景觀水體是濕地公園、城市旅游景點的重要組成部分，然而城市景觀水體大部分是封閉或者是半封閉狀態，其自凈能力弱，環境容量小，生態系統相對簡單，水質穩定性差，易發生富營養化。由于地表徑流、無組織排放污水的流入以及內源性污染物的釋放，導致景觀水體藻類大量生長，甚至出現黑臭，大大降低了其景觀價值。因此，如何修復治理污染景觀水體，使其水質長期維持穩定，成為生態環保領域急需解決的環境問題。

污染景觀水體的修復方法主要包括物理、化學、生物生態處理法，如曝氣、化學藥劑或微生物菌劑的投加、水生植被恢復等。由于化學藥劑的使用成本高，容易產生二次污染，而投加微生物菌劑的治理效果不穩定，且存在一定生態風險，因此，曝氣增氧和水生植物恢復成為污染水體修復常用措施。

盡管曝氣增氧是水體污染修復的一個重要手段，但是傳統鼓風曝氣產生的氣泡大、氧傳質效率低、能耗大。近年來，微納米曝氣技術因產生的氣泡體積小、比表面積大、在水中停留時間長、氧傳質效率高、能產生活性氧等優點，而備受關注?？嗖菔俏覈乇硭w典型沉水植物，其繁殖速度快，根系較發達，對天然水體水質凈化，維持水生態平衡發揮重要作用，是地表污染水體生態修復優先選擇的物種。已有微納米曝氣應用在生物膜污水處理、微納米氣泡浮選、“微納米曝氣-臭氧”耦合處理技術在生活污水、工業廢水、地表水體及地下水污染修復等方面的研究報道，但微納米曝氣聯合水生植物修復城市污染景觀水體的研究處于起步階段，尚未探明微納米曝氣聯合植被恢復作用對污染景觀水體微生態結構的調控機理。

鑒于此，本研究采用微納米曝氣聯合苦草(micro-nanoaerationcombinedwithVallisnerianatans，MAVS)對合肥濕地公園污染景觀水體進行修復治理，考察COD、NH4+-N、TP、TN的處理效果及微生物種群結構的動態變化規律，旨在為MAVS技術修復污染城市景觀水體提供理論依據和技術支撐。

1、實驗部分

1.1 研究區域概況

工程實施的景觀水體位于安徽省合肥濱湖濕地森林公園中部區域(東經31°43′15.53″，北緯117°23′16.70″)，水體封閉，長50m、寬3m、水深約80cm。合肥濱湖濕地森林公園靠近巢湖，屬于北亞熱帶濕潤季風氣候區，季風明顯，氣候溫和，雨量充沛，年平均氣溫和降雨量分別為16.1℃和1215mm。

1.2 樣品采集與處理

沿水體長度方向，在中線附近設置4個水體采樣點和3個底泥采樣點(圖1)。水體采樣點和底泥采樣點分別命名為A1、A2、A3、A4和B1、B2、B3，相鄰采樣點間距約15m。微納米曝氣與苦草聯合修復工程實施前(3月份)和實施后3個月(6月份)、6個月(9月份)、7個月(10月份)和9個月(12月份)，在設定的采樣點及采樣時刻(16:00)分別采集表層水樣和底泥樣。各采樣點初始水質指標見表1，每個底泥樣為抓斗采樣器抓3次的混合樣。樣品采集后立即帶回實驗室冷凍保存供后續分析使用。

1.3 微納米曝氣裝置的安裝與調試運行

工程選用的微納米曝氣裝置由安徽新宇環保科技股份有限公司提供。實驗裝置主要分為箱體、提升泵、進水口、儲水罐、進氣口、自吸式氣液混合泵、溶氣罐及釋氣頭，水泵流量為20m3·h?1，進氣量為2m3·h?1，該曝氣裝置結構見圖2。曝氣裝置安裝在景觀水體旁，曝氣頭安置在景觀水體中部，微納米氣泡經曝氣頭向水體四周擴散，每日曝氣時刻為09:00—12:00、13:00—17:00。

