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景觀水體是濕地公園、城市旅游景點的重要組成部分，然而城市景觀水體大部分是封閉或者是半封閉狀態(tài)，其自凈能力弱，環(huán)境容量小，生態(tài)系統(tǒng)相對簡單，水質(zhì)穩(wěn)定性差，易發(fā)生富營養(yǎng)化。由于地表徑流、無組織排放污水的流入以及內(nèi)源性污染物的釋放，導致景觀水體藻類大量生長，甚至出現(xiàn)黑臭，大大降低了其景觀價值。因此，如何修復治理污染景觀水體，使其水質(zhì)長期維持穩(wěn)定，成為生態(tài)環(huán)保領域急需解決的環(huán)境問題。

污染景觀水體的修復方法主要包括物理、化學、生物生態(tài)處理法，如曝氣、化學藥劑或微生物菌劑的投加、水生植被恢復等。由于化學藥劑的使用成本高，容易產(chǎn)生二次污染，而投加微生物菌劑的治理效果不穩(wěn)定，且存在一定生態(tài)風險，因此，曝氣增氧和水生植物恢復成為污染水體修復常用措施。

盡管曝氣增氧是水體污染修復的一個重要手段，但是傳統(tǒng)鼓風曝氣產(chǎn)生的氣泡大、氧傳質(zhì)效率低、能耗大。近年來，微納米曝氣技術因產(chǎn)生的氣泡體積小、比表面積大、在水中停留時間長、氧傳質(zhì)效率高、能產(chǎn)生活性氧等優(yōu)點，而備受關注。苦草是我國地表水體典型沉水植物，其繁殖速度快，根系較發(fā)達，對天然水體水質(zhì)凈化，維持水生態(tài)平衡發(fā)揮重要作用，是地表污染水體生態(tài)修復優(yōu)先選擇的物種。已有微納米曝氣應用在生物膜污水處理、微納米氣泡浮選、“微納米曝氣-臭氧”耦合處理技術在生活污水、工業(yè)廢水、地表水體及地下水污染修復等方面的研究報道，但微納米曝氣聯(lián)合水生植物修復城市污染景觀水體的研究處于起步階段，尚未探明微納米曝氣聯(lián)合植被恢復作用對污染景觀水體微生態(tài)結構的調(diào)控機理。

鑒于此，本研究采用微納米曝氣聯(lián)合苦草(micro-nanoaerationcombinedwithVallisnerianatans，MAVS)對合肥濕地公園污染景觀水體進行修復治理，考察COD、NH4+-N、TP、TN的處理效果及微生物種群結構的動態(tài)變化規(guī)律，旨在為MAVS技術修復污染城市景觀水體提供理論依據(jù)和技術支撐。

1、實驗部分

1.1 研究區(qū)域概況

工程實施的景觀水體位于安徽省合肥濱湖濕地森林公園中部區(qū)域(東經(jīng)31°43′15.53″，北緯117°23′16.70″)，水體封閉，長50m、寬3m、水深約80cm。合肥濱湖濕地森林公園靠近巢湖，屬于北亞熱帶濕潤季風氣候區(qū)，季風明顯，氣候溫和，雨量充沛，年平均氣溫和降雨量分別為16.1℃和1215mm。

1.2 樣品采集與處理

沿水體長度方向，在中線附近設置4個水體采樣點和3個底泥采樣點(圖1)。水體采樣點和底泥采樣點分別命名為A1、A2、A3、A4和B1、B2、B3，相鄰采樣點間距約15m。微納米曝氣與苦草聯(lián)合修復工程實施前(3月份)和實施后3個月(6月份)、6個月(9月份)、7個月(10月份)和9個月(12月份)，在設定的采樣點及采樣時刻(16:00)分別采集表層水樣和底泥樣。各采樣點初始水質(zhì)指標見表1，每個底泥樣為抓斗采樣器抓3次的混合樣。樣品采集后立即帶回實驗室冷凍保存供后續(xù)分析使用。

1.3 微納米曝氣裝置的安裝與調(diào)試運行

工程選用的微納米曝氣裝置由安徽新宇環(huán)?？萍脊煞萦邢薰咎峁?。實驗裝置主要分為箱體、提升泵、進水口、儲水罐、進氣口、自吸式氣液混合泵、溶氣罐及釋氣頭，水泵流量為20m3·h?1，進氣量為2m3·h?1，該曝氣裝置結構見圖2。曝氣裝置安裝在景觀水體旁，曝氣頭安置在景觀水體中部，微納米氣泡經(jīng)曝氣頭向水體四周擴散，每日曝氣時刻為09:00—12:00、13:00—17:00。

