劉子森,張 義,王 川,藺慶偉,閔奮力,周巧紅,劉碧云,賀 鋒,吳振斌 (.中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所,淡水生態(tài)和生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖北 武漢 430072；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 00049)

磷是淡水水體富營(yíng)養(yǎng)化過(guò)程的關(guān)鍵性影響因子之一[1-2].水體中磷的來(lái)源包括外源輸入和內(nèi)源釋放[3].在外源磷的輸入得到有效控制的情況下,內(nèi)源沉積物作為湖泊營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的重要蓄積庫(kù),它不僅是外來(lái)污染物的歸宿,同時(shí)自身營(yíng)養(yǎng)鹽的釋放成為上覆水體磷的重要來(lái)源[4-5].湖泊沉積物磷的控制技術(shù)主要分為異位控制技術(shù)和原位控制技術(shù)兩大類(lèi).異位控制技術(shù)中常采用的是具有清污徹底,處理技術(shù)較成熟的底泥疏浚技術(shù),但其易對(duì)湖泊生態(tài)系統(tǒng)多樣性造成威脅,易對(duì)環(huán)境造成二次污染[6-8].原位控制技術(shù)包括原位物理覆蓋技術(shù)[9-11]、原位化學(xué)處理技術(shù)[12-14]和原位生物修復(fù)技術(shù)[15-17].相比于異位控制技術(shù),沉積物磷原位控制技術(shù)直接在原地對(duì)污染底泥進(jìn)行處理,可避免底泥再懸浮引起大量磷向水體釋放,減少二次污染,且處理成本較低.

沉水植物能夠通過(guò)直接吸收、促進(jìn)含磷物質(zhì)的沉降、抑制表層沉積物的再懸浮、改變底泥理化性質(zhì),增加沉積物中微生物的量等來(lái)降低沉積物磷的釋放[18-20].苦草(Vallisneria spiralis,V.spiralis)是一種多年生無(wú)莖沉水植物,廣泛分布于我國(guó)淡水湖泊與河流中.目前,已有一些關(guān)于V.spiralis對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化水體的修復(fù)作用的研究[21-23].但沉水植物易受溫度、水質(zhì)等環(huán)境因素的影響,需結(jié)合其它技術(shù)以實(shí)現(xiàn)對(duì)沉積物磷的有效控制.

膨潤(rùn)土是一種以蒙脫石為主要礦物成分的層狀粘土礦物,在自然界中分布較廣[24-25].膨潤(rùn)土因其吸附性能高,性能穩(wěn)定且價(jià)廉,無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)而應(yīng)用廣泛.但未經(jīng)處理的膨潤(rùn)土因雜質(zhì)含量較高而影響其吸附性能,因此需要對(duì)其進(jìn)行改性處理[26-27].本研究采用改性膨潤(rùn)土(MB)作為原位物理化學(xué)吸附材料,并將其與沉水植物V.spiralis聯(lián)合應(yīng)用于杭州西湖沉積物磷處理,首次探討MB與V. spiralis聯(lián)合作用對(duì)沉積物各形態(tài)磷的吸附效果,以期實(shí)現(xiàn)富營(yíng)養(yǎng)化湖泊沉積物磷高效脫磷,對(duì)充分發(fā)揮粘土礦物和沉水植物協(xié)同作用、有效控制富營(yíng)養(yǎng)化湖泊內(nèi)源磷污染問(wèn)題有重要的理論和實(shí)際意義.

1 材料與方法

1.1 研究位點(diǎn)及樣品采集

杭州西湖(120°08′E,30°15′N(xiāo))位于浙江省杭州市西面,是典型的淺水城市湖泊,湖泊水面面積6.5km2,平均水深為2.27m.西湖的子湖之一小南湖局部湖區(qū)沉積物污染嚴(yán)重.用彼得森采泥器(HNM1-2型)現(xiàn)場(chǎng)采集了小南湖湖心(30°23′16′N(xiāo),120°13′18′E)表層0～10cm的底泥(采樣點(diǎn)水深2.05～2.20m,泥深約0.5m)作為本研究的沉積物樣品.采集的沉積物樣品現(xiàn)場(chǎng)用氧化還原(ORP)去極化法全自動(dòng)測(cè)定儀測(cè)定氧化還原電位和pH,當(dāng)天運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室,并分別對(duì)其進(jìn)行實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì):栽種V. spiralis、鋪設(shè)不同厚度的MB以及在鋪設(shè)了MB的沉積物上栽種V. spiralis.采樣點(diǎn)如圖1所示.

