滤解带构建对硬质驳岸水体微生物功能多样性的影响

王俊力，刘福兴①，乔红霞，付子轼，孟格蕾，蔡 敏

(1.上海市农业科学院/ 上海低碳农业工程技术研究中心，上海 201403；2.上海十方生态园林股份有限公司，上海 200233；3.无锡恒诚水利工程建设有限公司，江苏 无锡 214072)

随着我国城镇化的不断推进，由于土地规划及水利等需要，大部分河流湖泊岸带采用混凝土或浆砌石进行护砌[1]，在发挥防洪排涝作用的同时也阻断了水陆生态系统的联系。硬质驳岸的建设破坏了原有自然岸带的生态功能，从而引起水体自净能力降低、水质恶化、物种减少等生态系统退化问题[2]。因此，推进岸带生态修复技术对于我国生态环境可持续发展的国情具有重要意义[3]。

在河流湖泊岸带修复方面，通常采用生态重建方法来达到恢复目的[4]，而生物在此过程中起到关键作用[5]，营造动植物和微生物相互作用的环境，是生态修复的主要原则之一[6]。目前，采用的技术主要有利用生态混凝土、多孔渗透砖等材料构建生态护坡，但其需要拆除原有硬质驳岸进行重新改造[7]；利用排桩叠加、块石垒砌等方式构建湿地系统[8]，则需要占用水体较大空间，影响水体容量。为此，笔者根据人工湿地及生态滤床等构建思路设计一种滤解带装置，在不影响正常水利功能前提下，依据现有条件在硬质驳岸区域利用基质材料构建人工生态系统对其进行软化修复，考察短期和长期滤解带设置对水体污染物浓度的影响，采用Biolog方法对水体微生物群落功能多样性特征进行分析，以期为硬质驳岸修复技术的优化提供科学依据和理论指导，并为同类技术的应用提供设计参考。

1 材料与方法

1.1 实验装置

滤解带装置由框架、内部填料、通气和传输管路及植物组成(图1)。框架由不锈钢网、筋组成，尺寸为160 cm×40 cm×40 cm(L×W×H)。由于直立驳岸基础平台护角宽度普遍为40 cm，故将断面宽度设为与其相同，装置采用桩和绳索组合固定。内部填料采用天然红色火山石(购自河南巩义某净水材料厂)，粒径为2～4 cm，孔隙率为73%～82%，相对体积质量为0.78，比表面积为13.6～25.5 m2·g-1，容重为740 kg·m-3。通气和传输管路由1根横管和2根竖管组成，材质为UPVC，管径为20 cm，横管断面位于框架断面中央，两端伸出与两侧滤解带装置相连，且每隔一定距离进行一定宽度的穿孔处理，孔径为3～5 mm，竖管管径与横管相同，下部与横管通过三通相连。植物采用当地常见的挺水植物黄菖蒲(Irispseudacorus)，用无土栽培方式栽植于竖管内，移栽时黄菖蒲为成苗，即其生长处于旺盛期。

图1 滤解带装置示意及采样点位置

1.2 实验设计

实验在上海市农业科学院庄行综合试验站塑料大棚内的水泥池〔640 cm×340 cm×50 cm(L×W×H)〕中进行，共设3个处理：对照(CK，池中无滤解带)、滤解带1(Lv1，池中一短边设置无植物滤解带)、滤解带2(Lv2，池中一短边设置有植物滤解带)，每个处理设置3个重复，计9个单元。供试水体来自实验区附近河道并不定时补充，河道汇水有生活污水和农田尾水，试验期间进水水质如下：pH为7.32～8.93，氧化还原电位(ORP)为67.1～149.5 mV，ρ(DO)为2.66～8.52 mg·L-1，EC为626～968 μS·cm-1，ρ(TDS)为289～457 mg·L-1，ρ(TN)为0.6～2.3 mg·L-1，ρ(TP)为0.02～0.16 mg·L-1，ρ(TOC)为6.9～67.7 mg·L-1。实验于2018年5月开始采用静态方式进行，滤解带设置好后进行取样，3个处理同时进行，短期取样为10 d，最初2 d每1 d取水样1次，之后每间隔1 d取样1次直至10 d，之后每个月取样1次至9个月，取样时间固定为9:00—10:00，取样位置分别为S(滤解带设置处)和M点位(水泥池中间)。

