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　　摘要：利用濕生鉻超富集植物李氏禾構建了三段式波形潛流式人工濕地，并以相同設計的無植物濕地系統作為對照，比較研究了李氏禾濕地系統對Cr(Ⅵ)的凈化效果.同時，綜合運用電子順磁共振(EPR)、X光電子能譜(XPS)、傅里葉變換紅外光譜(FTIR)等手段，并結合有機質含量、pH、Eh和Cr質量平衡分析，探討了李氏禾濕地系統對Cr(Ⅵ)的去除機理.結果顯示，李氏禾濕地系統對Cr(Ⅵ)的去除率顯著高于對照濕地，且李氏禾濕地基質中的有機質含量是對照濕地的3倍.這表明李氏禾增加了濕地基質中的有機質含量，從而提高了濕地系統對Cr(Ⅵ)的凈化能力.李氏禾組織中的Cr主要以Cr(Ⅲ)形式存在，其中，莖部和葉部未檢測到Cr(Ⅵ)，而僅有1.95%的Cr以Cr(Ⅵ)形式存在于根部中.EPR分析結果顯示，李氏禾葉部中的Cr(Ⅲ)以有機酸結合態的形式存在，根部中的Cr(Ⅲ)以氫氧化物的形式存在，這表明李氏禾能有效地將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ).基質表面吸附的Cr大部分為Cr(Ⅲ)，而Cr(Ⅵ)僅占4.99%.XPS分析進一步證明，基質表面同時吸附了Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)，但主要以Cr(Ⅲ)為主，且Cr(Ⅲ)可能以氫氧化物的形式存在.由此判斷，進入濕地的Cr(Ⅵ)在基質中被還原成Cr(Ⅲ).FTIR分析結果顯示，基質表面的羥基、氨基、羧基、C O、C—O、C—H等基團與Cr的吸附有關，這表明濕地基質中的有機質作為電子供體參與了Cr(Ⅵ)的還原.李氏禾濕地系統能將水體中可溶性的Cr(Ⅵ)有效地還原成難溶的Cr(Ⅲ)化合物，并將其轉化成濕地生態系統物質循環的惰性部分.

　　1 引言

　　鉻(Cr)是一種廣泛應用的工業原料，電鍍、皮革加工等過程都會產生含Cr污水進而造成水體污染.水體中的Cr主要以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)兩種穩定的價態存在，而Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)在毒性、移動性和生物有效性上存在著明顯的差異.Cr(Ⅵ)通常以CrO2-4和Cr2O2-7形式存在，有毒且可溶，被認為是致畸和致癌物質.由于CrO2-4、Cr2O2-7帶負電(pH>3)，不易被礦物質和有機物質吸附，因而Cr(Ⅵ)在環境中移動性很高.相反，Cr(Ⅲ)難溶解且不易移動，毒性為Cr(Ⅵ)的1/100.因此，將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)是減少水體Cr污染的重要途徑.

　　目前，清除水中Cr(Ⅵ)污染的方法有電解還原法、化學沉淀法、離子交換法和微生物還原法等，但這些方法需要消耗大量的能源和試劑且成本較高，不適于大面積、低濃度的Cr(Ⅵ)污染水體處理.人工濕地相對上述方法具有低成本、低能耗和生態服務功能等優點，因此，被認為是一種經濟有效的Cr(Ⅵ)去除途徑.

　　李氏禾(Leersia hex and ra Swartz)是中國境內首次發現的濕生鉻超富集植物，對Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)有很強的耐受和富集能力，并且具有生長迅速、根系發達、易于人工種植等優點.因此，該植物在水體Cr(Ⅵ)污染修復中極具應用前景.在前期實驗中，我們發現以李氏禾作為濕地植物構建的三段式波形潛流式人工濕地對Cr(Ⅵ)污染水體具有很強的凈化能力.然而，該濕地系統對水體Cr(Ⅵ)的去除機理仍不十分清楚.

　　因此，本研究以實驗室規模的李氏禾濕地系統為對象，綜合運用電子順磁共振(EPR)、X光電子能譜(XPS)、傅里葉變換紅外光譜(FTIR)等手段，對濕地出水水質、鉻的價態變化及濕地基質和植物中鉻的化學特征進行分析，探討李氏禾濕地系統凈化水體Cr(Ⅵ)的生物地球化學機理，以期為提高濕地的凈化性能提供科學依據.

