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已有研究[1-2]表明，生活污水中包含一定量的潜在致病微生物(大肠埃希氏菌、沙门氏菌、志贺氏菌等)。因此，在污水处理系统末端需增加消毒，处理达标之后方可排放。近2年，随着新冠疫情的全球肆虐，不同层面的生物安全问题受到了广泛关注。我国于2021年4月15日起全面实施《生物安全法》，标志着我国生物安全问题进入了依法治理的新阶段[3]。目前，我国现行城市污水生物处理过程中已全部覆盖消毒工艺。但是，对于卫生设施相对薄弱的农村地区，污水中潜在致病微生物的分布、相应污水处理设施的消毒效果等仍存在认识不清、运维不稳等问题，从而对农村地区居民身体健康及区域生态安全造成了极大的潜在风险。
截至2020年，全国共有约5.1亿农村人口，占全国总人口的36%，生活污水排放量很大，而目前针对已有农村污水处理设施的监测重点仍然为COD、NH3-N、TP等基础水质排放控制指标[4-5]。农村生活污水主要来源于厨房污水、生活洗涤污水和冲厕水等，其具有分散性强、水质水量变化大等特点；同时，我国农村区域相对城市而言，经济水平比较低。因此，成本低廉、高度集成、占地面积较小、施工工程量小、运行维护简便的小型化、装备化污水处理设施在农村地区得到广泛应用，净化槽即是其中一种[6-10]。基于其在单户或联用处理中的优势，目前净化槽已经在上海、江苏、云南、山东、黑龙江等地多数农村投入实际使用[11]。调研发现，目前市场上销售的净化槽在工艺单元是配有消毒设施的。但在实际运用中，由于消毒工艺投入成本高，投入的化学消毒试剂如次氯酸钠等在维护不当时可能会造成泄露而引起二次污染，因此，大部分农村地区一体化污水处理设备的消毒设施处于闲置状态，农村污水处理后，未经消毒就直接排放[10]。基于以上研究现状，本研究选取江苏省常熟市虞山街道(N 120°40′48″，E 31°40′48″)处理量为1 m3·d−1的一体化污水处理设施，解析不同工段潜在致病微生物的分布特征，为后续村镇小型污水处理设施运行过程中的健康风险评估研究提供参考。
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本研究选择江苏省常熟市虞山街道(N 120°4′48″，E 31°40′48″)处理量为1 m3·d−1的一体化污水净化槽(HJA-10，江苏中车环保设备有限公司；长×宽×高=2 190 mm×1 120 mm×1 550 mm)进行研究。净化槽采用A/O处理工艺，主要由夹杂物去除槽-厌氧滤床槽-载体流动槽-沉淀槽-消毒槽处理单元组成(图1)。其中厌氧滤床槽采用PE滤料，载体流动槽即为加有曝气设施和圆球状填料的生物处理单元，消毒槽设定为添加三氯异氰尿酸消毒剂消毒。该村现有农户370多户，共计1 500余人，其中青年人(非假期外出务工、上学等)和老年人(长期在当地居住)的占比分别为60%和40%。净化槽主要收集处理村民家中排放的生活污水(厨房洗涤废水、洗漱用水、马桶废水等)，实际运行时，槽中污水依次经过夹杂物去除槽、厌氧滤床槽、载体流动槽和沉淀槽，载体流动槽出水处设有回流管，向夹杂物去除槽回流。
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样品按照《水质采样技术指导》( HJ 494-2009 ) 和《水质采样样品的保存和管理技术规定》( HJ 493-2009 ) 要求[12-13]，分别从净化槽进水口(A1)、夹杂物去除槽(A2)、厌氧滤床槽(A3)、载体流动槽(A4)、沉淀槽(A5)、出水口处(A6)、出水受纳水体(A7)，各采集1 L水样。采样容器材质为聚乙烯，容器采样前均进行灭菌处理，以满足采样需要。水样分别采集于夹杂物去除槽液面下0.8 m，厌氧滤床槽、载体流动槽、沉淀槽液面下0.3 m。各处理单元所采样品分成2份：1份于4 ℃保存，用于理化指标测定；另1份存于−20 ℃，用于微生物多样性分析。
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采用重铬酸钾法(HJ 828-2017)测定COD值[14]；采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535-2009)测定NH3-N浓度[15]；采用哈希法测定TN浓度；采用重量法(GB 11901-1989)测定SS浓度[16]。
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利用引物338F(5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3')和806R(5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')对 16S rRNA基因V3~V4 可变区进行 PCR 扩增[17-18]，产物纯化定量后通过Illumina Miseq平台进行测序。使用UPARSE软件，根据97%的相似度对序列进行聚类并剔除嵌合体，然后利用RDP classifier对每条序列进行物种分类注释，比对数据库，设置比对阈值为70%，最终生成操作分类单元(operational taxonomic unit，OTU) [19-21]。利用mothur进行微生物群落的α多样性分析，计算参数分别为Ace、Chao1、Shannon和Simpson指数。Ace和Chao1指数反映微生物种群丰度，其值越高表明微生物丰度越高；Shannon和Simpson指数反映微生物种群多样性，高Shannon指数和低Simpson指数代表高多样性，其数值受样品群落中丰度和物种均匀度的影响[22]。多样性指数根据式(1)~式(3)计算[23]。
式中：SChao1表示估计的OTU数；Sobs表示实际测得OTU数；n1表示只含1条序列的OTU数；n2表示只含2条序列的OTU数。
式中：Sobs表示实际测得OTU数；ni表示第i个OTU所含序列数；N表示所有序列数。
式中：Sobs表示实际测得OTU数；ni表示第i个OTU所含序列数；N表示所有序列数。
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对首次投入使用的一体化污水净化槽进行长期连续进出水水质监测，时间为200 d。结果如图2所示。运行期内，设备进水中COD值为27~537 mg·L−1，NH3-N和TN的质量浓度分别为13~174 mg·L−1和15~238 mg·L−1。50 d内，设备运行处于启动状态，COD去除效果较好， NH3-N和TN去除波动较大。随着设备的运行，在50 d后，其出水COD值稳定在(35.5±22.5) mg·L−1，NH3-N和TN的质量浓度稳定在(5±3) mg·L−1和(22±10) mg·L−1，表明该设备出水水质达到了《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 32/ 3462-2020)[24]。