1.4 苦草的栽種

工程所用苦草由安徽新宇環(huán)保科技股份有限公司提供?？嗖莘N植前，通過水泵排水使施工景觀水體水深降至20cm左右，然后栽種苦草。單簇苦草10顆左右，每簇左右間隔約30cm，前后約80cm，苦草栽植10d后恢復至原水位，之后安裝微納米曝氣裝置。

1.5 分析項目及方法

水體溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)用HACH(HQ40d)多參數(shù)水質(zhì)測定儀現(xiàn)場測定。化學需氧量(COD)檢測采用快速消解法、氨氮(NH4+-N)檢測采用納氏試劑分光光度法、總磷(TP)檢測采用鉬銻抗分光法、總氮(TN)檢測采用堿性過硫酸鉀法。底泥樣品DNA采用FASTDNA?SpinKitforSoil試劑盒進行提取，提取的DNA由杭州明科生物技術有限公司進行純化、擴增、測序，得到原始數(shù)據(jù)。

1.6 數(shù)據(jù)處理

將原始數(shù)據(jù)進行質(zhì)控后，使用FLASH(version1.2.7)軟件進行拼接，再使用Usearch軟件中UPARSE算法(version7.1)，根據(jù)97%的相似度對序列進行操作分類單元(operationaltaxonomicunits,OTUs)聚類并剔除嵌合體。處理后，得到微生物門、屬水平的相對豐度。利用R語言包繪制主坐標分析圖(principalco-ordinatesanalysis,PCoA)，使用Origin2019進行繪圖，并用Canoco軟件分析水體理化指標對微生物群落變化的影響。

2、結果與討論

2.1 MAVS對景觀水體水質(zhì)的影響

1)MAVS對DO的影響。工程實施前后景觀水體DO的變化如圖3所示?？梢钥闯?，工程實施前景觀水體溶解氧維持在2~4mg·L?1。工程實施后，水體DO逐漸上升，15d左右，白天曝氣過程中DO穩(wěn)定在6~8mg·L?1，由此可知工程實施顯著提高了水體的DO值。工程實施160d后，微納米曝氣系統(tǒng)因故障停止運行，水中DO逐漸下降至3~5mg·L?1，但與MAVS工程實施初期相比，仍有一定程度的提升。這是因為水體DO除來自于微納米曝氣系統(tǒng)外，亦有部分來自于苦草的光合作用。

2)MAVS對COD的影響。工程實施前后景觀水體COD變化如圖4所示。工程實施前，水體COD超過了《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB3838-2002)Ⅲ類標準。工程實施后，60~100d期間，COD呈現(xiàn)下降趨勢，COD在20mg·L?1上下波動；100d后，穩(wěn)定在20mg·L?1以下，處在《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB3838-2002)Ⅲ類，工程實施約120d，水中COD降至15mg·L?1以下，此時各采樣點COD去除率分別為55.61%、67.49%、53.95%和56.70%。微納米曝氣聯(lián)合苦草凈化水體COD包括2個方面：一是微納米曝氣激活了一些有機物降解菌群，強化了污染物生物降解；二是苦草生長對污染物的吸收。160d時(9月中旬)，微納米曝氣系統(tǒng)停止運行，水體COD開始上升，重新曝氣后COD又開始下降，最終穩(wěn)定在20mg·L?1以下。微納米曝氣系統(tǒng)因故障停止時氣溫呈下降趨勢，200d時(10月下旬)，苦草基本停止生長，水質(zhì)凈化能力減弱，且開始出現(xiàn)衰亡腐爛并釋放一定量有機物，從而導致COD升高；系統(tǒng)再次啟動，提高了水體DO，促進了有機污染物的降解，COD又開始下降。