　　2 材料與方法

　　2.1 裝置與方法

　　實驗于溫室大棚中進行，采用以PVC板材粘合成的三段式波形潛流式人工濕地(1.3 m×0.5 m×0.3 m，長×寬×高，圖 1).其中，進水區長0.1 m，濕地長1.2 m，濕地平分為3段，每段長0.4 m.設計的表面負荷率為0.1 m3 · m-2 · d-1，進水流量為0.06 m3 · d-1，水力停留時間為1 d.進水區填充高0.28 m的礫石(粒徑2 cm左右)，基質深度為0.25 m，其中，下層為0.05 m的礫石(粒徑1 cm左右)，上層為0.2 m的稻田土+泥炭混合基質(稻田土 : 泥炭=2 : 1，體積比，粒徑0.9 mm左右).濕地植物——李氏禾從桂林市郊采集，以80株 · m-2成行種植于基質表面.李氏禾中的鉻含量未檢測到，基質中的鉻含量為(5.47±0.15)mg · kg-1，加入到濕地中的基質質量約為132.0 kg，基質中的有機質含量為3.50%±0.06%，pH為7.52±0.02，Eh為(392.7±4.5)mV.

　　圖 1 三段式波形潛流式人工濕地示意圖

　　2012年4~6月為李氏禾生長期，李氏禾生長至6月末基本布滿整個濕地.濕地從2012年7月開始運行，Cr(Ⅵ)污染水體由K2Cr2O7配制而成，進水中Cr(Ⅵ)濃度更換梯度依次為2.50、3.75、5.00、7.50、10.0 mg · L-1，采用連續進水的方式，運行至2012年12月.實驗采用相同設計的無植物人工濕地作為對照，與種植了李氏禾的濕地進行對比研究.

　　2.2 取樣方法及測試項目

　　濕地運行結束后，采用梅花形布點法采集兩組濕地的基質及李氏禾植株的根、莖、葉.將根、莖、葉洗凈后一部分置于105 ℃烘箱中殺青30 min，然后80 ℃烘干至恒重，粉碎后用于Cr的測定;另一部分充分剪碎后置于研缽中，加入液氮，迅速研磨成粉末狀，用于EPR的檢測.將土樣置于105 ℃烘箱中烘干至恒重，分別研磨過篩后，李氏禾濕地的基質一部分用于有機質含量、pH、Eh和Cr的測定，另一部分用于XPS、FTIR的檢測;對照濕地的基質測定其有機質含量、pH和Eh.其中，根、莖、葉和基質中Cr(Ⅵ)的提取采用堿式消解法(EPA3060A)，將萃取后得到的Cr(Ⅵ)用二苯碳酰二肼分光光度法進行測定;總Cr的提取采用酸式消解法，將消解后得到的Cr用火焰原子吸收分光光度法進行測定;有機質含量的測定采用重鉻酸鉀容量法;pH、Eh的測定采用電極法.測量實驗均設置3個平行樣，且取其數據的平均值±標準差作為實驗結果.

　　2.3 實驗主要儀器

　　實驗儀器主要包括:Sartorius PB-10型pH計、ORP復合電級、TRF-2系列土壤測試儀、SHZ-B型水浴恒溫振蕩器、UV-9600紫外可見分光光度計、AA-700原子吸收分光光度計、JES-FA200電子順磁共振波譜儀、Magna-IR750傅里葉變換紅外光譜儀、Axis Ultra多功能成像電子能譜儀.

　　3 結果

　　3.1 李氏禾濕地系統對Cr(Ⅵ)的去除率及基質的有機質含量、pH和Eh

　　從表 1可以看出，對照濕地基質中的有機質含量從3.50%降低至1.12%，說明濕地系統在去除Cr(Ⅵ)的過程中有機質在逐漸被消耗.而李氏禾濕地基質中的有機質含量依然能維持在較高水平(3.36%)，是對照濕地的3倍，且在Cr(Ⅵ)進水濃度為10 mg · L-1時，李氏禾濕地系統對Cr(Ⅵ)的去除率比對照濕地高出11.39%.這說明李氏禾增加了濕地基質中的有機質含量，從而提高了濕地系統對Cr(Ⅵ)的凈化能力.兩組濕地基質的pH均接近中性(表 1)，結合表 1中的Eh可知，兩組濕地基質中的Cr均主要以Cr(Ⅲ)形式存在.

