王耀辉,曹玉成,周彦昕

沉水植物的湿地水质净化效率及其微生物群落结构对水力负荷的响应

王耀辉,曹玉成*,周彦昕

浙江农林大学 环境与资源学院, 浙江 杭州 311300

为探究不同水力负荷下沉水植物对水体污染物的净化效率及其茎叶生物膜微生物群落结构的差异，本文构建人工湿地，通过水泵-阀门-流量计系统精准控制动态水力负荷，研究沉水植物高茎苦草L.对模拟污水的净化效率及微生物群落结构差异对不同水力负荷的响应。结果表明，水力负荷可对湿地系统的去污效果产生显著性影响，其中144 cm/d效果最佳，该系统氨氮净化效率可达86.9%，TP净化效率可达77.8%，系统出水符合“地表水环境质量标准III类”水体要求。水力负荷可对湿地系统微生物群落结构产生显著性影响（＜0.05），随水力负荷的增大，沉积物样本中微生物群落相对丰度、多样性以及OTU数量逐渐降低；叶片微生物群落相对丰度、多样性以及OTU数量呈现上升的趋势。与沉积物微生物群落相比，同组内叶片表面微生物群落中变形菌门Proteobacteria、假单胞菌属的总丰度占比显著性提高。

沉水植物; 水质净化; 微生物群落结构

近年来，随着国家的监管力度和群众对于绿水青山呼声的提高，点源污染逐步得到控制，而以农田退水为代表的农业面源污染正在逐步成为污染的主要贡献者，人畜的饮水安全首当其冲，甚至影响中国经济前景[1-3]。据《第二次全国污染普查公报》（2020）结果显示，农业面源污染对全国地表水体污染负荷中总氮（TN）和总磷（TP）的贡献率分别达到47%和67%，其对素有“鱼米之乡”的太湖流域水体影响更甚，TN、TP的污染贡献率更是高达76%和82%[4,5]。因其溯源性差、隐蔽性强、污染负荷在时空间变化幅度大等深层性特点，导致农业面源污染未能引起公众足够的重视，治理难度也相应陡然上升[6-9]。为此，寻找农业面源污染的科学有效防治手段成为亟待解决的发展要求。

基于生态工程原理的生态沟渠、人工湿地等技术，可因地制宜地依附于农村常见的农田沟渠、泥塘等场所，从源头提高其水质净化等功能[10,11]。因具有建设造价低廉、后续维护简易上手等优势，应用物种共生、物质循环原理，对于农业面源污染处理效果稳定、具有很高的耐冲击负荷，促进废水污染物质良性循环、再生，从而获得污水处理资源化利用的最佳效益，近年来在脱氮除磷工程中获得广泛的研究和应用[12-14]。而合理地设计水力条件，对于人工湿地工程的实际运行和管理都具有重大的现实意义，有利于增强人工湿地的运行稳定性、缩短处理时间、节省工程占地面积[15,16]。

人工湿地中水生植物扮演着极其重要的作用，目前国内外研究以及实际工程应用主要以挺水植物型湿地为主流，沉水植物相关研究存在一定的空白。不同于挺水植物和漂浮植物，沉水植物位于水面下生长，茎叶与水接触最为密切，由其介导形成的微环境结构更为复杂[17,18]。近来年研究发现，沉水植物的茎叶不仅可以直接吸收营养物质，还可以充当载体为微生物、藻类等生物提供附着场所[19]，已有国内研究表明湿地植物在生长的过程中可能会在茎叶表面形成的附植生物膜（Eriphytic biofilm），其富集了水体中的藻类、泥沙、有机质、菌胶团、微生物等物质[20]，这种具有复杂结构的附植生物复合体可以通过吸收、吸附、共沉淀等物理、化学和生物途径截留多种形态的营养物质，对水体中氮磷元素的去除有显著的效果[10]。研究已发现水流和水深等水力条件对其净化效率产生重要影响[21]，但对其影响机理还不明确，特别是对流速影响方面的研究相对较少，水力条件对茎叶微生物影响的相关研究也相对缺乏。

