2022, Vol. 43
2. 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400716
2. Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment, Chongqing 400716, China
人工湿地是一个综合的生态系统, 能脱氮除磷、去除COD和重金属等污染物[1], 因其投资低, 景观效果好, 现已大规模应用到河流污染修复中[2].传统的人工湿地结构相对简单, 致使O2扩散不均匀, 污水处理效果受到一定影响.而基质的结构与类型会显著影响湿地处理效果, 近年来有研究发现[3], 改变湿地的填料基质有利于改善O2的分布状况, 从而增强污染物的去除效果.生物炭具有较大的比表面积和多孔的介质结构, 可以为微生物提供附着空间[4].改变湿地的基质结构在提升湿地的污水处理效果的同时, 微生物的群落结构也会随之改变.Li等[5]的研究发现, 在表面流湿地增加生物炭可以显著提高微生物丰度, 进而有较好的氮去除率.铁具有可变的价态, 能提升对于污染物的去除效果[6], Fe2+作为电子供体可辅助反硝化过程, 增强人工湿地的脱氮能力[7].Ma等[8]的研究发现, 在表面流湿地添加铁可以增加反硝化类微生物, 促进铁与氮之间发生氧化还原反应, 进而提高氮的去除率, 磷酸盐与铁发生反应生成Fe3 (PO4)2, 进而提高P的去除率.Zhou等[9]的研究发现, 在未曝气人工湿地装置中添加15%的生物炭, 能分别提升21.8%的COD和12.9%的NH4+-N去除率.乔雯雯等[10]的研究发现, 与空白对照相比, 在人工湿地中添加40%的黄铁矿, 对COD、TN和NO3--N的去除率分别提升5.5%、14.1%和7.5%.
有研究发现[11], 在人工湿地处理系统中添加生物炭和铁矿石均能改善TN的去除效果, 添加生物炭能够实现CH4与N2O的减排, 相比空白对照系统, CH4与N2O分别减排了83.91%和30.81%, 但添加铁矿石的作用不大.湿地中微生物除了能去除污染物外, 还具有指示污染物净化的能力[12].
目前关于人工湿地废水处理效果及微生物群落影响的研究大多集中在单一的基质或者不同的湿地结构, 研究不同基质下废水处理效果和温室气体排放与微生物群落和功能基因的关系并不多见.为此, 本研究拟采用高通量测序技术, 从微观上分析人工湿地处理系统中添加铁矿石、生物炭和联合添加铁矿石与生物炭后的微生物群落差异, 采用qPCR技术分析功能基因的丰度差异, 以期为人工湿地系统的污染物处理和温室气体减排提供更多理论支撑.
1 材料与方法 1.1 实验材料本实验地点位于重庆市北碚区西南大学玻璃温室内, 采用水平潜流人工湿地系统, 实验装置和处理见文献[11].如图 1所示, 装置材料为聚乙烯塑料圆桶, 其内径和高度分别为35 cm和60 cm, 桶内基质填料的高度为40 cm.按生物炭或者赤铁矿的添加比例分为4组: 第1组CW0作为空白对照, 第2组CW1添加15%的赤铁矿, 第3组CW2添加15%的生物炭, 第4组CW3为15%的生物炭和15%的赤铁矿所混合.生物炭或赤铁矿填料均放置于装置中上部, 上下皆由砾石填充, 其中上层砾石厚度为5 cm.每组处理系统分别设置两个重复.生物炭的粒径为0.8~1.0 cm, 铁矿石的粒径为1~3 cm, 砾石的粒径为1~3 cm, 所买填料水洗干净后进行填充, 在装置中均匀布置3根PVC穿孔管, 用于提取微生物.湿地植物选择使用菖蒲, 按照30株·m-2的密度均匀布置在装置中, 活性污泥取自北碚区污水处理厂.
|
1. 菖蒲; 2. PVC穿孔管; 3. 减排物质; 4. 砾石填料 图 1 人工湿地处理系统装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of constructed wetland treatment system |
人工湿地系统稳定后, 自2019年4月17日起运行至10月8日, 共计174 d.本实验设置进水COD/TN为10 ∶1, 进水采用人工配制的生活污水, 具体成分参照文献[11], 本实验采用间歇性进水.经测, 每L人工配制生活污水中含COD、NH4+-N、NO3--N、TN和DO分别为: (443.18±5.20)、(42.12±0.37)、(1.76±0.022)、(43.73±0.58)和(7.80±0.11)mg.
