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景观水体是湿地公园、城市旅游景点的重要组成部分，然而城市景观水体大部分是封闭或者是半封闭状态[1]，其自净能力弱，环境容量小，生态系统相对简单[2]，水质稳定性差，易发生富营养化[3]。由于地表径流、无组织排放污水的流入以及内源性污染物的释放，导致景观水体藻类大量生长，甚至出现黑臭，大大降低了其景观价值[4]。因此，如何修复治理污染景观水体，使其水质长期维持稳定，成为生态环保领域急需解决的环境问题。
污染景观水体的修复方法主要包括物理、化学、生物生态处理法，如曝气、化学药剂或微生物菌剂的投加、水生植被恢复等[5]。由于化学药剂的使用成本高，容易产生二次污染，而投加微生物菌剂的治理效果不稳定，且存在一定生态风险[6]，因此，曝气增氧和水生植物恢复成为污染水体修复常用措施。
尽管曝气增氧是水体污染修复的一个重要手段，但是传统鼓风曝气产生的气泡大、氧传质效率低、能耗大[7]。近年来，微纳米曝气技术因产生的气泡体积小、比表面积大、在水中停留时间长、氧传质效率高、能产生活性氧等优点，而备受关注[8]。苦草是我国地表水体典型沉水植物，其繁殖速度快，根系较发达，对天然水体水质净化，维持水生态平衡发挥重要作用，是地表污染水体生态修复优先选择的物种[9]。已有微纳米曝气应用在生物膜污水处理、微纳米气泡浮选、“微纳米曝气-臭氧”耦合处理技术在生活污水、工业废水、地表水体及地下水污染修复等方面的研究报道[10-13]，但微纳米曝气联合水生植物修复城市污染景观水体的研究处于起步阶段，尚未探明微纳米曝气联合植被恢复作用对污染景观水体微生态结构的调控机理。
鉴于此，本研究采用微纳米曝气联合苦草 (micro-nano aeration combined with Vallisneria natans，MAVS) 对合肥湿地公园污染景观水体进行修复治理，考察COD、NH4+-N、TP、TN的处理效果及微生物种群结构的动态变化规律，旨在为MAVS技术修复污染城市景观水体提供理论依据和技术支撑。
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工程实施的景观水体位于安徽省合肥滨湖湿地森林公园中部区域 (东经31°43′15.53″，北纬117°23′16.70″) ，水体封闭，长50 m、宽3 m、水深约80 cm。合肥滨湖湿地森林公园靠近巢湖，属于北亚热带湿润季风气候区，季风明显，气候温和，雨量充沛，年平均气温和降雨量分别为16.1 ℃和121 5 mm[14]。
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沿水体长度方向，在中线附近设置4个水体采样点和3个底泥采样点 (图1) 。水体采样点和底泥采样点分别命名为A1、A2、A3、A4和B1、B2、B3，相邻采样点间距约15 m。微纳米曝气与苦草联合修复工程实施前 (3月份) 和实施后3个月 (6月份) 、6个月 (9月份) 、7个月 (10月份) 和9个月 (12月份) ，在设定的采样点及采样时刻 (16:00) 分别采集表层水样和底泥样。各采样点初始水质指标见表1，每个底泥样为抓斗采样器抓3 次的混合样。样品采集后立即带回实验室冷冻保存供后续分析使用。
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工程选用的微纳米曝气装置由安徽新宇环保科技股份有限公司提供。实验装置主要分为箱体、提升泵、进水口、储水罐、进气口、自吸式气液混合泵、溶气罐及释气头，水泵流量为20 m3·h−1，进气量为2 m3·h−1，该曝气装置结构见图2。曝气装置安装在景观水体旁，曝气头安置在景观水体中部，微纳米气泡经曝气头向水体四周扩散，每日曝气时刻为09:00—12:00、13:00—17:00。
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工程所用苦草由安徽新宇环保科技股份有限公司提供。苦草种植前，通过水泵排水使施工景观水体水深降至20 cm左右，然后栽种苦草。单簇苦草10颗左右，每簇左右间隔约30 cm，前后约80 cm，苦草栽植10 d后恢复至原水位，之后安装微纳米曝气装置。
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水体溶解氧 (DO) 、氧化还原电位 (ORP) 用HACH (HQ40d) 多参数水质测定仪现场测定。化学需氧量 (COD) 检测采用快速消解法、氨氮 (NH4+-N) 检测采用纳氏试剂分光光度法、总磷 (TP) 检测采用钼锑抗分光法、总氮 (TN) 检测采用碱性过硫酸钾法。底泥样品DNA采用FASTDNA ® Spin Kit for Soil试剂盒进行提取，提取的DNA由杭州明科生物技术有限公司进行纯化、扩增、测序，得到原始数据。
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将原始数据进行质控后，使用FLASH (version1.2.7) 软件进行拼接，再使用Usearch软件中UPARSE算法 (version 7.1) ，根据97%的相似度对序列进行操作分类单元 (operational taxonomic units, OTUs) 聚类并剔除嵌合体。处理后，得到微生物门、属水平的相对丰度。利用R语言包绘制主坐标分析图 (principal co-ordinates analysis, PCoA) ，使用Origin2019进行绘图，并用Canoco软件分析水体理化指标对微生物群落变化的影响。
