2022, Vol. 52
2. 青岛水务环境公司，山东 青岛 266021
为解决淡水资源短缺问题，国内有些地方用海水代替部分淡水用于居民日常生活，例如将海水作为冲厕水已在香港、青岛等城市有成功案例[1-2]。海水盐度约为35，冲厕用水在生活用水中所占比例在35%左右，用海水代替淡水作为冲厕用水所产生的生活污水盐度可达12左右，属于高盐废水[3]。大量研究表明，成本低、污染物去除效率高的生物技术可用于含盐废水的处理[4-5]，人工湿地属于污水自然生物处理技术，具有耐冲击负荷、造价低、运行管理方便等特点；其中，垂直流人工湿地具有单位面积污染物处理效率高、占地面积较少、硝化能力强等优点，在国内外被广泛应用于生活污水的处理。传统垂直流人工湿地中，污水经湿地表面自上而下流动，通过湿地内植物和填料的吸附、过滤以及微生物的降解等过程完成净化，最终到达湿地底部并排出[6]；运行过程中填料间留有空隙，供氧充足，具有较强的有机物和氨氮氧化能力，有机物和氨氮去除率较高，但反硝化能力较差，总氮去除率较低。潮汐流人工湿地(Tidal-flow constructed wetland, TFCW)是在传统垂直流人工湿地的基础上发展起来的，通过淹没(flood)-空闲(rest)交替运行方式，使湿地内部交替形成缺氧和好氧环境，以增强反硝化和硝化能力，达到提高有机物和总氮去除效果的目的。TFCW系统脱氮过程可分为三步：第一步，淹没期进水中NH4+-N被吸附到基质表面；第二步，进入空闲期后，在水排空状态下空气进入湿地基质空隙中，吸附在基质表面的NH4+-N被氧化成NO2--N和NO3--N；第三步，进入下一个周期的淹没状态时，氧化态氮自基质表面解吸进入液相，反硝化菌利用进水中的有机物作为碳源完成反硝化过程[7-8]。淹没/空闲时长比(flood/rest, F/R)是影响TFCW脱氮效果的重要因素[9]。Li等[7]发现，延长淹没时长(12~48 h)，氨氮和总氮去除率均提高了50%左右；Chang等[8]研究表明，缩短淹没时间、延长空闲时间有利于硝化作用，氨氮去除率可达55%。
关于垂直流人工湿地处理含盐废水的研究已有少量报道。Wang等[10]发现，在传统垂直流人工湿地中，当盐度由5提高到10时，NH4+-N和TN去除性能受到明显抑制，但NO3--N的去除率保持不变。Liang等[11]研究表明，10和15的盐度可以提高传统垂直流人工湿地的脱氮性能，30的高盐度则会对氮的去除产生明显的抑制作用，类似的结果也可以在Li等[12]的研究中发现。在净化海水养殖废水的研究中，复合垂直流人工湿地在18~20和30~33的高盐度条件下均取得了较好脱氮性能[13-14]。
迄今为止，针对垂直流人工湿地处理含盐废水的研究主要集中在传统垂直流人工湿地和复合垂直流人工湿地，利用TFCW处理含盐废水的研究较少，尤其是关于高盐条件下F/R对TFCW脱氮性能的影响尚未见报道。本研究利用TFCW处理含盐废水，探究了不同F/R条件下的污染物去除效率，确定了实现高效脱氮的F/R，结合湿地内无机氮的沿程分布特征和微生物群落结构的时空变化，阐析了无机氮的去除途径。
1 材料与方法 1.1 人工湿地的结构和运行模式本研究采用实验室规模的潮汐流人工湿地，露天放置在中国海洋大学校园内(山东省青岛市)，实验装置如图 1所示。实验时期为春、夏和秋3个季节，总计185 d。实验期间进水温度范围为12~28 ℃。
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图 1 潮汐流人工湿地实验装置图 Fig. 1 Schematic diagram of a TFCW system |
人工湿地直径为0.3 m、高1.0 m，填料高度为0.78 m。填料从上到下依次为：5 cm粗砂层(粒径1~4 mm)、30 cm炉渣层(粒径2~10 mm)、28 cm细砾石层(粒径5~20 mm)和15 cm粗砾石(粒径50~100 mm)。沿湿地深度设置4个水样取样口，距基质表面深度(即沿程深度)分别为27、43、59和76 cm，其中76 cm取样口与电磁阀连接，通过继电器控制电磁阀定时排水。此外，沿湿地深度设置4个基质取样口，距基质表面深度分别为0~5 cm、18~23 cm、38~43 cm和58~63 cm(编号为S1、S2、S3和S4)。湿地表面栽种2株盐地碱蓬(Suaeda salsa (L.) Pall.)，幼株采自李村河，为一年生草本植物，多生长在盐碱地、海滩和湖边，具有较好的耐盐性。
