曹濤濤 徐 棟 白國(guó)梁 胡 澤 陳迪松 吳振斌

(1.中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 武漢 430072; 2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049; 3.武漢市生態(tài)環(huán)境科技中心, 武漢 430015; 4.中國(guó)地質(zhì)大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 武漢 430074)

人工濕地是模擬自然濕地系統(tǒng)設(shè)計(jì)和建造的污水處理系統(tǒng), 旨在利用濕地中植物、填料及微生物的共同作用去除廢水中的氮磷等污染物[1]。因其具有成本低、環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn)已被廣泛應(yīng)用于養(yǎng)殖尾水的處理。在人工濕地中微生物的硝化反硝化作用對(duì)脫氮的貢獻(xiàn)最大, 且反硝化作用是其實(shí)現(xiàn)TN去除的主要微生物機(jī)制[2]。但是含有高濃度顆粒物的廢水直接進(jìn)入人工濕地易造成人工濕地堵塞[3], 而且對(duì)于低碳高氮的污水, 碳源不足通常會(huì)限制其整體脫氮效果[4]。目前, 人工濕地碳源補(bǔ)充方式有: (1)投加甲醇、葡萄糖和乙酸鈉等, 可以顯著提高人工濕地的脫氮性能, 但也存在著碳源的沖擊負(fù)荷大易引起二次污染及成本高昂的缺點(diǎn)[5—7];(2)農(nóng)業(yè)固體廢棄物如玉米芯、稻殼、稻草和木屑等, 具有來源廣泛、成本低廉、緩慢釋放的特點(diǎn),但是也會(huì)產(chǎn)生二次污染的問題, 還可能引起濕地堵塞[8]; (3)人工合成的可降解聚合物如聚乳酸等, 具有穩(wěn)定釋放的特點(diǎn), 但成本也相對(duì)較高[9]。

循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)(Recirculating Aquaculture System, RAS)為了滿足養(yǎng)殖產(chǎn)品的生長(zhǎng)需求, 通常保持較高的DO和較強(qiáng)的硝化作用, 長(zhǎng)期運(yùn)行會(huì)有硝酸鹽的大量積累[10]。養(yǎng)殖期間還會(huì)產(chǎn)生大量由殘餌、糞便等構(gòu)成的固體廢棄物, 糞便和殘餌中通常含有大量未利用有機(jī)物和氮磷營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)[11]。高氮低碳的養(yǎng)殖尾水和高營(yíng)養(yǎng)的養(yǎng)殖固體廢棄物如果不能妥善處理, 將對(duì)環(huán)境產(chǎn)生不利影響。已有研究嘗試將殘餌和糞便等固體廢棄物經(jīng)過發(fā)酵或水解的產(chǎn)物用作反硝化的補(bǔ)充碳源[12], 但是固體廢棄物經(jīng)過發(fā)酵或水解的產(chǎn)物中除了有機(jī)碳源外, 還含有大量的氮磷污染物, 提高了處理難度[13]。

本研究構(gòu)建了一種改進(jìn)型人工濕地, 通過在濕地下部營(yíng)造局部厭氧環(huán)境, 促使水產(chǎn)養(yǎng)殖固體廢棄物釋放可利用的溶解性碳源, 在防止垂直潛流濕地堵塞的同時(shí)實(shí)現(xiàn)反硝化脫氮, 以期為人工濕地處理循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)廢物的工程實(shí)踐提供理論指導(dǎo)。并利用高通量測(cè)序的方法, 對(duì)人工濕地微生物群落結(jié)構(gòu)及脫氮功能微生物進(jìn)行了分析。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

養(yǎng)殖固體廢棄物收集自某養(yǎng)殖基地的循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)。在實(shí)驗(yàn)室對(duì)高含水率的養(yǎng)殖固體廢棄物進(jìn)行混勻分裝, -20℃冷凍保存。并對(duì)其組成進(jìn)行了分析, 其主要成分為TS(23.5±2.2) mg/L、VS(564.3±7.9) mg/g、COD(38.5±16.5) g/L、TN(44.1±4.4) mg/g、TOC(343.0±29.5) mg/g和TP(45.6±1.0) mg/g。此外, 循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)水質(zhì)參數(shù)為TN 17.49 mg/L,16.61 mg/L, DO 7.13 mg/L。