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1) MAVS 对DO的影响。工程实施前后景观水体DO的变化如图3所示。可以看出，工程实施前景观水体溶解氧维持在2~4 mg·L−1。工程实施后，水体DO逐渐上升，15 d左右，白天曝气过程中DO稳定在6~8 mg·L−1，由此可知工程实施显著提高了水体的DO值。工程实施160 d后，微纳米曝气系统因故障停止运行，水中DO逐渐下降至3~5 mg·L−1，但与MAVS工程实施初期相比，仍有一定程度的提升。这是因为水体DO除来自于微纳米曝气系统外，亦有部分来自于苦草的光合作用[15]。
2) MAVS对COD的影响。工程实施前后景观水体COD变化如图4所示。工程实施前，水体COD超过了《地表水环境质量标准》 (GB 3838-2002) Ⅲ类标准。工程实施后， 60~100 d期间，COD呈现下降趋势，COD在20 mg·L−1上下波动；100 d后，稳定在20 mg·L−1以下，处在《地表水环境质量标准》 (GB 3838-2002)Ⅲ类，工程实施约120 d，水中COD降至15 mg·L−1以下，此时各采样点COD去除率分别为55.61%、67.49%、53.95%和56.70%。微纳米曝气联合苦草净化水体COD包括2个方面：一是微纳米曝气激活了一些有机物降解菌群，强化了污染物生物降解；二是苦草生长对污染物的吸收。160 d时 (9月中旬) ，微纳米曝气系统停止运行，水体COD开始上升，重新曝气后COD又开始下降，最终稳定在20 mg·L−1以下。微纳米曝气系统因故障停止时气温呈下降趋势，200 d时 (10月下旬) ，苦草基本停止生长，水质净化能力减弱，且开始出现衰亡腐烂并释放一定量有机物，从而导致COD升高[16]；系统再次启动，提高了水体DO，促进了有机污染物的降解，COD又开始下降[17]。
3) MAVS对N的影响。工程实施前后景观水体NH4+-N、TN变化如图5所示。可以看出，工程实施前，采样点NH4+-N、TN质量浓度分别为0.8~1.0 mg·L−1、2.0~2.3 mg·L−1， NH4+-N达到《地表水环境质量标准》 (GB 3838-2002) Ⅲ类标准，而TN达到了《地表水环境质量标准》 (GB 3838-2002) 劣Ⅴ类水标准。工程实施后，水体NH4+-N、TN质量浓度不断下降，实施60 d左右，TN达到Ⅲ类水标准，此后NH4+-N、TN质量浓度进一步下降。实施120 d左右，其NH4+-N、TN达到最佳净化效果，各采样点NH4+-N转化率分别为89.97%、88.00%、91.45%和89.82%，TN去除率为89.50%、75.55%、92.22%和89.81%。由于微纳米曝气系统是间歇运行，白天曝气阶段，水体DO可以达到7 mg·L−1左右，水体处在好氧状态；夜晚停止曝气，DO降低，部分区域出现缺氧状态。在好氧、缺氧交替变化条件下，水体NH4+-N被氧化为硝态氮而后被反硝化细菌转化为氮气[18]。系统因故障停止曝气期间，水中部分苦草衰亡分解和底泥污染物释放导致NH4+-N呈现快速上升趋势，随着曝气系统再次启动，NH4+-N、TN质量浓度又开始下降。总体上，水中NH4+-N、TN的变化与COD变化有高度相似性。
4) MAVS对TP的影响。工程实施前后景观水体TP变化如图6所示。可以看出，工程实施后，30 d左右，TP逐渐下降，水体TP含量趋于稳定，维持在0.1 mg·L−1左右，与工程实施前相比，各点TP质量浓度分别下降了78.96%、82.81%、83.70%和80.67%。停止曝气期间，TP质量浓度有所上升，后期即使恢复曝气，TP质量浓度仍略高于曝气停止前的水平。这与后期气温下降、苦草停止生长、进入衰亡期、吸收磷的能力下降有关[19]。总体上，TP的变化与DO 的变化趋势相反。由此推测，工程实施前上覆水中的磷主要来自于DO低时底泥的释放。工程实施后，磷逐渐下降主要有2个原因：一是微纳米曝气提高了水中DO及氧化还原电位，有效抑制了底泥中磷的释放[20]；二是苦草生长吸收了水体中的磷。
由此可知，MAVS对污染景观水体有较好的修复效果，苦草在成熟期和衰亡期对污染物吸收能力减弱，并且在衰亡期由于自身腐烂导致水体COD呈升高趋势。因此，在修复水体过程中，建议在苦草进入衰亡期前对其进行收割打捞。
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1) MAVS对底泥微生物多样性的影响。MAVS工程的实施改善了景观水体水质，同时引起水体底泥微生物群落发生相应变化。本研究中，4个季节总计15个底泥样的测序结果显示，测序基因序列数为33 460~59 316，覆盖率约为97%，能真实地反映景观水体微生物组成。表2反映了工程实施前后不同时期底泥微生物种群多样性特征。可以看出，MAVS实施后，Chao、Shannon指数呈先下降后升高的趋势，工程实施后的3个月 (6月份) ，底泥微生物种群多样性下降，推测是由于MAVS的实施改变了水环境条件，促进了一些优势微生物种群繁殖及微生物种群演替。此后，随着水质进一步改善，微生物种群丰富度和多样性逐渐升高。
2) MAVS对底泥微生物群落结构的影响。利用物种Venn图 (图7) 进一步分析修复过程中景观水体不同时期底泥微生物种群结构。可以看出，5个阶段样品中独特的OTUs分别为547、268、291、393、554，表明MAVS激活了一些在景观水体中存在但不具有代谢活性的微生物[21]。此外，5个阶段OTUs为1 818，占整个样品的OUTs的比例较低。这表明，与修复工程实施前相比较，修复工程实施后微生物群落发生了明显的变化。
为明确景观MAVS修复工程实施对水体底泥微生物群落的影响规律，在门、属分类水平上对底泥优势微生物进行了分析，结果分别见表3和表4。
由表3可知，修复工程实施前，Proteobacteria (变形菌门) 、Bacteroidetes (拟杆菌门) 、Acidobacteria (酸杆菌门) 和Chloroflexi (绿湾菌门) 是丰度较高的4个菌门，占比分别为53.54%、9.95%、9.51%、6.14%。随着修复工程实施时间的延长，不同月份的优势菌门保持相对稳定，但它们的相对丰度发生了一定程度的改变。Proteobacteria、Bacteroidetes的丰度随修复过程的进行而下降，Proteobacteria是细菌中数量最多的细菌门，Bacteroidetes是参与有机碳和蛋白质物质循环的异养微生物，通常在厌氧和缺氧环境中丰度更高[22-23]；而Acidobacteria、Chloroflexi丰度在修复过程的前期均有所升高，但在12月份Acidobacteria丰度有所降低。
