.06～177.23 mg·kg-1，隨Cr6+處理濃度的提高和時間的延長，基質(zhì)中鉻含量呈顯著增加的趨勢，水平潛流濕地基質(zhì)鉻含量為21.12～177.23 mg·kg-1，垂直流濕地基質(zhì)鉻含量為21.06～148.31 mg·kg-1，水平潛流濕地基質(zhì)鉻含量顯著大于垂直流人工濕地。

圖6 不同處理下人工濕地基質(zhì)總鉻變化Figure 6 Change of total chromium in constructed wetland substrate under different treatments

基質(zhì)中各形態(tài)鉻含量均隨Cr6+處理時間的延長和濃度的增加而呈增加趨勢，基質(zhì)F1、F2、F3、F4、F5形態(tài)鉻含量分別為0.03～7.50、0.10～3.28、2.02～39.63、0.25～8.84、16.33～124.62 mg·kg-1，垂直流人工濕地基質(zhì)各形態(tài)鉻含量均低于水平潛流處理。由圖7 可知，基質(zhì)F1、F2、F3、F4、F5 形態(tài)的鉻占比分別為0.12%～4.56%、0.43%～2.08%、8.52%～21.61%、1.31%～6.30%、67.94%～86.49%，基質(zhì)鉻形態(tài)中F3 和F5 占比最多，共占基質(zhì)總鉻的89.54%～97.48%，潛流人工濕地基質(zhì)有效態(tài)鉻（F1 和F2，以下簡稱基質(zhì)有效態(tài)鉻）占比均小于垂直流人工濕地，難溶態(tài)鉻（F3、F4和F5，以下簡稱基質(zhì)難溶態(tài)鉻）占比均大于垂直流人工濕地。

就體內(nèi)代謝而言，每種脂肪酸都有自己的代謝途徑和代謝產(chǎn)物，各種脂肪酸互不相通，即單不飽和脂肪酸不能代謝出多不飽和脂肪酸的代謝產(chǎn)物，反之亦然。而多不飽和脂肪酸有個非常重要的代謝產(chǎn)物是孕婦和寶寶必需的，那就是DHA。

圖7 不同處理下人工濕地基質(zhì)鉻形態(tài)Figure 7 Chromium chemical speciation of constructed wetland substrate under different treatments

2.5 不同處理對人工濕地基質(zhì)理化性狀的影響

由表2 可知，基質(zhì)的pH 和Eh 均隨Cr6+濃度的增加而呈現(xiàn)減小趨勢?；|(zhì)Eh 為-10.5～84.01 mV，垂直流濕地基質(zhì)Eh 為22.50～84.01 mV，水平潛流濕地基質(zhì)Eh 為-10.50～53.75 mV，隨著Cr6+濃度的增加，垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地的Eh降低率分別為5.64%～34.47%、27.98%～116.98%，水平潛流人工濕地的Eh 降低率顯著高于垂直流人工濕地。隨著Cr6+處理時間的延長，垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地Eh 均呈增加趨勢。所有處理基質(zhì)pH 值均呈弱酸性，且均隨著Cr6+處理時間的增加而呈現(xiàn)減小趨勢，pH 為6.07～6.62，同濃度Cr6+處理下，垂直流濕地的各處理基質(zhì)pH均大于水平潛流濕地。垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地pH 降低率分別為1.20%～5.51%和1.84%～5.27%。

表2 不同處理下人工濕地的pH和Eh（n=6）Table 2 pH and Eh of constructed wetlands under different treatments（n=6）

2.6 不同處理對人工濕地基質(zhì)酶活性的影響

由圖8 可知，土壤脲酶活性均隨Cr6+處理濃度的提高而下降，而蔗糖酶的活性卻呈上升趨勢。土壤脲酶和蔗糖酶活性分別為16.67～74.47、3.01～35.10 U·g-1。對照處理下垂直流人工濕地酶活性均大于水平潛流人工濕地。

圖8 不同處理下人工濕地土壤脲酶和蔗糖酶活性Figure 8 Soil urease and sucrase activities in constructed wetlands under different treatments

10 mg·L-1Cr6+處理30～60 d，兩種人工濕地土壤脲酶和蔗糖酶活性均呈上升趨勢，垂直流人工濕地土壤脲酶和蔗糖酶活性分別提高了116.90%和63.74%，水平潛流人工濕地土壤脲酶和蔗糖酶活性分別提高了43.48%和59.49%；60～90 d，垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地土壤脲酶活性分別下降了35.90%和20.43%，而蔗糖酶活性分別上升了58.00% 和67.20%。