在装置运行约100 d后，考察不同工段污水中NH3-N、SS质量浓度和COD值的沿程变化，结果如图3所示。沿设备运行工段流程，NH3-N、SS质量浓度和COD值均呈逐步下降趋势，NH3-N在A2、A3、A4、A5、A6单元的去除率分别为55.42%、67.47%、70.48%、92.77%、93.98%；SS在A2、A3、A4、A5、A6单元的去除率分别为54.35%、82.61%、86.30%、96.09%、96.52%；COD在A2、A3、A4、A5、A6单元的去除率分别为13.50%、32.43%、54.46%、89.19%、94.59%。以上结果表明，该设备处于长期稳定运行状态，并且不同处理单元对污染物的去除率有所不同。
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采用高通量测序分别对不同处理单元中样本进行了细菌多样性分析，其中Ace和Chao1指数用来表征不同处理单元微生物种群丰度，Shannon和Simpson指数用来表征微生物种群多样性，具体结果如表1所示。由表1可以看出，A3单元Chao1和Ace值最高，分别为2 404.32和2 396.72；Shannon指数最高、Simpson指数最低，分别为5.49和0.01。在该设备中，A3单元中细菌不仅丰度最高，而且多样性也是最高的。这可能与本设备中污水的流程有密切的关系，污水经夹杂物去除槽后，首先进入厌氧滤床槽。因此，该单元有机物更为丰富，异养微生物快速繁殖，从而导致该单元细菌种类及丰度均相对较高。这一结果与前人研究结果存在一定的差异。黄潇等[22]发现，当采用多级A/O工艺处理城市污水时，最高的Shannon和Simpson指数出现在第2好氧区，这可能与工艺流程和污水来源的差异有关。
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进一步分析受纳水体和设备运行稳定状态下不同单元中细菌种群结构特征，其差异如图4所示。在门水平上，进水中Proteobacteria和Firmicutes是优势菌门，其相对丰度分别为56.21%和37.65%。随着污水流经各处理单元，这2个菌门虽然仍然处于优势地位，但其相对丰度却逐步下降。由图4可见，由A2到A5，Proteobacteria相对丰度分别为48.00%、45.33%、44.58%和41.47%。Proteobacteria在各单元中检测片段数基本不变，在A2~A5单元相对丰度降低是由于各单元其他菌门种类和丰度的增加。由A2到A5，Firmicutes相对丰度分别为15.04%、6.14%、5.21%和5.27%。A2单元Firmicutes相对丰度下降主要是由其门下Chryseomicrobium属相对丰度急降所导致；在A3~A5单元，Firmicutes所测片段数基本不变，其相对丰度变小是由各单元其他菌门种类和丰度的增加所导致。在出水中，检测到的细菌总片段变少，导致Proteobacteria相对丰度增高，此时Firmicutes门下梭菌纲丰度上升是导致Firmicutes相对丰度上升的主要原因，梭菌纲适合在氧气浓度相对较低的出水中繁殖。同时，图4中的结果也表明，进水中Bacteroidota相对丰度较低，为1.08%，但在各单元中Bacteroidota相对丰度呈现逐步升高趋势，尤其是在A4和A5单元，其相对丰度分别可达31.43%和37.42%，这与已有研究结果基本一致 [25-26]。Bacteroidota相对丰度变化主要由其门下Flavobacterium属相对丰度变化引起，Flavobacterium是一种好氧反硝化细菌，适合在含氮物质和氧气含量充足的环境中生存。 本研究中，净化槽消毒单元处于关闭状态，因此，出水中检出的细菌多样性也较高，Proteobacteria仍是优势菌门，其相对丰度为53.41%，Firmicutes、Bacteroidota、Patescibacteria、Actinobacteriota的相对丰度也分别达到了11.31%、11.73%、11.86%、4.68%。与净化槽出水相似，排水口处受纳水体中Proteobacteria也是优势菌门，相对丰度为89.09%，且Patescibacteria、Actinobacteriota相对丰度则显著降低，这可能是由受纳水体中微生物相互作用导致的。
为了更加准确地反映净化槽不同单元和受纳水体中细菌的组成，对所选样本中细菌种群特征进行了属水平上的分析。结果如图5所示，进水中细菌种群相对简单，其中优势菌属为Paracoccus(43.31%)、Chryseomicrobium(26.00%)、Trichococcus(6.60%)和Pseudomonas(5.00%)。同样在有夹杂物的去除槽内，其细菌种群相对也较为简单，不同之处在于其优势菌属发生了明显变化，分别为Acinetobacter(38.70%)、norank_f__norank_o__norank_c__Gracilibacteria(7.54%)和Romboutsia(3.48%)。其原因可能是，在物理去除污水中较大颗粒物的同时，附着在颗粒物上的细菌也一并被去除，从而导致其优势菌属种类发生了变化。与其形成明显对比的是，A3、A4、A5单元中细菌菌属多样性明显增加，并且该3个单元中细菌相似性明显升高。除无法鉴定种类的others之外，A3单元中主要细菌菌属分别为Acinetobacter(6.38%)、norank_f__norank_o__Saccharimonadales(5.11%)、Pseudorhodobacter(4.52%)、Flavobacterium(2.85%)、Pseudomonas(1.29%)等。在A4、A5单元里，这些细菌菌属种类并未发生明显变化，但其相对丰度呈现一定差异。在A3、A4、A5单元中，Flavobacterium相对丰度呈现逐步上升趋势，分别为2.85%、18.12%、23.19%。Flavobacterium是活性污泥工艺的常见的好氧反硝化菌[27]，适合在含氮物质和氧气含量充足的A4、A5单元中生存，A3单元的厌氧环境并不适合其生存。在A3、A4、A5单元中，Acinetobacter相对丰度呈现逐步下降趋势，分别为6.38%、3.95%、0.57%。Acinetobacter是水处理过程中常见的异养硝化-好氧反硝化细菌[28]，所以在有机物质量浓度相对较低的A4、A5单元中并不利于其生长，导致其相对丰度下降。在A3、A4、A5单元中，Pseudomonas相对丰度呈现逐步下降趋势，分别为1.29%、0.83%、0.72%。有研究[29]表明，在人工湿地等脱氮除磷工艺中发现了参与有机物去除的Pseudomonas，因此，对于有机物质量浓度相对较低的A4、A5单元，Pseudomonas相对丰度可能会有所下降。与出水相比，受纳水体细菌组成出现显著变化，其中C39和Pseudomonas为主要的优势菌属，相对丰度分别为67.61%、10.21%，二者总相对丰度超过75%。