圖1 沉積物采樣點(diǎn)Fig.1 The geographic location of the sampling site

沉積物采集的同時(shí)對(duì)其上覆水進(jìn)行相關(guān)理化性質(zhì)分析(經(jīng)0.45μm微孔濾膜過(guò)濾,過(guò)濾后的上覆水置于冰箱4℃保存?zhèn)溆?,分析結(jié)果見(jiàn)表1.

表1 沉積物上覆水的理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical characters of overlying water above sediments

1.2 試驗(yàn)材料

膨潤(rùn)土顆粒(3～5mm)采購(gòu)于山東泗水恭發(fā)有限公司.采用酸改性、鹽改性、高溫焙燒改性及復(fù)合改性等多種改性方法對(duì)膨潤(rùn)土原土(RB)顆粒進(jìn)行改性處理,通過(guò)研究不同MB對(duì)沉積物總磷的吸附性能,確定最佳改性方法[28].本研究將RB浸入10%的Na2CO3溶液(固液比為1:3),水浴加熱攪拌2h(70℃),用蒸餾水洗至中性,于150℃烘干后置于馬弗爐(450℃)煅燒2h,制得MB.

1.3 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)所用的沉積物和上覆水取自小南湖表層沉積物(0～10cm)和湖水.試驗(yàn)共設(shè)計(jì)5個(gè)處理組: V. spiralis組、MB組(共3組,分別為厚度1cm MB組、3cm MB組和5cm MB組)、厚度5cm MB+V. spiralis組,每組3平行.直徑45cm、高55cm的聚乙烯桶內(nèi)填充10cm底泥和60cm湖水,有植物的處理組栽種大小形態(tài)相近長(zhǎng)約20cm的沉水植物V. spiralis,插入沉積物深度約為4cm.種植時(shí)保證生物量一致,每個(gè)聚乙烯桶中種植9株V. spiralis.植物種植后需穩(wěn)定5d,5d后即可開(kāi)始試驗(yàn),每間隔一個(gè)月采一次樣,測(cè)定沉積物中各形態(tài)磷含量.150d后采集沉積物,帶回實(shí)驗(yàn)室于-80℃保存,留作微生物試驗(yàn)樣品.

1.4 16S rRNA高通量測(cè)序

使用保存于-80℃的沉積物樣品提取細(xì)菌DNA.以O(shè)mega E.Z.N.A.TMSoil DNA 試劑盒,依照說(shuō)明書(shū)的步驟進(jìn)行DNA的提取.將提取后的DNA以正向引物515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGG-3′)和反向引物907R(5′CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′)對(duì)16S rDNA基因的V4～V5區(qū)進(jìn)行擴(kuò)增.PCR過(guò)程采用ABI GeneAmp? 9700循環(huán)加熱儀進(jìn)行.具體的為:20μL混合體系含有10ng DNA模板,250μM dNTPs,上下游引物各0.2μM,0.4μL FastPfu DNA Polymerase,4μL of 5×TransStart? FastPfu Buffer.PCR過(guò)程包含27個(gè)循環(huán),每個(gè)循環(huán)95℃變性30s,55℃退火30s,72℃延伸45.對(duì)擴(kuò)增產(chǎn)物進(jìn)行純化和定量之后,構(gòu)建DNA文庫(kù).此后,通過(guò)Illumina HiSeq 2500platform生成250bp paired-end (PE)的原始序列.

依據(jù)序列標(biāo)簽將原始序列對(duì)應(yīng)于每個(gè)樣品,經(jīng)過(guò)數(shù)據(jù)拆分,去引物序列、PE Reads拼接、Tags質(zhì)量及長(zhǎng)度過(guò)濾飽和截取以及去嵌合體后,每個(gè)樣品獲得的有效序列的平均數(shù)為35.493.對(duì)所有樣品的全部有效序列進(jìn)行97%的一致性(Identity)聚類(lèi),形成OUT.使用R軟件進(jìn)行OUT各個(gè)分類(lèi)等級(jí)的注釋比例和各個(gè)分類(lèi)等級(jí)物種相對(duì)豐度的統(tǒng)計(jì).

1.5 微生物群落P代謝功能預(yù)測(cè)

采用PICRUSt(http://picrust.github.com)軟件進(jìn)行微生物群落功能的預(yù)測(cè).預(yù)測(cè)得到的基因家族的豐度以與預(yù)期的16S rRNA基因拷貝數(shù)1000進(jìn)行校正,并生成功能分類(lèi)圖譜KEGG Orthology(KO).選擇涉及P代謝途徑的KOs以得到每個(gè)樣品有關(guān)P代謝功能基因的總豐富度.作為構(gòu)建P代謝功能OUTs的選擇方法,參考網(wǎng)站(http:picrust.Github.jo/picrust/scripts/metagenome_contributions.html1#metagenome-contributions)

