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

张文杰, 徐欣, 石先阳, 邓国志, 田文凤, 许东. 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[J]. 环境工程学报, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045
引用本文: 张文杰, 徐欣, 石先阳, 邓国志, 田文凤, 许东. 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[J]. 环境工程学报, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045
ZHANG Wenjie, XU Xin, SHI Xianyang, DENG Guozhi, TIAN Wenfeng, XU Dong. Effects of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans on the remediation of polluted landscape water bodies and microbial community structure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045
Citation: ZHANG Wenjie, XU Xin, SHI Xianyang, DENG Guozhi, TIAN Wenfeng, XU Dong. Effects of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans on the remediation of polluted landscape water bodies and microbial community structure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045

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

    作者简介: 张文杰 (1998—) ,男,硕士研究生,2397567670@qq.com
    通讯作者: 邓国志 (1976—) ,男,硕士,副教授,gzdeng@ahu.edu.cn
  • 基金项目:
    安徽省重大科技专项 (202003a07020014) ; 湿地生态保护与修复安徽省重点实验室开放基金资助项目 (AKLWEPR-K-2020-02)
  • 中图分类号: X171.4;X524

Effects of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans on the remediation of polluted landscape water bodies and microbial community structure

    Corresponding author: DENG Guozhi, gzdeng@ahu.edu.cn
  • 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ProteobacteriaBacteroidetesAcidobacteriaChloroflexi,其中ProteobacteriaBacteroidetes的丰度随修复过程的进行而下降,而AcidobacteriaChloroflexi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。
  • 街道灰尘是固体颗粒的混合物,主要来源于人类活动,如工业生产、交通排放和城市建设,以及自然因素,如大气干湿沉降、表层土壤再悬浮[1]。街道灰尘中的细颗粒具有较大的比表面积能够富集更多的痕量元素,这些细颗粒能够通过再悬浮进入大气,造成空气污染[2-3];也可以通过地表径流进入水体,造成沉积物污染[4];并且街尘细颗粒很容易被夹带和悬浮在气流中发生长/短距离的迁移,最终沉降到土壤表层或其他路面灰尘中造成更广泛的污染[5-6]。城市街道是居民活动的主要场所之一,居民外出行为会导致居民通过皮肤接触、手-口摄食和呼吸吸入等途径接触到街尘,进而可能危害到人体健康[7-9]。当前国内外有关街尘的报道主要集中在对街尘中重金属总量进行污染特征研究并评估其生态和健康风险,近些年用于土壤和沉积物中重金属形态顺序提取的Tessier法[10]和Rauret等[11]提出的改进的BCR法也逐渐运用到街尘中重金属赋存形态的研究当中,这些方法可以很好地用来评价街道灰尘中重金属的生物可利用性 [12-17],但关于街尘中稀散非金属元素赋存形态的研究还未见报道。

    硒(Se)是人体必需的一种微量元素,有抗氧化和提高人体免疫力等作用,但是摄入过量的硒则会对人产生毒害作用[18],并且硒的中毒量与需要量的界限非常接近[19]。由于人体获取硒的主要来源是食物,而土壤又是食物硒的主要来源[18],因此目前有大量报道研究土壤中硒含量、形态的分布特征以及植物对土壤硒的吸收利用[20-23]。然而街尘中的细颗粒因其很容易再悬浮进入大气,这些细颗粒中包含的硒可能通过皮肤接触、手-口摄食和呼吸吸入等途径被人体吸收利用;尤其是硒的弱酸提取态能够被生物直接利用,具有较高的生物有效性,而生物有效性越高对环境构成的风险越大 [24];因此有必要对街道灰尘中硒含量和赋存形态特征进行研究。

    街道灰尘中人为成分的富集量随着街尘粒径的减小而增加[25];粒径<97 μm的颗粒很容易再悬浮,在呼吸时可通过鼻子或者嘴吸入,粒径<63 μm的颗粒对重金属等元素的负载量更高[14,17]。因此选取<97 μm和<63 μm两个粒径来研究街尘中硒含量和赋存形态的粒径分布变化。

