雨水生物滤池中同步脱氮除磷机制和效率的提升

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 max

max 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。随机挑选的阳性克隆并送到生物工程技术有限公司进行测序（上海，中国）。将得到的序列存入GenBank数据库。检索序列通过多序列比对和邻接树结构分析并用巨型版5.1执行。

对于氨氧化古菌中的氨氧化基因序列编号为KU963720-KU963736，氨氧化细菌中的氨氧化基因序列编号为KU963746-KU963759以及反硝化菌中的nirS基因的序列编号为KU963767-KU963781。

2.8统计分析

操作分类单元（OTU）用Mothur软件进行集中（Yang et al., 2014）。结果表明，1–3% 16S rRNA的距离相当于15%的氨氧化基因距离（Pester et al., 2012）。对于古细菌和氨氧化细菌基因以及nirS基因都是用操作分类单元来定义的，因此它们85%相似。

皮尔森的测试是使用18种统计分析软件（SPSS, Chicago, IL），选择0.05这个值是非常重要的。社区矩阵使用PRIMER软件进行了分析（PRIMER-E, Plymouth, UK）。相似性矩阵秩的种群遗传结构、潜在的硝化速率、潜在的反硝化率和最大吸附量的样品之间通过非度量多维标度计算。氨氧化古菌群落和最大吸附量的结构之间的关系，可利用磷是通过量化等级相似矩阵之间的相关性来测试（用5000序列置换检验Spearman相关系数和显著性相关水平）（Hou et al., 2013）。通过使用（热地图插图）软件的系统聚类法和可视化热图对操作分类单元进行聚集（Xia et al., 2015）。

3结果与讨论

3.1、磷的去除性能和机理

生物滤池系统运行直到第八个星期达到稳定，氮和磷的最终去除效率根据未来20周平均值计算。如图一。在这项研究和其他研究报告中与处理没有富含铁的土壤的对比（TP和SRP的去除率分别为49.9±4.1%和60.1±3.8%）

（(Bratiereset al., 2008; Liang et al., 2015），富含铁土壤中的磷的去除效率显著更高（所有的TP和SRP都高于95%）（Fig. 1A, B），例如去除M, TM, TMS,AM 和AMS。这些高去除效率与富铁土处理的颗粒中的最大吸附量和朗格缪尔平衡常数是紧密结

合的（Table 2）。说明了富含铁的土壤对磷吸附的重要性，主要是因为充足的Fe元素（Table S1）,铁元素通常用于废水处理，都具有较高的除磷效率（Clark et al., 1997）。一般认为，在废水处理系统中加入有机碳会导致磷的浸出（Hsiehet al.,

2007）。然而，在这项研究中，磷的去除效率（接近90%）只有植物碎屑（处理

A和T）的处理中比对照组（处理C）效率明显提高（Fig. 1A, B），通过微生物介导的机制可以释放但是不吸附磷（Jin et al., 2013），在处理A, T 和C中最大吸附量和朗格缪尔平衡常数并无显著差异（Table 2）。Du et al. (2011)表明在一个植物碎屑的好氧沉淀中微生物活动可能会增强磷的沉积。可能的原因是植物碎屑的分解产生了大量的有机碳源（Cotrufo et al., 2013），有利于聚磷菌（(PAOs）的活性和生长，对于增强生物除磷做出了重大的贡献（Carvalheira et al., 2014）。

3.2氮的去除性能和机理

氮的去除效率在不同处理方法之间也是可变的。在富含铁的处理中可以显著的观察到氨氮的最高和最低去除率（超过95%），在处理C中表明对富含铁的氨有更强的吸附（Fig. 1C）。

氨氮吸附的硝化作用与低反硝化速率（Fig. 2B），由于有机碳的缺乏导致了硝态氮的积累（Fig. 1D）。从而导致了在没有有机碳的增加的处理C中总氮的去除效果不理想（Fig. 1C）。在处理A和T中由于植物碎屑的增加对总氮的去除率有显著的提高（高于处理C中的17.6%和22.5%）（Fig. 1C），而且，在加有植物碎屑和其他材料的处理AM，AMS，TM和TMS比处理C中总氮的去除效果分别提高了34.3%, 46%, 21.6% 和 46.8%（Fig. 1C）。所有这些事实表明有机碳对反硝化作用的贡献。此外，有机碳的类型对反硝化作用有不同的影响。在这项研究中，与潜在的反硝化率平行（Fig. 2B），氨氮吸附的硝化作用与低反硝化速率（Fig.

