曝氣聯合生物制劑對白洋淀溝壕水體的修復效果研究

李曉莉,代梨梨,陶 玲,彭 亮,李 谷

(中國水產科學研究院長江水產研究所，武漢 430223)

湖泊是重要的地表水資源，既具有灌溉、蓄洪、運輸、生產等功能，又可以影響當地的氣候。如何可持續地利用湖泊資源，修復被破壞的湖泊生態環境是當前社會的熱點問題之一。白洋淀是華北平原最大的天然淡水水體，區域面積約為3 660 km，近年來由于水源補給不足，水位下降，大量污染物質排入，已頻繁出現干淀、水質污染、生物多樣性減少、生態結構缺失等生態環境問題，嚴重影響了該地區的生態安全和區域可持續發展，其水體修復亟需解決。

曝氣充氧、微生物修復、生物促生等技術均能一定程度上降低水體有機物含量，增強水體的自凈作用，但由于水體受污染情況復雜，采用單一修復方法往往不能保證效果的持續性和穩定性，因此國內外很多學者開展了綜合水體修復技術的研究與運用，并逐漸形成了生態演替式水體修復的理論，即在建立水體高溶氧狀態的前提下，通過快速培植優勢好氧微生物，定向培養水生動、植物，恢復水體生物多樣性，從而實現水生態系統的自我修復和良性循環的綜合修復。如徐熊鯤等、李廣勝等均發現投加微生物功能菌并結合底泥曝氣可以快速消除水體黑臭、改善水體透明度，加快底泥的修復。SONG等研究發現溶氧和La-修飾膨潤土對磷的吸附和固定化有協同作用。但將曝氣增氧、微生物添加以及藻類定向培育綜合應用于水體修復的研究目前尚未有報道。

溝壕是白洋淀的特殊地貌，淀內3 700余條溝壕交織錯落，構成了淀中有淀，溝壕相聯，園田和水面相間分布的特殊地貌。本研究擬通過開展曝氣增氧、藻類培育及微生物制劑的綜合應用，對白洋淀溝壕水體進行修復，并測定了修復水體的水質指標和浮游植物群落結構，以期為白洋淀地區水質改善以及水體富營養化防治提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

為了兼顧試驗可行性和代表性，本研究選取了位于河北金博藍農業發展有限公司周邊一條長1 000 m，寬約12 m，平均水深3.2 m的相對封閉的溝壕為研究區域開展試驗。共設置 6個采樣點(C1～C2,T1～T4)。采樣點布設如圖1：采樣點 C1～C2為對照區域，T1～T4為試驗區域。對照區和試驗區通過圍網分隔，對照區C1與湖區連通。

圖1 研究區域概況

1.2 研究方法

1.2.1 曝氣器布置

2019年6月底在試驗區均勻布置20臺漩渦底部曝氣器(專利號201920484560.7)，每臺裝置覆蓋水體約為3 000 m，運行時間為10:00～16:00，曝氣器由一臺6 kW的羅茨鼓風機供氣。

1.2.2 制劑添加

微生物制劑BYD-1凈水菌購自湖北啟明生物工程有限公司，主要成分為枯草芽孢桿菌、解淀粉芽孢桿菌、地衣芽孢桿菌、糞腸球菌等，有效活菌數≥200 億/克，添加濃度為5 g/m。硅藻藻種購自天津藻潤生物科技有限公司，用自來水浸泡2 d活化，添加濃度為1 g/m。硅藻營養素Nuagli購自青山綠水有限公司，添加濃度為40 μL/m。上述生態制劑均選擇晴好上午投加，每15 d投加1次。

1.3 樣品采集與分析

1.3.1 樣品采集

試驗于2019年7-10月進行。每15 d取樣測試水體理化指標,每30 d測試浮游植物指標。采集自溝壕主干道中央水平面以下0.5 m處水樣，每處采集3～5點的混合樣。

1.3.2 水體指標測試

1.3.3 浮游植物采集與測定

定量樣品采集：用2.5 L采水器采集混合水樣1 L，裝入樣品瓶中，立即用10 mL魯哥氏液固定。水樣經兩次24 h沉淀，濃縮定容至30～50 mL。定性樣本采集：用25號浮游生物網在水面劃“∞”形撈取樣品，將過濾后留存的樣品放入標本瓶，加10%甲醛保存。