1.3 测定指标与方法

水体中TN和TP含量分别采用过硫酸钾氧化法和钼锑抗分光光度法测定[9]，TOC含量采用TOC分析仪(Apollo9000，Teledyne，美国)测定。

水体微生物碳源利用特征采用Biolog生态板(ECO microplate，Matrix Technologies Corpration，美国)测定：将水样接种至Biolog生态板上，每孔加样量为150 μL，置于30 ℃条件下恒温培养，分别于24、48、72、96、120、144和168 h时采用酶标仪(Tecan，M200 PRO NanoQuant，瑞士)在590和750 nm处测定每孔吸光度[10]。

微生物代谢活性用孔的平均颜色变化率(average well color development，AWCD，IAWCD)表示，计算公式为

IAWCD=∑(Ci-R)/n。

(1)

式(1)中，Ci为第i个非对照孔吸光度(每孔吸光度均为D590减去D750)；R为对照孔吸光度；n为培养基碳源种类数，取值31。

将31种碳源分为碳水化合物类(10种)、羧酸和酮酸类(9种)、氨基酸类(6种)、聚合物类(4种)和胺类(2种)5类[11]，各类碳源的AWCD值与AWCD总和的比值即为微生物对各类碳源的相对利用率。

碳源利用丰富度指数(S)用颜色变化的孔数表征，为每孔中(Ci-R)值大于0.25的孔个数[12]。

Shannon-Wiener多样性指数(H)用来表征微生物群落丰富度，计算公式为

H=-∑(PilnPi)。

(2)

式(2)中，Pi为第i个非对照孔吸光度与所有非对照孔吸光度总和的比值，即(Ci-R)/∑(Ci-R)。

Simpson优势度指数(D)用来表征微生物群落优势度，计算公式为

D=1-∑Pi2。

Pielou均匀度指数(J)用来表征微生物群落均匀程度，计算公式为

J=H/lnS。

(3)

式(3)中，S为被利用碳源总数。

1.4 数据统计与分析

采用Biolog生态板培养72 h时吸光度对微生物代谢各指数进行计算及主成分分析[13]。采用SPSS 22.0软件进行统计分析，采用ANOVA和Duncan方法进行方差分析和差异显著性比较，采用Sigmaplot 12.5软件作图。

2 结果与分析

2.1 水体污染物浓度变化

不同处理水体污染物浓度变化见图2。

CK为池中无滤解带处理；Lv1和Lv2分别为池中一短边设置无植物和有植物滤解带处理。*表示P<0.05，**表示P<0.01，ns表示P>0.05。

图2显示，滤解带短期设置时间(10 d)内，不同处理间ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(TOC)差异不显著(P>0.05)，随着设置时间的延长(≥30 d)，不同处理间差异显著(P<0.05)。与CK相比，滤解带设置9个月Lv1和Lv2处理水体中ρ(TN)分别平均下降17.2%和28.7%，ρ(TP)平均下降16.6%和18.4%，ρ(TOC)平均下降29.8%和42.7%。

2.2 水体微生物碳源利用比较

微生物代谢活性用AWCD表征(图3)。

CK为池中无滤解带处理；Lv1和Lv2分别为池中一短边设置无植物和有植物滤解带处理；S和M分别为滤解带设置处和水泥池中间点位。

由图3可知，分别在滤解带设置1、10、30、150和270 d时，随培养时间的延长，水体微生物总碳源代谢强度均呈逐渐增加趋势，培养24～120 h内呈线性增加，之后趋于稳定。随着设置时间的延长，水体微生物碳源利用率增加速度显著加快，不同处理间基本呈现Lv2>Lv1>CK趋势，且每个处理S点位水体微生物碳源利用率高于M点位。