1.2 取样与检测本实验采用间歇性进水, 设置水力停留时间为4 d, 待处理系统稳定后, 每隔4 d自装置进出水口取样进行分析, 每个装置分别取300 mL水样测定其中TP、TN、NO3--N、NH4+-N和COD, 水质分析和温室气体的测定均参见文献[11].系统稳定运行一段时间以后, 微生物持续地生长, 自微生物的采样管中, 选取其中5~30 cm的基质, 每个采样点取2个样品, 加入磷酸缓冲溶液搅拌后去除溶液中的碎屑和植物根茎, 随后提取其中悬浮液, 经高速离心取沉淀物冷藏后送至上海美吉生物医药科技有限公司进行分析.
1.3 DNA提取与PCR扩增检测提取的DNA冷冻保存, 完成基因组DNA抽提后, 利用1%琼脂糖凝胶电泳检测抽提的基因组DNA.PCR采用TransGen AP221-02, 每个样本3个重复, 将同一样本的PCR产物混合后用2%琼脂糖凝胶电泳检测, 使用AxyPrepDNA凝胶回收试剂盒(AXYGEN公司)切胶回收PCR产物, Tris_HCl洗脱; 2%琼脂糖电泳检测.参照电泳初步定量结果, 将PCR产物用QuantiFluorTM-ST蓝色荧光定量系统(Promega公司)进行检测定量, 继而进行高通量测序分析.
构建各个功能基因的质粒, 采用实时荧光定量PCR仪依次测定5个主要功能基因的丰度, nosZ、nirS、nirK、mcrA和pmoA的引物序列如表 1所示.
|
表 1 荧光定量PCR引物 Table 1 Primers for fluorescence quantitative PCR |
1.4 数据处理
本实验中数据的统计与分析在Microsoft Excel 2010中完成, 在Origin 8.0上完成制图, 在上海美吉生物医药科技有限公司的I-Sanger云平台进行微生物的分类学分析和多样性分析.
2 结果与讨论 2.1 不同填料基质的人工湿地污水处理效果CW0、CW1、CW2和CW3系统出水COD、NH4+-N、NO3--N和TN的浓度如表 2所示, COD的去除率分别为92.09%、91.97%、93.03%和93.79%, 在人工湿地系统添加铁矿石对COD的去除无显著影响(P>0.05), 但添加生物炭能够显著增加COD的去除率(P < 0.05).NH4+-N的去除率分别为45.04%、43.92%、67.52%和65.19%, 添加生物炭能够显著增加NH4+-N的去除率(P < 0.05).NO3--N的去除率分别为84.66%、88.64%、91.48%和82.95%, NO3--N浓度非常低, NH4+-N为水中TN的主要存在形式.TN的去除率分别为43.40%、42.85%、65.61%和64.26%, 添加铁矿石与空白对照无显著差异(P>0.05), 添加生物炭显著增加对TN的去除率(P < 0.05).
|
|
表 2 出水水质基本指标/mg ·L-1 Table 2 Basic indicators of effluent quality/mg ·L-1 |
2.2 不同填料基质的人工湿地温室气体减排效果
各处理系统在实验运行期间的CH4和N2O的平均排放通量如表 3所示, 与CW0相比, CW1、CW2和CW3中的CH4平均排放通量分别减少了33.29%、83.91%和82.77%, CW1、CW2和CW3中的N2O平均排放通量分别减少了25.2%、30.81%和23.5%, 添加生物炭或铁矿石均显著减少CH4与N2O的排放(P < 0.05).
|
|
表 3 温室气体排放通量 Table 3 Flux of greenhouse gas emission |
2.3 微生物群落丰富度和多样性
通过高通量测序分析得到1 776个OTUs, 范围囊括47门、102纲、222目、340科、541属和937种.高通量测序分析所达到文库的覆盖率均大于0.99, 说明样本中序列没有被测出的概率极低.Simpson指数和Shannon指数反映微生物群落的多样性, Simpson指数越大, 说明群落多样性越低, Shannon指数越大, 说明群落多样性越高, Chao、Ace和Sobs指数反映微生物群落的丰富度, Ace、Chao和Sobs指数越大, 反映群落的丰富度越高.如表 4所示, CW2处理的Ace、Chao、Sobs和Shannon指数均为各个处理系统中的最高值, 而Simpson指数为各个处理系统中的最小值, 表明CW2处理系统的微生物群落丰富度以及多样性最大, 在人工湿地中添加生物炭能够显著地提升微生物群落的丰富度以及多样性.CW1处理系统的Ace、Sobs和Shannon指数均小于CW0处理系统, 而其Simpson指数大于CW0处理系统, 表明铁矿石的添加会降低人工湿地系统中微生物群落的丰富度以及多样性.CW3处理系统的Ace、Chao、Sobs和Shannon指数介于CW2处理系统与CW0处理系统之间, 表示添加生物炭的作用效果大于铁矿石的添加, 生物炭的有机质含量丰富, 能够为微生物的生长提供大量碳源, 生物炭具有较大的比表面积, 可以为微生物提供适宜的生存条件.
