陳小彎，田華川 ，常軍軍*，陳禮強(qiáng)，舒興權(quán) ，馮秀祥 *

1.云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650500；2.通海秀杞生態(tài)投資建設(shè)有限公司，云南 玉溪 652700；3.云南建設(shè)基礎(chǔ)設(shè)施投資股份有限公司，云南 昆明 650501；4.云南大學(xué)國(guó)際河流與生態(tài)安全研究院，云南 昆明 650500

作為全球性的水生態(tài)環(huán)境問題，湖泊富營(yíng)養(yǎng)化會(huì)導(dǎo)致藻類水華爆發(fā)、水體透明度下降、湖泊水生生態(tài)結(jié)構(gòu)退化、生物多樣性降低等一系列嚴(yán)重后果（郭楠楠等，2019），而面源污染輸入已成為當(dāng)前引發(fā)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的主要原因之一（秦伯強(qiáng)，2020）。因此，消減入湖面源污水中的氮磷和有機(jī)物污染負(fù)荷對(duì)于湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的控制十分重要。

人工濕地（Constructed Wetland，CW）是上世紀(jì)七十年代興起的一種生態(tài)型污水處理方式，是人工模擬自然濕地的結(jié)構(gòu)和功能進(jìn)行設(shè)計(jì)和建造的，具有適宜凈化低污染水，建設(shè)運(yùn)行和維護(hù)能耗、成本低，管理簡(jiǎn)便等優(yōu)點(diǎn)（Adrados et al.，2014；陳昢圳等，2019）?；謴?fù)、建設(shè)人工濕地還有利于防洪和生物多樣性保護(hù)，且可形成適宜人類休憩的生態(tài)景觀，具有較高的社會(huì)服務(wù)價(jià)值（劉冬等，2017）。人工濕地利用物理、化學(xué)和生物的協(xié)同作用，通過過濾、吸附、沉淀、離子交換、水生植物吸收和微生物分解等作用實(shí)現(xiàn)對(duì)污水的凈化，其中微生物的活性和多樣性對(duì)于濕地除污能力的維持十分關(guān)鍵（Li et al.，2020）。研究表明，濕地植物的吸收作用對(duì)N的去除貢獻(xiàn)有限，在最佳條件下也只占總?cè)コ实?0%—16%，而微生物的硝化-反硝化作用對(duì)N的去除貢獻(xiàn)可達(dá)54%—94%（尹曉雪等，2020）。因此，微生物是濕地系統(tǒng)的關(guān)鍵要素之一，考察微生物群落特征對(duì)闡明人工濕地系統(tǒng)的運(yùn)行效能和污水凈化機(jī)制至關(guān)重要。

入湖河流攜帶了來自流域內(nèi)的大量污染物質(zhì)，是湖泊污染負(fù)荷的重要來源。削減入湖河流的污染負(fù)荷是防控湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的必要措施之一。在入湖河口建設(shè)湖濱型人工濕地可有效截留或降解有機(jī)物和無機(jī)鹽（Li et al.，2008），在防控湖泊富營(yíng)養(yǎng)化中形成最后一道保護(hù)屏障，對(duì)改善提升湖泊水生態(tài)環(huán)境質(zhì)量十分重要。杞麓湖是云南九大高原湖泊中污染較嚴(yán)重的湖泊，流域內(nèi)農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷重，入湖河道水質(zhì)長(zhǎng)期處于劣Ⅴ類（王萬賓等，2020）。因此，為了削減杞麓湖入湖污染負(fù)荷，保護(hù)湖泊生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，與其他云南高原湖泊一樣，在杞麓湖主要入湖河道的河口區(qū)域構(gòu)建或升級(jí)改造了多個(gè)人工濕地用于削減河道水中的污染物質(zhì)，同時(shí)兼具改善湖濱生態(tài)環(huán)境和為居民提供休閑娛樂場(chǎng)所的功能。其中建設(shè)于杞麓湖重要入湖河道——中河河口旁的濕地便是一個(gè)典型的湖濱人工濕地。但當(dāng)前對(duì)規(guī)模化的湖濱人工濕地的污水凈化效能和微生物特征等還缺乏系統(tǒng)的分析和評(píng)估，不利于湖濱濕地的合理建設(shè)、運(yùn)行和管理及其環(huán)境生態(tài)功能的發(fā)揮。

基于此，以杞麓湖中河河口人工濕地為研究對(duì)象，對(duì)其污水凈化效能進(jìn)行為期1年的監(jiān)測(cè)分析，同時(shí)通過高通量測(cè)序手段分析濕地的微生物群落結(jié)構(gòu)特征，以期全面評(píng)估該人工濕地的運(yùn)行狀況，為高原湖泊湖濱濕地的合理建設(shè)、運(yùn)行和管理提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

