雨水生物滤池中同步脱氮除磷机制和效率的提升摘要：通过添加富铁土和植物碎屑和富营养化湖泊沉积物，生物滤池技术有很大提高。

，在处理中运用含有富含铁的土壤造成铵和磷酸盐的显著的去除效率（超过95%）。

将这一结果归因于强大的吸附能力导致磷（P）在介质中的高效，维持了硝化细菌和反硝化细菌的丰度和活性以及促进氮（N）的去除。

水生和陆生植物碎屑更有利于硝化和反硝化作用，它们是通过分别刺激硝化细菌和反硝化细菌的丰度和活性，从而增加总氮（TN）去除率，去除率从17.6%增加到22.5%。

此外，富营养化水体沉积物的硝化细菌和反硝化细菌生物强化技术有利于营养物质的去除。

最重要的是，这些材料的联合应用可以同时达到最大的效果（磷，氨和总氮的去除效率分别为97-99%，95-97%和60-63%）。

证明了材料的合理选择在雨水滤池及应用前景上具有重要的贡献。

关键词：硝化细菌；反硝化细菌；富铁土；植物碎屑；生物强化技术1引言水体富营养化受到重视，已成为一个重要的问题，主要是因为过量输入的氮和磷。

雨水已被确定为一个主要的氮和磷污染源（Odell, 1994）。

由于城市化的广泛性，城市流域的污染物滞留功能大大降低（Grimm et al., 2008），导致雨水直接排放到水生生态系统。

生物过滤系统是利用植物的净化能力来减轻雨水污染物中氮和磷的影响。

微生物和过滤介质，具有占地面积小、能耗低的优点。

净化包括沉淀，吸附，植物吸收和一些微生物作用（Hatt et al., 2009）。

在这些过程中，植物吸收总是被认为是最重要的作用。

例如，在富含铁的生物过滤器中，通过植物的组合可以有很好去除营养物质的效果（TP 90%，指的是总磷、89% TN）（Glaister et al., 2014）。

尽管如此，基于植物的生物滤池的营养物去除效果并不总是理想的（Read et al., 2008）。

而且，季节性的植物衰老会影响其处理效率，甚至释放营养物质（Payne et al., 2014）。

所以要提高非植被生物过滤器去除营养物的方法是备受关注的。

在非植物的生物过滤器去除效率也并不总是那么理想（Blecken et al., 2010; Hunt et al., 2006），更重要的是考虑同步脱氮除磷。

在生物过滤器中不同物种的死亡对N和P的量是变化的。

具体而言，磷和氨的去除主要由介质吸附，然后利用微生物，因此，滤料的吸附能力和微生物的亲和性是决定其去除效率的重要因素（Henderson et al., 2007）。

由于脱氮的硝化和反硝化作用主要是由硝化细菌和反硝化细菌介导的耦合作用（Wang et al.,2016）。

如氨氧化古菌（AOA），氨氧化细菌（AOB）和S型反硝化细菌，有机碳都可以促进物强化技术中的反硝化细菌（Collins et al., 2010）和微生物群落对废水的处理（Pei et al., 2015），还可在控制去除效率中起重要作用。

显然，在许多栖息地磷有利于硝化和反硝化的协同作用，例如，在长江口潮间带沉积物中，总磷与氨氧化古菌（AOA）、氨氧化细菌（AOB）具有显著相关性（Zheng et al.,2014）。

此外，在一个批次从地下水过滤器取得实验滤液水，在硝化过程中，可以通过加入磷酸有效地刺激（de Vet et al., 2012）。

同样，发现磷可以促进反硝化细菌nirS基因的丰度，然后在原始和受影响的草原溪流中可以加速反硝化速率（Graham et al., 2010）。

在这种情况下，微生物对磷的高容量介质的吸附和补充是至关重要的。

在这项研究中，实验室规模的生物滤池工艺的改进设计，通过引入特殊的材料（如含铁丰富的砂壤土、植物碎屑、富营养化湖泊沉积物）提高理化吸附和硝化反硝化。

以下问题将得到解决。

（1）哪种材料会有效去除氮磷，说明？（2）添加不同类型的植物碎屑对氮磷去除有什么影响？（3）富营养化湖泊沉积物的硝化和反硝化细菌的生物强化技术可行吗？（4）氮磷去除存在耦合作用吗？2材料与方法2.1实验装置实验室规模的十八个生物滤池柱由PVC雨水管，内径为320毫米，总高度为1500毫米。

该柱由四层组成，底层为150mm细砾、一个100mm的深砂过渡层和100 mm深细砂过渡层，顶层为700mm的砂壤土和不同特殊材料组成的过滤层（Zinger et al., 2013）。

18个生物滤池列为两两一组的九个处理，顶层用不同的材料与沙壤土混合。

详细的材料类型和数量见表1。

当地的特殊材料证明了富铁土（Supplymentary Material）被选择，事因为其高磷吸附的能力。

不同植株型代表不同类型的碳源。

巢湖湖沉积物富营养化湖泊沉积物的硝化和反硝化活性高（Hou et al., 2013）引入的硝化细菌和反硝化细菌增了生物强化技术。

纵队放置在实验室中，具有相对稳定的空气温度。

2.2实验步骤和取样施工后，生物滤柱可在采样前3个月时间内建立（过滤介质的沉降，生物膜的建立和系统的稳定性）。

在建立过程中，过滤器要每天采用矿泉水浇洗，以便可以测量反应系统中的污水。

之后就可以开始正式投加样品和确定采集周期（Zinger et al., 2013）。

添加化学药剂制备人工污水（KH 2PO 4, NH 4CL 和KNO 3），需要大量的脱氯的自来水以达到目标污染物浓度（最终的PO 43--P 中的磷浓为0.8mg/L,NH 4+-N 中氮的浓度为0.8mg/L,NO 3--N 中氮的浓度为1.2mg/L ）。

