杞麓湖中河河口表流濕地凈化河道污染水的效果及其微生物群落特征

陳小彎，田華川 ，常軍軍*，陳禮強，舒興權 ，馮秀祥 *

1.云南大學生態與環境學院，云南 昆明 650500；2.通海秀杞生態投資建設有限公司，云南 玉溪 652700；3.云南建設基礎設施投資股份有限公司，云南 昆明 650501；4.云南大學國際河流與生態安全研究院，云南 昆明 650500

作為全球性的水生態環境問題，湖泊富營養化會導致藻類水華爆發、水體透明度下降、湖泊水生生態結構退化、生物多樣性降低等一系列嚴重后果（郭楠楠等，2019），而面源污染輸入已成為當前引發湖泊富營養化的主要原因之一（秦伯強，2020）。因此，消減入湖面源污水中的氮磷和有機物污染負荷對于湖泊富營養化的控制十分重要。

人工濕地（Constructed Wetland，CW）是上世紀七十年代興起的一種生態型污水處理方式，是人工模擬自然濕地的結構和功能進行設計和建造的，具有適宜凈化低污染水，建設運行和維護能耗、成本低，管理簡便等優點（Adrados et al.，2014；陳昢圳等，2019）。恢復、建設人工濕地還有利于防洪和生物多樣性保護，且可形成適宜人類休憩的生態景觀，具有較高的社會服務價值（劉冬等，2017）。人工濕地利用物理、化學和生物的協同作用，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現對污水的凈化，其中微生物的活性和多樣性對于濕地除污能力的維持十分關鍵（Li et al.，2020）。研究表明，濕地植物的吸收作用對N的去除貢獻有限，在最佳條件下也只占總去除率的10%—16%，而微生物的硝化-反硝化作用對N的去除貢獻可達54%—94%（尹曉雪等，2020）。因此，微生物是濕地系統的關鍵要素之一，考察微生物群落特征對闡明人工濕地系統的運行效能和污水凈化機制至關重要。

入湖河流攜帶了來自流域內的大量污染物質，是湖泊污染負荷的重要來源。削減入湖河流的污染負荷是防控湖泊富營養化的必要措施之一。在入湖河口建設湖濱型人工濕地可有效截留或降解有機物和無機鹽（Li et al.，2008），在防控湖泊富營養化中形成最后一道保護屏障，對改善提升湖泊水生態環境質量十分重要。杞麓湖是云南九大高原湖泊中污染較嚴重的湖泊，流域內農業面源污染負荷重，入湖河道水質長期處于劣Ⅴ類（王萬賓等，2020）。因此，為了削減杞麓湖入湖污染負荷，保護湖泊生態環境質量，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域構建或升級改造了多個人工濕地用于削減河道水中的污染物質，同時兼具改善湖濱生態環境和為居民提供休閑娛樂場所的功能。其中建設于杞麓湖重要入湖河道——中河河口旁的濕地便是一個典型的湖濱人工濕地。但當前對規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的分析和評估，不利于湖濱濕地的合理建設、運行和管理及其環境生態功能的發揮。

基于此，以杞麓湖中河河口人工濕地為研究對象，對其污水凈化效能進行為期1年的監測分析，同時通過高通量測序手段分析濕地的微生物群落結構特征，以期全面評估該人工濕地的運行狀況，為高原湖泊湖濱濕地的合理建設、運行和管理提供科學參考。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

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海縣，屬于云南九大高原湖泊之一，是關系通海縣經濟和民生的“母親湖”（趙筱青等，2019）。據《通海縣統計年鑒(2016年)》統計，杞麓湖流域內總耕地 9933.3 hm2，是云南省最大的蔬菜種植生產基地（白少云等，2020），流域內農業面源污染負荷極重（向夢等，2021）。杞麓湖流域內包含中河、紅旗河、者灣河、大新河4條主要入湖河流，農田尾水、分散生活污水、污水廠尾水、面源污水等排放至這些河道中，導致河道水質長期處于劣Ⅴ類，杞麓湖的富營養化程度也較高（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構方面相類似，由于具有建設成本和難度低、生態服務價值高等優勢已被廣泛恢復、建設于云南高原湖泊湖濱以凈化面源污染、恢復湖濱生態系統。該濕地的建設與運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域內的人民群眾切身體會到生態環境改善帶來的效益。

圖1 中河河口人工濕地所在位置、采樣位點、濕地各凈化單元及其優勢水生植物示意圖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）和自然生長成為優勢種的漂浮植物大薸（Pistia stratiotes）為水生植物優勢種。濕地設計了植物強化沉淀塘、一級表流濕地、兼性塘、二級表流濕地等單元（圖1），通過各單元的沉降、滯留、植物吸收、微生物轉化分解等途徑對河道污染水進行凈化后返回河道以回用，減少入湖污染負荷。