目前国内外多采用静态控制水力停留时间（HRT）的方法以控制水力条件，为更贴切真实治污环境，本研究采用水体动态循环流动，控制湿地水源流速的方法控制水力负荷。研究分析不同水力条件对供试污水氨氮（NH4+-N）、总磷（TP）的去除效果以及茎叶生物膜群落结构的差异，旨在为实际治理应用提供理论指导。

1 材料与方法

1.1 人工湿地系统构建

采集太湖流域沉积物作为植物培养底泥，模拟人工湿地微生物环境；选取高茎苦草(L.)作为湿地供试植物，其为长江中下游流域常见的优势水生植物，为多年生沉水草本，多见于河流、溪沟、池塘、湖泊等水域环境中，有匍匐茎，根系较为发达。试验在浙江农林大学平山新村实验基地大棚内进行，依据《人工湿地污水处理技术导则》(RSIN—TG006—2009)要求，构建19组模拟人工湿地系统，其中包含4组规格为60 cm（L）×30 cm（W）×70 cm（H）的三格式静态批式湿地系统以及15组三格式动态批式湿地系统（图1），每个系统内仅栽种单种植物，种植密度为30～35株/m3，水泵将蓄水箱中的污水经由流量控制阀泵入湿地系统进水口，污水经过进水区、植物种植区，最后从湿地系统出水区上方的出水口自流回系统下方的蓄水箱完成循环。

图 1 动态湿地系统示意图

注：1.基质铺设为下层铺设厚度为6 cm的太湖底泥，上层铺设厚度为8 cm粒径为6～8 mm水处理专用石英砂；2.进水口、出水口与植物种植区之间的挡板在20-50 cm高度处均匀打孔，孔径为7 mm。

Note: 1.The substrate is laid with 6cm thick Taihu Lake Sediment in the lower layer and 8 cm thick quartz sand with particle size of 6 ～ 8 mm for water treatment in the upper layer; 2. The baffle between the water inlet, water outlet and the plant planting area shall be drilled evenly at the height of 20-50 cm, and the hole diameter is 7 mm.

1.2 湿地系统供试水质

系统进水模拟生活污水各项指标，主要成分包括分析纯(NH4)2SO4、NaH2PO4等，各项水质指标见表1。

表 1 湿地系统供试水质指标

1.3 试验处理

试验进行时间为2021年6-11月，试验开始时各处理组中移植长度为10 cm的高茎苦草萌发苗。水体流态分为：静态批式、低流速循环批式（进水速度恒定为35 L/min）、高流速循环批式（进水速度恒定为70 L/min）；每7 d换水1次（整个试验周期内供试水质指标尽量保证相同），换水前后各取一次水样，均采集各装置进水区、种植区、出水区和储水箱水样组成混合样，水质分析指标包括氨氮浓度和总磷浓度，试验结束时刻立马无菌采集各装置内沉积物样本以及沉水植物植株，将沉积物样本编号为：SA（静态组）、SB（低流速组）、SC（高流速组）并保存于-80 ℃冰箱备用；植株叶片使用无菌PBS洗脱液进行生物膜洗脱处理，经抽滤后得到沉水植物叶片附植生物膜样本，并编号为：BA（静态组）、BB（低流速组）、BC（高流速组），洗脱液保存在4 ℃冰箱备用。采用高通量测序法测定分析湿地系统内微生物的各项生物指标。各试验组运行参数如表2。

表 2 各试验组运行参数

1.4 微生物高通量测序及群落结构分析方法

本试验采用Illumina平台对群落DNA片段进行双端（Paired-end）测序，采用DADA2方法进行去引物、质量过滤、去噪等步骤，再对核酸序列中的插入和缺失错误进行纠正后得到ASV特征序列，对其长度分布进行统计、物种分类学注释，产生ASV/OTU丰度表。

