水產(chǎn)養(yǎng)殖尾水初沉區(qū)中凈化材料的應(yīng)用對(duì)微生物酶活性的影響

楊曉曦，吳偉，施羽露，王鈺欽，錢(qián)信宇，鄭堯,2*，陳家長(zhǎng),2*

（1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)無(wú)錫漁業(yè)學(xué)院，江蘇 無(wú)錫 214081；2.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院淡水漁業(yè)研究中心，江蘇 無(wú)錫 214081）

養(yǎng)殖尾水是指水產(chǎn)養(yǎng)殖過(guò)程中或養(yǎng)殖結(jié)束后，由養(yǎng)殖體系（包括養(yǎng)殖池塘、工廠化車(chē)間等）向自然水域排出的不再使用的養(yǎng)殖水。本課題組基于“三級(jí)循環(huán)水理論”[1]構(gòu)建“兩壩三區(qū)”尾水處理系統(tǒng)[2-3]，兩壩包括溢流壩、潛流壩，三區(qū)包括初沉區(qū)、初級(jí)凈化區(qū)、次級(jí)凈化區(qū)。兩壩主要對(duì)未消化的飼料和懸浮物進(jìn)行過(guò)濾沉淀，初沉區(qū)為因地制宜利用的排水溝或不規(guī)則的池塘，通常是凈水處理系統(tǒng)中的第一個(gè)單元，主要作用是降低水中懸浮物濃度及其攜帶的營(yíng)養(yǎng)鹽。目前關(guān)于水產(chǎn)養(yǎng)殖過(guò)程壩體和生態(tài)溝渠中水質(zhì)凈化材料篩選的研究不多，課題組前期室內(nèi)模擬初沉區(qū)篩選出水質(zhì)處理效果較好的兩種凈化材料：除氮型改性凹凸棒土（Al@TCAP-N）和火山石。其中，改性凹凸棒土是在凹凸棒土的基礎(chǔ)上進(jìn)行改性，以擴(kuò)大孔隙，增大比表面積[4]。Yin等[5]將Al@TCAP-N用于黑臭水體的底泥修復(fù)，發(fā)現(xiàn)其能有效降低沉積物中TN和TP的含量。而火山石具有多孔結(jié)構(gòu)，比表面積大，研究表明其具有較好的TN、TP和CODMn去除效果[6]。但是該系統(tǒng)存在尾水集中排放期間和冬季因植物生長(zhǎng)緩慢、微生物代謝能力弱導(dǎo)致吸收能力降低的問(wèn)題。因此在實(shí)際應(yīng)用中，常利用載體吸附和微生物凈化雙重作用強(qiáng)化凈化水質(zhì)的目的。

從微生物強(qiáng)化水質(zhì)凈化效果方面看，芽孢桿菌[7]和活性污泥[8]在水處理中去除氮、磷和有機(jī)物的效果好。凈化材料表面覆著大量微生物，能分泌分解和轉(zhuǎn)化營(yíng)養(yǎng)鹽的酶類(lèi)物質(zhì)，但目前從酶活性角度對(duì)微生物強(qiáng)化水質(zhì)凈化效果的機(jī)制研究較少。微生物通過(guò)分泌酶參與到物質(zhì)代謝途徑，如微生物氨單加氧酶（Ammonia monooxygenase，AMO）[9]參與氨氧化反應(yīng)，微生物亞硝酸鹽還原酶（Nitrite reductase，NIR）[10]參與亞硝化反應(yīng)，微生物硝酸鹽還原酶（Nitrate reductase，Nar）[11]誘導(dǎo)硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化過(guò)程；微生物有機(jī)磷水解酶（Organic phosphorus hydrolase，OPH）[12]可以分解有機(jī)磷，微生物堿性磷酸酶（Alkaline phosphatase，AKP）[13]催化分解有機(jī)磷；而微生物脫氫酶（Dehydrogenases，DHO）[14]通過(guò)傳遞有機(jī)物的氫從而分解有機(jī)物。為探究代謝酶類(lèi)發(fā)揮的營(yíng)養(yǎng)鹽去除功效，本試驗(yàn)室內(nèi)模擬養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)初級(jí)沉淀單元，通過(guò)添加外源微生物，分析氮循環(huán)、有機(jī)磷分解和有機(jī)物分解相關(guān)酶活性，材料表面富集水質(zhì)相關(guān)細(xì)菌、真菌的差異變化及其和水質(zhì)指標(biāo)的相關(guān)性，研究尾水凈化材料Al@TCAP-N和火山石的應(yīng)用對(duì)微生物功能酶活性的影響。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與設(shè)計(jì)