2B），由于有机碳的缺乏导致了硝态氮的积累（Fig. 1D）。从而导致了在没有有机碳的增加的处理C中总氮的去除效果不理想（Fig. 1C）。在处理A和T中由于植物碎屑的增加对总氮的去除率有显著的提高（高于处理C中的17.6%和

22.5%）（Fig. 1C），而且，在加有植物碎屑和其他材料的处理AM，AMS，TM和TMS比处理C中总氮的去除效果分别提高了34.3%, 46%, 21.6% 和 46.8%（Fig. 1C）。所有这些事实表明有机碳对反硝化作用的贡献。此外，有机碳的类型对反硝化作用有不同的影响。在这项研究中，与潜在的反硝化率平行（Fig. 2B），在处理T, TM和TMS中显著提高了nirS基因的丰度（Fig. 2D）。相比较分别处理A, AM 和 AMS，表明了陆生植物碎屑对提高反硝化作用更有效。此外，S型反硝化细菌群落组成在两种植物碎屑处理之间也是变化的。集中分析表明，相同类型的植物碎屑处理具有相似的群落组成（Fig. 5）。这些事实表明，有机质特征和反硝化细菌群落之间有着紧密的关系（Liang et al., 2015; Morrisseyand Franklin, 2015），并证实了S型反硝化菌在这些碳底物利用的显著差异性。令人惊讶的是，

同时有机碳的提高也能提高潜在的硝化速率（Fig. 2A）和硝化细菌的丰度（尤其

是氨氧化古菌）（Fig. 2C）。尽管人氨氧化古菌和氨氧化细菌是自养的，以前研

究中也有认为可降解秸秆能促进土壤硝化活性（Wessen et al., 2010）。与反硝化作用相反的是，水生植物碎屑通过更高的潜在的硝化速率和氨氧化基因丰度，比陆生植物碎屑有更有效的硝化作用。从这些结果来看可以得出，适当的有机碳可诱导硝化细菌和/或反硝化细菌的群落组成的多样性和丰度的增加，从而也加快了潜在的硝化速率和反硝化速率以及氮的转化和去除。

由于消化和反硝化作用是受硝化细菌和反硝化细菌影响，因此我们的处理加入了巢湖湖沉积物的处理，富营养化湖泊有着较高的硝化反硝化活性沉积。在生物滞留池中引进硝化细菌和反硝化细菌，即强化，生物强化技术常常用于废水处理中，有成功也有失败的报道（Bouchez et al., 2009; Loperena et al., 2007）。在这项研究中，沉积物的处理对于总氮的去除效果有着显著的提高。相比较于处理C, AM 和TM,在处理S, AMS 和 TMS中对总氮的去除效率分别增加了 17.2%, 11.5% 和25.2%。此外，在处理S, AMS 和 TMS比处理C, AM 和TM,有更高的潜在硝化和反硝化速率以及氨氧化和nirS基因丰度（Fig. 2）。系统发育分析表明，

生物强化技术对氨氧化古菌和S 型反硝化细菌群落组成没有影响，但是在氨氧化细菌中起作用。他们聚集在处理的泥沙和来源巢湖底泥（Fig. 4）。与以往研究的相比（Hou et al.,2013），操作分类单元表明在巢湖的肥沃区域有高的硝化作用活动发生。这些结果表明，成功的诱导了硝化细菌和反硝化细菌以及他们的功能作用。

3.3、同时改善磷、氮去除机理

结合三种材料（富铁土，植物碎屑和沉积物）可达到满意的脱氮除磷效果，在AMS 和TMS 中（对于总磷的去除率为97–99%，总氮的去除率为60–63%）（Fig.1）。在系统中基于理想的脱氮除磷效果，在一个单一的系统中实现同时脱氮除磷似乎是可行的，由于它们的耦合机理，提供了准确选择和调节特殊材料的类型和数量。在这项研究中，除了提高磷的去除，添加富铁土也有助于氮的去除。例如，相比于处理C,处理M 时总氮的去除效率提高了20.8%（Fig. 1C ）。此外，添加富铁土可以提高磷的吸附，从而导致在颗粒中可利用的磷含量提高（Table

2）。反过来，可利用的磷更有利于微生物的表达通过潜在的硝化速率和反硝化速率以及相应的基因丰度。这与以前的研究一致，表明磷可以促进硝化细菌（Zheng et al., 2014）和反硝化细菌的生长（Graham et al., 2010）。系统发育分析表明氨氧化古菌在富含铁的处理中也可也聚集为操作分类单元中的一组（Fig.