|
|
表 4 不同填料基质人工湿地微生物丰富度和多样性 Table 4 Microbial richness and diversity of constructed wetlands with different filler substrates |
2.4 微生物群落结构 2.4.1 门水平微生物群落结构
不同基质人工湿地处理系统在门水平上的微生物群落结构如图 2所示, 对微生物的检测频率大于2‰做主要分析, 在4个人工湿地处理系统中, 相对丰度最高的为放线菌门(Actinobacteria), 4个处理系统中相对丰度分别达到了43.16%、49.31%、43.47%和47.72%, 其次为变形菌门(Proteobacteria), 相对丰度分别达到18.04%、23.06%、24.94%和21.59%, 变形菌门下的大量的菌属参与C、N和S等的循环[18], 并且促进硝化和反硝化的发生, 在湿地系统中对于有机物的降解和脱氮除磷起重要作用.再其次为拟杆菌门(Bacteroidetes)、髌骨细菌门(Patescibacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、酸杆菌门(Acidobacteria)、厚壁菌门(Firmicutes)、螺旋体菌门(Spirochaetaes)、迷踪菌门(Elusimicrobia), 以上各处理系统的9门类的微生物相对丰度之和均占总菌门相对丰度的95%以上, 这9种门类的微生物在人工湿地处理系统中起主要作用.绿弯菌门可以通过光合作用, 以CO2为碳源来产生能量[19], 添加生物炭促进了有机物的分解.硝化螺旋菌门(Nitrospirae)在各处理系统中相对丰度分别达到0.037%、0.07%、0.41%、0.16%, 在湿地系统中添加生物炭能够显著地提升硝化螺旋菌门的相对丰度, 与CW0相比, CW2和CW3对于NH4+-N的去除率分别提高了22.48%和20.15%, 硝化螺旋菌门中有丰富的含有硝化功能的细菌, 是一类革兰氏阴性细菌, 在其属水平上硝化细菌(Nitrospira)能够氧化亚硝态氮和把氨分子氧化为硝态氮[20].人工湿地中主要依靠微生物的氧化分解作用去除有机污染物[21], 放线菌门和变形菌门下的菌属能够分解有机物与去除COD, CW2和CW3中COD的去除率显著高于CW0和CW1, 添加生物炭能够增加微生物的多样性和丰富度, 系统稳定运行后, 测定平均出水COD浓度, 添加铁矿石的作用效果不显著, 降低了0.12%的COD去除率(P>0.05), 添加生物炭能够提高0.94%的COD去除率(P < 0.05), 联合添加提高了1.7%的COD去除率(P < 0.05).
|
图 2 不同湿地基质中门水平细菌群落结构组成分布 Fig. 2 Taxonomy of the relative abundances of bacterial communities at the phylum level in the substrates of different constructed wetlands |
不同基质人工湿地处理系统在属水平上的微生物群落结构如图 3所示, 对微生物的检测频率大于2%做主要分析.棒状丙酸菌属(Propioniciclava)的相对丰度分别为6.02%、5.34%、1.52%和3.87%, 属于放线菌门类, 是一种革兰氏阳性菌类且兼性厌氧, 可以在一定程度上耐氧, 利用葡萄糖和其他碳水化合物产生大量的丙酸和乙酸[22]. Saccharimonadales属于髌骨细菌门(Patescibacteria), 在4个处理系统中的相对丰度分别为3.88%、1.53%、4.88%和4.93%, 在湿地系统中, Saccharimonadales作用于反硝化的过程[23].微白霜菌属(Micropruia)是属于放线菌门, 在4个处理系统中的相对丰度分别为1.1%、2.96%、4.1%和6.5%, 微白霜菌属对于NH4+-N和COD具有较好的去除率[24], 有利于脱氮除磷[25], 添加生物炭能够显著增加NH4+-N和TN的去除率, 进水中氮的主要来源是NH4+-N, 各处理系统对于TN的去除率和NH4+-N的去除率相类似.与CW0相比, CW2和CW3对于NH4+-N的去除率分别提高了22.48%和20.15%, 一方面, 生物炭具有良好的吸附作用, 能够吸附NH4+-N; 另一方面, 在湿地系统添加生物炭或铁矿石均能够显著增加微白霜菌属的相对丰度. Norank_f_Bacteroidetes_vadinHA 17 的相对丰度分别为4.1%、3.69%、2.17%、2.76%, 是革兰氏阴性的厌氧菌, 具有一定的水解和酸化能力, 能够促进纤维素的水解[26].