材料來(lái)源：試驗(yàn)用吉富羅非魚(yú)養(yǎng)殖尾水取自中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院淡水漁業(yè)研究中心養(yǎng)殖池塘。Al@TCAP-N由中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所提供；火山石購(gòu)自廣州花地水族用品有限公司。活性污泥由海力士半導(dǎo)體（無(wú)錫）有限公司提供，通過(guò)好氧反硝化活性污泥培養(yǎng)基[15]擴(kuò)增；外源微生物中地衣芽孢桿菌（Bacillus licheniformis）菌粉、復(fù)合芽孢桿菌菌粉來(lái)自本實(shí)驗(yàn)室，通過(guò)LB培養(yǎng)基擴(kuò)增，擴(kuò)增后的菌液于4℃冰箱保存?zhèn)溆茫ūＷC濃度≥109CFU·mL-1），使用前等比混合得到混合菌液。NIR、Nar、DHO、OPH、AMO和AKP試劑盒由上海摩楷生物科技有限公司提供。

外源微生物用量確定及室內(nèi)模擬初沉區(qū)：在2 000 mL三角瓶中（按養(yǎng)殖尾水200 L計(jì)算）按2 mL·m-3添加濃度為1×109CFU·mL-1的菌液，加充分混勻后的養(yǎng)殖尾水稀釋到800 mL，再加入試驗(yàn)所需的凈化材料600 g，在振蕩培養(yǎng)器中30 ℃、150 r·min-1培養(yǎng)24 h后取出凈化材料待用。為保證微生物的豐富度，復(fù)合菌液采用3種擴(kuò)增菌液等比例混合?；鹕绞虯l@TCAP-N用網(wǎng)袋包裹，按1∶1的比例，放置于沉淀單元模擬系統(tǒng)底部（長(zhǎng)方形有機(jī)玻璃材質(zhì)，有效體積為250 L），并按2 mL·m-3添加濃度為1×109CFU·mL-1的混合菌液。

樣本采集：①檢測(cè)酶活和水質(zhì)指標(biāo)的水樣樣本，試驗(yàn)開(kāi)始后0、6、12、24、36 h和48 h采集兩種材料周?chē)w（下0.15 m，左右直徑0.3 m處）水樣，取上述取樣點(diǎn)對(duì)應(yīng)組的材料，按 1∶9（m∶V）添加 0.01 mol·L-1PBS緩沖液，浸泡30 min采用超聲處理離心到100 μL。按質(zhì)量比1∶10使用0.01 mol·L-1的PBS緩沖液稀釋?zhuān)⒂?0 kHz、4℃條件下超聲處理5 min，然后于4℃、12 000g條件下離心10 min，取上清液使用試劑盒進(jìn)行測(cè)定；②檢測(cè)微生物的樣本，采集凈化材料表面微生物置于50 mL離心管，儲(chǔ)藏于-80℃冰箱中，采用高通量手段測(cè)定凈化材料表面微生物群落中細(xì)菌和真菌的主要門(mén)類(lèi)。為減少取樣所帶來(lái)的系統(tǒng)誤差，每個(gè)時(shí)間點(diǎn)對(duì)3個(gè)平行組樣本進(jìn)行采樣。

1.2 材料內(nèi)外酶活、水質(zhì)檢測(cè)與微生物分析

酶活檢測(cè)：參考上海摩楷生物科技有限公司試劑盒說(shuō)明書(shū)采用雙抗體夾心法檢測(cè)，通過(guò)固相抗體、酶、酶抗體的結(jié)合，形成抗體-抗原-酶標(biāo)抗體復(fù)合物。經(jīng)過(guò)染色、酶催化、酸化步驟后用酶標(biāo)儀測(cè)定吸光度（OD值）。