杞麓湖（102°30′25″—102°52′53″E，23°55′11″—24°14′49″N）位于云南省玉溪市通?？h，屬于云南九大高原湖泊之一，是關(guān)系通?？h經(jīng)濟(jì)和民生的“母親湖”（趙筱青等，2019）。據(jù)《通?？h統(tǒng)計(jì)年鑒(2016年)》統(tǒng)計(jì)，杞麓湖流域內(nèi)總耕地 9933.3 hm2，是云南省最大的蔬菜種植生產(chǎn)基地（白少云等，2020），流域內(nèi)農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷極重（向夢(mèng)等，2021）。杞麓湖流域內(nèi)包含中河、紅旗河、者灣河、大新河4條主要入湖河流，農(nóng)田尾水、分散生活污水、污水廠尾水、面源污水等排放至這些河道中，導(dǎo)致河道水質(zhì)長(zhǎng)期處于劣Ⅴ類，杞麓湖的富營(yíng)養(yǎng)化程度也較高（趙筱青等，2019）。

中河河口人工濕地（圖 1）位于杞麓湖南端的國(guó)家濕地公園主入口處，中河河道末端旁，屬濕地提升改造工程，占地面積5.43 hm2，于2020年建成運(yùn)行，為表面流人工濕地。表面流濕地與天然濕地在外觀和功能結(jié)構(gòu)方面相類似，由于具有建設(shè)成本和難度低、生態(tài)服務(wù)價(jià)值高等優(yōu)勢(shì)已被廣泛恢復(fù)、建設(shè)于云南高原湖泊湖濱以凈化面源污染、恢復(fù)湖濱生態(tài)系統(tǒng)。該濕地的建設(shè)與運(yùn)行還具有杞麓湖流域退耕還濕的重要示范作用，作為小型濕地公園可使區(qū)域內(nèi)的人民群眾切身體會(huì)到生態(tài)環(huán)境改善帶來的效益。

圖1 中河河口人工濕地所在位置、采樣位點(diǎn)、濕地各凈化單元及其優(yōu)勢(shì)水生植物示意圖Figure 1 Schematic diagram of the location, sampling points, purification units and the dominant aquatic plant species in the CW at Zhonghe river estuary

中河河口濕地中以人為種植的挺水觀賞植物荷花（Nelumbo nucifera）和自然生長(zhǎng)成為優(yōu)勢(shì)種的漂浮植物大薸（Pistia stratiotes）為水生植物優(yōu)勢(shì)種。濕地設(shè)計(jì)了植物強(qiáng)化沉淀塘、一級(jí)表流濕地、兼性塘、二級(jí)表流濕地等單元（圖1），通過各單元的沉降、滯留、植物吸收、微生物轉(zhuǎn)化分解等途徑對(duì)河道污染水進(jìn)行凈化后返回河道以回用，減少入湖污染負(fù)荷。

1.2 采樣點(diǎn)的布設(shè)

中河河口濕地所在位置及采樣點(diǎn)如圖1所示，采樣點(diǎn)（共5個(gè)）沿水流方向（如圖1中箭頭示意）布設(shè)在圖中紅圈所示處。除進(jìn)出水口外，在濕地內(nèi)部沿程布設(shè)3個(gè)采樣點(diǎn)。采樣點(diǎn)分別命名為A1（進(jìn)水端）、A2[植物強(qiáng)化沉淀塘出水，該強(qiáng)化塘設(shè)置了泡沫載體式浮床，種植了水芹（Oenanthe javanica）、菖蒲（Acorus calamus）等水生植物]、A3（一級(jí)表流濕地）、A4（兼性塘）、A5（經(jīng)過二級(jí)表流濕地后的出水）。

1.3 樣品采集和測(cè)定

2020年8月—2021年8月，每月下旬采集水樣，取樣時(shí)間為14:00—15:00。采用便攜式采水器采集0.5 m深度處水樣至潔凈的500 mL聚乙烯瓶中，置于冷藏箱中保存待測(cè)?，F(xiàn)場(chǎng)采用便攜式多功能水質(zhì)參數(shù)儀（Multi 90i portable meter, Korea）分析測(cè)定pH、溶解氧（DO）、氧化還原電位（ORP）、濁度、溫度等指標(biāo)。水樣放置于冷藏箱中帶回實(shí)驗(yàn)室按照國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法（國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，2002）盡快分析測(cè)定COD、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP等指標(biāo)。應(yīng)用Microsoft Excel 2018和Origin Pro 2021對(duì)水質(zhì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和繪圖分析，并用SPSS 23.0進(jìn)行單因素方差分析，取95%的置信度水平分析處理組間的顯著性，以不同字母表示組間具有顯著性差異。

