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水体富营养化导致藻类等水生浮游植物大量繁殖并形成水华，其中蓝藻属的铜绿微囊藻引起的水华最为常见，还释放藻毒素，严重威胁到其他水生生物生态功能的正常发挥，甚至影响人类的健康[1]。为此我们已经提出了许多方法来管理广泛存在的蓝藻水华，如水更新、沉积物疏浚、使用硫酸铜、高锰酸钾、氯和臭氧开发蓝藻杀菌剂，以及建造湿地和由植物、动物和微生物组成的漂浮岛屿[2]。然而，这些方法存在各种缺点，如成本高、二次污染、流域小、不切实际等，使得目前为止仍然没有一种经济有效环境友好型的治理方法[3]。因此，有必要确定具有高效、安全和经济特征的环境友好型蓝藻控制策略。化感作用的发现和利用为降低蓝藻细菌的丰度、维持生态平衡和可持续性提供了一种新的、有前途的方法[4]。
目前已经证实了化感作用可通过损害细胞微结构、细胞活力、光合作用、细胞内氧化还原平衡和酶活性，来抑制蓝藻的生长，并导致细胞程序性死亡和细胞外物质的释放[5]。高云霓等发现穗花狐尾藻种植水显著抑制铜绿微囊藻产毒株和非产毒株的生长，影响其生理过程[6]。崔莉凤[7]等通过研究证实了水生植物干燥体仍具有化感物质，穗花狐尾藻浸出液对微囊藻的生长和产毒都具有很强的抑制能力，其中对微囊藻的生长抑制率最高能够达到91.89%。朱俊英[8]等在共培养条件下研究发现铜绿微囊藻的叶绿素-a含量及叶绿素荧光参数在穗花狐尾藻分泌的化感物质作用下显著降低。高浩杰[9]以轮叶狐尾藻为实验材料，证实了轮叶狐尾藻分泌出的化感物质会破坏铜绿微囊藻的细胞膜结构从而造成细胞损伤，导致铜绿微囊藻死亡。诺加罗等[10]发现霍甫水丝蚓生物扰动能够提高反硝化菌的活性，同时增强了氨化作用。KANG等[11]也发现霍甫水丝蚓的投加有利于有机质的分解，增加碳氮比，为微生物脱氮提供了充足的碳源，同时在水丝蚓的扰动作用下水-沉积物界面处溶解氧(dissolved oxygen，DO)降低，微生物的电子受体在沉积物水平上重新分布，利于反硝化菌的生长和反硝化进程加快，刺激了微生物脱氮活性。霍甫水丝蚓可以改善水生植物根系土壤的理化性质，促进养分循环，利于植物生长，提高植物产量和抵抗外在胁迫的能力，可提高水生植物的修复效果[12]。
底栖动物是水生生态系统的重要组成部分之一，在维持生物多样性和生态平衡方面具有巨大的应用潜力。底栖动物很容易食用底栖藻类、浮游植物和陆生有机物，其本身就是鱼类食物的组成部分[13]。ZUO[14]等采用微观实验方法探讨了底栖动物对大型植物化感作用的影响，结果表明，4种代表性的底栖动物在单独培养中表现出较低的海藻抑制作用，当底栖动物与被试微藻完全混合时，其抑制率有所提高。此外，大型植物对海藻的化感抑制作用与底栖动物平均单株生物量呈显著正相关。与不含底栖动物和沉水植物的疏浚区相比，沉水植物填充区藻类生物量和密度显著降低。水底大型植物和底栖动物共同存在的区域藻华最少，这是底栖动物和大型植物协同作用的结果。因此，本研究通过霍甫水丝蚓来改变穗花狐尾藻的根际微环境，对共培种植水纯化且将其加入铜绿微囊藻中，通过对铜绿微囊藻生化指标的测定考察了水丝蚓对穗花狐尾藻化感作用的影响，为底栖动物促进大型水生植物的化感作用提供依据。
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实验所用铜绿微囊藻(FACHB-524) 购自中国科学院水生生物研究所淡水藻种库。通过无菌BG11培养基培养，光照强度为2 000 lx，光暗周期为12 h:12 h，温度为(25±1) °C，每天手动定时摇瓶3次，每隔7 d重新接种1次，连续多代驯化培养，等待其长到对数生长期且藻类浓度约为 8×105细胞·mL−1时进行实验。穗花狐尾藻2021年采自芜湖市扁担河，栽种于实验室种植桶中，桶高为0.5 m，底部半径为0.12 m。种植桶中添加10 cm厚底泥，10%霍格兰营养液培养。选取大小较为一致，鲜质量相同的穗花狐尾藻幼苗每5株为1组栽入4个相同规格的种植桶中，加入购自花鸟市场的水丝蚓进行连续培养。当穗花狐尾藻幼苗长大后，取其种植水用于实验。超氧化物歧化酶(superoxide dismutase，SOD)、丙二醛(malonic dialdehyde，MDA)、总磷(total phosphorus，TP)分析试剂盒来自南京建成公司。
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设置3个穗花狐尾藻处理组：高密度水丝蚓(15 000 条·m−2)处理组、中密度水丝蚓(8 300 条·m−2)处理组、低密度水丝蚓(1 600 条·m−2)处理组，零密度处理组(对照组)为穗花狐尾藻种植体系不加水丝蚓。培养体系统一使用10%霍格兰营养液，每组设置3个平行实验。每组实验取400 mL穗花狐尾藻种植水抽滤过0.22 μm孔径的滤膜，去除其中的颗粒杂质和微生物干扰后使用乙酸乙酯按水相与乙酸乙酯相体积比1:3进行旋转蒸发提纯，再用5 mL蒸馏水进行超声萃取，萃取液用于抑藻实验。种植水制备和铜绿微囊藻接种均在无菌操作台上进行，所用器皿均提前做好灭菌处理。实验在250 mL锥形瓶中进行，瓶中加入100 mL对数生长期铜绿微囊藻，暴露于5 mL种植水萃取液，藻起始密度约为8×105细胞·mL−1。连续培养7 d，每天手动摇匀3次。分别于0、2、4、6 d测定暴露的铜绿微囊藻中膜脂过氧化产物MDA浓度、SOD活性、叶绿素-a(chlorophyl，Chl-a)含量，并且每天记录铜绿微囊藻藻密度。
1)铜绿微囊藻抑制率的测量。每天定时取铜绿微囊藻1 mL，并加入9 mL蒸馏水与鲁哥氏固定液混合液进行混合固定，静置10 min。再取20 μL用血球计数板在光学显微镜(BMSG20BD，上海BM光学仪器制造有限公司)进行计数。藻细胞抑制率按式(1)计算。
式中：I为藻细胞抑制率，%；X0为对照组细胞数，105个；X为处理组细胞数，105个。
2)铜绿微囊藻叶绿素-a的测定。以加5 mL高、中、低密度水丝蚓穗花狐尾藻种植水和无水丝蚓穗花狐尾藻种植水为处理组，5 mL蒸馏水为对照组；每2 d测定1次叶绿素-a。采用90%丙酮溶液提取、分离藻细胞叶绿素-a[15]，用三色法测定[16]。叶绿素-a的含量根据式(2)计算。
式中：C表示叶绿素-a的质量浓度，mg·L−1；A663、A645、A630分别为紫外可见分光光度计下663、645、630 nm波长处吸光度值。
3)铜绿微囊藻SOD活性和MDA含量的测定。取10 mL藻液于灭菌离心管中，冰浴下超声波破碎(JY92-Ⅱ型超声波细胞粉碎机-宁波新芝生物科技股份有限公司生产，超声5 s间隔5 s工作次数为24次功率600 W重复3次)，按照自南京建成公司购买的SOD试剂盒、MDA试剂盒说明书所述步骤进行测定。
4)穗花狐尾藻株高、鲜质量的测定。使用直尺和分析天平测量穗花狐尾藻栽种前的株高和鲜质量；栽种后与水丝蚓进行共培，实验后再取出穗花狐尾藻对测量其株高和鲜质量。
5)化感物质定性与定量。取种植水乙酸乙酯萃取液1 mL加入15 mL离心管中，继续加入2%盐酸-甲醇溶液，3 mL氯仿甲醇溶液(体积比1∶1)，10 μL十九烷酸甲醇内标。于85 ℃水浴锅中水浴1 h。等温度降至室温，在离心管中加入1 mL正己烷，振荡萃取2 min之后，静置1 h，等待分层。取上清液100 μL，用正己烷定容到1 mL。用0.45 μm滤膜过滤后采用ThermoFisher Trace1310ISQ气相色谱质谱联用仪测试[17]。
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采用Excel 2013对实验数据进行整理，利用SPSS 19.0进行数据分析，所有处理均采用正态分布检验和方差齐性检验，图象绘制使用OriginPro 9.1。
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由图1可以得出，在水丝蚓的作用下，穗花狐尾藻的化感作用得到增强，对蓝藻的抑制率明显高于无水丝蚓培养下的穗花狐尾藻(P<0.05)。处理组抑制率均呈现先升高后降低的趋势，可能是铜绿微囊藻暴露于种植水后化感物质参与到藻细胞合成代谢过程中，所以抑制率开始呈现上升趋势。但由于化感物质易被藻细胞代谢分解，随着时间的延长浓度会降低，所以抑制率后呈下降趋势。
中密度水丝蚓处理组化感抑藻效应最强，于第4天抑制率达到最高62.22%，显著高于其他处理组和零密度组。这可能是因为水丝蚓的生物扰动增强穗花狐尾藻化感物质的释放，随着水丝蚓生物量的增加，扰动增强，穗花狐尾藻化感物质的释放增多；但当水丝蚓生物量达到临界值时，水丝蚓的生化作用会对穗花狐尾藻造成胁迫作用，从而使得穗花狐尾藻化感物质的释放量开始降低。