　　表1 兩組濕地系統對Cr(Ⅵ)的去除率及基質的有機質含量、pH和Eh

　　3.2 李氏禾濕地系統鉻質量平衡

　　從圖 2可以看出，從李氏禾濕地系統中流出的鉻僅為進入到濕地系統中鉻的1.97%，說明進入到濕地系統中鉻絕大部分被截留在了濕地系統中.截留在基質中的鉻占到了進入濕地系統中鉻的83.88%，李氏禾中的鉻僅占到14.15%，說明截留在濕地系統中的鉻絕大部分存在于基質中.基質中的Cr(Ⅵ)僅占4.99%，Cr(Ⅲ)占到了78.89%，說明基質中的Cr大部分為Cr(Ⅲ).李氏禾的莖部和葉部未檢測到Cr(Ⅵ)，Cr(Ⅲ)占到了1.80%;李氏禾根部中的Cr(Ⅵ)僅占1.95%，Cr(Ⅲ)占到了10.40%，可知李氏禾植株中的Cr(Ⅵ)僅占1.95%，Cr(Ⅲ)占到了12.20%.這說明李氏禾植株中的Cr主要以Cr(Ⅲ)形式存在.

　　圖 2 鉻在李氏禾濕地系統各介質中的分布

　　3.3 李氏禾吸附Cr(Ⅵ)后EPR譜圖分析

　　g為波普分裂因子，能反映出一種物質分子內局部磁場的特征，與過渡金屬離子的d電子殼層充滿程度有關，且不同價態Cr的d電子殼層充滿程度有所不同，其可以確定是否有同一種物質存在.由圖 3可知，標準物質K2Cr2O7的EPR譜圖在整場磁場范圍內沒有出現明顯特征峰.標準物質CrCl3和Cr(OH)3的EPR譜圖在g=2.00處均有明顯的信號區域.標準物質C6Cr2O12 · 6H2O的EPR譜圖在g=2.20處有明顯的信號區域且同時在g=4.00處出現特征峰.

　　李氏禾葉部的EPR譜圖在g=4.00處出現特征峰，且與C6Cr2O12 · 6H2O特征峰g值一致.由于有機鉻化物如草酸氫鉻、檸檬酸鉻、Cr(Ⅲ)-EDTA在g=4.00~5.50均出現特征峰，因此，李氏禾葉部中的Cr(Ⅲ)以有機酸結合態的形式存在.在g=2.00處附近出現一系列超精細譜線可以歸結于Mn(Ⅱ)和C，但也不排除此信號區域還存在少量的Cr(Ⅲ)信號，因為其出現信號區域的g值與Cr(OH)3產生信號區域的g值一致，所以推測還可能存在Cr(OH)3.李氏禾根部的EPR譜圖在g=2.00處出現明顯的信號區域，與標準物質Cr(OH)3產生明顯信號區域的g值一致，說明李氏禾根部中的Cr(Ⅲ)以氫氧化物的形式存在.結合李氏禾植株中Cr(Ⅵ)僅占1.95%、Cr(Ⅲ)占到了12.20%(圖 2)可知，李氏禾能有效地將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ).此外，李氏禾根部EPR譜圖在g=2.00和g=1.98處出現兩個連續的信號區域，峰寬為3.89 mT.研究表明，Cr(Ⅴ)順磁信號存在的位置于g≈2.00周圍且峰寬<6 mT，說明李氏禾根部中還同時存在少量的中間價態Cr(Ⅴ).

　　圖 3 李氏禾葉部和根部EPR譜圖

　　3.4 李氏禾濕地基質吸附Cr(Ⅵ)前后的表面分析

　　3.4.1 XPS分析

　　XPS寬掃描譜圖分析：XPS寬掃描可以給出除H和He以外所有元素的內層電子的結合能，通過元素的特征結合能與靈敏度因子可以確定表面的化學成分及其相對含量.由圖 4a可知，基質在531.88 eV處出現了強峰，表明其主要組成為O;在284.63 eV和102.83 eV處出現弱峰，表明其主要組成為C和Si.此外，圖 4a中Al、Ca、Fe元素的峰可辨.由圖 4b可知，基質吸附Cr(Ⅵ)后在577.87 eV處出現了Cr2p3/2特征峰，說明Cr吸附在濕地基質表面.截留在基質中的鉻占到了進入濕地系統中鉻的83.88%(圖 2)，表明進入濕地的Cr(Ⅵ)主要通過基質的吸附而得到去除.