于2021年8月使用采泥器采集取水點(diǎn)對(duì)應(yīng)點(diǎn)位0—10 cm的表層底泥樣品置于封口袋放入液氮中保存，用于微生物群落結(jié)構(gòu)的分析。

1.4 微生物群落分析

底泥中微生物的總 DNA使用 Mag-Bind Soil DNA試劑盒（Omega，USA）按照說明書步驟進(jìn)行提取，使用1.20%瓊脂糖凝膠電泳檢驗(yàn) DNA樣品的質(zhì)量。使用細(xì)菌 16S rRNA基因引物 515F（ 5′-GTGYCAGCMGCCGCGGTAA-3′） 與 806R（5′-GGACTACNVGGGTWTCTAAT-3′）對(duì)提取的DNA的V4保守區(qū)進(jìn)行PCR擴(kuò)增，擴(kuò)增產(chǎn)物片段經(jīng)電泳檢測(cè)并純化后使用 Illumina MiSeq測(cè)序平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)序，測(cè)序由上海派森諾生物技術(shù)有限公司完成。對(duì)所獲得的序列進(jìn)行質(zhì)量控制，采用DADA2方法，QIIME 2（2019.4）軟件去引物、質(zhì)量過濾、去噪、拼接和去嵌合體，生成特征序列。按照97%的一致性對(duì)特征序列進(jìn)行OTU聚類，將OTU代表性序列與silva_132數(shù)據(jù)庫進(jìn)行對(duì)比物種注釋（Ji et al.，2022）。根據(jù)OTU值計(jì)算物種豐富度指數(shù)（Chao1和Observed Species）和多樣性指數(shù)（Shannon和Simpson）；應(yīng)用R軟件繪制物種聚類熱圖；應(yīng)用Origin Pro 2021軟件繪制微生物群落相對(duì)豐度圖和Venn圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 中河河口表流濕地的污水凈化效果

2.1.1 pH、DO和濁度

pH和DO是非常重要的環(huán)境因子，顯著影響濕地植物、微生物的生長(zhǎng)和代謝，進(jìn)而影響污染物在濕地中的賦存形態(tài)和轉(zhuǎn)化過程。由圖2可知，濕地系統(tǒng)內(nèi)污水pH在6.06—7.92之間，隨濕地沿程呈上升趨勢(shì)，點(diǎn)位A3、A4、A5處的水質(zhì)略偏堿性，接近許多天然水體的pH值。DO質(zhì)量濃度在0.3—12.4 mg·L-1之間，波動(dòng)較大，受環(huán)境條件和污染水平等的影響，點(diǎn)位A4處的DO質(zhì)量濃度顯著高于A2和A3?？傮w上，水體濁度隨濕地沿程呈下降趨勢(shì)，A3和A4處的濁度顯著低于進(jìn)水處，表明該表流濕地通過沉淀、吸附、過濾等作用對(duì)河道污染水中的懸浮物有較好的削減效果。

圖2 中河河口濕地pH（a）、DO（b）、濁度（c）沿程月均值變化Figure 2 Variation of monthly mean values of pH (a), DO (b) and turbidity (c) along the sampling points in the CW at Zhonghe river estuary

2.1.2 NH4+-N的去除

圖 3a顯示了中河河口濕地不同月份沿程各樣點(diǎn)的 NH4+-N濃度。由圖可知，濕地系統(tǒng)的進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度為2.34—14.88 mg·L-1，波動(dòng)較大，其中2021年1月進(jìn)水NH4+-N濃度最高，2021年6月最低。由于當(dāng)?shù)厥卟朔N植及施肥作業(yè)沒有明顯的季節(jié)規(guī)律，這可能與來水河道流域內(nèi)水量的大小有關(guān)——1月水量較小，NH4+-N濃度較高。濕地沿程方向上NH4+-N濃度整體呈下降趨勢(shì)，出水濃度為0.36—7.45 mg·L-1，削減作用明顯。從各個(gè)處理單元看，A1—A2段的NH4+-N去除效果普遍不佳，尤其是2021年5—8月濃度反而有所升高，這可能與此時(shí)處于雨季，雨水沖刷使得N輸入（D’Acunha et al.，2019）以及有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為NH4+-N有關(guān)。A2—A3段對(duì)NH4+-N的整體去除效果較好，其中2020年12月—2021年5月該段的去除率均高于30%，表明一級(jí)表流濕地在NH4+-N去除中發(fā)揮著重要作用。污水中的NH4+-N主要通過微生物在好氧環(huán)境下的硝化作用轉(zhuǎn)化成NO3--N而去除，DO是限制硝化作用的重要因子（陳濤等，2018），而表流濕地復(fù)氧效果相對(duì)較好，有利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行。