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藻类和浮游植物依靠光合作用生长，而叶绿素-a是所有藻类的主要光合色素，通过测定藻类和浮游植物叶绿素-a含量可掌握水体的初级生产力情况，可将叶绿素-a作为其光合作用潜力的一个指标[18]。由图2可见，处理组中铜绿微囊藻叶绿素-a含量明显低于对照组。这进一步说明霍甫水丝蚓可促进穗花狐尾藻的抑藻效应。各实验组中铜绿微囊藻叶绿素-a含量变化趋势与图1中铜绿微囊藻生长抑制率高度一致，即处理组叶绿素-a含量低于对照组。处理组由于水丝蚓密度不同，处理效果也不同，其中中密度组对叶绿素-a含量抑藻效应最强。
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由图3可见，对照组的SOD活性在实验过程中几乎没有变化。说明对照组的藻类生长状况良好，基本上没有受到外界条件的胁迫。而实验组铜绿微囊藻细胞中SOD活性呈现先升高后降低(P<0.05)。说明原有的氧自由基的产生与清除平衡被打破。当藻细胞暴露于实验组种植水时，细胞受到胁迫作用，细胞内产生大量氧自由基，藻细胞尝试建立新的氧自由基平衡，SOD活性升高，提高抗氧化能力。但由于持续的暴露在种植水中，细胞已经受到损伤，抗氧化系统被破坏，SOD活性开始下降。这可以由图4中藻细胞的MDA值变化可以验证。实验组藻细胞MDA从开始的1.326 nmol·mL−1开始持续增高，对照组MDA数值略微变化，即实验组藻细胞受到持续伤害，对照组正常生长；藻细胞受到伤害程度按无水丝蚓组、高密度组、低密度组、中密度组顺序依次升高。由图3和图4可见，当铜绿微囊藻暴露于种植水时，藻细胞受到损伤，MDA升高，抗氧化系统迅速反应，SOD活性升高；但随着持续暴露，细胞损伤加剧，MDA持续增高，抗氧化系统遭到破坏，SOD活性降低。
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如图5和图6所示，中密度水丝蚓作用下的穗花狐尾藻生长状态最好(P<0.05)；长势由高到低变化为中密度组>低密度组>高密度组>无水丝蚓组。由此可以看出水丝蚓对于穗花狐尾藻的生长是有着正面作用的。
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穗花狐尾藻种植实验结束后对穗花狐尾藻中化感物质含量进行测定，结果见表1。藻细胞中化感物质含量按零密度组、高密度组、低密度组、中密度组顺序依次升高，说明霍甫水丝蚓可以促进穗花狐尾藻释放化感物质，促进作用与霍甫水丝蚓的密度相关，中密度促进作用最明显，低密度次之，高密度最弱。其中茉莉酸与水杨酸被认为化感效应信号分子，种植水中并未测出水杨酸，但穗花狐尾藻组织提取物中有检测到水杨酸。
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目前，通过检测霍甫水丝蚓的肽转移总蛋白、金属硫蛋白(MTs)、血红蛋白、谷胱甘肽、三磷酸腺苷(ATP)等生物标记物，可监测污染水体中痕量重金属Al、Cd、Cr、Cu、Fe、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn[19]。也有研究利用水丝蚓对全氟辛烷磺酰基化合物(perfluorooctane sulphonate，PFOs)进行毒性评价。LIU等[20]发现PFOs对水丝蚓有毒性效应，及其与Zn2+、Cd2+、Cu2+具有联合毒性，毒性与环境pH有关。水丝蚓对于有机氯农药亦有环境监测的作用。NIKKILA等[21]研究发现五氯酚对水丝蚓毒性作用表现为：出现回避行为，分泌粘蛋白，身体发生肿胀、脱色和裂解。一般可通过研究水丝蚓的状态来分析五氯酚是否超标。本研究主要利用水丝蚓来改变沉水植物穗花狐尾藻的根际微环境，以证明水丝蚓能够增强穗花狐尾藻的化感抑藻作用。
霍甫水丝蚓一方面可以通过摄食水体中的氮磷等营养物质，将其从溶解态变为颗粒态进入沉积物中，降低水体中的氮磷含量；另一方面其主要的排泄物中主要以氨氮(NH4+-N)和正磷酸盐(PO43−-P)为主，在水动力作用下释放到水环境中，此过程可将氮磷变为有机态，增加了水体中营养盐的浓度，加速了水华的暴发[11]。因此，有必要研究水丝蚓、穗花狐尾藻和蓝藻共培体系下蓝藻的生化状态以期求得水丝蚓在自然环境下的最佳密度。李鹏飞等[22]指出水丝蚓通过改变植物根系微环境，间接地影响植物的生长。KANG等[11]发现水丝蚓的排泄活动使NH4+-N沉降到沉积物中，同时溶解态磷通过附着到粪便中转化为颗粒态。其实底栖动物对于植物的生长作用早有大量研究。徐姗楠等[23]指出底栖动物通过扰动作用加速了红树凋落物的分解，提高了红树林生态系统的初级生产力。由图5和图6也可看出，水丝蚓对于穗花狐尾藻的生长有着促进作用，且水丝蚓的密度不同，促进程度也不相同。
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抗氧化体系是生物体面对外界环境有害胁迫时的重要防御机制之一，其相关抗氧化酶活性的变化可反映生物体所受到的外界环境胁迫的程度[24-25]。SOD和过氧化物酶(peroxidase，POD)能使藻细胞内活性氧(reactive oxygen species，ROS)的产生与消除处于动态平衡，是重要的保护酶[8]。当藻细胞受到外界环境的胁迫时，ROS会在藻细胞中累积从而导致细胞膜脂质过氧化，抑制SOD和POD的活性。已有研究表明，酚酸类化感物质主要是通过氧化损伤来抑制蓝藻的生长[26]。SHAO[27]等研究表明，在化感物质邻苯三酚的胁迫作用下，铜绿微囊藻细胞SOD活性增强，MDA值明显高于对照组。张庭廷[28]等通过研究阿魏酸和对羟基苯甲酸对水华鱼腥藻以及蛋白核小球藻的化感抑制作用，发现藻细胞叶绿素-a含量下降，藻细胞SOD活性先上升后下降，下降的速度与细胞受损情况成正比；MDA在在实验过程中先上升，在后期开始下降，可能是化感物质导致藻细胞膜结构解体死亡。赵坤[29]利用水网藻种植水培养铜绿微囊藻时，藻细胞SOD活性出现了显著升高，达到峰值后下降至彻底失活的现象。本研究中，藻细胞SOD同样出现了显著升高，达到顶峰后下降；且不同密度水丝蚓处理组所表现出来的SOD变化趋势也不相同。具体为中密度组SOD变化最为显著，低密度组次之，高密度组再次之，无水丝蚓处理组SOD变化仅高于对照组。MDA值可作为表征生物细胞膜脂过氧化程度的重要指标，反映细胞膜完整性被破坏的程度[30]。本实验中，4个处理组MDA均逐渐升高，且升高速率与SOD变化基本吻合。说明种植水对铜绿微囊藻的生长产生了胁迫，导致其细胞膜发生了膜脂过氧化作用，生成了膜脂过氧化产物[31-32]。藻细胞受到种植水胁迫强度为中密度组>低密度组>高密度组>无水丝蚓组>对照组。
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通过实验表明处理组蓝藻叶绿素-a含量有着显著变化，通过蓝藻的抗氧化系统变化可以推断出这主要是穗花狐尾藻释放出的化感物质作用于蓝藻，抑制了蓝藻的生长[33]。叶绿素-a作为藻类细胞重要的组成成分，也是可用来表征浮游植物生物量的最常用的指标之一[34]。研究表明化感物质可以通过多种不同的途径影响藻类正常的生长代谢，其中最常见的途径是通过抑制光系统Ⅱ(photosystem Ⅱ，PSⅡ)(叶绿素-a)活性来影响藻类的光合作用，从而抑制植物生长[35]。WANG[36]等利用调制荧光仪(Phyto-PAM)和Clark型氧电极实验表明铜绿微囊藻在焦性没食子酸和没食子酸的作用下，细胞中PSⅡ中心的电子传递链活性明显降低，导致电子传递被抑制。此外，陈国元[37]等研究表明，化感抑制作用对铜绿微囊藻具有累积效应，随着培养时间的延长，藻叶绿素-a的含量、光系统Ⅱ最大量子产量和有效产量均有所降低，藻叶绿素的合成和分解也受到影响，导致叶绿素-a含量下降。由图1和图2可以看出，随着时间的延长，各处理组种植水对藻细胞和藻细胞叶绿素的抑制率有所降低。这可能是由于植物分泌进入水体的化感物质本身较为分散、并且二次代谢产物大多不稳定，在化感消耗作用下，化感物质浓度迅速降低[38]，导致叶绿素抑制率降低。化感物质主要可能是通过2个方面来影响藻类叶绿素-a含量：一方面，可能由于穗花狐尾藻种植水中存在某些具有抑藻效应的化感物质，直接阻碍了铜绿微囊藻叶绿素-a的合成，或影响了与其合成直接相关的物质的活性，使叶绿素-a的合成受到阻碍[39]；另一方面，种植水中的化感物质对铜绿微囊藻细胞中一些具备捕获光能、传递光能、激发转换、维护叶绿素-a等重要辅助功能团色素如藻蓝蛋白、别藻蓝蛋白等造成了损伤，从而间接影响了叶绿素-a的合成及功能，导致藻细胞光合活性大大降低，影响其正常生长[40-41]。