定量計數在10×40倍顯微鏡視野下采用迅數R100軟件進行，每個樣本計數兩次，每次計數共200個視野。浮游植物的鑒定主要參照胡鴻鈞等的方法，浮游植物生物量的估算及優勢種大小測量方法參考文獻[13，14]。

1.4 統計方法

采用Microsoft Excel 2007軟件導出和處理數據;采用ORIGIN 2019 軟件進行作圖，使用SPSS25軟件進行顯著性差異分析，≤0.05表示差異顯著，使用CANOCA5.0軟件進行典范對應分析(PCA)。

2 結果與分析

2.1 理化指標

試驗區和對照區水體理化指標的變化如圖2、3所示。從圖2中可以看出，水溫隨季節變化逐漸降低，變化范圍為30.00～14.56 ℃，表層水溫均高于底層，試驗區表、底層溫差小于對照區；溶解氧的變化范圍為0.31～4.77 mg/L；試驗初期(7-8月份)表層溶解氧顯著高于底層，到了試驗中后期(9-10月份)，表層和底層的氧差變小，試驗區底層溶解氧略高于對照區；pH呈隨水溫降低而逐漸升高的趨勢，變化范圍為7.92～8.37，且表現為表層高于底層，試驗區表、底層差值低于對照區；電導率值隨溫度的變化逐漸降低，變化范圍為1 448.28～1 705.70 S/m，表現為表層略高于底層，試驗區表、底層差值小于對照區(試驗中后期)；透明度變化范圍為53.00～89.75 cm，試驗區中后期透明度顯著高于對照區。

圖2 水質理化指標隨時間的變化

圖3 水體化學指標隨時間的變化

2.2 浮游植物物種組成

2.2.1 種類數

試驗期間從各采樣點采集樣本中共觀察到浮游藻類8門108屬169種(表1)。種類組成最多的是綠藻門41屬66種，占種類總數的39.05%；其次是硅藻門和藍藻門，分別是23屬45種和28屬32種，占種類總數的26.63%和18.93%；再次是裸藻門8屬15種，黃藻門2屬4種，甲藻門3屬3種，隱藻門2屬3種，金藻門1屬1種。具體數值見表1，試驗區和對照區種類組成無差異。

表1 浮游植物各門類屬(種)數及占總數的百分比

2.2.2 優勢種

由表2中可以看出，7月份浮游植物的優勢種為藍藻門的偽魚腥藻(試驗區30.3%、對照區24.0%)和擬柱孢藻(對照區18.5%)；隨著試驗的進行，對照區中擬柱孢藻和偽魚腥藻繼續保持優勢地位，試驗區中隱藻門的隱藻屬和藍隱藻屬數量增加，貢獻率合計達41.5%，10月份時試驗區的優勢種為隱藻屬，對照區的優勢種為隱藻屬、藍隱藻屬和偽魚腥藻屬。白洋淀水體的浮游植物的優勢種較集中，偽魚腥藻長期是水體中的優勢藻種。

表2 試驗期間浮游植物優勢種隨時間的變化

2.3 浮游植物的數量和生物量

浮游植物的數量和生物量如圖4所示，試驗區和對照區的浮游植物數量均呈現先升高后降低的趨勢，試驗開始時分別為13.54×10cells/L和14.19×10cells/L，試驗區在8月上升至最大值為25.85×10cells/L，對照區則在9月上升至最大值為50.33×10cells/L，在試驗結束時試驗區和對照區分別降低至3.65×10cells/L和13.54×10cells/L。浮游植物生物量與數量的變化趨勢基本一致，試驗區和對照區的浮游植物生物量初始值分別為20.20 mg/L和28.63 mg/L，8月中旬試驗區浮游植物生物量上升至最大值為66.40 mg/L，對照區則在9月中旬上升至最大值為177.20 mg/L，試驗結束時試驗區和對照區分別降低至7.10 mg/L和 41.35mg/L。試驗后期，浮游植物數量和生物量顯著低于對照區。

