不同钝化处理与叶面阻控剂对Cd污染稻田的修复效果

湖北农业科学2023年
Cd的影响不显著，但能有效抑制糙米对Cd的富集。

由于不同地区的土质与土壤环境存在较大差异，因此需要选择最佳处理方式，在不同地区进行相应的大田试验，在松滋市选择3750mL/hm2叶面阻控剂+ 1200kg/hm2土壤调理剂+1200kg/hm2重金属钝化剂处理效果最好，土壤有效Cd与糙米中Cd含量分别下降了33.33%与44.95%。

4小结
1）不同处理方式对土壤pH的影响有所差异，其中2400kg/hm2土壤调理剂、2400kg/hm2重金属钝化剂、3750mL/hm2叶面阻控剂+2400kg/hm2土壤调理剂、3750mL/hm2叶面阻控剂+2400kg/hm2重金属钝化剂、1200kg/hm2重金属钝化剂+1200kg/hm2土壤调理剂、3750mL/hm2叶面阻控剂+1200kg/hm2土壤调理剂+1200kg/hm2重金属钝化剂处理土壤pH 较对照显著增加，分别增加了5.07%、4.42%、6.06%、3.76%、5.73%、5.24%，而3750mL/hm2叶面阻控剂处理pH与对照之间无显著差异。

表明土壤调理剂、钝化剂能够适当调节土壤pH。

2）不同处理对土壤pH提升的幅度不同，对应的土壤中有效Cd含量的下降幅度也有较大变化。

除3750mL/hm2叶面阻控剂处理外，其他处理较对照有效Cd含量均显著降低，表明叶面阻控剂不能有效降低土壤有效Cd含量。

1200kg/hm2重金属钝化剂+1200kg/hm2土壤调理剂、3750mL/hm2叶面阻控剂+1200kg/hm2土壤调理剂+1200kg/hm2重金属钝化剂处理有效Cd含量下降幅度较大，分别降低了29.76%、33.33%。

3）不同处理糙米中Cd含量均较对照下降，且糙米中Cd含量均在安全限值内。

其中3750mL/hm2叶面阻控剂+1200kg/hm2土壤调理剂+1200kg/hm2重金属钝化剂处理效果最好，糙米中Cd含量下降了44.95%。

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（下转第140页）
134
收稿日期：2021-12-08
基金项目：陕西省职业技术教育学会科研规划课题（SZJYB19-288）；铜川市有突出贡献拔尖人才专项资金项目
作者简介：任芸芸（1985-），女，河北枣强人，讲师，硕士，主要从事重金属废水的微生物植物联合修复的研究，（电话）137****2590（电子信箱）
任芸芸，张
莎，裴挫萍，等.藻菌生物膜处理含镍废水及其胞外聚合物变化研究［J ］.湖北农业科学，2023，62（3）：135-140．
随着中国工业化的日益进步，由于资源开采及产业排放等原因，所造成的的环境污染也日益增加，其中最引人担忧的便是各种重金属污染［1］。

而镍
（Ni ）作为重金属污染的八大元素之一，已经引起了各界广泛的关注［2］。

由于镍被普遍应用于电子行业中，不仅导致制造业产生的镍污染严重，同时也伴随
藻菌生物膜处理含镍废水及其胞外聚合物变化研究
任芸芸1，张
莎2，裴挫萍1，张志林1
（1.铜川职业技术学院，陕西铜川
727031；2.陕西科技大学，西安
710021）
摘要：为探究藻菌生物膜处理含镍废水的可行性，对自然城市水体的藻菌富集挂膜得到藻菌生物膜，并在不同运行参数下对含镍溶液进行处理，研究镍的吸附量及藻菌生物膜胞外聚合物（EPS ）含量在不同条件下的变化。

结果表明，经富集挂膜的藻类属于绿藻门小球藻属，其对含镍废水有较高的处理效果，在pH 为8、温度为35℃时处理效果最佳；且能在3d 内达到镍吸附平衡，去除率达70%以上，同时，藻菌生物膜多聚糖含量随时间的变化与镍吸附量呈一定的正相关，证明其为镍吸附中的主要作用物质，而ATP 含量则更能反映藻菌生物膜受胁迫的过程。

