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赤泥是铝土矿提取氧化铝过程中产生的一种盐碱化副产物[1]。全球每年产生赤泥 (1.2~1.5)×108 t，截至2020年，全球赤泥库存已达40×108 t[2]。尽管目前已有不少关于赤泥综合利用的尝试，如有价金属回收、开发建筑材料、环境修复等，但全球的赤泥利用率仍不足10%[3]，这将导致大量的赤泥只能通过筑坝堆存[4]。由于赤泥具有高盐碱性、腐蚀性、浸出毒性等不良特性，其在堆存过程中易对周边水体、土壤、植被等造成严重破坏[5]。例如，赤泥中的碱性物质迁移至水体和土壤环境会对水生动物和植物产生毒性，从而抑制其正常生长甚至导致其死亡[6-7]。我国是全球最大的氧化铝生产和消费国[8]，氧化铝生产过程中产生的大量赤泥堆存造成的环境安全问题已严重制约氧化铝工业的可持续发展[9]。因此，消除赤泥的潜在环境风险刻不容缓。
近年来，植被恢复已成为消除赤泥潜在环境风险的有效途径[10]。由于赤泥具有碱性强、养分贫瘠、物理结构差等极端立地特征，致使在赤泥堆场上成功开展植被恢复较为困难[11]。采取基质改良措施将赤泥转化为类土基质是决定赤泥堆场能否成功开展植被恢复的关键[12]。其中，团聚体是指示赤泥土壤化的重要指标，其作为最基本的土壤系统单元活跃地参与地球表层生态系统过程[13-14]。团聚体对土壤的物理、化学和生物过程起着关键的调控作用。目前，关于不同类型有机-无机改良剂对赤泥理化性质、微生物特性、团聚体结构与稳定性影响的研究已有较多报道[15-17]。
研究表明，由于不同粒径团聚体颗粒与有机物和矿物质的结合方式不同[18]，致使不同粒径团聚体中酶活性、微生物群落分布存在空间分异性[19]，进而影响团聚体中养分的分布及其生物有效性。赤泥团聚体结构及其有机碳分布受风化过程和植被的影响[20]，但关于改良剂与植被联合修复对赤泥团聚体中养分、酶活性、微生物空间分异特征影响的研究鲜有报道，这将制约对赤泥土壤化过程中养分生物地球化学过程以及能否在赤泥上成功建立稳定植被群落的认识。本研究拟通过开展盆栽修复实验，探究改良剂与植被联合修复下赤泥团聚体中养分、酶活性、微生物群落的空间分异特征及其彼此间的关系，旨在为深入理解改良剂与植被联合修复下赤泥土壤化过程中养分迁移转化特征及其潜在影响机理提供参考。
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2021年7月在位于贵州省清镇市站街镇的贵州广铝铝业有限公司的赤泥堆场 (106°20′15″E，26°39′36″N) 采集赤泥样品。将采集的新鲜赤泥自然风干后去除杂物，研磨过2 mm筛备用。木醋液pH为2.99、电导率 (EC) 为4.57 mS·cm−1；磷石膏采自贵州省福泉市瓮福磷石膏堆场，其组分为CaSO4·2H2O；菌渣采自某食用菌生产基地；鱼粪采自某水产养殖基地；黑麦草种子购于某园林公司。赤泥与改良剂的理化性质见表1。
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共设5个处理组：1) 赤泥+纯水+黑麦草 (R) ；2) 赤泥+2%木醋液+2%磷石膏+5%菌渣+5%鱼粪+黑麦草 (RA1) ；3) 赤泥+2%木醋液+5%磷石膏+5%菌渣+5%鱼粪+黑麦草 (RA2) ；4) 赤泥+5%木醋液+2%磷石膏+5%菌渣+5%鱼粪+黑麦草 (RA3) ；5) 赤泥+5%木醋液+5%磷石膏+5%菌渣+5%鱼粪+黑麦草 (RA4) 。每个处理设置3个平行。不同体积分数的木醋液为其原液用去离子水稀释所得。磷石膏、菌渣、鱼粪的添加量为赤泥质量的占比。赤泥盆栽修复实验方法为：分别称取1 500 g赤泥置于一系列塑料 (口径和高度分别为20、17 cm) ，按液固比为1∶2.5分别添加不同体积分数的木醋液和纯水对赤泥进行碱性调控，稳定陈化3 d后，再分别添加不同改良剂 (磷石膏、菌渣、鱼粪) 与赤泥混合均匀。每盆播种黑麦草种子50粒，定期浇水，维护植物生长 (其中，对照组中黑麦草未正常发芽) ，于室外遮雨棚中培养90 d后，采集各处理组的赤泥样品。采用干筛法[21]将赤泥筛分为1~2 mm、0.5~1 mm、0.25~0.5 mm、<0.25 mm的团聚体。将获得的赤泥团聚体样品分为3部分，一部分保存于−80 ℃冰箱用于分析微生物群落组成及多样性，一部分置于4 ℃冰箱保存用于测定酶活性，一部分于室内自然风干、研磨过筛后用于测定有机质与养分质量分数。
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赤泥团聚体养分与有机质质量分数参照鲁如坤[22]的方法测定，采用酶试剂盒 (购自苏州科铭生物技术有限公司) 并参照关松荫等[23]的方法测定赤泥团聚体酶活性。将赤泥样品送至上海某检测公司测定微生物群落组成及多样性，测定方法的概述详见参考文献[24]。
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采用SPSS 22.0对各处理组进行单因素方差分析 (One-Way ANOVA) ，各组间多重比较采用LSD法，显著水平为P<0.05；采用Origin 2021作图。微生物数据分析方法参考TAN等[24]的研究。
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赤泥团聚体组成特征见图1。R组团聚体粒径主要集中在1~2 mm，大团聚体 (2~0.25 mm) 与微团聚体 (<0.25 mm) 占比分别为87.27%、10.89%。与R组相比，RA1、RA2、RA3、RA4处理组大团聚体 (2~0.25 mm) 占比分别降低至80.42%、79.78%、78.17%、75.84%，微团聚体 (<0.25 mm) 占比分别增加至18.56%、18.41%、20.77%、22.64%。总体上，大团聚体占比均高于微团聚体，其原因可能包括：有机改良剂及植物根系分泌物中新鲜有机碳胶结形成的不稳定大团聚体易破坏为微团聚体[25]；随着赤泥生境的改善，微生物群落及酶活性增加促进赤泥中输入的有机物分解，导致大团聚体稳定性丧失，释放稳定的微团聚体[26-27]。同时，由于赤泥中交换性Na+的半径较小，导致其具有较大的水合半径，造成水合斥力增大，从而使胶粒间引力减弱，破坏赤泥团聚体结构[28-30]。赤泥中Fe3+的还原[31]、植物根系的破坏[32]和植物细根与菌丝形成核的分解[33]也可能导致微团聚体的形成。