废水由蠕动泵送入表面的布水系统，均匀喷撒在湿地表面，向下流动进入湿地内；湿地进水流速为230 mL·min-1，平均表面负荷为0.33 m3·(m2·d)-1。实验分4个阶段，各阶段运行条件如表 1所示。阶段1、2和3运行过程中，湿地1次潮汐(即1个周期)历时均为24 h，但3个阶段的F/R不同，以比较F/R对湿地内污染物去除效果的影响，这3个阶段进水结束后湿地内填料处于完全淹没状态。阶段4在24 h内总淹没时间和总空闲时间与阶段3相同，且24 h内处理的水量与前3个阶段相同，但阶段4实验期间24 h经历2次潮汐(即1次潮汐历时12 h)，且阶段4进水结束后淹没期湿地处于半淹没状态(水位距湿地表面为43 cm，即淹没阶段湿地分为上部不饱和区和下部饱和区)，以对比分析潮汐频次和淹没深度对湿地性能的影响。
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表 1 湿地运行参数 Table 1 Operational parameters of wetland |
湿地进水采用人工配制的含盐污水，本试验期间湿地进水中污染物浓度和盐度保持不变，污染物浓度为COD 100 mg·L-1、NH4+-N 15 mg·L-1、NO3--N 5 mg·L-1和TP 1 mg·L-1(分别由C12H22O12、NH4Cl、NaNO3和K2HPO4提供)。通常海水冲厕污水约占生活污水总量的35%，据此每升配水中加入12 g海水晶得到盐度为12的模拟高盐生活污水，每10 g海水晶主要组成为：5.3 g Cl-, 3.3 g Na+, 0.62 g SO42-, 0.3 g Mg2+, 0.1 g K+和0.09 g Ca2+。
1.3 水质测定和分析方法每隔3天采集进水和出水样品，现场测定温度、DO和pH，温度和DO用荧光溶解氧仪(HQ300 d，美国哈希)测定，pH用便携式pH计(PHB-4，中国雷磁)测定。部分水样带回实验室测定COD、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度，COD、NH4+-N、NO2--N和NO3--N测定依据《水和废水监测分析方法》[15]，具体方法分别为重铬酸钾氧化法、水杨酸分光光度法、N-1-萘基-乙二胺分光光度法和紫外分光光度法，TIN浓度为NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度的加和。
每个阶段运行达到稳定时，在1个周期内每隔1 h从4个水样取样口采集水样，测定污染物浓度和环境参数，重复取样3次(1次/d)。
NH4+-N去除率根据公式(1)计算：
| $\begin{array}{c} {\rm{NH}}_4^ + - {{\rm{N}}_{{\rm{去除率}}}} = \\ \left( {{\rm{NH}}_4^ + - {{\rm{N}}_{{\rm{进水}}}} - {\rm{NH}}_4^ + - {{\rm{N}}_{{\rm{出水}}}}} \right)/{\rm{NH}}_4^ + - {{\rm{N}}_{{\rm{进水}}}} \times 100\% {\rm{。}} \end{array}$ | (1) |
使用IBM SPSS Statistics 23软件对各阶段的实验数据进行统计分析，采用单因素方差分析法(ANOVA, Analysis of variance)检验不同阶段污染物去除效果的差异性，当p＜0.05时，认为组间具有显著性差异。
1.4 微生物群落结构分析实验结束时，从4个基质取样点采集填料样品，称取20~60 g置于三角瓶中，加入40 mL PBS缓冲液，超声振荡30 min后置于摇床中常温震荡3 h(220 r/min)，使填料上的生物膜脱落并破碎，震荡后的混合液用灭菌纱布过滤以除掉填料等杂质，滤液为含有生物膜的混浊液，滤液置于50 mL离心管中在5 000 r/min条件下离心10 min，弃去上清液，底部沉淀物即为提取的生物膜。使用Powerful Soil DNA试剂盒(MoBio Laboratories，USA)提取生物膜中的DNA，将提取的DNA采用引物515F(5′-GTGCCAGCAGCCGCGGTAA-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCCTTTGAGTTT-3′)通过聚合链式反应(PCR)扩增16S rDNA的V4-V5高变区，扩增产物提交给专业测序公司Novogene(中国北京)，在Illumina MiSeq平台进行高通量测序，测序原始数据在经质量过滤、去除嵌合体等质控步骤后，以相似度97%对所有序列进行OTU划分，并利用SILVA、RDP classifier等数据库进行物种注释，运用QIIME等软件进行包括Alpha多样性、Beta多样性在内的指数进行多样品比较分析。
2 结果与讨论 2.1 淹没/空闲时长比对污染物去除效果的影响各阶段湿地运行达到稳定时，进出水环境参数见表 2。