圖3 中河河口人工濕地中NH4+-N的月濃度變化（a）和季節(jié)去除效率（b）Figure 3 Monthly variation of NH4+-N concentration (a) and seasonal NH4+-N removal efficiency (b)in the CW at Zhonghe river estuary

由圖3b可知，冬、春、秋季的NH4+-N去除效果優(yōu)于夏季，冬季（12—2月）NH4+-N的平均去除率可達(dá) 73.7%，其次是春季（3—5月）和秋季（9—11月），分別為60.6%和50.2%，夏季（6—8月）的平均去除率僅為 16.4%。人工濕地在冬季時(shí)對(duì)NH4+-N的去除效率不佳，主要是因?yàn)槭艿降蜏氐妮^大影響（Yu et al.，2020），但本湖濱濕地的 NH4+-N去除效率變化與這一普遍規(guī)律不符，主要的原因可能是冬季河道中NH4+-N濃度明顯高于其他季節(jié)，且冬季濕地水溫仍在 13 ℃左右，硝化功能受溫度的影響有限，且濕地中DO含量較高，濕地仍能發(fā)揮較好的NH4+-N去除效率。而夏季時(shí)NH4+-N去除效率不佳，甚至出現(xiàn)負(fù)值，可能與夏季濕地中 DO不高（大量水生植物覆蓋水面）、濕地周邊外源輸入多、植物強(qiáng)化沉淀塘在高溫下發(fā)生部分水生植物腐爛及底泥中氮的二次釋放有關(guān)（王良杰等，2019）。因此，湖濱表流濕地管理應(yīng)注重過量水生植物的收割和妥善處理以及長(zhǎng)期積累的底泥污染物的定期清理。

2.1.3 NO3--N的去除

由圖4a可知，濕地系統(tǒng)的NO3--N進(jìn)水質(zhì)量濃度為2.54—17.62 mg·L-1，2020年11月進(jìn)水質(zhì)量濃度最高。NO3--N質(zhì)量濃度隨濕地沿程整體呈下降趨勢(shì)，出水濃度為0.22—12.75 mg·L-1，但2021年4月中間各點(diǎn)濃度明顯高于進(jìn)水，特別是 A2處的NO3--N濃度急劇升高，這可能與進(jìn)水NH4+-N濃度較高，反硝化作用進(jìn)行不完全以及植物強(qiáng)化沉淀塘的內(nèi)源污染釋放有關(guān)。從不同處理單元看，點(diǎn)位A2和A4處NO3--N濃度降低明顯，而A2—A3段去除效果不佳，說明植物沉淀強(qiáng)化塘和兼性塘具有適宜的缺氧微環(huán)境，有利于反硝化過程的進(jìn)行。

圖4 中河河口人工濕地中NO3--N的月濃度變化（a）和季節(jié)去除效率（b）Figure 4 Monthly variation of NO3--N concentration (a) and seasonal NO3--N removal efficiency (b)in the CW at Zhonghe river estuary

由圖4b可知，秋季濕地對(duì)NO3--N的去除效果最好，平均去除率高達(dá)81.1%。其次是冬、夏季，分別為27.6%和26.4%，而春季NO3--N出現(xiàn)累積（去除率-9.4%）。濕地對(duì)NO3--N的去除主要依靠微生物的反硝化作用，其一般發(fā)生在表流濕地處于厭氧或缺氧條件下的低層水體或底泥中，且碳源是主要的限制因子（Ji et al.，2022）。由于濕地進(jìn)水中有機(jī)物含量相對(duì)低且生物可利用性不高，因此，枯萎、腐敗的植物殘?bào)w釋放的有機(jī)物是濕地中微生物進(jìn)行反硝化時(shí)的主要有機(jī)碳源（周林飛等，2016）。在中河河口濕地中，秋季（9月底）對(duì)開始枯萎的植物（主要是荷花和大薸）進(jìn)行人為收割、打撈，但水面下仍有植物體殘留，為微生物的反硝化作用提供了較為充足的碳源，且秋季的水溫也有利于微生物的反硝化脫氮作用，因此此時(shí)NO3--N去除效果較好。在人工濕地的運(yùn)行管理中，需控制濕地植物的收割管理強(qiáng)度，既要減少因植物腐敗而釋放的內(nèi)源污染，又要保留一定量的有機(jī)碳源以促進(jìn)反硝化脫氮過程的順利進(jìn)行。