由水体微生物对5类碳源的相对利用率(图3)可知，滤解带设置1 d后，水体微生物表现为对聚合物类碳源的相对利用率最高，且各处理S点位均高于M点位，其次为碳水化合物类，且各处理M点位均高于S点位。与CK相比，Lv1和Lv2处理水体微生物对羧酸和酮酸类及氨基酸类碳源均有利用。随着设置时间的延长，各处理对羧酸和酮酸类及氨基酸类碳源利用率均有增加，设置270 d时，各处理对碳水化合物类、羧酸和酮酸类、氨基酸类和聚合物类碳源的相对利用率基本一致，对胺类碳源的相对利用率最低。从不同设置时间不同采样点位平均情况来看，CK对碳水化合物类、羧酸和酮酸类、氨基酸类和聚合物类碳源的相对利用率分别为30.7%、13.4%、9.7%和45.6%(平均值为24.9%±16.6%)，Lv1处理分别为20.1%、17.8%、16.6%和44.3%(平均值为24.7%±13.1%)，Lv2处理分别为24.6%、20.5%、16.8%和36.4%(平均值为24.6%±8.5%)。

2.3 水体微生物多样性指数比较

由于滤解带设置1和10 d时水体微生物碳源利用丰富度较低，故不同处理间水体微生物多样性指数以滤解带设置后的30、150和270 d(72 h)平均值计算。表1显示，Lv1和Lv2处理水体微生物碳源利用丰富度指数平均分别为13.3和16.8，比CK分别增加31.1%和65.5%；Lv1和Lv2处理水体微生物多样性指数分别为3.03和3.11，比CK分别增加9.6%和12.3%；Lv1和Lv2处理水体微生物优势度指数和均匀度指数与CK相比差异不大，但基本表现为略高于CK；各个处理水体微生物多样性指数基本呈S点位>M点位的趋势。

表1 不同处理水体微生物多样性指标差异

2.4 水体微生物碳源利用特征主成分分析

基于Biolog生态板培养过程中(72 h)的AWCD值，对3个处理(包括不同点位)的样品(滤解带设置30、150、270 d时)进行主成分分析(图4)。PCA1和PCA2累计贡献率达100%，其中，PCA1贡献率占比为99.5%。PCA1将滤解带设置时间区分开，设置30 d时各处理集中在PCA1正向端，设置150和270 d时各处理集中在PCA1负向端，说明水体微生物群落代谢特征在时间上存在显著差异。从PCA2正向端到负向端的不同处理上来看，水体微生物群落代谢特征Lv1-S和Lv2-M更为相似(三角形重叠较多)，Lv1-M和CK-S更为相似。

图4 培养72 h时水体微生物碳源利用特征的主成分分析

3 讨论

3.1 滤解带不同处理对水体污染物浓度的影响

滤解带在硬质驳岸区域利用了人工湿地构建思路，湿地通过复杂的物理、化学和生物等方面的作用实现水体污染物的去除[5]，其中，生物(植物和微生物)起到关键作用[14]。笔者研究中，滤解带设置后，与CK相比，短期内水体污染物(TN、TP、TOC)浓度无显著变化，随着设置时间的延长，水体污染物浓度显著降低，且有植物滤解带处理降低比例更大。滤解带设置短期内存在一个系统稳定过程[15]，对水体污染物浓度的影响不明显。滤解带内部填料采用火山石，是一种常见的轻质吸附材料，有密度小、比表面积大、化学稳定性高等优点[3]，不仅可以通过吸附、离子交换等途径去除水体中一部分污染物，大的比表面积还为微生物附着提供了场所[16]。

随着设置时间的延长，微生物的作用逐渐增加，可降低水体污染物浓度。有植物滤解带处理水体污染物浓度降低效果更为明显。研究表明，与无植物相比，湿地种植植物能使氮去除率提高至70%[17]，水质净化效果和微生物丰度均显著增加[18]。植物根系为微生物提供了一个适宜生长的微环境[19]，其中，植物根系泌氧使得根际周围存在好氧、缺氧和厌氧环境，促进多种微生物的共同协作[20]；根系分泌物能为根际微生物提供碳源，影响微生物群落结构与代谢，使其通过各种生理代谢途径将污染物从水体中去除[16]。研究表明，植物直接吸收并不是湿地水体污染物去除的主要途径[21]。