1.6 分析方法

1.6.1 沉積物磷形態(tài)的分級(jí)提取及磷濃度測(cè)定 沉積物各形態(tài)磷的分級(jí)提取采用SMT磷分級(jí)分離方法[29].該法具有操作簡(jiǎn)單,提取獨(dú)立,準(zhǔn)確性高等優(yōu)點(diǎn),且各形態(tài)磷的測(cè)定值可相互檢驗(yàn).該法將沉積物磷形態(tài)分為鐵鋁磷(Fe/Al-P,主要是吸附在沉積物表面的弱吸附態(tài)磷,Al、Fe、Mn氧化物和水化物結(jié)合的磷),鈣磷(Ca-P,主要是與Ca結(jié)合的磷),無(wú)機(jī)磷(IP),有機(jī)磷(OP)和總磷(TP)5種.沉積物各形態(tài)磷含量的測(cè)定采用鉬酸銨分光光度法[30].沉積物磷的去除量計(jì)算公式為:q=b-c(1),沉積物磷去除率的計(jì)算公式為:a=(b-c)/b× 100%(2).式中:q為沉積物磷的去除量,mg/kg;a為沉積物磷的去除率,%;b和c分別為吸附前和吸附后的沉積物磷含量,mg/kg.

1.6.2 微生物統(tǒng)計(jì)分析 針對(duì)不同處理組微生物菌門(mén)和菌屬的相對(duì)豐度,以方差分析判斷配對(duì)組之間微生物相對(duì)豐度差異的顯著性(P＜0.05).配對(duì)組兩兩比較的設(shè)置如下:MB vs V.spiralis;MB vs V.spiralis.

1.6.3 儀器表征 改性前后膨潤(rùn)土的元素組成分析采用荷蘭PANalytical.B.V公司X射線(xiàn)光譜儀(XRF,Axios advanced X型);內(nèi)部微觀(guān)結(jié)構(gòu)采用日本理學(xué)公司的轉(zhuǎn)靶X射線(xiàn)衍射儀(XRD,RU-200B/D/MAX-RB RU-200B型);表面微觀(guān)形貌采用日本電子公司的掃描電子顯微鏡(SEM,JSM-5610LV型).

2 結(jié)果與討論

2.1 試驗(yàn)材料性質(zhì)

表2 沉積物基本理化性質(zhì)Table 2 Properties and chemical compositions of sediment

表3 改性前后膨潤(rùn)土的化學(xué)組成(wt. %)Table 3 The chemical compositions of the bentonite particles before and after modification (wt. %)

圖2 膨潤(rùn)土原土和改性膨潤(rùn)土的XRD圖Fig.2 XRD patterns of of RB and MB

沉積物各形態(tài)磷含量及其它物理化學(xué)性質(zhì)如表2所示.由表2可知,沉積物磷主要以IP形態(tài)存在,占TP的80.5%,沉積物磷的活性較高,釋磷風(fēng)險(xiǎn)較大[31].

經(jīng)改性處理后,MB較RB的SiO2,Al2O3,CaO,MgO,TiO2,P2O5含量降低,Na2O含量明顯增加(表3),基本礦物組成未發(fā)生變化,主要礦物成分為蒙脫石、鈉長(zhǎng)石、方石英等(圖2),形態(tài)更加粗糙(圖3).

圖3 改性前后膨潤(rùn)土SEM圖Fig.3 SEM images of RB and MB

2.2 苦草對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除情況

試驗(yàn)過(guò)程中V. spiralis對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除效果如圖4所示,由圖可以看出:實(shí)驗(yàn)運(yùn)行30d時(shí),TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P各形態(tài)磷的去除量分別為40.86、25.16、11.99、16.93和6.78mg/kg.隨著運(yùn)行時(shí)間的持續(xù)增加,沉積物各形態(tài)磷的去除量基本上持續(xù)增加,但在60～90d時(shí)有輕微回落,TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P在150d時(shí)的去除量分別為181.6、148.74、26.32、101.74和44.99mg/kg.在365d時(shí),TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量分別為241.89、183.21、46.23、128.73和50.03mg/kg,它們的去除率分別為16.97%、15.99%、16.63%、23.07%和8.61%.沉水植物V. spiralis通過(guò)根系等的直接吸收或間接影響,降低了間隙水中磷的濃度,減小了與上覆水的濃度差,減緩了沉積物磷釋放的速度,降低了沉積物中的磷含量[32].