20 mg·L-1Cr6+處理30～60 d，垂直流人工濕地土壤脲酶和蔗糖酶活性分別提高了108.09% 和120.40%，水平潛流人工濕地土壤脲酶活性下降了15.94%，而蔗糖酶活性提高了88.84%；60～90 d，垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地土壤脲酶活性分別下降了36.79%和23.87%，而蔗糖酶活性則分別提高了35.19%和67.22%。

Cr6+處理提高了兩種人工濕地蔗糖酶活性，且垂直流人工濕地蔗糖酶活性顯著高于水平潛流人工濕地。隨著Cr6+處理濃度的提高，垂直流人工濕地脲酶活性呈下降趨勢，水平潛流人工濕地10 mg·L-1Cr6+處理提高了脲酶活性，20 mg·L-1Cr6+處理降低了脲酶活性。

2.7 不同處理下濕地出水DOM光譜特征分析

通過采用FTIR 分析水樣DOM 官能團（圖9），可知傅里葉特征峰峰值在3 424.6 cm-（1O—H 拉伸）附近，主要來源于植物組織中果膠、半纖維素、纖維素、多糖等碳水化合物及蛋白質(zhì)、氨基酸等引起的特征峰，在1 627.1 cm-（1拉伸）附近的峰為來源于蛋白質(zhì)的特征峰，在1 389 cm-（1—CH3）附近的峰為細(xì)胞壁和各種膜中含油脂化合物的甲基對稱彎曲的振動峰和在1 100 cm-1（C—O 拉伸）附近由碳水化合物（醇、酯、醚或酚）引起的吸收峰。幾個特征峰隨著Cr6+濃度的增加顯著加劇，表明濕地水樣含O 官能團在鉻脅迫后增加。含O 基團對土壤重金屬的穩(wěn)定起重要作用，含O 官能團增加能夠顯著穩(wěn)定水樣中的Cr6+。其中垂直流人工濕地條件下10 mg·L-1Cr6+處理含O 官能團增加顯著大于0、20 mg·L-1Cr6+處理；水平潛流人工濕地條件下含O 官能團隨Cr6+處理濃度的增加而增加；水平潛流人工濕地各特征峰吸光度大于垂直流人工濕地。

圖9 不同處理下人工濕地水樣FTIR紅外光譜圖Figure 9 FTIR spectra of constructed wetland water samples under different treatments

2.8 濕地微生物分析

通過高通量測序?qū)ξ⑸锝M成進(jìn)行分析表明，薏苡根系內(nèi)圈環(huán)境中的微生物群因重金屬污染而發(fā)生顯著變化。如圖10 所示，在所有樣品中，Proteobacteria（變形菌門）、Firmicutes（厚壁菌門）、Bacteroidetes（擬桿菌門）、Cyanobacteria（藍(lán)藻門）、Actinobacteria（放線菌門）和Chloroflexi（綠彎菌門）的相對豐度占比分 別 為 13.45%～54.21%、1.67%～49.78%、5.89%～18.98%、0.59%～24.89%、1.93%～15.81% 和0.86%～9.37%。樣品中的主要菌門是Proteobacteria，相對豐度為13.45%～54.21%，水平潛流人工濕地0 mg·L-1Cr6+處理下的相對豐度（35.93%～38.67%）高于垂直流人工濕地基質(zhì)樣品（21.92%～27.65%）。第90 天的垂直流人工濕地20 mg·L-1Cr6+處理下Proteobacteria 相對豐度占比僅為13.45%，而Firmicutes 相對豐度占比提升至49.78%。從門水平下的聚類樹可以看出，不同處理下的垂直流人工濕地和水平潛流人工濕地基質(zhì)微生物群落存在顯著差異，同濃度Cr6+處理下的濕地基質(zhì)微生物群落結(jié)構(gòu)更相似。

圖10 基于Unweighted Unifrac距離的UPGMA聚類樹Figure 10 UPGMA clustering tree based on Unweighted Unifrac distance