采用QIIME（2019.4）、R语言等软件，使用未抽平的ASV/OTU表，设置最小抽平深度为10，设置全体样本中最低测序深度样本序列量的95%，在这两种深度之间均匀选取10个深度值，每个深度值抽平10次，选取最大抽平深度时的得分平均值作为Alpha多样性指数；使用抽平后的ASV/OTU表，经调用命令计算Bray-Curtis、Jaccard等距离矩阵并做PCoA分析，绘制成二维散点图，实现相应区域的可视化；利用Perl脚本对抽平后的ASV/OTU表格进行统计样本的域、门、纲等七个分类水平各自含有的单元数目。

1.5 数据处理与分析

采用Excel和SPSS进行数据统计与分析 (显著水平设为＜0.05)，采用Origin 9.1软件进行图形绘制，包括比较高茎苦草在不同水力负荷下对污水氨氮、TP的去除率及差异等。

2 结果与分析

2.1 不同水力负荷对氨氮、总磷去除能力的影响

已有研究表明人工湿地去除氨氮、总磷的能力与水力负荷、基质类型、植物种类、温度等因素密切相关，其中水力负荷是重要影响因素[22]。人工湿地水力负荷的常用计算方法为以水量除以表面积，实际为表面负荷；本文采用水量除以过流断面面积，更能真实的反应水力负荷的真实含义，也更切合人工湿地的特点，折合低流速循环批式水力负荷为144 cm/d，高流速循环批式水力负荷为288 cm/d。通过处理组A（静态批式组）、处理组B（低水力负荷组）、以及处理组C（高水力负荷组）交叉对比，分析高茎苦草在不同水力负荷下对各污染物的去除效果。

2.1.1 水力负荷对氨氮去除效果的影响由图2（a）可见，在所有换水周期内，湿地系统对氨氮的去除率随换水周期的增加呈现先升高后降低的趋势；第1～2次换水周期，苦草处于幼苗期，茎叶长度为7～15 cm，叶片呈嫩绿色，表面无明显附植生物膜，第3～4次换水周期，苦草由幼苗期生长到繁盛期，茎叶长度为30～50 cm，叶片呈翠绿色，其表面的附植生物膜也随之壮大，第4次换水周期苦草在静态、低水力负荷、高水力负荷下对氨氮的去除效率均达到峰值；第5～6次换水周期，苦草由繁盛期转为初始凋败期，叶片末梢呈黄绿色，叶片变薄且有半消解状态的絮状，植物对湿地系统的供氧能力下降，叶片附植生物膜生理活性降低，对氨氮的去除率有所下降。

采用同水力负荷下六个周期氨氮去除率和氨氮去除负荷两个指标的平均值表征所构建的人工湿地对污水的脱氮能力。由图2（b）可见，随着水力负荷的增加，湿地系统对氨氮的去除率和去除负荷均呈现先升高后降低的趋势，结合显著性分析结果（＜0.05）可知，水力条件的改变导致各处理组的氨氮去除率之间存在显著差异。

图 2 水力负荷对氨氮去除效果的影响

2.1.2 水力负荷对TP去除效果的影响由图3（a）可见，随换水周期的增加，植物的生长状况同上；第1～2次换水周期，各试验组TP去除率即出现峰值，在随后的第3～6次换水周期内，各试验组TP去除率均呈现不同程度的下降趋势。

采用同水力负荷下六个周期TP的去除率和去除负荷两个指标的平均值表征所构建的人工湿地对污水的脱氮能力。由图3（b）可见，随着水力负荷的增加，湿地系统对TP的去除率和去除负荷均呈现小幅度的升高后迅速降低的趋势，同周期内湿地系统对TP去除率由大到小为：低水力负荷组＞静态批式组＞高水力负荷组。结合显著性分析结果（＜0.05）可知，各装置TP净化能力对水力条件改变的响应为：静态试验组和低流速试验组之间不存在显著差异，高流速试验组与前两组间存在显著差异，TP去除负荷这一指标尤为明显。