1.4 苦草的栽種

工程所用苦草由安徽新宇環?？萍脊煞萦邢薰咎峁??？嗖莘N植前，通過水泵排水使施工景觀水體水深降至20cm左右，然后栽種苦草。單簇苦草10顆左右，每簇左右間隔約30cm，前后約80cm，苦草栽植10d后恢復至原水位，之后安裝微納米曝氣裝置。

1.5 分析項目及方法

水體溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)用HACH(HQ40d)多參數水質測定儀現場測定?；瘜W需氧量(COD)檢測采用快速消解法、氨氮(NH4+-N)檢測采用納氏試劑分光光度法、總磷(TP)檢測采用鉬銻抗分光法、總氮(TN)檢測采用堿性過硫酸鉀法。底泥樣品DNA采用FASTDNA?SpinKitforSoil試劑盒進行提取，提取的DNA由杭州明科生物技術有限公司進行純化、擴增、測序，得到原始數據。

1.6 數據處理

將原始數據進行質控后，使用FLASH(version1.2.7)軟件進行拼接，再使用Usearch軟件中UPARSE算法(version7.1)，根據97%的相似度對序列進行操作分類單元(operationaltaxonomicunits,OTUs)聚類并剔除嵌合體。處理后，得到微生物門、屬水平的相對豐度。利用R語言包繪制主坐標分析圖(principalco-ordinatesanalysis,PCoA)，使用Origin2019進行繪圖，并用Canoco軟件分析水體理化指標對微生物群落變化的影響。

2、結果與討論

2.1 MAVS對景觀水體水質的影響

1)MAVS對DO的影響。工程實施前后景觀水體DO的變化如圖3所示。可以看出，工程實施前景觀水體溶解氧維持在2~4mg·L?1。工程實施后，水體DO逐漸上升，15d左右，白天曝氣過程中DO穩定在6~8mg·L?1，由此可知工程實施顯著提高了水體的DO值。工程實施160d后，微納米曝氣系統因故障停止運行，水中DO逐漸下降至3~5mg·L?1，但與MAVS工程實施初期相比，仍有一定程度的提升。這是因為水體DO除來自于微納米曝氣系統外，亦有部分來自于苦草的光合作用。

2)MAVS對COD的影響。工程實施前后景觀水體COD變化如圖4所示。工程實施前，水體COD超過了《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)Ⅲ類標準。工程實施后，60~100d期間，COD呈現下降趨勢，COD在20mg·L?1上下波動；100d后，穩定在20mg·L?1以下，處在《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)Ⅲ類，工程實施約120d，水中COD降至15mg·L?1以下，此時各采樣點COD去除率分別為55.61%、67.49%、53.95%和56.70%。微納米曝氣聯合苦草凈化水體COD包括2個方面：一是微納米曝氣激活了一些有機物降解菌群，強化了污染物生物降解；二是苦草生長對污染物的吸收。160d時(9月中旬)，微納米曝氣系統停止運行，水體COD開始上升，重新曝氣后COD又開始下降，最終穩定在20mg·L?1以下。微納米曝氣系統因故障停止時氣溫呈下降趨勢，200d時(10月下旬)，苦草基本停止生長，水質凈化能力減弱，且開始出現衰亡腐爛并釋放一定量有機物，從而導致COD升高；系統再次啟動，提高了水體DO，促進了有機污染物的降解，COD又開始下降。