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进一步深入分析本研究中一体化污水净化槽各处理单元的细菌特征，结果发现，其检出的潜在人致病性细菌种类丰富，并且各个单元的种类及含量也存在一定差异。进水中共检测到16种潜在致病细菌属， 而出水中则检出了20种潜在致病细菌属。有研究[30-39]表明，出水中检出的相对丰度较高的Klebsiella、Aeromonas、Arcobacter、Neochlamydia、Clostridium_sensu_stricto_10、Mycobacterium、Pseudomonas、Bacteroides、Acinetobacter和Flavobacterium均对人体存在潜在危害。Aeromonas hydrophila普遍存在于淡水、污水、淤泥、土壤和人类粪便中，可引起多种水产动物的败血症和人类腹泻[30]；Klebsiella pneumoniae是人类呼吸道和肠道的常居菌，可引起下呼吸道、血液、泌尿道、消化道、手术切口、颅内、皮肤软组织等多个部位感染[31]；Arcobacter skirrowii与人类和动物的腹泻、菌血症等疾病密切相关[32]；属于易引起疾病衣原体目的Neochlamydia，对人体健康也存在潜在威胁[33]；Mycobacterium tuberculosis可引起人体结核病，一种传染性疾病，主要是通过呼吸道传播，以肺结核为最多见[34]；Pseudomonas aeruginosa为假单胞菌属中最为常见的一种机会致病菌，常可引起尿路感染、烧伤创面及褥疮感染、败血症和肺部感染等[35]；Bacteroides fragilis系革兰阴性厌氧菌，由于其具有黏附性、血细胞凝集素、多糖胶囊、菌毛等多种毒力因素，在拟杆菌属中致病性最强，其可引起腹腔感染、术后伤口感染、糖尿病足感染、菌血症等[36]；Acinetobacter bamnannii是我国医院感染最主要的致病菌之一，该菌最常引起的感染为下呼吸道感染，尤其为呼吸机相关性肺炎，其次为血流感染[37]；Clostridium perfringens广泛存在于自然界及人和动物的肠道中，是近年来我国家畜“猝死症”的主要病因，可引起气性坏疽和食物中毒的主要病原菌坏死性肠炎[38]；Flavobacterium可引起肺炎，也可招致脑膜炎、败血症等感染，该菌会在机体免疫力下降时引起感染[39]。以上结果表明，当污水生物处理设施末端出水不经消毒处理时，其出水中潜在致病微生物的危害可能存在升高趋势。本研究选取了9种对人体危害性较大的致病细菌，对其在不同单元中的相对丰度变化进行了分析，结果如图6所示。不同致病细菌的变化趋势各有差异，总体可分为以下3类。
第1种为进水中相对丰度较低，但在设备不同单元随着污水流向相对丰度逐步呈升高趋势。Aeromonas和 Klebsiella在进水中几乎未检出，但在A2、A3、A4、A5、A6的相对丰度则分别升高至0.007 4%和0.002 5%、0.15%和0.004 5%、0.066%和0.001 9%、0.37%和0.005 9%、1.26%和0.70%。Arcobacter (0.01%)和Bacteroides(0.21%)在进水中有少量检出，但在不同单元中也均呈现上升趋势，A2、A3、A4、A5、A6的相对丰度分别为0.064%和0.80%、0.047%和0.34%、0.068%和1.06%、0.069%和1.22%、0.24%和2.63%。这可能是因为Aeromonas、Klebsiella、Arcobacter、Bacteroides、Pseudomonas等菌属细菌是活性污泥中大量存在且具有降解有机污染物功能的菌属[24,29,40]。因此，相对进水而言，后续各处理单元中这些细菌的相对丰度呈现出上升趋势。
第2种为进水中相对丰度较低，但在整个水处理过程中其相对丰度呈现先上升后下降趋势。Mycobacterium(0.04%)和Neochlamydia(0.02%)在A2、A3、A4、A5、A6的相对丰度分别为0.35%和0.045%、0.78%和0.54%、0.47%和0.24%、0.41%和0.39%、0.27%和0.26%。这2种致病细菌丰度的最大值均在A3单元，可能是由于这2种细菌均属于厌氧菌，当溶解氧浓度较高时会抑制其活性，甚至会影响其生存。同样，Flavobacterium (0.04%)在A2、A3、A4、A5、A6的相对丰度也呈现出先上升后下降趋势，分别为0.10%、2.85%、18.12%、23.18%、1.32%，但下降点在A5单元，这可能因为Flavobacterium同时是一种好氧反硝化细菌[24]，在氮物质、有机物含量相对较低环境中会影响其繁殖，导致其相对丰度下降。
第3种为进水中相对丰度较低，但在整个水处理过程中呈现先上升后下降再上升趋势。Clostridium_sensu_stricto_10在进水中的相对丰度为0.06%，而在设备其他处理单元的相对丰度分别为A2(1.30%)、A3(0.85%)、A4(0.30%)、A5(0.31%)、A6(1.84%)，其相对丰度的峰值分别在A2和A6中。高通量测序结果显示，各单元检测总片段分别为38 979、40 364、44 672、51 735、50 945、36 408。分析高通量测序结果表明，A1、A2、A3、A4、A5和A6单元中Clostridium_sensu_stricto_10的核酸检出片段量分别为23、525、378、154、159、669。造成这种现象的原因可能是：在功能单元中功能菌种类和相对含量增大，而Clostridium_sensu_stricto_10较功能菌对营养物质的竞争力较小，导致相对丰度下降，但具体原因需要进一步开展研究。以上分析结果表明，无论那种类型变化趋势，其设备出水中均包含一定量的潜在致病性细菌。