1.2 濕地裝置

為了在資源化利用養(yǎng)殖固體廢棄物的同時(shí)實(shí)現(xiàn)對(duì)低碳氮比的循環(huán)水養(yǎng)殖尾水的反硝化脫氮, 本研究對(duì)人工濕地結(jié)構(gòu)及流程進(jìn)行了改進(jìn)。模擬濕地系統(tǒng)構(gòu)造如圖1所示, 主要分為養(yǎng)殖固體廢物厭氧水解區(qū)(A區(qū))和濕地填料區(qū)(B區(qū))兩部分組成。A區(qū)位于濕地裝置下部, 內(nèi)徑19 cm, 深度50 cm, 該區(qū)域填充數(shù)層低密度聚氨酯海綿作為微生物附著的基質(zhì), 同時(shí)防止顆粒物上浮進(jìn)入濕地系統(tǒng)。B區(qū)位于厭氧水解區(qū)的上部, 內(nèi)徑20 cm, 自下而上依次填充了礫石、陶粒和石英砂, 并在濕地表面種植了紅花美人蕉。本研究共構(gòu)建5組設(shè)置了不同厭氧水解區(qū)深度的模擬人工濕地, CW1#(A區(qū)深度50 cm,容積14.5 L)、CW2#(A區(qū)深度30 cm, 容積9.3 L)、CW3#(A區(qū)深度15 cm, 容積4.7 L)、CW4#(A區(qū)深度0 cm)和CW5#(A區(qū)深度0 cm), 各組濕地裝置B 區(qū)容積均在9.5 L左右。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖Fig.1 Schematic diagram of the experiment

1.3 裝置運(yùn)行

首先, 向系統(tǒng)內(nèi)投加高營(yíng)養(yǎng)廢水, 并接種城市污水處理廠的厭氧污泥, 馴化運(yùn)行1個(gè)月, 待模擬濕地系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后開展實(shí)驗(yàn)。實(shí)驗(yàn)期間模擬濕地系統(tǒng)間歇運(yùn)行, 5d一個(gè)周期。實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)進(jìn)水為模擬尾水, 其水質(zhì)指標(biāo):18.0—20.0 mg/L,2.0 mg/L,0.05 mg/L, COD 2.5 mg/L, TP 1.0 mg/L, 參考所調(diào)查的循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)的水質(zhì)配制。通過逐步提升養(yǎng)殖固廢棄物投加量, 逐步提高進(jìn)水中C/N比, 以TCOD/TN計(jì)共分為3.09±0.90、5.33±0.39和8.78±0.41三個(gè)低、中、高C/N比階段。

模擬人工濕地系統(tǒng)采取潮汐流的運(yùn)行方式, 在每個(gè)運(yùn)行周期, 對(duì)于設(shè)置了厭氧水解區(qū)的CW1#、CW2#和CW3#號(hào)裝置, 首先通過蠕動(dòng)泵將一定體積的模擬尾水泵入模擬人工濕地系統(tǒng)。然后將養(yǎng)殖固體廢物與一定體積的模擬尾水混合后其泵入A區(qū), 保持兩次進(jìn)水體積比為1∶1。在系統(tǒng)運(yùn)行2d后, 將B區(qū)的水從濕地進(jìn)出水口排入進(jìn)水槽, 再泵入A區(qū), 更換上下層水, 隨后反應(yīng)器繼續(xù)運(yùn)行3d。在一個(gè)周期結(jié)束后, 將反應(yīng)器中的水從系統(tǒng)出水口排出。每運(yùn)行5個(gè)周期, 對(duì)裝置進(jìn)行完全排空一次。對(duì)于未設(shè)置厭氧水解區(qū)的CW4#和CW5#號(hào)裝置, 將模擬尾水和養(yǎng)殖固體廢棄物混合后直接從濕地進(jìn)出水口泵入濕地, 且每個(gè)周期的進(jìn)水負(fù)荷及其他運(yùn)行條件與CW1#、CW2#和CW3#號(hào)裝置保持一致。模擬人工濕地系統(tǒng)自2021年6月19號(hào)開始, 在室溫下(＞20℃)馴化并運(yùn)行共115d。