    成都市地处四川盆地西部,常住人口接近2100万,人口密度排全国前列。目前关于成都市街尘的研究包括街尘中重金属总量及其风险评价[26-28],以及测定街尘中典型多环芳烃的含量[29],但有关成都市街尘中硒赋存形态及其生态风险的研究还未见报道。因此,本文选取成都市中心城区四种功能区街道灰尘作为研究对象,采集了各功能区不透水路面边缘的街道灰尘样品,样品经处理后,测定不同区域街尘中硒的总量,利用改进的BCR法分析街尘中硒的赋存形态,使用生态风险评价指数(RAC)法对街尘中硒的生态风险进行评价。

    图1所示街道灰尘采集的范围为成都市中心城区,按照主要功能划分为交通区域(TA)、教育区域(EA)、居住区域(RA)、商业区域(CA)等4个功能区,共选取32个采样点。本次采样时间为2020年1月上旬,连续5 d以上晴朗干燥的天气后,采用卫星定位技术在街道不透水路面边缘选取3—5个子采样点,每个点约2—10 m2,用塑料刷和塑料铲进行采集,每份样品至少100 g,多点混匀,封存于聚乙烯自封袋中;采样时避开明显的交叉区域(如公交地铁站台,人行横道及绿化带等)。样品经低温烘干后分别过160目和250目尼龙筛得到<97 μm和<63 μm两种粒径的街尘颗粒共64份,装袋备测。

    图 1  街道灰尘采样点分布图
    Figure 1.  Sampling sites of street dust

    AFS-1790原子荧光光谱仪(浙江福立分析仪器股份有限公司);Mettler Toledo ME204E型电子分析天平;KH19A型高速离心机;优普系列ULUP-IV-10T型超纯水机;ZD-85数显恒温振荡器。

    浓硝酸、浓盐酸均为优级纯;硼氢化钾、氢氧化钾、乙酸、盐酸羟胺、30%过氧化氢溶液、乙酸铵、硫脲均为分析纯。土壤成分分析标准物质GBW07447、GBW07449。

    主灯电流80 mA,辅灯电流40 mA,负高压270 V,载气流量400 mL·min−1屏蔽气流量800 mL·min−1,原子化炉高度9 cm,测量方法为标准曲线法,读数方式为峰面积,采样时间12 s,延迟时间1 s。

    总硒(T):准确称取0.2000 g街尘样品,置于50 mL聚乙烯离心管中,少量超纯水润湿,加入(1+1)王水10 mL,室温下静置6 h,沸水浴消解2 h,期间每隔半小时摇动1次,使样品与王水充分反应。将离心管取出,冷却,用王水定容至原刻度,摇匀静置,待溶液澄清,用带0.45 μm滤头的针筒抽取上清液1 mL于10 mL离心管中,加入1%硫脲0.6 mL,浓盐酸0.75 mL,定容到5 mL,摇匀,放置0.5 h以上,按仪器工作条件进行测定。按照总量消解的全部步骤,同时做试剂空白。

    参考《土壤和沉积物13个微量元素形态顺序提取程序》国家标准(GB/T 25282—2010),本研究决定采用改进的BCR顺序提取法进行硒形态的提取,同时不称取样品,按照相同的步骤和试剂,制备全程序试剂空白。

    (1)弱酸提取态(F1):准确称取1.0000 g街尘样品,置于50 mL聚乙烯离心管中,加入0.11 mol·L−1乙酸溶液20 mL,盖紧瓶盖在25℃下以200 r·min−1振荡16 h,然后在6000 r·min−1下离心5 min,用带0.45 μm滤头的针筒抽取上清液,取3 mL转移至10 mL离心管中,加入1%硫脲0.6 mL,浓盐酸1.25 mL,定容到5 mL,摇匀,放置半小时以上,按仪器工作条件进行测定。弃去其他清液,加入15 mL超纯水洗涤剩余物,25℃下以200 r·min−1振荡15 min后,以6000 r·min−1离心5 min,弃去上清液。按照形态提取的全部步骤,同时做试剂空白。

    (2)可还原态(F2):向上一步剩余物中加入0.5 mol·L−1(用硝酸溶液调节pH=2)盐酸羟胺溶液20 mL,其余操作同第一步。

    (3)可氧化态(F3):向上一步剩余物中加入5 mL 30%的过氧化氢溶液(用硝酸溶液调节pH 2—3),在室温下静置1 h后,85 ℃水浴蒸发至近干,重复上述步骤1次。离心管冷却后,加入1 mol·L−1乙酸铵溶液(用硝酸溶液调节pH=2)25 mL,其余操作同第一步。