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赤泥团聚体中养分及有机质质量分数空间分异特征见图2。与R组相比，RA1、RA2、RA3、RA4处理组中不同粒径团聚体的养分质量分数显著增加，有效氮、有效磷、全氮、全磷、速效钾、有机质的质量分数分别增加8.29~129.00、4.17~29.39、2.67~11.00、2.61~4.89、0.03~0.31、1.00~5.38倍。整体上，有机质主要分布于<1 mm团聚体 (图2(f)) ，这是由于小粒径团聚体中吸附的大量有机质通过胶结作用附着在大团聚体表面[34-35]，由于1~2 mm团聚体易受破坏，增加<1 mm团聚体的质量比例，导致有机质主要分布于<1 mm团聚体。有效氮、有效磷、全氮、全磷、速效钾等亦主要分布于<1 mm团聚体 (图2(a)~图2(e)) ，其原因可能是由于微生物的分解转化过程造成营养物质分布的差异[36]。此外，有机质的矿化作用也是增加团聚体中氮、磷、钾质量分数的重要原因[37]。全磷 (图2(d)) 、有效磷 (图2(b)) 分别主要分布在0.5~1 mm、<0.25 mm团聚体中，2者分布特征存在差异可能与赤泥微团聚体中高浓度的铁铝氧化物吸附磷素并增加磷的有效性有关[38-39]。整体上，养分及有机质主要分布于<1 mm团聚体。
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赤泥团聚体中酶活性空间分异特征见图3。与R组相比，其它处理组中各粒径团聚体的酶活性总体上均有不同程度的增加。过氧化氢酶活性在1~2 mm、<0.25 mm团聚体中较高 (图3(a)) ；碱性磷酸酶和脲酶活性分别在0.25~0.5 mm和<0.25 mm团聚体中最高；蔗糖酶活性在0.25~1 mm、<0.25 mm团聚体中较高。总体上，<1 mm团聚体中的酶活性最高。其原因可能是改良剂和植物改善赤泥养分质量分数及微环境并促进微生物生长[40]，而不同粒径团聚体中微生物的分布差异也会调控酶活性的分布特征。此外，植物根系是土壤酶的来源之一，也会对酶活性造成影响[41]。与WANG等[42]的研究结果 (微团聚体的酶活性较低) 不同的是，本研究中酶活性最低的情形大多集中于>0.25 mm团聚体，这可能与微团聚体质量比例增加或微团聚体质量分数偏多有关。
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1) 改良剂与植被联合修复对赤泥团聚体微生物群落多样性空间分异特征的影响。赤泥团聚体微生物群落多样性见表2和表3。单个样本的覆盖率均大于99%，表明测序结果能真实地反映赤泥样品中的细菌和真菌群落。R组无微生物群落检出，其原因可能是新鲜赤泥的极端生境导致微生物无法生存，这与李辉等[43]的研究结果 (新鲜赤泥中微生物数量极少导致有效序列数过低) 相同。相比R组，其他处理组中细菌的Alpha多样性指数均不同程度增加。整体上Shannon指数在<1 mm团聚体中最高。Simpson指数在<0.25 mm的团聚体中最高，在1~2 mm团聚体中最低。Ace和Chao1指数在<1 mm团聚体中最高，而在1~2 mm团聚体最低。真菌Shannon指数主要在1~2 mm团聚体中最高，在<0.25 mm团聚体中最低。真菌Simpson指数则主要在0.25~0.5 mm团聚体最高。真菌Ace和Chao1指数在0.5~2 mm团聚体中均最低，但在0.25~0.5 mm团聚体中最高。由此可见，改良剂与植被联合修复主要增加了<1 mm团聚体中微生物群落多样性与物种丰富度，其原因可能是由于不同粒径赤泥团聚体中微生物群落分布受养分分布特征的影响。LIAO等[19]研究也表明，不同粒径土壤团聚体中养分分布不均匀，为微生物提供空间上不均匀的微生境。此外，由于团聚体周转[27, 36]会造成大粒径团聚体外部的微生物脱落至较小粒径团聚体中。
2) 改良剂与植被联合修复对赤泥团聚体微生物群落组成空间分异特征的影响。赤泥团聚体微生物群落组成如图4所示，在门水平上 (图4(a)) ，主要优势细菌门为变形菌门 (Proteobacteria)、放线菌门 (Actinobacteriota)、拟杆菌门 (Bacteriodota)、绿弯菌门 (Chloroflexi)、厚壁菌门 (Firmicutes)。其中，Proteobacteria、Bacteriodota的相对丰度在1~2 mm团聚体中最高，Actinobacteriota和Chloroflexi分别主要分布在<0.25 mm和0.5~1 mm团聚体。有研究表明，赤泥自然堆放23 a后，由于其极端生境得到显著改善，Proteobacteria、Actinobacteriota和Firmicutes的相对丰度显著增加[43]，这与本研究结果相似。在属水平上 (图4(b)) ，主要优势细菌属有链霉菌 (Streptomyces)、短波单胞菌 (Brevundimonas)、沃斯氏菌 (Devosia)。其中，Streptomyces和Brevundimonas的相对丰度分别在<0.25 mm和1~2 mm团聚体中最高。Devosia的相对丰度在<1 mm团聚体中最高，在1~2 mm团聚体中最低。
在门水平上 (图4(c)) ，优势真菌主要有子囊菌门 (Ascomycota) 、担子菌门 (Basidiomycota) 。不同处理组的不同粒径团聚体中Ascomycota的相对丰度达89.5%以上，其分别在<0.25 mm和1~2 mm团聚体中最高和最低。在属水平上 (图4(d)) ，优势真菌属主要有木霉菌属 (Trichodema) 、毛壳菌属 (Chaetomium) 、帚枝霉属 (Sarocladium) 、曲霉菌属 (Aspergillus) 、白腐真菌 (Phanerochaete) 、镰刀真菌 (Fusarium) 。真菌优势物种的相对丰度在门水平和属水平上大多在<1 mm团聚体中最高。