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化感作用概念的首次出现是在1937年由MOLISCH提出，直到1984年，RICE[42]明确了其定义：植物通过释放某种化学物质到环境中，从而对其他植物(包括微生物)造成有利或不利的影响。这种被释放出来的化学物质被称为化感物质。已有学者将化感物质分为14类，迄今为止，化感物质的相关研究主要是集中3种物质，分别为生物碱类、简单酚类和黄酮类[43]。NAKAI[38]等采用分析高效液相色谱(HPLC)和大气压化学电离质谱(APCI-MS)对穗花狐尾藻分泌出的化感物质进行了鉴定，结果表明，检测到4种可抑制生长的多酚类化合物，即埃拉酸、没食子酸和邻苯三酚以及(+)-儿茶素。GROSS等[44]在穗花狐尾藻种检测到的化感物质主要为没食子酸和鞣花酸。本研究通过对种植水和穗花狐尾藻组织提取物进行碳酸、烯酸、水杨酸和茉莉酸的测定，发现其主要化感物质为棕榈酸、硬脂酸、油酸、亚油酸、二十二碳二烯酸，其中含量最高的为二十二碳二烯酸，最高组含量可达0.86 mg·kg−1，最低组也达到0.6 mg·kg−1；组织提取物含量最高，可达1.31 mg·kg−1。不同密度水丝蚓作用下植物有效抑藻化感物质的含量大小顺序为中密度组>低密度组>高密度组>零密度组。而抑藻化感物质的含量能充分解释不同密度水丝蚓作用下各组种植水提取物之间抑藻率的变化趋势。
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1)底栖动物水丝蚓对沉水植物穗花狐尾藻生长具有促进作用，且促进作用与水丝蚓的密度有关。
2)穗花狐尾藻种植水抑制藻类生长的机理可能为，通过抑制藻细胞正常生长和正常光合作用以及破坏藻细胞内部的抗氧化防御系统，进而对藻细胞产生毒害作用来达到对藻类的生长抑制。水丝蚓共培后穗花狐尾藻对藻细胞内部抗氧化系统稳定性破坏能力增强。从而初步证明水丝蚓对穗花狐尾藻抑藻机制有一定的增强作用。
3)不同密度的水丝蚓对穗花狐尾藻化感抑藻效应有着不同影响，当水丝蚓密度处于一个最适范围时，其对穗花狐尾藻化感抑藻效应最强。
不同投加密度的霍甫水丝蚓对穗花狐尾藻化感抑藻效应的影响
Effect of different density of Limnodrilus hoffmeisteri on allelopathic Myriophyllum spicatum inhibition
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摘要: 利用沉水植物释放化感物质抑制水体中蓝藻生长是目前生态安全性极高的抑藻手段。穗花狐尾藻已被证实具有抑藻作用，为此，从外在生物作用可能会对沉水植物抑藻产生影响的角度出发，选用霍甫水丝蚓和穗花狐尾藻、铜绿微囊藻(FACHB-524)为研究对象，以低、中、高密度霍甫水丝蚓与穗花狐尾藻进行共培养，同时设置对照组(无霍甫水丝蚓投加即零密度组)，并以蒸馏水代替种植水为空白组；对穗花狐尾藻种植水进行抑藻效应测定，对比分析了各组铜绿微囊藻的藻密度、SOD酶活性、MDA含量、叶绿素-a含量的变化。结果表明：处理组的抑藻效应显著高于对照组，霍甫水丝蚓对穗花狐尾藻的促进作用与霍甫水丝蚓密度相关，且霍甫水丝蚓对穗花狐尾藻化感抑藻效应存在一个最佳密度。不同密度(低、中、高)的霍甫水丝蚓的存在均可增强穗花狐尾藻化感作用。其中中密度组最为显著，其抑藻率最高可达到62.22%，各处理组叶绿素-a含量下降，中密度组最为显著。对藻细胞的生理指标进行分析，发现处理组中SOD 活性先升后降、MDA含量持续升高，化感物质造成藻细胞活性氧的过量积累可能是导致其死亡的直接原因。Abstract: The release of allelopathic substances by submerged plants to inhibit the growth of cyanobacteria in waterbody is a highly ecological safety method. Myriophyllum spicatum has been proved to have an algal inhibiting effect. In this study, Limnodrilus hoffmeisteri, Myriophyllum spicatum and Microcystis aeruginosa (FACHB-524) were chosen as the main research objects from the perspective that external biological effects might affect the algal inhibiting effect of submerged plants. High, medium, and low densities of Limnodrilus hoffmeisteri and Myriophyllum spicatum were cocultured, and control 1 (zero density group without the addition of Limnodrilus hoffmeisteri) and control 2 (control group) with distilled water instead of planting water were set up in the experments. The algal inhibiting effect of Myriophyllum spicatum planting water was determined. The variations of density, SOD activity, MDA content and chlorophyll a content of Microcystis aeruginosa in each group were measured for comparative analysis. The results showed that the algal inhibiting effect of the treatment group was significantly higher than that of the control group. The promoting effect of the Limnodrilus hoffmeisteri on the Myriophyllum spicatum was related to the density of the Limnodrilus hoffmeisteri, and there was an optimal density of the allelopathic algal inhibiting effect of the Limnodrilus hoffmeisteri on the Myriophyllum spicatum. The allelopathy of Myriophyllum spicatum was enhanced by the presence of different densities (low, medium and high) of Limnodrilus hoffmeisteri. of which the medium density group had the most significant inhibiting effect with the highest algal inhibiting rate of 62.22%. The content of chlorophyll a decreased in all treatment groups, and the medium density group was the most one. The analysis of physiological indexes of algal cells showed that SOD activity increased firstly and then decreased, and MDA content continued to increase in the treatment group. The excessive accumulation of reactive oxygen species caused by allelopathic substances might be the direct cause of algal cell death.