1.4 采樣分析

在每個(gè)周期開始時(shí)采集模擬尾水、養(yǎng)殖固體廢物與模擬尾水混合液, 結(jié)束時(shí)采集裝置出水。通過測(cè)定養(yǎng)殖固體廢物與模擬尾水混合液: 模擬尾水為1∶1的混合液得出系統(tǒng)整體的污染物濃度負(fù)荷。進(jìn)出水中的、、、TN、TP和COD采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定, TSS采用稱重法測(cè)定[14]。DO、水溫和pH用便攜式多參數(shù)水質(zhì)分析儀(YSI Professional Plus美國(guó))現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定。在第90天,濕地運(yùn)行的后期, 采集A區(qū)和B區(qū)的填料樣品, 用于微生物群落分析。對(duì)于裝置CW1#、CW2#和CW3#分別設(shè)點(diǎn)采集下層厭氧A區(qū)和上層濕地填料B區(qū)的基質(zhì)樣品, 對(duì)于裝置CW4#和CW5#設(shè)點(diǎn)采集濕地填料區(qū)的基質(zhì)樣品, 并置于無菌袋中, 在 4℃下保存運(yùn)輸?shù)綄?shí)驗(yàn)室, 隨后樣品放于-80℃冰箱保存待測(cè)。模擬人工濕地裝置CW1#、CW2#和CW3#下層厭氧A區(qū)樣品分別記為CW1#-L、CW2#-L和CW3#-L, 上層濕地填料B區(qū)樣品分別記為CW1#-U、CW2#-U和CW3#-U, 裝置CW4#和CW5#濕地填料區(qū)的基質(zhì)樣品記為CW4#-U和CW5#-U。

1.5 DNA 提取、高通量測(cè)序及數(shù)據(jù)分析

模擬濕地系統(tǒng)基質(zhì)樣品中的 DNA 使用TGuide S96磁珠法土壤/糞便基因組DNA提取試劑盒完提取[天根生化科技(北京)有限公司, DP812]。使用酶標(biāo)儀(GeneCompang Limited, synergy HTX)對(duì)提取的核酸進(jìn)行濃度檢測(cè), 檢測(cè)合格后進(jìn)行擴(kuò)增, 并對(duì)擴(kuò)增后PCR產(chǎn)物使用濃度1.8%的瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)其完整性(北京博美富鑫科技有限公司)。本研究選擇16S rDNA V3+V4 可變區(qū)片段進(jìn)行PCR擴(kuò)增, 引物序列為341F(5′-CCTACGGGNGGCWG CAG-3′)和805R(5′- GACTACHVGGGTATCTAA TCC-3′)。擴(kuò)增后PCR產(chǎn)物經(jīng)純化、定量和均一化形成測(cè)序文庫(kù), 建好的文庫(kù)隨后用Qsep-400方法進(jìn)行質(zhì)檢, 最后由青島百邁客生物科技股份有限公司基于Illumina NovaSeq6000 (Novaseq6000, Illumina)平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)序。在相似性閾值為97%的情況下對(duì)過濾后的優(yōu)化序列進(jìn)行聚類劃分OTUs (可操作分類單元, Operational Taxonomic Units), 確定α-多樣性指數(shù), 使用 Origin 2021繪制圖形, 利用R語(yǔ)言分析樣本間微生物豐度差異。

2 結(jié)果

2.1 模擬濕地系統(tǒng)進(jìn)出中水各形態(tài)N濃度及去除效果

圖2顯示了模擬濕地系統(tǒng)進(jìn)水和出水N濃度變化, 圖3顯示了模擬濕地系統(tǒng)對(duì)N的去除效果變化。由圖2a和圖2d可知, 隨著養(yǎng)殖固廢棄物投加量的增大, 即進(jìn)水中C/N比的逐步提升, 濕地系統(tǒng)進(jìn)水中TN和濃度也逐步提升, TN濃度從(20.06±1.58) mg/L上升到(29.78±1.59) mg/L,濃度從(3.21±0.09)上升到(4.71±0.53) mg/L。由圖2b和圖2c可知, 濕地系統(tǒng)進(jìn)水中濃度保持在19.0 mg/L左右,濃度在0.047—0.085 mg/L, 表明進(jìn)水中TN濃度的提升主要由氨氮和有機(jī)氮貢獻(xiàn)。