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表 2 进出水环境参数(平均值±标准差) Table 2 Average values of environmental parameters of influent and effluent (mean ± SD) |
F/R为13.2 h/8.8 h和14.5 h/7.5 h时，出水水温均高于进水水温，可能是阶段1和阶段2的实验稳定期为夏季(6—8月)，较长时间的太阳照射提高了湿地内水温。各阶段出水DO含量均明显低于进水(p＜0.05)，这是因为湿地处于淹没状态时好氧微生物氧化有机物和氮的过程会消耗水中溶解氧，导致出水DO水平下降。淹没时间较长的阶段2和阶段3的出水DO浓度低于淹没时间较短的阶段1，说明淹没时间增加会导致湿地内DO水平下降；此外，阶段4的出水DO浓度高于阶段3，说明总淹没时间相同时增加潮汐流频次有利于湿地复氧。
阶段1、2和4条件下出水pH均低于进水，这与阶段1、2中淹没反应时间较短、反硝化释放的碱度较少有关；阶段4经历2次潮汐流，强化了湿地复氧，更有利于硝化作用和有机物氧化，但弱化了反硝化作用和碱度的释放。对于阶段1、2和3来讲，出水pH随F/R增大和湿地淹没时间增加而升高，阶段3时F/R最大、出水pH最高，且略高于进水，这可以从阶段3淹没时间较长、反硝化反应较充分、产生碱度较多来解释。
不同F/R条件下，湿地运行达到稳定时，COD、NH4+-N和TIN平均去除率见图 2。
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图 2 F/R对污染物去除的影响 Fig. 2 The effect of F/R on the pollutant removal efficiency |
各F/R条件下达到稳定状态时，COD去除效果均较好，F/R为13.2 h/8.8 h时，COD去除率高达98.17%，F/R增加至14.5 h/7.5 h和15.5 h/6.5 h后，COD去除率分别降至88.72%和91.96%，说明延长淹没时间、减少空闲时间会导致有机物去除效率下降，这是因为随淹没时间的增加使湿地内DO含量降低(如表 2所示)，导致有机物氧化效能降低。F/R为7.75 h/3.25 h条件下，COD去除率(93.10%)比F/R为15.5 h/6.5 h阶段略高，这可归因于前者比后者多了1次潮汐流，促进了湿地复氧，从而有利于有机物的氧化分解。表 2中显示的阶段4出水DO浓度高于阶段3的结果可以支持这种解释。
统计分析结果表明，不同F/R条件下NH4+-N去除率没有显著差异(p＞0.05)。F/R为13.2 h/8.8 h时，NH4+-N去除率为89.88%，F/R提高至14.5 h/7.5 h和15.5 h/6.5 h后，NH4+-N去除率略有下降，分别为85.37%和86.75%，说明延长淹没时间使微生物氧化NH4+-N的效能略有降低。F/R为7.75 h/3.25 h时, NH4+-N去除率为84.30%，比F/R为15.5 h/6.5 h时略低；导致氨氧化性能降低原因可能是两个方面：一是增加潮汐频次导致单次潮汐的淹没时间降低，使液相中NH4+-N与填料上生物膜的接触时间减少[16]；二是F/R为7.75 h/3.25 h条件下淹没期处于半淹没状态，使液相与填料的接触面积比F/R为15.5 h/6.5 h时低。
不同F/R条件下NO3--N和TIN的出水浓度均有显著差异(p＜0.05)，F/R为13.2 h/8.8 h和14.5 h/7.5 h时，NO3--N出水浓度均出现了明显的积累(浓度分别为9.70和9.98 mg·L-1)，TIN去除率分别为45.12%和38.51%。当F/R增加至15.5 h/6.5 h后，出水NO3--N浓度降低(4.60 mg·L-1)，TIN去除率提高至62.92%。由此可见，淹没期的延长明显改善了湿地的反硝化效果，进而提高了总氮去除性能。Kizito等[17]的研究得到类似结果。该研究表明, F/R由4 h/8 h提高到8 h/4 h时，出水NO3--N浓度降低，总氮去除率升高。本研究中，与F/R为15.5 h/6.5 h条件相比，F/R为7.75 h/3.25 h时出水NO3--N浓度明显升高(11.62 mg·L-1)，其原因一方面可能是由于淹没期淹没时间的缩短导致反硝化效率降低，另一方面可能是由于温度的下降(如表 2所示，出水温度由20.8 ℃降低到14.8 ℃)影响了反硝化菌的活性。有研究表明，当温度低于15 ℃时，湿地系统内反硝化作用受到限制[18-19]。
2.2 淹没期氮沿程分布不同F/R条件下，淹没期NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度在垂直方向上(从上到下)的分布见图 3。