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人工湿地具有处理污水效果好、运行费用低、且具有良好的景观效果等特点，因而被广泛应用于农村及小型城市中。然而，传统人工湿地在处理污水过程中由于溶解氧(DO)不足，因此易造成硝化反应不完全[1]，致使系统中氮的去除效率不高，此外DO含量也决定了污水中有机物(COD)彻底分解量[2]。氧气是控制污水处理厂硝化和有机物降解的重要参数，但在传统的微生物脱氮反应中，由于微生物起主导作用，因而其脱氮效率往往受湿地碳源的限制[3]。近年来，生物炭被广泛应用于环境治理中，并取得了较好的效果。生物炭具有比表面积大、疏松多孔的特点，为微生物提供了更多的栖息地和适宜的生活环境[4]，同时生物炭作为碳源也会影响微生物的生物量；生物炭还能调节系统内好氧-厌氧条件[5]，并在其表面存在很强的π键，能够通过静电吸附和分子间的氢键对烃类和有机物进行吸收[6]。因此，生物炭可以有效地解决人工湿地系统中DO不足的问题，还可以作为碳源参与微生物脱氮过程。由于生物炭影响硝化-反硝化过程，进而也会影响N2O的排放，但目前关于生物炭对N2O排放的作用并未达成共识，其内在机理尚不明确，CAYUELA等[7]研究发现在土壤中添加生物炭会减少N2O的排放，但颜永毫等[8]则表明生物炭改善了通气状况后可能会增加N2O的排放。
另外，铁的添加对人工湿地中碳氮循环有很大影响，但具体作用机制尚不清楚。BEAL等[9]发现湖底沉积物中的微生物有利用Mn4+和Fe3+作为电子受体对甲烷进行厌氧氧化的现象。由于Fe涉及到2个价态的转化，在氮的转换过程中充当电子受体和供体。Fe2+作为无机电子供体，提供给
NO−3 电子使其转化为N2促进反硝化过程。在处理低C/N污水时，Fe价态之间的相互转化能够减少有机碳的消耗[10]。SONG等[11]向6个不同C/N进水的垂直潜流人工湿地加入Fe2+，发现当C/N为2时添加30 mg·L−1的Fe2+会使系统中的反硝化过程得到显著的改善。此外, GRANGER等[12]的研究表明，铁在反硝化途径中广泛参与，铁铜等物质对于反硝化过程中金属酶的催化还原活性具有一定的影响。与此同时，Fe3+作为电子受体，接受NH+4 的电子使其转化为NO−2 促进硝化过程[13]。在氮循环过程中，铁和有机碳源同样也有密切的关系，当溶液中不存在任何有机碳源时，铁对氮的去除效果并没有明显的促进作用[10]。为此，本研究通过添加生物炭、铁矿石、生物炭+铁矿石等方式构建潜流人工湿地，研究了其对污水COD去除效果、脱氮能力及其对CH4和N2O排放的影响，以期为人工湿地中污染物质的减排提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
本实验装置在西南大学资源环境学院1号温室内进行(29°49´N，106°25´E)，实验期间气温处于17~39 ℃，平均气温为26.4 ℃。实验装置如图1所示，其为聚乙烯塑料圆筒，桶的直径为35 cm，深为40 cm，基质填料厚度为40 cm，其中，减排物质的添加量各为基质填充体积的15%，分别为0、15%赤铁矿、15%生物炭、15%赤铁矿+15%生物炭(混合)，放置于装置中上部，上下部皆由砾石填充(图1)，上层砾石厚度为5 cm。4组湿地分别命名为空白-人工湿地(湿地Ⅰ)、铁矿石-人工湿地(湿地Ⅱ)、生物炭-人工湿地(湿地Ⅲ)、铁矿石+生物炭-人工湿地(湿地Ⅳ)。每个实验处理设置2个重复。所用砾石购买自北碚某石料厂，粒径为1~3 cm，水洗干净后填充；铁矿石从河北某公司购买，粒径为1~3 cm，水洗干净后填充；生物炭从广东某公司购买，粒径为0.8~1 cm，水洗干净后填充。湿地植物为菖蒲(Acorus calamus Linn.)，种植密度为30株·m−2。桶中放置一根长45 cm、直径为5 cm的PVC穿孔管用于取水排水。本研究采用间歇进水的方式，设置水力停留时间(HRT)为4 d，在每个水力停留周期的第1天上午取样后，利用虹吸法排出装置内污水，将配好的进水后分别从上部倒入14.5 L到每一个人工湿地系统中，完成进水。
图 1 潜流人工湿地系统装置示意图Figure 1. Schematic diagram of lab-scale subsurface constructed wetland1.2 系统运行
湿地系统自2019年4月17日开始运行，并在4月21日进行第一次水质测定，运行174 d，10月8日进行最后一次水质测定并停止运行。
本实验进水模拟生活污水，固定COD/N进水比约为10:1，采用周期进水的方式，每升进水中包括160 mg NH4Cl、22.5 mg KH2PO4、97.56 mg MgSO4·7H2O、58.28 mg CaCl2、10 mg蛋白胨、366.67 mg蔗糖、1.5 mg FeSO4·7H2O、0.1 ml微量元素。每毫升微量元素中包含3.5 mg EDTA-Na2、1.69 mg H3BO3、1.08 mg MnCl2·4H2O、1.32 mg ZnSO4·7H2O、0.39 mg CuSO4·5H2O、0.049 mg H2MoO4·4H2O。每升模拟进水中含(443.18±5.20) mg COD，(1.76±0.022) mg
NO−3 -N，(42.12±0.37) mgNH+4 -N，(7.80±0.11) mg DO，进水pH保持在7.26±0.015。1.3 样品采集与分析方法
1)样品采集。系统稳定运行后，每4 d进行一次水质的采集与分析，固定在09:00-10:00进行采样，对进水和每个装置的出水分别采样。每隔一段时间选取一个周期作为典型周期进行水质测定，以进水零时刻为计时零点，分别设置采样节点0、1、2、4、8、12、24、28、36、48、54、60、72、76、84、96 h。
N2O和CH4气体采集用静态暗箱法，将箱体设计成分节组合式标准箱，由顶箱，延长箱和底座组成，其顶箱和延长箱均由聚乙烯材料制成，箱体尺寸为ψ35 cm×50 cm。在典型周期进行温室气体的采样分析排放规律，参考周旭[14]和邓朝仁等[15]设计方案，设置13个采样时间节点，以进水零时刻为计时零点，分别为0、6、12、24、30、36、48、54、60、72、78、84和96 h，即典型周期内每天08:00、14:00、20:00进行采样，确保样品的代表性。
2)样品分析。水样指标COD、
NH+4 -N、NO−2 -N、NO−3 -N、TN均按国家标准分析法[16]进行测定。水样DO、pH、Eh的测定采用梅特勒-托利多多参数测定仪SG98进行。气样采集每个时间节点采样持续时间为30 min，每隔10 min用体积为60 mL的塑料注射器采集一次气样，共4个样。利用Agilent 7890A气相色谱仪测定N2O通量和CH4通量，根据式(1)和(2)进行计算。
FCH4=H⋅273273+T⋅PP0⋅ρ⋅dcdt (1) FN2O=H⋅273273+T⋅PP0⋅ρ⋅dcdt (2) 式中：
FCH4 为CH4排放通量，mg·(m2·h)−1；FN2O 为N2O排放通量，µg·(m2·h)−1；H 为箱内高度，cm；T 为采样期间箱内平均温度，℃；P 为采样时的大气压，Pa；P0 为标准状况下的大气压，Pa；ρ 为被测气体的密度，g·m−3；dc/dt为采样期间箱内气体浓度变化速率，正值代表排放，负值代表吸收。3)数据处理。数据表达采用平均数±标准误的形式。数据分析使用软件SPSS19.0，对象之间采用相关性分析并进行显著性检验，图标绘制采用Origin 8.5。
2. 结果与分析
2.1 不同添加物人工湿地的污水处理效果
系统稳定运行期间各项指标如表1所示。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的DO分别是(0.14±0.015)、(0.15±0.016)、(0.18±0.014)和(0.19±0.11) mg·L−1，生物炭的添加及铁矿石和生物炭的联合添加(以下简称铁-生联合添加)均对系统DO起显著的改善作用(P<0.05)。4组湿地平均出水COD分别为(34.99±1.60)、(35.57±1.69)、(30.87±1.65)和(27.52±2.37) mg·L−1，对应的COD去除率分别为92.10%、91.97%、93.03%和93.79%，铁矿石添加对COD的去除并无显著影响(P>0.05)，但生物炭的添加和铁-生联合添加均显著提高COD的去除率(P<0.05)。
表 1 出水水质基本指标Table 1. Basic indicators of effluent qualitymg·L−1 处理 COD TN 
-N
-N湿地Ⅰ 34.99±1.60 24.75±0.96 23.15±0.43 0.27±0.041 湿地Ⅱ 35.57±1.69 24.99±0.72 23.62±0.38 0.20±0.060 湿地Ⅲ 30.87±1.65 15.04±0.61 13.68±0.26 0.15±0.037 湿地Ⅳ 27.52±2.37 15.63±0.61 14.66±0.65 0.30±0.16 | Show Table
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4组人工湿地的平均出水
NH+4 -N浓度分别是(23.15±0.43)、(23.62±0.38)、(13.68±0.26)和(14.66±0.65) mg·L−1，对应的NH+4 -N去除率分别为45.04%、43.92%、67.52%和65.19%。相较于湿地Ⅰ，铁矿石的添加对于NH+4 -N的去除并无显著影响(P>0.05)，而生物炭的添加和铁-生联合添加均显著降低了出水NH+4 -N浓度(P<0.01)。在湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的模拟进水中，TN主要存在形式为NH+4 -N形式存在(表1)，约占TN的95.88%，系统中出水TN浓度与NH+4 -N基本一致，NH+4 -N的占比分别为93.54%、94.52%、90.96%和93.79%。NO−2 -N和NO−3 -N在出水中浓度均不超过0.3 mg·L−1，对出水TN贡献在2%以下。2.2 典型周期内系统水质指标的变化