圖2和圖3結(jié)果表明, 各組實(shí)驗(yàn)裝置在中低C/N階段, 均出現(xiàn)了積累的現(xiàn)象; 在低C/N階段, 還出現(xiàn)了養(yǎng)殖固體廢棄物釋放導(dǎo)致出水中濃度升高的現(xiàn)象; 在高C/N階段, 出水中各形態(tài)的N濃度均明顯下降,積累現(xiàn)象消失。在高C/N階段, 但各組裝置對(duì)TN和去除率分別為(80.72±11.16)%和(97.87±1.49)%; 對(duì)的去除率為(49.73±20.66)%, 對(duì)和去除效果仍有較大波動(dòng)?？傮w而言, 對(duì)于5組實(shí)驗(yàn)裝置, 隨著C/N的提升, 出水中TN、和濃度逐漸下降, 系統(tǒng)對(duì)TN、和的去除率不斷升高。

圖2 模擬濕地系統(tǒng)進(jìn)出水中各形態(tài)N濃度Fig.2 Concentrations of various forms of N in the influent and effluent of the simulated CWs

圖3 模擬濕地系統(tǒng)對(duì)各形態(tài)N的去除率Fig.3 Removal rate of various forms of N in the effluent of the simulated CWs

由圖4可知, 對(duì)于5組實(shí)驗(yàn)裝置, 在以養(yǎng)殖固體廢棄物為碳源時(shí)的中低C/N階段, 裝置CW1#、CW2#相比于CW3#、CW4#、CW5#, 出水中TN、和濃度均處于相對(duì)較低的水平; 進(jìn)入到高C/N階段, 裝置CW1#、CW2#相比于CW3#、CW4#、CW5#, 出水中濃度也處于相對(duì)較低的水平。

圖4 濕地裝置構(gòu)型對(duì)進(jìn)出水N濃度變化影響Fig.4 Influence of simulated CWs configuration on N concentration in influent and effluent

2.2 微生物群落多樣性

本次實(shí)驗(yàn)8個(gè)樣品測(cè)序共獲得954322條高質(zhì)量序列, 聚類劃分后共產(chǎn)生706個(gè)OTUs (可操作分類單元, Operational Taxonomic Units)。模擬濕地系統(tǒng)A區(qū)和B區(qū)基質(zhì)樣品的α-多樣性指數(shù)(Chao1、Shannon和Simpson多樣性指數(shù)及Coverage指數(shù))如表1所示?；|(zhì)樣品測(cè)序的樣本文庫(kù)覆蓋度(Coverage指數(shù))均大于0.999, 表明測(cè)序?qū)悠犯采w度較高, 能較好地反映樣本的真實(shí)情況。對(duì)于裝置CW1#、CW2#和CW3#, B區(qū)的Chao1、Simpson和Shannon多樣性指數(shù)分別在625.4—655.6、0.951—0.967和6.29—6.41, A區(qū)則分別為567.3—607.4、0.933—0.979和5.37—6.61, Chao1指數(shù)值越大說明物種數(shù)目越多, Shannon指數(shù)值越大、Simpson 指數(shù)值越小說明群落多樣性越高, 可見A區(qū)物種數(shù)目略低于B區(qū), A區(qū)和B區(qū)總體的群落多樣性差異不明顯。

表1 模擬濕地系統(tǒng)細(xì)菌群落豐富度和多樣性分析Tab.1 Analysis of bacterial community abundance and diversity of simulated CWs

依據(jù)不同微生物樣品的屬水平組成, 對(duì)樣品進(jìn)行偏最小二乘判別法(PLS-DA, Partial Least Squares Discriminant Analysis)分析, 結(jié)果如圖5所示。PLSDA通過尋找物種豐度矩陣和給定的樣品分布/分組信息的最大協(xié)方差, 從而在新的低維坐標(biāo)系中對(duì)樣品重新排序, 坐標(biāo)圖上距離越近的樣品, 相似性越大, 且可以減少變量間多重共線性產(chǎn)生的影響。從圖5可以看出, A區(qū)樣品CW1#-L、CW2#-L和CW3#-L更靠近且樣品CW1#-L和CW2#-L距離更近;B區(qū)樣品CW1#-U、CW2#-U和CW3#-U距離更靠近, CW4#-U和CW5#-U距離更靠近, 且設(shè)有厭氧水解區(qū)的裝置和未設(shè)有該區(qū)的裝置相比, 濕地填料區(qū)樣品離散程度較大, 表明厭氧水解區(qū)的設(shè)立以及濕地系統(tǒng)整體深度的增加會(huì)對(duì)其上層濕地填料區(qū)微生物組成產(chǎn)生影響。