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赤泥团聚体中养分、酶活性、微生物群落间的相关性见图5。在大团聚体 (>0.25 mm) 中，养分与酶活性、变形菌门、放线菌门、链霉菌属、短波单胞菌属、沃斯氏菌属、子囊菌门、木霉菌属、毛壳菌属、帚枝霉属间均呈显著 (P<0.05) 或极显著 (P<0.01) 正相关。酶活性与变形菌门、放线菌门、链霉菌属、短波单胞菌属、沃斯氏菌属、子囊菌门、木霉菌属、毛壳菌属、帚枝霉属、担子菌门间呈显著 (P<0.05) 或极显著 (P<0.01) 正相关。而养分 (图2) 与酶活性 (图3) 主要分布在<1 mm团聚体中，这可能是真菌优势物种的相对丰度在门水平和属水平上大多在<1 mm团聚体中最高的原因。大粒径团聚体的主要胶结物质为有机质等有机胶体[44]，有机质与全磷呈正相关，且0.5~1 mm团聚体中有机质处于较高水平 (图2(f)) ，这可能是导致0.5~1 mm团聚体中全磷质量分数较高 (图2(d)) 的重要原因。在微团聚体 (<0.25 mm) 中，酶活性、养分、微生物间大多呈显著正相关 (P<0.05) 。综上表明，改良剂与植被联合修复下，不同粒径赤泥团聚体中养分、酶活性、微生物群落间主要表现出协同关系，其能积极促进彼此的正向增长。
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1) 赤泥团聚体中有效氮、有效磷、全氮、全磷、速效钾、有机质质量分数分别增加了8.29~129.00、4.17~29.39、2.67~11.00、2.61~4.89、0.03~0.31、1.00~5.38倍，其主要分布于<1 mm团聚体。
2) 赤泥团聚体中过氧化氢酶、碱性磷酸酶、脲酶、蔗糖酶活性分别增加了6.51~16.90、30.61~174.49、60.51~164.91、22.90~36.25倍；微生物群落丰度和多样性均不同程度增加；酶活性与微生物群落丰度和多样性大多在<1 mm团聚体中最高。
改良剂与植被联合修复对赤泥团聚体养分和微生物特性的影响
The synergistic remediation effects of amendment and vegetation on nutrient and microbial property in bauxite residue aggregates
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摘要: 改良剂与植被联合修复是促进赤泥土壤化的关键，但其对赤泥团聚体中养分和微生物特性的影响尚不清晰。通过开展盆栽修复实验探究改良剂 (磷石膏、木醋液、鱼粪、菌渣) 与黑麦草联合修复对赤泥团聚体中养分、酶活性、微生物群落空间分异特征的影响。结果表明，在改良剂与植被联合修复赤泥后，大团聚体 (>0.25 mm) 和微团聚体 (<0.25 mm) 占比分别减少和增加。团聚体中有机质、养分质量分数、酶活性及微生物群落Alpha多样性指数显著增加 (P<0.05) ，且主要分布于<1 mm团聚体。此外，团聚体养分、酶活性、微生物群落间呈显著正相关 (P<0.05) 。本研究结果可为深入了解赤泥土壤化过程中养分迁移转化机理及修复植物的养分自维持机制提供参考。Abstract: The synergistic remediation of amendment and vegetation is the key to promote soil formation of bauxite residue; however, their effects on the nutrient and microbial properties of bauxite residue aggregates are still unclear. The synergistic remediation of amendments (phosphogypsum, wood vinegar, fish manure, and mushroom residue) and perennial ryegrass (Lolium perenne L.) on the spatial differentiation characteristics of nutrient, enzyme activity, and microbial community in the bauxite residue aggregates were investigated by conducting a pot experiment. The results showed that the proportion of macroaggregates (>0.25 mm) and microaggregates (<0.25 mm) reduced and increased in the amended and revegetated bauxite residue, respectively. The organic matter, nutrient, enzyme activity, and the alpha diversity indices of microbial community in the bauxite residue aggregates increased significantly (P<0.05) under the synergistic remediation of amendment and vegetation, which were mainly distributed in the aggregates with size of <1 mm. In addition, there was a significant positive correlation among the nutrient, enzyme activity, and microbial community in the bauxite residue aggregates (P<0.05). These results can provide a reference for in-depth understanding of the mechanisms of the migration and transformation of nutrient during soil formation of bauxite residue and the nutrient self-sustaining in plants.