尿杆菌属(Uliginosibacterium)是一种红环菌目的聚磷菌[27], 在各个处理系统中的相对丰度分别为2.81%、5.19%、1.29%、2.44%, 尿杆菌属是一种革兰氏阴性菌, 并且严格需氧[28].陶厄氏菌(Thauera)在各个系统中的相对丰度分别为0.14%、0.42%、2.67%和3.18%, 在氧气不存在的情况下, 能够利用芳香化合物作为碳源, 进而可以实现污泥的脱氮以及膨胀[29].脱氯单胞菌(Dechloromonas)是一种典型的脱氮菌, 在各处理系统中的相对丰度分别为0.64%、2.13%、0.74%和0.61%, 脱氯单胞菌能够降解硝酸盐[30].生物炭的添加可以提高NO3--N的去除率, 同CW0相比, CW2对于NO3--N的去除率提高了6.82%, 陶厄氏菌属和脱氯单胞菌属具有反硝化能力[31], 同时也能参与有机物的降解, 能以硝酸盐为电子受体, 在有机碳源存在下去除NO3--N, 对一些芳香族化合物进行矿化[32], 在湿地系统中添加生物炭或铁矿石均能够增加陶厄氏菌属和脱氯单胞菌属的相对丰度, 这与Deng等[33]的研究结果一致.
|
图 3 不同湿地基质中属水平细菌群落结构组成分布 Fig. 3 Taxonomy of the relative abundances of bacterial communities at the genus level in the substrates of different constructed wetlands |
采用qPCR技术测定nosZ、nirS、nirK、mcrA和pmoA等功能基因在不同基质人工湿地处理系统中的丰度, 结果如图 4所示. nosZ(Nitrous Oxide Reductases)基因在各人工湿地处理系统中的丰度分别为: CW0(0.10×108 copies ·g-1)、CW1(0.12×108 copies ·g-1)、CW2(0.31×108 copies ·g-1)和CW3(0.17×108 copies ·g-1), CW0、CW1、CW2与CW3之间具有显著性差异(P < 0.05), CW0与CW1之间没有显著性差异(P>0.05). nirS基因编码cd1型NO2-还原酶, nirK基因编码Cu型NO2-还原酶[34], nirS和nirK均作用于NO2-还原为NO的过程. nirS基因在各个处理系统中的丰度分别为: CW0(0.52×108copies ·g-1)、CW1(0.75×108 copies ·g-1)、CW2(3.73×108 copies ·g-1)和CW3(0.90×108 copies ·g-1), 4组处理系统之间均存在显著性差异(P < 0.05). nirK基因在各处理系统中的丰度分别为: CW0(0.55×108 copies ·g-1)、CW1(0.30×108 copies ·g-1)、CW2(0.83×108 copies ·g-1)和CW3(2.24×108 copies ·g-1), 4组处理系统之间均具有显著性差异(P < 0.05). Helen等[35]的研究发现, 亚硝酸还原酶将亚硝酸盐还原为NO, 添加生物炭促进了湿地的反硝化作用, 能够增加湿地的脱氮. nosZ在反硝化过程中催化N2O还原为N2[36], nosZ基因一般作为完全反硝化的标志基因, 则表明在湿地系统添加生物炭促进了完全反硝化的过程[37], N2O产生于硝化过程和反硝化过程, 与CW0相比, CW1、CW2和CW3中的N2O平均排放通量分别降低了25.2%、30.81%和23.5%, 添加生物炭或者铁矿石能够增加nosZ的丰度从而减少N2O的排放, 与贺超卉等[38]的研究结果一致.王庆等[39]的研究发现, 添加铁矿石进而增加Fe3+则会抑制部分反硝化微生物的数量, 减少N2O的排放.CW2显著增加nirS基因的丰度, 且生物炭的作用效果强于铁矿石, CW1对于NH4+-N和NO3--N的去除效果不及CW2, 并且与CW0相比, CW1中反硝化菌属相对丰度的增加比例也不及CW2.刘杏认等[40]的研究发现, 在实验的初期, 添加生物炭的量与nirS和nirK基因的丰度呈正相关关系, 在实验后期, nirK基因的丰度与生物炭添加量不具有显著的相关性, nirK基因对于低量的生物炭较为敏感.本研究中添加生物炭对于nirK基因丰度的影响较小, 可能添加的生物炭量较多, 影响了nirK基因对于生物炭的反应.
