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我国的排水管道几乎都存在不同程度的污染物沉积现象，在水流的冲刷下沉积物可能会再次悬浮，部分合流制管道的溢流和分流制雨水管道径流的直接排放[1-2]，导致氮、磷进入城市水体[3]，加重了水体的富营养化[4]。研究污染物在排水管道沉积物-水系统中的迁移转化规律，对评估管道沉积物带来的污染贡献、优化管道的运行具有重要的现实意义。
氮是管道内重点关注的对象之一，目前对排水管道内氮的转化进行了部分研究。有研究发现，包含氮在内，排水管道沉积物中物质转化主要通过3种途径进行：物理污染物沉积、生物转化吸附、生物转化释放。在污水管道中好氧、厌氧的环境交替，存在各种微生物，通过生物群落的代谢，可以实现氮的去除[5]，因此污水管道可以作为反应器来研究氮的转化情况。邢贝米等[6]发现，污水管道中的微生物以有机氮为氮源时，利用蛋白质作为营养物质，代谢产生有机物，以无机氮作为氮源时，利用氨氮和有机物结合产生有机氮。杨柯瑶[7]发现，管道中厌氧环境一定程度上会限制硝化反应，微生物以氨氮为氮源进行细胞合成代谢产生的溶解性代谢产物会释放回水中，导致管道中溶解性有机氮的含量增加。
不同微生物群落对排水管道中氮的转化也产生重要影响。研究表明，变形菌门、厚壁菌门、拟杆菌门的3种菌群在排水管道中的相对丰度较高[8-9]，且都属于发酵菌群[10]。同时，管道中较为常见的梭菌纲、β-变形菌纲、拟杆菌纲、互营养菌纲都可以促进有机物的分解[11]，而γ-变形菌纲、绿弯菌门、硝化螺旋菌门都属于硝化细菌[12-13]，可以分解氨氮，转化为硝态氮、亚硝态氮。艾海男等[14]通过模拟排水管道试验发现C/N较高时，会抑制氨氧化菌的产生，不利于硝化反应的进行。Zhang等[11]发现，总氮含量较高时，互营养菌纲和Caldisericia纲的相对丰度也较高。黄帅辰等[15]调查北京地区的管道沉积物时发现，管道中总氮含量与甲烷微菌纲、互营养菌纲呈正相关，与γ-变形菌纲、δ-变形菌纲呈负相关。
已有研究在排水管道内物质转化过程及微生物作用方面有一些成果。在排水管道沉积物-水系统内不同组分（上覆水、间隙水和沉积物）中，氮生物转化规律及量化计算，以及生物群落的作用少有研究。本研究模拟排水管道内环境，分析管道内生物群落的差异对于氮在沉积物-水系统中迁移转化的影响，初步计算氮在沉积物-水系统间的释放通量。研究有助于预测排水管道中沉积物-水之间氮的交换过程，为掌握管道沉积物中污染物对下游水体的污染负荷量提供理论依据。
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本试验进行静态试验模拟排水管道中的沉积物-水系统。试验所用沉积物取自于真实污水管道，将取得的沉积物均匀混合，去除树枝等杂物后分为两份，一部分在托盘中均匀铺开，在30 ℃下烘5 h后使用紫外照射72 h（中间翻动数次），称为“干预沉积物”，另一部分不作处理，称为“原沉积物”。
上述两种沉积物分别放入12个1000 mL烧杯中（每个烧杯约500 mL沉积物），再加入500 mL上覆水，放置干预沉积物和原沉积物的烧杯分别称为“干预组”和“对照组”。上覆水浓度参考不同地区的污水浓度，采用高、低两种浓度的人工配水，污染物浓度见表1。
干预组中，6个烧杯倒入高浓度上覆水，另外6个倒入低浓度上覆水，对照组亦是如此。因此，试验共分为4组，分别是“干预组沉积物+高浓度上覆水”、“干预组沉积物+低浓度上覆水”、“对照组沉积物+高浓度上覆水”、“对照组沉积物+低浓度上覆水”，每组6个烧杯。试验中，干预组烧杯使用紫外灯持续照射，见图1。为了模拟污水管道内情况，使用PVC保鲜膜覆盖烧杯口，但留有缝隙与大气相通。在试验阶段，测得各实验组中溶解氧浓度基本相同，约为0.41—0.92 mg·L−1。另外，除了紫外灯照射外，装置全程处于黑暗环境中。
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4组试验中，第0 天在1#烧杯取样，第4 天在2#烧杯取样，以此类推，第20 天在6#烧杯取样。取样时，在烧杯中取上覆水60—80 mL，沉积物样品100—120 mL。沉积物的取样区域为沉积物-水界面以下0—20 mm的近底层固体区域[18]。
上覆水各形态氮的测定方法采用《水和废水检测分析方法》（第四版）中的方法：氨氮、亚硝态氮、硝态氮分别采用纳氏试剂分光光度计法、N-（1-萘基）-乙二胺二酸盐分光光度计法、紫外分光光度法进行测定。
将沉积物样品在5000 r·min−1条件下离心20 min，得到上清液，再过0.45 μm滤膜，同样用上述方法测定间隙水中的氨氮、亚硝态氮、硝态氮。