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( (a)~(d)分别为F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5和7.75/3.25。(a)~(d) represent the F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5 and 7.75/3.25, respectively. ) 图 3 不同F/R条件下淹没期无机氮在垂直方向上的分布 Fig. 3 Vertical distribution of inorganic nitrogen at different F/R conditions in flood phase |
阶段1、2和3条件下，湿地内NH4+-N浓度在淹没初期(0.5~1.0 h内)降低较快，由进水约15 mg·L-1降至7.13~10.21 mg·L-1，去除率为32.96%~49.34%；淹没5.5~7 h时，NH4+-N浓度降至接近出水，之后3 h略有回升，最后趋于稳定。此过程中NH4+-N浓度小幅度回升可能是由于部分被炉渣填料吸附的NH4+-N发生了解吸。阶段1~3条件下，各深度处淹没初期NH4+-N浓度均随F/R增加而增大，这是由淹没时间长、充氧效果较差导致的；同一时刻不同深度水样中NH4+-N浓度差别很小，说明深度对氨氮的氧化影响不大。对于阶段4，淹没初期(0.5 h内)湿地内NH4+-N浓度(1.82~6.26 mg·L-1)明显低于阶段3，这是由于湿地处于半淹没状态(阶段4时0~27 cm深度为不饱和区域)和增加潮汐流频次有利于湿地复氧，从而提高了NH4+-N的硝化效率；阶段4淹没前期(0~4.5 h)不同深度NH4+-N浓度存在显著性差异(p＜0.05)，且均在76 cm深度处NH4+-N浓度最低，说明此阶段的运行方式有利于淹没前期湿地深处的氨氧化。
阶段1~3条件下，淹没初期NO3--N浓度(6.93~12.33 mg·L-1)均高于进水浓度(6.49~6.66 mg·L-1)，结合淹没初期NH4+-N去除率较高可知，这是由淹没初期较多NH4+-N转化为NO3--N导致的；随F/R增加，淹没初期NO3--N浓度减少，这与随F/R增加，淹没初期NH4+-N氧化性能降低一致。阶段4条件下，淹没期间饱和区不同深度处各时刻NO3--N浓度均高于阶段3，而TIN浓度淹没前期(0~2.5 h)低于或接近阶段3，其它时刻各深度处均高于阶段3，这种湿地内部无机氮浓度随时空变化和分布的差异阐明了增加不饱和区和潮汐次数强化了硝化功能，但弱化了反硝化作用。
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( (a)~(d)分别为F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5和7.75/3.25). (a)~(d) represent the F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5 and 7.75/3.25, respectively. ) 图 4 不同F/R条件下淹没期COD在垂直方向上的分布 Fig. 4 Vertical distribution of COD at different F/R conditions in flood phase |
本实验各阶段湿地内NO2--N浓度均较低，在0.17~2.24 mg·L-1范围，远低于NO3--N浓度(4.30~13.02 mg·L-1)，证明湿地内的硝化反应基本为完全硝化过程，即绝大部分氨氮通过微生物的氧化作用转化为硝态氮。另外，在进水期和淹没期NH4+-N浓度的降低高于NO2--N和NO3--N总浓度的增加，得到38.70%~60.68%的TIN去除率，说明湿地内存在同步硝化反硝化过程(SND)。
2.3 微生物群落的丰富度和多样性实验结束时取不同深度填料样品，采用高通量测序技术分析了湿地内不同深度细菌和古菌群落的丰富度和多样性，结果见表 3。通过对相似度为97%以上的序列进行聚类分析，得到3 473个OTUs。所有样品的测序覆盖率均超过99%，说明测序的结果涵盖了绝大部分的物种，能够有效地反映微生物的丰富度和多样性[20]。微生物丰富度由Chao1和ACE指数表示，湿地内细菌和古菌的丰富度均随深度增加而明显提高，较深的炉渣层和砾石层中微生物的丰富度较顶部的粗砂层更高，可能是由于炉渣的多孔结构和砾石粗糙的表面结构为微生物提供了适宜的生存环境，有利于微生物富集[17]。微生物多样性由Shannon和Simpson指数表示，随深度增加细菌多样性呈现先升高后降低的趋势，在18~23 cm深度达到最高；随深度增加古菌多样性呈现先降低后升高的趋势，在0~5 cm表层最高。另外，湿地各层中细菌的丰富度和多样性均高于古菌，这可能由于细菌更容易在充氧条件良好的湿地系统中富集，在Pelissari等[21]利用垂直流人工湿地进行生物脱氮的研究中也有类似的报道。