|
图 4 不同湿地基质中功能基因丰度 Fig. 4 Abundance of functional genes in the substrates of different constructed wetlands |
mcrA基因编码α-亚基, 存在于产甲烷古菌, 催化CH4的生成[41], mcrA基因在各个处理系统中的丰度分别为: CW0(0.27×108 copies ·g-1)、CW1(0.32×108 copies ·g-1)、CW2(0.08×108 copies ·g-1)和CW3(0.14×108 copies ·g-1), 4组处理系统之间均存在显著性差异(P < 0.05). pmoA功能基因编码pMMO关键酶的一个亚基, 几乎存在于所有的甲烷氧化菌[42], pmoA功能基因在各处理系统中的丰度分别为: CW0(0.03×108 copies ·g-1)、CW1(0.04×108 copies ·g-1)、CW2(0.13×108 copies ·g-1)和CW3(0.11×108 copies ·g-1), CW0与CW1之间无显著差异(P>0.05), CW0与CW1和CW2之间存在显著差异(P < 0.05).图 5所示为部分甲烷氧化菌在属水平的OTUs分布, 甲基暖菌属(Methylocaldum)、甲基孢囊菌属(Methylocystis)、甲基单胞菌属(Methylomonas)和甲基八叠球菌属(Methylosarcina)均能利用O2作为电子受体, 进而氧化CH4[42].与CW0相比, CW1、CW2和CW3中的CH4平均排放通量分别降低了33.29%、83.91%和82.77%, 添加生物炭或者铁矿石均能实现CH4的减排, CW2和CW3的减排效果显著高于CW1, 一是CW2和CW3中pmoA/mcrA功能基因丰度的比值远高于CW1, 二是生物炭巨大的比表面积对于CH4还有一定的吸附作用.添加生物炭或者铁矿石, 能够增加甲烷氧化菌的丰度, 甲烷氧化菌的丰度在CW3中增加效果最好, CW3中CH4减排效果不及CW2, 可能是CW2中pmoA/mcrA的比值高于CW3.添加生物炭能够增强甲烷的氧化过程, 这与Sonoki等[43]的研究结果一致.Zehnder等[44]的研究发现Fe3+能够促进CH4的氧化过程, Fe3+与产甲烷菌争夺电子供体, 抑制产甲烷过程, 添加铁矿石也能增加CH4的减排.
|
图 5 不同湿地基质中甲烷氧化菌的OTUs分布 Fig. 5 Distribution of methanotrophic OTUs in the substrates of different constructed wetlands |
(1) 4组人工湿地系统中COD去除率均达到90%以上, 添加生物炭或者联合添加均能提升COD、NH4+-N和TN的去除率, 添加铁矿石略微降低了COD、NH4+-N和TN的去除率, 表明添加生物炭可以较好提升COD、NH4+-N和TN的去除效果, 添加铁矿石的作用效果不明显, 生物炭的作用效果强于铁矿石.
(2) 在人工湿地系统添加生物炭或者铁矿石均能影响微生物的群落结构和相对丰度.添加生物炭或者添加铁矿石均能够增加变形菌门的相对丰度, 变形菌门属水平有较多去除COD以及脱氮除磷的菌属, 增强湿地处理效果.添加生物炭或者铁矿石能增加Dechloromonas、Thauera和Saccharimonadales等反硝化菌属的相对丰度, 有利于湿地脱氮.
(3) 在人工湿地系统添加生物炭或者铁矿石能改变功能基因nosZ、nirS、nirK、mcrA和pmoA的丰度, 并且能够增加反硝化菌属的相对丰度, 有利于反硝化反应的发生, 进而实现N2O的减排, 也能够增加Methylocaldum、Methylocystis、Methylomonas和Methylosarcina等甲烷氧化菌属的丰度, 有利于甲烷氧化反应的发生, 进而实现CH4的减排.