1.2 采樣點的布設

中河河口濕地所在位置及采樣點如圖1所示，采樣點（共5個）沿水流方向（如圖1中箭頭示意）布設在圖中紅圈所示處。除進出水口外，在濕地內部沿程布設3個采樣點。采樣點分別命名為A1（進水端）、A2[植物強化沉淀塘出水，該強化塘設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（一級表流濕地）、A4（兼性塘）、A5（經過二級表流濕地后的出水）。

1.3 樣品采集和測定

2020年8月—2021年8月，每月下旬采集水樣，取樣時間為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。現場采用便攜式多功能水質參數儀（Multi 90i portable meter, Korea）分析測定pH、溶解氧（DO）、氧化還原電位（ORP）、濁度、溫度等指標。水樣放置于冷藏箱中帶回實驗室按照國家標準方法（國家環境保護總局，2002）盡快分析測定COD、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP等指標。應用Microsoft Excel 2018和Origin Pro 2021對水質數據進行處理和繪圖分析，并用SPSS 23.0進行單因素方差分析，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對應點位0—10 cm的表層底泥樣品置于封口袋放入液氮中保存，用于微生物群落結構的分析。

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）按照說明書步驟進行提取，使用1.20%瓊脂糖凝膠電泳檢驗 DNA樣品的質量。使用細菌 16S rRNA基因引物 515F（ 5′-GTGYCAGCMGCCGCGGTAA-3′） 與 806R（5′-GGACTACNVGGGTWTCTAAT-3′）對提取的DNA的V4保守區進行PCR擴增，擴增產物片段經電泳檢測并純化后使用 Illumina MiSeq測序平臺進行高通量測序，測序由上海派森諾生物技術有限公司完成。對所獲得的序列進行質量控制，采用DADA2方法，QIIME 2（2019.4）軟件去引物、質量過濾、去噪、拼接和去嵌合體，生成特征序列。按照97%的一致性對特征序列進行OTU聚類，將OTU代表性序列與silva_132數據庫進行對比物種注釋（Ji et al.，2022）。根據OTU值計算物種豐富度指數（Chao1和Observed Species）和多樣性指數（Shannon和Simpson）；應用R軟件繪制物種聚類熱圖；應用Origin Pro 2021軟件繪制微生物群落相對豐度圖和Venn圖。

2 結果與討論

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是非常重要的環境因子，顯著影響濕地植物、微生物的生長和代謝，進而影響污染物在濕地中的賦存形態和轉化過程。由圖2可知，濕地系統內污水pH在6.06—7.92之間，隨濕地沿程呈上升趨勢，點位A3、A4、A5處的水質略偏堿性，接近許多天然水體的pH值。DO質量濃度在0.3—12.4 mg·L-1之間，波動較大，受環境條件和污染水平等的影響，點位A4處的DO質量濃度顯著高于A2和A3。總體上，水體濁度隨濕地沿程呈下降趨勢，A3和A4處的濁度顯著低于進水處，表明該表流濕地通過沉淀、吸附、過濾等作用對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的 NH4+-N濃度。由圖可知，濕地系統的進水NH4+-N質量濃度為2.34—14.88 mg·L-1，波動較大，其中2021年1月進水NH4+-N濃度最高，2021年6月最低。由于當地蔬菜種植及施肥作業沒有明顯的季節規律，這可能與來水河道流域內水量的大小有關——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，出水濃度為0.36—7.45 mg·L-1，削減作用明顯。從各個處理單元看，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，這可能與此時處于雨季，雨水沖刷使得N輸入（D’Acunha et al.，2019）以及有機氮轉化為NH4+-N有關。A2—A3段對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%，表明一級表流濕地在NH4+-N去除中發揮著重要作用。污水中的NH4+-N主要通過微生物在好氧環境下的硝化作用轉化成NO3--N而去除，DO是限制硝化作用的重要因子（陳濤等，2018），而表流濕地復氧效果相對較好，有利于硝化反應的進行。