由属水平微生物群落组成 (表4) 可知，景观水体在工程实施前，不可培养的红环菌属 (Rhodocyclus_uncultured) 、Xanthomonadales Incertae Sedis_uncultured、不可培养的产碱杆菌属 (Alcaligenes_uncultured) 和Bacteroidetes vadinHA17_norank 是底泥微生物种群丰度较高的4个属，占比分别为8.81%、8.50%、2.94%、2.73%，其丰度随修复过程的进行而改变。Rhodocyclus_uncultured可利用不同有机底物作碳源和电子供体进行厌氧代谢[24]， Xanthomonadales Incertae Sedis_uncultured通常存在于活性污泥中[25]，Alcaligenes_uncultured和Bacteroidetes vadinHA17_norank是2类专性或兼性厌氧微生物[26-27]。工程修复前，因水体有机物质量浓度高，DO质量浓度低，故这几种菌属微生物占比高；此后，这4种菌属的微生物丰度随着修复过程的进行呈下降趋势，在10月份停止曝气期间降至最低，而微纳米曝气设备重新启动运行时其又呈升高趋势。总体上，这几类菌属微生物的演替与水体COD、DO变化分别呈相同和相反的变化趋势，但在时间上存在一定的滞后性。由此进一步证实，微纳米曝气联合苦草修复能促进底泥有机物的降解，调节水体溶解氧，调控水中好氧、厌氧或兼性厌氧微生物结构组成及丰度。
为了进一步揭示MAVS修复工程实施前后水体微生物群落随修复时间的演化规律，根据不同时间底泥样品OUT的分布，进行了基于UniFrac的PCOA分析，结果见图8。PCoA1和PCoA2的解释率分别为19.78%和10.71%，表明MAVS修复工程对水体微生物群落组成有重要影响。工程实施前 (3月份) 与工程实施一段时间后 (6月份、12月份) ，底泥微生物群落有明显的区分。6月份和12月份有部分微生物群落聚集在一起，表明2个阶段存在一些相同的微生物；而6月份与12月份水体水质相似，说明微生物群落与景观水体的污染水平存在一定的相关性。由10月份、9月份及12月份微生物群落对比结果可知，3个月底泥微生物群落同样发生了明显的变化，推测是由于10月份微纳米曝气装置停止运行，水体水质恶化，导致微生物群落发生了相应改变。
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为考察MAVS工程实施后水体水质特性对底泥微生物群落的影响，采用Canoco软件将TN、NH4+-N、COD、TP、DO与微生物群落绘制成CCA图 (图9) ，同时得出理化性质对微生物群落变异性的贡献率，COD、TP、DO对微生物群落变化的贡献率分别为73.9%、10.4%、6.6%。图9中2个坐标轴反映了34.68%的微生物群落变异，且可以看出DO与其他理化性质呈负相关。可以看出，COD、TP、DO与微生物群落结构具有显著相关性 (P<0.05) ，对微生物群落变化影响最大的指标为COD，其对微生物群落变化的贡献率为73.9%。
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1) MAVS可有效调节水体DO，强化污染水体中COD、NH4+-N、TP的转化和去除，可促进水质改善。
2) MAVS工程实施后，水体底泥微生物群落结构多样性增加；而优势微生物种群组成相对稳定，其丰度呈现出与COD相同、DO相反的变化趋势，但存在一定滞后性。
3) MAVS在对水体进行修复时，通过调节水质理化特性，从而驱动微生物群落结构和丰度产生变化，实验结果表明COD是驱动微生物群落结构和丰度变化的最大贡献者。
微纳米曝气联合苦草对污染景观水体的修复效果及对微生物群落结构的影响
Effects of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans on the remediation of polluted landscape water bodies and microbial community structure
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摘要: 为探索微纳米曝气联合苦草 (micro-nano aeration combined with Vallisneria natans，MAVS) 对污染水体修复效果及微生物种群调控机理，以合肥国家湿地公园一处污染水体为修复对象并结合示范工程实验，考察了MAVS对景观水体修复效果及该水体水质及微生物种群结构的动态变化规律。结果表明：经过MAVS修复后，污染景观水体水质得到了明显改善，水体DO逐步提升，COD、NH4+-N、TN、TP分别降低了50%、85%、75%和75%左右；底泥微生物群落结构多样性随修复进程的推进而不断增加，而优势微生物种群结构组成保持相对稳定，但其丰度随修复进程而变化；在门分类水平上，优势菌门为Proteobacteria、Bacteroidetes、Acidobacteria和Chloroflexi，其中Proteobacteria、Bacteroidetes的丰度随修复过程的进行而下降，而Acidobacteria、Chloroflexi的丰度逐步增加；在属分类水平上，优势菌属为Rhodocyclus_uncultured、Xanthomonadales Incertae Sedis_uncultured、Alcaligenes_uncultured和Bacteroidetes vadinHA17_norank，其丰度随修复过程的进行而下降，修复进程停止后丰度逐渐增加；随着修复过程的进行，污染景观水体底泥优势微生物群落丰度呈现出与COD相同、DO相反的变化趋势，但在时间上存在一定的滞后性。