水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定：試驗(yàn)過(guò)程中的水溫維持在28±2℃并采用加熱棒進(jìn)行控制，pH維持在6.9±0.3，采用NaHCO3進(jìn)行調(diào)節(jié)，硬度碳酸鈣指數(shù)維持在350±12，溶氧＞5 mg·L-1。參照《水質(zhì)總氮的測(cè)定堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法》（GB 11894—1989）測(cè)定總氮（TN）含量，參照《水質(zhì)總磷的測(cè)定鉬酸銨分光光度法》（GB 11893—1989）測(cè)定總磷（TP）含量，參照《水質(zhì)高錳酸鹽指數(shù)的測(cè)定》（GB 11892—1989）測(cè)定高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）。

微生物檢測(cè)：基于北京百邁客生物科技有限公司PacBio測(cè)序平臺(tái)，利用單分子實(shí)時(shí)測(cè)序（SMRT Cell）的方法對(duì)marker基因進(jìn)行擴(kuò)增測(cè)序，之后通過(guò)對(duì)CCS（Circular Consensus Sequencing）序列過(guò)濾，得到Optimization-CCS 進(jìn)行 OTUs（Operational Taxonomic Units）聚類(lèi)，并進(jìn)行物種注釋及豐度分析，揭示樣品的物種構(gòu)成。利用16S rDNA序列進(jìn)行細(xì)菌種類(lèi)分析，利用ITS序列進(jìn)行真菌種類(lèi)分析。Silva（release132）和Unite（release8.0）分別為細(xì)菌16S和真菌ITS比對(duì)數(shù)據(jù)庫(kù)。

1.3 數(shù)據(jù)分析

在Excel 2019軟件中完成數(shù)據(jù)處理，在Origin 9.4中進(jìn)行相關(guān)圖形的繪制，在IBM SPSS Statistics 19中完成方差分析及均值LSD多重比較，差異顯著水平P＜0.05用不同小寫(xiě)字母表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 酶活性檢測(cè)結(jié)果

材料周?chē)w中微生物AKP活性為191.58～234.15 IU·L-1（圖 1），火山石 AKP 活性為 218.49～265.07 IU·L-1，Al@TCAP-N 中 AKP活性為 200.82～257.98 IU·L-1。0～36 h，火山石中的AKP活性高于其他兩組；48 h時(shí)，Al@TCAP-N的AKP活性高于其他兩組。6 h火山石內(nèi)和Al@TCAP-N內(nèi)部AKP活性顯著高于凈化材料周?chē)w中微生物的AKP活性。

材料周?chē)wOPH活性為683.63～793.34 IU·L-1，火 山 石 OPH 活 性 為 668.13～763.61 IU · L-1，Al@TCAP-N 中 OPH 活性為 588.99～706.66 IU·L-1。0～6 h，火山石中的OPH的活性高于其他兩組；12～48 h水中的OPH的活性高于其他兩組。24 h時(shí)凈化材料周?chē)w中微生物的OPH活性顯著高于Al@TCAP-N內(nèi)部的OPH活性。

材料周?chē)wDHO活性為1 921.71～2 502.94 IU·L-1，火山石DHO活性為1 717.23～2 397.9 IU·L-1，Al@TCAP-N中DHO活性為1 955.32～2 650.00 IU·L-1。0 h，火山石中的DHO活性高于其他兩組；6 h和36～48 h，Al@TCAP-N的DHO活性高于其他兩組；12～24 h，凈化材料周?chē)w中微生物的DHO的活性高于其他兩組。在0 h，火山石內(nèi)的酶活性顯著高于凈化材料周?chē)w中微生物的DHO活性。6 h凈化材料周?chē)w中微生物的DHO活性和Al@TCAP-N內(nèi)DHO活性顯著高于火山石內(nèi)的DHO活性。12 h凈化材料周?chē)w中微生物的DHO活性顯著高于Al@TCAP-N內(nèi)的DHO活性。36 h Al@TCAP-N內(nèi)的DHO活性顯著高于火山石內(nèi)和凈化材料周?chē)w中微生物的DHO活性。48 h火山石內(nèi)的DHO活性顯著低于Al@TCAP-N內(nèi)的DHO活性。