典型周期内温室内气温保持在23.4~34.0 ℃，平均气温26.5 ℃。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ和湿地Ⅳ中DO和COD变化趋势相似(图2)。进水后2 h内DO浓度由7.97 mg·L−1迅速下降到0.15 mg·L−1左右，此后DO浓度一直维持在0.2 mg·L−1左右。4组湿地的进水COD为448.24 mg·L−1，进水后2 h内迅速下降，2 h后下降速度减慢，24 h后降至50 mg·L−1以下，此后一直稳定在这一水平，最终出水约为30 mg·L−1。
图 2 典型周期内不同湿地系统COD、DO值的变化Figure 2. Changes of DO and COD in different constructed wetland systems during typical cycles图3反映了典型周期内不同湿地系统TN、
NH+4 、NO−2 、NO−3 的浓度变化。由图3(a)和图3(b)可知，在典型周期内，系统中TN浓度的变化趋势和NH+4 -N基本一致，进水后8 h内迅速下降，之后出现波动，最后趋于稳定。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的出水TN浓度分别为25.50、25.68、17.68和17.94 mg·L−1，与各系统出水NH+4 -N浓度相似。4组湿地的进水NH+4 -N浓度均为43.92 mg·L−1，进水之后8 h内迅速下降，8 h后有所波动至逐渐稳定。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ最终出水NH+4 -N浓度接近，分别为24.83 mg·L−1和25.24 mg·L−1，湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的最终出水中NH+4 -N的浓度接近，分别为17.62 mg·L−1和17.14 mg·L−1，小于湿地Ⅰ和湿地Ⅱ对应的NH+4 -N浓度。4组湿地NO−2 -N浓度变化呈现单峰型变化。NO−2 -N浓度进水时为0.01 mg·L−1，之后迅速增加，湿地Ⅰ、湿地Ⅱ和湿地Ⅲ在1 h左右分别达到峰值，分别为0.36、0.94和0.12 mg·L−1，湿地Ⅳ在2 h达到峰值，为0.45 mg·L−1。4组湿地NO−2 -N浓度在达到峰值后又急剧下降，4 h后不再下降，并分别逐渐稳定在进水浓度水平，出水分别为0.06、0.01、0和0 mg·L−1。NO−2 -N在典型周期内浓度始终处于较低水平，最高不超过1 mg·L−1(图3(c))。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的NO−3 -N浓度初始为2.02 mg·L−1，在进水后1 h内迅速下降，之后趋于稳定，最终出水浓度分别为0.33、0.24、0.25和0.17 mg·L−1。
图 3 典型周期内不同湿地系统TN、NH+4 、NO−2 、NO−3 的浓度变化Figure 3. Changes of TN,NH+4 ,NO−2 ,NO−3 concentrations in different constructed wetland systems during typical cycles系统内的进水pH为7.23，呈现弱碱性，进水后pH迅速下降，之后又逐步回升，且出水pH低于进水(图4)。4组湿地出水pH分别为6.95、6.91、6.68、6.80。由图4可见，4组湿地的氧化还原电位(Eh)均呈现单峰型变化趋势，进水初期Eh迅速下降，在24 h达到最低点，分别是-458、-364.7、-315.9、-239 mV，在36 h迅速回升到-100 mV左右，之后系统Eh出现波动，回升速度减慢，且出水Eh分别为-69.2、-53.9、-83.9、-11.2 mV。
图 4 典型周期内不同湿地系统中pH和Eh的变化Figure 4. Changes of pH and Eh in different constructed wetland systems during typical cycles2.3 典型周期CH4排放规律
各湿地系统在典型周期内CH4排放通量的变化趋势如图5所示。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的CH4排放通量的变化趋势基本一致，2组人工湿地的CH4排放通量分别为1.16~56.39 mg·(m2·h)−1和(1.86~48.19) mg·(m2·h)−1，2组系统的CH4排放通量均呈现出单峰型变化，排放峰值均出现在进水后30 h，峰值分别为56.39 mg·(m2·h)−1和48.19 mg·(m2·h)−1。湿地Ⅲ的CH4排放通量自进水后一直保持较低的水平，没有明显的峰值，排放通量为0.70~9.34 mg·(m2·h)−1。湿地Ⅳ的CH4排放通量变化趋势与湿地Ⅲ相似，并未出现明显峰值，排放通量为1.56~12.68 mg·(m2·h)−1。
图 5 典型周期内不同湿地系统中CH4、N2O的排放通量变化Figure 5. Changes of the flux of N2O and CH4 in different constructed wetlands during typical cycles2.4 典型周期N2O排放规律
进水之后湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ在典型周期内的N2O排放通量始终处于波动中，分别是81.93~313.95、118.19~323.60、48.42~179.25和102.47~295.26 μg·(m2h)−1(图5)。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的N2O排放通量呈现出双峰型的变化趋势，湿地Ⅰ的峰值出现在12 h和72 h，分别为205.43 μg·(m2·h)−1和313.95 μg·(m2·h)−1，湿地Ⅱ的峰值出现在24 h和84 h，分别为207.75 μg·(m2·h)−1和323.60 μg·(m2h)−1。湿地Ⅲ的N2O排放通量呈单峰型变化，在进水24 h时出现峰值，为179.25 μg·(m2h)−1。湿地Ⅳ前期与湿地Ⅲ的N2O排放通量变化相似，在24 h出现峰值，为295.26 μg·(m2h)−1，后期与湿地Ⅱ的变化趋势相似，但排放通量始终低于湿地Ⅱ。
2.5 典型周期内N2O和CH4的总排放量及其综合GWP
衡量不同温室气体对全球变暖的相对影响可用GWP来进行估算[17]。IPCC(2013)提供的数据表明，在100 a的时间尺度上，单位质量的CH4和N2O全球增温潜势分别是CO2的28倍和265倍[18]。以1 g·m−2 CO2的GWP为1，表2为各系统N2O和CH4的平均排放通量及典型周期内这2种气体所产生的综合GWP。就CH4排放通量而言，生物炭和铁矿石的添加在不同程度上实现了CH4的减排，湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的排放通量分别为(22.80±3.90)、(5.50±0.89)、(5.89±1.20) mg·(m2·h)−1，相较于湿地Ⅰ的CH4排放通量(34.18±6.38) mg·(m2·h)−1分别减少了33.29%、83.91%和82.77%。湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的CH4排放通量均显著低于湿地Ⅰ(P<0.05)；湿地Ⅳ与湿地Ⅱ的差异显著(P<0.05)，但与湿地Ⅲ的差异不显著(P>0.05)。对于N2O排放通量来说，不同减排物质的添加也在不同程度上减缓了N2O的排放，湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的N2O排放通量分别是(338.00±36.67)、(312.67±36.64)、(345.70±34.27) μg·(m2·h)−1，均小于湿地Ⅰ((451.88±61.92) μg·(m2·h)−1)，且相较于湿地Ⅰ分别降低了25.20%、30.80%和23.50%。对于水力停留周期内的人工湿地的综合GWP，湿地Ⅱ的GWP贡献量是69.88±10.42，相比湿地Ⅰ的(103.36±17.01)减少了32.39%，湿地Ⅲ的GWP贡献量为22.73±2.43，减少了78.01%，湿地Ⅳ的GWP贡献量是24.62±3.23，减少了76.18%。
表 2 各系统CH4和N2O的排放通量、典型周期内的排放量及综合GWPTable 2. CH4 and N2O emissions and integrated GWP during typical cycles of each system处理 CH4 N2O (N2O+CH4)综合GWP 排放通量/(mg·(m2·h−1)) 排放量/(g·m−2) 排放通量/(μg·(m2·h)−1) 排放量/(mg·m−2) 湿地Ⅰ 34.18±6.38 3.28±0.61 451.88±61.92 43.38±5.94 103.36±17.01 湿地Ⅱ 22.80±3.90 2.19±0.37 338.00±36.67 32.45±3.52 69.88±10.42 湿地Ⅲ 5.50±0.89 0.53±0.09 312.67±36.64 30.02±3.52 22.73±2.43 湿地Ⅳ 5.89±1.20 0.57±0.12 345.70±34.27 33.19±3.29 24.62±3.23 | Show TableDownLoad:
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3. 讨论
3.1 生物炭和铁矿石对出水水质的影响
潜流人工湿地系统DO主要来自于植物根际泌氧、大气复氧和进水中的氧气。在不曝气的条件下，植物根际泌氧量和大气复氧量并不能满足系统需要[19-20]，人工湿地DO不足，处于缺氧或厌氧状态。生物炭具有孔隙度大的特点，有利于DO的传递，因此，生物炭的添加一定程度上改善了系统内的DO不足，但因传递能力有限，因此湿地Ⅲ仍处于厌氧状态。湿地Ⅳ中DO浓度与湿地Ⅲ相似，生物炭起主要作用。4组湿地COD去除率均保持在90%以上，出水COD均低于50 mg·L−1，符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A(50 mg·L−1)标准。有机物的降解主要依赖微生物的好氧呼吸作用[21]，因此，COD去除率与系统DO有密切联系，生物炭对改善DO有显著作用，因此生物炭的添加也显著提高了COD的去除率。