图 3 水力负荷对TP去除效率的影响

2.2 湿地微生物群落结构特征

2.2.1 微生物群落Alpha多样性分析为能较为全面的评估微生物群落的Alpha多样，以Chao1和Observed species指数表征丰富度，以Shannon和Simpson指数表征多样性。

由图4可以看出，水力负荷对沉积物及附植生物膜中微生物群落结构均产生显著性影响（＜0.05）。对于沉积物中微生物来说，处理组SA的Chao1、Observed species、Shannon以及Simpson指数均最高，处理组SB的各项指标均最低；对于叶片微生物来说，BA、BB、BC对应Chao1、Observed species、Shannon以及Simpson指数均呈现逐步增大的趋势，其微生物群落的丰富度和复杂度均增加，说明水力负荷对湿地沉水植物叶片微生物群落的多样性存在显著的正向促进作用。

2.2.2 微生物群落Beta多样性分析 Beta多样性聚焦于不同生境间的多样性，比较样本间的差异。ASV分类学水平的主坐标分析(Principal coordinates analysis，PCoA)是一种典型的非约束排序。采用基于ASV分类水平的主坐标分析（PCoA）展示不同沉积物及附植微生物样本群落结构的差异性（图5）。PCoA第一坐标贡献度为31.6%，第二坐标贡献度为13.8%。沉积物中微生物的样本SA、SB、SC都较为贴近，说明水力负荷对沉积物样本的微生物群落结构的影响不显著；而附植微生物的样本BA、BB、BC三者相距较远，说明水力负荷能显著影响附植微生物的群落结构。

图 5 微生物群落Beta多样性分析

2.2.3 微生物物种Venn图分析基于ASV/OTU丰度表制作韦恩图进行群落分析，以研究不同的样本间物种的共有性和独有性，从而分析样本间的结构差异和重叠现象。各处理组的ASV分析结果显示，各处理组中共同的OTU数量仅为36个，说明在不同水力条件下，沉积物及叶片微生物群落出现了显著变化；对于沉积物微生物群落来说，与SA（静态组）相比，SB（低流速组）和SC（高流速组）的微生物丰度均显著下降；对于叶片微生物群落来说，与BA（静态组）相比，BB（低流速组）与BC（高流速组）的微生物丰度均显著提高，处理组BB丰度提升最为明显，由此可见，适当增大水力负荷有利于提高附植生物膜为生物群落结构的稳定性。

图 6 湿地系统微生物群落Venn分析

2.2.4 微生物群落组成分析沉积物微生物和叶片附着微生物在丰度上有着极其显著的差异。由图7（a）可知，沉积物所有样本中微生物在门水平上的细菌优势菌门为变形菌门Proteobacteria（26.08%～37.57%）、绿弯菌门Choloroflexi（22.88%～25.52%）、放线菌门Actinobacteria（3.58%～27.03%）、拟杆菌门Firmicutes（3.57%～5.04%），占总丰度和的70.95%～81.73%；叶片附着微生物所有样本在门水平上的细菌优势菌门为变形菌门Proteobacteria（84.29%～88.12%）、拟杆菌门Firmicutes（7.13%～13.63%），占总丰度和的95%以上，与沉积物中优势菌门相比，丰都占比显著增加；从图7（b）可看出，沉积物样本中微生物在属水平上的优势菌属为OPB41（0.76%～7.06%）、MB-A2-108（0.55%～6.40%）、KD4-96（0.87%～4.93%），占总丰度和的2.18%～18.39%；而叶片附着微生物样本在属水平上的优势菌属为假单胞菌属（24.68%～47.96%）、气单胞菌属（7.55%～16.94%）、副球菌属（0.16%～28.26%）、微小杆菌属（4.27%～5.97%）,占总丰都和的59.54%～75.85%，与沉积物样本中优势菌属相比，优势菌属种类显著变化，且总丰度占比显著增加。