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表 3 湿地内微生物群落丰富度和多样性 Table 3 Diversity and richness of the microbial community in wetland |
湿地内不同深度处细菌和古菌在门水平的群落组成分别见图 5和表 4。优势细菌门为变形菌(Proteobacteria，33.40%~52.40%)、拟杆菌(Bacteroidetes，17.60%~27.70%)、放线菌(Actinobacteria，6.10%~12.40%)、绿弯菌(Chloroflexi，2.40%~13.70%)、酸杆菌(Acidobacteria，1.90%~4.20%)和浮霉菌 (Planctomycetes，1.90%~4.90%)。变形菌在各深度的相对丰度最高，是参与碳、氮和磷转化的主要细菌[22]，随深度增加先降低后升高，在0~5 cm和58~63 cm深度处的相对丰度分别为52.40%和52.70%。拟杆菌是第二优势菌门，随深度增加呈现先升高后降低的变化，在18~23 cm深度处相对丰度最高(27.70%)，58~63 cm深度处相对丰度最低(17.60%)。放线菌的相对丰度随深度增加略有下降，58~63 cm深度的相对丰度最低(6.10%)。浮霉菌在湿地中下层的相对丰度较高(3.20%~4.90%)。有研究报道该菌是人工湿地中常见的与污染物降解有关的菌门[23]，其中一些菌属可具有厌氧氨氧化功能[24-25]。绿弯菌在38~43 cm深度的相对丰度最高(13.70%)，是污水处理系统中常见的微生物，为嗜盐丝状菌，可参与有机物降解和以SO42 -为电子供体的反硝化过程[26]。
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图 5 细菌群落在门水平的分布 Fig. 5 Microbial composition of bacteria at phylum level |
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表 4 古菌群落在门水平的分布 Table 4 Microbial composition of archaea at phylum level |
相对丰度最高的古菌门为奇古菌(Thaumarchaeota，37.20%~81.80%)，是人工湿地好氧/缺氧环境中常见的氨氧化古菌[27-28]，曾有报道在垂直流人工湿地中拥有很高的丰度(57.00%)[29]。本研究湿地中检测出高丰度的奇古菌，说明该菌门在潮汐流人工湿地脱氮过程中发挥了重要作用。
2.5 微生物在属水平的群落结构湿地内不同深度微生物群落在属水平的分布见图 6。不同深度处细菌优势菌属差异较大，0~5 cm、18~23 cm、38~43 cm和58~63 cm深度的优势菌属分别为植物内生中村氏菌(Nakamurella，6.20%)和独岛杆菌(Dokdonella，6.00%)、冷单胞菌(Psychromonas，8.20%)和植物内生中村氏菌(5.00%)、冷单胞菌(10.30%)和植物内生中村氏菌(5.10%)、冷单胞菌(15.70%)和海洋白红细菌(Albirhodobacter，9.40%)。冷单胞菌除在表层(0~5 cm)中相对丰度较低(0.30%)外，在其他深度均为优势菌属，且相对丰度随深度增加而增加(从0.30%增加到15.7%)；冷单胞菌为嗜盐菌，在湿地下部饱和区污水与填料接触时间较长，因而更有利于嗜盐的冷单胞菌属富集；冷单胞菌具有降解有机物的功能[30]，且能促进生物膜的形成[31]。据报道，在处理非含盐废水的TFCW中没有检测到冷单胞菌[32]。
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图 6 微生物群落在属水平的分布 Fig. 6 Microbial distribution of microbial at genus level |