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人工湿地技术是通过过滤、吸附、沉淀、植物吸收和生物降解等过程，实现对城市生活污水的高效处理，其建设成本和能耗较低，环境美化效果好[1]。人工湿地中所含大量的养分负荷会刺激微生物生长代谢。与天然湿地相比，温室气体CH4[2]、N2O和CO2[3]的排放通量更高，因此，亟需探究如何规模化实现该工艺的温室气体减排。
人工湿地实现污染物去除的主要部分为基质填料。填料材料通过物理、化学和生物的作用完成对污染物的去除。由于单一基质类型的人工湿地无法同时达到高效脱氮、除碳的目的[4]。组合填料所发挥的协同作用可高效去除污水中的多种污染物质[5]，已被越来越多地运用到人工湿地中。然而，在实际运用中，组合填料的种类、填充方式、孔径和含碳量等条件均会影响湿地系统的复氧能力及微生物的代谢活动，从而间接影响系统污染物的去除能力[5]。
SHEN等[6]研究铁碳微电解填料时发现，以铁为阳极、碳为阴极会形成大量微观原电池，可将NO3−/NO2−直接还原为N2，因此，铁碳含量改变会影响NO3−/NO2−还原为N2过程的进行，进而影响N2O的排放。 WANG[7]等发现沸石具备良好的吸附功能，具有与普通材料相似的均一孔隙，故其性质与分子筛类物质相似，选择吸附性能优异。该材料可有效吸附系统产生的CH4，当沸石占比增大时，可能更加有利于减少CH4的减排。赵仲婧等[1]发现，采用铁碳和沸石作为基质组合填料的间歇曝气人工湿地系统可明显提高污水处理效率和温室气体减排效果。铁碳微电解材料与沸石的粒径、孔隙度均不相同，因此，当二者间填充顺序不同时，可通过影响溶解氧 (dissolved oxygen，DO) 环境来构成不同微生物群落结构，优化硝化、反硝化过程，以降低温室气体排放量。
基于此，本研究以铁碳和沸石组合填料为研究对象，通过改变二者的填充顺序和填充配比，探究基质填充方式对人工湿地对污染物去除过程中温室气体减排效果的影响，以期为实现人工湿地技术的减污降碳目标提供参考。
1. 材料与方法
1.1 装置构建
实实验装置位于西南大学某玻璃温室大棚。该装置具备良好的通风性，且自然照射充足。图1 为实验用到的仿真垂直潜流式人工湿地系统，采用 PVC材质制作的筒状容器，其底部直径30 cm，高60 cm，上部边缘设有3 cm的矩形水密封凹槽。中心有3个4 cm宽，60 cm长的 PVC穿孔管，最中间一根用于进水、虹吸排水和收集水样本，两侧2根内部装有和人工湿地系统相同且等高的填料，用于提取湿地基质及微生物。距装置底部5 cm处设置微孔曝气管。
图 1 间歇曝气人工湿地装置Figure 1. Schematic diagram of intermittent aeration constructed wetland装置中种植的植物为野生菖蒲 (Acorus calamus L.) ，取自北碚区某水库。菖蒲采回后，先将其根部清洗干净，放入有培养液的装置中，置于光照培养箱中进行驯化培养。培养温度为 (25±2) ℃，光照强度为 (3 000±300) lux，光暗时间比为12 h:12 h，每隔2 d更换一次进水，经过30 d的人工培育，将生长状况好、体形相似的植物移植到人工湿地设备中，栽种密度为每平方米30株。
实验所选用的沸石是从河南景盈建材有限责任公司采购的斜发沸石，沸石颗粒的直径为5~10 mm。使用纯水清洗干净，经风干、称重后填入湿地装置之中。铁碳微电解填料主要由废铁屑和活性炭制成，粒径为10~30 mm，均由郑州众邦水处理有限公司提供。
培养微生物所需接种的活性污泥取自北碚区污水处理厂二沉池，采用人工配制的污水进行驯化。驯化3周后将活性污泥接种到人工湿地系统中，接种污泥的质量浓度为1 000 mg·L−1。
1.2 运行方式
实验装置按铁碳和沸石的填充方式分为2组。湿地组1铁碳填充在表层，沸石在底层；湿地组2沸石填充在表层，铁碳在底层。以添加100%沸石的人工湿地作为对照组。沸石、铁碳分别用F、T表示，且用x、y表示沸石和铁碳的占比。每组设置3个装置，组1分别添加20%铁碳+80%沸石 (T2F8) 、40%铁碳+60%沸石 (T4F6) 、60%铁碳+40%沸石 (T6F4) ；组2分别添加20%沸石+80%铁碳 (F2T8) 、40%沸石+60%铁碳 (F4T6) 、60%沸石+40%铁碳 (T6F4) 。
实验人工湿地系统设置水力停留时间 (hydraulic retention time，HRT) 为2 d，进水采用人工配置的模拟污水，固定进水的碳氮比 (COD/N) 为5:1，具体成分参照文献[7]。向模拟污水中投入蔗糖、NH4Cl 和KNO3提供碳源和氮源。模拟污水的 COD、NH4+-N和NO3−-N分别为300、40和20 mg·L−1。其他盐类或物质（每升水中添加的量）为 ：KH2PO4 (22.50 mg) 、MgSO4·7H2O (97.56 mg) 、CaCl2 (58.28 mg) 、蛋白胨 (10.00 mg) ，以及微量元素溶液1 mL。其中，微量元素溶液（每升中添加的量）中又包含盐类有：H3BO3 (0.17 mg) 、MnCl2·4H2O (0.11 mg) 、ZnSO4·7H2O (0.13 mg) 、CuSO4·5H2O (0.04 mg) 和H2MoO4·4H2O (0.004 9 mg) 。微量元素溶液的pH为 (7.09±0.01) 。
该系统每天曝气2 h，采用机械式间歇曝气方式进行。时间段为每天00:00—01:00及12:00—13:00[8]进行。该系统中的DO控制为约3 mg·L−1。 湿地系统于2021年5月开始运行，并在5月进行第一次气体测定，运行180 d，在2021年11月停止运行。本研究选取5月、6月、7月这3个月的数据进行计算分析。
1.3 测定方法
(1) 水样的采集与测定。在系统正常运行后，每2 d进行一次常规水样收集并检测。取样时间为09:00—10:00。根据饮用水及污水的国家标准分析方法，对COD、NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N和TN等指标进行测定。水样的原位指标包括DO、氧化还原电位 (oxidation-reduction potential，ORP) Eh、水温和pH，均利用多参数测定仪 (SG98型梅特勒-托利多，瑞士) 进行测定。
(2) 气样的采集与测定。本研究中主要对CH4和N2O这两种气体进行采集分析。气体采样箱 (见图1上半部分) 是PVC材质的圆柱体，由顶箱 (直径30 cm，高50 cm) 和延长箱 (直径30 cm，高70 cm) 组成，延长箱可在植物生长高度超过50 cm时使用。采样箱内有2个轴流风扇。在人工湿地系统稳定运行期间，每月采气3~4次，采样时间为上午9:00—11:00。在每个周期内进行温室气体的采样，并分析其排放规律。在1个典型周期中，设定13个不同停留时间，分别为0、2、6、12、14、18、24、26、3、36、38、42和48 h。其中，在典型水力停留期间，对人工湿地的排放进行了模拟，并对其进行了采集与分析。