藻菌生物膜在镍的胁迫下，胞外聚合物含量随胁迫程度升高而减少；从吸附量来看，其对镍的耐受值为10mg/L ，在此范围内，吸附量随镍浓度的升高而升高，
最高达2.358mg ，继续升高镍浓度则吸附量明显下降。

关键词：藻菌生物膜；胞外聚合物（EPS ）；镍（Ni ）；吸附量；去除率中图分类号：X703
文献标识码：A
文章编号：0439-8114（2023）03-0135-06DOI:10.14088/ki.issn0439-8114.2023.03.022
开放科学（资源服务）标识码（OSID ）：
Study on treatment of nickel-containing wastewater by alga-bacteria biofilm and changes of
the extracellular polymeric substances
REN Yun-yun 1，ZHANG Sha 2，PEI Cuo-ping 1，ZHANG Zhi-lin 1
（1.Tongchuan Vocational and Technical College ，Tongchuan 727031，Shaanxi ，China ；
2.Shaanxi University of Science and Technology ，Xi ’an 710021，China ）
Abstract ：To explore the feasibility of algal-bacteria biofilm ’s treatment for nickel-containing wastewater ，alga-bacteria biofilm was obtained by filming algae and bacteria enrichment in natural urban water ，and nickel-containing solution was treated under different operating parameters to study the adsorption amount of nickel and the change of extracellular polymer substance （EPS ）content of algal bacteria biofilm under different conditions.The results showed that the algas after enrichment and filming belonged to Chlorella ，which had a higher treatment effect on nickel-containing wastewater.The treatment effect was best when pH was 8and the temperature was 35℃.Nickel adsorption equilibrium was reached within 3days and the removal rate was more than 70%.At the same time ，the content of polysaccharides in alga-bacteria biofilm with time was positively correlated with nickel adsorption amount ，which proved that it was
the main substance in nickel adsorption ，while ATP content could reflect the stress process of alga-bacteria biofilm.Under the stress of nickel ，the content of extracellular polymer substances in alga-bacteria biofilm decreased with the increase of stress.From the perspec⁃
tive of adsorption amount ，its tolerance to nickel was 10mg/L.Within this range ，adsorption amount increased with the increase of the nickel concentration ，up to 2.358mg.However ，adsorption amount decreased significantly when the nickel concentration continued to increase.
Key words ：algae biofilm ；extracellular polymer substance （EPS ）；nickel （Ni ）；adsorption amount ；removal rate
湖北农业科学2023年
镍矿开采对水体的污染［3］，这些镍污染物通过地表水流冲刷及地下水渗透等方式进入地球水循环，并最终在生物链的作用下超量累积于生物体内，并对生物体形成长期毒害作用［4］。

因此，对镍污染水体的处理成为重金属修复领域的研究重点。

通常使用的重金属污染水体修复方法包括生物法、化学法及物理法。

生物修复法由于其本身环境友好性、无二次污染的优点而受到广泛关注［5］。

其中，利用藻类修复重金属比植物修复具有繁殖快、回收方便及吸附量大等优点，因此在此领域被寄予厚望［6，7］。

范彩彩［8］利用鼠尾藻（Sargassum thunbergii）对重金属Pb2+、Cd2+、Cu2+及Zn2+进行吸附，发现鼠尾藻对几种重金属都具有较好的吸附效果。

Mata等［9］使用墨角藻（Fucus vesiculosus）对Pb2+、Cu2+及Cd2+进行吸附，发现其吸附能力表现为Pb2+＞Cu2+＞Cd2+，且吸附能力主要来自于墨角藻细胞壁上的岩藻聚糖。