2.1.4 NO2--N濃度

NO2-是硝化、反硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物，其濃度可反映硝化、反硝化作用過程的完成程度，在脫氮過程順利進(jìn)行時(shí)人工濕地中積累的NO2-較少（尹曉雪等，2020）。由圖5可知，NO2--N濃度隨濕地沿程的變化與NO3--N類似，整體呈下降趨勢(shì)，表明濕地中不斷進(jìn)行著脫氮過程。2021年4月NO2--N濃度較高，表明硝化、反硝化作用受到了相對(duì)較強(qiáng)的抑制。

圖5 中河河口人工濕地中NO2--N質(zhì)量濃度的變化Figure 5 Variation of NO2--N concentration in the CW at Zhonghe river estuary

2.1.5 TN的去除

中河河口濕地系統(tǒng)在不同月份的TN濃度如圖6a所示，進(jìn)水TN質(zhì)量濃度為9.81—34.16 mg·L-1，出水TN質(zhì)量濃度為4.73—23.97 mg·L-1，隨進(jìn)水濃度的波動(dòng)而波動(dòng)。TN濃度隨濕地沿程總體呈下降趨勢(shì)。從濕地各個(gè)處理單元看，除A2—A3段外，濕地對(duì) TN的去除效果良好。其中，A1—A2段在2020年8月—2021年5月的凈化效果較好，TN濃度下降明顯，而A3—A4段則在2021年6—8月處理效果更佳。這是由于進(jìn)水中大量的顆粒態(tài)N沉積在A1—A2段，且該段設(shè)置了生態(tài)浮床，并有大量漂浮植物生長(zhǎng)，因此TN去除效果相對(duì)較好。而A2—A3段的一級(jí)表流濕地則因反硝化作用較弱且外源氮的輸入較多等原因?qū)N的去除效能不佳。

圖6 中河河口人工濕地中TN的月濃度變化（a）和季節(jié)去除效率（b）Figure 6 Monthly variation of TN concentration (a) and seasonal TN removal efficiency (b) in the CW at Zhonghe river estuary

由圖6b可知，該濕地系統(tǒng)的TN季節(jié)去除特征總體上與 NO3--N的去除特征保持一致。秋季 TN的去除效果最好，平均去除率為64.7%，其次是冬、夏兩季，去除率分別為29.8%、27.3%。春季去除率最低，為22.3%。秋季較好的TN去除效果得益于較強(qiáng)的反硝化作用（圖 4b）。低溫會(huì)導(dǎo)致人工濕地的脫氮效率較差（Xu et al.，2018），而中河河口濕地冬季時(shí)TN進(jìn)水濃度較高，且云南高原湖泊區(qū)域冬季時(shí)仍能保持相對(duì)適宜的水溫，溫度對(duì)脫氮過程的抑制作用有限，因此冬季時(shí)的脫氮效果仍相對(duì)良好。盧少勇等（2008）研究也表明，在冬季進(jìn)水濃度顯著高于春季時(shí)，會(huì)出現(xiàn)冬季脫氮效率高于春季的現(xiàn)象。在中河河口濕地中，NH4+-N的去除主要發(fā)生在A2—A3段，NO3--N的去除主要發(fā)生在A1—A2和A3—A4段，通過各單元的協(xié)同作用達(dá)到脫氮的目的。盡管如此，濕地的脫氮效率（尤其在春季時(shí)）仍需進(jìn)一步提升，其方法主要包括為脫氮微生物的生長(zhǎng)和作用創(chuàng)造良好的環(huán)境條件、優(yōu)化植物管理等。

2.1.6 TP和COD的去除

濕地系統(tǒng)除磷的主要途徑包括植物吸收、微生物轉(zhuǎn)化與累積、基質(zhì)的物理化學(xué)反應(yīng)（吸附、沉淀、離子交換、絡(luò)合等）等（冀澤華等，2016；陳昢圳等，2019）。由圖7a可知，TP濃度在濕地沿程方向上總體呈下降趨勢(shì)，在 A4處略有升高的可能原因是外源輸入、植物腐敗和底泥釋放等。從各單元的處理效果看，A2—A3段的去除效果最好，為20.7%。然而，中河河口濕地對(duì)P的總體去除效果不佳，平均去除率為31.8%，各樣點(diǎn)濃度間沒有顯著性差異，且濃度波動(dòng)較大，去除率無法得到保障。表流人工濕地對(duì)磷的去除主要依靠植物的吸收、顆粒態(tài)磷的沉降和底泥的吸附作用等實(shí)現(xiàn)（冀澤華等，2016），但無法很好地發(fā)揮填料磷吸附、沉淀這一關(guān)鍵作用途徑，因此表流濕地的除磷效果不甚理想（陳濤等，2018；潘傲等，2019）。在類似的表流濕地中需采取強(qiáng)化除磷的措施，如在濕地的適當(dāng)位置設(shè)置可強(qiáng)化除磷的填料堆以去除污水中的磷。