圖4 V. spiralis對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除效果Fig.4 Removal performance of V. spiralis on sediment P in all fractions

2.3 MB與V. spiralis聯(lián)合作用處理沉積物各形態(tài)磷

2.3.1 厚度1cm MB +V. spiralis聯(lián)合處理沉積物磷 如圖5所示,0～60d內(nèi),沉積物OP的去除量逐漸增大,之后趨于平穩(wěn);沉積物TP、IP、Fe/Al-P和Ca-P去除量隨著時(shí)間的推移而增大.在反應(yīng)時(shí)間為150d時(shí),TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量分別為431.6、307.4、113.8、200.5和117.8mg/kg;當(dāng)反應(yīng)時(shí)間為365d時(shí),TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量分別為557.3、398.1、135.6、267.2和129.7mg/kg,它們的去除率分別為39.2%、34.7%、50.8%、47.9%和22.3%.由此可知,厚度1cm MB和V. spiralis聯(lián)合組對(duì)沉積物磷的去除過(guò)程隨著作用時(shí)間的增加,去除量越來(lái)越大,且去除的沉積物磷以O(shè)P和Fe/Al-P為主.MB的加入明顯減少了沉積物中的磷含量,本組沉積物TP的去除率是V. spiralis組的2.30倍.2.3.2 厚度3cm MB +V. spiralis聯(lián)合處理沉積物磷 如圖6所示,沉積物各形態(tài)磷的去除量在0～60d內(nèi)先增大,此后增長(zhǎng)緩慢.沉積物中的磷在V. spiralis與3cm厚的MB作用下,在反應(yīng)時(shí)間為150d時(shí),TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量分別為551.2、337.2、210.9、179和151.2mg/kg;在365d它們的去除量分別為671.3、431.5、221.1、221.7和202.9mg/kg,它們的去除率分別為47.2%、37.7%,82.8%、39.7%和35.0%.由此可知,厚度3cm MB+V. spiralis聯(lián)合組對(duì)沉積物磷的去除有一定效果,與厚度1cm MB+V. spiralis聯(lián)合組對(duì)沉積物磷的去除效果相比,TP、OP、IP、Fe/Al-P、Ca-P各形態(tài)磷的去除量在365d時(shí)分別增加了114、33.4、85.5、-45.5、73.2mg/kg,即厚度3cm MB+V. spiralis聯(lián)合組對(duì)沉積物TP、OP、IP和Ca-P的去除效果較好,但其對(duì)沉積物Fe/Al-P的去除量比厚度1cm MB+V. spiralis聯(lián)合組的去除效果差.

圖5 厚度1cm MB和V. spiralis聯(lián)合對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除效果Fig.5 V. spiralis and 1cm MB on sediment P removal

圖6 厚度3cm MB和V. spiralis聯(lián)合對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除效果Fig.6 V. spiralis and 3cm MB on sediment P removal

2.3.3 厚度5cm MB+V. spiralis聯(lián)合處理沉積物磷 如圖7所示,沉積物中的磷在V. spiralis與5cm厚的MB的作用下,0～60d內(nèi)沉積物TP的去除量增長(zhǎng)趨勢(shì)明顯,60d以后,去除量的增長(zhǎng)速度緩慢.隨著作用時(shí)間的持續(xù),沉積物IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量逐漸增大.作用時(shí)間為150d時(shí),沉積物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量分別為615.6、371.4、242.4、236.3和145.7mg/kg;在365d時(shí),它們的去除量分別為851.3、654.2、181、372.3和259.2mg/kg,去除率分別為59.8%、57.1%、67.8%、66.7%和44.7%.厚度5cm MB+V. spiralis聯(lián)合組對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除過(guò)程中,效果最明顯的磷形態(tài)由強(qiáng)至弱分別為Fe/Al-P＞OP＞TP＞IP＞Ca-P,因此本組實(shí)驗(yàn)對(duì)Fe/Al-P和OP的去除效果尤為明顯. Fe/Al-P是與沉積物中易發(fā)生氧化還原作用的鐵氧化物或鐵氫氧化物結(jié)合的磷.大部分的研究認(rèn)為這種形式的磷是較易于釋放的,在沉積物中起到指示污染物的作用[33-34].沉水植物V.spiralis在生長(zhǎng)的過(guò)程中通過(guò)發(fā)達(dá)的根系能夠大量地吸收利用沉積物中的Fe/Al-P,以滿(mǎn)足自身生長(zhǎng)的需要[35-36].這可能是導(dǎo)致Fe/Al-P在植物根系區(qū)域較低的原因之一.

圖7 厚度5cm MB和V. spiralis聯(lián)合對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除效果Fig.7 V. spiralis and 5cm MB on sediment P removal

厚度為5cm MB對(duì)沉積物各形態(tài)磷的處理效果如圖8所示.在作用時(shí)間為365d時(shí),沉積物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的去除量分別為421.6、260.8、143.9、178.8和78.2mg/kg,去除率分別為29.6%、22.8%、53.9%、66.4%和29.2%.