圖5 微生物樣品PLS-DA分析Fig.5 PLS-DA analysis of microbial samples

2.3 門屬微生物群落組成

從圖6可以看出, 在門水平上, 各濕地系統(tǒng)優(yōu)勢(shì)菌門為變形菌門(Proteobacteria), 其在各裝置A區(qū)相對(duì)豐度在44.44%—62.87%, B區(qū)相對(duì)豐度在61.93%—78.64%; 豐度較高的還有綠彎菌門(Chloroflexi, 占比4.49%—23.45%)、擬桿菌門(Bacteroidetes, 占比3.69%—7.38%), 變形菌門(Proteobacteria)在裝置CW1#、CW2#、CW3#、CW4#和CW5#中的B區(qū)有較高的豐度, 綠彎菌門則在裝置CW1#、CW2#和CW3#的A區(qū)的豐度較高。髕骨細(xì)菌門(Patescibacteria)在裝置CW1#和CW2#中有較高的豐度, 且在A區(qū)的豐度高于B區(qū); 浮霉菌門(Planctomycetes)在裝置CW1#A區(qū)有更高的豐度, 在裝置CW2#和CW3#A也有相對(duì)B區(qū)較高的豐度; 厚壁菌門(Firmicutes)在各裝置的B區(qū)有較高的豐度; 此外芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)和酸桿菌門(Acidobacteria)在裝置CW2#和CW3#中相對(duì)豐度較高, 疣微菌門(Verrucomicrobia)在裝置CW4#和CW5#中相對(duì)豐度較高。

圖6 模擬濕地系統(tǒng)門水平細(xì)菌組成Fig.6 Bacterial composition at the phylum levels of simulated CWs

由圖7可知, 在屬水平上,Silanimonas、Rivibacter、uncultured_f_A4b、uncultured_f_Burkholderiaceae和Rubrivivax等豐度相對(duì)較高。本次實(shí)驗(yàn)共發(fā)現(xiàn)40個(gè)氮代謝相關(guān)菌屬, 其中有37個(gè)反硝化菌屬,1個(gè)硝化菌屬和 1 個(gè)未培養(yǎng)的厭氧氨氧化菌屬, 表2列舉了相對(duì)豐度相對(duì)較高的部分。對(duì)于各裝置, 反硝化菌屬豐度較高的為Silanimonas、Rivibacter、紅桿菌屬(Rhodobacter)。

表2 脫氮功能微生物菌群分析Tab.2 Analysis of microorganisms with denitrification function

圖7 模擬濕地系統(tǒng)屬水平細(xì)菌組成Fig.7 Bacterial composition at the genus levels of simulated CWs

3 討論

3.1 養(yǎng)殖固體廢棄物投加對(duì)脫氮效果的影響

3.2 裝置構(gòu)型對(duì)脫氮效果的影響

本研究發(fā)現(xiàn)厭氧水解區(qū)深度為30和50 cm的改進(jìn)型人工濕地脫氮效果更好。有研究表明人工濕地具有復(fù)雜的微環(huán)境, 硝化、反硝化和厭氧氨氧化過程均可能存在, 能實(shí)現(xiàn)對(duì)各形態(tài)氮的去除[18]。厭氧氨氧化是在厭氧條件下, 微生物以作為電子受體將氧化成N2, 實(shí)現(xiàn)了對(duì)和較好的去除效果[19]。在本研究中, 進(jìn)水中較高濃度的有機(jī)物分解耗氧, 在濕地下部較深的厭氧水解區(qū)處形成相對(duì)嚴(yán)格厭缺氧環(huán)境, 加之濕地長(zhǎng)期運(yùn)行的馴化效果, 有利于A區(qū)發(fā)生厭氧氨氧化過程,從而強(qiáng)化了改進(jìn)型人工濕地的脫氮效果。