圖7 中河河口人工濕地TP（a）和COD（b）質(zhì)量濃度的沿程變化Figure 7 Variation of TP (a) and COD (b) concentrations along the sampling points in the CW at Zhonghe river estuary

由圖7b可知，濕地系統(tǒng)進(jìn)水COD濃度相對(duì)較低，一些月份低于30 mg·L-1，濕地月均COD去除率為21.7%，較低的進(jìn)水濃度是COD去除率不高的原因之一。研究表明，濕地的COD去除率與進(jìn)水濃度存在顯著正相關(guān)關(guān)系（王良杰等，2019）。同時(shí)，植物體有機(jī)物的釋放也在一定程度上限制了系統(tǒng)對(duì)COD的去除。從濕地各單元看，A1—A2段和 A2—A3段的COD去除效果相對(duì)較好，A3處的COD濃度顯著低于進(jìn)水口，但在濕地中后段COD濃度反而有一定程度的升高，這可能與水生植物的腐敗及周邊樹葉等外源有機(jī)物的輸入有關(guān)。因此，表流濕地系統(tǒng)需加強(qiáng)植物的管理以減少內(nèi)源污染，并研發(fā)提升其COD去除效率的方法，如構(gòu)建以沉水植被為主的表流濕地系統(tǒng)，提高透明度和水下光強(qiáng)，為微生物提供更佳的生存微環(huán)境，提升有機(jī)物的降解轉(zhuǎn)化速率，減少底泥有機(jī)污染物的釋放等。

2.2 中河河口濕地底泥微生物群落結(jié)構(gòu)特征

2.2.1 微生物群落的Alpha多樣性

微生物是污染物降解的主要執(zhí)行者，其群落結(jié)構(gòu)特征與濕地污染物凈化效果緊密相關(guān)（Ji et al.，2022）。2021年8月對(duì)濕地各樣點(diǎn)表層底泥中的細(xì)菌群落進(jìn)行了測(cè)序分析，根據(jù) OTU計(jì)算出反映微生物群落 α多樣性的Chao1、Observed Species和Shannon、Simpson指數(shù)，結(jié)果如圖8所示。A3和A4點(diǎn)處微生物的豐富度指數(shù)相對(duì)較高，其次是A5，最后是 A1、A2。多樣性指數(shù)遵循同樣的趨勢(shì)，表明該濕地系統(tǒng)中一級(jí)表流濕地（A3）和兼性塘（A4）處的細(xì)菌物種數(shù)、菌群豐富度和多樣性相對(duì)較高。其可能的原因是A3處水深相對(duì)較淺，且有大量荷花生長(zhǎng)，而A4處為開闊水面，復(fù)氧能力強(qiáng)，均為微生物的生長(zhǎng)提供了相對(duì)較優(yōu)的微環(huán)境，這與A3、A4單元對(duì)NH4+-N和NO3--N的去除效果較好有一定的對(duì)應(yīng)關(guān)系。而A1、A2處的微生物豐富度和多樣性較低可能與濕地進(jìn)水區(qū)域存在著較復(fù)雜多樣且濃度水平較高的污染物以及水深較深，底部較低的DO濃度限制了好氧微生物的生長(zhǎng)有關(guān)。

圖8 中河河口人工濕地底泥微生物的豐富度（a）與多樣性（b）指數(shù)Figure 8 Richness (a) and diversity (b) indexes of microbial community in sediment of the CW at Zhonghe river estuary