圖8 厚度5cm MB對(duì)沉積物各形態(tài)磷的去除效果Fig.8 Sediment P removal effect by 5cm MB

由圖5～圖8可知,不同厚度的MB對(duì)沉積物磷的去除效果不同.作用時(shí)間為150d時(shí),厚度5cm MB+V. spiralis對(duì)沉積物TP的聯(lián)合去除量較厚度1cm MB+V. spiralis對(duì)沉積物TP的聯(lián)合去除量高184mg/kg;365d時(shí)高達(dá)294mg/kg.由表4可知,厚度5cm MB與沉水植物V. spiralis對(duì)沉積物磷的聯(lián)合作用效果優(yōu)于MB和沉水植物V.spiralis單獨(dú)作用之和. V. spiralis和MB對(duì)沉積物磷的去除過(guò)程中,可能存在有益于去除沉積物磷的相互促進(jìn)作用.分析原因可能為:MB含有某些微量元素,可促進(jìn)植物生長(zhǎng),從而進(jìn)一步加強(qiáng)了對(duì)沉積物磷的吸收;多孔狀表面粗糙的MB,可附著大量微生物,MB顆粒表面微生物和沉水植物V.spiralis根系微生物同時(shí)作用,對(duì)沉積物磷進(jìn)行礦化作用;沉水植物的吸收和礦化作用,使難以吸附的OP等轉(zhuǎn)化為易被吸附的IP. V. spiralis根系通過(guò)提高根系周?chē)芙庋?改變沉積物環(huán)境,來(lái)影響沉積物中各形態(tài)磷之間的遷移轉(zhuǎn)化,同時(shí)V.spiralis生長(zhǎng)過(guò)程中吸收利用大量沉積物中的磷,從而導(dǎo)致了沉積物各形態(tài)磷含量的空間差異[37].

表4 3種不同處理方式對(duì)沉積物TP的最大去除量(mg/kg)Table 4 The maximum removal amounts of TP in sediment with three technologies (mg/kg)

2.4 MB與苦草聯(lián)合作用對(duì)沉積物微生物群落結(jié)構(gòu)及P代謝功能的影響

如圖9所示,配對(duì)組微生物相對(duì)豐度的方差分析表明,在菌門(mén)水平下,相比單一V. spiralis組或單一MB組,聯(lián)合組中厚壁菌門(mén)Firmicutes和Spirochaetes豐度更高,而綠灣菌門(mén)Chloroflexi 豐度較低.在菌屬水平下,相比單一V.spiralis組或單一MB組,聯(lián)合組中PSB-M-3,HB-118,desulfobacca和Gracilibacter豐度更高.相比單一MB組,分別屬于硝化螺旋菌門(mén)和變形菌門(mén)的菌屬4-29和Dok59在聯(lián)合組中豐富度更高;然而相比單一V.spiralis組,這兩個(gè)屬在聯(lián)合組中豐度較低.分別屬于厚壁菌門(mén)和硝化螺旋菌門(mén)的Lactococcus和Caldilinea則與4-29和Dok59這兩個(gè)菌屬呈現(xiàn)相反的規(guī)律.

圖9 處理組兩兩比較下相對(duì)豐度具有顯著性差異(P＜0.05)的微生物門(mén)和屬Fig.9 Comparison analysis of microorganisms with significant difference (P＜0.05) between different treatments (V.spiralis vs MB + V. spiralis; MB vs MB + V. spiralis) on phylum (a and b) and genus (c and d) level

利用PICRUSt進(jìn)行微生物群落功能預(yù)測(cè),得到了涉及P代謝的基因家族的相對(duì)豐度.群落中涉及P代謝的總共361個(gè)Kos在單一MB組、單一V. spiralis組和聯(lián)合組中的基因豐度分別為9.65%,9.55%和9.59%.如圖10所示,在屬水平上,變形菌門(mén)的Anaeromyxobacter和Dechloromonas、厚壁菌門(mén)的Lactococcus以及硝化螺旋菌門(mén)的4-29和Nitrospira是本研究沉積物微生物群落涉及P代謝功能的主要菌屬.這5個(gè)屬合計(jì)對(duì)沉積物微生物菌落P代謝功能的貢獻(xiàn)率約為50%.屬于厚壁菌門(mén)Erysipelotrichaceae科的菌屬PSB-M-3,其在聯(lián)合組中對(duì)P代謝的貢獻(xiàn)率為6.26%,而在兩個(gè)單一組中貢獻(xiàn)率均低于0.7%.相比單一MB組和聯(lián)合組,菌屬Anaeromyxobacter,Dechloromonas,4-29和Nitrospira在單一V. spiralis組中對(duì)P代謝功能的貢獻(xiàn)率更高.相比單一V. spiralis組和聯(lián)合組,厚壁菌門(mén)的3個(gè)屬Lactococcus,Tepidibacter和Exiguobacterium在單一MB組中對(duì)P代謝功能的貢獻(xiàn)率更高.以上分析結(jié)果表明,MB和V. spiralis聯(lián)合作用下,厚壁菌門(mén)屬PSB-M-3增強(qiáng)了沉積物微生物群落P代謝功能.