采用钟立香等[19]的连续分级提取方法，分析测定沉积物中的各形态氮。采用茚三酮比色法测定沉积物中的氨基酸态氮（Amino acid nitrogen，AAN），用氯化钾溶液提取沉积物中的氨氮、亚硝态氮、硝态氮后，采用与上覆水相同的方法进行测定。
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在第20 天时，在干预组和对照组中分别取3个沉积物样品进行高通量测序分析。对沉积物进行基因组DNA抽提，通过细菌通用引物338F-806R扩增细菌16SrRNA基因的V3+V4区域，利用ABI GeneAmp® 9700型PCR仪完成PCR反应，将PCR产物用QuantiFluorTM -ST蓝色荧光定量系统进行检测定量，用Illumina MiScq技术平台进行高通量测序。
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为了探索微生物在氮迁移转化中的作用，分析氮的变化与微生物群落结构之间的关联性，测定了不同阶段、不同组别中沉积物的微生物群落结构。图2分别将初始沉积物与20 d后对照组、干预组沉积物中的微生物群落在“纲”水平上进行两两对比。20 d后，干预组和对照组中沉积物的微生物群落结构显示出差异性，两组沉积物中的梭菌纲（Clostridia）（***P≤0.001）、γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）（*0.01 < P ≤ 0.05）、拟杆菌纲（Bacteroidia）（*0.01 < P ≤ 0.05）、互营养菌纲（Synergistia）（*0.01 < P ≤ 0.05）、Syntrophia纲（***P≤0.001）、Caldisericia纲（*0.01 < P ≤ 0.05）、脱硫菌纲（Desulfobulbia）（***P≤0.001）的相对丰度存在显著性差异（图2a）。
与初始沉积物相比，20 d后干预组中梭菌纲占比明显增加（**0.001＜P≤0.01），由12.29%增至24.86%，γ-变形菌纲、拟杆菌纲和Syntrophia占比有所减少（图2b）；对照组中的γ-变形菌纲和拟杆菌纲占比都有所增加（图2c）。总的来说，梭菌纲、拟杆菌纲和γ-变形菌纲在三组沉积物中均属于优势菌群，从功能上说，梭菌纲、拟杆菌纲都可以促进有机物的分解，转化为氨氮[5, 20]，而γ-变形菌纲可以发生硝化作用，分解氨氮转化为硝态氮、亚硝态氮[21]，这些微生物对氮在沉积物-水系统中的迁移转化起着重要作用。
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图3显示了对照组、干预组中不同形态氮在上覆水中的浓度变化情况。在前期（0—8 d），两组氨氮都呈现逐渐上升的趋势，推测由于上覆水与间隙水之间存在浓度差，氨氮可以从间隙水向上覆水迁移。中后期（8—20 d），干预组氨氮浓度继续上升，对照组有所下降，由于干预组中存在的梭菌纲相对丰度较高（图3），能够分解水中的有机氮转化为氨氮[5]；而对照组中相对丰度较高的γ-变形菌纲属于硝化细菌[12]（图3），可以发生硝化作用[21]，将氨氮转化为硝态氮和亚硝态氮，因而系统中的硝态氮和亚硝态氮浓度均有所上升。干预组的硝态氮和亚硝态氮浓度波动较小，硝化过程不太明显。另外，上覆水初始浓度较高时，20 d内各形态氮的浓度依然更高。
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图4对比了两组间隙水中不同形态氮的浓度变化情况。对照组和干预组氨氮均有所波动，但总体变化不明显。一方面间隙水中部分氨氮发生迁移进入上覆水，另一方面对照组中的优势菌群为拟杆菌纲和γ-变形菌纲，干预组中则为梭菌纲和γ-变形菌纲，拟杆菌纲和梭菌纲都能发生氨化作用[20]，产生氨氮，而γ-变形菌发生硝化反应，消耗氨氮，多方面作用下使得氨氮有所波动，但干预组高浓度下氨氮略有上升。高浓度下硝态氮由上覆水向间隙水迁移，低浓度迁移方向相反，上覆水浓度会影响间隙水中硝态氮的迁移方向。另外，推测两组均存在部分反硝化作用[22]，使得硝态氮浓度少量下降。对照组亚硝态氮含量上升，上覆水与间隙水之间存在较大浓度差，部分亚硝态氮从上覆水迁移至间隙水中，而干预组中亚硝态氮含量较低。
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对照组、干预组沉积物中不同形态氮的浓度变化情况如图5所示。