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1)所研究的一体化污水净化槽设施处理农村生活污水时，不同处理单元细菌中群结构呈现一定差异，尤其是进水、夹杂物去除槽和后续生化处理单元之间。出水中也包含多样性丰富的细菌。
2)本研究在一体化污水净化槽中共检出21种潜在致病细菌，以Flavobacterium、Pseudomonas等为主。值得注意的是，在其出水中存在20种潜在致病细菌，并且有9种优势潜在致病细菌的相对丰度较进水存在明显升高现象。
农村分散式污水处理设施潜在致病细菌分布特征
Characterization of the potential pathogenic bacteria distribution in rural decentralized wastewater treatment facilities
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摘要: 污水是病原微生物传播的重要介质之一。目前我国大多数农村地区生活污水经生化处理后，极少进行消毒就直接排放至自然水体，这是否会造成农村地区污水中病原微生物的传播尚不明确。为此，以未开消毒设施的一体化污水净化槽为研究对象，在其稳定运行阶段，分析了不同处理单元、尤其是出水中细菌种群及潜在致病性细菌种类的特征。结果表明，与进水相比，净化槽各单元均包含一定量的潜在致病细菌，尤其是出水中，检出了20种潜在致病细菌，以Flavobacterium、Pseudomonas等为主。其中部分潜在致病菌随着污水处理流程其丰度呈现上升趋势。例如，Aeromonas、Klebsiella、Arcobacter和Bacteroides在进水中几乎未检出，其相对丰度分别为0%、0%、0.01%和0.21%，但其在出水中检出的相对丰度则为1.26%、0.70%、0.24%和2.63%。以上研究结果初步表明，在农村地区生活污水生物处理设施各工段中，均存在一定的潜在致病性微生物；尤其值得注意的是，在不进行消毒的状态下，出水中也包含多种潜在致病性微生物，其排放对周边环境及人体健康可能存在一定影响。本研究结果可为后续村镇小型污水处理设施的健康风险评估提供参考。Abstract: Wastewater is considered as one of the important transmission media of pathogenic microorganisms. At present, most domestic wastewater in rural areas of China is discharged directly to natural water after biochemical treatment with rare disinfection, and it is not clear whether this causes the transmission of pathogenic microorganisms in wastewater in rural areas. In this study, the characteristics of bacterial populations and potentially pathogenic bacterial species in different treatment units, especially in effluent, were analyzed at the stable operation stage of integrated Johkasou without running disinfection facility. The results showed that compared with the influent, each unit of the Johkasou contained a certain amount of potential pathogenic bacteria. Especially in the effluent, 20 species of potential pathogenic bacteria were detected, mainly were Flavobacterium and Pseudomonas. The relative contents of some potential pathogens showed an increasing trend along the wastewater treatment process. For example, Aeromonas, Klebsiella, Arcobacter and Bacteroides were almost not detected in the influent, and their relative abundances were 0%, 0%, 0.01% and 0.21%, respectively, but their relative abundances detected in the effluent were 1.26%, 0.70%, 0.24% and 2.63%, respectively. The preliminary results of this study show that there are certain potential pathogenic microorganisms in all sections of domestic wastewater biological treatment facilities in rural areas. And it is especially noteworthy that the effluent also contained a variety of potential pathogenic microorganisms without disinfection, and its discharge may have certain effects on the surrounding environment and human health. The results of this study will provide a basis for the health risk assessment of subsequent small-scale wastewater treatment facilities in rural areas.