圖3 中河河口人工濕地中NH4+-N的月濃度變化（a）和季節去除效率（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去除效果優于夏季，冬季（12—2月）NH4+-N的平均去除率可達 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%。人工濕地在冬季時對NH4+-N的去除效率不佳，主要是因為受到低溫的較大影響（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，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，濕地仍能發揮較好的NH4+-N去除效率。而夏季時NH4+-N去除效率不佳，甚至出現負值，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、植物強化沉淀塘在高溫下發生部分水生植物腐爛及底泥中氮的二次釋放有關（王良杰等，2019）。因此，湖濱表流濕地管理應注重過量水生植物的收割和妥善處理以及長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，濕地系統的NO3--N進水質量濃度為2.54—17.62 mg·L-1，2020年11月進水質量濃度最高。NO3--N質量濃度隨濕地沿程整體呈下降趨勢，出水濃度為0.22—12.75 mg·L-1，但2021年4月中間各點濃度明顯高于進水，特別是 A2處的NO3--N濃度急劇升高，這可能與進水NH4+-N濃度較高，反硝化作用進行不完全以及植物強化沉淀塘的內源污染釋放有關。從不同處理單元看，點位A2和A4處NO3--N濃度降低明顯，而A2—A3段去除效果不佳，說明植物沉淀強化塘和兼性塘具有適宜的缺氧微環境，有利于反硝化過程的進行。

圖4 中河河口人工濕地中NO3--N的月濃度變化（a）和季節去除效率（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NO3--N的去除效果最好，平均去除率高達81.1%。其次是冬、夏季，分別為27.6%和26.4%，而春季NO3--N出現累積（去除率-9.4%）。濕地對NO3--N的去除主要依靠微生物的反硝化作用，其一般發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）。由于濕地進水中有機物含量相對低且生物可利用性不高，因此，枯萎、腐敗的植物殘體釋放的有機物是濕地中微生物進行反硝化時的主要有機碳源（周林飛等，2016）。在中河河口濕地中，秋季（9月底）對開始枯萎的植物（主要是荷花和大薸）進行人為收割、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NO3--N去除效果較好。在人工濕地的運行管理中，需控制濕地植物的收割管理強度，既要減少因植物腐敗而釋放的內源污染，又要保留一定量的有機碳源以促進反硝化脫氮過程的順利進行。

2.1.4 NO2--N濃度

NO2-是硝化、反硝化反應的中間產物，其濃度可反映硝化、反硝化作用過程的完成程度，在脫氮過程順利進行時人工濕地中積累的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，表明濕地中不斷進行著脫氮過程。2021年4月NO2--N濃度較高，表明硝化、反硝化作用受到了相對較強的抑制。

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

2.1.5 TN的去除

中河河口濕地系統在不同月份的TN濃度如圖6a所示，進水TN質量濃度為9.81—34.16 mg·L-1，出水TN質量濃度為4.73—23.97 mg·L-1，隨進水濃度的波動而波動。TN濃度隨濕地沿程總體呈下降趨勢。從濕地各個處理單元看，除A2—A3段外，濕地對 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。這是由于進水中大量的顆粒態N沉積在A1—A2段，且該段設置了生態浮床，并有大量漂浮植物生長，因此TN去除效果相對較好。而A2—A3段的一級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對TN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，該濕地系統的TN季節去除特征總體上與 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的反硝化作用（圖 4b）。低溫會導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TN進水濃度較高，且云南高原湖泊區域冬季時仍能保持相對適宜的水溫，溫度對脫氮過程的抑制作用有限，因此冬季時的脫氮效果仍相對良好。盧少勇等（2008）研究也表明，在冬季進水濃度顯著高于春季時，會出現冬季脫氮效率高于春季的現象。在中河河口濕地中，NH4+-N的去除主要發生在A2—A3段，NO3--N的去除主要發生在A1—A2和A3—A4段，通過各單元的協同作用達到脫氮的目的。盡管如此，濕地的脫氮效率（尤其在春季時）仍需進一步提升，其方法主要包括為脫氮微生物的生長和作用創造良好的環境條件、優化植物管理等。

2.1.6 TP和COD的去除

濕地系統除磷的主要途徑包括植物吸收、微生物轉化與累積、基質的物理化學反應（吸附、沉淀、離子交換、絡合等）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，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P的總體去除效果不佳，平均去除率為31.8%，各樣點濃度間沒有顯著性差異，且濃度波動較大，去除率無法得到保障。表流人工濕地對磷的去除主要依靠植物的吸收、顆粒態磷的沉降和底泥的吸附作用等實現（冀澤華等，2016），但無法很好地發揮填料磷吸附、沉淀這一關鍵作用途徑，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化除磷的措施，如在濕地的適當位置設置可強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，濕地系統進水COD濃度相對較低，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去除率與進水濃度存在顯著正相關關系（王良杰等，2019）。同時，植物體有機物的釋放也在一定程度上限制了系統對COD的去除。從濕地各單元看，A1—A2段和 A2—A3段的COD去除效果相對較好，A3處的COD濃度顯著低于進水口，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物的輸入有關。因此，表流濕地系統需加強植物的管理以減少內源污染，并研發提升其COD去除效率的方法，如構建以沉水植被為主的表流濕地系統，提高透明度和水下光強，為微生物提供更佳的生存微環境，提升有機物的降解轉化速率，減少底泥有機污染物的釋放等。