材料周?chē)wAMO活性為399.61～467.41 IU·L-1，火 山 石 AMO 活 性 為 359.89～438.44 IU ·L-1，Al@TCAP-N 中 AMO 活性為 363.47～422.61 IU·L-1。0 h和12～48 h，凈化材料周?chē)w中微生物的AMO活性高于其他兩組；6 h時(shí)，火山石中的AMO活性高于其他兩組。6 h火山石內(nèi)的AMO活性顯著高于凈化材料周?chē)w中微生物的AMO活性。48 h凈化材料周?chē)w中微生物的AMO活性顯著高于Al@TCAP-N內(nèi)的AMO活性。

材料周?chē)wNar活性為1 035.79～1 271.68 IU·L-1，火山石中 Nar活性為 1 177.87～1 462.02 IU·L-1，Al@TCAP-N中Nar活性為1 142.35～1 328.14 IU·L-1。0～24 h，火山石中的Nar活性高于其他兩組；36～48 h，Al@TCAP-N中的Nar活性高于其他兩組。0、12 h和24 h火山石內(nèi)的Nar活性顯著高于凈化材料周?chē)w中微生物的Nar活性。

材料周?chē)wNIR活性為546.7～672.77 IU·L-1，火山石中NIR活性為557.92～721.62 IU·L-1，Al@TCAP-N中NIR活性為482.34～734.16 IU·L-1。0 h和36 h，火山石中的NIR活性高于其他兩組；6、12 h和48 h，凈化材料周?chē)w中微生物的NIR活性高于其他兩組；24 h，Al@TCAP-N中的NIR活性高于其他兩組。0 h火山石內(nèi)的NIR活性顯著高于凈化材料周?chē)w中微生物和Al@TCAP-N內(nèi)的NIR活性。6 h凈化材料周?chē)w中微生物的NIR活性顯著高于Al@TCAP-N內(nèi)的NIR活性。48 h，凈化材料周?chē)w中微生物的NIR活性顯著高于火山石內(nèi)和Al@TCAP-N內(nèi)的NIR活性。

2.2 水質(zhì)凈化效果

圖1 不同酶活性變化情況Figure 1 Changes of different enzyme activities

添加凈化材料處理前（0 h），TN、TP和CODMn的含量分別為（3.12±0.01）mg·L-1、（1.41±0.04）mg·L-1和（15.02±0.28）mg·L-1（圖2）。凈化材料處理后（48 h）TN、TP和CODMn的含量分別為（2.59±0.06）mg·L-1、（1.33±0.03）mg·L-1和（10.72±0.23）mg·L-1。36 h TN的去除率最高，為（22.61±0.39）%，此時(shí)TN含量為（2.42±0.02）mg·L-1；36 h TP的去除率最高，為（9.52±1.04）%，此時(shí) TP 含量為（1.30±0.02）mg·L-1；48 h CODMn的去除率最高，為（28.60±2.49）%，此時(shí)CODMn含量為（10.72±0.23）mg·L-1。

2.3 凈化材料表面微生物高通量分析細(xì)菌和真菌主要門(mén)類(lèi)

材料表面微生物細(xì)菌主要為浮霉菌門(mén)（Planctomycetes）、變形菌門(mén)（Proteobacteria）和擬桿菌門(mén)（Bacteroidetes），外源添加的菌制劑和活性污泥的引入并未帶來(lái)水體和材料表面微生物主要類(lèi)群的顯著變化（表1）。但通過(guò)分析發(fā)現(xiàn)，3種細(xì)菌門(mén)類(lèi)在36～48 h空白組、吸附材料單獨(dú)處理組和凈化材料+外源微生物組中，Al@TCAP-N與空白組不同時(shí)間點(diǎn)間存在顯著性變化（圖3）。24 h，Al@TCAP-N內(nèi)浮霉菌門(mén)占比高于空白組內(nèi)浮霉菌門(mén)占比；空白組內(nèi)變形菌門(mén)和擬桿菌門(mén)的占比高于Al@TCAP-N內(nèi)上述兩種菌的占比。36 h，Al@TCAP-N內(nèi)變形菌門(mén)的占比與空白組和火山石內(nèi)變形菌門(mén)的占比存在顯著差異（表1）。而48 h，Al@TCAP-N內(nèi)變形菌門(mén)的占比與凈化材料+外源微生物組內(nèi)變形菌門(mén)的占比存在顯著差異；空白組內(nèi)擬桿菌門(mén)的占比與凈化材料+外源微生物組內(nèi)擬桿菌門(mén)的占比存在顯著差異。