2.2.2 濕地底泥微生物群落組成

圖 9a所示為濕地底泥中細(xì)菌在門分類水平下的群落組成，可見優(yōu)勢(shì)菌門主要包括：變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、酸桿菌門（Acidobacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）和浮霉菌門（Planctomycetes），其序列總和占全部序列的79%—88%。其中變形菌門豐度最高，在各樣點(diǎn)的相對(duì)豐度為 40.4%—52.2%。變形菌門微生物通常具有較快的生長(zhǎng)速度和多樣化的代謝途徑，廣泛分布于人工濕地中（Yan et al.，2017），在營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和有機(jī)物的去除中發(fā)揮著重要作用（Wang et al.，2020），如大多數(shù)反硝化菌屬于變形菌門，在脫氮中起主要作用（Ji et al.，2022）。A2和A4處變形菌門的相對(duì)豐度較高，與相應(yīng)單元具有較好的脫氮效能相一致（圖6）。綠彎菌門在各點(diǎn)位的相對(duì)豐度為8.7%—19.9%，與變形菌門不同，其在A3和A5處的豐度更高。研究表明，綠彎菌代謝能力廣泛，可為異養(yǎng)細(xì)菌降解污染物提供能量，還可參加氮循環(huán)過程（鮮文東等，2020）。因此，綠彎菌在含有復(fù)雜化合物的高污染沉積物中被普遍檢測(cè)到（Zhang et al.，2021）。A3和A5點(diǎn)位水生植物生長(zhǎng)十分茂盛，殘?bào)w沉積量大，這可能是兩個(gè)點(diǎn)位綠彎菌豐度較高的原因。擬桿菌的相對(duì)豐度為8.0%—20.4%，厚壁菌的豐度為1.5%—5.8%，這兩個(gè)門類在反硝化過程中同樣發(fā)揮著重要作用（Cao et al.，2017），A2處的高反硝化效率可能與擬桿菌和厚壁菌的相對(duì)豐度較高有關(guān)。厭氧氨氧化菌屬于浮霉菌門，可在厭氧條件下將 NH4+直接氧化為 N2，對(duì) NH4+-N的去除具有重要作用（Zhang et al.，2021）。A3、A4和A5處的浮霉菌門豐度大于3%，其可能在NH4+-N的去除中發(fā)揮了一定作用。

圖9 中河河口人工濕地底泥微生物在門（a）、屬（b）水平上的群落結(jié)構(gòu)Figure 9 Microbial community structure at the level of phylum (a) and genus (b) in sediment of the CW at Zhonghe river estuary

濕地微生物屬分類水平下的群落組成如圖 9b所示，優(yōu)勢(shì)屬菌群為硫桿菌屬（Thiobacillus，3.6%—17.3%）、擬桿菌綱（Bacteroidia）下的Bacteroidetes_vadinHA17屬（3.9%—10.0%）、δ-變形菌綱（Deltaproteobacteria）下的 Sva0485 屬（0.49%—3.70%）、厭氧菌綱（Anaerolineae）下的SBR1031屬（0.88%—2.55%）等。其中，硫桿菌屬豐度最高，隨濕地沿程呈上升趨勢(shì)。硫桿菌屬于 γ-變形菌綱（Gammaproteobacteria），是自養(yǎng)反硝化菌（Zhang et al.，2021），在氮的去除中發(fā)揮著重要作用。Bacteroidetes_vadinHA17屬于擬桿菌科，同樣在反硝化過程中起著重要作用，其在A1和A2處的豐度明顯高于其他點(diǎn)位。硫桿菌屬和Bacteroidetes_vadinHA17在A3處的豐度明顯低于其他點(diǎn)位，可在一定程度上解釋該點(diǎn)位反硝化效果較差。此外，濕地系統(tǒng)中相對(duì)豐度大于 1%的反硝化菌屬還有γ-變形菌綱（Gammaproteobacteria）下的聚糖菌屬（Candidatus_Competibacter，0.5%—2.9%）、紅環(huán)菌科（Rhodocyclaceae)下的Denitratisoma屬（0.3%—1.5%）。聚糖菌可還原NO3-和NO2-（韓亞琳等，2021），是重要的反硝化菌屬，其豐度在濕地沿程方向上呈下降趨勢(shì)，A1和A2處的豐度明顯高于其他點(diǎn)位。Denitratisoma屬是Fahrbach et al.（2006）從城市污水處理廠的活性污泥中分離得到的新屬，具有好氧反硝化能力，可直接將NO2-轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮，該屬在A2—A4處豐度均較高，其中在A4處最高。綜上，A1—A2段和A3—A4段相對(duì)較高的NO3--N去除效率與其較高的反硝化菌豐度有關(guān)。

2.2.3 微生物群落的相似性和差異性

Venn圖顯示了濕地各點(diǎn)位獨(dú)有和共有的 OTU數(shù)。由圖10可知，5個(gè)樣點(diǎn)共有423個(gè)OTU，占OTU總數(shù)的3.75%，說明不同點(diǎn)位間差異較大。A3和A4之間共有OTU最多（528個(gè)），A1和A4間共有OTU最少（55個(gè)）。A2獨(dú)有的OTU個(gè)數(shù)最少，為1043個(gè)；A3獨(dú)有的OTU個(gè)數(shù)最多，為1923個(gè)，占總數(shù)的17.1%，這可能是由于該樣點(diǎn)與其他樣點(diǎn)相比環(huán)境條件差異較大（A3處水深較淺，密布水生植物）。