由此可以看出，修复水体微生物群落结构随修复进程、水质特性的变化而变化，COD是驱动微生物群落结构及丰度变化的最大贡献者，同时DO、TP也对其变化产生一定影响。微纳米曝气联合苦草能有效修复污染水体，调控水体底泥微生物种群结构，具有良好的推广应用价值。Abstract: To explore the effect of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans (MAVS) on the remediation of polluted water bodies and the mechanism of microbial population regulation, a polluted water body in Hefei National Wetland Park was used as a remediation object, and the restoration effect of landscape water body by MAVS and the dynamic change rule of water quality and microbial population structure of this water body were investigated with the demonstration project experiment. The results showed that after MAVS remediation, the water quality of the polluted landscape water body was significantly improved, its DO increased gradually, and the COD, NH4+-N, TN, and TP decreased by about 50%, 85%, 75%, and 75%, respectively; the structural diversity of the substrate microbial community increased with the remediation process, and the structural composition of the dominant microbial population remained relatively stable, but its abundance changed with the remediation process. At the phylum classification level, the dominant phyla were Proteobacteria, Bacteroidetes, Acidobacteria, and Chloroflexi, of which the abundance of Proteobacteria and Bacteroidetes decreased with the restoration process, while the abundance of Acidobacteria and Chloroflexi increased gradually; at the genus classification level, the dominant genera were Rhodocyclus_uncultured, Xanthomonadales Incertae Sedis_uncultured, Alcaligenes uncultured and Bacteroidetes vadinHA17_norank, their abundance decreased with the remediation process, and gradually increased after the remediation process stopped. With the remediation process, the abundance of the dominant microbial community in the substrate of polluted landscape water bodies showed the same trend as COD and the opposite trend of DO, but it had a certain time lag. It can be seen that the microbial community structure of the remediated water body changed with the remediation process and water quality characteristics, and COD was the largest contributor to the change of microbial community structure and abundance, DO and TP also had some influence on this change. The micro-nano aeration combined with Vallisneria natans could effectively remediate polluted water bodies and regulate the microbial population structure of the water body substrate, which has good value of popularization and application.