NH+4 -N经过硝化过程转化为NO−2 -N和NO−3 -N，该过程是好氧过程，需要氧气参与[4]。系统内DO的不足限制了硝化过程的进行，因此，4组湿地的NH+4 -N去除率并不高。湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的NH+4 -N去除率高于湿地Ⅰ和湿地Ⅱ，主要有2方面的原因：一方面，生物炭具有比表面积大、孔隙多的特点，能够扩大微生物的附着空间，给微生物提供了良好的生存条件，如氨氧化细菌(AOB)或氨氧化古菌(AOA)等，促进硝化反应的进行，提高NH+4 -N去除率，SAEED等[22]利用有机桉树木块也达到了同样的效果；另一方面，生物炭作为碳源促进了微生物的生命活动，从而促进系统硝化作用的进行[23]。与SHUAI等[24]的研究结果不同，铁矿石对于NH+4 -N的去除效果并不如预期，其原因可能是，虽然Fe3+能够作为电子受体促进NH+4 的氧化，但人工湿地中DO不足，在NH+4 氧化进行的同时，Fe2+也被氧化，两者竞争水中溶解氧，从而影响了NH+4 -N的去除。湿地Ⅰ的TN去除率和刘冬等[25]的研究结果一致，不足50%。TN的去除需要硝化-反硝化过程共同作用，湿地系统DO不足，硝化过程受阻，因此，导致TN去除率不高。系统进水中TN主要以
NH+4 -N的形式存在，在运行过程中由于系统DO不足，硝化反硝化过程进行不完全，因此，出水中TN的形态主要以NH+4 -N为主，NO−3 -N和NO−2 -N的占比很小。与NH+4 -N类似，生物炭对于提高TN去除率的作用同样较为明显，这是因为生物炭在提供给微生物良好的生存环境的同时，也作为碳源供给微生物代谢。在湿地Ⅳ中TN浓度与湿地Ⅲ相似，这说明其TN去除主要依赖于生物炭。在典型周期内，由于有机污染物主要进行好氧降解，进水时系统存在充足溶解氧，有助于有机物的好氧降解过程，此时COD的去除速率最大，此后由于有机物去除和硝化过程消耗，DO浓度在2 h内急剧降低，DO逐渐不足，COD由于DO的限制去除速率逐渐减小，直至最后稳定[26]。人工湿地系统最初的DO处于最大值，溶解氧充足，AOB作为好氧细菌充分发挥作用，将
NH+4 -N氧化为NO−2 -N，因此，NH+4 -N的浓度在进水之后迅速下降。随后DO浓度降低，系统好氧环境逐渐向缺氧/厌氧环境转换，硝化作用逐渐减弱，NH+4 -N去除速率降低，浓度逐渐稳定。进水前期系统有机物充足，有机物分解和NO−2 硝化反应共同竞争溶解氧，硝化过程不彻底，导致4组湿地出现不同程度NO−2 的短暂积累，由图3(c)可知，湿地Ⅲ的累积量最少，推测生物炭的添加一方面提高了系统内的DO浓度，另一方面增强了微生物的生命活动，进而促进硝化反应的进行。湿地Ⅱ的NO−2 积累量最大，推测可能是铁矿石中Fe3+溶解于系统内，在细胞表面形成铁(氢)氧涂层，物理阻断NO−2 进入细胞，从而抑制了NO−2 的氧化[27]。湿地Ⅳ由于同时添加了生物炭和铁矿石，因此，其NO−2 的积累量介于两者之间。NO−2 的累积刺激AOB产生异构亚硝酸盐氧化还原酶(iNor)，将过量的NO−2 转化为N2O排出[25]，之后NO−2 浓度逐渐下降至稳定。由于湿地系统内溶解氧含量主要集中在根际，系统始终存在部分厌氧微区进行反硝化作用，因此，进水之后NO−3 浓度便迅速下降，并未出现累积。3.2 生物炭和铁矿石对CH4排放的影响
湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的CH4排放通量大小相似，在湿地Ⅳ中对CH4排放影响最大的是生物炭的添加。湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的CH4排放通量显著小于另外2个系统，这是因为生物炭具有疏松多孔和比表面积大的特点，有利于形成生物膜，促进微生物生命活动，加速CH4的氧化。此外，LIU等[28]的研究表明，生物炭还有可能会通过增强甲烷氧化菌活动，从而增加CH4的氧化，因此，湿地Ⅲ的CH4排放通量小于湿地Ⅰ和湿地Ⅱ。铁矿石的添加也在一定程度上改善了CH4的排放，这是因为Fe作为变价金属，Fe3+转化为Fe2+的同时作为电子受体，促进甲烷厌氧化菌将唯一的电子供体CH4氧化为CO2[29]。
典型周期内，湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的CH4排放通量在30 h出现波峰，Eh是影响CH4产生的重要因素，蔡祖聪等[30]研究表明当Eh低于-150~-160 mV时，产甲烷微生物开始明显活动而排放出CH4。Eh越低时，产CH4的速率越快[31]。由图4可知，湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的系统Eh呈现单峰型波动，其波谷出现在24 h，说明此时产CH4速率最快，由于气体逸出系统需要一定时间，因此，在30 h监测到2个系统CH4排放通量峰值。而湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的Eh变化相对平缓，因此，CH4在典型周期的排放过程并未出现明显的波峰。
3.3 生物炭和铁矿石对N2O排放的影响
N2O是硝化过程的副产物同时也是反硝化过程中的中间产物。硝化过程中N2O排放受AOB和NOB生命活动的影响，不同的环境条件影响酶的活性，进而影响N2O的排放[32]。因此在硝化过程中，羟胺(NH2OH)和
NO−2 的积累会导致羟胺氧化和硝化菌反硝化，进而产生N2O。反硝化过程中涉及到多种酶：硝酸还原酶(Nar)、亚硝酸还原酶(Nir)、一氧化氮还原酶(Nor)和氧化亚氮还原酶(Nos)，酶催化对于生物脱氮过程中N2O的产生和积累有重要作用[33]，当酶活性受到影响时会导致中间产物N2O的产生[34]。湿地Ⅱ的NO−2 累积量最大(图3(c))，在AOB的iNor的作用下，系统N2O的排放通量也应该高于其他系统，但如表2所示，铁矿石的添加对系统N2O排放通量的减小具有明显的改善作用。这可能有2方面的原因：一方面，王庆等[35]的研究表明，Fe3+的添加抑制了反硝化微生物的生命活动，进而减小N2O的排放。另一方面，可能因为添加了铁矿石后导致N2O还原速率大于亚硝酸盐还原速率[28]，因此，NO−2 的累积对N2O排放通量产生明显的影响。湿地Ⅲ的N2O排放通量表明生物炭对N2O同样有良好的减排作用，这与SUN等[36]在厌氧条件下的人工湿地中添加生物炭的结果相同。生物炭的添加使得NO−2 被迅速还原[37]，积累量比较少(图3)，一方面减少了iNOR的作用，减少硝化过程N2O的产生，另一方面也减少了对N2O还原酶(Nos)的抑制[38]，进而减少N2O的产生。此外，生物炭发达的孔隙结构提高了系统内的DO浓度，抑制了AOB的好氧反硝化过程，从而减少了N2O的排放。湿地Ⅳ对N2O排放通量的影响并未达到预期效果，推测可能因为铁矿石和生物炭联合添加对硝化-反硝化微生物产生影响，具体作用需要进一步探讨。典型周期内，湿地系统均出现N2O排放通量峰值，这主要是因为N2O运输速率慢，生成的N2O在水中的扩散运输较慢[39]，到白天时，随着温度上升，太阳辐射增强，使夜间产生并积累的N2O逐渐排出，形成峰值。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ出现双峰型波动，湿地Ⅲ则为单峰型波动，这可能是因为生物炭的添加减少了N2O的排放通量，进而造成峰值并不明显。
4. 结论
1)构建的4组人工湿地对COD去除率均达到90%以上，有机污染物去除效果较好；铁矿石和生物炭的添加对系统内TN的去除都有一定的改善效果，生物炭的添加及铁矿石和生物炭的联合添加均对COD具有更高的去除率。
2)生物炭的添加实现了CH4和N2O的减排，相较于空白分别减排了83.91%和30.80%；铁矿石在人工湿地中也实现了综合GWP的减少，但较生物炭减排效果并不突出。在铁矿石-生物炭共同存在的系统中，生物炭起主要作用，系统的污水处理能力和温室气体排放量和单独添加生物炭的效果相似，铁矿石的作用不大。
3)生物炭相较于铁矿石对于人工湿地系统水质净化和温室气体减排均具有很好的效果，是一种良好的减排物质。
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图 1 不同密度水丝蚓作用下穗花狐尾藻种植水对铜绿微囊藻生长抑制率
Figure 1. Growth inhibition rate of Microcystis aeruginosa at different densities of Limnodrilus hoffmeisteri
图 2 不同密度水丝蚓作用下穗花狐尾藻种植水对铜绿微囊藻叶绿素-a的影响
Figure 2. Effects of planting water of Myriophyllum spicatum on chlorophyll-a of Microcystis aeruginosa at different densities of Limnodrilus hoffmeisteri
图 3 不同密度水丝蚓作用下穗花狐尾藻种植水对铜绿微囊藻SOD活性影响
Figure 3. Effect of Myriophyllum spicatum planting water on SOD activity of Microcystis aeruginosa at different densities of Limnodrilus hoffmeisteri
图 4 不同密度水丝蚓作用下穗花狐尾藻种植水对铜绿微囊藻MDA含量影响
Figure 4. Effects of planting water of Myriophyllum spicatum on the MDA content of Microcystis aeruginosa at different densities of Limnodrilus hoffmeisteri
图 5 穗花狐尾藻实验前后鲜质量变化
Figure 5. Fresh weight change of Myriophyllum spicata before and after the test
图 6 穗花狐尾藻实验前后株高变化
Figure 6. Height change of Myriophyllum spicata before and after the test
表 1 化感物质含量测定