　　圖 4 李氏禾濕地基質吸附Cr(Ⅵ)前(a)、后(b)寬掃描XPS譜圖

　　Cr2p高分辨率XPS譜圖分析：過渡金屬元素常�？梢酝ㄟ^主要分裂線(2p1/2和2p3/2，3d3/2和3d5/2等)的能級間距、能量位置和譜線的形狀來進行化學價態的鑒定.由圖 5可知，在577.87 eV和587.12 eV處出現很明顯的特征峰，分別代表Cr2p3/2和Cr2p1/2軌道的電子結合能.對Cr2p3/2軌道的特征峰進行分峰，得到結合能分別處在577.29 eV和579.72 eV處的兩個峰，其中，579.72 eV處為一較小肩峰.因為Cr(Ⅲ)的2p3/2軌道結合能通常在576.8~577.7 eV之間，一般不大于578 eV;Cr(Ⅵ)的2p3/2軌道結合能通常在579.0~581.0 eV之間，一般大于578 eV(Park et al., 2007).因此，圖 5中577.29 eV處的特征峰為Cr(Ⅲ)2p3/2軌道結合能對應的特征峰，579.72 eV處的特征峰為Cr(Ⅵ)2p3/2軌道結合能對應的特征峰.由于XPS峰面積能客觀反應出物質表面元素價態的相對含量，因此，從圖 5可以看出，基質表面Cr(Ⅵ)含量相對很低，Cr主要為Cr(Ⅲ)，與圖 2基質中Cr(Ⅵ)僅占4.99%、Cr(Ⅲ)占到了78.89%的結果相一致，表明進入濕地的Cr(Ⅵ)在基質被還原成Cr(Ⅲ).研究表明，Cr(OH)3中Cr—O鍵的Cr2p3/2峰位于577.3 eV處，與濕地基質表面Cr(Ⅲ)2p3/2特征峰的軌道結合能非常接近.這表明基質表面Cr(Ⅲ)的結合狀態可能為Cr(OH)3中Cr的結合狀態，即Cr(Ⅲ)可能以氫氧化物形式存在.同時，基質吸附Cr(Ⅵ)前后均存在Fe元素(圖 4)，推測Fe(Ⅱ)對Cr(Ⅵ)的還原可能起到了一定的作用.

　　圖 5 李氏禾濕地基質吸附Cr(Ⅵ)后Cr2p高分辨率XPS譜圖

　　3.4.2 FTIR分析

　　由圖 6可知，濕地基質吸附Cr(Ⅵ)之前在3430 cm-1處存在一個強而寬的譜帶，說明基質表面存在O—H、N—H伸縮振動;2930 cm-1處的吸收峰與—CH2的反對稱伸縮振動相關;2360 cm-1處為空氣中CO2吸收峰;1630 cm-1處的吸收峰與C O伸縮振動相關;1420 cm-1處的吸收峰與羧基中的C O伸縮振動相關;1260 cm-1處的吸收峰與C—O伸縮振動相關;1030 cm-1處有強吸收峰，可能表現為Si—O—Si的對稱伸縮振動;876、795、692 cm-1處的吸收峰與C—H的彎曲振動相關.基質吸附Cr(Ⅵ)后，3430 cm-1處的吸收峰向高波數區移動了10 cm-1，說明羥基和氨基可能參與了Cr的吸附;1420 cm-1處的吸收峰向高波數區移動了30 cm-1并形成強吸收帶，說明羧基可能與Cr(Ⅲ)發生了配位作用;1630 cm-1處的吸收峰向低波數區移動了80 cm-1并形成強吸收帶，同時1260 cm-1處的吸收峰消失，692 cm-1處的吸收峰向低波數區移動了17 cm-1，表明C O、C—O、C—H等基團與Cr的吸附有關.這些結果表明，濕地基質中的有機質作為電子供體參與了Cr(Ⅵ)的還原.