所檢測(cè)的真菌中主要存在壺菌門(mén)（Chytridiomycota），但與水質(zhì)相關(guān)的青霉（Penicillium）和曲霉（Aspergillus）也同時(shí)存在（表2）。其中，12 h，青霉達(dá)到占比的最高值，為（0.736 4±0.044 2）%；24 h，曲霉達(dá)到占比的最高值，為（0.026 6±0.001 3）%。

3 討論

3.1 凈化材料-微生物-水質(zhì)之間的關(guān)系

圖2 TN、TP和CODMn的含量和去除率Figure 2 The contents and removal rates of TN，TP and CODMn

表1 36 h與48 h主要細(xì)菌門(mén)類(lèi)對(duì)比（%）Table 1 Comparison between 36 h and 48 h of major bacteria（%）

表2 不同時(shí)間凈化材料內(nèi)青霉和曲霉占比（%）Table 2 Proportion of Penicillium and Aspergillus in purified materials at different time（%）

凈化材料表面結(jié)構(gòu)與水質(zhì)處理效果密切相關(guān)，本試驗(yàn)中火山石具有較大的比表面積，內(nèi)部多孔隙；凹凸棒土進(jìn)行改性后呈現(xiàn)出疏松多孔的結(jié)構(gòu)[16]，研究表明兩者均具有較好的吸附能力[16-18]。凈化水體中添加外源微生物，可以有效降低水中氮磷含量，從而達(dá)到凈化水質(zhì)的強(qiáng)化效果[19-20]。而活性污泥呈絮狀，含有大量微生物，具有脫氮除磷的功能，通常被用于生活污水處理領(lǐng)域[21]。市售的芽孢桿菌制劑具有異養(yǎng)硝化-好氧反硝化[19，22]和解磷[23]的作用，可以降低水體中營(yíng)養(yǎng)鹽的含量[24]。在實(shí)際使用過(guò)程中，往往將幾種不同類(lèi)型的凈化材料復(fù)配進(jìn)行使用，增強(qiáng)對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽的降解能力，有研究表明，復(fù)合凈化材料（火山石[25-26]和凹凸棒土[27]）與外源微生物聯(lián)合作用可顯著提高初級(jí)沉淀系統(tǒng)的水質(zhì)凈化能力。本試驗(yàn)中凈化材料內(nèi)酶活性高于凈化材料外周?chē)w中酶活性，外源微生物的加入雖未造成材料及其周?chē)w中主要細(xì)菌門(mén)類(lèi)的變化，但因凈化材料的加入可能會(huì)改變材料周?chē)奈h(huán)境[19，21]以利于微生物的富集，凈化材料內(nèi)微生物含量可能因載體的存在高于凈化材料周?chē)w中微生物含量。而外源微生物的加入能否帶來(lái)水質(zhì)修復(fù)相關(guān)細(xì)菌及酶活性的變化？本試驗(yàn)中檢測(cè)到的變形菌門(mén)中存在可以氧化氨的亞硝化細(xì)菌屬（Nitrosomonas）[28]，可以分泌氨單加氧酶（AMO），催化氨氧化反應(yīng)。浮霉菌門(mén)和擬桿菌門(mén)[29]含有參與厭氧氨氧化的細(xì)菌，通過(guò)協(xié)助分泌亞硝酸鹽還原酶NIR將-N降解為NH3-N，生成N2。真菌中的青霉和曲霉被證實(shí)具有解磷作用[23]，通過(guò)分泌磷酸酶、核酸酶等，水解有機(jī)磷，且解磷能力通常比細(xì)菌強(qiáng)[30]。還有相關(guān)研究表明，相比于水環(huán)境，多孔隙結(jié)構(gòu)會(huì)為微生物提供更穩(wěn)定的生長(zhǎng)環(huán)境，有利于酶積累、微生物培養(yǎng)和水質(zhì)凈化[31-32]。凈化材料（Al@TCAP-N和火山石）表面附著生長(zhǎng)的細(xì)菌和真菌會(huì)促進(jìn)水中氮、磷的轉(zhuǎn)化，從而降低水體中TN、TP含量，達(dá)到改善水質(zhì)的目的。且在36 h，Al@TCAP-N會(huì)促進(jìn)變形菌門(mén)的生長(zhǎng)，分泌AMO以促進(jìn)氨氧化反應(yīng)和有機(jī)物的分解。