Table 1. Allelochemicals content determination
mg·kg−1 化感物质 高密度 低密度 中密度 零密度 组织提取物 十一碳酸(十一酸) 0.33 0.36 0.39 0.21 0.28 十六碳酸(棕榈酸) 0.21 0.23 0.26 0.18 1.78 十八碳酸(硬脂酸) 0.21 0.25 0.27 0.13 0.38 顺-9-十八碳一烯酸(油酸) 0.13 0.17 0.26 0.10 1.00 顺，顺-9，12-十八碳二烯酸(亚油酸) 0.23 0.28 0.43 0.10 6.17 顺，顺，顺-9，12，15-十八碳三烯酸(亚麻酸) 0 0 0 0 0.37 二十碳酸(花生脂酸) 0 0 0 0 0.20 顺，顺-11，14-二十碳二烯酸(花生二烯) 0 0 0 0 0.21 顺-13，16-二十二碳二烯酸(二十二碳二烯酸) 0.71 0.76 0.86 0.60 1.31 水杨酸 0 0 0 0 0.76 茉莉酸 0.42 0.55 0.71 0.33 6.23
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[1] ZHANG W H, ZHANG X H, ZHANG G M. Variation of microcystions in a lake forwater supply[J]. Environmental Science and Health, 2003, 38(12): 2857-2865. doi: 10.1081/ESE-120025836 [2] GAO Y N, DONG J, FU Q Q. Allelopathic effects of submerged macrophytes on phytoplankton[J]. Allelopathy Journal, 2017, 40(1): 1-22. doi: 10.26651/2017-40-1-1062 [3] ZUO S P, WANG H M, GAN L D, et al. Allelopathy appraisal of worm metabolites in the synergistic effect between Limnodrilus hoffmeisteri and Potamogeton malaianus on algal suppression[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 182: 109482. doi: 10.1016/j.ecoenv.2019.109482 [4] HUISMAN J, CODD G A, PAERL H W, et al. Cyanobacterial blooms[J]. Nature Reviews Microbiology, 2018, 16(8): 471-483. doi: 10.1038/s41579-018-0040-1 [5] GROSS E M. Allelopathy of aquatic autotrophs[J]. Critical Reviews in Plant Sciences. 2003, 22 (3/4): 313-339. [6] 高云霓, 武静, 杨惠, 等. 穗花狐尾藻种植水对铜绿微囊藻的影响[J]. 水资源保护, 2021, 37(6): 162-167. doi: 10.3880/j.issn.1004-6933.2021.06.024 [7] 崔莉凤, 赵硕, 吴溶, 等. 穗花狐尾藻浸出液对铜绿微囊藻生长和产毒的影响[J]. 环境科学与技术, 2010, 33(S2): 50-54. [8] 朱俊英, 刘碧云, 王静, 等. 穗花狐尾藻化感作用对铜绿微囊藻光合效率的影响[J]. 环境科学, 2011, 32(10): 2904-2908. doi: 10.13227/j.hjkx.2011.10.010 [9] 高浩杰. 轮叶狐尾藻对镉和铜绿微囊藻污染水体的净化能力研究[D]. 雅安: 四川农业大学, 2018. [10] NOGARO G, BURGIN A J. Influence of bioturbation on denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium (DNRA) in freshwater sediments[J]. Biogeochemistry, 2014(120): 279-294. [11] KANG Y, ZHANG J, XIE H, et al. Enhanced nutrient removal and mechanisms study in benthic fauna added surface-flow constructed wetlands: The role of Tubifex tubifex[J]. Bioresource Technology, 2017(224): 157-165. [12] 邵明昊, 左胜鹏, 洪文秀. 霍甫水丝蚓(Limnodrilus hoffmeisteri)环境监测与生态修复效应研究进展[J]. 环境科学导刊, 2020, 39(2): 1-9. [13] DEVLIN S P, ZANDEN J V, Vadeboncoeur Y. Depth-specific variation in carbon isotopes demonstrates resource partitioning among the littoral zoobenthos[J]. Freshwater Biology, 2013, 58(11): 2389-2400. [14] ZUO S P, ZHANG S F, ZHOU S B, et al. Benthic Fauna Promote Algicidal Effect of Allelopathic Macrophytes on Microcystis aeruginosa[J]. Journal of Plant Growth Regulation, 2016, 35(3): 646-654. doi: 10.1007/s00344-015-9566-x [15] GREGOR J, MARSALEK B. Freshwater phytoplankton quantification by chlorophyll a: a comparative study of in vitro, in vivo and in situ methods.[J]. Water research, 2004, 38(3): 517-522. doi: 10.1016/j.watres.2003.10.033 [16] 戴荣继, 黄春, 佟斌, 等. 藻类叶绿素及其降解产物的测定方法[J]. 中央民族大学学报(自然科学版), 2004(1): 75-80. [17] ALENCAR FILHO J M T, TEIXEIRA H A P, Sampaio P A. Phytochemical analysis in Alternanthera brasiliana by LC-MS/MS and GC-MS[J]. Natural Product Research, 2019(1): 1-5. [18] 李磊, 侯文华. 荷花和睡莲种植水对铜绿微囊藻生长的抑制作用研究[J]. 环境科学, 2007(10): 2180-2187. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2007.10.005 [19] OZTETIK E, CICEK A, Arslan N. Early antioxidative defence responses in the aquatic worms(Limnodrilus sp)in Porsuk Creek in Eskisehir(Turkey)[J]. Toxicology and Industrial Health, 2013, 29(6): 541-554. doi: 10.1177/0748233712442734 [20] LI C G, QU R J, CHEN J, et al. The pH-dependent toxicity of triclosan to five aquatic organisms (Daphnia magna, Photobacterium phosphoreum, Danio rerio, Limnodrilushoffmeisteri, and Carassius auratus)[J]. Environmental science and pollution research international, 2018, 25(10): 9636-9646. doi: 10.1007/s11356-018-1284-z [21] NIKKILA A, HALME A, KUKKONEN J VK. Toxicokinetics, toxicity and lethal body residues of two chlorophenols in the oligochaete worm, Lumbriculus variegatus, in different sediments[J]. Chemosphere, 2003, 51(1): 35-46. doi: 10.1016/S0045-6535(02)00791-9 [22] 李鹏飞. 底栖类动物生态湿地的构建和相关运行机制研究[D]. 济南: 山东大学, 2016. [23] 徐姗楠, 陈作志, 黄小平, 等. 底栖动物对红树林生态系统的影响及生态学意义[J]. 