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滨海土壤盐渍化严重，仅靠降雨淋洗和植物演替进行土壤改良需数十年、甚至更长时间，必须通过技术措施进行改良才能用于绿林建设[1]。近年来，烟气脱硫石膏对盐渍土壤的改良和修复效应得到较好地验证，其被认为是一项成本低、修复速率快的滨海盐渍土壤改良剂[2-4]。烟气脱硫石膏可以有效降低盐渍土壤pH和碱化度[5-7]，但也存在一些不足，程镜润等[7]研究发现烟气脱硫石膏在显著降低pH和碱化度的同时，也会增加土壤含盐量，并降低了土壤有效磷含量；毛玉梅等[8]研究发现烟气脱硫石膏会导致土壤全盐量增加，并降低了土壤有机质和速效磷，影响了黑麦草的发芽率；贺坤等[9]研究发现，烟气脱硫石膏改良滨海盐渍土会使土壤EC有明显增加，土壤速效磷、速效钾含量降低。城市园林废弃物通过堆肥处理和微生物分解会转化形成腐殖质，可增加土壤营养物质含量、促进养分的转化，提高营养物质的有效性[10-11]。张强[12]、顾兵等[13]研究表明园林废弃物堆肥可以改善植物生长状况和基质通气性、保水性和养分供应能力，提高土壤有机物质含量和土壤肥力，并对土壤有害阴、阳离子能起到缓冲作用，明显改善土壤物理性状和盐分组成。
为克服烟气脱硫石膏改良滨海盐渍土壤中产生的土壤含盐量增大、营养物质减少等不足的缺点，本研究通过盆栽实验开展了不同重量配比的园林废弃物堆肥与适量烟气脱硫石膏混合施用对滨海盐渍土的改良效果研究，分析了混合改良剂对盐渍土壤理化性质和植物生长发育的影响，以期为滨海盐渍土改良提供技术参考，并为城市固废提供适合的处置方式和综合利用途径。
1. 实验材料与方法
1.1 实验材料
实验土样取自上海南汇东滩的表层盐渍土，自然风干后磨碎过2 mm筛作为原土备用；园林废弃物堆肥取自上海植物园，主要原料是植物树枝及落叶等；烟气脱硫石膏取自上海外高桥电厂，主要成分为CaSO4.2H2O (CaSO4占含量的90.0%)，营养物质含量较少，主要实验材料的理化性质见表1。
表 1 实验材料主要理化性质Table 1. Physical and chemical properties of test materials实验材料 pH EC/(Ms·cm−1) 有机质/% 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 全钾/(g·kg−1) 土壤 8.7 1.30 2.25 0.4 1.05 12.7 堆肥 7.3 0.37 112.0 1.36 2.31 10.44 烟气脱硫石膏 7.2 — — <0.001 <0.001 <0.1 注：实验植物为黑麦草(Lolium perenne L.)，种植前于实验室恒温箱内进行发芽率实验，发芽率约为90.0%。 | Show Table
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1.2 实验设计
根据程镜润等[7]和MAO等[8]的实验结果，25 g·kg−1是该区域盐渍土改良剂的适宜施用量，因此，本研究中烟气脱硫石膏施加量为固定的25 g·kg−1。实验于上海应用技术大学玻璃温室内进行，设6个水平的处理，分别为：T1处理(原土，空白对照)、T2处理(原土+烟气脱硫石膏)、T3处理(原土+烟气脱硫石膏+5%堆肥)、T4处理(原土+烟气脱硫石膏+10%堆肥)、T5处理(原土+烟气脱硫石膏+20%堆肥)、T6处理(原土+烟气脱硫石膏+40%堆肥)，其中堆肥百分比均为重量配比，每个处理的土壤重量均为2.0 kg，各5次重复。
首先将50 g烟气脱硫石膏与原土混合(T1处理除外)，然后将堆肥按不同重量配比分别加入制成样品装盆。实验过程中保持良好的温度和湿度条件，不断浇水以保持土壤湿度，保证改良剂与土壤充分反应，并通过浇灌排出土壤盐分。60 d后种植黑麦草，每个样盆放入20颗黑麦草种子，种植期间浇水量以盆底刚刚渗出水为宜，各样盆统一浇水和管理措施，种植20 d后统计黑麦草发芽情况，50 d左右盆栽实验结束。
1.3 指标测定
盆栽实验结束后，选取10株长势相近的黑麦草植株冲洗干净，分别测定地上、地下部分长度以及总重；然后将植株放置于烘箱内以85 ℃进行12 h烘干，取出后分别测定地上、地下部分干重。最后将植株样品研磨成粉末状，过1 mm筛后，采用H2SO4-H2O2消煮，测株全氮、全磷和全钾含量。实验结束后，收集土壤样品，风干后过1 mm筛以备测试理化性质。土壤pH采用酸度计实测，土壤电导率值采用电导仪测定[14]；土壤有机质、有效磷、有效氮、速效钾的含量测定依照《森林土壤分析方法》[15]。
1.4 数据处理
实验结果统计与分析采用Excel 2015和SPSS 17.0软件处理。土壤理化性质、养分含量、植物生长指标等均以实验重复平均值显示，不同处理间指标的差异采用Duncan法检验。
2. 结果与讨论