圖3 空白組與除氮型改性凹凸棒土主要細(xì)菌門(mén)類(lèi)分析Figure 3 Analysis of the main bacterial categories in the blank group and Al@TCAP-N

3.2 酶活性角度解析凈化機(jī)理

分析各個(gè)時(shí)段酶活性，可以發(fā)現(xiàn)，火山石內(nèi)的酶活性整體高于Al@TCAP-N內(nèi)的酶活性。原因可能是Al@TCAP-N固定微生物的能力較弱，火山石比較容易負(fù)載微生物[25-26，33]。該結(jié)果提示我們可通過(guò)Al@TCAP-N的吸附和火山石負(fù)載微生物的雙重作用降低水中有害物質(zhì)的含量。本試驗(yàn)檢測(cè)的幾種酶中，亞硝酸鹽還原酶NIR、硝酸鹽還原酶Nar和AMO參與氮的循環(huán)。其中，AMO是氨氧化反應(yīng)的催化劑，能夠幫助氨氧化菌將NH3-N轉(zhuǎn)化為NO-2-N[9]；NIR可以將-N降解為N2或NH3-N[10]；Nar是一種誘導(dǎo)酶，可直接將-N還原為-N[11]。火山石和Al@TCAP-N中的Nar在12～24 h上升，凈化材料周?chē)w中的Nar在24～36 h上升，說(shuō)明添加凈化材料加快了反硝化作用。有部分時(shí)間點(diǎn)存在Al@TCAP-N中AMO、Nar和NIR酶活性高于火山石中AMO、Nar和NIR酶活性以及凈化材料周?chē)w中AMO、Nar和NIR酶活性高于兩種凈化材料內(nèi)部AMO、Nar和NIR酶活性的情況。這可能有以下原因：一是溶氧限制了硝化和反硝化作用，進(jìn)而影響酶活性[9-11]；二是硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)過(guò)程較為緩慢[33]，且易受到其他異養(yǎng)菌的影響[34]；三是凈化后期凈化材料內(nèi)部孔隙中微生物達(dá)到上限，凈化能力也隨之下降[35]。上述結(jié)果充分說(shuō)明凈化材料加入后材料內(nèi)部微生物富集加速了氮循環(huán)過(guò)程，但對(duì)水體中氮素的去除還受到水質(zhì)指標(biāo)、微生物群落中主要類(lèi)群和材料特性所帶來(lái)吸附能力的影響。

而對(duì)于磷的分解，有機(jī)磷水解酶OPH和堿性磷酸酶AKP參與有機(jī)磷分解。其中，OPH可以分解有機(jī)磷化合物，減少有機(jī)磷對(duì)于環(huán)境的污染[12]；AKP能催化有機(jī)磷的分解并釋放正磷酸鹽，增加水中可溶性有效磷，便于吸收利用[13]。試驗(yàn)結(jié)果顯示，0～6 h時(shí)，火山石和Al@TCAP-N中的AKP、AMO的活性有明顯升高，而在6～12 h階段，凈化材料周?chē)w中的AKP、AMO活性才升高。這說(shuō)明火山石和Al@TCAPN能同時(shí)促進(jìn)有機(jī)磷的分解作用和亞硝化作用，研究表明在保證營(yíng)養(yǎng)鹽去除效果的前提下，將凈化材料復(fù)合使用的添加量要小于單獨(dú)使用時(shí)的添加量[3]，提示兩種材料復(fù)配可以起到一定程度的協(xié)同效果，并能極大減少材料的使用量。脫氫酶DHO通過(guò)傳遞有機(jī)物上的氫進(jìn)而分解有機(jī)物[14]。本結(jié)果表明Al@TCAP-N能在后期（36～48 h）增加DHO的活性，促進(jìn)有機(jī)物的分解。