生态学杂志, 2010, 29(4): 812-820. doi: 10.13292/j.1000-4890.2010.0125 [24] WANG J X, XIE P. Antioxidant enzyme activities of Microcystis aeruginosa in response to nonylphenols and degradation of nonylphenols by Maeruginosa[J]. Environmental Geochemistry and health, 2007, 29(5): 375-83. doi: 10.1007/s10653-007-9081-5 [25] HONG Y, HU H Y, XIE X, et al. Gramine-induced growth inhibition, oxidative damage and antioxidant responses in freshwater cyanobacterium Microcystis aeruginosa[J]. Aquatic Toxicology, 2008, 91(3): 262-269. [26] HONDA T, TAKAHASHI H, SAKO Y, et al. Gene expression of Microcystis aeruginosa during infection of cyanomyovirus Ma-LMM01[J]. Fisheries Science, 2014, 80(1): 83-91. doi: 10.1007/s12562-013-0685-7 [27] SHAO J H, WU Z X, YU G L, et al. Allelopathic mechanism of pyrogallol to Microcystis aeruginosa PCC7806 (Cyanobacteria): From views of gene expression and antioxidant system[J]. Chemosphere, 2009, 75(7): 924-928. doi: 10.1016/j.chemosphere.2009.01.021 [28] 张庭廷, 吴安平, 何梅, 等. 酚酸类物质对水华藻类的化感作用及其机理[J]. 中国环境科学, 2007(4): 472-476. doi: 10.3321/j.issn:1000-6923.2007.04.009 [29] 赵坤. 水网藻对铜绿微囊藻的化感抑制作用研究[D]. 北京: 华北电力大学, 2011. [30] SHI S Y, TANG D S, LIU Y D. Effects of an algicidal bacterium Pseudomonas mendocina on the growth and antioxidant system of Aphanizomenonflos-aquae[J]. Current Microbiology, 2009, 59(2): 107-112. doi: 10.1007/s00284-009-9404-0 [31] CHOUDHARY M, JETLEY U K, KHAN M A, et al. Effect of heavy metal stress on proline, malondialdehyde, and superoxide dismutase activity in the cyanobacterium Spirulina platensis-S5[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2006, 66(2): 204-209. [32] YANG W W, TANG Z P, ZHOU F Q, et al. Toxicity studies of tetracycline on Microcystis aeruginosa and Selenastrumcapricornutum[J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2013, 35(2): 320-324. doi: 10.1016/j.etap.2013.01.006 [33] GROSS E M, MEYER H, SCHILLING G. Release and ecological impact of algicidal hydrolysable polyphenols in Myriophyllum spicatum[J]. Phytochemistry, 1996, 41(1): 133-138. doi: 10.1016/0031-9422(95)00598-6 [34] 于海燕, 周斌, 胡尊英, 等. 生物监测中叶绿素a浓度与藻类密度的关联性研究[J]. 中国环境监测, 2009, 25(6): 40-43. doi: 10.3969/j.issn.1002-6002.2009.06.012 [35] 周立红. 基于化感作用的环境友好型抑藻剂的研究[D]. 厦门: 厦门大学, 2008. [36] WANG J, ZHU J Y, GAO Y N, et al. Toxicity of allelochemicals released by submerged macrophytes on phytoplankton[J]. Allelopathy Journal, 2013, 31(1): 199-210. [37] 陈国元, 李青松, 谢莆尧, 等. 共培养条件下黄菖蒲和狭叶香蒲对铜绿微囊藻光合系统的影响[J]. 环境工程学报, 2015, 9(9): 4145-4152. doi: 10.12030/j.cjee.20150909 [38] NAKAI S, INOUE Y, HOSOMI M, et al. Growth inhibition of blue–green algae by allelopathic effects of macrophytes[J]. Water Science and Technology, 1999, 39(8): 47-53. doi: 10.2166/wst.1999.0382 [39] YE C P, LIAO H P, YANG Y F. Allelopathic inhibition of photosynthesis in the red tide-causing marine alga, Scrippsiellatrochoidea (Pyrrophyta), by the dried macroalga, Gracilarialemaneiformis (Rhodophyta)[J]. Journal of Sea Research, 2014, 90: 10-15. doi: 10.1016/j.seares.2014.02.015 [40] 马建飞, 林瀚智, 秦松. 蓝藻藻胆体的体外组装研究进展[J]. 中国科学:生命科学, 2016, 46(9): 1054-1061. [41] 贾惠雁, 陈永华, 陈明利, 等. 5种水生植物对铜绿微囊藻的抑制与生理影响研究[J]. 农业现代化研究, 2019, 40(6): 1056-1064. doi: 10.13872/j.1000-0275.2019.0097 [42] RICE E. L. 天然化学物质与有害生物防治[M]. 胡敦孝, 译. 北京: 科学出版社, 1988. [43] 杨浩娜, 周成言, 邬腊梅, 等. 植物化感物质的作用机理研究进展[J]. 湖南农业科学, 2022(3): 108-112. doi: 10.16498/j.cnki.hnnykx.2022.003.025 [44] GROSS E M, SÜTFELD R. Polyphenols with algicidal activity in the submerged macrophyte Myriophyllum spicatum L.[J]. Acta Hortic, 1994(381): 710-716. doi: 10.17660/ActaHortic.1994.381.103 期刊类型引用(15)
1. 罗凡，于翔，李浩，徐浩，李捷. 敏感地区城市污水处理厂工艺优化模拟及生产线应用. 环境工程学报. 2024(09): 2596-2604 . 
本站查看
2. 魏华. 污水处理中泵站的优化控制研究. 中国设备工程. 2023(18): 120-122 . 百度学术
3. 余炼，朱浴宇，周瑜，刘佳，倪晓静，郭茹，蔡辰，黄翔峰，彭开铭. 太湖流域某污水处理厂能耗波动的响应规律. 中国给水排水. 2023(19): 61-68 . 百度学术
4. 柳蒙蒙，陈彦霖，马晓龙，陈梅雪，魏源送. 西北地区某污水厂CASS工艺提质增效工程设计. 中国给水排水. 2022(02): 64-68 . 百度学术
5. 常尧枫，谢嘉玮，谢军祥，郭萌蕾，陆辉，江磊，陈重军. 城镇污水处理厂提标改造技术研究进展. 中国给水排水. 2022(06): 20-28 . 百度学术
6. 汪锐，余雅丹，潘志成，陈杨武，张建强，谭周亮. 模拟预测模型在污水处理中的应用：现状与挑战. 水处理技术. 2022(06): 20-23+29 . 百度学术
7. 陈治池，何强，蔡然，罗华瑞，罗南，宋忱馨，程鸿. 碳中和趋势下数学模拟在污水处理系统中的发展与综合应用. 中国环境科学. 2022(06): 2587-2602 . 百度学术
8. 马振强，罗凡，李捷，于翔. 南方城市生活污水ASM2D模型水质研究. 计算机仿真. 2022(09): 304-308 . 百度学术
9. 陈若其. 福州市某污水处理厂工艺模拟与运行优化研究. 当代化工研究. 2022(19): 146-148 . 百度学术
10. 程晓夏，黄剑，郑力，邹刚，刘菲. 自然循环炭系载体系统用于城镇生活污水处理的试验. 净水技术. 2022(11): 62-69 . 百度学术
11. 李天宇，吴远远，郝晓地，王保国，徐龙飞，刘杰，林甲，江瀚. 污水生物处理建模水质数据误差来源分析与影响评价. 环境科学学报. 2021(11): 4576-4584 . 百度学术
12. 李天宇，高辉，王飞，李凯，安敬艳，郝晓地，吴远远，刘杰，林甲. 生物建模在污水处理厂问题诊断与运行优化中的应用. 环境工程学报. 2021(10): 3443-3454 . 本站查看
13. 蒙小俊. 城镇污水处理厂升级改造分析. 环境污染与防治. 2021(11): 1439-1445 . 百度学术
14. 索金萍. 环保新形势下的污水处理提标改造方案分析. 环境与发展. 2020(03): 235-236 . 百度学术
15. 王巧红. 污水处理厂提标改造工艺研究. 中国资源综合利用. 2020(08): 202-204 . 百度学术
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