马艳等［10］利用藻菌生物膜处理铅锌尾矿渣中的重金属，结果表明藻菌生物膜可以通过胞外聚合物（EPS）与重金属的络合来吸附重金属，其中对Pb2+的作用能力最强。

以上研究已证明了藻类及藻菌生物膜对部分重金属的去除效果，但目前使用藻菌生物膜处理镍的报道仍较为鲜见。

本研究拟利用城市自然水体，通过富集培养及挂膜制备藻菌生物膜，并对含镍溶液进行处理，以验证藻菌生物膜对镍的处理效果及其胞外聚合物的变化，以期对镍污染水体的生物修复提供一定的参考。

1材料与方法
1.1材料
试验所用包含藻菌的水样取自西安市长乐公园芙蓉湖。

液体培养基成分：每升培养基包含灭菌米汤水100mL，Ca（NO3）2·4H2O0.25g，NaCl0.3g，MgSO4·7H2O0.05g，KH2PO40.05g，ZnSO4·7H2O0.05g，NaHCO30.02g，FeCl3、MnCl2、Na2MoO·H2O、CuSO4·5H2O痕量。

1.2处理设计
背景重金属的浓度过高将对微生物产生较强的胁迫毒害作用，因此研究中普遍采用的重金属浓度为0.5~30.0mg/L［11，12］。

本试验中采用的镍浓度及运行参数根据需要具体设计如下。

1.2.1pH对镍处理效果的影响镍处理浓度为1mg/L，温度为室温，pH设计为5、6、7、8、9共5个梯度，在运行后2d取样，并测定镍浓度。

1.2.2温度对镍处理效果的影响镍处理浓度为5个梯度，在运行后2d取样，并测定镍浓度。

1.2.3镍初始浓度对其处理效果的影响镍处理浓度设计为1、5、10、15、20mg/L共5个梯度，pH自然，温度为室温，在运行后3d取样，并测定镍浓度、多聚糖及ATP含量。

1.2.4生物膜处理含镍废水随时间的变化镍处理浓度设计为8mg/L，pH自然，温度为室温，在运行前取样，并在之后每隔1d取样，测定镍浓度、多聚糖及ATP含量。

并设置空白对照（不添加镍）。

以上试验中每个处理设置3次重复。

1.3试验设计
1.3.1藻菌富集培养及挂膜取回一定量水样后，在容积为20L的有机玻璃圆桶中进行培养。

培养条件：自然光照下室温（夏季）培养，用空压机进行曝气，同时加入灭菌的液体培养基16L用于培养生物膜，之后每10d加1次培养基至原水位线。

培养30d 后，用半软性填料挂膜15d，得到藻菌生物膜备用。

1.3.2藻类鉴别用压滴法［13］制作藻类的标本片，通过显微镜（CX41RF型，奥林帕斯有限公司）放大1000倍观察。

载玻片经洗涤剂浸泡24h后用去离子水清洗再放入15%的硝酸溶液中浸泡24h，重复2次后用去离子水洗净备用。

为便于采集生物膜样品，每片填料上平行悬置2片预处理的载玻片。

1.3.3镍处理试验根据处理设计，配制含镍溶液及调节相关参数。

含镍溶液使用NiCl2·6H2O（分析纯），配制浓度为1000mg/L的浓缩液，在500mL培养所得菌液中加入相应量的浓缩液，得到不同镍初始浓度溶液。

用1mol/L NaOH（分析纯）和HCl（分析纯）调节pH，采用精密pH计（PHS-3C型，北京普析通用仪器有限公司）测定pH，使用水浴加热锅调节运行温度。

开始运行时每个处理组加入1片已挂膜且长势相似的藻菌生物膜。

1.3.4镍浓度及胞外聚合物含量测定从反应器中取100mL水样，并用镊子刮取载玻片上约2cm3生物膜，将二者一起放入离心机中6000r/min、20℃条件下离心10min，取上清液，测定水样中重金属离子含量，并将离心后的生物膜分成2份，分别称取重量并测定生物膜中多聚糖和ATP含量。

镍浓度测定采用火焰法［14］，取100.0mL水样放入150mL锥形烧杯中，加入硝酸5mL，在电热板上加热消解（不要沸腾），蒸发至10mL左右，再加入5 mL硝酸和2mL高氯酸继续消解，至1mL左右，取下冷却，并用水稀释至100mL标线，样品经过针头过滤器过滤后，用原子吸收光谱仪（AnaLyst800型，珀金埃尔默仪器有限公司）测定镍浓度。