| [1] |
贾滨洋, 刘宜. 人工湿地处理污水的机理与其应用前景[J]. 四川环境, 2008, 27(1): 81-86. Jia B Y, Liu Y. Mechanism and application prospect of wastewater treatment with constructed wetlands[J]. Sichuan Environment, 2008, 27(1): 81-86. DOI:10.3969/j.issn.1001-3644.2008.01.019 |
| [2] |
吴海明, 袁佐栋, 张建, 等. 规模化人工湿地的温室气体释放通量[J]. 环境科学研究, 2016, 29(8): 1195-1199. Wu H M, Yuan Z D, Zhang J, et al. Greenhouse gas emissions from large-scale constructed wetlands[J]. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(8): 1195-1199. |
| [3] |
王清华, 赵亚琦, 黄磊, 等. 间歇曝气生物炭湿地中污染物的去除特征及微生物种群结构[J]. 环境工程学报, 2021, 15(6): 2118-2125. Wang Q H, Zhao Y Q, Huang L, et al. Pollutant removal characteristics and microbial community structure in intermittent aerated constructed wetland adding with biochar[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(6): 2118-2125. |
| [4] |
孙耀胜, 么强, 刘竞依, 等. 生物炭材料在水体有机污染治理中的研究进展[J]. 环境科学与技术, 2021, 44(1): 170-180. Sun Y S, Yao Q, Liu J Y, et al. Research progress of biochar materials in treatment of organic pollution in water[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 44(1): 170-180. |
| [5] | Li J, Fan J L, Liu D X, et al. Enhanced nitrogen removal in biochar-added surface flow constructed wetlands: dealing with seasonal variation in the north China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(4): 3675-3684. DOI:10.1007/s11356-018-3895-9 |
| [6] | Ma X C, Zhou W G, Fu Z Q, et al. Effect of wastewater-borne bacteria on algal growth and nutrients removal in wastewater-based algae cultivation system[J]. Bioresource Technology, 2014, 167: 8-13. DOI:10.1016/j.biortech.2014.05.087 |
| [7] | Song X S, Wang S Y, Wang Y H, et al. Addition of Fe2+ increase nitrate removal in vertical subsurface flow constructed wetlands[J]. Ecological Engineering, 2016, 91: 487-494. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.03.013 |
| [8] | Ma Y H, Dai W Q, Zheng P R, et al. Iron scraps enhance simultaneous nitrogen and phosphorus removal in subsurface flow constructed wetlands[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 395. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.122612 |
| [9] | Zhou X, Wang X Z, Zhang H, et al. Enhanced nitrogen removal of low C/N domestic wastewater using a biochar-amended aerated vertical flow constructed wetland[J]. Bioresource Technology, 2017, 241: 269-275. DOI:10.1016/j.biortech.2017.05.072 |
| [10] |
乔雯雯, 王宇晖, 宋新山. 黄铁矿强化人工湿地反硝化处理含氮废水的研究[J]. 工业水处理, 2021, 41(4): 77-83. Qiao W W, Wang Y H, Song X S. Enhancement of denitrification by pyrite in constructed wetland for the treatment of nitrogen containing wastewater[J]. Industrial Water Treatment, 2021, 41(4): 77-83. |
| [11] |
邹旭青, 郝庆菊, 赵茂森, 等. 铁矿石和生物炭添加对潜流人工湿地污水处理效果及温室气体排放的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 588-598. Zou X Q, Hao Q J, Zhao M S, et al. Effects of hematite and biochar addition on sewage treatment and greenhouse gases emissions in subsurface flow constructed wetland[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 588-598. |
| [12] |
裴希超, 许艳丽, 魏巍. 湿地生态系统土壤微生物研究进展[J]. 湿地科学, 2009, 7(2): 181-186. Pei X C, Xu Y L, Wei W. A review on soil microorganisms in wetland ecosystem[J]. Wetland Science, 2009, 7(2): 181-186. |
| [13] | Barbier B A, Dziduch I, Liebner S, et al. Methane-cycling communities in a permafrost-affected soil on Herschel Island, Western Canadian Arctic: active layer profiling of mcrA and pmoA genes[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2012, 82(2): 287-302. DOI:10.1111/j.1574-6941.2012.01332.x |
| [14] | Kloos K, Mergel A, Rösch C, et al. Denitrification within the genus Azospirillum and other associative bacteria[J]. Australian Journal of Plant Physiology, 2001, 28(9): 991-998. |