Dechloromonas sp.和Nitrospira sp.通常在脫氮除磷的污水處理系統(tǒng)中共存.Dechloromonas[38]曾被報(bào)道為聚磷菌出現(xiàn)在氧化溝污水處理廠(chǎng)[39]和續(xù)批式污泥反應(yīng)中[40].屬于Dechloromonas和Exiguobacterium的某些菌種可以對(duì)不同的無(wú)機(jī)磷源和有機(jī)磷源進(jìn)行溶解或礦化[41-42].以上菌屬對(duì)于沉積物磷的積累、溶解和礦化促進(jìn)了MB和V. spiralis聯(lián)合組對(duì)沉積物P的去除.通過(guò)增加厚壁菌門(mén)Erysipelotrichaceae科菌屬PSB-M-3的豐度,聯(lián)合組相比單一組沉積物微生物群落P代謝的功能得以增強(qiáng).Erysipelotrichaceae科的微生物通常被報(bào)道為與炎癥反應(yīng)相關(guān)[43]以及抗生素耐受的腸道微生物[44],但卻很少在水體生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境中被報(bào)道.本研究首次發(fā)現(xiàn)了Erysipelotrichaceae 科微生物可以作為水體沉積物中潛在的除磷菌.

圖10 MB和V. spiralis聯(lián)合作用下沉積物中菌屬對(duì)P代謝功能的貢獻(xiàn)率Fig.10 Contributions of each genus that related to P metabolism function estimated by PICRUSt

MB富含多種礦物元素,可以促進(jìn)沉水植物V. spiralis生長(zhǎng).此外,植物為了應(yīng)對(duì)P的缺乏,可能通過(guò)根系分泌作用直接促進(jìn)溶磷或是通過(guò)促進(jìn)根際微生物群落的P代謝活性間接地增加沉積物中的生物可利用性P含量.張亞朋等[45]研究表明, 苦草對(duì)沉積物微生物群落結(jié)構(gòu)有一定影響,沉水植物的生長(zhǎng)可以增加沉積物中革蘭氏陽(yáng)性菌的百分含量,同時(shí)降低革蘭氏陰性菌的百分含量,改變其微生物群落組成及生態(tài)學(xué)功能,對(duì)其進(jìn)行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)革蘭氏陽(yáng)性菌與總磷、無(wú)機(jī)磷呈顯著負(fù)相關(guān),而革蘭氏陰性菌與有機(jī)磷、無(wú)機(jī)磷呈顯著正相關(guān),磷可能是影響沉積物中微生物活性及群落結(jié)構(gòu)的限制性營(yíng)養(yǎng)因素.由表5可得,隨著時(shí)間的推移, V. spiralis的生物量逐漸增大,且V. spiralis + MB聯(lián)合處理組的生物量高于V. spiralis處理組.

表5 V. spiralis在0d,150d和365d的生物量(g/m2)Table 5 The V. spiralis biomasses on 0d,150d and 365d (g/m2)

3 結(jié)論

3.1 MB與沉水植物V.spiralis對(duì)沉積物磷的聯(lián)合作用效果好,聯(lián)合作用優(yōu)于MB和沉水植物V.spiralis單獨(dú)作用之和.

3.2 MB可以促進(jìn)沉水植物V. spiralis的生長(zhǎng), V.spiralis可能通過(guò)根系分泌作用促進(jìn)溶磷或是通過(guò)促進(jìn)根際微生物群落的P代謝活性間接地增加沉積物中的生物可利用性P的含量.厚壁菌門(mén)Erysipelotrichaceae科的菌屬PSB-M-3是聯(lián)合組相比單一V. spiralis組或單一MB組沉積物微生物群落P代謝功能增強(qiáng)的主要貢獻(xiàn)者.

3.3 MB和沉水植物聯(lián)合控制沉積物磷技術(shù)可進(jìn)一步應(yīng)用到富營(yíng)養(yǎng)化湖泊沉積物控制工程.

[1] Schindler D W, Hecky R E, Findlay D L, et al. Eutrophication of lakes cannot be controlled by reducing nitrogen input: Results of a 37-year whole-ecosystem experiment [J]. Proceeding of the National Academy of Sciences of the Unite States of America,2008,105(32):11254–11258.

[2] Lü C W, Wang B, He J, et al. Responses of Organic Phosphorus Fractionation to Environmental Conditions and Lake Evolution [J].Environmental Science & Technology, 2016,50(10):5007–5016.