硝化细菌和反硝化细菌的协同作用是人工湿地脱氮的主要途径。氨氧化细菌(AOB)能够在好氧条件下将NH4+-N转化成NO2--N，亚硝酸盐氧化细菌(NOB)则将NO2--N氧化成NO3--N，从而实现NH4+-N的完全硝化。本研究湿地中检测到的AOB菌属是亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)，NOB菌属是硝化螺旋菌(Nitrospira)，二者在0~5 cm深度的相对丰度都较低(分别为0.20%和0.60%)，在湿地中下部的相对丰度较高(分别为1.20%~1.70%和1.80%~3.70%)。硝化螺旋菌在各深度的相对丰度均高于亚硝化单胞菌，可以保证氨氮氧化所产生的亚硝态氮能及时被进一步转化为硝态氮，这可以从微生物角度解释为什么淹没期NO2--N没有出现明显积累(见图 3)。有研究表明，盐度会抑制AOB和NOB的生长[33-34]，本研究中湿地长期在高盐度(12)条件下运行，这有可能是导致湿地内AOB和NOB菌属相对丰度较低的因素之一，但湿地仍保持了较高的氨氮和亚硝态氮的氧化性能，这与前人的研究结果类似[35]。
本研究检测到的反硝化菌属(DNB)大部分属于变形菌门，其中相对丰度较高的为独岛杆菌(Dokdonella，1.40%~6.00%)和植物内生中村氏菌(Nakamurella，1.30%~6.20%)，两个菌属的相对丰度均随湿地深度的增加而降低，0~5 cm深度处相对丰度分别为6.00%和6.20%，在58~63 cm深度处相对丰度降低至1.70%和1.30%。独岛杆菌和植物内生中村氏菌均为异养反硝化菌[36-37]，本研究湿地内COD浓度随深度增加明显降低(见图 4)，即随深度增加异养反硝化所需的碳源减少，这不利于湿地深处异养反硝化菌的生长繁殖，因而使独岛杆菌和植物内生中村氏菌的相对丰度随深度增加而降低。
本研究湿地中只检测到1个相对丰度大于0.5%古菌属Candidatus_Nitrosoarchaeum，属于奇古菌门，是一种具有氨氧化功能的古菌[25, 32]。Candidatus_Nitrosoarchaeum在各深度处的相对丰度均很高，在0~5 cm、18~23 cm、38~43 cm和58~63 cm深度的丰度分别为33.90%、78.00%、72.50%和44.50%，可知Candidatus_Nitrosoarchaeum属是本研究湿地中重要的氨氧化古菌，在湿地脱氮过程中发挥了重要作用，这与前人的研究结果一致[38-39]。此外，比较而言，Candidatus_Nitrosoarchaeum在表层和底部的丰度较低(分别为33.90%和44.50%)，在中部的丰度较高(72.50%~78.00%)，说明湿地中部好氧/缺氧的兼性环境更有利于其生长繁殖，这与Bouali等[38]的研究结果类似。
3 结论(1) 改变F/R对湿地的硝化作用影响不大，NH4+-N平均去除率达85.37%。F/R的增加提高了淹没期湿地的反硝化效果，进而提高总氮去除效率。本研究实验条件下脱氮效果最佳的F/R为15.5 h/6.5 h，TIN去除率可达(62.94±3.70)%。湿地淹没期内，淹没初期NH4+-N浓度迅速降低，NO3--N开始积累；湿地内存在同步硝化反硝化过程。
(2) 湿地内不同深度处微生物群落结构存在明显差异，表层细菌的丰富度和多样性均明显低于深层；表层古菌的丰富度低于深层，而表层古菌的多样性明显高于深层；湿地内各深度处细菌的丰富度和多样性均明显大于古菌。
(3) 湿地内检测到的优势细菌门是变形菌(Proteobacteria)、拟杆菌(Bacteroidetes)、放线菌(Actinobacteria)、绿弯菌(Chloroflexi)、酸杆菌(Acidobacteria)和浮霉菌(Planctomycetes)；优势细菌属为植物内生中村氏菌(Nakamurella)、独岛杆菌(Dokdonella)、冷单胞菌(Psychromonas)和海洋白红细菌(Albirhodobacter)。相对丰度最高的古菌门是奇古菌(Thaumarchaeota)，优势古菌属是Candidatus_Nitrosoarchaeum。
(4) 湿地中检测到的氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌是亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)和硝化螺旋菌(Nitrospira)，主要反硝化细菌是独岛杆菌(Dokdonella)和植物内生中村氏菌(Nakamurella)。氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌在湿地中下部丰度较高，反硝化细菌在湿地中上部丰度较高；硝化细菌的丰度远低于反硝化细菌。
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