2.1 改良剂对盐渍土壤理化性质的影响
图1为改良剂对土壤pH的影响。施加烟气脱硫石膏后土壤pH明显低于对照处理，由8.61降至7.67，降幅为10.9%，结果与已有研究[2, 6-7]的结果一致。烟气脱硫石膏施用量固定的情况下，混合施用园林废弃物堆肥，随着堆肥施用量的增加，pH呈现逐步降低的趋势，降幅为6.8%~13.8%；当堆肥重量配比在15%~20%时，盐渍土壤的pH下降最为明显。各处理下土壤pH均降到8.0以下，符合多数植物的生长要求。
园林废弃物堆肥混合施用后，堆肥中的腐解酸能够与土壤碱性物质发生中和反应，致使土壤pH进一步降低。堆肥腐解酸还可以保持土壤水分和提高微生物活性[13]，也会降低土壤pH。腐殖酸类物质也可以结合烟气脱硫石膏中的钙离子，减少钙离子对钠离子的置换，因此，在大量使用堆肥的情况下土壤pH能够较快地趋于稳定。
图2为改良剂对土壤EC的影响。在盐渍土壤中加入烟气脱硫石膏后EC显著升高，增幅可高达8.4%，其原因是烟气脱硫石膏是一种中等溶解度盐，可以连续释放硫酸根离子和钙离子[16]。在烟气脱硫石膏施用量固定的情况下，进一步增施堆肥可以降低土壤EC，堆肥重量配比20%~40%时，对比T2处理，EC降低了11.6%，对比T1处理，EC也降低了4.2%左右。这说明混合改良剂可以降低土壤全盐含量，堆肥增加了土壤孔隙度，提高了土壤渗透性，随着时间的推移，土壤中随水运移速度较快的盐离子会被进一步淋洗掉。
2.2 改良剂对土壤营养元素的影响
图3是改良剂对土壤有机质含量的影响。施加烟气脱硫石膏后盐渍土壤有机质含量下降21.6%左右。施加不同重量配比的堆肥后，土壤有机质含量随堆肥施用量增加逐步升高，T6处理时，盐渍土壤有机质含量比对照处理高出171.6%。在施加烟气脱硫石膏后，土壤有机质含量下降的主要原因是土壤pH的降低减少了有机质在水中的溶解，降低了水溶性有机质的含量[17]。园林废弃物堆肥中的有机质含量很高，增施到盐渍土壤后可使土壤有机质含量有较大程度的增加。
图4为改良剂对土壤营养物质含量的影响。施加烟气脱硫石膏后盐渍土壤有效磷、有效氮和速效钾含量均有所降低，降幅分别为30.1%、40.5%和36.1%。相对于T2处理，施加堆肥后盐渍土壤中有效磷、有效氮和速效钾含量均有明显增加，增幅分别为96.0%~182.7%，40.0%~186.7%和71.7%~157.5%。
图 4 不同改良处理中土壤营养物质含量的变化Figure 4. Changes of soil nutrient elements under different soil amendments烟气脱硫石膏中的钙离子在交换盐渍土壤胶体上的钠离子后，仍会以交换态形式留在土壤中吸附土壤中富集的磷酸根离子[18]，或置换土壤中的铵离子和交换性钾离子，并随水流出而降低了土壤营养物质含量[8, 19]。由于堆肥的主要原料来源于植物枝条和落叶等，可促进土壤中小团聚体向大团聚体转化，提高土壤中毛管孔隙度和饱和导水率，可以显著提高氮、磷、钾含量[20]。此外，随着土壤pH的降低，土壤微生物活性增大，这可能将部分磷转化为易于被植物吸收的形态，从而导致土壤有效磷的明显增加[21]。而有效氮的增加还可能与烟气脱硫石膏促进了堆肥中的有机氮释放有关[22]，吕子文等[10]的研究结果则表明堆肥可以促进土壤中钾的活性，增加了土壤速效钾的含量。
2.3 改良剂对植物发芽率和叶片数量的影响
由图5可知，黑麦草在盐渍土壤条件下的发芽率仅有50.0%，施加烟气脱硫石膏后发芽率降至42.0%左右，这说明烟气脱硫石膏虽能降低土壤碱化度，但短时间内过量施用会导致盐分过量积累，以致土壤含盐浓度超过植物正常的耐受力，从而影响了黑麦草发芽率，该结果与CLARK等[23]和毛玉梅等[24]的研究结果相一致。施加园林废弃物堆肥后，土壤孔隙度增大，土壤pH降低，均可促进植物种子萌发和发芽率的提升。结果表明，随着堆肥施用量的增加，黑麦草发芽率也逐渐增加，当堆肥重量配比为40%时，发芽率达到90.0%左右。
图 5 不同改良处理中黑麦草发芽率的变化Figure 5. Changes of germination rate of Ryegrass under different soil amendments由图6可知，施加烟气脱硫石膏后的黑麦草叶片分蘖数大于对照处理，但差异不显著。随着堆肥施用量的增加，黑麦草叶片分蘖数也逐步增加，但堆肥重量配比为20%~40%时，差异并不显著。
图 6 不同改良处理中黑麦草叶片数量的变化Figure 6. Changes of leaf number of Ryegrass under different soil amendments2.4 改良剂对植物生物量的影响