[3] Liu J Y, Davis A P. Phosphorus speciation and treatment using enhanced phosphorus removal bioretention [J]. Environmental Science & Technology, 2014,48(1):607–614.

[4] 劉德鴻,余居華,鐘繼承,等.太湖流域典型河網(wǎng)水體氮磷負(fù)荷及遷移特征 [J]. 2016,36(1):125-132.

[5] Dithmer L, Nielsen U G, Lürling M, et al. Responses in sediment phosphorus and lanthanum concentrations and composition across 10lakes following applications of lanthanum modified bentonite[J]. Water Research, 2016,97:101–110.

[6] 吳沛沛,劉勁松,胡曉東,等.滆湖北部底泥疏浚的生態(tài)效應(yīng)研究[J]. 水生態(tài)學(xué)雜質(zhì), 2015,2:32–38.

[7] Liu C, Shao S G, Shen Q S, et al. Effects of riverine suspended particulate matter on the post-dredging increase in internal phosphorus loading across the sediment-water interface [J].Environmental Pollution, 2016,211:165–172.

[8] Pourabadehei M, Mulligan C N. Resuspension of sediment, a new approach for remediation of contaminated sediment [J].Environmental Pollution, 2016,213:63–75.

[9] 章 喆,林建偉,詹艷慧,等.鋯改性高嶺土覆蓋對(duì)底泥與上覆水之間磷遷移轉(zhuǎn)化的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(4):1427–1436.

[10] Zhang C, Zhu M Y, Zeng G M, et al. Active capping technology: a new environmental remediation of contaminated sediment [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016,23(5):4370–4386.

[11] 席 銀,王圣瑞,趙海超,等.覆蓋不同材料對(duì)湖泊沉積物磷釋放影響機(jī)制 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2017,36(3):532–541.

[12] Wang C H, Jiang H L. Chemicals used for in situ immobilization to reduce the internal phosphorus loading from lake sediments for eutrophication control [J]. Critical Reviews in Environmental Science & Technology, 2016,46(10):947–997.

[13] 孔 明,尹洪斌,晁建穎,等.凹凸棒黏土覆蓋對(duì)沉積物磷賦存形態(tài)的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(7):2192–2199.

[14] Liu X N, Tao Y, Zhou K T, et al. Effect of water quality improvement on the remediation of the river sediment due to the addition of calcium nitrate [J]. Science of the Total Environment,2017,575:887–894.

[15] Liu S H, Zhu Y R, Meng W, et al. Characteristics and degradation of carbon and phosphorus from aquatic macrophytes in lakes:Insights from solid-state 13C NMR and solution 31P NMR spectroscopy [J]. Science of the Total Environment, 2016,543:746–756.

[16] Huang D L, Hu C J, Zeng G M, et al. Combination of Fenton process and biotreatment for wastewater treatment and soil remediation [J]. Science of the Total Environment, 2017,574:1599–1610.

[17] 莫家勇,鐘 萍,劉正文.生態(tài)修復(fù)對(duì)淺水湖泊沉積物磷形態(tài)特征及湖水磷濃度的影響 [J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2016,22(2):320–325.

[18] Zhao Y, Yang Z F, Xia X H, et al. A shallow lake remediation regime with Phragmites australis: Incorporating nutrient removal and water evapotranspiration [J]. Water Research, 2012,46(17):5635–5644.

[19] 劉 喆,錢(qián) 新,高海龍,等.沉水植物群落配置對(duì)太湖貢湖生態(tài)修復(fù)區(qū)的調(diào)水效果 [J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016,44(5):480–483.

[20] 楊鳳娟,蔣任飛,饒偉民,等.沉水植物在富營(yíng)養(yǎng)化淺水湖泊修復(fù)中的生態(tài)機(jī)理 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016,44(26):58–61.

[21] 華祖林,康蓓蓓,巫 丹.苦草與菖蒲對(duì)太湖梅梁灣沉積物磷釋放抑制的研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2013,36(9):31–35.

[22] 吳 旻,趙群芬.3種沉水植物在不同污染水體中的生長(zhǎng)及其對(duì)水質(zhì)的影響 [J]. 生物學(xué)雜志, 2015,32(4):43–47.

[23] 雷婷文,魏小飛,戴耀良,等.6種常見(jiàn)沉水植物對(duì)水體的凈化作用研究 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2015,43(36):160–161,196.

[24] Dithmer L, Lipton A S, Reitzel K, et al. Characterization of phosphate sequestration by a lanthanum modified bentonite clay:A solid-state NMR, EXAFS, and PXRD study [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(7):4559–4566.