    (4)残渣态(R):加入(1+1)王水20 mL,其余操作同硒总量测定。

    分析过程中,采用土壤成分分析标准物质GBW07447、GBW07449进行全过程质量控制。硒标准溶液的校准曲线相关系数大于0.999。实验后分别计算了硒总量及各形态的检出限、精密度及准确度,误差均控制在实验允许的范围内。检出限:测定空白11次,根据测定结果的3倍标准偏差计算方法的检出限。弱酸提取态(F1)0.0007 mg·kg−1、可还原态(F2)0.0016 mg·kg−1、可氧化态(F3)0.0020 mg·kg−1、残渣态(R)0.0165 mg·kg−1、总硒(T)0.0139 mg·kg−1。精密度:分别测定各功能区第1号样3次来确定仪器的相对标准偏差,得到各形态及总硒的RSD分别为:弱酸提取态(F1)1.15%—4.05%、可还原态(F2)1.84%—2.42%、可氧化态(F3)1.34%—2.58%、残渣态(R)1.61%—2.12%、总硒(T)1.54%—2.44%。准确度:标准物质GBW07447和GBW07449 BCR法四态之和硒的回收率分别为101.52%和96.64%,街尘样品BCR法四态之和硒的回收率为87.70%—108.94%。

    本研究数据处理使用Excel 2019,采用SPSS 23.0对数据进行统计分析,利用Origin 2021绘制硒的形态分布图,使用ArcGIS 10.8.1空间插值分析工具反距离权重法绘制总硒含量和弱酸提取态硒所占比例的空间分布图。

    表1可知,64份街尘样品中,仅粒径<97 μm的街尘中有2份样品(RA-4、CA-7)的硒含量低于硒在成都地区的浅层土壤背景值平均含量0.263 mg·kg−1[30],其余样品硒含量均超过背景值。对两种粒径下各功能区硒含量做单因素方差分析,显著性分别为0.800(<97 μm)和0.168(<63 μm),结果表明不同功能区对街尘中硒含量无显著影响。其中在粒径<97 μm的街尘中各功能区硒平均含量基本相当,但居住区域不同采样点之间硒含量的空间差异较大,其变异系数为88.99%,属于高度变异(CV≥36%);其余3个区域变异系数均属于中度变异(15%<CV<36%),表明在这三个区域街尘中硒含量的空间差异较小,空间分布比较均匀[31]

    表 1  各功能区街尘中硒的含量
    Table 1.  Selenium content in street dusts from different functional areas
    粒径Particle size区域Area最小值/(mg·kg−1)Minimum最大值/(mg·kg−1)Maximum平均值*/(mg·kg−1)Geomean标准差/(mg·kg−1)Std. dev变异系数/%CV样本量Sample size
    <97 μm 交通区域 0.294 0.502 0.376 0.071 19.02 8
    教育区域 0.269 0.474 0.363 0.078 21.34 8
    居住区域 0.221 1.279 0.387 0.344 88.99 8
    商业区域 0.260 0.619 0.367 0.113 30.77 8
    汇总 0.221 1.279 0.373 0.182 48.89 32
    <63 μm 交通区域 0.348 0.613 0.489 0.096 19.66 8
    教育区域 0.385 0.814 0.644 0.135 20.90 8
    居住区域 0.351 1.259 0.539 0.283 52.49 8
    商业区域 0.336 0.686 0.466 0.117 25.08 8
    汇总 0.336 1.259 0.530 0.181 34.06 32
      注:“平均值*”表示几何平均值。
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    在粒径<63 μm的街尘中各功能区硒平均含量均高于粒径<97 μm的街尘,其总体平均含量(0.530 mg·kg−1)为粒径<97 μm街尘(0.373 mg·kg−1)的1.42倍,说明随着粒径的减小,街尘对硒的负载能力增强。同时,在粒径<63 μm的街尘中不同功能区间硒含量差异较大,教育区域硒含量最高,并且教育区域和居住区域硒含量明显高于其余两个区域;这可能与学校和居民小区绿化较好,含硒肥料使用较多有关。并且居住区域硒含量的变异系数(52.49%)同样属于高度变异,说明在居住区域硒的来源受外界干扰很大,空间差异较大主要受人为活动的影响。