圖10 中河河口濕地微生物OTU分布的Venn圖Figure 10 Venn diagram of microbial OTU distribution in the CW at Zhonghe river estuary

選取濕地微生物屬水平豐度前 20的種群繪制熱圖，并對(duì) 5個(gè)樣點(diǎn)進(jìn)行聚類分析，結(jié)果如圖 11所示。總體上，樣品可分為 A1、A2和 A3、A4、A5兩個(gè)分支，其中A3和A4又為一個(gè)小分支，表明A1和A2在微生物群落組成上較接近，而A3、A4和A5較接近?？梢婋S著污水流動(dòng)得以凈化，濕地沿程后段的微生物群落結(jié)構(gòu)趨于相似。濕地進(jìn)水區(qū)域A1、A2與其他樣點(diǎn)的微生物群落結(jié)構(gòu)差異較大的原因是兩個(gè)點(diǎn)位分布了較多的擬桿菌綱（Bacteroidia）下的Bacteroidetes_vadinHA17屬（10.0%，6.7%）、γ-變形菌綱（Gammaproteobacteria）下的聚糖菌屬（Candidatus_Competibacter，2.9%，1.6%）、擬桿菌綱（Bacteroidia）下的Lentimicrobiaceae屬（2.2%，1.7%）、δ-變形菌綱（Deltaproteobacteria）下的Smithella屬（1.7%，1.6%），而螺旋體屬（Spirochaeta_2，0.7%，0.6%）、硫堿螺旋菌屬（Thioalkalispira，0.03%，0.03%）、Aminicenantales屬（0.5%，0.3%）、厭氧菌綱（Anaerolineae）下的RBG-13-54-9屬（0.5%，0.3%）的相對(duì)豐度則較低。點(diǎn)位 A5的微生物群落結(jié)構(gòu)與A3、A4相比又有一定的差異，主要體現(xiàn)在其硫桿菌屬（Thiobacillus，17.3%）、綠彎菌門（Chloroflexi）下的 RBG-16-58-14屬（2.2%）、硫堿螺旋菌屬（Thioalkalispira，2.6%）和擬桿菌綱（Bacteroidia）下的SB-5屬（1.3%）的相對(duì)豐度明顯高于A3和A4。

圖11 中河河口人工濕地微生物群落屬水平聚類分析熱圖Figure 11 Heat map of clustering analysis of microbial community at the genus level in the CW at Zhonghe river estuary

3 結(jié)論

（1）周年監(jiān)測(cè)結(jié)果顯示，位于云南高原湖泊杞麓湖湖濱的中河河口表流濕地的脫氮效果良好，其中冬季NH4+-N的去除效果較好，達(dá)73.7%，而秋季NO3--N和TN的去除效果最好，去除率分別為81.1%和64.7%。一級(jí)表流濕地單元對(duì)NH4+-N的去除效果較好，而植物強(qiáng)化沉淀塘和兼性塘單元對(duì)NO3--N和TN的去除效果較好，濕地各單元協(xié)同完成脫氮過程。該濕地系統(tǒng)對(duì)TP和COD的去除效果不理想，月均去除率分別為31.8%和21.7%，需進(jìn)一步采取措施予以強(qiáng)化。該湖濱濕地的凈水效能與進(jìn)水污染負(fù)荷、凈化單元狀況、植物管理、外源輸入等密切相關(guān)。

（2）中河河口濕地底泥微生物的豐富度和多樣性在一級(jí)表流濕地和兼性塘單元處較高。濕地中變形菌門為最主要的優(yōu)勢(shì)菌門，且在植物強(qiáng)化沉淀塘單元的豐度最高。硫桿菌屬、Bacteroidetes_vadinHA17屬、聚糖菌屬為該濕地的優(yōu)勢(shì)菌屬，在脫氮過程中起著重要作用。聚類分析表明，濕地系統(tǒng)進(jìn)水端（A1、A2）的微生物群落結(jié)構(gòu)較相似，而后段（A3、A4、A5）的微生物群落更相似，濕地中累積的污染物及其濃度水平是造成這一現(xiàn)象的重要原因。

致謝：感謝云南大學(xué)鄧盛炯、寄博華、向乾乾、司光正、江明等同學(xué)以及通海秀杞生態(tài)投資建設(shè)有限公司代文邵、關(guān)夢(mèng)莎在樣品采集和分析過程中的大力支持和幫助！