[25] Gopalakannan V, Periyasamy S, Viswanathan N. Synthesis of assorted metal ions anchored alginate bentonite biocomposites for Cr (VI)sorption [J]. Carbohydrate Polymers, 2016,151:1100–1109.

[26] Gao Y W, Guo Y Z. Zhang H. Iron modified bentonite: Enhanced adsorption performance for organic pollutant and its regeneration by heterogeneous visible light photo-Fenton process at circumneutral pH [J]. Journal of Hazardous Materials, 2016,302:105–113.

[27] 王撫撫,陳泉水,羅太安,等.膨潤(rùn)土的改性研究進(jìn)展 [J]. 應(yīng)用化工, 2017,46(4):775–779.

[28] Liu Z S, Zhang Y, Liu B Y, et al. Adsorption performance of modified bentonite granular (MBG) on sediment phosphorus in all fractions in the West Lake, Hangzhou, China [J]. Ecological Engineering, 2017,106:124–131.

[29] Ruban V, Lopez-Sanchez J F, Pardo P, et al. Harmonized protocol and certified reference material for the determination of extractable contents of phosphorus in freshwater sediments-A synthesise of recent works [J]. Fresenius.s Journal of Analytical Chemistry, 2001,307(2):224–228.

[30] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局,《水和廢水檢測(cè)分析方法》編委會(huì).水和廢水檢測(cè)分析方法(第四版) [M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2002:243–246.

[31] Zhang Y, Wang C, He F, et al. In-situ Adsorption-biological combined technology treating sediment phosphorus in all fractions [J]. Scientific reports, 2016,6(29725):1–17.

[32] 葛緒廣.沉水植物對(duì)沉積物磷遷移轉(zhuǎn)化的影響 [D]. 南京:南京師范大學(xué), 2009.

[33] Sun S J, Huang S L, Sun X M, et al. Phosphorus fractions and its release in the sediments of Haihe River, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009,21(3):291–295.

[34] Wang S R, Jin X C, Zhao H C, et al. Phosphorus fractions and its release in the sediments from the shallow lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River area in China [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2006,273(1):109–116.

[35] Zhou Y Y, Li J Q, Fu Y Q. Effects of submerged macrophytes on kinetics of alkaline phosphatase in Lake Donghu—I. Unfiltered water and sediments [J]. Water research, 2000,34(15):3737-3742.[36] Barko J W, Gunnison D, Carpenter S R. Sediment interactions with submersed macrophyte growth and community dynamics [J].Aquatic Botany, 1991,41(1-3):41–65.

[37] 李振國(guó),王國(guó)祥,張 佳,等.苦草(Vallisneria natans)根系對(duì)沉積物中各形態(tài)磷的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(4):1304–1310.

[38] Zhang M, Yang Q, Zhang J H, et al. Enhancement of denitrifying phosphorus removal and microbial community of long-term operation in an anaerobic anoxic oxic-biological contact oxidation system [J]. Journal of Bioscience Bioengineering, 2016,122(4):456–466.

[39] TerashiMa M, Yama A, Sato M, et al. Culture-Dependent and-Independent Identification of Polyphosphate-Accumulating Dechloromonas spp. Predominating in a Full-Scale Oxidation Ditch Wastewater Treatment Plant [J]. Microbes and Environment Health, 2016,31(4):449–455.

[40] Yuan Y, Liu J J, Ma B, et al. Improving municipal wastewater nitrogen and phosphorous removal by feeding sludge fermentation products to sequencing batch reactor (SBR) [J].Bioresource Technology, 2016,222:326–334.

[41] Lacerda J R M, Silva T F, Vollú R E, et al. Generally recognized as safe (GRAS) Lactococcus lactis strains associated with Lippia sidoides Cham. are able to solubilize/mineralize phosphate [J].SpringerPlus, 2016,5(1):1–7.

[42] Wang H M, Dong Q, Zhou J P, et al. Zinc phosphate dissolution by bacteria isolated from an oligotrophic karst cave in central China [J]. Frontiers of Earth Science, 2013,7(3):375–383.

[43] Kaakoush N O. Insights into the Role of Erysipelotrichaceae in the Human Host [J]. Frontiers in Cellular and Infection Microbiology, 2015,5(84):1–4.

[44] Cui E, Wu Y, Zuo Y, et al. Effect of different biochars on antibiotic resistance genes and bacterial community during chicken manure composting [J]. Bioresource. Technology, 2016,203:11–17.

[45] 張亞朋,章婷曦,王國(guó)祥.苦草(Vallisneria natans)對(duì)沉積物微生物群落結(jié)構(gòu)的影響 [J]. 湖泊科學(xué), 2015,27(3):445–450.

致謝：感謝“十二五”水專(zhuān)項(xiàng)西湖工作站的老師和同學(xué)們對(duì)本研究的指導(dǎo)和幫助.