    图2展示了成都市街道灰尘两种粒径下硒含量的空间分布特征。在粒径<97 μm的街尘中,硒含量的高值区主要出现在成都市的中部以及偏西北区域;粒径<63 μm的街尘中,硒含量的高值区主要出现在成都市的中部。这些区域居民小区和公园较为密集,同样表明硒含量较高可能与居民小区和公园绿化使用含硒肥料有关。

    图 2  成都市中心城区硒含量空间分布图
    Figure 2.  Spatial distribution of selenium content in downtown Chengdu

    街尘中硒按照浸提的难易程度可分为,弱酸提取态、可还原态、可氧化态和残渣态。对街尘样品进行形态分析,其结果为:粒径<97 μm的街尘中硒各形态的几何平均含量分别为0.012、0.022、0.053、0.266 mg·kg−1,所占比例分别为3.32%、6.22%、14.94%、75.52%;而在粒径<63 μm的街尘中则分别为0.039、0.038、0.053、0.346 mg·kg−1所占比例分别为8.24%、8.07%、11.07%、72.62%。如图3图4所示,在粒径<97 μm的街尘中,各功能区硒赋存形态平均含量顺序均为:残渣态>可氧化态>可还原态>弱酸提取态;其中教育区域可还原态硒和可氧化态硒所占比例明显高于其他三个区域,并且可还原态和可氧化态又分别称为铁锰氧化物结合态和有机质与硫化物结合态,所以这两种形态硒占比高于其他区域可能与该区域Fe、Mn以及有机质和硫含量较高有关[32]。相较于粒径<97 μm的街尘,在粒径<63 μm的街尘中,弱酸提取态和可还原态的比例均有上升,可氧化态占比有所下降。弱酸提取态比例上升,表明在小粒径街尘中能被生物直接利用的硒含量更高;可还原态比例上升的原因可能是随着粒径的减小,街尘对Fe、Mn的负载能力增强[14,17],硒的铁锰氧化物含量增加。可氧化态比例下降可能与小粒径街尘中有机质和硫含量减少有关。

    图 3  各功能区街尘(<97 μm)中硒形态平均含量比例
    Figure 3.  The proportion of selenium species content in street dust(<97 μm)from different functional areas
    图 4  各功能区街尘(<63 μm)中硒形态平均含量比例
    Figure 4.  The proportion of selenium species content in street dust(<63 μm)from different functional areas

    生态风险评价指数(RAC)法,以改进的BCR法的弱酸提取态占4个形态总和的百分比作为风险值计算[33-34],评价指标及其分级见表2。如图5所示,粒径<97 μm的街尘中弱酸提取态硒的比例范围为0.32%—15.05%;最大点为TA-6属于中等风险,最小点为EA-5,点EA-5、RA-4、RA-6、RA-7属于无风险,其他采样点比例介于1%—10%,为低风险。粒径<63 μm的街尘中弱酸提取态硒的比例范围为3.02%—16.23%;最小点为RA-4,最大点为TA-8,且点TA-3、TA-6、TA-8、EA-1、EA-4、EA-7、RA-7、RA-8以及CA-3中弱酸提取态硒的比例介于10%—30%,为中等风险,其他采样点均为低风险。综合分析两个粒径下的街尘样品,对于粒径<97 μm的街尘,3.12%的采样点处于中等生态风险,84.38%的采样点处于低生态风险,12.50%的采样点无生态风险;对于粒径<63 μm的街尘,28.12%的采样点处于中等生态风险,71.88%的采样点处于低生态风险;结果表明在小粒径街尘中硒的生态风险更大。

    表 2  RAC法评价指标分级
    Table 2.  Grades of the assessment index of the RAC method
    RAC生态风险 Ecological risk
    <1%无生态风险
    1%—10%低风险
    10%—30%中等风险
    30%—50%高风险
    >50%极高风险
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    图 5  成都市中心城区硒弱酸提取态占比空间分布图
    Figure 5.  Spatial distribution of selenium acid exchangeable fraction proportions in downtown Chengdu