3)MAVS對N的影響。工程實施前后景觀水體NH4+-N、TN變化如圖5所示?？梢钥闯?，工程實施前，采樣點NH4+-N、TN質(zhì)量濃度分別為0.8~1.0mg·L?1、2.0~2.3mg·L?1，NH4+-N達到《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB3838-2002)Ⅲ類標準，而TN達到了《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB3838-2002)劣Ⅴ類水標準。工程實施后，水體NH4+-N、TN質(zhì)量濃度不斷下降，實施60d左右，TN達到Ⅲ類水標準，此后NH4+-N、TN質(zhì)量濃度進一步下降。實施120d左右，其NH4+-N、TN達到最佳凈化效果，各采樣點NH4+-N轉化率分別為89.97%、88.00%、91.45%和89.82%，TN去除率為89.50%、75.55%、92.22%和89.81%。由于微納米曝氣系統(tǒng)是間歇運行，白天曝氣階段，水體DO可以達到7mg·L?1左右，水體處在好氧狀態(tài)；夜晚停止曝氣，DO降低，部分區(qū)域出現(xiàn)缺氧狀態(tài)。在好氧、缺氧交替變化條件下，水體NH4+-N被氧化為硝態(tài)氮而后被反硝化細菌轉化為氮氣。系統(tǒng)因故障停止曝氣期間，水中部分苦草衰亡分解和底泥污染物釋放導致NH4+-N呈現(xiàn)快速上升趨勢，隨著曝氣系統(tǒng)再次啟動，NH4+-N、TN質(zhì)量濃度又開始下降?？傮w上，水中NH4+-N、TN的變化與COD變化有高度相似性。

4)MAVS對TP的影響。工程實施前后景觀水體TP變化如圖6所示?？梢钥闯觯こ虒嵤┖?，30d左右，TP逐漸下降，水體TP含量趨于穩(wěn)定，維持在0.1mg·L?1左右，與工程實施前相比，各點TP質(zhì)量濃度分別下降了78.96%、82.81%、83.70%和80.67%。停止曝氣期間，TP質(zhì)量濃度有所上升，后期即使恢復曝氣，TP質(zhì)量濃度仍略高于曝氣停止前的水平。這與后期氣溫下降、苦草停止生長、進入衰亡期、吸收磷的能力下降有關?？傮w上，TP的變化與DO的變化趨勢相反。由此推測，工程實施前上覆水中的磷主要來自于DO低時底泥的釋放。工程實施后，磷逐漸下降主要有2個原因：一是微納米曝氣提高了水中DO及氧化還原電位，有效抑制了底泥中磷的釋放；二是苦草生長吸收了水體中的磷。

由此可知，MAVS對污染景觀水體有較好的修復效果，苦草在成熟期和衰亡期對污染物吸收能力減弱，并且在衰亡期由于自身腐爛導致水體COD呈升高趨勢。因此，在修復水體過程中，建議在苦草進入衰亡期前對其進行收割打撈。

2.2 MAVS對底泥微生物群落的影響

1)MAVS對底泥微生物多樣性的影響。MAVS工程的實施改善了景觀水體水質(zhì)，同時引起水體底泥微生物群落發(fā)生相應變化。本研究中，4個季節(jié)總計15個底泥樣的測序結果顯示，測序基因序列數(shù)為33460~59316，覆蓋率約為97%，能真實地反映景觀水體微生物組成。表2反映了工程實施前后不同時期底泥微生物種群多樣性特征?？梢钥闯?，MAVS實施后，Chao、Shannon指數(shù)呈先下降后升高的趨勢，工程實施后的3個月(6月份)，底泥微生物種群多樣性下降，推測是由于MAVS的實施改變了水環(huán)境條件，促進了一些優(yōu)勢微生物種群繁殖及微生物種群演替。此后，隨著水質(zhì)進一步改善，微生物種群豐富度和多樣性逐漸升高。

2)MAVS對底泥微生物群落結構的影響。利用物種Venn圖(圖7)進一步分析修復過程中景觀水體不同時期底泥微生物種群結構?？梢钥闯觯?個階段樣品中獨特的OTUs分別為547、268、291、393、554，表明MAVS激活了一些在景觀水體中存在但不具有代謝活性的微生物。此外，5個階段OTUs為1818，占整個樣品的OUTs的比例較低。這表明，與修復工程實施前相比較，修復工程實施后微生物群落發(fā)生了明顯的變化。

為明確景觀MAVS修復工程實施對水體底泥微生物群落的影響規(guī)律，在門、屬分類水平上對底泥優(yōu)勢微生物進行了分析，結果分別見表3和表4。

由表3可知，修復工程實施前，Proteobacteria(變形菌門)、Bacteroidetes(擬桿菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)和Chloroflexi(綠灣菌門)是豐度較高的4個菌門，占比分別為53.54%、9.95%、9.51%、6.14%。隨著修復工程實施時間的延長，不同月份的優(yōu)勢菌門保持相對穩(wěn)定，但它們的相對豐度發(fā)生了一定程度的改變。Proteobacteria、Bacteroidetes的豐度隨修復過程的進行而下降，Proteobacteria是細菌中數(shù)量最多的細菌門，Bacteroidetes是參與有機碳和蛋白質(zhì)物質(zhì)循環(huán)的異養(yǎng)微生物，通常在厭氧和缺氧環(huán)境中豐度更高；而Acidobacteria、Chloroflexi豐度在修復過程的前期均有所升高，但在12月份Acidobacteria豐度有所降低。