图7 微生物群落组成分析

3 讨 论

3.1 水力负荷对湿地植物净化效率的影响

水力负荷可对人工湿地中氨氮、COD的净化效率产生显著性影响（<0.05）。本试验中水力负荷为144 cm/d时湿地系统氨氮和TP的净化效果最好，出水可达到《地表水环境质量标准》（GB3838—2002）中III类水体要求；良好的消氮纳磷效果结合较低的处理成本，凸显出湿地系统净化农业污水的优势。经湿地系统处理过的生活污水可回用作为景观水体、清洁用水的补给，以缓解我国水资源短缺的情况。

湿地系统氨氮的净化功能主要依赖于植物茎叶表面以及填料空隙之间附着的生物膜的生化反应[23,24]。当水力负荷太小时，污水停留时间过长，易导致系统内出现厌氧环境，抑制系统内硝化细菌的硝化作用；适当的流动性能为系统内带来充足的氧气，同时有利于水体中的氨氮附着于生物膜上，促进氨氮的去除；当水力负荷过大时，污水停留时间过短，污染物与生物膜接触不充分，反应还未达到微生物的世代时间即被带出反应系统。同时，过大的水力负荷的冲刷作用会带走系统中一部分硝化细菌，一定程度上破坏了湿地系统微生物系统的稳定性，降低了系统的净化能力上限，导致氨氮的去除率下降。与静态、低流速试验组相比，高流速试验组氨氮去除率的峰值出现的普遍更早，笔者认为其原因可能是较高的水流速度能为植物生长带来更充分的氧气，促使植物生长得更快。有研究表明，湿地系统中TP的净化功能由基质填料间孔隙以及植物茎叶的物理化学吸收所主导，微生物的生理活动可分解孔隙内部已吸附的磷元素，防止填料孔隙堵塞，但对湿地系统中磷元素的去除影响较小[25]。同时，本试验中人工构建的湿地系统的装置内壁可能也对湿地系统TP去除过程有所贡献。随着换水周期的增加，起到主导作用的基质填料和系统装置对磷的吸附作用日渐饱和，同时植物生长到繁盛期，植物茎叶及其附植生物膜对磷的吸附固定作用增强，二者此消彼长，但植物生长为系统TP去除过程所带来的提升无法弥补湿地系统内TP通过物理吸附饱和后的落差，只能起到止损的作用，因此在宏观角度体现为湿地系统对TP的去除率整体呈现下降趋势。所以，在本试验中，影响湿地系统TP去除效率的主导因素为基质填料孔隙等的物理吸附。处理组A（静态组）和处理组B（低流速组）组间TP去除效率差异性不显著也可以从侧面印证本试验中湿地系统对TP的去除主要依靠基质填料及系统装置的物理化学吸附。

当水力负荷从0 cm/d提高到144 cm/d时，系统TP去除率表现为小幅度上升，但上升幅度不显著（＜0.05），其原因是适当的增大水力负荷，有利于系统中悬浮的磷元素的吸附和固定，同时营造局部好氧微环境，增强微生物的生理活动促进系统TP的去除；当水力负荷从144 cm/d增加到288 cm/d时，过高的污水流速的冲击作用会使得原本已经吸附的在填料空隙和植物茎叶表面的磷元素再释放，导致湿地系统TP去除率急速下降。

3.2 水力负荷对湿地系统微生物群落结构的影响

有研究表明，微生物种群之间存在着一定的竞争关系，某一种群的快速生长必然会因竞争营养、空间和生态位点等对其他种群的生长产生一定的抑制作用[26,27]。在本研究中，就沉积物微生物群落而言，低流速组（SB）和高流速组（SC）的微生物群落OTU数量明显低于静态组（SA），同时SB和SC组的Chao1指数和Shannon指数也均低于SA组，说明水力负荷的增大，导致沉积物微生物群落多样性、丰富度降低，优势微生物占据了更有利的生态位，其他不适宜环境的一部分微生物被淘汰，群落结构出现了分化，微生物群落趋向于稳定的方向演化；就附植微生物群落而言，低流速组（BB）和高流速组（BC）的微生物群落OTU数量明显高于静态组（BA），其Chao1指数和Shannon指数也均高于BA组，说明水力负荷的增大，导致附植微生物群落多样性、丰富度显著增加，水力负荷对附植微生物的繁殖起到了促进作用。