表2为改良剂对黑麦草生长特征变化的影响结果。施加烟气脱硫石膏后黑麦草的重量和高度均比对照处理有所增加，但差异并不显著。混合园林废弃物堆肥后，黑麦草重量和高度等指标均随堆肥施用量增加而呈现逐渐增加的趋势。T6处理时，黑麦草总湿重、地上干重、株高和根长等均达到最大值，分别较对照处理增加了154.1%、100.0%、89.2%和103.6%，比单一施加烟气脱硫石膏的处理增加了94.2%、75.0%、66.2%和71.3%。
表 2 不同处理中黑麦草生长特征的变化Table 2. Changes of growth characteristics of ryegrass under different soil amendments处理 重量/g 高度/cm 总湿重 地上干重 地下干重 株高 根长 T1 0.146±0.012a 0.021±0.001a 0.009±0.001a 13.0±1.20a 13.8±2.25a T2 0.191±0.052b 0.024±0.004a 0.010±0.002a 14.8±0.52a 16.4±2.30a T3 0.201±0.004b 0.029±0.001b 0.011±0.001a 16.8±0.36b 19.6±1.52b T4 0.281±0.009c 0.030±0.003b 0.013±0.001b 19.6±0.52c 22.0±3.01b T5 0.303±0.041c 0.036±0.002c 0.014±0.002b 21.8±0.07c 24.4±2.10c T6 0.371±0.020c 0.042±0.002d 0.013±0.001b 24.6±0.21d 28.1±2.10d | Show TableDownLoad:
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烟气脱硫石膏中所含高价离子可降低土壤胶体表面由负电荷相互排斥而产生的电位势，促进土壤胶体的凝聚，从而利于土壤团粒结构形成，改善作物根系的生长环境，促进作物的生长和发育[1, 7-8, 25]。烟气脱硫石膏中大量的钙和硫等营养物质也会促进植物的生长[7]，因此部分土壤营养物质的减少并没有影响到植物生物量的增加。混合改良剂施用后，由于土壤pH、全盐的降低以及土壤有机质、营养物质的增加，进一步促进了黑麦草的生长。园林废弃物堆肥不仅进改善了盐渍土壤的容重与孔隙度[26]，提高了土壤养分含量，而且烟气脱硫石膏经过一段时间的灌溉溶解后脱盐程度也会逐步增大[9]，两者混合施用对盐碱地植物的根系生长更加有利[27]。
2.5 改良剂对植物体内营养物质的影响
表3是改良剂对黑麦草植株内营养物质变化的影响。施加烟气脱硫石膏后植株全氮、全钾含量均有所升高。混合施用园林废弃物堆肥后，植株全氮、全钾含量再度升高，且随堆肥施加量增加而呈现上升的趋势，与T1和T2处理相比差异显著。T6处理时，植株全氮、全钾含量增加效果最为明显，分别较对照处理增加了139.9%和40.8%，比单一施加烟气脱硫石膏的处理增加了83.3%和29.8%。植株全磷含量在施加烟气脱硫石膏后有所下降，降幅为25.4%。混合施加园林废弃物堆肥后，随着堆肥施加量的增加，植株全磷含量也逐渐增加，T6处理时略高于对照处理。结果表明烟气脱硫石膏抑制了植物对土壤有效磷的吸收，施用肥后土壤有效磷增加，植物吸收磷的数量也增加，与龚小强的研究结果一致[28]。
表 3 不同处理中黑麦草植株内营养物质的变化Table 3. Changes of nutrients in ryegrass under different soil amendments处理 全氮/(mg·kg−1) 全磷/(mg·kg−1) 全钾/(mg·kg−1) T1 4.268±0.232a 0.206±0.015a 5.200±0.192a T2 5.584±0.158b 0.154±0.015b 5.641±0.067b T3 6.957±0.176c 0.159±0.020b 6.000±0.307c T4 8.662±0.337d 0.166±0.013b 6.041±0.232c T5 9.333±0.197d 0.191±0.004a 6.803±0.081d T6 10.238±0.348e 0.207±0.017a 7.324±1.263d | Show TableDownLoad:
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施加烟气脱硫石膏或者2种改良剂混合施用，植物体内的全氮、全钾含量均有所增加，说明烟气脱硫石膏的施用虽然降低了土壤营养物质含量，但并未影响到植物对氮、钾两种营养物质的吸收，其原因应该是由于土壤孔隙度的增大和pH的降低促进了植物的根系生长(植物的根系长度和地下重量均增加)，而植物根系对养分的生物有效性有重要作用。