气体样品的采集方式分3种：非曝气段采样、曝气段采样和溶解态CH4和 N2O的采集3种情况。其中，非曝气段的气体排放通量计算式[9]为式 (1) 。该公式是以气体样品中温室气体质量浓度随时间变化的速率计。
F=H×273273+T×PP0×ρ×dcdt (1) 曝气段的气体排放通量计算式[10]为式 (2) 。
F=Q×ϕ⋅M⋅PR⋅T⋅S (2) 利用计算所得的气体排放通量根据内插累加法求得CH4和 N2O的累积排放量，计算式见式 (3)。
A=∑n−1i=1(Fi+Fi+12×d×24+Fj×24)+Fn×24 (3) 溶解态温室气体的浓度计算式见式 (4) 。
cdis=(K0RT+β)⋅ω⋅W⋅PR⋅T (4) 式中：F为气体 (CH4和N2O) 排放通量，μg·(m2h)−1；H为箱内高度，m；T为采样箱内平均气温，K；P即采样时的大气压力，Pa；P0是校准条件下的大气压力，Pa；
ρ ϕ cdis β ω 基于全球增温潜能值 (Global Warming Potential，GWP) 的概念，通过比较各种人工湿地的温室气体排放情况，将CH4和N2O的排放量换算成CO2当量 (CO2-eq) 。各组人工湿地的综合GWP计算式[11]见 (5) 。
GWP=28×CH4累积排放量+298×N2O累积排放量 (5) 1.4 数据处理
利用 Origin 8.5绘制数据图；显著性检验分析及相关性分析采用SPSS19.0软件；显著性检验采用One-way ANOVA方法 (P<0.05、P<0.01表示达到显著水平) 。
2. 结果与分析
2.1 不同人工湿地中CH4的月排放通量
每月对不同人造湿地的CH4排放情况进行统计，结果见表1。在系统稳定的工作状态下，对照组中F的CH4平均排放通量为 (0.33±0.02) g·(m2·h)−1。湿地组1中，T4F6和T6F4的CH4排放通量在添加铁碳后增加，仅有T2F8有减排效果，其CH4的排放通量相较于F减少了5.16% (P<0.05) 。湿地组2中，相较于对照组，F8T2、F6T4的CH4排放量分别减少了22.59%~42.86%、0~40% (P<0.05)，而F4T6并无CH4减排效果。通过比较两组湿地的CH4月排放通量发现，沸石在上、铁碳在下填充基质的湿地组2更有利于CH4减排；且适当添加铁碳有利于CH4的减排作用，但铁碳的占比不宜超过沸石，沸石/铁碳为8:2的湿地对CH4减排效果会更加明显。
表 1 不同湿地组各月份的CH4平均排放通量Table 1. Average CH4 emission fluxes of constructed wetlands in different treatments by monthmg·(m2·h)−1 湿地组别 填充方式 5月 6月 7月 月平均值 1 T2F8 0.362±0.028 0.298±0.031 0.277±0.042 0.31±0.03 1 T4F6 0.647±0.015 0.454±0.028 0.203±0.041 0.44±0.03 1 T6F4 0.917±0.015 0.873±0.024 0.570±0.018 0.79±0.02 2 F8T2 0.154±0.014 0.257±0.021 0.251±0.035 0.22±0.02 2 F6T4 0.242±0.116 0.366±0.025 0.181±0.013 0.26±0.05 2 F4T6 0.613±0.021 0.537±0.051 0.396±0.045 0.52±0.04 对照组 F 0.407±0.018 0.260±0.024 0.320±0.016 0.33±0.02 | Show Table
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以上现象表明，表面分子筛的孔隙结构可以对CH4进行吸收和储存，从而提高了装置内的氧气浓度，促使CH4氧化[12-13]。当系统中添加铁碳填料时，铁屑和活性炭颗粒充当电极材料，产生明显微电场，使系统更易形成微电解系统[14]。而这个铁碳微电解系统置于底部时，更加接近植物根系。在电解过程中，阳极产生的Fe2+、Fe3+会参与微生物生命活动的电子传递过程，从而提升根系微生物活力，进而使根系微生物与产甲烷菌竞争加剧，产甲烷菌将无法获得足够碳源与电子[15]，从而活性受到抑制。另外，铁氧化物在根部厌氧体系中可能存在异化铁还原过程[16]，异化铁还原菌和产甲烷菌之间存在底物竞争与热力学反应的优先顺序[17]，当Fe3+质量浓度上升时，有利于体系中异化铁还原过程的进行，使产甲烷菌活性被抑制。
2.2 不同人工湿地中N2O 的月排放通量
两组人工湿地中N2O平均排放通量如表2所示。在系统稳定运行期间，对照组F的N2O平均排放通量为 (651.51±88.53) μg·(m2h)−1。在湿地组1中，，与F相比，湿地组1中的T2F8、T4F6的N2O排放量分别减少了26.22%~70.62%、26.32%~56.62%、8.49%~42.30% (P<0.05) 。在湿地组2中，湿地组2中的F8T2、F6T4和F4T6相较于F分别减少了61.33%~84.29%、52.98%~75.61%、0~16.87% (P<0.05) 。以上结果表明，添加铁碳有利于N2O的减排。两组湿地的N2O月排放通量均随着铁碳占比的降低而明显减少；当铁碳-沸石体积比为2:8时减排效果最佳。通过进一步对湿地组1和2的N2O月平均排放通量进行比较，湿地组2的N2O减排效果优于湿地组1。
表 2 不同湿地组各月份的NO2平均排放通量Table 2. Average NO2 emission fluxes of artificial wetlands in different treatments for each month μg·(m2·h)−1湿地组别 填充方式 5月 6月 7月 月平均值 1 T2F8 467.26±66.43 216.95±104.5 264.67±126.3 316.29±99.08 1 T4F6 73.41±13.2 226.10±53.2 154.18±74.2 367.90±46.87 1 T6F4 931.50±65.7 293.18±53.2 365.01±95.2 529.90±71.37 2 F8T2 215.69±105 187.03±32.4 98.08±14.6 166.93±50.67 2 F6T4 412.80±65.4 133.12±33.4 121.67±27.3 222.53±42.03 2 F4T6 898.87±47.3 265.36±125.4 355.37±153.2 506.53±108.63 对照组 F 1047.48±68.2 508.14±107.9 398.91±89.5 651.51±88.53 | Show TableDownLoad:
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分析其原因可能是，N2O既是硝化反应副产物，亦为反硝化反应的中间体[18]。随着铁碳填料增多，铁碳微电解填料中存在的高水平Fe3+可能会抑制N2O还原酶的活性，使得N2O 作为中间产物逸出。另外，铁碳的存在会改变系统溶解氧环境，铁碳占比更少的湿地系统DO更高，氨氧化细菌 (ammonia-oxidizing bacteria，AOB) 的好氧反硝化过程被抑制，会进一步减少N2O的释放[1]，且有利于N2O还原为N2；铁碳的加入会导致环境中氧化还原电位Eh升高，且随着铁碳占比减少Eh升高 (如图6) ，可能会降低硝酸还原酶的活性，从而减弱反硝化作用[19]，减少N2O释放。当把铁碳填料置于底部时，能有效改善底层微生物的反应环境、促进其对碳源的利用，进而强化异养脱氮反应的效果，使得反硝化反应更顺利地进行；且将铁碳填料置于底层，会更加接近植物根系，能有效促进植物根系泌氧[20]，为N2O还原酶提供好氧环境，使得一些细菌在一定氧浓度下能还原N2O[21]。此外，铁作为电子供体实现了微生物的自养反硝化[22]，能减少N2O产生。
2.3 不同人工湿地典型周期内CH4的排放规律及溶解态CH4的变化
图2展现了典型周期内两组人工湿地CH4瞬时排放通量。以48 h为一个典型周期，各湿地中的CH4排放通量在曝气阶段迅速升高，曝气结束后又迅速下降，且每一曝气时段CH4最低瞬时排放通量都出现在铁碳-沸石体积比为2:8的实验组。另外，当沸石/铁碳体积比相同、而沸石、铁碳的填充顺序不同时，湿地组2的CH4瞬时排放量明显低于湿地组1。
图 2 典型周期内不同人工湿地CH4瞬时排放通量Figure 2. Transient CH4 emission fluxes from different constructed wetlands in a typical cycle图3为典型周期内曝气段和非曝气段末端溶解态CH4的质量浓度，不同于CH4的排放通量，溶解态CH4质量浓度在非曝气条件下，要明显高于曝气段。在曝气阶段，CH4的质量浓度分别为14.53、23.26、30.68 μg·L−1，而在非曝气阶段，CH4的质量浓度分别达到了40.96、59.51、30.68 μg·L−1。然而，CH4的生成大多发生在厌氧段，该反应段的Eh通常低于−150 mV。此时，产甲烷菌的活力会显著提升，进而使得CH4的生成量增加。当湿地的Eh高于50 mV时，会停止产生CH4[23]。结合图4可知，两组湿地非曝气段最低Eh均低于−20 mV，曝气段Eh峰值均超过100 mV，在非曝气阶段时，随着湿地Eh降低，平均CH4排放通量会升高。湿地组1中的非曝气段最低Eh分别为−27.5、−36.3、−61.7 mV，曝气段Eh均超过100 mV；湿地组2中的非曝气段最低Eh分别为−26.5、−32.81、−40.9 mV，曝气段Eh均超过100 mV。
图 3 典型周期内不同人工湿地溶解态CH4质量浓度的变化Figure 3. Changes in CH4 fluxes and dissolved CH4 content in different constructed wetlands during the typical period
图 4 不同周期内各人工湿地 中Eh和DO的变化Figure 4. Changes in Eh and DO in each artificial wetland in different cycles上述结果表明，CH4的生成多发生在曝气段以外，曝气段会以曝气方式将CH4吹出[24]。在曝气段，湿地系统本身是不会产生CH4的，而是将之前积累的CH4排入大气，从而使系统出现CH4排放通量迅速增大，并达到高峰，最后在曝气段结束后又出现显著下降的现象。另外，使用不同孔隙率的人工湿地填料可改变其溶解氧供应，从而改善湿地溶解氧条件。铁碳微电解填充物主要对CH4的生成和CH4催化起主要作用。随着Fe3+的加入，系统中原有的大量铁氧体，即铁还原菌，会参与产甲烷菌的反应，从而会与其共同竞争有机酸或氢气等底物，最终对CH4产生起到阻碍的作用。沸石的添加则直接减少了产甲烷古菌的数量，阻碍了CH4产生[25-26]。此外，极高的氧化还原电位，使CH4更易实现厌氧氧化，做为唯一的电子供体且有合适的电子受体，CH4被氧化为CO2[27-29]。但铁碳/沸石比例过高时，过量铁屑可能会将Fe3+还原为Fe2+。CH4的电子受体减少使CH4转化为CO2过程受阻，导致CH4减排效果变差。
2.4 不同人工湿地周期内N2O排放规律及溶解态N2O变化
图5 (a) 为典型周期内不同人工湿地N2O瞬时排放通量。以48 h为一个典型周期，湿地F在此周期内的N2O的累积排放量为 (100.04±18.84) μg·m−2。由表3可知与湿地F相比，湿地组1和湿地组2的N2O累积排放量均有下降，且湿地组2的N2O累计排放量低于湿地组1。当沸石/铁碳体积比相同但二者填充顺序不同时，铁碳在底层湿地组2比湿地组1的N2O减排效果更为明显。从铁碳-沸石填充体积比来看，铁碳占比越少，N2O减排效果越好。曝气段N2O排放通量明显高于非曝气段，各人工湿地系统中N2O排放通量和溶解态N2O均随着曝气次数的增加而逐渐降低。一方面，由于曝气吹脱作用把溶解态N2O排入大气环境中[1]；同时，曝气段DO迅速上升会影响氧化亚氮还原酶（Nos）的活力，进而促使N2O生成并大量排放[30]。
表 3 典型周期内不同湿地组 累计排放量Table 3. Cumulative NO2 emissions from different wetland groups in a typical cycle μg·m−2湿地组别 填充方式 NO2累计排放量 1 T2F8 57.70±5.38 1 T4F6 59.89±7.55 1 T6F4 67.39±12.17 2 F8T2 32.45±2.71 2 F6T4 40.22±3.69 2 F4T6 38.85±4.31 对照组 F 100.04±18.84 | Show TableDownLoad:
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图 5 典型周期内不同人工湿地N2O排放通量和溶解态N2O浓度的变化Figure 5. Changes in N2O fluxes and dissolved N2O content in different constructed wetlands during the typical period图5 (b) 为一个典型周期内的曝气和非曝气两阶段中N2O 的最终浓度变化。在循环初期和非曝气段，N2O的质量浓度均很高，但在反应进行8 h后，N2O的质量浓度出现明显降低。在4个人工湿地系统中，每个周期的前24 h，其溶解态N2O质量浓度均为（4.01-3.27）~（16.11-22.96）μg·L−1。而反应进行24 h后，N2O质量浓度则出现明显降低，仅为（0.84+0.18) ~（2.10+1.18）μg·L−1。总体来说，在曝气段N2O的质量浓度比非曝气段要低。这是因为在反应前期，微生物会发生好氧降解有机质的反应，该过程使系统内DO迅速降低，而NO3−在此时被还原，从而导致NO2−的累积，促进了溶解态N2O生成。由于系统内硝化与反硝化反应不断进行，从而使得底物的TN指标降低，曝气段N2O最高值和溶解态N2O质量浓度也不断降低。[1]。
2.5 综合GWP
全球增温潜能值 (GWP) 可反映温室气体对温室效应的强化能力[27]。如表4所示，从铁碳-沸石不同填充顺序来看，铁碳填充在底层湿地组2的GWP均明显低于铁碳填充在表层湿地1；从铁碳-沸石不同填充体积比来看，铁碳占比越少GWP越低。其中，GWP最低的是F8T2，比起对照组F的综合GWP降低了79.51% (P<0.05) ；而GWP最高的T6F4相较于F也下降了13.86% (P<0.05) 。N2O对综合GWP贡献显著大于CH4，达到了69.71%~88.92%，而CH4贡献率仅为11.08%~30.29%。由此可见，典型周期内铁碳在底层的湿地F8T2所排放的CH4和N2O均最少 (P<0.05) ，且综合GWP仅为 (16.94±1.45) g·m−2 (以CO2-eq计) ，其综合减排效果最好。
表 4 典型周期内人工湿地CH4及N2O的排放量及综合GWPTable 4. CH4 and N2O emissions and integrated GWP in the typical cycle湿地组名称 填充方式 CH4/(mg·m−2) GWP-CH4/(g·m−2) N2O/(mg·m−2) GWP-N2O/(g·m−2) GWP (CH4+N2O) /(g·m−2) 1 T2F8 155.44±0.76d 5.28±0.03 99.05±3.27d 29.52±0.09 34.80±2.71 2 F8T2 101.95±0.53f 3.47±0.02 45.21±1.35f 13.47±0.04 16.94±1.45f 1 T4F6 164.73±0.87d 5.60±0.03 150.88±3.68c 44.96±0.11 50.56±3.04c 2 F6T4 150.06±0.85ed 5.10±0.03 67.11±2.93e 20.00±0.08 25.10±2.14ed 1 T6F4 440.05±0.97b 14.96±0.04 188.81±6.37b 55.87±0.19 71.23±2.46b 2 F4T6 271.25±0.75c 9.22±0.02 71.20±4.83e 21.22±0.14 30.44±2.95d 对照 F 559.41±1.09a 19.02±0.04 213.66±7.21a 63.67±0.21 82.69±3.17a 注：各种温室气体的GWP以CO2当量 (CO2−eq) 计。 | Show TableDownLoad:
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3. 结论
在铁碳-沸石为基质的人工湿地中，铁碳在底层，沸石在顶层的填充顺序下，CH4和N2O减排效果均优于铁碳在表层，沸石在底层的湿地系统。在填充顺序一定的情况下，基质中沸石/铁碳的填充体积比对CH4和N2O减排有一定影响。当沸石与铁碳体积比为8:2时，综合GWP最低，湿地在水质净化与温室气体减排方面均有明显效果，为本实验中最佳组合人工湿地。
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图 2 赤泥团聚体养分与有机质质量分数的空间分异特征
Figure 2. Spatial differentiation characteristics of the mass fraction of nutrient and organic matter in the aggregates of bauxite residue
图 3 赤泥团聚体酶活性的空间分异特征
Figure 3. Spatial differentiation characteristics of enzyme activity in the aggregates of bauxite residue
图 4 赤泥团聚体中微生物群落的相对丰度
Figure 4. Relative abundance of microbial community in the aggregates of bauxite residue
图 5 赤泥团聚体养分、酶活性、微生物群落间的相关性分析
Figure 5. Correlation analysis among nutrient, enzyme activity, and microbial community in the aggregates of bauxite residue
表 1 赤泥与改良剂的理化性质
Table 1. Physicochemical properties of bauxite residue and amendments
供试材料 pH EC/(mS·cm−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 有机质/(g·kg−1) 有效氮/(mg·kg−1) 有效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(mg·kg−1) 赤泥 10.86 1.00 0.14 2.30 7.81 1.59 3.98 595 磷石膏 5.24 2.44 0.14 3.80 2.90 7.72 57.25 85.20 鱼粪 6.48 3.23 1.40 56.13 61.20 275.58 212.08 880.00 菌渣 4.66 5.48 1.40 3.80 55.30 310.99 648.15 6 206.00
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表 2 赤泥团聚体细菌群落多样性和丰富度指数
Table 2. The diversity and richness indices of bacterial community in the aggregates of bauxite residue