然后污水（20升）被运送到设定的系统，每天运行，直到六个月。

水力停留时间约四小时。

每周定期给料后进行采样运行。

水样取自每个圆柱口的进水和出水。

试验结束后，采集上层颗粒样品，测定磷吸附参数、磷的效率、硝化反硝化速率以及微生物群落组成。

2.3氮和磷的分析每周对于处理过后的进水和出水中的总氮、氨氮、亚硝态氮、硝态氮和可溶性活性磷进行检测。

用0.45微米的醋酸纤维薄膜过滤水制备可溶性营养物质，所有的检测都遵循标准方法（APHA, 2012）。

2.4磷吸附等温线和可利用磷分析上层颗粒样品干燥，地面的样品通过0.25毫米筛子，一克干燥，且进过筛选的土壤能够培养出20毫升0.01 M KCl ，其中含有0、0.1、0.5、1、5、10、50和100 mg P / L ，是在离心管中以KH2PO 的形式存在。

离心管了振荡24小时，于3000 rpm 离心10 min 然后用0.45微米的醋酸纤维薄膜过滤。

检测滤液中的可溶性营养物质。

从溶液中消失的磷酸盐被认为是被土壤吸附了。

在温度为25摄氏度时进行实验（James et al., 1992）。

在平衡条件下的吸附能力计算为（1）：m V C C S e e /)(0-= （1）其中Se 是磷在平衡时的吸附能力（mg P/kg ），V 是样品的体积（mL ），C0是磷的初始浓度（mg P/L ），Ce 是在平衡状态下水解态磷的浓度（mg P/L ），m 是吸附量（kg ）。

获得的数据符合朗格缪尔吸附等温线。

(2) (Sakadevan and Bavor, 1998)。

S max 是最大吸附量（mg P/kg ），K L 是朗格缪尔平衡常数（L/mg P ），利用奥尔森法测定了可利用的磷（AP ）。

一克干燥，被萃取的筛土在20毫升含有0.5 M 碳酸氢钠振动30分钟，然后检测可溶性活性磷（Sinclair and Johnstone, 1995）2.5潜在的硝化速率（PNR ）和潜在的反硝化率（PDR ）的测定用磷酸盐缓冲液冲洗上层膜颗粒从而提取生物膜(Huang et al., 2013)中的DNA 和测定潜在消化速率和反消化速率。

根据摇浆法测定潜在消化速率（Fan et al., 2011）。

将含有3克生物膜颗粒，100毫升磷酸盐缓冲液(1 mM, pH 7.4)和0.5mL 的硫酸铵(0.25 M)的泥浆在25度下在轨道摇床（180 rpm ）培养24小时。

分别取1、4、10、16和24 h 的泥浆样品然后进行培养。

然后分析样品中的NO 2--N 和NO 3--N ，计算出潜在消化速率中NO2--N 和NO3--N 的单位时间产量。

同时，潜在的反硝化速率用反消化酶活性测定(Jha and Minagawa, 2013)。

简单地说，把5克的生物膜颗粒转移到用硼硅酸盐特制的玻璃瓶中，里面加上20毫升反消化酶溶液（7mM 的KNO 3，3mM 的葡萄糖和5mM 的氯霉素）。

每个瓶子中的氧气排出，连续抽出氦和乙炔，以达到最终浓度为10%。

样品瓶放置在25摄氏度避光的轨道摇床振动（125r/min ）。

使用气相色谱仪测定分别在0, 0.5, 1,1.5, 2 小时取的N 2O 气体样品。

计算潜在的反硝化速率时以N 2O 的浓度和时间为坐标制图，曲线斜率符合最佳拟合。

2.6 DNA 提取和实时定量基因扩增荧光检测系统生物膜中DNA 的提取和使用动力土壤DNA 试剂盒提取巢湖（SC ）的初始沉积物中DNA （MO 生物实验室，卡尔斯巴德，CA ）以下是制造商的指示说明。

氨氧化古菌，氨氧化细菌和S 型反硝化菌的丰度针对氨氧化和NIRS 基因使用ABI 第一加热循环测定基因定量分析聚合酶链式反应（PCR ）（美国应用生物系统公司，福斯特城，国航（CA ））。

对于古菌amoA 基因的底物是amoaf / archamoar （Francis et al., 2005），对于氨氧化基因是areamoA1F/amoA2R （Nicolaisen and Ramsing, 2002）和对于NIRS 基因是nirs1f / nirs6r （Liu et al., 2013）。

每一个反应是在50uL 含10ng 的DNA 、0.4mg/mL 牛血清白蛋白（BAS ）、0.4mM 、1毫升的红罗霉素参考染料（50x ）和25uL 的SYBR Premix EX Taq （Takara Shuzo, Shiga,Japan ）容器中进行。

证实了聚合酶链式反应（PCR ）产物经熔解曲线分析和琼脂糖凝胶电泳。

氨氧化基因和nirS 基因克隆的已知拷贝数的线性化的质粒对于实时定量基因扩增荧光检测系统作为标准法。

对于氨氧化古菌氨氧化细菌和NIRS 基因的e L e C S K S S C maxmax 011+=扩增效率分别地达到93%(R2 > 0.98), 89%(R2 > 0.97) and 90% (R2 > 0.98)。

2.7克隆、测序和系统进化分析对于氨氧化古菌、氨氧化细菌和nirS基因的扩增进行克隆和测序。

用pGEM T-Easy载体系统根据制造商的指示说明对克隆进行测定。