3.3 凈化材料在水質(zhì)凈化中的應(yīng)用

凈化材料的吸附和微生物菌落生長(zhǎng)需要尋求最佳配合時(shí)間以便于吸附和生物降解協(xié)同進(jìn)行。在0～36 h，TN、TP和CODMn的去除率上升，說(shuō)明在微生物和凈化材料的作用下水質(zhì)污染得到一定程度的緩解；在36～48 h，TN和TP的含量上升，說(shuō)明隨著時(shí)間的推移，更多微生物充填于材料四周，使其吸附功能下降[35]。該結(jié)果提示，在養(yǎng)殖過(guò)程中，初沉單元水力停留時(shí)間應(yīng)為36 h，雖然不能確保一些養(yǎng)殖品種在尾水集中排放階段營(yíng)養(yǎng)鹽的去除效果，但可以明確的是外源微生物的引入能起到一定的營(yíng)養(yǎng)鹽強(qiáng)化去除作用；冬季因植物生長(zhǎng)緩慢、微生物代謝能力弱導(dǎo)致吸收能力降低的問(wèn)題也無(wú)法得到解決，但可以篩選性能更好的鑭改性等礦物吸附材料，增加壩的數(shù)量，改變壩的流向，強(qiáng)化生態(tài)濕地凈化區(qū)的修復(fù)功能，實(shí)現(xiàn)吸附和生物凈化雙管齊下。

上述結(jié)果均表明外源微生物的加入能帶來(lái)水質(zhì)修復(fù)相關(guān)細(xì)菌及酶活性的變化，結(jié)合本研究中的最佳水力停留時(shí)間36 h及水質(zhì)修復(fù)相關(guān)細(xì)菌、真菌主要門(mén)類(lèi)等特征，在實(shí)際運(yùn)行過(guò)程中，可通過(guò)持續(xù)外源添加菌制劑和活性污泥強(qiáng)化凈化材料的水質(zhì)修復(fù)效果。此外，為防止凈化材料在沉淀池中發(fā)生堵塞，可將凈化材料填充在網(wǎng)袋中延長(zhǎng)水力停留時(shí)間和便于整體移出進(jìn)行沖洗，沖洗后的水可經(jīng)過(guò)凈化輸送到循環(huán)利用的生態(tài)蓄水池凈化區(qū)中進(jìn)行藻類(lèi)的培養(yǎng)。對(duì)使用后的材料對(duì)氮磷營(yíng)養(yǎng)素的承載能力進(jìn)行的研究結(jié)果表明，每克Al@TCAP-N約吸附201.73 μg氮和18.22 μg磷。每克火山石約吸附 59.54 μg氮和 34.98 μg磷[3]。這些材料經(jīng)磨碎后具有一定的增加肥力和疏松土壤之功效，方便資源化利用。

4 結(jié)論

（1）Al@TCAP-N和火山石能促進(jìn)水體中含磷化合物的分解和氮的轉(zhuǎn)化?；鹕绞茉趦艋跗冢?～6 h）促進(jìn)有機(jī)磷化合物分解和硝態(tài)氮（NO-3-N）轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮（NO-2-N）。Al@TCAP-N在凈化后期（36～48 h）促進(jìn)有機(jī)物的分解。

（2）36 h通過(guò)Al@TCAP-N的吸附和火山石負(fù)載微生物的雙重作用對(duì)TN、TP、CODMn的去除效果最佳，去除率分別為22.61%、9.52%和22.16%。

（3）在實(shí)際應(yīng)用過(guò)程中，36 h為最佳凈化時(shí)間，可通過(guò)Al@TCAP-N的吸附和火山石負(fù)載微生物的雙重作用降低水中營(yíng)養(yǎng)鹽的含量。