3.2 滤解带不同处理对微生物群落功能多样性的影响

微生物是生态系统的重要组成部分，它对环境的变化十分敏感，这使其结构和功能发生变化，从而对生态系统产生持续影响，而这种影响主要是通过群落代谢功能差异来实现的[22]。Biolog生态板主要根据微生物对碳源底物利用能力的差异来描述群落中微生物的动态变化[11]。AWCD值的变化差异可以反映滤解带不同处理水体微生物的代谢活性差异，AWCD值增加越快，表明微生物代谢活性越高。笔者研究中，滤解带设置时间越长，水体微生物AWCD值增加越快，说明滤解带设置可长期带动水体微生物代谢活性的增加；而有植物滤解带设置处理AWCD值增加最为明显，可能是植物根际环境对微生物产生了影响，根系分泌物释放速率、类型或数量都会影响微生物的丰度和活性[23]；每个处理驳岸处水体微生物AWCD值均高于中间水体，说明无论滤解带设置与否，驳岸处更有利于水体微生物聚集，其代谢活性提高，而滤解带设置为微生物聚集提供了更加有利的场所。滤解带设置后水体微生物碳源利用丰富度指数和多样性指数均高于CK，有植物滤解带设置处理则增加得更为明显，而优势度指数和均匀度指数则基本呈略高于CK的趋势，说明滤解带设置增加了水体微生物群落功能多样性。不同处理AWCD值变化和微生物群落功能多样性指数与水体污染物浓度变化趋势相反，AWCD值增加越快，微生物多样性指数越高，水体污染物浓度降低就越明显。

不同种类微生物在环境中的占比不同，构成了特有的群落结构，会影响水体污染物去除效率[16]。笔者研究中，试验短期内水体微生物表现为对聚合物类碳源的相对利用率最高，其次为碳水化合物类，与CK相比，滤解带设置使水体微生物对羧酸和酮酸类及氨基酸类碳源均有利用。随着设置时间的延长，各处理对碳水化合物类、羧酸和酮酸类、氨基酸类和聚合物类碳源的相对利用率基本一致，有植物滤解带设置处理对这4类碳源的相对利用率平均差异最小(标准差最小)，结合水体污染物浓度情况，说明不同种类微生物在水体中占比越趋于一致，则对污染物浓度降低效果就越明显。研究表明，不同水体中微生物群落的代谢特征具有明显差别，例如，池塘水体微生物优先利用氨基酸类，其次为羧酸类、糖类、聚合物类、胺类和其他碳源[24]。

笔者研究中，PCA分析结果表明，水体微生物群落代谢特征在设置时间上存在显著差异，滤解带设置30 d与设置150和270 d显著不同，虽然滤解带这种工程措施对硬质驳岸水体污染物去除作用的短期效果不明显，但是长期效果显著，主要表现在微生物的作用稳定提升。从不同处理上来看，水体微生物群落代谢活性表现为Lv2-S>Lv2-M≈Lv1-S>Lv1-M≈CK-S>CK-M，可见无论滤解带设置与否，驳岸处水体微生物作用更为显著，而滤解带设置更能增加此处微生物作用，且有植物滤解带更为明显，其中间水体的微生物作用与无植物滤解带设置处相当。

滤解带技术作为一种高度集约、功能多样、造价低廉且实施维护方便的装置，可以规模化应用，从而改变硬质驳岸滨水区域生境条件，提升驳岸生态功能，是一种具有重要现实意义的生态修复技术。

4 结论

(1)滤解带长期设置可降低硬质驳岸水体中污染物浓度，与CK相比，无植物滤解带设置9个月后，ρ(TN)降低17.2%，ρ(TP)降低16.6%，ρ(TOC)降低29.8%，而有植物滤解带处理降低比例分别为28.7%、18.4%和42.7%。

(2)滤解带长期设置增加了水体微生物碳源利用率，优化了水体微生物碳源利用类型，且有植物滤解带处理水体微生物碳源利用率大于无植物滤解带处理。

(3)滤解带长期设置增加了水体微生物群落功能多样性，碳源利用丰富度指数和Shannon-Wiener多样性指数均高于CK，且有植物滤解带处理大于无植物滤解带处理。

(4)水体微生物群落代谢特征在滤解带设置时间上存在显著差异，滤解带设置30 d与150和270 d显著不同，滤解带长期设置可带动水体微生物群落代谢活性的提高，且有植物滤解带的作用更为明显。