2.2 中河河口濕地底泥微生物群落結構特征

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行者，其群落結構特征與濕地污染物凈化效果緊密相關（Ji et al.，2022）。2021年8月對濕地各樣點表層底泥中的細菌群落進行了測序分析，根據 OTU計算出反映微生物群落 α多樣性的Chao1、Observed Species和Shannon、Simpson指數，結果如圖8所示。A3和A4點處微生物的豐富度指數相對較高，其次是A5，最后是 A1、A2。多樣性指數遵循同樣的趨勢，表明該濕地系統中一級表流濕地（A3）和兼性塘（A4）處的細菌物種數、菌群豐富度和多樣性相對較高。其可能的原因是A3處水深相對較淺，且有大量荷花生長，而A4處為開闊水面，復氧能力強，均為微生物的生長提供了相對較優的微環境，這與A3、A4單元對NH4+-N和NO3--N的去除效果較好有一定的對應關系。而A1、A2處的微生物豐富度和多樣性較低可能與濕地進水區域存在著較復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有關。

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菌在門分類水平下的群落組成，可見優勢菌門主要包括：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，在各樣點的相對豐度為 40.4%—52.2%。變形菌門微生物通常具有較快的生長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），在營養物質和有機物的去除中發揮著重要作用（Wang et al.，2020），如大多數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處變形菌門的相對豐度較高，與相應單元具有較好的脫氮效能相一致（圖6）。綠彎菌門在各點位的相對豐度為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，可為異養細菌降解污染物提供能量，還可參加氮循環過程（鮮文東等，2020）。因此，綠彎菌在含有復雜化合物的高污染沉積物中被普遍檢測到（Zhang et al.，2021）。A3和A5點位水生植物生長十分茂盛，殘體沉積量大，這可能是兩個點位綠彎菌豐度較高的原因。擬桿菌的相對豐度為8.0%—20.4%，厚壁菌的豐度為1.5%—5.8%，這兩個門類在反硝化過程中同樣發揮著重要作用（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豐度較高有關。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 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）水平上的群落結構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，優勢屬菌群為硫桿菌屬（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。硫桿菌屬于 γ-變形菌綱（Gammaproteobacteria），是自養反硝化菌（Zhang et al.，2021），在氮的去除中發揮著重要作用。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位。硫桿菌屬和Bacteroidetes_vadinHA17在A3處的豐度明顯低于其他點位，可在一定程度上解釋該點位反硝化效果較差。此外，濕地系統中相對豐度大于 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，A1和A2處的豐度明顯高于其他點位。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-轉化為氣態氮，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段相對較高的NO3--N去除效率與其較高的反硝化菌豐度有關。

2.2.3 微生物群落的相似性和差異性

Venn圖顯示了濕地各點位獨有和共有的 OTU數。由圖10可知，5個樣點共有423個OTU，占OTU總數的3.75%，說明不同點位間差異較大。A3和A4之間共有OTU最多（528個），A1和A4間共有OTU最少（55個）。A2獨有的OTU個數最少，為1043個；A3獨有的OTU個數最多，為1923個，占總數的17.1%，這可能是由于該樣點與其他樣點相比環境條件差異較大（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 5個樣點進行聚類分析，結果如圖 11所示。總體上，樣品可分為 A1、A2和 A3、A4、A5兩個分支，其中A3和A4又為一個小分支，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。可見隨著污水流動得以凈化，濕地沿程后段的微生物群落結構趨于相似。濕地進水區域A1、A2與其他樣點的微生物群落結構差異較大的原因是兩個點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%）的相對豐度則較低。點位 A5的微生物群落結構與A3、A4相比又有一定的差異，主要體現在其硫桿菌屬（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 結論

（1）周年監測結果顯示，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%。一級表流濕地單元對NH4+-N的去除效果較好，而植物強化沉淀塘和兼性塘單元對NO3--N和TN的去除效果較好，濕地各單元協同完成脫氮過程。該濕地系統對TP和COD的去除效果不理想，月均去除率分別為31.8%和21.7%，需進一步采取措施予以強化。該湖濱濕地的凈水效能與進水污染負荷、凈化單元狀況、植物管理、外源輸入等密切相關。

（2）中河河口濕地底泥微生物的豐富度和多樣性在一級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勢菌門，且在植物強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勢菌屬，在脫氮過程中起著重要作用。聚類分析表明，濕地系統進水端（A1、A2）的微生物群落結構較相似，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象的重要原因。

致謝：感謝云南大學鄧盛炯、寄博華、向乾乾、司光正、江明等同學以及通海秀杞生態投資建設有限公司代文邵、關夢莎在樣品采集和分析過程中的大力支持和幫助！