3)MAVS對N的影響。工程實施前后景觀水體NH4+-N、TN變化如圖5所示。可以看出，工程實施前，采樣點NH4+-N、TN質量濃度分別為0.8~1.0mg·L?1、2.0~2.3mg·L?1，NH4+-N達到《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)Ⅲ類標準，而TN達到了《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)劣Ⅴ類水標準。工程實施后，水體NH4+-N、TN質量濃度不斷下降，實施60d左右，TN達到Ⅲ類水標準，此后NH4+-N、TN質量濃度進一步下降。實施120d左右，其NH4+-N、TN達到最佳凈化效果，各采樣點NH4+-N轉化率分別為89.97%、88.00%、91.45%和89.82%，TN去除率為89.50%、75.55%、92.22%和89.81%。由于微納米曝氣系統是間歇運行，白天曝氣階段，水體DO可以達到7mg·L?1左右，水體處在好氧狀態；夜晚停止曝氣，DO降低，部分區域出現缺氧狀態。在好氧、缺氧交替變化條件下，水體NH4+-N被氧化為硝態氮而后被反硝化細菌轉化為氮氣。系統因故障停止曝氣期間，水中部分苦草衰亡分解和底泥污染物釋放導致NH4+-N呈現快速上升趨勢，隨著曝氣系統再次啟動，NH4+-N、TN質量濃度又開始下降。總體上，水中NH4+-N、TN的變化與COD變化有高度相似性。

4)MAVS對TP的影響。工程實施前后景觀水體TP變化如圖6所示?？梢钥闯觯こ虒嵤┖?，30d左右，TP逐漸下降，水體TP含量趨于穩定，維持在0.1mg·L?1左右，與工程實施前相比，各點TP質量濃度分別下降了78.96%、82.81%、83.70%和80.67%。停止曝氣期間，TP質量濃度有所上升，后期即使恢復曝氣，TP質量濃度仍略高于曝氣停止前的水平。這與后期氣溫下降、苦草停止生長、進入衰亡期、吸收磷的能力下降有關。總體上，TP的變化與DO的變化趨勢相反。由此推測，工程實施前上覆水中的磷主要來自于DO低時底泥的釋放。工程實施后，磷逐漸下降主要有2個原因：一是微納米曝氣提高了水中DO及氧化還原電位，有效抑制了底泥中磷的釋放；二是苦草生長吸收了水體中的磷。

由此可知，MAVS對污染景觀水體有較好的修復效果，苦草在成熟期和衰亡期對污染物吸收能力減弱，并且在衰亡期由于自身腐爛導致水體COD呈升高趨勢。因此，在修復水體過程中，建議在苦草進入衰亡期前對其進行收割打撈。

2.2 MAVS對底泥微生物群落的影響

1)MAVS對底泥微生物多樣性的影響。MAVS工程的實施改善了景觀水體水質，同時引起水體底泥微生物群落發生相應變化。本研究中，4個季節總計15個底泥樣的測序結果顯示，測序基因序列數為33460~59316，覆蓋率約為97%，能真實地反映景觀水體微生物組成。表2反映了工程實施前后不同時期底泥微生物種群多樣性特征。可以看出，MAVS實施后，Chao、Shannon指數呈先下降后升高的趨勢，工程實施后的3個月(6月份)，底泥微生物種群多樣性下降，推測是由于MAVS的實施改變了水環境條件，促進了一些優勢微生物種群繁殖及微生物種群演替。此后，隨著水質進一步改善，微生物種群豐富度和多樣性逐漸升高。

2)MAVS對底泥微生物群落結構的影響。利用物種Venn圖(圖7)進一步分析修復過程中景觀水體不同時期底泥微生物種群結構?？梢钥闯?，5個階段樣品中獨特的OTUs分別為547、268、291、393、554，表明MAVS激活了一些在景觀水體中存在但不具有代謝活性的微生物。此外，5個階段OTUs為1818，占整個樣品的OUTs的比例較低。這表明，與修復工程實施前相比較，修復工程實施后微生物群落發生了明顯的變化。

為明確景觀MAVS修復工程實施對水體底泥微生物群落的影響規律，在門、屬分類水平上對底泥優勢微生物進行了分析，結果分別見表3和表4。

由表3可知，修復工程實施前，Proteobacteria(變形菌門)、Bacteroidetes(擬桿菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)和Chloroflexi(綠灣菌門)是豐度較高的4個菌門，占比分別為53.54%、9.95%、9.51%、6.14%。隨著修復工程實施時間的延長，不同月份的優勢菌門保持相對穩定，但它們的相對豐度發生了一定程度的改變。Proteobacteria、Bacteroidetes的豐度隨修復過程的進行而下降，Proteobacteria是細菌中數量最多的細菌門，Bacteroidetes是參與有機碳和蛋白質物質循環的異養微生物，通常在厭氧和缺氧環境中豐度更高；而Acidobacteria、Chloroflexi豐度在修復過程的前期均有所升高，但在12月份Acidobacteria豐度有所降低。