圖4 浮游植物數量和生物量隨時間的變化

2.4 浮游植物的群落結構變化

試驗期間浮游植物的群落演替如圖5所示，試驗區和對照區群落結構變化趨勢一致，8-9月份，綠藻門、藍藻門和隱藻門的貢獻率一直占總密度的90%以上，藍藻門占比范圍為31.31%～78.70%，綠藻門占比為8.33%～44.44%，隱藻門占比范圍為10.00%～41.26%，實驗后期，隨著溫度的降低硅藻門占比逐漸升高，10月份試驗區中硅藻門占比(22.92%)顯著高于對照區(8.08%)。試驗期間裸藻門、甲藻門、黃藻門和金藻門的浮游植物密度均有波動，但變化較小，合計貢獻率最高只占4%，不能形成優勢種。

圖5 浮游植物群落結構隨時間的變化

2.5 多樣性指數

試驗期間浮游植物的多樣性指數如表3所示，物種豐富度均呈逐漸下降的趨勢，變化范圍為3.02～3.31；Simpson指數、Shannon指數H′(loge)和均勻度指數無明顯的季節性變化，范圍分別是0.79～0.93、2.05～2.90、0.68～0.90，所有多樣性指標均表現為試驗區高于對照區的趨勢。

表3 浮游植物種類多樣性變化隨時間的變化

2.6 藻類與環境因子的關系

圖6 浮游藻類與環境因子PCA 排序圖

3 討論

在河流、湖泊、水庫等水體中，浮游植物群落的種類組成和數量結構的動態變化受水溫、光照、水動力和營養鹽等理化參數的影響。本研究中浮游植物數量和生物量均顯著低于對照區，物種豐富度、Shannon指數、Simpson指數、均勻度指數均優于對照區，說明通過綜合技術的運用在自然水體中對浮游植物群落結構的改變有較明顯的效果。王晨旭等研究發現揚水曝氣系統通過人工強制混合顯著增加水體混合深度，進而影響了藻類群落結構的時空演替，優勢種屬有向小環藻屬(sp.)演替的趨勢，這一方面是因為水體混合深度迅速增大使表層水體大量的藻類在垂向上迅速消散，有效降低了表層水體中的藻密度；另一方面，水體混合深度不斷增大會導致藻類在真光層水體中的停留時間降低，減弱藍綠藻類對光的可利用性，從而有效地抑制水體中藻類的光合作用。本研究中曝氣增氧可能是藻類群落結構改變的原因之一，但由于水體深度只有2～3 m，混合深度有限，所以底部曝氣通過上下水層混合在改變淺水藻類群落結構中的作用效率還有待于進一步研究。另外，通過綜合技術的運用，使試驗區水體營養鹽含量降低，對藍綠藻生長起到了一定的限制作用，導致試驗后期藍綠藻的數量低于對照區，硅藻占比高于對照區，可能是引起藻類群落結構改變的主要原因，同時總氮、總磷與藻類的數量和生物量顯著相關也佐證了這一點。

藻類群落特征，如生物量和種類組成等能對水質變化做出響應，從而可作為評價河流受污染程度和受人類活動干擾程度的重要生物監測指標。本研究中，試驗后期，浮游植物數量和生物量均顯著低于對照區，說明試驗區的污染程度有所降低。Shannon指數、Simpson指數、均勻度指數均高于對照區，根據藻類多樣性指數值越小水質污染程度越嚴重的理論，表明綜合技術的運用對白洋淀水體修復起到了一定作用。本研究中試驗區和對照區雖然在數量和生物量上有較顯著差異，但優勢種仍為偽魚腥藻、擬柱孢藻、隱藻、藍隱藻等種類，這些藍藻門和隱藻門的種類均是水體富營養化的典型物種，說明經過短期的水體修復可能還沒有從根本上改變試驗區水體富營養化的狀態。另外研究區域優勢種較少且優勢度集中，也說明本試驗區域生態系統尚不穩定。

4 結論

本研究采用“曝氣復氧+硅藻促生+微生物菌劑”原位生物強化技術，發揮了曝氣復氧和微生物、藻類的協同作用，有效去除了水體營養鹽含量及藻類數量和生物量，提高了藻類的多樣性指數，對白洋淀溝壕的水體修復明顯。但上述技術的搭配組合規律還不明朗，綜合使用的長效機制和持續效果研究不深，在技術的匹配策略、搭配修復后的持續性、適應性及穩定性等有待深入研究。