根際土壤的理化性質(zhì)與重金屬和根際細(xì)菌有關(guān)。本研究通過冗余分析評估了微生物對理化性質(zhì)的影響，圖11 顯示了土壤理化性質(zhì)、微生物豐度和重金屬含量之間的關(guān)系，軸1 解釋了20.08%的變化，軸2 進(jìn)一步解釋了12.49%的變化。不同濃度Cr6+污染的土壤分布在軸1 和軸2 上，表明鉻污染土壤的微生物群落和理化性質(zhì)與對照不同，其中20 mg·L-1Cr6+處理下的垂直流人工濕地與其他處理差異較大。芽孢桿菌屬（Bacillus）、葡萄球菌屬（Staphylococcus）、假單胞菌屬（Pseudomonas）、擬青霉屬（Paenibacillus）、馬賽菌屬（Massilia）與pH 和脲酶活性呈正相關(guān)，與基質(zhì)鉻積累量和蔗糖酶活性呈負(fù)相關(guān)，酸桿菌屬（Acidother-mus）與基質(zhì)鉻積累量、蔗糖酶活性、Eh 呈正相關(guān)、與pH 和脲酶活性呈負(fù)相關(guān)，埃希氏菌屬（Escherichia-Shigella）與Eh 呈正相關(guān)，與脲酶活性和基質(zhì)鉻積累量呈負(fù)相關(guān)，微細(xì)菌屬（Microbacterium）、慢生根瘤菌屬（Bradyrhizobium）與脲酶活性、蔗糖酶活性、基質(zhì)鉻積累量呈正相關(guān)，與Eh呈負(fù)相關(guān)。

圖11 土壤理化性質(zhì)、土壤酶和細(xì)菌的CCA分析Figure 11 CCA analysis of soil physical and chemical properties，soil enzymes and bacteria

2.9 不同處理濕地出水Cr6+的變化

如圖12 所示，人工濕地出水Cr6+濃度為0.075 6～1.580 7 mg·L-1，10 mg·L-1Cr6+處理下，垂直流人工濕地鉻去除率為93.50%～97.54%，水平潛流人工濕地鉻去除率為89.62%～97.14%；20 mg·L-1Cr6+處理下，垂直流人工濕地鉻去除率為92.10%～98.13%，水平潛流人工濕地鉻去除率為93.26%～98.39%；兩種人工濕地都有較好的鉻去除能力。兩種人工濕地條件下，出水Cr6+濃度隨處理時間的延長而增加，在10 mg·L-1Cr6+處理下，垂直流人工濕地出水Cr6+濃度顯著低于水平潛流人工濕地，而在高濃度20 mg·L-1Cr6+處理下，水平潛流人工濕地出水Cr6+濃度顯著低于垂直流人工濕地。

圖12 不同處理下人工濕地出水Cr6+濃度變化Figure 12 Changes of Cr6+concentration in constructed wetland effluent under different treatments

3 討論

鉻并不是植物必需的營養(yǎng)元素，過量鉻會抑制植物生長[33]。在本研究中，Cr6+處理顯著抑制了薏苡的生長，這與前人的結(jié)果一致[34]，董馨嵐等[35]的研究表明，土壤含水量對重金屬污染土壤生長的黑麥草生物量影響較大。本研究垂直流人工濕地薏苡生長受抑制程度高于水平潛流人工濕地，這與貢曉飛等[36]的研究中常淹水條件下水稻幼苗受抑制程度低于不淹水處理的結(jié)果一致。水平潛流人工濕地薏苡生長受抑制程度相對較小，可能與兩種水分管理方式下植物對鉻的吸收量有關(guān)。

水分管理方式影響植物富集重金屬的效果[35]。前人研究表明，間歇灌溉條件下，水稻積累的重金屬量大于淹水灌溉條件[29，37]。本研究中，采用間歇進(jìn)水方式的垂直流人工濕地薏苡各部位總鉻含量和根中各形態(tài)鉻含量大于水平潛流人工濕地，與貢曉飛等[36]的研究結(jié)果類似。有效鉻在植物體內(nèi)的遷移與鉻的化學(xué)形態(tài)密切相關(guān)，其含量越高越易移動[38]。本研究中，垂直流人工濕地薏苡根系中有效態(tài)鉻含量高，可能是導(dǎo)致地上部鉻的積累量較多，植物受抑制程度大于水平潛流人工濕地的重要原因。