取0.2%硝酸
136
第3期
多聚糖的测定根据苯酚-硫酸法测定［15］，将离心后的1份生物膜放入10mL试管中，加入1mL去离子水并充分混合，加入质量分数为5%的苯酚溶液1mL，摇匀后迅速加入5mL质量分数为95%的硫酸溶液，在黑暗中反应10min，再振荡10s。

将试管置于30℃水浴10min后，使用紫外分光光度计（Tu-1901型，肇庆市高能达化工有限公司）在490nm处比色测定吸光度，并根据标准曲线得出多聚糖浓度。

ATP的测定采用间接测定法［16］，即用含磷量测
ATP。

将离心后的1份生物膜加入装有1mL去离子水的试管中，完全混合后加入2.5mL95%的硫酸，然后盖上纱布，用绳扎紧，置于高压锅加压，温度128℃，15min后取出，室温下冷却后，加1~2滴30%过氧化氢溶液，摇匀，用2mL去离子水稀释，然后各试管加定磷试剂3mL，置于45℃水浴25min，取出冷却至室温，在紫外分光光度计上660nm处比色测定，并根据标准曲线得出ATP浓度。

1.4数据处理
吸附量=（初始浓度-吸附后浓度）×容量
去除率=吸附量/初始总量×100%
利用DPS7.5软件进行数据分析，采用Origin Pro8.5软件作图。

2结果与分析
2.1藻菌生物膜的培养及鉴别
藻菌富集及挂膜流程如图1a所示，随着富集时间的增加，水样逐渐转变为深绿色，藻类含量增加明显，随后在有机玻璃圆筒中用半软性填料挂膜，挂膜15d后，水样颜色为黄绿色，挂膜30d后，水样呈深绿色，此时填料上已明显附着一层藻菌生物膜。

填料挂膜过程如图1b所示，取有机玻璃圆筒中水样，显微镜下放大1000倍，可观察到淡绿色、球形或椭圆形、单细胞或无一定细胞数目的群体，对比《微生物的鉴别与图谱》，此类微生物符合绿藻门小球藻属微生物的典型特征，是一种较为常见的可从溶液中吸附重金属的微生物。

2.2处理参数对生物膜处理镍效果的影响
藻菌生物膜在不同处理条件下对镍的处理效果如图2所示，3种参数中，pH对镍处理效果影响较为明显，而温度对镍处理效果影响较小，生物膜处理Ni2+的效果受Ni2+初始浓度影响明显。

随着3种参数的升高，镍处理效果皆表现为先升高后降低的趋势。

由图2a可以看出，当Ni2+初始浓度为1mg/L、温度为35℃的条件下处理1d时，随着pH的升高，Ni2+的去除率增大；当pH为8时，Ni2+
的去除率达到最大，为38.07%，吸附量为0.190mg；当pH为9时，其去除率迅速下降到31.01%。

当pH为6~8时，去除效果较好。

由图2b可以看出，在Ni2+初始浓度为1mg/L，
pH为7的条件下处理1d，随着温度的升高，去除率缓慢升高，并在温度为35℃时达到最高值，为36.43%，吸附量为0.182mg，之后随着温度的升高而迅速降低。

由图2c可以看出，处理2d后，去除率随着Ni2+初始浓度的升高，由Ni2+初始浓度为1mg/L时的71.26%下降至Ni2+初始浓度为20mg/L时的5.62%；但吸附量却由Ni2+初始浓度为1mg/L时的0.356mg 升高至Ni2+初始浓度为10mg/L时的2.358mg，并最终在Ni2+初始浓度为20mg/L时下降至0.562mg。

2.3生物膜处理含镍废水的动力学拟合
由图3可以看出，废水中镍含量持续减少，去除率持续增加。

废水中镍浓度在反应器运行后1d达4.879mg/L，去除率达39.01%；在运行后3d基本达到稳定，镍浓度达2.308mg/L，去除率达71.15%；在运行后6d镍浓度降至最低，为1.802mg/L，去除率达最高，为77.48%。