    图5所示,两种粒径街尘中硒生态风险指数(RAC)的高值区均主要出现在北部、中南和中东部区域,这与图2中硒含量的高值区主要出现在中部和偏西北部相反。其原因可能是在居民小区和公园中绿化灌溉和路面冲洗比较频繁,弱酸提取态硒向水体迁移较多;而处于生态风险指数(RAC)高值区的采样点则都具有路面灰尘累积较多,清扫频次较低的特点。

    (1)成都市中心城区街道灰尘中,粒径<97 μm的街尘硒平均含量为0.373 mg·kg−1,各功能区硒平均含量基本相当;粒径<63 μm的街尘对硒的负载能力更强,硒平均含量为0.530 mg·kg−1,各功能区硒平均含量顺序为教育区域(0.644 mg·kg−1)>居住区域(0.539 mg·kg−1)>交通区域(0.489 mg·kg−1)>商业区域(0.466 mg·kg−1)。

    (2)粒径<97 μm的街尘中各形态硒含量所占比例顺序为残渣态(75.52%)>可氧化态(14.94%)>可还原态(6.22%)>弱酸提取态(3.32%);粒径<63 μm的街尘为残渣态(72.62%)>可氧化态(11.07%)>弱酸提取态(8.24%)>可还原态(8.07%)。在小粒径街尘中能被生物直接利用的硒含量更高。

    (3)生态风险评价指数(RAC)法分析结果表明,粒径<63 μm的街尘中硒的生态风险更大,并且成都市中心城区街尘中硒主要为低生态风险,但对于存在的中等生态风险区域,需引起注意。