沉积物和附植生物膜两种不同生境的微生物群落组成有着显著区别。相比于沉积物中微生物群落，叶片附着微生物群落中拟杆菌门Firmicutes以及其他菌群的丰度则大幅降低，变形菌门Proteobacteria的丰度大幅提高，生长、繁殖速度大幅提高，迅速占据了第一生态位。

4 结 论

针对水力负荷对人工湿地各污染物去除效果的影响，氨氮和TP去除率对水力负荷的响应均表现为为：低水力负荷组>静态组>高水力负荷组；低水力负荷下系统氨氮净化效率可达86.9%，TP净化效率可达77.8%，系统出水符合“地表水环境质量标准III类”水体要求。

针对水力负荷对湿地系统微生物群落结构的影响，随着水力负荷的增大，沉积物微生物群落的相对丰度、多样性以及OTU数量降低，叶片表面附植微生物群落的相对丰度、多样性以及OTU数量呈现上升趋势。

同组内的微生物群落在沉积物、叶片表面这两种不同生境的丰度组成存在显著性差异。与沉积物为生物群落相比，同组内叶片表面微生物群落中不同分类的优势微生物发生变化，如变形菌门Proteobacteria、假单胞菌属s等的总丰度占比、OTU数量均显著性增加。

[1] 刘庄,晁建颖,张丽,等.中国非点源污染负荷计算研究现状与存在问题[J].水科学进展,2015,26(3):432-442

[2] 王沛芳,娄明月,钱进,等.农田退水净污湿地对污染物的净化效果及机理分析[J].水资源保护,2020,36(5):1-10

[3] 罗良国,陈崇娟,赵天成,等.植物修复农田退水氮、磷污染研究进展[J].农业资源与环境学报,2016,33(1):1-9

[4] 张红举,陈方.太湖流域面源污染现状及控制途径[J].水资源保护,2010,26(3):87-90

[5] 夏丽佳,余慕琴,严萌,等.珠三角四市农业面源污染源解析与评价[J].人民珠江,2021,42(5):35-41,72

[6] 史亚梅,曹寒,马香玲,等.河北山地典型小流域面源污染特点分析[J].价值工程,2020,39(20):217-219

[7] 贺斌,胡茂川.广东省各区县农业面源污染负荷估算及特征分析[J].生态环境学报,2022,31(4):771-776

[8] 杨滨键,尚杰,于法稳.农业面源污染防治的难点、问题及对策[J].中国生态农业学报(中英文),2019,27(2):236-245

[9] 葛小君,黄斌,袁再健,等.近20年来广东省农业面源污染负荷时空变化与来源分析[J].环境科学,2022,43(6):3118-3127

[10] 刘淼,陈开宁.植物配置与进水碳氮比对沉水植物塘水质净化效果的影响[J].环境科学,2018,39(6):2706-2714

[11] 李红芳,刘锋,肖润林,等.水生植物对生态沟渠底泥磷吸附特性的影响[J].农业环境科学学报,2016,35(1):157-163

[12] 徐敬亮.人工湿地技术在处理农村生活污水中的应用研究[D].南昌:南昌大学,2014

[13] 王永强,李梅,朱明璇,等.人工湿地污水处理技术研究进展[J].工业用水与废水,2018,49(5):7-12

[14] Vymazal J. The Historical development of constructed wetlands for wastewater treatment [J]. Land, 2022,11(2):1-29

[15] Xing CJ, Xu XX, Xu ZH,. Study on the decontamination effect of biochar-constructed wetland under different hydraulic conditions [J]. Water, 2021,13(7):256-267