　　圖 6 李氏禾濕地基質吸附Cr(Ⅵ)前后FTIR譜圖

　　4 討論

　　李氏禾在濕地系統凈化Cr(Ⅵ)污染水體過程中的貢獻主要體現在增加基質中的有機質含量，從而提高濕地系統的凈化能力(表 1).因為植物的凋落物、根際分泌物及腐爛的根經礦化后都會增加基質中的有機質含量.其具體包括：①植物的凋落物和腐爛的根經礦化后會增加基質中腐殖酸和富里酸的含量;②根際分泌物的代謝活動會產生乳酸、扁桃酸、酒石酸、草酸、水楊酸等有機酸.除此之外，李氏禾在濕地系統凈化Cr(Ⅵ)污染水體過程中的貢獻還體現在能吸收一定量的鉻(圖 2)，并能有效地將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)(圖 3).其中，葉部中的Cr(Ⅲ)以有機酸結合態的形式存在，與Howe等的研究結果：短萼車軸草葉部中的Cr(Ⅲ)以有機酸結合態的形式存在相一致.這可能是因為Cr(Ⅲ)以有機酸絡合物的形式螯合成毒性較低的穩定物質儲存于細胞非功能區，從而減少游離的Cr(Ⅲ)對李氏禾葉部的毒害作用.根部中的Cr(Ⅲ)以氫氧化物的形式存在，可能是由于進入根部的Cr(Ⅵ)轉化成Cr(Ⅲ)后，被根部細胞表面的果膠和細胞質外體中的負電位基團吸收，進而形成Cr(OH)3;也有可能是Cr(Ⅲ)進入根部細胞質(pH=7.3~7.6)后發生了沉淀.另外，根部還存在少量的中間價態Cr(Ⅴ)，是因為進入根部的Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)時會先經過中間價態Cr(Ⅴ).

　　濕地基質在濕地系統凈化Cr(Ⅵ)污染水體過程中起主要作用，不僅能吸附大部分的Cr(Ⅵ)(圖 2)，而且還能有效地將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)(圖 5)，其中，有機質作為電子供體直接參與了Cr(Ⅵ)的還原(圖 6).研究分發現，根際分泌物和根際微生物的代謝活動產生的乳酸、扁桃酸、酒石酸、草酸、水楊酸等有機酸能處進Cr(Ⅵ)的還原，土壤里的腐殖酸和富里酸也能對Cr(Ⅵ)進行還原和固定，而這些還原固定Cr(Ⅵ)的過程主要是通過有機質所含有的類似羧基和酚羥基等官能團與金屬離子發生配位作用的方式來實現的.這與本實驗中濕地基質表面的羧基與Cr(Ⅲ)發生了配位作用，羥基、氨基、C O、C—O、C—H等基團參與了鉻的吸附的研究結果相一致.此外，有機質還可能通過間接作用提高了濕地系統對Cr(Ⅵ)的凈化能力.主要包括：①根際分泌物產生的有機酸提高了其周圍微生物的活性，從而促進了微生物對Cr(Ⅵ)的轉化和固定;②植物為基質中的微生物提供了有機質，微生物在消耗有機質時會消耗氧氣從而有利于Cr(Ⅵ)的還原和沉降;③在厭氧環境下，硫酸鹽還原菌消耗有機質時會產生必要的硫化物，進而與Cr(Ⅵ)發生反應，將Cr(Ⅵ)還原成Cr(Ⅲ)以形成溶解性極小的金屬硫化物.不僅有機質參與了濕地基質對Cr(Ⅵ)的還原，而且濕地基質中的礦物質可能也參與了Cr(Ⅵ)的還原.本實驗研究中Fe(Ⅱ)對Cr(Ⅵ)的還原可能起到了一定的作用，其還原過程推測是Fe(Ⅱ)將水體中的Cr(Ⅵ)還原成了Cr(Ⅲ)，進而在中性條件下以Cr(OH)3及鐵鉻氧化水合物[FexCr1-x(OH)3]的形式存在于基質中.這樣溶解性較低的Cr(Ⅲ)被緊緊地吸附在基質表面，導致鉻從液相進入到固相，從而減少了水體中Cr(Ⅵ)濃度.具體參見污水寶商城資料或http://www.dowater.com更多相關技術文檔。

　　5 結論

　　李氏禾增加了濕地基質中的有機質含量，從而提高了濕地系統對Cr(Ⅵ)的凈化能力.李氏禾組織中的Cr主要以Cr(Ⅲ)形式存在，其中，莖部和葉部未檢測到Cr(Ⅵ)，而僅有1.95%的鉻以Cr(Ⅵ)形式存在于根部中;葉部中的Cr(Ⅲ)以有機酸結合態的形式存在，根部中的Cr(Ⅲ)以氫氧化物的形式存在.基質表面同時吸附了Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)，Cr(Ⅵ)僅占4.99%，大部分為Cr(Ⅲ)，且Cr(Ⅲ)可能以氫氧化物的形式存在.有機質作為電子供體參與了濕地基質對Cr(Ⅵ)的還原，這表明李氏禾濕地系統中的植物和基質將水體中可溶性的Cr(Ⅵ)陰離子還原成溶解性較低的Cr(Ⅲ)陽離子，并吸附在基質表面的羥基、氨基、羧基、C O、C—H、C—O等基團上，從而使水體中的Cr(Ⅵ)濃度下降.