对藻菌生物膜处理含镍废水的过程进行动力学拟合，结果如图4所示，一级动力学模型和二级动力学模型都能较好地验证数据。

动力学模型用方程式表示，如表1所示，一级动力学模型和二级动力学模（a）0d15d30d
富
集
培
养
软
性
填
料
挂
膜
挂膜15d
（b）
图1藻菌生物膜富集培养（a）及挂膜过程中的显微特征（b）
任芸芸等：藻菌生物膜处理含镍废水及其胞外聚合物变化研究137
型的回归系数（R 2
）分别为0.9552和0.9550，拟合效果较好。

结果表明，藻菌生物膜在反应器运行后3d 能较高效地处理含镍废水。

2.4
含镍废水对生物膜胞外聚合物的影响由图5a 可以看出，处理含镍废水的反应器中生物膜多聚糖含量比空白水样中高，空白水样中的多聚糖随时间的延长而稳步上升，而处理含镍废水的反应器中生物膜多聚糖含量从0d 的0.53mg/（mL·g ）增加到4d 的1.42mg/（mL·g ）（最大值），并最终在6d 下降至0.87mg/（mL·g ）。

生物膜ATP 的变化如图5b 所示，与多聚糖不
同，处理含镍废水的反应器中生物膜ATP 含量总是低于空白水样，并在24h 内从 2.81mg/（mL·g ）急剧
下降至1.23mg/（mL·g ），并最终上升，在4d 时达5.16mg/（mL·g ），随后趋于稳定。

不同镍初始浓度对藻菌生物膜胞外聚合物含
量的影响如图6所示，随着镍初始浓度的增加，生物膜多聚糖含量和ATP 含量都呈下降的趋势。

分别从镍初始浓度1mg/L 时的1.20mg/（mL·g ）和4.03mg/（mL·g ），下降至镍初始浓度为20mg/L 时的0.56mg/（mL·g ）和0.37mg/（mL·g ）。

纵观藻菌生物膜处理含镍废水中生物膜胞外聚
合物含量的变化，整体而言，随处理含镍废水时间的延长，多聚糖含量和ATP 含量都呈升高的趋势，而随着处理镍初始浓度的增加，二者都呈下降的趋势。

3小结与讨论
运行参数如pH 、温度及离子浓度都会对藻菌生
物膜处理重金属的效果造成明显的影响［17］。

研究
（a ）
0.20.1
0.0
镍吸附量//m g
56
789
pH 5040302010
0去除率//%吸附量去除率（b ）
0.20.1
0.0
镍吸附量//m g
2530
354045
温度//℃50403020100
去除率//%吸附量
去除率
2.82.42.01.61.20.80.40.0
镍吸附量//m g 1
5
101520
初始浓度//mg/L
806040200
去除率//%
吸附量
去除率
（c ）
图2不同pH （a ）、温度（b ）、Ni 2+初始浓度（c ）对镍处理效果
的影响
108642
镍浓度//m g /L
0123
4567
时间//d
10080
604020
去除率//%镍浓度去除率
图3
含镍废水浓度及去除率随时间的变化
43210
镍吸附量//m g
0123
4567
时间//d
吸附量
一级动力学拟合曲线二级动力学拟合曲线
图4生物膜处理含镍废水的动力学拟合
表1
生物膜处理含镍废水的动力学拟合及其参数
模型一级动力学
二级动力学
模型方程式
log (q e -q t )=log q e -k 1t
2.303
t q t =1k 2q 2e
+t q e
参数
q e //mg
3.2517
4.2223K
1.19470.1168R 2
0.95520.9550
过年鉴获得各行政区社会、经济信息，结合相关输出模数，计算5类污染源的净氮输入量。