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图 9 景观水体中微生物群落与理化性质的典范对应分析
Figure 9. Paradigmatic correspondence analysis of microbial communities and physicochemical properties in landscape water bodies
表 1 景观水体初始水质
Table 1. Initial water quality of landscape water body
采样点 NH4+-N/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) COD/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) DO/(mg·L−1) A1 0.80±0.006 0.34±0.004 28.26 1.04±0.065 3.30±0.25 A2 0.84±0.023 0.38±0.047 33.76 2±0.032 3.50±0.18 A3 0.87±0.006 0.40±0.009 28.94 2.02±0.041 2.35±0.30 A4 1.01±0.005 0.52±0.14 30.78 2.07±0.057 2.97±0.26 Ⅲ类水标准
(GB 3838-2002)1.0 0.2 20 1.0 5 
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表 2 微生物群落OTUs及相关指数的变化
Table 2. Changes of OTUs and related indices of microbial community
月份 OUTs Chao指数 覆盖度 Shannon指数 3 2 366.67 2 919 0.969 0 5.95 6 2 189.33 2 779.67 0.971 1 5.81 9 2 263.67 2 835 0.971 1 6.09 10 2 382.67 3 077.33 0.967 2 6.22 12 2 642.67 3 406 0.962 8 6.22
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表 3 不同时间段微生物群落在门水平上相对丰度
Table 3. Relative abundance of microbial communities in different time periods (phylum)
菌门 相对丰度/% 3月 6月 9月 10月 12月 Acidobacteria 9.51 10.39 9.59 16.21 7.30 Actinobacteria 2.17 2.37 2.43 2.98 5.72 Bacteroidetes 9.95 3.71 3.22 2.19 3.37 Chloroflexi 6.14 9.49 13.98 11.43 17.90 Firmicutes 3.74 12.74 2.73 5.43 5.40 Ignavibacteriae 2.30 1.34 1.55 1.46 0.97 Nitrospinae 2.38 1.94 0.97 0.80 1.84 Nitrospirae 2.27 2.83 6.00 5.45 2.68 Proteobacteria 53.54 44.65 46.86 37.13 45.47 Verrucomicrobia 1.47 1.88 1.16 0.77 1.66 Others 6.52 8.66 11.53 16.16 7.68
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表 4 不同时间段微生物群落在属水平上的变化
Table 4. Changes of microbial community abundance at genus level in different time periods
菌属 相对丰度/% 3月 6月 9月 10月 12月 Rhodocyclus_uncultured 8.81 5.06 3.20 1.42 6.44 Xanthomonadales Incertae
Sedis_uncultured8.50 9.00 6.25 2.37 7.49 Crenothrix 0.79 0.89 0.81 0.29 1.19 Syntrophaceae_uncultured 0.71 0.80 1.24 1.49 0.88 Gaiellales_norank 0.30 0.55 0.35 0.48 1.18 Alcaligenaceae_uncultured 2.94 3.90 2.60 1.23 2.82 Clostridium sensu stricto 13 2.32 1.83 0.06 0.10 0.09 Bacteroidetes vadinHA17_norank 2.73 1.28 1.38 0.77 1.06 Lentimicrobiaceae_norank 2.40 0.42 0.21 0.18 0.32
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