3）。此外，NMDS 分析的OTUs 和磷参数的数据表明，磷在氨氧化古菌群落结构中有着显著的影响。氨氧化古菌群落与最大吸附量和可利用磷数值有明显的相关性（01.0,681.0;05.0,374.0<=<=B B A A P P ρρ）（ρ值表示了强度之间的关系，P 值代表了重要性的层次），这表明最大吸附量和可利用磷数值越接近氨氧化古菌群落结构越相似（Fig. 6）所有这些都表明，氨氧化古菌群落结构可能会受到磷的影响（Dai et al., 2015）。因此，在物质中对磷的强烈吸附能力可以增加可利

用磷的值，进一步有利于硝化细菌和反硝化细菌的丰度和活性以及塑造他们的群落结构，有利于氮的去除。总之，磷的去除有利于氮的去除。另一方面，硝化作用的加速和硝化细菌和反硝化细菌对磷的需求都可能释放更多铵和磷酸盐的吸附位点，从而促进生物滤池填料的生物再生（Baykal and Guven, 1997;Jung et al., 2004）。因此，氮的硝化反硝化去除反过来更有利于磷的去除。

4结论

首先，这个地方的天然富铁土被认为为对氨氮和磷酸盐有极大的吸附容量，为硝化细菌和反硝化细菌提供了微生物可利用磷。其次，适量的有机碳可以改善某个或某些硝化细菌、反硝化细菌之间的丰度和活性。最后，自然环境中的生物强化技术被认为是一个解决微生物群落缺乏的强有力的手段。最重要的是，上述材料的联合应用最大限度的达到了同步脱氮除磷，同时保持着长期的稳定性。

参考文献

[]1Baykal, B.B., Guven, D.A., 1997. Performance of clinoptilolite alone and in combination with sand filters for the removal of ammonia peaks from domestic wastewater. Water Sci. Technol. 35 (7), 47–54.

[]2Blecken, G.T., Zinger, Y., Deletic, A., Fletcher, T.D., Hedstrom, A., Viklander, M., https://www.360docs.net/doc/458107680.html,boratory study on stormwater biofiltration Nutrient and sediment removal in cold temperatures. J. Hydrol. 394 (3–4), 507–514.

[]3Bouchez, T., Patureau, D., Delgenes, J.P., Moletta, R., 2009. Successful bacterial incorporation into activated sludge flocs using alginate. Bioresour. Technol. 100(2),

1031–1032.

[]4Bratieres, K., Fletcher, T.D., Deletic, A., Zinger, Y., 2008. Nutrient and sediment removal by stormwater biofilters: a large-scale design optimisation study. Water Res.

42 (14), 3930–3940.

[]5Carvalheira, M., Oehmen, A., Carvalho, G., Reis, M.A.M., 2014. Survival strategies of polyphosphate accumulating organisms and glycogen accumulating organisms under conditions of low organic loading. Bioresour. Technol. 172,290–296. []6Clark, T., Stephenson, T., Pearce, A., 1997. Phosphorus removal by chemicalprecipitation in a biological aerated filter. Water Res. 31 (10), 2557–2563. []7Collins, K.A., Lawrence, T.J., Stander, E.K., Jontos, R.J., Kaushal, S.S., Newcomer, T.A.,Grimm, N.B., Ekberg, M.L.C., 2010. Opportunities and challenges for managing nitrogen in urban stormwater: a review and synthesis. Ecol. Eng. 36 (11), 1507–1519.

[]8Cotrufo, M.F., Wallenstein, M.D., Boot, C.M., Denef, K., Paul, E., 2013. The Microbial Efficiency-Matrix Stabilization (MEMS) framework integrates plant litter decomposition with soil organic matter stabilization: do labile plant inputs form stable

soil organic matter? Glob. Change Biol. 19 (4), 988–995.

[]9Dai, Y., Wu, Z., Zhou, Q.H., Zhao, Q., Li, N.N., Xie, S.G., Liu, Y., 2015. Activity,abundance and structure of ammonia-oxidizing microorganisms in plateau soils. Res. Microbiol. 166 (8),655-663.

[]10de Vet, W.W.J.M., van Loosdrecht, M.C.M., Rietveld, L.C., 2012. Phosphorus limitation in nitrifying groundwater filters. Water Res. 46 (4), 1061–1069.

[]11Du, S.T., Shentu, J.L., Luo, B.F., Shamsi, I.H., Lin, X.Y., Zhang, Y.S., Jin, C.W., 2011.Facilitation of phosphorus adsorption onto sediment by aquatic plant debris.

J.Hazard. Mater. 191 (1–3), 212–218.