④利用ArcGis 软件计算研究区30m×30m单位栅格内的氮素负荷值，各项污染源分别输入到不同的土地类型中。

⑤根据相关水文站不同年份子流域径流量、集水面积、氮素通量等数据，计算并验证流域入河氮素负荷，其中各水文站的年氮素通量由各月的径流量和总氮浓度计算而得。

2.3模型参数选择
Global News-2模型需要的污染源输入系数主要由查阅文献法获取［15-25］，该方法简单迅速，但存在一定的误差。

具体如表2所示。

本模型涉及的污染源氮素输入系数主要包括五部分：①生活污水。

连接污水处理系统的污水，采用城镇污水处理厂污染物排放标准（GB18918—2002）计算处理后水中的氮素负荷，未连接污水处理系统的污水则采取直排污水中的氮素系数。

②牲畜粪污。

本研究针对嘉陵江流域的牲畜养殖特点，选取了该地使用较频繁的参数，数据来源较可靠。

③大气氮沉降。

本研究所选参数来自相关团队构建的中国氮沉降数据集［19-21］。

④作物固氮。

将固氮作物分为豆类和非豆类2种。

作物固氮量=播种面积×固氮因子。

固氮因子选用了NUFER模型计算的系数值，并经过多方验证。

⑤化肥。

流域内有关氮肥和复合肥的数据均来源于年鉴。

复合肥中氮素分配比为10%~23%。

本研究所用流域径流深度数据由嘉陵江流域亭子口水文站（广元昭化区以上流域）、武胜水文站（广元昭化区以下流域）、小河坝水文站（涪江流域）和罗渡溪水文站（渠江流域）监测的1988、1999、2007、2018年的径流量和集水面积计算所得，体现了研究区时间空间的径流差异（表3）。

2.4模型验证
利用北碚站、罗渡溪站和小河坝站4个年份的实测总氮负荷值验证模型计算结果。

由于本模型计算的是流域入河氮素负荷，因此在与流域出口附近水文站的实测氮通量值进行对比验证时，需要先进行流域出口氮素通量的预估。

结合相关文献，设定约20%的入河氮素负荷到达流域出口［26］，并引入相关系数（R2）和百分比偏差（PBIAS）这2个评估系数对模型计算结果的准确性进行验证［27］。

R2越接近1说明模拟值与实测值之间的相关性越高。

模拟值与实测值之间的PBIAS用于表示模拟值与实测值之间的偏差，正值表示高估，负值则表示低估。

Kumar 等［28］认为，当PBIAS<70%时，表示该模型令人满意；当PBIAS<40%时，表示该模型适用；当PBIAS<25%
表2流域污染源氮素输入参数的分类与取值
污染源牲畜粪污大气氮沉降作物固氮生活污水
化肥
类别
猪
牛
羊
家禽
大牲畜
城市
农村
豆类作物固氮速率
非豆类作物固氮速率
连接污水处理系统的污水，处理过后氮素含量为20mg/L
未连接污水处理系统的污水，直排污水中氮素含量为40mg/L
城市人均日用水量200L/d，农村人均日用水量80L/d
各省、市、县的氮肥折纯施用量（t/年）
系数范围
5.17~14.00kg/（头·年）
27.4-58.51kg/（头·年）
1.01~9.00kg/（只·年）
0.10~0.41kg/（只·年）
11.11~20.33kg/（hm2·年）
11.11~16.56kg/（hm2·年）
5690.00~18000.00kg/km2
18.80kg/km2
各省、市统计局
适宜系数
14.00kg/（头·年）
30.00kg/（头·年）
9.00kg/（只·年）
0.40kg/（只·年）
4.50kg/（只·年）
根据年份选取
根据年份选取
8000kg/km2
参考文献
［15-18］
［19-21］
［15，22，23］
［24，25］表3流域相关水文站的径流深度
水文站
罗渡溪小河坝武胜亭子口集水面积//km2
30864
29420
79714
61089
径流量//亿m3
1988年
146.77
165.57
281.00
293.20
1999年
126.22
146.89
212.00
238.20
2007年
249.45
120.37
226.00
274.90
2018年
158.63
175.75
318.90
238.20
径流深度//m
1988年
0.48
0.56
0.35
0.48
1999年
0.41
0.50
0.27
0.39
2007年
0.81
0.41
0.28
0.45
2018年
0.51
0.60
0.40
0.39。