3.3 模擬濕地系統(tǒng)中的微生物組成差異

從微生物門組成上看, 本研究中變形菌門(Proteobacteria)在B區(qū)的相對(duì)豐度較高, 有研究認(rèn)為其是反硝化細(xì)菌的主要來源[20]。也有研究表明, 變形菌豐度與環(huán)境養(yǎng)分狀況相關(guān)[21], 其對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)尤其是 N 的輸入反應(yīng)較為敏銳[22], 與氮循環(huán)、生物固氮作用密切相關(guān)[23]。綠彎菌門(Chloroflexi)和髕骨細(xì)菌門(Patescibacteria)在裝置CW1#和CW2#的A區(qū)相對(duì)豐度較高, 二者通常參與厭氧發(fā)酵過程, 與有機(jī)物分解有關(guān)[24], 且髕骨細(xì)菌門(Patescibacteria)是在厭氧氨氧化反應(yīng)器中經(jīng)常觀察到異養(yǎng)細(xì)菌[25]。厭氧氨氧化細(xì)菌則是屬于浮霉菌門下浮霉菌門(Planctomycetes)的類群[26], 本研究中其在裝置CW1#下層A區(qū)有較高的豐度, 在裝置CW2#下層A區(qū)豐度也相對(duì)較高。

從微生物屬水平上看, 對(duì)于設(shè)有厭氧水解區(qū)且深度相對(duì)較大的裝置CW1#和CW2#, 反硝化菌屬在濕地系統(tǒng)中分布情況較為類似, 且在兩套裝置濕地下層A區(qū)均發(fā)現(xiàn)了豐度相對(duì)較高的具有厭氧氨氧化功能的未培養(yǎng)菌屬(uncultured_c_Anammox_3)和一種被認(rèn)為有助于厭氧氨氧化過程的菌株SM1A02[27];裝置CW3#、CW4#和CW5#相比于裝置CW1#和CW2#, B區(qū)Silanimonas、Rivibacter和紅桿菌屬(Rhodobacter)的豐度更高。反硝化菌屬相對(duì)總豐度在裝置CW1#的B區(qū)和A區(qū)分別為45.05%和21.58%, 裝置CW2#的B區(qū)和A區(qū)分別為53.18%和24.81%, 裝置CW3#的B區(qū)和A區(qū)分別為46.26%和46.31%, 裝置CW4#的B區(qū)為60.55%, 裝置CW5#的B區(qū)為48.61%, 表明較小的厭氧水解區(qū)深度對(duì)反硝化菌豐度影響較小, 較大的厭氧水解區(qū)深度形成的厭氧條件會(huì)更嚴(yán)格, 厭氧區(qū)反硝化菌屬總豐度也會(huì)降低。總體而言, 模擬人工濕地中脫氮菌群以具反硝化功能的菌群為主。

4 結(jié)論

(1)養(yǎng)殖固體廢棄物的投加量增加會(huì)提升濕地進(jìn)水中N負(fù)荷, 但隨著碳氮比的提升和厭氧區(qū)深度的增加, 濕地系統(tǒng)對(duì)N的去除效果提升, 當(dāng)進(jìn)水TCOD/TN為8.78±0.41時(shí), 且厭氧區(qū)深度為30和50 cm時(shí), 模擬濕地系統(tǒng)對(duì)TN、和的去除效果較好, 人工濕地具有在資源化利用養(yǎng)殖固體廢棄物的同時(shí), 實(shí)現(xiàn)對(duì)循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)氮負(fù)荷的削減的可能性。(2)模擬濕地系統(tǒng)中反硝化菌屬豐度較高, 主要為Silanimonas屬和Rivibacter屬, 且濕地填料B區(qū)反硝化菌屬相對(duì)豐度高于下層厭氧A區(qū), A區(qū)還發(fā)現(xiàn)有未培養(yǎng)的厭氧氨氧化菌屬(uncultured_c_Anammox_3)分布。改進(jìn)型人工濕地在以養(yǎng)殖固體廢棄物為碳源時(shí), 主要通過反硝化作用脫氮, 且存在一定的厭氧氨氧化過程。