由屬水平微生物群落組成(表4)可知，景觀水體在工程實施前，不可培養的紅環菌屬(Rhodocyclus_uncultured)、XanthomonadalesIncertaeSedis_uncultured、不可培養的產堿桿菌屬(Alcaligenes_uncultured)和BacteroidetesvadinHA17_norank是底泥微生物種群豐度較高的4個屬，占比分別為8.81%、8.50%、2.94%、2.73%，其豐度隨修復過程的進行而改變。Rhodocyclus_uncultured可利用不同有機底物作碳源和電子供體進行厭氧代謝，XanthomonadalesIncertaeSedis_uncultured通常存在于活性污泥中，Alcaligenes_uncultured和BacteroidetesvadinHA17_norank是2類專性或兼性厭氧微生物。工程修復前，因水體有機物質量濃度高，DO質量濃度低，故這幾種菌屬微生物占比高；此后，這4種菌屬的微生物豐度隨著修復過程的進行呈下降趨勢，在10月份停止曝氣期間降至最低，而微納米曝氣設備重新啟動運行時其又呈升高趨勢?？傮w上，這幾類菌屬微生物的演替與水體COD、DO變化分別呈相同和相反的變化趨勢，但在時間上存在一定的滯后性。由此進一步證實，微納米曝氣聯合苦草修復能促進底泥有機物的降解，調節水體溶解氧，調控水中好氧、厭氧或兼性厭氧微生物結構組成及豐度。

為了進一步揭示MAVS修復工程實施前后水體微生物群落隨修復時間的演化規律，根據不同時間底泥樣品OUT的分布，進行了基于UniFrac的PCOA分析，結果見圖8。PCoA1和PCoA2的解釋率分別為19.78%和10.71%，表明MAVS修復工程對水體微生物群落組成有重要影響。工程實施前(3月份)與工程實施一段時間后(6月份、12月份)，底泥微生物群落有明顯的區分。6月份和12月份有部分微生物群落聚集在一起，表明2個階段存在一些相同的微生物；而6月份與12月份水體水質相似，說明微生物群落與景觀水體的污染水平存在一定的相關性。由10月份、9月份及12月份微生物群落對比結果可知，3個月底泥微生物群落同樣發生了明顯的變化，推測是由于10月份微納米曝氣裝置停止運行，水體水質惡化，導致微生物群落發生了相應改變。

2.3 微生物群落組成與水體水質理化性質的相關性

為考察MAVS工程實施后水體水質特性對底泥微生物群落的影響，采用Canoco軟件將TN、NH4+-N、COD、TP、DO與微生物群落繪制成CCA圖(圖9)，同時得出理化性質對微生物群落變異性的貢獻率，COD、TP、DO對微生物群落變化的貢獻率分別為73.9%、10.4%、6.6%。圖9中2個坐標軸反映了34.68%的微生物群落變異，且可以看出DO與其他理化性質呈負相關。可以看出，COD、TP、DO與微生物群落結構具有顯著相關性(P<0.05)，對微生物群落變化影響最大的指標為COD，其對微生物群落變化的貢獻率為73.9%。

3、結論

1)MAVS可有效調節水體DO，強化污染水體中COD、NH4+-N、TP的轉化和去除，可促進水質改善。

2)MAVS工程實施后，水體底泥微生物群落結構多樣性增加；而優勢微生物種群組成相對穩定，其豐度呈現出與COD相同、DO相反的變化趨勢，但存在一定滯后性。

3)MAVS在對水體進行修復時，通過調節水質理化特性，從而驅動微生物群落結構和豐度產生變化，實驗結果表明COD是驅動微生物群落結構和豐度變化的最大貢獻者。