处理组 粒径/mm 群落多样性 群落丰富度 Coverage Shannon Simpson Ace Chao1 R 1~2 0 0 0 0 0 0.5~1 0 0 0 0 0 0.25~0.5 0 0 0 0 0 <0.25 0 0 0 0 0 RA1 1~2 5.16±0.02Aa 0.017±0.001Ab 1192.54±2.26Ab 1185.54±3.35Aa 0.992 0.5~1 5.19±0.02Aa 0.017±0.001Bb 1270.14±4.60Aa 1285.13±3.92Aa 0.991 0.25~0.5 5.16±0.01Aa 0.018±0.000Ab 1258.79±1.63Ba 1255.87±5.54Ca 0.992 <0.25 5.15±0.02Aa 0.024±0.001Aa 1260.69±26.90Aa 1259.93±53.69Aa 0.992 RA2 1~2 5.15±0.03Aa 0.015±0.001Ab 1220.11±20.39Aa 1233.18±24.87Aa 0.992 0.5~1 5.07±0.03BCab 0.020±0.000ABb 1236.33±20.71Aa 1260.89±13.52Aa 0.992 0.25~0.5 5.17±0.04Aa 0.021±0.001Ab 1262.56±1.99Ba 1256.87±1.83Ca 0.992 <0.25 5.00±0.03Bb 0.038±0.004Aa 1254.81±6.80Aa 1278.07±10.05Aa 0.992 RA3 1~2 5.14±0.03Aab 0.017±0.000Ab 1229.62±13.07Ac 1271.45±50.85Aa 0.991 0.5~1 5.00±0.00Cb 0.025±0.003Aab 1247.35±33.04Abc 1300.47±41.87Aa 0.991 0.25~0.5 5.22±0.06Aa 0.020±0.002Aab 1339.93±12.02Aa 1375.23±12.93Aa 0.991 <0.25 5.05±0.06ABab 0.032±0.005Aa 1325.78±26.14Aab 1341.55±35.15Aa 0.991 RA4 1~2 5.17±0.03Aa 0.017±0.002Ab 1239.05±26.15Aa 1250.61±32.81Aa 0.992 0.5~1 5.14±0.04ABab 0.019±0.001ABb 1284.65±39.02Aa 1307.56±64.90Aa 0.991 0.25~0.5 5.22±0.02Aa 0.020±0.001Ab 1286.19±9.32Ba 1285.89±2.21Ba 0.992 <0.25 5.01±0.03ABb 0.034±0.004Aa 1308.35±44.03Aa 1326.79±53.21Aa 0.991 注：不同小写字母和大写字母分别表示相同处理组中不同粒径赤泥团聚体细菌Alpha多样性指数和不同处理组间同一粒径赤泥团聚体细菌Alpha多样性指数存在显著差异 (P<0.05) 。
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表 3 赤泥团聚体真菌群落多样性和丰富度指数
Table 3. The diversity and richness indices of fungal community in the aggregates of bauxite residue
处理组 粒径/mm 群落多样性 群落丰富度 Coverage Shannon Simpson Ace Chao1 R 1~2 0 0 0 0 0 0.5~1 0 0 0 0 0 0.25~0.5 0 0 0 0 0 <0.25 0 0 0 0 0 RA1 1~2 2.11±0.06Aa 0.20±0.02Aa 179.01±2.79Ba 184.35±4.80Ba 0.999 0.5~1 2.06±0.05Aa 0.23±0.01Ba 247.06±52.57Aa 237.08±35.68Aa 0.999 0.25~0.5 2.12±0.05Aa 0.21±0.02Aa 232.57±9.56ABa 212.03±16.97Aa 0.999 <0.25 1.98±0.03Aa 0.25±0.02Aa 250.64±2.35Aa 217.48±1.11Aa 0.999 RA2 1~2 2.23±0.15Aa 0.18±0.02Ab 219.28±15.60ABab 203.26±2.21Aa 0.999 0.5~1 2.05±0.09Aa 0.22±0.02Bab 179.40±8.00Ab 192.76±1.18Aa 0.999 0.25~0.5 1.95±0.03Ba 0.26±0.01Aa 251.39±3.11ABa 204.42±12.63Aa 0.999 <0.25 2.05±0.02Aa 0.23±0.00Aab 243.66±14.33Aa 201.47±3.66Aa 0.999 RA3 1~2 2.18±0.00Aa 0.17±0.01Ab 176.66±3.89Ba 176.70±6.70Ba 0.999 0.5~1 2.03±0.06Ab 0.23±0.01Ba 195.19±6.53Aa 199.20±5.96Aa 0.999 0.25~0.5 2.03±0.02ABb 0.24±0.01Aa 224.36±4.95Ba 218.23±1.83Aa 0.999 <0.25 2.00±0.01Ab 0.23±0.01Aa 202.44±29.16Aa 182.06±20.50Aa 0.999 RA4 1~2 2.03±0.17Aa 0.23±0.05Aa 234.14±19.16Aa 215.42±2.51Aa 0.999 0.5~1 1.86±0.03Aa 0.30±0.01Aa 208.98±19.10Aa 199.33±1.93Aa 0.999 0.25~0.5 1.97±0.03ABa 0.26±0.01Aa 278.17±24.44Aa 222.45±10.86Aa 0.999 <0.25 1.95±0.06Aa 0.28±0.03Aa 233.05±17.11Aa 214.49±16.01Aa 0.999 注：不同小写字母和大写字母分别表示相同处理组中不同粒径赤泥团聚体真菌Alpha多样性指数和不同处理组间同一粒径赤泥团聚体真菌Alpha多样性指数存在显著差异 (P<0.05) 。
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