[16] 徐祥熙,王荣震,徐立荣,等.不同水力条件下人工湿地处理效果中试研究[J].济南大学学报(自然科学版),2021,35(3):217-222

[17] 李晓东,孙铁珩,李海波,等.人工湿地除磷研究进展[J].生态学报,2007,27(3):1226-1232

[18] 王文林,刘波,韩睿明,等.沉水植物茎叶微界面及其对水体氮循环影响研究进展[J].生态学报,2014,34(22):6409-6416

[19] Lin QS, Gu BH, Hong JM. Tracking uptake of submerged macrophytes ()—Derived nitrogen by cattail () using nitrogen stable isotope enrichments [J]. Ecological Engineering, 2017,99:114-118

[20] 宋旭,林陶,夏品华,等.沉水植物附植生物膜藻类组成及重金属累积特征[J].湖泊科学,2019,31(5):1268-1278

[21] 胡碧莹.湿地植物在不同水力条件处理下的净化效果与生长特性研究[D].重庆:西南大学,2017

[22] 孔庆玲.人工湿地水力条件优化设计[D].长沙:中南林业科技大学,2012

[23] 刘志寅,尤朝阳,肖晓强,等.人工湿地填料除磷影响因素研究[J].水处理技术,2011,37(10):50-54,59

[24] 余志敏,袁晓燕,刘胜利,等.水力条件对复合人工湿地处理城市受污染河水效果的影响[J].环境工程学报,2011,5(4):757-762

[25] 郭雅倩,薛建辉,吴永波,等.沉水植物对富营养化水体的净化作用及修复技术研究进展[J].植物资源与环境学报,2020,29(3):58-68

[26] 濮永瑜,包玲凤,杨佩文,等.生物有机肥调控的碱性植烟土壤微生物群落多样性特征[J].西南农业学报,2022,35(4):780-789

[27] 杨睿.贵州喀斯特山区花椒林根际土壤微生物群落结构及功能研究[D].贵阳:贵州师范大学,2021

Water Purification Efficiency of Submerged Plants and the Response between Wetland Microbial Community Structure and Hydraulic Conditions

WANG Yao-hui, CAO Yu-cheng*, ZHOU Yan-xin

311300,

To explore the purification efficiency of submerged plants for water pollutants and the difference of microbial community structure of stem and leaf biofilm under different hydraulic loads, the constructed wetland was constructed, and the dynamic hydraulic load was precisely controlled by the pump valve flowmeter system. The purification efficiency of submerged plantL. to simulated sewage and the response of microbial community structure difference to different hydraulic loads were studied. The hydraulic load can have a significant impact on the decontamination effect of the wetland system, of which 144 cm/d is the best. The purification efficiency of ammonia nitrogen and TP of the system can reach 86.9% and 77.8%, respectively. The effluent of the system meets the requirements of class III water body in the environmental quality standard for surface water. Hydraulic load had a significant effect on the microbial community structure in the wetland system (<0.05). With the increase of hydraulic load, the relative abundance, diversity and OTU number of microbial communities in sediment samples gradually decreased; The relative abundance, diversity and OTU number of leaf microbial communities showed an upward trend. Compared with the sediment microbial community, the total abundance of Proteobacteria andin the leaf surface microbial community in the same group was significantly increased.

Submerged plants; water purification; microbial community structure

S592

A

1000-2324(2022)06-0850-08

2022-05-07

2022-06-29

浙江省重大科技专项重点社会发展项目(2015C03007);浙江省重点研发计划项目(2019C03121);浙江省“三农六方”科技协作项目(CTZB-F170623LWZ-SNY1)

王耀辉(1996-),男,研究生在读,从事农业面源污染生态治理研究. E-mail:zafuwyh111@163.com

Author for correspondence. E-mail:Caoyucheng@zafu.edu.cn

10.3969/j.issn.1000-2324.2022.06.006