由屬水平微生物群落組成(表4)可知，景觀水體在工程實施前，不可培養(yǎng)的紅環(huán)菌屬(Rhodocyclus_uncultured)、XanthomonadalesIncertaeSedis_uncultured、不可培養(yǎng)的產(chǎn)堿桿菌屬(Alcaligenes_uncultured)和BacteroidetesvadinHA17_norank是底泥微生物種群豐度較高的4個屬，占比分別為8.81%、8.50%、2.94%、2.73%，其豐度隨修復過程的進行而改變。Rhodocyclus_uncultured可利用不同有機底物作碳源和電子供體進行厭氧代謝，XanthomonadalesIncertaeSedis_uncultured通常存在于活性污泥中，Alcaligenes_uncultured和BacteroidetesvadinHA17_norank是2類專性或兼性厭氧微生物。工程修復前，因水體有機物質(zhì)量濃度高，DO質(zhì)量濃度低，故這幾種菌屬微生物占比高；此后，這4種菌屬的微生物豐度隨著修復過程的進行呈下降趨勢，在10月份停止曝氣期間降至最低，而微納米曝氣設備重新啟動運行時其又呈升高趨勢。總體上，這幾類菌屬微生物的演替與水體COD、DO變化分別呈相同和相反的變化趨勢，但在時間上存在一定的滯后性。由此進一步證實，微納米曝氣聯(lián)合苦草修復能促進底泥有機物的降解，調(diào)節(jié)水體溶解氧，調(diào)控水中好氧、厭氧或兼性厭氧微生物結構組成及豐度。

為了進一步揭示MAVS修復工程實施前后水體微生物群落隨修復時間的演化規(guī)律，根據(jù)不同時間底泥樣品OUT的分布，進行了基于UniFrac的PCOA分析，結果見圖8。PCoA1和PCoA2的解釋率分別為19.78%和10.71%，表明MAVS修復工程對水體微生物群落組成有重要影響。工程實施前(3月份)與工程實施一段時間后(6月份、12月份)，底泥微生物群落有明顯的區(qū)分。6月份和12月份有部分微生物群落聚集在一起，表明2個階段存在一些相同的微生物；而6月份與12月份水體水質(zhì)相似，說明微生物群落與景觀水體的污染水平存在一定的相關性。由10月份、9月份及12月份微生物群落對比結果可知，3個月底泥微生物群落同樣發(fā)生了明顯的變化，推測是由于10月份微納米曝氣裝置停止運行，水體水質(zhì)惡化，導致微生物群落發(fā)生了相應改變。

2.3 微生物群落組成與水體水質(zhì)理化性質(zhì)的相關性

為考察MAVS工程實施后水體水質(zhì)特性對底泥微生物群落的影響，采用Canoco軟件將TN、NH4+-N、COD、TP、DO與微生物群落繪制成CCA圖(圖9)，同時得出理化性質(zhì)對微生物群落變異性的貢獻率，COD、TP、DO對微生物群落變化的貢獻率分別為73.9%、10.4%、6.6%。圖9中2個坐標軸反映了34.68%的微生物群落變異，且可以看出DO與其他理化性質(zhì)呈負相關。可以看出，COD、TP、DO與微生物群落結構具有顯著相關性(P<0.05)，對微生物群落變化影響最大的指標為COD，其對微生物群落變化的貢獻率為73.9%。

3、結論

1)MAVS可有效調(diào)節(jié)水體DO，強化污染水體中COD、NH4+-N、TP的轉化和去除，可促進水質(zhì)改善。

2)MAVS工程實施后，水體底泥微生物群落結構多樣性增加；而優(yōu)勢微生物種群組成相對穩(wěn)定，其豐度呈現(xiàn)出與COD相同、DO相反的變化趨勢，但存在一定滯后性。

3)MAVS在對水體進行修復時，通過調(diào)節(jié)水質(zhì)理化特性，從而驅動微生物群落結構和豐度產(chǎn)生變化，實驗結果表明COD是驅動微生物群落結構和豐度變化的最大貢獻者。