  • 图 1  采样点分布

    Figure 1.  Distribution of sampling points

    图 2  曝气装置结构

    Figure 2.  Structure of aeration device

    图 3  MAVS对DO的影响

    Figure 3.  Effect of MAVS on DO

    图 4  MAVS对COD的影响

    Figure 4.  Effect of MAVS on COD

    图 5  MAVS对NH4+-N、TN的影响

    Figure 5.  Effect of MAVS on NH4+-N, TN, NO3--N

    图 6  MAVS对TP的影响

    Figure 6.  Effect of MAVS on TP

    图 7  基于OTU的Venn图

    Figure 7.  OTUs-based Venn diagram

    图 8  微生物群落的主成分分析

    Figure 8.  Principal component analysis of microbial community

    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)
    A10.80±0.0060.34±0.00428.261.04±0.0653.30±0.25
    A20.84±0.0230.38±0.04733.762±0.0323.50±0.18
    A30.87±0.0060.40±0.00928.942.02±0.0412.35±0.30
    A41.01±0.0050.52±0.1430.782.07±0.0572.97±0.26
    Ⅲ类水标准(GB 3838-2002)1.00.2201.05
    采样点NH4+-N/(mg·L−1)TP/(mg·L−1)COD/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)DO/(mg·L−1)
    A10.80±0.0060.34±0.00428.261.04±0.0653.30±0.25
    A20.84±0.0230.38±0.04733.762±0.0323.50±0.18
    A30.87±0.0060.40±0.00928.942.02±0.0412.35±0.30
    A41.01±0.0050.52±0.1430.782.07±0.0572.97±0.26
    Ⅲ类水标准(GB 3838-2002)1.00.2201.05
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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OUTsChao指数覆盖度Shannon指数
    32 366.672 9190.969 05.95
    62 189.332 779.670.971 15.81
    92 263.672 8350.971 16.09
    102 382.673 077.330.967 26.22
    122 642.673 4060.962 86.22
    月份OUTsChao指数覆盖度Shannon指数
    32 366.672 9190.969 05.95
    62 189.332 779.670.971 15.81
    92 263.672 8350.971 16.09
    102 382.673 077.330.967 26.22
    122 642.673 4060.962 86.22
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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
    Acidobacteria9.5110.399.5916.217.30
    Actinobacteria2.172.372.432.985.72
    Bacteroidetes9.953.713.222.193.37
    Chloroflexi6.149.4913.9811.4317.90
    Firmicutes3.7412.742.735.435.40
    Ignavibacteriae2.301.341.551.460.97
    Nitrospinae2.381.940.970.801.84
    Nitrospirae2.272.836.005.452.68
    Proteobacteria53.5444.6546.8637.1345.47
    Verrucomicrobia1.471.881.160.771.66
    Others6.528.6611.5316.167.68
    菌门相对丰度/%
    3月6月9月10月12月
    Acidobacteria9.5110.399.5916.217.30
    Actinobacteria2.172.372.432.985.72
    Bacteroidetes9.953.713.222.193.37
    Chloroflexi6.149.4913.9811.4317.90
    Firmicutes3.7412.742.735.435.40
    Ignavibacteriae2.301.341.551.460.97
    Nitrospinae2.381.940.970.801.84
    Nitrospirae2.272.836.005.452.68
    Proteobacteria53.5444.6546.8637.1345.47
    Verrucomicrobia1.471.881.160.771.66
    Others6.528.6611.5316.167.68
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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_uncultured8.815.063.201.426.44
    Xanthomonadales Incertae Sedis_uncultured8.509.006.252.377.49
    Crenothrix0.790.890.810.291.19
    Syntrophaceae_uncultured0.710.801.241.490.88
    Gaiellales_norank0.300.550.350.481.18
    Alcaligenaceae_uncultured2.943.902.601.232.82
    Clostridium sensu stricto 132.321.830.060.100.09
    Bacteroidetes vadinHA17_norank2.731.281.380.771.06
    Lentimicrobiaceae_norank2.400.420.210.180.32
    菌属相对丰度/%
    3月6月9月10月12月
    Rhodocyclus_uncultured8.815.063.201.426.44
    Xanthomonadales Incertae Sedis_uncultured8.509.006.252.377.49
    Crenothrix0.790.890.810.291.19
    Syntrophaceae_uncultured0.710.801.241.490.88
    Gaiellales_norank0.300.550.350.481.18
    Alcaligenaceae_uncultured2.943.902.601.232.82
    Clostridium sensu stricto 132.321.830.060.100.09
    Bacteroidetes vadinHA17_norank2.731.281.380.771.06
    Lentimicrobiaceae_norank2.400.420.210.180.32
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出版历程
  • 收稿日期:  2022-09-07
  • 录用日期:  2022-10-18
  • 刊出日期:  2023-01-31
张文杰, 徐欣, 石先阳, 邓国志, 田文凤, 许东. 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[J]. 环境工程学报, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045
引用本文: 张文杰, 徐欣, 石先阳, 邓国志, 田文凤, 许东. 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[J]. 环境工程学报, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045
ZHANG Wenjie, XU Xin, SHI Xianyang, DENG Guozhi, TIAN Wenfeng, XU Dong. Effects of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans on the remediation of polluted landscape water bodies and microbial community structure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045
Citation: ZHANG Wenjie, XU Xin, SHI Xianyang, DENG Guozhi, TIAN Wenfeng, XU Dong. Effects of micro-nano aeration combined with Vallisneria natans on the remediation of polluted landscape water bodies and microbial community structure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(1): 133-141. doi: 10.12030/j.cjee.202209045

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

    通讯作者: 邓国志 (1976—) ,男,硕士,副教授,gzdeng@ahu.edu.cn
    作者简介: 张文杰 (1998—) ,男,硕士研究生,2397567670@qq.com
  • 1. 安徽大学资源与环境工程学院,湿地生态保护与修复安徽省重点实验室,合肥 230000
  • 2. 安徽新宇环保科技股份有限公司,合肥 230000
基金项目:
安徽省重大科技专项 (202003a07020014) ; 湿地生态保护与修复安徽省重点实验室开放基金资助项目 (AKLWEPR-K-2020-02)

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ProteobacteriaBacteroidetesAcidobacteriaChloroflexi,其中ProteobacteriaBacteroidetes的丰度随修复过程的进行而下降,而AcidobacteriaChloroflexi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。

English Abstract

  • 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。

    • 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]

    • 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。

    • 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。

    • 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。

    • 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。

    • 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。

    • 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。

    • 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表4

      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。ProteobacteriaBacteroidetes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AcidobacteriaChloroflexi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。

    • 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%。

    • 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。

    参考文献 (27)

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