| [15] | Hallin S, Lindgren P E. PCR detection of genes encoding nitrite reductase in denitrifying bacteria[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(4): 1652-1657. DOI:10.1128/AEM.65.4.1652-1657.1999 |
| [16] | Luton P E, Wayne J M, Sharp R J, et al. The mcrA gene as an alternative to 16S rRNA in the phylogenetic analysis of methanogen populations in landfill[J]. Microbiology, 2002, 148(Pt 11): 3521-3530. |
| [17] | Kolb S, Knief C, Stubner S, et al. Quantitative detection of methanotrophs in soil by novel pmoA-targeted real-time PCR assays[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2003, 69(5): 2423-2429. DOI:10.1128/AEM.69.5.2423-2429.2003 |
| [18] | Ansola G, Arroyo P, de Miera L E S. Characterisation of the soil bacterial community structure and composition of natural and constructed wetlands[J]. Science of the Total Environment, 2014, 473-474: 63-71. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.11.125 |
| [19] | Klatt C G, Liu Z F, Ludwig M, et al. Temporal metatranscriptomic patterning in phototrophic Chloroflexi inhabiting a microbial mat in a geothermal spring[J]. The ISME Journal, 2013, 7(9): 1775-1789. DOI:10.1038/ismej.2013.52 |
| [20] | Daims H, Lebedeva E V, Pjevac P, et al. Complete nitrification by Nitrospira bacteria[J]. Nature, 2015, 528(7583): 504-509. DOI:10.1038/nature16461 |
| [21] |
贾文林, 吴娟, 武爱国, 等. 碳氮比对人工湿地污水处理效果的影响[J]. 环境工程学报, 2010, 4(4): 767-770. Jia W L, Wu J, Wu A G, et al. Effect of influent C/N ratio on performance of wastewater treatment in constructed wetlands[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2010, 4(4): 767-770. |
| [22] |
乐华爱, 金石沄, 程光胜, 等. 丙酸杆菌属中的一个新种[J]. 微生物学报, 1987, 27(2): 105-109. Yue H A, Jin S Y, Cheng G S, et al. A new species of genus Propionibacterium[J]. Acta microbiologica Sinica, 1987, 27(2): 105-109. |
| [23] |
刘文蓉. SBR与生物接触氧化法对对硝基苯酚的降解研究[D]. 泰安: 山东农业大学, 2020. Liu W R. Study on the degradation of PNP by SBR and biological contact oxidation process[D]. Taian: Shandong Agricultural University, 2020. |
| [24] |
李建婷, 纪树兰, 刘志培, 等. 16S rDNA克隆文库方法分析好氧颗粒污泥细菌组成[J]. 环境科学研究, 2009, 22(10): 1218-1223. Li J T, Ji S L, Liu Z P, et al. Analysis of bacterial composition of aerobic granular sludge with 16S rDNA clone library[J]. Research of Environmental Sciences, 2009, 22(10): 1218-1223. |
| [25] |
唐聪聪. 菌藻共生序批式泥膜系统脱氮除磷效能及作用机制研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2018. Tang C C. Performance and mechanism of algal-bacteial symbiosis system based on sequencing bactch biofilm-sludge reactor for nitrogen and phosphorus removal[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2018. |
| [26] | Baldwin S A, Mattes A, Rezadehbashi M, et al. Seasonal microbial population shifts in a bioremediation system treating metal and sulfate-rich seepage[J]. Minerals, 2016, 6(2). DOI:10.3390/min6020036 |
| [27] |
王中杰. 基于基因组学的红环菌目与其内聚磷菌属内细菌的种系发生分析与代谢特征研究[D]. 厦门: 厦门大学, 2018. Wang Z J. Phylogenetic and metabolic characteristics of Rhodocyclales and Coandidatus accumulibacter based on genomics[D]. Xiamen: Xiamen University, 2018. |
| [28] | Hwang W M, Kim S M, Kang K, et al. Uliginosibacterium sediminicola sp. nov., isolated from freshwater sediment[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2018, 68(3): 924-929. DOI:10.1099/ijsem.0.002611 |
| [29] |
杨华, 黄钧, 赵永贵, 等. 陶厄氏菌Thauera sp. strain TN9的鉴定及特性[J]. 应用与环境生物学报, 2013, 19(2): 318-323. Yang H, Huang J, Zhao Y G, et al. Identif ication and characterization of Thauera sp. Strain TN9[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 2013, 19(2): 318-323. |