[]12Fan, F.L., Zhang, F.S., Lu, Y.H., 2011. Linking plant identity and interspecific competition to soil nitrogen cycling through ammonia oxidizer communities. Soil

Biol. Biochem. 43 (1), 46–54.

[]13Francis, C.A., Roberts, K.J., Beman, J.M., Santoro, A.E., Oakley, B.B., 2005.

Ubiquity and diversity of ammonia-oxidizing archaea in water columns and sediments

of the ocean. Proc. Nat. Acad. Sci. U.S.A. 102 (41), 14683–14688.

[]14Glaister, B.J., Fletcher, T.D., Cook, P.L.M., Hatt, B.E., 2014. Co-optimisation of

phosphorus and nitrogen removal in stormwater biofilters: the role of filter media,

vegetation and saturated zone. Water Sci. Technol. 69 (9), 1961–1969.

[]15Graham, D.W., Trippett, C., Dodds, W.K., O’Brien, J.M., Banner, E.B.K., Head, I.M.,Smith, M.S., Yang, R.K., Knapp, C.W., 2010. Correlations between in situ denitrification activity and nir-gene abundances in pristine and impacted prairie

streams. Environ. Pollut. 158 (10), 3225–3229.

[]16Grimm, N.B., Faeth, S.H., Golubiewski, N.E., Redman, C.L., Wu, J.G., Bai, X.M., Briggs, J.M., 2008. Global change and the ecology of cities. Science 319 (5864),

756–760.

[]17Hatt, B.E., Fletcher, T.D., Deletic, A., 2009. Hydrologic and pollutant removal performance of stormwater biofiltration systems at the field scale. J. Hydrol.365 (3–4), 310–321.

[]18Henderson, C., Greenway, M., Phillips, I., 2007. Removal of dissolved nitrogen,phosphorus and carbon from stormwater by biofiltration mesocosms. Water Sci. Technol. 55 (4), 183–191.

[]19Hou, J., Song, C.L., Cao, X.Y., Zhou, Y.Y., 2013. Shifts

betweenammonia-oxidizing bacteria and archaea in relation to nitrification potential across trophic gradients in two large Chinese lakes (Lake Taihu and Lake Chaohu).

WaterRes. 47 (7), 2285–2296.

[]20Hsieh, C.H., Davis, A.P., Needelman, B.A., 2007. Bioretention column studies of

phosphorus removal from urban stormwater runoff. Water Environ. Res.

79(2),177–184.

[]21Huang, X., Liu, C.X., Wang, Z., Gao, C.F., Zhu, G.F., Liu, L., 2013. The effects

of different substrates on ammonium removal in constructed wetlands: a comparison of their physicochemical characteristics and ammonium-oxidizing prokaryotic communities. Clean-Soil Air Water 41 (3), 283–290.

[]22Hunt, W.F., Jarrett, A.R., Smith, J.T., Sharkey, L.J., 2006. Evaluating bioretention

hydrology and nutrient removal at three field sites in North Carolina. J. Irrig. Drain. Eng. ASCE 132 (6), 600–608.

[]23James, B.R., Rabenhorst, M.C., Frigon, G.A., 1992. Phosphorus sorption by peat

and sand amended with iron-oxides or steel wool. Water Environ. Res. 64 (5),

699–705.

[]24Jha, P.K., Minagawa, M., 2013. Assessment of denitrification process in lower

Ishikari river system. Jpn. Chemosphere 93 (9), 1726–1733

[]25Jin, C.W., Du, S.T., Dong, W.Y., Wang, J.H., Shen, C., Zhang, Y.S., 2013. Aquatic plant debris improve phosphorus sorption into sediment under anoxic

condition.Environ. Sci. Pollut. Res. 20 (11), 8237–8244.

[]26Jung, J.Y., Chung, Y.C., Shin, H.S., Son, D.H., 2004. Enhanced ammonia nitrogen removal using consistent biological regeneration and ammonium exchange

of zeolite in modified SBR process. Water Res. 38 (2), 347–354.

[]27Liang, X.Q., Lin, L.M., Ye, Y.S., Gu, J.T., Wang, Z.B., Xu, L.X., Jin, Y., Ru, Q.K., Tian, G.M.,2015. Nutrient removal efficiency in a rice-straw denitrifying bioreactor.Bioresour. Technol. 198, 746–754.

[]28Liu, X., Chen, C.R., Wang, W.J., Hughes, J.M., Lewis, T., Hou, E.Q., Shen, J.P., 2013. Soil environmental factors rather than denitrification gene abundance control

N2O fluxes in a wet sclerophyll forest with different burning frequency. Soil

Biol.Biochem. 57, 292–300.