对照组中氨基酸态氮、硝态氮呈现较为明显的下降趋势，干预组4种物质浓度变化不大。γ-变形菌纲、拟杆菌纲在对照组中相对丰度较高，而梭菌纲、互营养菌纲在干预组中更占优势，拟杆菌纲、梭菌纲和互营养菌纲均可以促进氨基酸态氮的分解[11]，微生物群落结构的差异导致两组中氮的变化趋势有所不同。对照组中，较高上覆水浓度下，氨基酸态氮下降更明显。
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沉积物-水界面中各形态氮的释放通量采用公式（1）[23]进行计算：
式中，
$ F $ 为氮（氨氮、硝态氮）的释放通量，mg·m−2·d−1；$ \Delta C $ 为第n 天 上覆水中氮与第0 天时的浓度差，mg·L−1；V为烧杯中上覆水的体积，m3；A为烧杯的横截面面积，m2；t为培养时间，d。计算结果若为正值，表示氮由沉积物向上覆水释放；若为负值，表示氮由上覆水往沉积物迁移。 -
图6显示了高、低浓度下上覆水中氨氮从初始阶段到每个取样时间点的释放通量。高、低浓度下，两个组别中氨氮的释放通量均为正值，说明氨氮由沉积物向上覆水释放，这与Yang等[24]在湖泊沉积物释放方面的研究结论类似。高、低浓度下，干预组的释放通量先减小，在第8 天后趋于稳定，而对照组则持续减小。部分原因为干预组中的梭菌纲将沉积物中的有机氮转化为氨氮，使得沉积物具有持续地释放氨氮的能力，而对照组中相对丰度较高的γ-变形菌纲发生硝化作用，消耗了沉积物中部分氨氮，使得通量迅速减小。高、低浓度下，对照组和干预组中氨氮的释放通量均在0—4 d达到最大值，其中，干预组释放通量分别达到489.19 mg·m−2·d−1和536.76 mg·m−2·d−1，试验初期上覆水氨氮浓度的升高主要是因为沉积物-水系统之间的浓度差[25]，而且研究表明，沉积物中氨氮的溶出速率会随时间先增大后趋于稳定[26]。相同组别中，低浓度下氨氮的释放通量更大，这与高、低浓度下上覆水与间隙水之间氨氮的浓度差有关。以干预组为例，高、低浓度下的上覆水氨氮的浓度分别为74.71—212.94 mg·L−1和29.12—205.59 mg·L−1（图3b），间隙水的浓度范围分别是167.35—201.18 mg·L−1和146.76—186.47 mg·L−1（图4b），低浓度下上覆水与间隙水之间的浓度差更大，导致低浓度下沉积物向上覆水释放的氨氮更多。
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不同浓度下上覆水硝态氮释放通量随时间的变化情况如图7所示。由图7可以看出，沉积物-水系统中硝态氮的释放通量很小，没有明显的迁移方向，文献中亦多有报道，沉积物中的氮主要以氨氮的形式向上覆水释放[25, 27-28]。
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（1）通过高通量测序发现，梭菌纲、拟杆菌纲和γ-变形菌纲在3组沉积物中均属于优势菌群。γ-变形菌纲和拟杆菌纲在对照组中相对丰度较高，梭菌纲、互营养菌纲在干预组中更占优势。
（2）干预组上覆水中氨氮含量有所增加，这与迁移作用和梭菌纲的氨化作用有关，对照组中的γ-变形菌纲导致上覆水中氨氮浓度下降，硝态氮、亚硝态氮含量增加。高、低浓度下沉积物-水系统中的氨氮均由沉积物向上覆水释放，低浓度下释放通量更大，最高值达到了536.76 mg·m−2·d−1，但通量随时间逐渐减小。
（3）干预组和对照组中，不同上覆水浓度影响间隙水中硝态氮的迁移方向，同时，反硝化作用使得间隙水中硝态氮含量有所减少。相对于氨氮，系统中硝态氮的释放通量均很小。
排水管道沉积物-水系统中不同微生物群落下氮的迁移转化
The migration and transformation of nitrogen under different microbial communities in sediment-water system of drainage pipe