| [30] | Tan Z Y, Dechlorosoma suillum Achenbach Reinhold-Hurek B., et al. 2001 is a later subjective synonym of Azospira oryzae Reinhold-Hurek and Hurek 2000[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2003, 53(4): 1139-1142. DOI:10.1099/ijs.0.02606-0 |
| [31] | Scholten E, Lukow T, Auling G, et al. Thauera mechernichensis sp. nov., an aerobic denitrifier from a leachate treatment plant[J]. International Journal of Systematic Bacteriology, 1999, 49(3): 1045-1051. |
| [32] | Coates J D, Chakraborty R, Lack J G, et al. Anaerobic benzene oxidation coupled to nitrate reduction in pure culture by two strains of Dechloromonas[J]. Nature, 2001, 411(6841): 1039-1043. DOI:10.1038/35082545 |
| [33] | Deng C R, Huang L, Liang Y K, et al. Response of microbes to biochar strengthen nitrogen removal in subsurface flow constructed wetlands: Microbial community structure and metabolite characteristics[J]. Science of the Total Environment, 2019, 694. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.133687 |
| [34] |
汪龙眠, 仇皓雨, 车昱晓, 等. NUA-DAS生态滤池脱氮效果与反硝化菌特征研究[J]. 环境科学, 2016, 37(7): 2659-2665. Wang L M, Qiu H Y, Che Y X, et al. Nitrogen removal and the characteristics of denitrification bacteria using NUA-DAS ecofilter[J]. Environmental Science, 2016, 37(7): 2659-2665. |
| [35] | Helen D, Kim H, Tytgat B, et al. Highly diverse nirK genes comprise two major clades that harbour ammonium-producing denitrifiers[J]. BMC Genomics, 2016, 17. DOI:10.1186/s12864-016-2465-0 |
| [36] | Philippot L. Denitrifying genes in bacterial and Archaeal genomes[J]. Biochimica et Biophysica Acta (BBA)-Gene Structure and Expression, 2002, 1577(3): 355-376. DOI:10.1016/S0167-4781(02)00420-7 |
| [37] | Brenzinger K, Dörsch P, Braker G. pH-driven shifts in overall and transcriptionally active denitrifiers control gaseous product stoichiometry in growth experiments with extracted bacteria from soil[J]. Frontiers in Microbiology, 2015, 6. DOI:10.3389/fmicb.2015.00961 |
| [38] |
贺超卉, 董文旭, 胡春胜, 等. 生物质炭对土壤N2O消耗的影响及其微生物影响机理[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2019, 27(9): 1301-1308. He C H, Dong W X, Hu C S, et al. Biochar's effect on soil N2O consumption and the microbial mechanism[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2019, 27(9): 1301-1308. |
| [39] |
王庆, 杨会翠, 王玲, 等. 添加水铁矿对水稻土N2O释放及反硝化微生物的影响[J]. 土壤学报, 2016, 53(5): 1306-1315. Wang Q, Yang H C, Wang L, et al. Effect of amending ferrihydrite on N2O emission and denitrifying microorganisms in paddy soil[J]. Acta Pedologica Sinica, 2016, 53(5): 1306-1315. |
| [40] |
刘杏认, 赵光昕, 张晴雯, 等. 生物炭对华北农田土壤N2O通量及相关功能基因丰度的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(8): 3816-3825. Liu X R, Zhao G X, Zhang Q W, et al. Effects of biochar on nitrous oxide fluxes and the abundance of related functional genes from agriculture soil in the North China Plain[J]. Environmental Science, 2018, 39(8): 3816-3825. |
| [41] |
赖贞丽, 黄钢锋, 白丽萍. 甲基-辅酶M还原酶结构、功能及催化机制研究进展[J]. 生物工程学报, 2021, 37(12): 4147-4157. Lai Z L, Huang G F, Bai L P. Advances on structure, function, and catalytic mechanism of methyl-coenzyme M reductase[J]. Chinese Journal of Biotechnology, 2021, 37(12): 4147-4157. |
| [42] |
李思琦, 臧昆鹏, 宋伦. 湿地甲烷代谢微生物产甲烷菌和甲烷氧化菌的研究进展[J]. 海洋环境科学, 2020, 39(3): 488-496. Li S Q, Zang K P, Song L. Review on methanogens and methanotrophs metabolised by methane in wetland[J]. Marine Environmental Science, 2020, 39(3): 488-496. |
| [43] | Sonoki T, Furukawa T, Jindo K, et al. Influence of biochar addition on methane metabolism during thermophilic phase of composting[J]. Journal of Basic Microbiology, 2013, 53(7): 617-621. DOI:10.1002/jobm.201200096 |
| [44] | Zehnder A J B, Brock T D. Anaerobic methane oxidation: occurrence and ecology[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1980, 39(1): 194-204. DOI:10.1128/aem.39.1.194-204.1980 |