[]29Loperena, L., Ferrari, M.D., Saravia, V., Murro, D., Lima, C., Ferrando, L., Fernandez, A.,Lareo, C., 2007. Performance of a commercial inoculum for the aerobic biodegradation of a high fat content dairy wastewater. Bioresour. Technol. 98(5), 1045–1051.

[]30Morrissey, E.M., Franklin, R.B., 2015. Resource effects on denitrification are mediated by community composition in tidal freshwater wetlands soils.Environ. Microbiol. 17 (5), 1520–1532.

[]31Nicolaisen, M.H., Ramsing, N.B., 2002. Denaturing gradient gel electrophoresis(DGGE) approaches to study the diversity of ammonia-oxidizing bacteria. J.Microbiol. Methods 50 (2), 189–203.

[]32Odell, K.M., 1994. Water-quality in the shingle creek basin, florida, before and after waste-water diversion. J. Environ. Qual. 23 (3), 563–571.

[]33Payne, E.G.I., Fletcher, T.D., Russell, D.G., Grace, M.R., Cavagnaro, T.R., Evrard, V.,Deletic, A., Hatt, B.E., Cook, P.L.M., 2014. Temporary storage or permanent removal? the division of nitrogen between biotic assimilation and denitrification in stormwater biofiltration systems. PLoS ONE 9 (3).

[]34Pei, L.Y., Wan, Q., Wang, Z.F., Wang, B.B., Zhang, X.Y., Hou, Y.P., 2015. Effect of longterm bioaugmentation on nitrogen removal and microbial ecology for an

A(2)O pilot-scale plant operated in low SRT. Desalin. Water Treat. 55 (6), 1567–1574. []35Pester, M., Rattei, T., Flechl, S., Grongroft, A., Richter, A., Overmann, J., Reinhold-Hurek, B., Loy, A., Wagner, M., 2012. AmoA-based consensus phylogeny

of ammonia-oxidizing archaea and deep sequencing of amoA genes from soils of four

different geographic regions. Environ. Microbiol. 14 (2), 525–539.

[]36Read, J., Wevill, T., Fletcher, T., Deletic, A., 2008. Variation among plant species on pollutant removal from stormwater non biofiltration systems. Water Res. 42(4–5), 893–902.

[]37Sakadevan, K., Bavor, H.J., 1998. Phosphate adsorption characteristics of soils, slags and zeolite to be used as substrates in constructed wetland systems. Water Res.32 (2), 393–399.

[]38Sinclair, A.G., Johnstone, P.D., 1995. Ability of a dynamic-model of phosphorus to account for observed patterns of response in a series of phosphate fertilizer trials on pasture. Fert. Res. 40 (1), 21–29.

[]39Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (22nd ed.), 2012.American Public Health Association, Washington, DC, USA.Wang, H.L., Ji, G.D., Bai, X.Y., 2016. Distribution patterns of nitrogen micro-cycle functional genes and their quantitative coupling relationships with nitrogen transformation rates in a

biotrickling filter. Bioresour. Technol. 209, 100–107.

[]40Wessen, E., Nyberg, K., Jansson, J.K., Hallin, S., 2010. Responses of bacterial and archaeal ammonia oxidizers to soil organic and fertilizer amendments under

long-term management. Appl. Soil Ecol. 45 (3), 193–200.

[]41Xia, X.M., Vidyarathna, N.K., Palenik, B., Lee, P., Liu, H.B., 2015. Comparison of the seasonal variations of synechococcus assemblage structures in estuarine waters and coastal waters of Hong Kong. Appl. Environ. Microbiol. 81 (21), 7644–7655. []42Yang, S.Z., Liebner, S., Alawi, M., Ebenhoh, O., Wagner, D., 2014. Taxonomic database and cut-off value for processing mcrA gene 454 pyrosequencing data by MOTHUR. J. Microbiol. Methods 103, 3–5.

[]43Zheng, Y.L., Hou, L.J., Newell, S., Liu, M., Zhou, J.L., Zhao, H., You, L.L., Cheng, X.L.,2014. Community dynamics and activity of ammonia-oxidizing prokaryotes in intertidal sediments of the yangtze estuary. Appl. Environ. Microbiol.

80 (1),408–419.

[]44Zinger, Y., Blecken, G.T., Fletcher, T.D., Viklander, M., Deletic, A., 2013. Optimising nitrogen removal in existing stormwater biofilters: benefits and tradeoffs of a retrofitted saturated zone. Ecol. Eng. 51, 75–82.