烟气脱硫石膏施用后植株的全磷含量有明显下降，这说明烟气脱硫石膏抑制了植物对磷的吸收。相关研究表明土壤中的磷大部分都是迟效性的，植物生长对磷的利用率本来就比较低，一般为5%~15%，因此，土壤有效磷的含量直接影响植物体内的磷含量[29-30]，烟气脱硫石膏减少了土壤有效磷含量，也就降低了植株中的全磷含量。混合园林废弃物堆肥后，植物体内全磷含量逐步增加，这说明堆肥能将自身磷转换成易被植物吸收的有效磷[13]，植株全磷含量相应增加。
2.6 烟气脱硫石膏与园林废弃物堆肥施用量及经济效益
研究结果表明烟气脱硫石膏施用量固定的情况下，园林废弃物堆肥占比越高，植物生长越旺盛。但张强等等[12]的研究结果表明，过高的比例会影响植物生长，对花卉生长和品质的影响效果出现降低趋势，园林废弃物堆肥的添加比例以30%~50%为宜[11, 13]。根据本研究的结果，推荐使用25 g·kg−1作为烟气脱硫石膏最佳施用量，以及20%~40%作为园林废弃物堆肥的最佳重量比，在此条件下即可取得较好的盐渍土改良效果。目前，上海地区烟气脱硫石膏出厂费用大约60元·t−1，而园林废弃物堆肥的生产成本约为100元·t−1，因此，按照改良10 000平方米(翻深30 cm，土壤容重1.40 g·cm−3)盐渍土壤计算，需要105 kg的烟气脱硫石膏和840 kg的园林废弃物堆肥，合计成本费用大约仅需要90.3元。目前，滨海盐渍土改良普遍采用灌溉压盐、埋管排盐等方法，轻、中度碱化盐土的改良多在一定灌排条件下结合农业生物措施改良，重碱化盐土的改良则主要是配合化学改良剂[31]，以上方法无论是时间和成本都相对较高。本研究中2种改良剂的施用成本相对于传统的工程措施和材料而言都相对较低，还能够降低城市固体废弃物的处理成本。
3. 结论
1)烟气脱硫石膏能显著降低滨海盐渍土壤pH，但增加了土壤全盐含量。混合园林废弃物堆肥后，土壤pH进一步降低，同时增加了土壤盐离子的流失，进而降低了土壤全盐含量。
2)烟气脱硫石膏和园林废弃物堆肥2种改良剂的混合施用，能够显著增加盐渍土壤营养物质的含量，从而改善了单独施用烟气脱硫石膏改良盐碱土所造成的土壤营养物质降低的不足。
3)烟气脱硫石膏混合园林废弃物堆肥一起施用可以提高盐渍土壤植物发芽率，有效改善土壤的理化性质，增加土壤和植物体内的营养物质含量，最终增加植物的生物量。
4)相对于传统的工程措施和改良材料，烟气脱硫石膏混合园林废弃物堆肥施用成本较低，还可以作为城市固体废弃物处理的有效手段，降低固废处理成本，一举两得。
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图 2 净化槽污水进、出水水质变化
Figure 2. Changes of water quality of the influent and effluent in the the Johkasou
图 3 污水处理过程主要污染物去除效率变化
Figure 3. Changes in removal efficiency of key pollutants in wastewater treatment process
图 4 污水处理过程和受纳水体中细菌相对在门水平的丰度变化
Figure 4. Changes in the relative abundance of bacteria at Phylum level during wastewater treatment and in receiving water
图 5 污水处理过程和受纳水体中细菌在属水平的相对丰度变化
Figure 5. Changes in the relative abundance of bacteria at Genus level during wastewater treatment and in receiving water
图 6 水处理过程中潜在致病菌相对丰度变化
Figure 6. Changes in the relative abundance of potential pathogenic bacteria during water treatment
表 1 不同处理单元微生物群落丰度和多样性
Table 1. Microbial community abundance and diversity in different treatment units
处理单元 Ace Chao1 覆盖率/% Shannon Simpson A1 1 252.21 1 025.01 99.30 2.25 0.26 A2 1 986.92 1 965.48 98.93 4.13 0.15 A3 2 396.72 2 404.32 98.75 5.49 0.01 A4 2 260.19 2 221.75 98.95 5.01 0.02 A5 1 910.35 1 841.82 99.16 4.92 0.02 A6 2 029.49 1 981.27 98.68 5.06 0.03
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