土壤重金屬生物活性不僅受土壤理化性狀和重金屬總量影響，其化學(xué)形態(tài)也起著重要作用[39-40]。根據(jù)Tessier 的5 步提取法[31]，可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的重金屬生物有效性較高，植物更易吸收。土壤水分管理可通過調(diào)節(jié)土壤理化性狀而影響重金屬生物有效性[41-42]。土壤pH 升高可降低重金屬有效性[43-44]，而淹水條件下土壤Eh 降低，重金屬更多向無效態(tài)轉(zhuǎn)化[45-46]。本研究中，垂直流人工濕地pH、Eh 高于水平潛流人工濕地，可能是因為水平潛流濕地基質(zhì)中的鉻更多向難以利用的形態(tài)轉(zhuǎn)換，薏苡對鉻的吸收也降低導(dǎo)致的，這與前人研究的鎘活性在淹水條件下降低一致[47-48]。

土壤酶參與物質(zhì)循環(huán)和轉(zhuǎn)化，反映土壤肥力和自凈能力。Jaiswal 等[19]的研究表明，低濃度的Cr6+會降低土壤的物理化學(xué)性質(zhì)和酶活性。脲酶相關(guān)細(xì)菌能改變重金屬的形態(tài)，從而改變重金屬的生物利用度[49-50]。本研究中，垂直流人工濕地脲酶活性顯著大于水平潛流人工濕地，可能有利于濕地基質(zhì)中鉻向碳酸鹽態(tài)鉻轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致基質(zhì)中碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉻占比提高，是垂直流人工濕地植物對鉻吸收量大于水平潛流人工濕地的重要原因。蔗糖酶活性可以反映土壤有機碳的生物轉(zhuǎn)化水平，有利于提高植物對重金屬的吸收[51]。本研究中，垂直流人工濕地蔗糖酶活性大于水平潛流人工濕地，可能是垂直流人工濕地植物吸收鉻量大于水平潛流人工濕地的原因。

土壤DOM 含有活性官能團，能影響重金屬的形態(tài)和生物利用度[52]。陳佳等[53]的研究表明，氧分條件能影響微生物生物量和活動，從而影響DOM 表征。淹水條件下DOM 比濕潤處理具有更高的芳香性、疏水組分和高分子量[54]。有研究表明，不同的酸堿條件下DOM 對重金屬的影響不同[55-56]；而高Eh 低pH 條件使DOM 負(fù)電荷增加，從而促進(jìn)土壤對重金屬的吸附，降低重金屬的有效性[57]。本研究中，水平潛流人工濕地DOM 各特征峰均高于垂直流人工濕地，可能是造成鉻的有效性降低，植物對鉻的吸收量低，植物受抑制程度較低的原因。

土壤微生物狀態(tài)反映重金屬活性，微生物活動影響土壤結(jié)構(gòu)和營養(yǎng)物質(zhì)轉(zhuǎn)化，間接影響重金屬化學(xué)形態(tài)[58]。Cheng 等[59]的研究表明，水分狀況影響土壤微生物結(jié)構(gòu)和分布。前人研究表明，Bacillus、Staphylococcus、Pseudomonas、Microbacterium、Paenibacillus能促進(jìn)植物對鉻的積累[60-61]，Proteobacteria、Firmicutes和Actinobacteria 有利于重金屬的還原[62]，Bacillus、Escherichia-Shigella、Massilia、Acidothermus、Bradyrhizobium能顯著促進(jìn)土壤中Cr6+的還原[29]。本研究中，水平潛流人工濕地中豐度高的Proteobacteria、Firmicutes、Bacteroidetes有利于植物對鉻的固定轉(zhuǎn)化，這可能是水平潛流人工濕地對廢水中鉻處理效果較好的重要原因。

人工濕地去除廢水中Cr6+受到植物生長、基質(zhì)理化性狀和微生物活動的影響，水分管理也直接影響了人工濕地對Cr6+的去除效果[29]。本研究中，兩種人工濕地對Cr6+的去除能力均較強，低濃度Cr6+處理下，垂直流人工濕地出水Cr6+濃度顯著低于水平潛流人工濕地，而高濃度Cr6+則反之，這可能是淹水條件下鉻生物有效性降低，薏苡受抑制程度更低，對Cr6+去除效率更高的重要原因。

4 結(jié)論

水平潛流人工濕地有更低的pH 和Eh，能豐富濕地中溶解性有機質(zhì)的含量并提高耐鉻微生物的還原活動，影響土壤酶參與濕地鉻的轉(zhuǎn)化，降低濕地中的活性鉻含量占比，提高濕地鉻向難溶態(tài)鉻的轉(zhuǎn)化，從而抑制薏苡對鉻的積累，降低鉻對薏苡的毒害作用，對Cr6+去除效率較高。因此，水平潛流人工濕地更適用于鉻的固定。