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摘要: 为探索微生物群落对排水管道沉积物-水系统中氮迁移转化的作用，本文研究了干预组、对照组及初始沉积物中的微生物群落，探索排水管道沉积物-水系统中不同组分氮迁移转化的规律，并进行了量化计算。结果表明， γ-变形菌纲和拟杆菌纲在对照组中相对丰度较高，梭菌纲、互营养菌纲在干预组中更占优势。在浓度差异和生物作用的共同影响下，干预组上覆水氨氮含量增加。γ-变形菌纲发生硝化作用导致对照组上覆水氨氮浓度下降，硝态氮、亚硝态氮含量增加。高、低浓度下，沉积物-水系统中的氨氮均由沉积物向上覆水释放，低浓度下氨氮的释放通量更大，最高值达到了536.76 mg·m−2·d−1。系统中，硝态氮的释放通量很小。Abstract: In order to explore the effect of microbial community on the migration and transformation of nitrogen in the sediment-water system of drainage pipeline, the microbial communities in intervention group、control group and original sediments were studied, the law of nitrogen migration and transformation at different components in the sediment water-system of drainage pipeline was explored and the variation was calculated in this paper. The results showed that the relative abundance of Gammaproteobacteria and Bacteroidia were greater in the control group, Clostridia and Synergistia were more dominant in the intervention group. Under the joint influence of concentration difference and biological effects, the concentration of NH4+-N increased in overlying water in the intervention group. The nitrification of Gammaproteobacteria resulted in the decrease of NH4+-N concentration and the increase of NO3−-N and NO2−-N concentration in the overlying water of the control group. At high or low concentrations of overlying water, NH4+-N was released from sediment to overlying water. At low concentrations, the release flux of NH4+-N was greater, and the highest value was 536.76 mg·m−2·d−1. In the system, the release flux of NO3−-N was very small.
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Key words:
- drain pipe /
- sediment /
- nitrogen /
- microbial community /
- migration /
- release flux
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图 2 沉积物中微生物组成在“纲”水平上的比较
Figure 2. Comparison of microbial composition in sediments at the "class" level
图 3 上覆水中不同形态氮浓度变化
Figure 3. Concentration changes of different forms of nitrogen in overlying water
图 4 间隙水中不同形态氮浓度变化
Figure 4. Concentration changes of different forms of nitrogen in interstitial water
图 5 沉积物中不同形态氮浓度变化
Figure 5. Concentration changes of different forms of nitrogen in sediments
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